不同稳定剂对砷污染土壤的稳定效果及抗酸雨淋溶能力

莫小荣 李素霞 吴烈善 林俊良 杨斌

摘要：【目的】探索FeS、電石渣和菌渣对砷污染土壤的稳定效果及抗酸雨淋溶能力，为砷污染土壤的修复治理提供理论参考。【方法】分别投加质量比为2%的FeS、电石渣和菌渣到砷污染土壤进行稳定化处理，分析不同稳定处理砷的浸出毒性、生物有效性和赋存形态，并通过模拟酸雨试验分析稳定处理后砷污染土壤的抗酸雨淋溶特征。【结果】各稳定处理土壤砷的浸出毒性和生物有效性排序均为污染原土>菌渣组>电石渣组>FeS组;FeS对砷的稳定效果最佳，其处理土壤砷的浸出浓度按照国标硫酸—硝酸法（SNP）、美国毒性浸出程序（TCLP）、化学提取法（CE）和生理原理提取法（PBET）顺序分别为0.90、0.68、3.14和0.15 mg/L。稳定处理降低了土壤易溶态砷含量，FeS组降幅最大，达18.51%，主要将易溶态砷转化为铁型砷;电石渣组次之，主要将易溶态砷转化为钙型砷及部分铁型砷和铝型砷;菌渣组降幅最小，仅为9.23%。模拟酸雨淋溶试验结果表明，淋出液砷的浓度在污染原土最高，其淋洗至第15 d时砷的浓度仍有7.03 mg/L，但呈降低趋势;电石渣组居高不下;菌渣组呈先升高后降低至平稳的变化趋势;FeS组下降至低水平保持平稳;不同稳定处理土壤淋出液pH均升高。淋洗后，各处理土壤总砷含量降幅排序为污染原土>菌渣组>电石渣组>FeS组，污染原土降幅最大，达25.34%，主要降低易溶态砷;FeS组降幅最小，仅为4.89%，主要降低少量易溶态砷和铝型砷;电石渣组和菌渣组有一定程度的降低。【结论】FeS对砷稳定效果好，抗酸雨淋溶能力强，能有效降低土壤砷的浸出毒性和生物有效性;菌渣和电石渣具有一定的稳定作用，适合作辅助剂增强稳定效果，但需适量添加电石渣，避免破坏土壤理化性质。

关键词： 砷;土壤;稳定处理;浸出毒性;生物有效性;模拟酸雨

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

【研究意义】我国是世界高砷富集地（宋波等，2017），2014年公布的《全国污染土壤调查公报》显示，全国土壤污染总超标率为16.1%，而砷的点位超标率达2.7%;广西、江西、云南和贵州等地均受砷严重污染（金雪莲等，2012;曹鑫康，2013;黎承波等，2018）。据统计，我国目前受砷等多种重金属污染的耕地面积约2000万ha，约占总耕地面积的五分之一，每年被重金属污染的粮食产量约1200万t，且粮食产量下降造成经济损失200亿;同时，砷污染严重影响作物的生长、产量和品质，并通过食物链传递在人体内富集，威胁人体健康（陈怀满，2005;赵其国等，2007;卢利清和叶常茂，2017;武慧斌等，2017;崔景明等，2018）。因此，尋找一种经济、高效的技术修复砷污染土壤已成当务之急。【前人研究进展】在众多砷污染土壤修复技术中，稳定化修复技术由于操作简单、见效快、成本低、药物来源广等优点已成为防治砷污染最有效的方法之一（林志灵等，2013）。铁系材料因对砷稳定效果明显而深受青睐，胡立琼等（2014）研究表明，添加4种含铁材料（FeCl3、FeCl2、Fe0和Fe2O3）均能明显降低土壤中易溶态砷和毒性浸出砷含量;费扬等（2015）研究发现Nano-Fe2O3和铁锰双金属氧化物（FMBO）等铁基氧化物对砷的稳定效果在90%以上，促进砷从移动性较强的非专性吸附态和专性吸附态向稳定性好的铁锰和铁铝结合态转化。钙系材料对砷也有较好的稳定效果，王浩等（2013）发现CaO在投加量8%以内，稳定效果随投加量的增加而加强。也有将铁系材料和钙系材料复配使用强化稳定效果，如生石灰投加量为0.05%～0.10%和亚铁盐投加量为Fe/As摩尔比6∶1～8∶1时，土壤砷稳定效率超过85%（卢聪等，2013）;FeS和电石渣质量比为3∶1时，土壤砷稳定效率提高到88.05%（莫小荣等，2017b）。有机材料由于富含大量有机养分和功能基团，可通过离子交换、氢键缔合和络合等作用吸附污染物，对砷有一定的稳定作用（秦铭和王俊燚，2010;刘利军等，2013;吴烈善等，2014）;同时能改良土壤理化性质，促使土壤生态修复备受关注（孙纪杰等，2013）。我国长江以南—云贵高原以东地区是酸雨多发区，酸雨淋溶能活化土壤中的砷，提高砷的有效态和迁移性，进而降低砷的稳定效率（郭娟等，2018）。【本研究切入点】本课题组在前期研究中对FeS、电石渣和菌渣复合稳定修复砷污染土壤效果进行了分析（莫小荣等，2017a，2017b），但对3种材料各自的稳定效果、浸出毒性、生物有效性、赋存形态及抗酸雨淋溶能力尚未进行探究。【拟解决的关键问题】以FeS、电石渣和菌渣为稳定剂，探究3种材料对砷污染土壤的稳定效果及机理，并通过模拟酸雨试验研究稳定处理对砷污染土壤的抗酸雨淋溶能力，为砷污染土壤修复治理提供理论依据。

1 材料与方法

1. 1 试验材料

供试土壤来源于广西大学农场，选取人为干扰较小的地块，剥离其表层杂质后取0～20 cm深土壤并将其运回实验室风干、除杂、过筛，备用。土壤粒径组成为：>0.02 mm颗粒占3.98%，0.02～0.01 mm颗粒占14.36%，<0.01 mm颗粒占81.61%;土壤pH 6.04，比重2.68，有机质含量6.23 g/kg，总砷含量22.52 mg/kg，砷的浸出浓度未检出。向备用土壤投加砒霜（As2O3），同时添加去离子水搅拌均匀，静置30 d，制得人工砷污染土壤，污染土壤pH为8.3，总砷含量833.22 mg/kg，砷浸出浓度为22.03 mg/L。

FeS（分析纯）购自成都金山化学试剂有限公司;电石渣购自广西南宁化工厂，主要成分为CaO（占比68.55%），pH 8.86;菌渣来自广西大学农场，为培养蘑菇后的废料，有机质含量42.10%，pH 6.75。

1. 2 试验方法

1. 2. 1 稳定化试验 准备大小相同的塑料桶若干，每桶加入砷污染土壤1 kg，按照质量比2%（根据前期试验，综合考虑处理效果和实际成本选择此比例）分别投加FeS、电石渣和菌渣，对应处理称为FeS组、电石渣组和菌渣组，以只添加去离子水作对照处理，每处理重复3次。先进行干搅拌，再添加去离子水至土壤水含率在30%左右，接着湿搅拌至稳定药剂与污染土壤充分混合，实验室内自然静置培养60 d，培养期间月平均最高温度31.7 ℃，月平均最低温度24.4 ℃，每天通过称重添加去离子水，保持土壤水含率不变。

1. 2. 2 模拟酸雨试验 模拟酸雨化学成分参照1991—2004年南宁市平均降水化学成分（郑凤琴等，2007），将MgSO4·7H2O、K2SO4、NaNO3、NH4F、NH4Cl、CaSO4·2H2O和（NH4）2SO4溶解于去离子水中配成基液，用SO42-/NO3-摩尔比为6.96的母液调节模拟酸雨pH为5.5，模拟酸雨化学成分和浓度见表1。

酸雨装置：酸雨淋溶土柱高（H）为15 cm、直径（D）为3 cm的PVC管加工而成，土柱添加顺序（从底部到顶部）：平铺定性滤纸于土柱底部，覆盖60目尼龙网，铺设粗石英砂（h=2 cm），填充污染土壤，边填充边挤压（h=10 cm，按接近土壤密度填充）;在土壤表面覆盖60目尼龙网，最后铺设粗石英砂（h=2 cm）。淋溶装置如图1所示。

土柱淋溶：淋溶量按照2012年南宁市年均降水量1424 mm计算，流速为0.15 mL/min，采用间歇式淋溶，每天淋溶8 h，连续淋溶15 d（相当于暴雨级别连续淋溶15 d），淋出液按照1、3、5、7、9、11、13和15 d进行收集，对收集后的淋洗液测定pH和砷的浓度，对淋洗后的土壤进行风干、破碎和过筛，分析总砷含量和砷赋存形态。

1. 3 样品分析

供试土壤理化性质依据《土壤农化分析与环境监测》进行测定;土壤浸出毒性分别参照国标法（SNP）《固体废物 浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》（HJ/T 299—2007）和美国国家环境保护局的毒性特性浸出程序（TCLP）操作;土壤砷的赋存形态分析参考Cao等（2003）的方法;土壤总砷含量测定采用原子荧光分析仪（SA-20，北京吉天仪器有限公司）;土壤生物有效性分析分别采用化学提取法（CE）（Woolson et al.，1971）和生理原理提取法（PBET）（Yang et al.，2002）。

CE法：用150 mL锥形瓶准确称取过100目筛孔的土壤5.0 g（精确到0.0002 g），加入0.5 mg/L碳酸氢钠溶液50 mL，摇匀，盖紧瓶塞，置于温度20～25 ℃、速度180 r/min的水浴恒温振荡器中振荡2 h，取出静置，用0.45 μm滤膜过滤，待測。

土壤砷生物有效性（%）=土壤有效态砷/土壤总砷×100

PBET法：准确称取0.1 g（精确到0.0002 g）干土，按固液比1∶100（kg/L）移取10 mL提取液（提取液为用盐酸调节的pH 1.5 0.4 mg/L氨基乙酸溶液），摇匀，置于水浴恒温振荡器中，调节水温维持在人体体温水平（37±2）℃，以30±1 r/min振荡1 h，然后离心（转速约3000 r/min）5 min，取上层清液，用0.45 μm滤膜过滤，待测。

质量控制参考《土壤环境监测技术规范》（HJ/T 166—2004），砷的加标回收率为92.70%，在加标回收率允许范围之内。

1. 4 统计分析

试验数据分别使用Excel 2010和Origin 8.6进行处理和绘图，以SPSS 19.0进行统计分析。

2 结果与分析

2. 1 不同稳定剂对砷浸出毒性的影响

运用SNP法和TCLP法分别浸提污染原土和不同稳定剂处理60 d后的土壤，分析砷的浸出毒性特征，结果如图2所示。从图2可知，SNP法浸提污染原土及FeS组、电石渣组和菌渣组土壤，砷的浸出浓度分别为22.04、0.90、8.47和15.72 mg/L，FeS、电石渣和菌渣处理后土壤砷的浸出浓度分别降低95.92%、61.57%和28.68%;TCLP法浸提污染原土及FeS组、电石渣组和菌渣组土壤，砷的浸出浓度分别为7.20、0.68、1.10和2.34 mg/L，FeS、电石渣和菌渣处理后土壤砷的浸出浓度分别降低90.56%、84.72%和67.50%。两种浸提方法土壤砷的浸出浓度排序均为污染原土>菌渣组>电石渣组>FeS组，3种稳定材料均能显著降低污染原土砷的浸出毒性（P<0.05，下同），其中以FeS稳定效果最佳。

2. 2 不同稳定剂对土壤砷生物有效性的影响

运用CE法和PBET法分别浸提污染原土和不同稳定剂处理60 d后的土壤，分析砷的生物有效性，结果如图3所示。从图3可知，CE法浸提污染原土及FeS组、电石渣组和菌渣组土壤，砷的浸出浓度分别为14.50、3.14、9.41和10.09 mg/L，FeS、电石渣和菌渣处理后土壤有效态砷浓度分别降低78.34%、35.10%和30.41%;PBET法浸提污染原土及FeS组、电石渣组和菌渣组土壤，砷的浸出浓度分别为1.68、0.15、0.44和0.63 mg/L，FeS、电石渣和菌渣处理后土壤有效态砷浓度分别降低91.07%、73.81%和62.50%。两种浸提方法的土壤有效态砷浓度排序均为污染原土>菌渣组>电石渣组>FeS组，且两种方法的3种稳定材料均能显著降低污染原土砷的生物有效性，以FeS的稳定效果最佳。

2. 3 不同稳定剂对土壤砷赋存形态的影响

根据Cao等（2003）的研究结果，土壤砷包括易溶态砷（WE-As）、铝型砷（Al-As）、铁型砷（Fe-As）、钙型砷（Ca-As）和残渣态砷（RS-As）5种形态，其中易溶态砷活性强，生物有效性高，后4种为难溶性砷，土壤主要以难溶性砷存在，但不同形态砷间可相互转化。由图4可知，稳定处理均可降低土壤中易溶态砷含量，并改变各处理组中难溶性砷的比例。FeS处理的土壤易溶态砷和铝型砷含量分别为9.35和130.20 mg/kg，较污染原土分别降低18.51%和14.45%;铁型砷、钙型砷和残渣态砷含量分别为457.25、90.95和145.25 mg/kg，分别较污染原土上升20.68%、5.74%和6.54%，主要从易溶态砷转化为铁型砷。电石渣处理的土壤易溶态砷含量为40.90 mg/kg，较污染原土降低14.73%;钙型砷、铁型砷和铝型砷含量分别为98.15、313.50和275.55 mg/kg，分别较污染原土上升6.61%、3.42%和3.00%，残渣态砷小幅度上升，与电石渣含有大量CaO、部分铁铝氧化物有关。菌渣处理的土壤易溶态砷含量为86.70 mg/kg，较污染原土降低9.23%;铁型砷和钙型砷含量分别为340.30和63.01 mg/kg，分别较污染原土上升6.64%和2.38%，铝型砷和残渣态砷变化不明显，可能是砷与土壤中的铁及溶解有机质（DOM）结合形成As-Fe-DOM的原因所致（刘广良和蔡勇，2011）。

2. 4 稳定处理对砷污染土壤抗酸雨淋溶能力的影响

2. 4. 1 淋出液砷的浓度及pH变化 酸雨是我国主要的环境污染问题之一，南方大多数城市和地区酸雨普遍，酸雨面积占国土面积的40%左右（解淑艳等，2012）。酸雨导致土壤酸化，增加土壤砷的活性和生物有效性（郭娟等，2018）。本研究使用模拟酸雨淋溶稳定处理后的土壤，分析稳定处理对抗酸雨淋溶的能力，并与污染原土对比，结果如图5所示。

由图5可知，污染原土随着模拟酸雨淋溶时间的延长，淋出液砷的浓度从17.79 mg/L下降至7.03 mg/L，降幅60.48%，并于第3、7、9和13 d出现显著降低趋势。FeS处理土壤淋出液砷的浓度从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出现显著降低趋势，第11 d后砷在低淋出水平保持稳定。菌渣处理土壤淋出液砷的浓度出现先升后降的变化趋势，于第9 d开始维持平稳。电石渣组收集的淋出液量少，仅于第3、7、11和15 d收集部分淋出液，不同收集时间淋出液砷的浓度无显著变化（P>0.05），且均保持在较高水平。

同时，不同处理土壤淋出液pH均有所升高。污染原土淋出液pH于第3和第5 d显著升高，第7 d后保持稳定;FeS处理土壤淋出液pH先升高后平缓，但上升幅度与污染原土相比较小;菌渣处理土壤淋出液pH缓慢上升;电石渣处理的土壤淋出液pH始终保持在较高水平。

2. 4. 2 淋溶后土壤砷赋存形態分析 不同处理土壤经酸雨淋溶15 d后，取土壤分析砷的赋存形态，结果如图6所示。由图6可知，各处理土壤总砷含量降幅排序为污染原土>菌渣组>电石渣组>FeS组，污染原土总砷含量降幅最大，高达25.34%，其中主要降低易溶态砷、部分铝型砷及少量钙型砷，铁型砷和残渣态砷变化不明显。FeS处理的土壤总砷含量降幅最小，仅为4.89%，主要降低少量易溶态砷和铝型砷，表明FeS处理的土壤表现出较强的抗酸雨淋溶能力;而电石渣和菌渣由于稳定砷的能力有限，在酸雨淋溶时，较多砷被淋出，导致淋溶后土壤总砷含量有一定程度的降低。

3 讨论

3. 1 浸出毒性和生物有效性分析

土壤中存在水溶态、吸附态和难溶态等多种形态的砷，不同形态砷可相互转化，固相中的砷可释放到溶液中成为有效态砷，且这些自由砷正是土壤生物吸收砷的主要来源，代表着土壤砷生物有效态成分（Bissen and Frimmel，2000;马薇等，2016）。本研究的3种稳定材料中FeS对砷的稳定作用最好，对降低砷浸出毒性和生物有效性效果最显著，主要因为FeS与砷反应产生FeAsO4和As2S3等难溶态砷，降低了砷移动性和毒性（张华夏和石林，2019）;电石渣稳定作用次之，主要依靠组成成分中CaO、少量铁铝氧化物对砷的稳定作用（蒋明等，2017）;菌渣对砷也有一定的稳定作用，主要由于菌渣富含有机养料和大量活性基团，土壤砷能与菌渣中有机质形成络合物限制砷的活性（张冲等，2007;刘广良和蔡勇，2011;孙纪杰等，2013）。

相比之下，SNP法浸出效果较TCLP法优，即SNP法浸提出砷的浓度更高，说明SNP法较TCLP法严格，达标的难度相比TCLP法大。这主要与浸提剂pH有关，TCLP法浸提剂pH为2.88±0.05，SNP法浸提剂pH为3.20±0.05，蒋建清和吴燕玉（1995）指出弱酸条件有利于砷的迁移，强酸性条件抑制砷的迁移;当土壤pH降低时，土壤正电荷增加，含砷阴离子被带正电荷的氢氧化铁等吸附或生成沉淀而被稳定固定在土壤中，减少了砷的溶出（高松和谢丽，2009）。同时可能与浸提剂种类、固液比及振荡条件有关（莫小荣等，2017a）。CE法的提取效果优于PBET法，也主要受pH影响，CE法提取剂为碱性，PBET法提取剂为酸性，酸性条件有利于砷的吸附和沉淀，碱性条件有利于砷的解吸（张子叶等，2019）。此外，CE法相对PBET法夸大了土壤砷的生物有效性，生物有效性是指污染物进入人体后的生物可给性，并非环境中的化学有效态砷都能被生物吸收。

3. 2 酸雨对砷淋出浓度和淋出液pH的影响

污染原土砷淋出浓度很高，主要由于污染原土含大量易溶态砷，在淋洗初期，易溶态砷迅速淋出;随着淋溶时间的延长，砷淋出浓度不断降低，但淋出浓度依然较高，对生态环境威胁很大。FeS稳定处理土壤易溶态砷含量低、迁移量少，与FeS稳定处理后砷的赋存形态以难移动态铁型砷为主有关（苑静，2010）。菌渣稳定处理土壤易溶态砷含量较高，淋洗初期会有大量砷淋出，但随着淋溶时间的延长，易溶态砷减少及砷与土壤有机质的络合作用增加了土壤对砷的吸附能力，导致砷缓慢释放（Ingelmo et al.，2012;Tang et al.，2014）。电石渣属于碱性材料，其稳定处理土壤pH较高，酸雨淋溶时，土壤颗粒高度分散、泥泞，土壤渗透性差，酸雨不易渗透，与郭朝晖等（2003）的研究结果一致;因此电石渣组淋出液量少，仅能收集到第3、7、11和15 d淋出液，淋出液砷含量居高不下。一方面，由于电石渣稳定处理的土壤仍含有较多易溶态砷，酸雨淋溶时易溶态砷被淋出;另一方面，电石渣处理后土壤渗透性差，导致土壤中易溶态砷难以迁出土壤而滞留在土壤溶液中，因此淋溶到第15 d时，淋出液的砷浓度依然很高。

各处理土壤淋出液pH均升高，其原因是酸雨中硫酸根和硝酸根易被土壤吸附，交换出OH-，导致土壤pH升高（韩亚萍等，2013）。FeS组淋出液pH上升幅度较污染原土小，主要由于Fe2+易发生水解释放出H+，中和部分OH-，缓和了土壤淋出液pH的升高（Komárek et al.，2013）。菌渣组淋出液pH上升缓慢，主要由于菌渣中有机质含量高而发挥较好的缓冲性能（胡波等，2013）。电石渣组淋出液pH居高不下，一方面是由于电石渣本身呈碱性，添加电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换出来，进一步提高了土壤pH。

3. 3 不同稳定处理在酸雨淋溶前后砷赋存形态的变化

稳定处理均能降低土壤易溶态砷含量，并将其转化为铁型砷和钙型砷等稳定形态，其中FeS稳定作用最佳，电石渣次之，菌渣最弱。酸雨淋溶时，未进行稳定处理的污染原土总砷降低幅度最大，其次是菌渣组，电石渣组第三，而FeS组总砷降低幅度最小。说明稳定效果越好，土壤砷的抗酸雨淋溶能力越强、砷的淋出越少，对生态环境的威胁越小，其中FeS稳定处理的土壤抗酸雨淋溶能力最强。值得关注的是，电石渣稳定处理的土壤中总砷降低少，但淋出液砷的浓度很高，主要原因是土壤渗透性较差，酸雨淋溶时砷的移动性低，易溶态砷滞留较多。在实际工程中，这类型的处理易造成土壤湿时积水，大量砷从固相转移到液相，易通过地表径流扩散，加剧二次污染。因此，应适量施用电石渣，避免破坏土壤理化性质。

胡立琼，曾敏，雷鸣，廖柏寒，周航. 2014. 含铁材料对污染水稻土中砷的稳定化效果[J]. 环境工程学报，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.]

蒋建清，吴燕玉. 1995. 模拟酸雨对草甸棕壤中重金属迁移的影响[J]. 中国科学院研究生院学报，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.]

蒋明，刘红盼，黄小凤. 2017. 电石渣在环境污染控制中的应用[J]. 无机盐工业，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.]

金雪莲，任婧，夏峰. 2012. 我国河流湖泊砷污染研究进展[J]. 环境科学导刊，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，黄奎贤，韦仁棒，黄河，张超兰. 2018. 广西河池拉么溪沿岸农田土壤重金属污染特征研究[J]. 广西大学学报（自然科学版），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.]

林志灵，曾希柏，张杨珠，苏世鸣，冯秋分，王亚男，李莲芳，白玲玉，段然，吴翠霞. 2013. 人工合成铁、铝矿物和镁铝双金属氧化物对土壤砷的钝化效应[J]. 环境科学学报，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.]

刘广良，蔡勇. 2011. 环境中砷与溶解有机质的络合作用[J]. 环境化学，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.]

刘利军，洪坚平，闫双堆，党晋华. 2013. 不同pH条件下腐植酸对土壤中砷形态转化的影响[J]. 植物营养与肥料学报，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.]

盧聪，李青青，罗启仕，刘莉莉，张长波. 2013. 场地土壤中有效态砷的稳定化处理及机理研究[J]. 中国环境科学，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.]

卢利清，叶常茂. 2017. 重金属污染土壤原位修复技术进展[J]. 安徽农学通报，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.]

马薇，Paton G I，王夏晖. 2016. 土壤重金属生物有效性评价方法研究进展[J]. 环境保护科学，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.]

莫小荣，李素霞，王芸，吴烈善. 2017a. 复合材料对砷污染土壤稳定效果及其影响因素的研究[J]. 土壤通报，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.]

莫小荣，吴烈善，王芸，胡晓熙，李素霞. 2017b. 复合材料对砷污染土壤稳定化处理及机理研究[J]. 环境科学学报，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.]

秦铭，王俊燚. 2010. 土壤腐殖质对重金属离子吸附—解吸作用的研究探讨[J]. 农业技术与装备，（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，刘畅，陈同斌. 2017. 广西土壤和沉积物砷含量及污染分布特征[J]. 自然资源学报，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.]

孙纪杰，李新举，李海燕，郭淑丽，赵耀伦，许爱玲. 2013. 蘑菇废料施用对煤矿区复垦土壤颗粒组成的影响[J]. 煤炭学报，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，张翔宇，李萌，宋宝华. 2013. 复合稳定剂对砷污染土壤的稳定研究[J]. 环境科学，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，汤月丰，白玲玉，苏世鸣，王亚男，陈鸽. 2017. 砷污染土壤不同比例客土对大豆生长和吸收砷的影响[J]. 农业环境科学学报，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.]

吴烈善，莫小荣，曾東梅，苏翠翠，吕宏虹，咸思雨，孔德超. 2014. 复合矿化稳定剂对土壤中砷稳定效果的研究[J]. 土壤通报，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.]

解淑艳，王瑞斌，郑皓皓. 2012. 2005—2011年全国酸雨状况分析[J]. 环境监控与预警，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.]

苑静. 2010. 土壤中主要重金属污染物的迁移转化及修复[J]. 辽宁师专学报（自然科学版），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.]

张冲，王纪阳，赵小虎，刘文清，罗红辉，刘洪标，赵沛华，王富华. 2007. 土壤改良剂对南方酸性菜园土重金属汞、砷有效态含量的影响[J]. 广东农业科学，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.]

张华夏，石林. 2019. 羧甲基纤维素钠稳定纳米硫化亚铁吸附砷研究[J]. 水处理技术，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.]

张子叶，谢运河，刘昭兵，柳赛花，田发祥，纪雄辉. 2019. Fe对土壤As活性的影响及作用机理研究进展[J]. 湖南农业科学，（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.]

赵其国，黄国勤，钱海燕. 2007. 生态农业与食品安全[J]. 土壤学报，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.]

郑凤琴，孙崇智，谢宏斌. 2007. 1991～2004年不同环流背景下南宁市降水化学成分变化特征的研究[J]. 热带气象学报，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.

（責任编辑 罗 丽）