不同穩定劑對砷污染土壤的穩定效果及抗酸雨淋溶能力

莫小榮 李素霞 吳烈善 林俊良 楊斌

摘要：【目的】探索FeS、電石渣和菌渣對砷污染土壤的穩定效果及抗酸雨淋溶能力，為砷污染土壤的修復治理提供理論參考。【方法】分別投加質量比為2%的FeS、電石渣和菌渣到砷污染土壤進行穩定化處理，分析不同穩定處理砷的浸出毒性、生物有效性和賦存形態，并通過模擬酸雨試驗分析穩定處理后砷污染土壤的抗酸雨淋溶特征。【結果】各穩定處理土壤砷的浸出毒性和生物有效性排序均為污染原土>菌渣組>電石渣組>FeS組;FeS對砷的穩定效果最佳，其處理土壤砷的浸出濃度按照國標硫酸—硝酸法（SNP）、美國毒性浸出程序（TCLP）、化學提取法（CE）和生理原理提取法（PBET）順序分別為0.90、0.68、3.14和0.15 mg/L。穩定處理降低了土壤易溶態砷含量，FeS組降幅最大，達18.51%，主要將易溶態砷轉化為鐵型砷;電石渣組次之，主要將易溶態砷轉化為鈣型砷及部分鐵型砷和鋁型砷;菌渣組降幅最小，僅為9.23%。模擬酸雨淋溶試驗結果表明，淋出液砷的濃度在污染原土最高，其淋洗至第15 d時砷的濃度仍有7.03 mg/L，但呈降低趨勢;電石渣組居高不下;菌渣組呈先升高后降低至平穩的變化趨勢;FeS組下降至低水平保持平穩;不同穩定處理土壤淋出液pH均升高。淋洗后，各處理土壤總砷含量降幅排序為污染原土>菌渣組>電石渣組>FeS組，污染原土降幅最大，達25.34%，主要降低易溶態砷;FeS組降幅最小，僅為4.89%，主要降低少量易溶態砷和鋁型砷;電石渣組和菌渣組有一定程度的降低。【結論】FeS對砷穩定效果好，抗酸雨淋溶能力強，能有效降低土壤砷的浸出毒性和生物有效性;菌渣和電石渣具有一定的穩定作用，適合作輔助劑增強穩定效果，但需適量添加電石渣，避免破壞土壤理化性質。

關鍵詞： 砷;土壤;穩定處理;浸出毒性;生物有效性;模擬酸雨

Abstract：【Objective】This study aimed to explore the stable effect of arsenic（As）-contaminated soil by using FeS， carbide slags and mushroom residues，as well as the acid rain leaching resistance，in order to provide theoretical guidance for remediating As-contaminated soils. 【Method】Three stabilizers：FeS，carbide slags and mushroom residues with a mass ratio of 2% were added to all treatments， respectively. The leaching of toxicity，bioavailability，and morphology of arsenic in different stabilization treatments were analyzed. In addition，the characteristics of acid rain resistance by stability treatments were tested by estimating acid rain. 【Result】The results showed that the order of arsenic leaching toxicity and bioavailability in all treatments was contaminated raw soil>mushroom residues group>carbide slags group>FeS group. The stable effect of FeS stabilizer to arsenic was the optimal. The leaching concentrations of As by FeS stabilizer were 0.90，0.68，3.14 and 0.15 mg/L with the methods of solid waste-extraction procedure for leaching toxicity-sulphuric acid & nitric acid method（SNP），toxicity characteristic leaching procedure（TCLP），chemical extraction（CE），and physiologically-based extraction test（PBET），respectively. Stability treatment lowered soluble arsenic content in soil， the decrease range in FeS reached 18.51%， this converted soluble arsenic to iron arsenic. The decrease range of carbide slags was the second largest， soluble arsenic was transformed into calcium arsenic or partial iron arsenic or aluminum arsenic. Whereas，the mushroom residues exhibited the lowest reduction， which was 9.23% decrease of soluble arsenic. The simulated acid rain leaching experiment showed that the highest arsenic leaching concentration group was contaminated raw soil，the arsenic concentration still remained 7.03 mg/L on the 15th day， but showed decreasing trend. Arsenic concentration，in the carbide slag group，kept high level during the whole acid rain leaching process. But in the mushroom residues group，the trend of arsenic leaching concentration increased first and then decreased to a stable level. In FeS group，the tendency of arsenic concentration decreased to a low status and stayed stable later. Meanwhile，pH values in leaching liquids of all treatments were increased. The results also showed that the decreasing range of total arsenic content was in the order of contaminated raw soil>mushroom residue group>carbide slag group>FeS group. The total arsenic content of contaminated raw soil decreased by 25.34%（the largest decrease），mainly reducing soluble arsenic;FeS group had the smallest reduction of soil total arsenic content with only 4.89%，mainly reduced a small amount of soluble arsenic and aluminum type arsenic，soil total arsenic content of carbide slag and mushroom residue groups presented a certain degree of reduction. 【Conclusion】Among the three stabilizers，FeS has the best stable effect，strongest acid rain leaching resistance，and highest effective reduction of arsenic toxicity and bioavailability. Mushroom residues and carbide slags also have stable effect to some extent;but they also possess some limitation which accounts for being the assistant agents to enhance the stabilizing effect. Notably，carbide slags should be added in the appropriate amount to avoid destroying the physical and chemical properties of soil.

Key words： arsenic; soil; stabilization treatment; leaching toxicity; bioavailability; simulated acid rain

0 引言

【研究意義】我國是世界高砷富集地（宋波等，2017），2014年公布的《全國污染土壤調查公報》顯示，全國土壤污染總超標率為16.1%，而砷的點位超標率達2.7%;廣西、江西、云南和貴州等地均受砷嚴重污染（金雪蓮等，2012;曹鑫康，2013;黎承波等，2018）。據統計，我國目前受砷等多種重金屬污染的耕地面積約2000萬ha，約占總耕地面積的五分之一，每年被重金屬污染的糧食產量約1200萬t，且糧食產量下降造成經濟損失200億;同時，砷污染嚴重影響作物的生長、產量和品質，并通過食物鏈傳遞在人體內富集，威脅人體健康（陳懷滿，2005;趙其國等，2007;盧利清和葉常茂，2017;武慧斌等，2017;崔景明等，2018）。因此，尋找一種經濟、高效的技術修復砷污染土壤已成當務之急。【前人研究進展】在眾多砷污染土壤修復技術中，穩定化修復技術由于操作簡單、見效快、成本低、藥物來源廣等優點已成為防治砷污染最有效的方法之一（林志靈等，2013）。鐵系材料因對砷穩定效果明顯而深受青睞，胡立瓊等（2014）研究表明，添加4種含鐵材料（FeCl3、FeCl2、Fe0和Fe2O3）均能明顯降低土壤中易溶態砷和毒性浸出砷含量;費揚等（2015）研究發現Nano-Fe2O3和鐵錳雙金屬氧化物（FMBO）等鐵基氧化物對砷的穩定效果在90%以上，促進砷從移動性較強的非專性吸附態和專性吸附態向穩定性好的鐵錳和鐵鋁結合態轉化。鈣系材料對砷也有較好的穩定效果，王浩等（2013）發現CaO在投加量8%以內，穩定效果隨投加量的增加而加強。也有將鐵系材料和鈣系材料復配使用強化穩定效果，如生石灰投加量為0.05%～0.10%和亞鐵鹽投加量為Fe/As摩爾比6∶1～8∶1時，土壤砷穩定效率超過85%（盧聰等，2013）;FeS和電石渣質量比為3∶1時，土壤砷穩定效率提高到88.05%（莫小榮等，2017b）。有機材料由于富含大量有機養分和功能基團，可通過離子交換、氫鍵締合和絡合等作用吸附污染物，對砷有一定的穩定作用（秦銘和王俊燚，2010;劉利軍等，2013;吳烈善等，2014）;同時能改良土壤理化性質，促使土壤生態修復備受關注（孫紀杰等，2013）。我國長江以南—云貴高原以東地區是酸雨多發區，酸雨淋溶能活化土壤中的砷，提高砷的有效態和遷移性，進而降低砷的穩定效率（郭娟等，2018）。【本研究切入點】本課題組在前期研究中對FeS、電石渣和菌渣復合穩定修復砷污染土壤效果進行了分析（莫小榮等，2017a，2017b），但對3種材料各自的穩定效果、浸出毒性、生物有效性、賦存形態及抗酸雨淋溶能力尚未進行探究。【擬解決的關鍵問題】以FeS、電石渣和菌渣為穩定劑，探究3種材料對砷污染土壤的穩定效果及機理，并通過模擬酸雨試驗研究穩定處理對砷污染土壤的抗酸雨淋溶能力，為砷污染土壤修復治理提供理論依據。

1 材料與方法

1. 1 試驗材料

供試土壤來源于廣西大學農場，選取人為干擾較小的地塊，剝離其表層雜質后取0～20 cm深土壤并將其運回實驗室風干、除雜、過篩，備用。土壤粒徑組成為：>0.02 mm顆粒占3.98%，0.02～0.01 mm顆粒占14.36%，<0.01 mm顆粒占81.61%;土壤pH 6.04，比重2.68，有機質含量6.23 g/kg，總砷含量22.52 mg/kg，砷的浸出濃度未檢出。向備用土壤投加砒霜（As2O3），同時添加去離子水攪拌均勻，靜置30 d，制得人工砷污染土壤，污染土壤pH為8.3，總砷含量833.22 mg/kg，砷浸出濃度為22.03 mg/L。

FeS（分析純）購自成都金山化學試劑有限公司;電石渣購自廣西南寧化工廠，主要成分為CaO（占比68.55%），pH 8.86;菌渣來自廣西大學農場，為培養蘑菇后的廢料，有機質含量42.10%，pH 6.75。

1. 2 試驗方法

1. 2. 1 穩定化試驗 準備大小相同的塑料桶若干，每桶加入砷污染土壤1 kg，按照質量比2%（根據前期試驗，綜合考慮處理效果和實際成本選擇此比例）分別投加FeS、電石渣和菌渣，對應處理稱為FeS組、電石渣組和菌渣組，以只添加去離子水作對照處理，每處理重復3次。先進行干攪拌，再添加去離子水至土壤水含率在30%左右，接著濕攪拌至穩定藥劑與污染土壤充分混合，實驗室內自然靜置培養60 d，培養期間月平均最高溫度31.7 ℃，月平均最低溫度24.4 ℃，每天通過稱重添加去離子水，保持土壤水含率不變。

1. 2. 2 模擬酸雨試驗 模擬酸雨化學成分參照1991—2004年南寧市平均降水化學成分（鄭鳳琴等，2007），將MgSO4·7H2O、K2SO4、NaNO3、NH4F、NH4Cl、CaSO4·2H2O和（NH4）2SO4溶解于去離子水中配成基液，用SO42-/NO3-摩爾比為6.96的母液調節模擬酸雨pH為5.5，模擬酸雨化學成分和濃度見表1。

酸雨裝置：酸雨淋溶土柱高（H）為15 cm、直徑（D）為3 cm的PVC管加工而成，土柱添加順序（從底部到頂部）：平鋪定性濾紙于土柱底部，覆蓋60目尼龍網，鋪設粗石英砂（h=2 cm），填充污染土壤，邊填充邊擠壓（h=10 cm，按接近土壤密度填充）;在土壤表面覆蓋60目尼龍網，最后鋪設粗石英砂（h=2 cm）。淋溶裝置如圖1所示。

土柱淋溶：淋溶量按照2012年南寧市年均降水量1424 mm計算，流速為0.15 mL/min，采用間歇式淋溶，每天淋溶8 h，連續淋溶15 d（相當于暴雨級別連續淋溶15 d），淋出液按照1、3、5、7、9、11、13和15 d進行收集，對收集后的淋洗液測定pH和砷的濃度，對淋洗后的土壤進行風干、破碎和過篩，分析總砷含量和砷賦存形態。

1. 3 樣品分析

供試土壤理化性質依據《土壤農化分析與環境監測》進行測定;土壤浸出毒性分別參照國標法（SNP）《固體廢物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》（HJ/T 299—2007）和美國國家環境保護局的毒性特性浸出程序（TCLP）操作;土壤砷的賦存形態分析參考Cao等（2003）的方法;土壤總砷含量測定采用原子熒光分析儀（SA-20，北京吉天儀器有限公司）;土壤生物有效性分析分別采用化學提取法（CE）（Woolson et al.，1971）和生理原理提取法（PBET）（Yang et al.，2002）。

CE法：用150 mL錐形瓶準確稱取過100目篩孔的土壤5.0 g（精確到0.0002 g），加入0.5 mg/L碳酸氫鈉溶液50 mL，搖勻，蓋緊瓶塞，置于溫度20～25 ℃、速度180 r/min的水浴恒溫振蕩器中振蕩2 h，取出靜置，用0.45 μm濾膜過濾，待測。

土壤砷生物有效性（%）=土壤有效態砷/土壤總砷×100

PBET法：準確稱取0.1 g（精確到0.0002 g）干土，按固液比1∶100（kg/L）移取10 mL提取液（提取液為用鹽酸調節的pH 1.5 0.4 mg/L氨基乙酸溶液），搖勻，置于水浴恒溫振蕩器中，調節水溫維持在人體體溫水平（37±2）℃，以30±1 r/min振蕩1 h，然后離心（轉速約3000 r/min）5 min，取上層清液，用0.45 μm濾膜過濾，待測。

質量控制參考《土壤環境監測技術規范》（HJ/T 166—2004），砷的加標回收率為92.70%，在加標回收率允許范圍之內。

1. 4 統計分析

試驗數據分別使用Excel 2010和Origin 8.6進行處理和繪圖，以SPSS 19.0進行統計分析。

2 結果與分析

2. 1 不同穩定劑對砷浸出毒性的影響

運用SNP法和TCLP法分別浸提污染原土和不同穩定劑處理60 d后的土壤，分析砷的浸出毒性特征，結果如圖2所示。從圖2可知，SNP法浸提污染原土及FeS組、電石渣組和菌渣組土壤，砷的浸出濃度分別為22.04、0.90、8.47和15.72 mg/L，FeS、電石渣和菌渣處理后土壤砷的浸出濃度分別降低95.92%、61.57%和28.68%;TCLP法浸提污染原土及FeS組、電石渣組和菌渣組土壤，砷的浸出濃度分別為7.20、0.68、1.10和2.34 mg/L，FeS、電石渣和菌渣處理后土壤砷的浸出濃度分別降低90.56%、84.72%和67.50%。兩種浸提方法土壤砷的浸出濃度排序均為污染原土>菌渣組>電石渣組>FeS組，3種穩定材料均能顯著降低污染原土砷的浸出毒性（P<0.05，下同），其中以FeS穩定效果最佳。

2. 2 不同穩定劑對土壤砷生物有效性的影響

運用CE法和PBET法分別浸提污染原土和不同穩定劑處理60 d后的土壤，分析砷的生物有效性，結果如圖3所示。從圖3可知，CE法浸提污染原土及FeS組、電石渣組和菌渣組土壤，砷的浸出濃度分別為14.50、3.14、9.41和10.09 mg/L，FeS、電石渣和菌渣處理后土壤有效態砷濃度分別降低78.34%、35.10%和30.41%;PBET法浸提污染原土及FeS組、電石渣組和菌渣組土壤，砷的浸出濃度分別為1.68、0.15、0.44和0.63 mg/L，FeS、電石渣和菌渣處理后土壤有效態砷濃度分別降低91.07%、73.81%和62.50%。兩種浸提方法的土壤有效態砷濃度排序均為污染原土>菌渣組>電石渣組>FeS組，且兩種方法的3種穩定材料均能顯著降低污染原土砷的生物有效性，以FeS的穩定效果最佳。

2. 3 不同穩定劑對土壤砷賦存形態的影響

根據Cao等（2003）的研究結果，土壤砷包括易溶態砷（WE-As）、鋁型砷（Al-As）、鐵型砷（Fe-As）、鈣型砷（Ca-As）和殘渣態砷（RS-As）5種形態，其中易溶態砷活性強，生物有效性高，后4種為難溶性砷，土壤主要以難溶性砷存在，但不同形態砷間可相互轉化。由圖4可知，穩定處理均可降低土壤中易溶態砷含量，并改變各處理組中難溶性砷的比例。FeS處理的土壤易溶態砷和鋁型砷含量分別為9.35和130.20 mg/kg，較污染原土分別降低18.51%和14.45%;鐵型砷、鈣型砷和殘渣態砷含量分別為457.25、90.95和145.25 mg/kg，分別較污染原土上升20.68%、5.74%和6.54%，主要從易溶態砷轉化為鐵型砷。電石渣處理的土壤易溶態砷含量為40.90 mg/kg，較污染原土降低14.73%;鈣型砷、鐵型砷和鋁型砷含量分別為98.15、313.50和275.55 mg/kg，分別較污染原土上升6.61%、3.42%和3.00%，殘渣態砷小幅度上升，與電石渣含有大量CaO、部分鐵鋁氧化物有關。菌渣處理的土壤易溶態砷含量為86.70 mg/kg，較污染原土降低9.23%;鐵型砷和鈣型砷含量分別為340.30和63.01 mg/kg，分別較污染原土上升6.64%和2.38%，鋁型砷和殘渣態砷變化不明顯，可能是砷與土壤中的鐵及溶解有機質（DOM）結合形成As-Fe-DOM的原因所致（劉廣良和蔡勇，2011）。

2. 4 穩定處理對砷污染土壤抗酸雨淋溶能力的影響

2. 4. 1 淋出液砷的濃度及pH變化 酸雨是我國主要的環境污染問題之一，南方大多數城市和地區酸雨普遍，酸雨面積占國土面積的40%左右（解淑艷等，2012）。酸雨導致土壤酸化，增加土壤砷的活性和生物有效性（郭娟等，2018）。本研究使用模擬酸雨淋溶穩定處理后的土壤，分析穩定處理對抗酸雨淋溶的能力，并與污染原土對比，結果如圖5所示。

由圖5可知，污染原土隨著模擬酸雨淋溶時間的延長，淋出液砷的濃度從17.79 mg/L下降至7.03 mg/L，降幅60.48%，并于第3、7、9和13 d出現顯著降低趨勢。FeS處理土壤淋出液砷的濃度從1.53 mg/L下降至0.11 mg/L，降幅92.81%，并于第3、5、7、9和11 d出現顯著降低趨勢，第11 d后砷在低淋出水平保持穩定。菌渣處理土壤淋出液砷的濃度出現先升后降的變化趨勢，于第9 d開始維持平穩。電石渣組收集的淋出液量少，僅于第3、7、11和15 d收集部分淋出液，不同收集時間淋出液砷的濃度無顯著變化（P>0.05），且均保持在較高水平。

同時，不同處理土壤淋出液pH均有所升高。污染原土淋出液pH于第3和第5 d顯著升高，第7 d后保持穩定;FeS處理土壤淋出液pH先升高后平緩，但上升幅度與污染原土相比較小;菌渣處理土壤淋出液pH緩慢上升;電石渣處理的土壤淋出液pH始終保持在較高水平。

2. 4. 2 淋溶后土壤砷賦存形態分析 不同處理土壤經酸雨淋溶15 d后，取土壤分析砷的賦存形態，結果如圖6所示。由圖6可知，各處理土壤總砷含量降幅排序為污染原土>菌渣組>電石渣組>FeS組，污染原土總砷含量降幅最大，高達25.34%，其中主要降低易溶態砷、部分鋁型砷及少量鈣型砷，鐵型砷和殘渣態砷變化不明顯。FeS處理的土壤總砷含量降幅最小，僅為4.89%，主要降低少量易溶態砷和鋁型砷，表明FeS處理的土壤表現出較強的抗酸雨淋溶能力;而電石渣和菌渣由于穩定砷的能力有限，在酸雨淋溶時，較多砷被淋出，導致淋溶后土壤總砷含量有一定程度的降低。

3 討論

3. 1 浸出毒性和生物有效性分析

土壤中存在水溶態、吸附態和難溶態等多種形態的砷，不同形態砷可相互轉化，固相中的砷可釋放到溶液中成為有效態砷，且這些自由砷正是土壤生物吸收砷的主要來源，代表著土壤砷生物有效態成分（Bissen and Frimmel，2000;馬薇等，2016）。本研究的3種穩定材料中FeS對砷的穩定作用最好，對降低砷浸出毒性和生物有效性效果最顯著，主要因為FeS與砷反應產生FeAsO4和As2S3等難溶態砷，降低了砷移動性和毒性（張華夏和石林，2019）;電石渣穩定作用次之，主要依靠組成成分中CaO、少量鐵鋁氧化物對砷的穩定作用（蔣明等，2017）;菌渣對砷也有一定的穩定作用，主要由于菌渣富含有機養料和大量活性基團，土壤砷能與菌渣中有機質形成絡合物限制砷的活性（張沖等，2007;劉廣良和蔡勇，2011;孫紀杰等，2013）。

相比之下，SNP法浸出效果較TCLP法優，即SNP法浸提出砷的濃度更高，說明SNP法較TCLP法嚴格，達標的難度相比TCLP法大。這主要與浸提劑pH有關，TCLP法浸提劑pH為2.88±0.05，SNP法浸提劑pH為3.20±0.05，蔣建清和吳燕玉（1995）指出弱酸條件有利于砷的遷移，強酸性條件抑制砷的遷移;當土壤pH降低時，土壤正電荷增加，含砷陰離子被帶正電荷的氫氧化鐵等吸附或生成沉淀而被穩定固定在土壤中，減少了砷的溶出（高松和謝麗，2009）。同時可能與浸提劑種類、固液比及振蕩條件有關（莫小榮等，2017a）。CE法的提取效果優于PBET法，也主要受pH影響，CE法提取劑為堿性，PBET法提取劑為酸性，酸性條件有利于砷的吸附和沉淀，堿性條件有利于砷的解吸（張子葉等，2019）。此外，CE法相對PBET法夸大了土壤砷的生物有效性，生物有效性是指污染物進入人體后的生物可給性，并非環境中的化學有效態砷都能被生物吸收。

3. 2 酸雨對砷淋出濃度和淋出液pH的影響

污染原土砷淋出濃度很高，主要由于污染原土含大量易溶態砷，在淋洗初期，易溶態砷迅速淋出;隨著淋溶時間的延長，砷淋出濃度不斷降低，但淋出濃度依然較高，對生態環境威脅很大。FeS穩定處理土壤易溶態砷含量低、遷移量少，與FeS穩定處理后砷的賦存形態以難移動態鐵型砷為主有關（苑靜，2010）。菌渣穩定處理土壤易溶態砷含量較高，淋洗初期會有大量砷淋出，但隨著淋溶時間的延長，易溶態砷減少及砷與土壤有機質的絡合作用增加了土壤對砷的吸附能力，導致砷緩慢釋放（Ingelmo et al.，2012;Tang et al.，2014）。電石渣屬于堿性材料，其穩定處理土壤pH較高，酸雨淋溶時，土壤顆粒高度分散、泥濘，土壤滲透性差，酸雨不易滲透，與郭朝暉等（2003）的研究結果一致;因此電石渣組淋出液量少，僅能收集到第3、7、11和15 d淋出液，淋出液砷含量居高不下。一方面，由于電石渣穩定處理的土壤仍含有較多易溶態砷，酸雨淋溶時易溶態砷被淋出;另一方面，電石渣處理后土壤滲透性差，導致土壤中易溶態砷難以遷出土壤而滯留在土壤溶液中，因此淋溶到第15 d時，淋出液的砷濃度依然很高。

各處理土壤淋出液pH均升高，其原因是酸雨中硫酸根和硝酸根易被土壤吸附，交換出OH-，導致土壤pH升高（韓亞萍等，2013）。FeS組淋出液pH上升幅度較污染原土小，主要由于Fe2+易發生水解釋放出H+，中和部分OH-，緩和了土壤淋出液pH的升高（Komárek et al.，2013）。菌渣組淋出液pH上升緩慢，主要由于菌渣中有機質含量高而發揮較好的緩沖性能（胡波等，2013）。電石渣組淋出液pH居高不下，一方面是由于電石渣本身呈堿性，添加電石渣提高了土壤溶液的pH;另一方面，土壤吸附的OH-被酸雨中硫酸根和硝酸根交換出來，進一步提高了土壤pH。

3. 3 不同穩定處理在酸雨淋溶前后砷賦存形態的變化

穩定處理均能降低土壤易溶態砷含量，并將其轉化為鐵型砷和鈣型砷等穩定形態，其中FeS穩定作用最佳，電石渣次之，菌渣最弱。酸雨淋溶時，未進行穩定處理的污染原土總砷降低幅度最大，其次是菌渣組，電石渣組第三，而FeS組總砷降低幅度最小。說明穩定效果越好，土壤砷的抗酸雨淋溶能力越強、砷的淋出越少，對生態環境的威脅越小，其中FeS穩定處理的土壤抗酸雨淋溶能力最強。值得關注的是，電石渣穩定處理的土壤中總砷降低少，但淋出液砷的濃度很高，主要原因是土壤滲透性較差，酸雨淋溶時砷的移動性低，易溶態砷滯留較多。在實際工程中，這類型的處理易造成土壤濕時積水，大量砷從固相轉移到液相，易通過地表徑流擴散，加劇二次污染。因此，應適量施用電石渣，避免破壞土壤理化性質。

胡立瓊，曾敏，雷鳴，廖柏寒，周航. 2014. 含鐵材料對污染水稻土中砷的穩定化效果[J]. 環境工程學報，8（4）：13-18. [Hu L Q，Zeng M，Lei M，Liao B H，Zhou H. 2014. Stabilization effects of iron-containing materials on arsenic in contaminated paddy soils[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering，8（4）：13-18.]

蔣建清，吳燕玉. 1995. 模擬酸雨對草甸棕壤中重金屬遷移的影響[J]. 中國科學院研究生院學報，12（2）：185-190. [Jiang J Q，Wu Y Y. 1995. Study on the movement of heavy metals in meadow burozem affected by model acid precipitation[J]. Journal of the Graduate School of the Chinese Academy of Sciences，12（2）：185-190.]

蔣明，劉紅盼，黃小鳳. 2017. 電石渣在環境污染控制中的應用[J]. 無機鹽工業，49（3）：6-8. [Jiang M，Liu H P，Huang X F. 2017. Application of carbide slag in environmental pollution control[J]. Inorganic Chemicals Industry，49（3）：6-8.]

金雪蓮，任婧，夏峰. 2012. 我國河流湖泊砷污染研究進展[J]. 環境科學導刊，31（5）：26-31. [Jin X L，Ren J，Xia F. 2012. The research progress on the arsenic pollution of the rivers and lakes in China[J]. Environmental Science Survey，31（5）：26-31.]

黎承波，黃奎賢，韋仁棒，黃河，張超蘭. 2018. 廣西河池拉么溪沿岸農田土壤重金屬污染特征研究[J]. 廣西大學學報（自然科學版），43（5）：2088-2094. [Li C B，Huang K X，Wei R B，Huang H，Zhang C L. 2018. Study on me-tals contamination characteristic of heavy in agricultural soil near Lamo River in Hechi City of Guangxi[J]. Journal of Guangxi University（Natural Science Edition），43（5）：2088-2094.]

林志靈，曾希柏，張楊珠，蘇世鳴，馮秋分，王亞男，李蓮芳，白玲玉，段然，吳翠霞. 2013. 人工合成鐵、鋁礦物和鎂鋁雙金屬氧化物對土壤砷的鈍化效應[J]. 環境科學學報，33（7）：1953-1959. [Lin Z L，Zeng X B，Zhang Y Z，Su S M，Feng Q F，Wang Y N，Li L F，Bai L Y，Duan R，Wu C X. 2013. Immobilization effects of synthetic Fe/Al mi-nerals and Mg/Al layered double oxides（Mg/Al-LDO） additions on arsenic（As） in soils[J]. Acta Scientiae Circumstantiae，33（7）：1953-1959.]

劉廣良，蔡勇. 2011. 環境中砷與溶解有機質的絡合作用[J]. 環境化學，30（1）：50-55. [Liu G L，Cai Y. 2011. Complexa-tion of arsenic with dissolved organic matter in the environment[J]. Environmental Chemistry，30（1）：50-55.]

劉利軍，洪堅平，閆雙堆，黨晉華. 2013. 不同pH條件下腐植酸對土壤中砷形態轉化的影響[J]. 植物營養與肥料學報，19（1）：134-141. [Liu L J，Hong J P，Yan S D，Dang J H. 2013. Effects of humic acid on transformation of soil As in different pH conditions[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science，19（1）：134-141.]

盧聰，李青青，羅啟仕，劉莉莉，張長波. 2013. 場地土壤中有效態砷的穩定化處理及機理研究[J]. 中國環境科學，33（2）：298-304. [Lu C，Li Q Q，Luo Q S，Liu L L，Zhang C B. 2013. Stabilization treatment of available arsenic in contaminated soils and mechanism studies[J]. China Environmental Science，33（2）：298-304.]

盧利清，葉常茂. 2017. 重金屬污染土壤原位修復技術進展[J]. 安徽農學通報，23（21）：69-70. [Lu L Q，Ye C M. 2017. Current progress on in situ remediation of heavy metal contaminated soil[J]. Anhui Agricultural Science Bulletin，23（21）：69-70.]

馬薇，Paton G I，王夏暉. 2016. 土壤重金屬生物有效性評價方法研究進展[J]. 環境保護科學，42（4）：47-51. [Ma W，Paton G I，Wang X H. 2016. Research progress in bioavailability assessment of heavy metals in soils[J]. Environmental Protection Science，42（4）：47-51.]

莫小榮，李素霞，王蕓，吳烈善. 2017a. 復合材料對砷污染土壤穩定效果及其影響因素的研究[J]. 土壤通報，48（1）：208-213. [Mo X R，Li S X，Wang Y，Wu L S. 2017a. Influence of composite materials on the stabilization of arsenic in the contaminated soil[J]. Chinese Journal of Soil Science，48（1）：208-213.]

莫小榮，吳烈善，王蕓，胡曉熙，李素霞. 2017b. 復合材料對砷污染土壤穩定化處理及機理研究[J]. 環境科學學報，37（3）：1115-1121. [Mo X R，Wu L S，Wang Y，Hu X X，Li S X. 2017b. Stabilization treatment to As-contaminated soil and its mechanism by composite materials[J]. Acta Scientiae Circumstantiae，37（3）：1115-1121.]

秦銘，王俊燚. 2010. 土壤腐殖質對重金屬離子吸附—解吸作用的研究探討[J]. 農業技術與裝備，（2）：6-7. [Qin M，Wang J Y. 2010. The study and discussion about adsorption-analysis effect of humus to heavy metal ion[J]. Agricultural Technology & Equipment，（2）：6-7.]

宋波，劉暢，陳同斌. 2017. 廣西土壤和沉積物砷含量及污染分布特征[J]. 自然資源學報，32（4）：654-668. [Song B，Liu C，Chen T B. 2017. Contents and pollution distribution characteristics of arsenic in soils and sediments in Guangxi Zhuang Autonomous Region[J]. Journal of Na-tural Resources，32（4）：654-668.]

孫紀杰，李新舉，李海燕，郭淑麗，趙耀倫，許愛玲. 2013. 蘑菇廢料施用對煤礦區復墾土壤顆粒組成的影響[J]. 煤炭學報，38（3）：487-492. [Sun J J，Li X J，Li H Y，Guo S L，Zhao Y L，Xu A L. 2013. Effects of using mushroom material on reclamation soil particle composition in coal mineral area[J]. Journal of China Coal Society，38（3）：487-492.]

王浩，潘利祥，張翔宇，李萌，宋寶華. 2013. 復合穩定劑對砷污染土壤的穩定研究[J]. 環境科學，34（9）：3587-3594. [Wang H，Pan L X，Zhang X Y，Li M，Song B H. 2013. Study on composite stabilization of arsenic（As） contaminated soil[J]. Environmental Science，34（9）：3587-3594.]

武慧斌，曾希柏，湯月豐，白玲玉，蘇世鳴，王亞男，陳鴿. 2017. 砷污染土壤不同比例客土對大豆生長和吸收砷的影響[J]. 農業環境科學學報，36（10）：2021-2028. [Wu H B，Zeng X B，Tang Y F，Bai L Y，Su S M，Wang Y N，Chen G. 2017. Effects of different soil dressing ratios on soybean growth and absorption of arsenic in arsenic contaminated soil[J]. Journal of Agro-Environment Science，36（10）：2021-2028.]

吳烈善，莫小榮，曾東梅，蘇翠翠，呂宏虹，咸思雨，孔德超. 2014. 復合礦化穩定劑對土壤中砷穩定效果的研究[J]. 土壤通報，45（6）：1522-1526. [Wu L S，Mo X R，Zeng D M，Su C C，Lü H H，Xian S Y，Kong D C. 2014. Study on effects of composite organic or inorganic agents on the stabilization of arsenic（As） in soil[J]. Chinese Journal of Soil Science，45（6）：1522-1526.]

解淑艷，王瑞斌，鄭皓皓. 2012. 2005—2011年全國酸雨狀況分析[J]. 環境監控與預警，4（5）：33-37. [Xie S Y，Wang R B，Zheng H H. 2012. Analysis on the acid rain from 2005 to 2011 in China[J]. Environmental Monitoring and Forewarning，4（5）：33-37.]

苑靜. 2010. 土壤中主要重金屬污染物的遷移轉化及修復[J]. 遼寧師專學報（自然科學版），12（2）：19-20. [Yuan J. 2010. The transformation and restoration of main heavy metal pollutions in soil[J]. Journal of Liaoning Teachers College（Natural Science Edition），12（2）：19-20.]

張沖，王紀陽，趙小虎，劉文清，羅紅輝，劉洪標，趙沛華，王富華. 2007. 土壤改良劑對南方酸性菜園土重金屬汞、砷有效態含量的影響[J]. 廣東農業科學，34（11）：102-105. [Zhang C，Wang J Y，Zhao X H，Liu W Q，Luo H H，Liu H B，Zhao P H，Wang F H. 2007. Effects of three different modifiers on the content of available Hg，As in acid soil of south of Chinas vegetable field[J]. Guangdong Agricultural Science，34（11）：102-105.]

張華夏，石林. 2019. 羧甲基纖維素鈉穩定納米硫化亞鐵吸附砷研究[J]. 水處理技術，45（4）：37-42. [Zhang H X，Shi L. 2019. Study on adsorption of arsenic on carboxyme-thylcellulose sodium stabilized ferrous sulfide nanopar-ticles[J]. Technology of Water Treatment，45（4）：37-42.]

張子葉，謝運河，劉昭兵，柳賽花，田發祥，紀雄輝. 2019. Fe對土壤As活性的影響及作用機理研究進展[J]. 湖南農業科學，（6）：110-114. [Zhang Z Y，Xie Y H，Liu Z B，Liu S H，Tian F X，Ji X H. 2019. Research progress on the effect and mechanism of Fe on soil As activity[J]. Hunan Agricultural Sciences，（6）：110-114.]

趙其國，黃國勤，錢海燕. 2007. 生態農業與食品安全[J]. 土壤學報，44（6）：1127-1134. [Zhao Q G，Huang G Q，Qian H Y. 2007. Ecological agriculture and food safety[J]. Acta Pedologica Sinica，44（6）：1127-1134.]

鄭鳳琴，孫崇智，謝宏斌. 2007. 1991～2004年不同環流背景下南寧市降水化學成分變化特征的研究[J]. 熱帶氣象學報，23（6）：664-668. [Zheng F Q，Sun C Z，Xie H B. 2007. Study on chemical constitution characteristics of rainwater under different atmospheric circulation over Nanning city during 1991-2004[J]. Journal of Tropical Meteorology，23（6）：664-668.]

Bissen M，Frimmel F H. 2000. Speciation of As（III），As（V），MMA and DMA in contaminated soil extracts by HPLC-ICP/MS[J]. Fresenius Journal of Analytical Chemistry，367（1）：51-55.

Cao X，Ma L Q，Shiralipour A. 2003. Effects of compost and phosphate amendments on arsenic mobility in soils and arsenic uptake by the hyperaccumulator，Pteris vittata L.[J]. Environmental Pollution，126（2）：157-167.

Ingelmo F，Molina M J，Soriano M D，Gallardo A，Lapena L. 2012. Influence of organic matter transformations on the bioavailability of heavy metals in a sludge based compost[J]. Journal of Environmental Management，95（S）： S104-S109.

Komárek M，Vaněk A，Ettler V. 2013. Chemical stabilization of metals and arsenic in contaminated soils using oxides—A review[J]. Environmental Pollution，172：9-22.

Tang W W，Zeng G M，Gong J L，Liang J，Xu P，Zhang C，Huang B B. 2014. Impact of humic/fulvic acid on the removal of heavy metals from aqueous solutions using nanomaterials：A review[J]. Science of the Total Environment，468-469：1014-1027.

Woolson E A，Axley J H，Kearney P C. 1971. Correlation between available soil arsenic，estimated by six methods，and response of corn（Zea mays L.）[J]. Soil Science Society of America Journal，35（1）：101-105.

Yang J K，Barnett M O，Jardine P M，Basta N T，Casteel S W. 2002. Adsorption，sequestration，and bioaccessibility of As（V） in soils[J]. Environmental Science & Technology，36（21）：4562-4569.

（責任編輯 羅 麗）