徐文義，謝愛軍，李 敏，黃民生*

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pH和磷的交互作用對穩(wěn)定化土壤砷釋放的影響①

徐文義1,2，謝愛軍3，李 敏1,2，黃民生1,2*

(1華東師范大學(xué)上海市城市化生態(tài)過程與生態(tài)恢復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200241；2 華東師范大學(xué)生態(tài)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，上海 200241；3上海立昌環(huán)境工程股份有限公司，上海 200241)

以3種含F(xiàn)e材料穩(wěn)定化土壤（FeSO4、FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤）為研究對象，研究了不同pH和P的交互作用對As釋放量的影響及其作用機(jī)理。結(jié)果表明，在pH = 3條件下，隨著時間的延長能夠促進(jìn)釋放的As重新趨于穩(wěn)定化，而pH = 11時3種穩(wěn)定化土壤中As的釋放量顯著增加，144 h后分別約為pH = 3時的10.5、16和10倍。添加P時，在3種pH條件下都促進(jìn)了穩(wěn)定化土壤中As的釋放，尤其在酸性條件下，相對于無P體系A(chǔ)s的釋放量增加最為明顯。FeSO4穩(wěn)定化土壤中As的釋放特征能用Elovich方程較好地描述，而雙常數(shù)方程擬合FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤效果更優(yōu)。在pH = 3條件下，3種穩(wěn)定化土壤中As的釋放量與Ca、Mg、Mn的溶出量呈（極）顯著相關(guān)，而pH = 11時FeSO4和FeS穩(wěn)定化土壤中As的釋放量與SO2– 4的溶出量呈（極）顯著相關(guān)，表明在酸性條件下，穩(wěn)定化土壤As的釋放主要受Ca、Mg、Mn氧化物結(jié)合態(tài)As溶解的影響，而堿性條件下，F(xiàn)eSO4和FeS穩(wěn)定化土壤中As的釋放可能與硫化物的溶解有關(guān)。

穩(wěn)定化土壤；砷；pH；磷；釋放

采礦、冶煉、農(nóng)藥的施用和含砷(As)污水的排放是造成我國土壤As污染的主要人為來源[1]。固定/穩(wěn)定化技術(shù)具有操作簡單、高效、經(jīng)濟(jì)、適用范圍廣等特點(diǎn)，成為目前治理土壤As污染應(yīng)用最為廣泛的技術(shù)之一。穩(wěn)定化技術(shù)通過改變As的賦存形態(tài)，從而降低在環(huán)境中的移動性和生物有效性[2]。但土壤中As的總量并未改變，易受到環(huán)境因素的影響而再次釋放。因此，穩(wěn)定化土壤的暴露情景對As的環(huán)境行為及長期穩(wěn)定性產(chǎn)生了重要的影響。

磷(P)和砷(As)屬同族元素，化學(xué)性質(zhì)類似，兩者均以陰離子的形式存在土壤中。P和As之間存在的競爭吸附關(guān)系影響了土壤中As的活化和遷移[3-4]。王小玲等[5]通過研究As和P在不同污染類型土壤的競爭吸附發(fā)現(xiàn)，PO3– 4能夠?qū)sO3– 4從雙電層的擴(kuò)散層中和水合氧化物型表面部分置換出來，一部分As的吸附位點(diǎn)被P占據(jù)，從而造成As的吸附量減少。另外，pH是影響As的賦存形態(tài)、土壤膠體表面電荷以及土壤對As吸附量的重要因素。當(dāng)pH 3 ~ 6時，土壤中H2AsO– 4占總As的80% 以上；當(dāng)pH 7 ~10時，As主要以HAsO2– 4的形式存在[6]。有研究表明，當(dāng)土壤pH降低時，正電荷增加，含砷陰離子有利于被帶正電荷的鐵氧化物等吸附而穩(wěn)定在土壤中[7]。

含F(xiàn)e材料作為常見的穩(wěn)定藥劑，通過吸附和共沉淀作用，能夠降低As在土壤環(huán)境中的可移動性和生物有效性，而被廣泛地運(yùn)用。如盧沖等[8]以亞鐵鹽和生石灰分別作為穩(wěn)定劑和輔助劑，發(fā)現(xiàn)土壤有效As的穩(wěn)定化處理主要是將As轉(zhuǎn)化為弱結(jié)晶和結(jié)晶鐵鋁或鐵錳水化氧化物結(jié)合態(tài)。國內(nèi)外學(xué)者關(guān)于含F(xiàn)e材料對As污染土壤穩(wěn)定化處理開展了大量的研究，但大多集中于穩(wěn)定藥劑的組合及pH、競爭性陰離子、穩(wěn)定化時間等單因素對穩(wěn)定化效果的影響。通常穩(wěn)定化土壤可用于治理區(qū)域內(nèi)景觀綠化或河岸護(hù)坡用土，pH變化及磷肥的施用是其主要的環(huán)境影響因子，然而基于特定用途的環(huán)境因子對穩(wěn)定化土壤的復(fù)合影響鮮有報道。為此，本文通過研究pH和P的交互作用對不同含F(xiàn)e材料穩(wěn)定化土壤As釋放的影響，采用動力學(xué)方程對As的釋放規(guī)律進(jìn)行描述，初步探討了As釋放可能的作用機(jī)理，以期為穩(wěn)定化土壤的環(huán)境風(fēng)險評估及其處置和再利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試樣品采自青海澤庫縣某提金礦堆污染場地表層(0 ~ 40 cm)土壤，除去石礫和植物殘體，經(jīng)自然風(fēng)干，研磨過2 mm篩，并充分混勻，備用。土壤類型為黃色砂質(zhì)土壤，As的浸出濃度為30.2 mg/L，其他重金屬浸出濃度未檢出，其基本理化性質(zhì)見表1。供試含F(xiàn)e材料為分析純化學(xué)試劑硫酸亞鐵(FeSO4)、硫化亞鐵(FeS)、鐵粉(Fe0)。

表1 土壤的基本理化性質(zhì)

1.2 試驗(yàn)方法

準(zhǔn)確稱取過2 mm篩多份500.00 g土樣置于一系列1 000 ml聚乙烯瓶中，按照質(zhì)量比1% 分別加入FeSO4、FeS和Fe0粉，每處理重復(fù)3次。加蒸餾水使得土壤含水率為30%，用玻璃棒攪拌均勻，自然條件下養(yǎng)護(hù)60 d，進(jìn)行穩(wěn)定化過程。每天通過稱重法添加蒸餾水，以保持土壤含水率不變。土壤As的穩(wěn)定效率按照下列公式計算：= (0-)/0×100%；式中，為穩(wěn)定效率(%)；0為穩(wěn)定前土壤As的浸出濃度(mg/L)；為穩(wěn)定后土壤As的浸出濃度(mg/L)。經(jīng)3種含F(xiàn)e材料處理后土壤As的穩(wěn)定化效果見表2。

表2 不同含F(xiàn)e材料對土壤As的穩(wěn)定化效果

分別稱取4.000 g FeSO4、FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤于若干個100 ml離心管，加入40 ml濃度為0和2 mmol/L磷酸二氫鉀(KH2PO4)溶液，以0.01 mol/L氯化鈉為支持電解質(zhì)，為模擬酸性、中性和堿性條件下穩(wěn)定化土壤As的釋放規(guī)律，設(shè)置3種pH梯度，分別為3、7和11。各處理重復(fù)3次。每天測定溶液的pH及通過NaOH和HCl調(diào)節(jié)pH到設(shè)定值。在室溫、3 000 r/min條件下，分別水平振蕩2、8、24、48、96和144 h，離心過濾后測定上清液中As和其他金屬元素的濃度。

1.3 測定方法

土壤基本理化性質(zhì)按照土壤農(nóng)化常規(guī)分析方法測定[9]；采用GB/T 22105.2-2008、GB/T 17141- 1997、GB/T 17138-1997、HJ 491-2009測定土壤As、Pb、Cd、Cu、Zn、Cr的濃度。采用《鉻酸鋇分光光度法》(HJ/T 342-2007)測定SO2– 4的含量。

土壤浸出濃度試驗(yàn)參照《固體廢物浸出濃度浸出方法硫酸硝酸法》(HJ/T 299-2007)操作：稱取150 g過2 mm篩的穩(wěn)定化土壤樣品置于提取瓶中，按照液固比為10︰1 (L/kg) 的比例加入pH為3.20 ± 0.05硫酸硝酸浸提劑，在(23 ± 2)℃下翻轉(zhuǎn)振蕩18 h后取出，靜置0.5 h，過0.45 μm的濾膜，收集浸出液于4 ℃下保存。

2 結(jié)果與討論

2.1 pH和磷的交互作用對砷釋放的影響

圖1表示添加P和未添加P時，在不同pH條件下，3種含F(xiàn)e材料穩(wěn)定化土壤As的釋放量隨時間的變化。從圖1可以看出，不同pH對穩(wěn)定化土壤As的釋放量也產(chǎn)生了顯著的影響。未添加P時，在pH = 3條件下，3種穩(wěn)定化土壤As的釋放量隨時間增加呈緩慢降低的趨勢，表明延長酸性條件下的停留時間，能夠促進(jìn)釋放的As重新趨于穩(wěn)定化，這與呂洪濤等[10]的研究結(jié)果相一致。未添加P時，在pH = 3和pH = 7條件下，144 h后FeSO4穩(wěn)定化土壤As的釋放量分別為4.67和19.23 mg/kg，F(xiàn)eS穩(wěn)定化土壤為13.17和63.58 mg/kg，F(xiàn)e0穩(wěn)定化土壤為2.98和18.92 mg/kg；而在pH = 11條件下，3種穩(wěn)定化土壤As的釋放量顯著增加，相同時間內(nèi)As的釋放量分別為49、212.72和31.10 mg/kg，分別約為pH = 3條件下的10.5、16和10倍，表明在堿性條件下穩(wěn)定化土壤中As的穩(wěn)定性較差。這是因?yàn)殡S著pH增大，土壤攜帶的負(fù)電荷增多，從而增加了與AsO3– 4之間的排斥力，促進(jìn)As的解吸[11]。同時OH–的增多，對AsO3– 4吸附點(diǎn)位的競爭作用更加強(qiáng)烈，也導(dǎo)致了As的釋放量增加[12]。與未添加P的體系相比，添加P時在3種pH條件下As的釋放量更高，F(xiàn)eSO4穩(wěn)定化土壤As最終的釋放量在pH = 3、7、11條件下分別約為無P體系的33倍、5.5倍、3.5倍，F(xiàn)eS穩(wěn)定化土壤在3種pH條件下分別約為15倍、4倍、1.8倍，而Fe0穩(wěn)定化土壤約為29倍、5.6倍、4倍，其中P的存在使得3種穩(wěn)定化土壤As的釋放量都在酸性條件下增加倍數(shù)最高。Impellitteri 等[13]研究表明，土壤中的一些吸附位點(diǎn)對P的親和力更高，特別是在低pH條件下PO3– 4吸附能力增強(qiáng)，更易于將AsO3– 4從雙電層的擴(kuò)散層中和水合氧化物型表面部分置換出來，由此可見在酸性條件下P促進(jìn)As的釋放量增加更為顯著。而添加P時，在pH = 11條件下，受PO3– 4競爭吸附及負(fù)電荷排斥的共同作用，3種穩(wěn)定化土壤在整個周期內(nèi)As的釋放量都保持較快速度增加。

(A. FeSO4穩(wěn)定化土壤；B. FeS穩(wěn)定化土壤；C. Fe0穩(wěn)定化土壤)

由圖1所示，在相同的試驗(yàn)條件下，3種穩(wěn)定化土壤As的釋放量相差較大，144 h后FeSO4、FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤As的最高釋放量分別為176.57、383.06和123.15 mg/kg，其中Fe0穩(wěn)定化土壤As的穩(wěn)定性最高，As的釋放量分別約低于FeSO4和FeS穩(wěn)定化土壤的30.3% 和67.9%。同時在各個體系中Fe0穩(wěn)定化土壤都表現(xiàn)出最高的穩(wěn)定性，而FeS穩(wěn)定化土壤最差。

2.2 穩(wěn)定化土壤砷的釋放動力學(xué)

3種含F(xiàn)e材料穩(wěn)定化土壤各個體系A(chǔ)s的釋放量具有明顯的時間差異(圖1)。添加P時在pH = 3和pH = 7條件下，3種穩(wěn)定化土壤As在開始的48 h內(nèi)迅速釋放，48 h后As的釋放量增加較為緩慢，趨于平衡。另外未添加P時，在pH = 11條件下FeSO4穩(wěn)定化土壤，以及pH=7下的FeS穩(wěn)定化土壤As的釋放量都呈現(xiàn)類似的趨勢，表明該過程在某種程度受動力學(xué)控制[14-15]。而未添加P時在pH = 7和pH = 11條件下，F(xiàn)e0穩(wěn)定化土壤呈現(xiàn)相反的變化趨勢，即As的釋放量先緩慢增加，48 h后增加較快。

目前，描述土壤中化學(xué)反應(yīng)動力學(xué)模型應(yīng)用較廣泛的主要有雙常數(shù)方程和Elovich方程、拋物線擴(kuò)散方程、準(zhǔn)一級動力學(xué)方程和準(zhǔn)二級動力學(xué)方程等，其中雙常數(shù)方程和Elovich方程常用于P、As等含氧酸根和重金屬離子的吸附-解吸動力學(xué)[16]，實(shí)際應(yīng)用表明，能夠描述反應(yīng)機(jī)制復(fù)雜的動力學(xué)過程。如Elovich方程不僅適用于溶質(zhì)在本體或界面處的擴(kuò)散，還包括表面的活化與去活化作用等。應(yīng)用雙常數(shù)方程和Elovich方程擬合3種穩(wěn)定化土壤在各個體系中As的釋放量隨時間的關(guān)系由表3所示。這兩個方程都能較好地描述穩(wěn)定化土壤中As的釋放過程(2≥0.80)，決定系數(shù)(2)達(dá)到顯著水平。由于穩(wěn)定化土壤類型的不同，兩種動力學(xué)模型擬合的適宜性也表現(xiàn)不同。就整體而言，對于FeSO4穩(wěn)定化土壤，Elovich方程擬合性更好，而雙常數(shù)方程擬合FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤更優(yōu)。由此可見，該3種穩(wěn)定化土壤As的釋放過程受動力學(xué)控制。

表3 穩(wěn)定化土壤砷的釋放動力學(xué)方程擬合

2.3 其他元素的溶出及砷釋放機(jī)理分析

研究表明，含F(xiàn)e材料穩(wěn)定化土壤As以Fe、Ca、Al、Mg和Mn等金屬氧化物的結(jié)合態(tài)形式存在[17-19]，鐵型砷和鈣型砷的含量相對較高，另外也有少量的硫化砷生成[20]。因此穩(wěn)定化土壤As的釋放可能還與這些元素的溶出有關(guān)，通過測定在各個體系相關(guān)元素的釋放量隨時間的變化，以分析可能的控制As釋放的作用機(jī)理。

圖2表示添加P和未添加P時，3種穩(wěn)定化土壤中Ca、Mg和SO2– 4的溶出量在不同pH條件下隨時間的變化。Mn只在部分體系中檢出(圖2未顯示)，F(xiàn)e和Al在各個體系均未檢出，這可能是由于不同形態(tài)As的溶解度不同，一般而言Ca3(AsO4)2>Mg3(AsO4)2> Mn3(AsO4)2>AlAsO4>FeAsO4[21]。從圖2可以看出，對于在pH=3條件下的絕大部分體系來說，3種穩(wěn)定化土壤中Ca、Mg的溶出量和As的釋放量隨時間增加具有相似的變化趨勢，且由表4可知，Ca、Mg、Mn的溶出量與As的釋放量之間存在顯著或極顯著相關(guān)，表明該3種金屬氧化物的溶解導(dǎo)致了其結(jié)合態(tài)As的釋放。但值得注意的是，未添加P時，穩(wěn)定化土壤As的釋放量與Ca、Mg、Mn的溶出量之間呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)；而添加P時，呈顯著或極顯著正相關(guān)。這是因?yàn)榈蚿H條件下，Ca、Mg、Mn氧化物溶解所釋放的As會迅速被未溶解的Fe、Al氧化物重新吸附[22]，從而導(dǎo)致酸性條件下As的釋放量降低(圖1)，與Ca、Mg、Mn的溶出量呈反相關(guān)。而P存在時，由于酸性條件下P具有較強(qiáng)的吸附作用，增強(qiáng)了與As對吸附位點(diǎn)的競爭，有效抑制了As的重新吸附[23-24]，所以As的釋放量與Ca、Mg、Mn的溶出量呈正相關(guān)。總體而言，在pH = 11條件下Ca、Mg的溶出量較低(Mn未檢出)，與As的釋放量相關(guān)性未顯著，表明在堿性條件下As的釋放受3種金屬元素的影響較小。同時，添加P在堿性條件下Ca、Mg易與PO3– 4發(fā)生沉淀作用[25]，也導(dǎo)致了pH = 11下Ca、Mg的溶出量明顯降低。

表4 穩(wěn)定化土壤As的釋放量與其他元素溶出量之間的Pearson相關(guān)系數(shù)

注：*表示在<0.05水平上顯著相關(guān)；**表示在<0.01水平上顯著相關(guān)。

在適度的還原環(huán)境下，土壤中的As能以硫化物形式存在，包括砷黃鐵礦(FeAsS)、硫化砷(AsS、As2S3)、硫砷銅礦(CuAsS4)等，其中黃鐵礦最為常見，易被氧化成硫酸鹽而釋放出As[26-27]。由圖2所示，在pH = 11條件下，F(xiàn)eSO4和FeS穩(wěn)定化土壤SO2– 4的溶出量與As釋放量的變化趨勢呈相似的動力學(xué)特征，且兩者存在顯著或極顯著相關(guān)(表4)，表明這2種穩(wěn)定化土壤在堿性條件下SO2– 4的溶出對As的釋放具有重要的影響。相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)As的硫化物能夠很好地溶于堿，其主要化學(xué)反應(yīng)式為[28]：

FeAsS+11H2O=Fe(OH)3+HAsO2– 4+SO2– 4+18H++14e (1)

As2S3+6NaOH=Na3AsS3+Na3AsO3+3H2O (2)

反應(yīng)(2)中AsS3– 3能進(jìn)一步氧化成SO2– 4和AsO3– 4，因此較高的pH有利于含As硫化物溶解，從而導(dǎo)致As的釋放。這與李世玉等[29]研究結(jié)果相似，該研究發(fā)現(xiàn)，主導(dǎo)鐵鹽治理后的沉積物As的溶出機(jī)制不是鐵(氫)氧化物的溶解作用，而可能與硫化物參與As的吸附沉淀有關(guān)。但Fe0穩(wěn)定化土壤As的釋放量與SO2– 4的溶出量相關(guān)性較低，這可能是由于Fe0的固As機(jī)理與FeSO4、FeS不盡相同[30]。

3 結(jié)論

pH對穩(wěn)定化土壤中As的釋放產(chǎn)生了明顯的影響。在低pH條件下，隨著時間的延長能夠促進(jìn)釋放的As重新趨于穩(wěn)定化，而較高pH條件下，使得3種穩(wěn)定化土壤中As的釋放量顯著增加。添加P時，在3種pH條件下，穩(wěn)定化土壤中As的釋放量都高于無P體系，由于在酸性條件下PO3– 4更易于置換出AsO3– 4，As的釋放量增加最為明顯。Fe0穩(wěn)定化土壤在各個體系中As都表現(xiàn)出更高的穩(wěn)定性，而FeS穩(wěn)定化土壤最差。

3種穩(wěn)定化土壤各個體系A(chǔ)s的釋放特征具有明顯的時間差異。對于大部分體系來說，在開始的48 h內(nèi)，As的釋放量增加較快，之后增加緩慢，趨于平衡。通過雙常數(shù)方程和Elovich方程進(jìn)行擬合發(fā)現(xiàn)，F(xiàn)eSO4穩(wěn)定化土壤能用Elovich方程較好地描述，而雙常數(shù)方程擬合FeS和Fe0穩(wěn)定化土壤效果更優(yōu)。

除了As的吸附-解吸作用，在酸性和堿性條件下，不同結(jié)合態(tài)As的溶解也控制著穩(wěn)定化土壤中As的釋放。在酸性條件下，3種穩(wěn)定化土壤As的釋放主要受Ca、Mg、Mn氧化物結(jié)合態(tài)As溶解的影響，而堿性條件下，F(xiàn)eSO4和FeS穩(wěn)定化土壤中As的釋放可能與硫化物的溶解有關(guān)。

[1] 廖自基. 微量元素的環(huán)境化學(xué)及生物效應(yīng)[M]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 1992

[2] Kumpiene J, Lagerkvist A, Maurice C. Stabilization of As, Cr, Cu, Pb and Zn in soil using amendments—A review[J]. Waste Management, 2008, 28(1): 215–225

[3] 李士杏, 駱永明, 章海波, 等. 不同性質(zhì)鐵鋁土對砷酸根吸附特性的比較研究[J]. 土壤學(xué)報 2012, 49(3): 474–480

[4] Zeng X, Wu P, Su S, et al. Phosphate has a differential influence on arsenate adsorption by soils with different properties[J]. Plant Soil & Environment, 2012, 58(9): 405–411

[5] 王小玲, 馬杰, 顧明華, 等. 砷和磷在不同污染類型土壤中的競爭吸附動力學(xué)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2015, 24(4): 694–699

[6] Bissen M, Frimmel F H. Arsenic—a review. Part I: Occurrence, toxicity, speciation, mobility[J]. Acta Hydrochi-mica et Hydrobiologica, 2003, 31(1): 9–18

[7] Jain A, And K P R, Loeppert R H. Arsenite and arsenate adsorption on ferrihydrite:Surface charge reduction and net OH–release stoichiometry[J]. Environmental Science & Technology, 1999, 33(8): 3696

[8] 盧聰, 李青青, 羅啟仕, 等. 場地土壤中有效態(tài)砷的穩(wěn)定化處理及機(jī)理研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013, 33(2): 298– 304

[9] 楊劍虹, 王成林, 代亨林. 土壤農(nóng)化分析與環(huán)境監(jiān)測[M]. 北京: 中國大地出版社, 2008

[10] 呂洪濤, 賈永鋒, 閆洪, 等. pH值、堿類型及預(yù)停留時間對鐵砷共沉淀物長期穩(wěn)定性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(9): 1576–1579

[11] Masscheleyn P H, Delaune R D, Jr W H P. Effect of redox potential and pH on arsenic speciation and solubilityin a contaminated soil[J]. Environmental Science & Technology, 1991, 25(8): 1414–1419

[12] 羅磊, 張淑貞, 馬義兵. 土壤中砷吸附機(jī)理及其影響因素研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2008, 40(3): 351–359

[13] Impellitteri C A. Effects of pH and phosphate on metal distribution with emphasis on As speciation and mobiliza-tion in soils from a lead smelting site[J]. Science of The Total Environment, 2005, 345(1/2/3): 175–190

[14] Rubinos D A, Iglesias L, Díaz-Fierros F, et al. Interacting effect of pH, phosphate and time on the release of arsenic from polluted river sediments (Anllóns River, Spain)[J]. Aquatic Geochemistry, 2011, 17(3): 281–306

[15] Qi Y, Donahoe R J. The environmental fate of arsenic in surface soil contaminated by historical herbicide applica-tion[J]. Science of the Total Environment, 2008, 405(1/2/3): 246–254

[16] 吳萍萍, 曾希柏, 白玲玉. 不同類型土壤中As(V)解吸行為的研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2011, 31(5): 1004–1010

[17] 莫小榮, 吳烈善, 王蕓, 等. 復(fù)合材料對砷污染土壤穩(wěn)定化處理及機(jī)理研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2017, 37(3): 1115– 1121

[18] 吳烈善, 莫小榮, 曾東梅, 等. 復(fù)合礦化穩(wěn)定劑對土壤中砷穩(wěn)定效果的研究[J]. 土壤通報, 2014, 45(6): 1522–1526

[19] 胡立瓊, 曾敏, 雷鳴, 等. 含鐵材料對污染水稻土中砷的穩(wěn)定化效果[J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2014, 8(4): 1599–1604

[20] Bostick B C, Fendorf S. Arsenite sorption on troilite (FeS) and pyrite (FeS2)[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2003, 67(5): 909–921

[21] Hess R E, Blanchar R W. Arsenic stability in contaminated soils[J]. Soil Sci. Soc. Am. J. (United States), 1976, 40(6): 847–852

[22] Masue Y, Loeppert R H, Kramer T A. Arsenate and arsenite adsorption and desorption behavior on coprecipitated aluminum: Iron hydroxides[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(3): 837–842

[23] Jain A, Loeppert R H. Effect of competing anions on the adsorption of arsenate and arsenite by ferrihydrite[J]. Journal of Environmental Quality, 2000, 29(5): 1422–1430

[24] Jackson B P, Miller W P. Effectiveness of phosphate and hydroxide for desorption of arsenic and selenium species from iron oxides[J]. Soil Science Society of America Journal, 2000, 64(5): 1616–1622

[25] 孟順龍, 裘麗萍, 陳家長, 等. 污水化學(xué)沉淀法除磷研究進(jìn)展[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報, 2012, 28(35): 264–268

[26] Cappuyns V, Swennen R. Kinetics of element release during combined oxidation and pH (stat) leaching of anoxic river sediments[J]. Applied Geochemistry, 2005, 20(6): 1169–1179

[27] Bose P, Sharma A. Role of iron in controlling speciation and mobilization of arsenic in subsurface environment[J]. Water Research, 2002, 36(19): 4916–4926

[28] 李勇, 徐忠敏, 呂翠翠, 等. 堿浸預(yù)處理提高某含砷銻難處理金精礦回收率的試驗(yàn)研究[J]. 黃金, 2013, 34(3): 61– 64

[29] 李世玉, 劉彬, 楊常亮, 等. 上覆水pH值和總磷濃度對含鐵鹽的高砷沉積物中砷遷移轉(zhuǎn)化的影響[J]. 湖泊科學(xué), 2015, 27(6): 1101–1106

[30] 鐘松雄, 尹光彩, 陳志良, 等. 水稻土中砷的環(huán)境化學(xué)行為及鐵對砷形態(tài)影響研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2016, 48(5): 854– 862

Interaction Effect of pH and Phosphorus on ArsenicRelease from Stabilized Soil

XU Wenyi1, 2, XIE Aijun3, LI Min1,2, HUANG Minsheng1, 2*

(1 Shanghai Key Lab for Urban Ecological Process and Eco-Restoration, East China Normal University, Shanghai 200241, China; 2 School of Ecological and Environmental Science, East China Normal University, Shanghai 200241, China; 3Shanghai Li Chang Environmental Engineering Company Limited by Shares, Shanghai 200241, China)

Soils stablished by FeSO4, FeS and Fe0were chosen to study the interaction effect of pH and phosphorus on arsenic release and the mechanisms involved. The results showed that the released arsenic tended to stabilize again over time at pH 3.0, whereas increased dramatically at pH 11.0, reached 10.5, 10 and 16 times of those at pH 3.0 in 144 h, respectively. Phosphorus addition promoted arsenic release from stabilized soils, especially under acidic condition. Elovich equation could describe better arsenic release from FeSO4stabilized soil, while power function equation fitted better from FeS and Fe0stabilized soils. Arsenic release was significantly correlated with dissolved Ca,Mg and Mn from soils at pH 3.0 and with SO2– 4 released from FeSO4and FeS stabilized soils at pH 11.0, which imply that arsenic release from stabilized soil is influenced mainly by dissolution of arsenic binded in Ca,Mg and Mn oxides under acidic conditions, while might relate with dissolution of sulfides in FeSO4and FeS stabilized soils under alkaline conditions.

Stabilized soil; Arsenic; pH;Phosphorus; Release

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51278192)和國家科技重大專項(xiàng)(2014ZX07101012)資助。

通訊作者(mshuang@des.ecnu.edu.cn)

徐文義 (1992—)，男，江蘇南通人，碩士研究生，主要從事污染場地治理與修復(fù)研究。E-mail: wenyihello@qq.com

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10.13758/j.cnki.tr.2019.01.016