赤泥及其復(fù)合鈍化劑對土壤鉛、鎘和砷的穩(wěn)定效應(yīng)*

史力爭，陳惠康，吳 川?，黃 柳，崔夢倩，薛生國

(1 中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院， 長沙 410083； 2 國家電投集團(tuán)遠(yuǎn)達(dá)環(huán)保股份有限公司， 重慶 401122) (2017年1月13日收稿； 2017年9月5日收修改稿)

隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展和城市化進(jìn)程的加快，工業(yè)生產(chǎn)中“三廢”的排放、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥農(nóng)藥的大量使用、大氣沉降等途徑致使大量重金屬進(jìn)入農(nóng)田土壤中，不僅對耕地與農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量構(gòu)成嚴(yán)重威脅，而且可以通過食物鏈進(jìn)入人體，危害人體健康[1-3]。中國受重金屬污染的土地面積約占總耕地面積的20%[4-5]。國家環(huán)境保護(hù)部和國土資源部《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，全國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，耕地土壤環(huán)境質(zhì)量堪憂[6]。從污染分布看，西南和中南地區(qū)土壤重金屬超標(biāo)范圍較大，同時重金屬鉛、鎘和砷污染問題較為突出。在受污染的土壤中，土壤往往呈現(xiàn)出兩種或者兩種以上的重金屬復(fù)合污染[7]。

在重金屬污染農(nóng)田修復(fù)技術(shù)中，原位化學(xué)鈍化技術(shù)是加入不同類型的鈍化劑以調(diào)節(jié)土壤的理化性質(zhì)，使其產(chǎn)生沉淀、吸附、離子交換和氧化還原等一系列反應(yīng)[8-9]，從而降低重金屬在土壤中的生物有效性和可遷移性[10]，減少對動植物的危害。赤泥是氧化鋁冶煉工業(yè)生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的廢棄物，因含有大量氧化鐵呈紅色，而稱之為赤泥[11]。赤泥具有較大的比表面積，多孔結(jié)構(gòu)[12]，具有良好的吸附性能；同時赤泥含有Al2O3、Fe2O3、CaO和SiO2等物質(zhì)[13-14]，其中鐵鋁氧化物含有表面活性位點，可與重金屬結(jié)合，減少重金屬的有效性。由于赤泥具有較好的吸附性能，將赤泥添加到受重金屬污染的土壤中，可以顯著降低重金屬的移動性[15-16]。同時赤泥還可以固定土壤中的營養(yǎng)元素，比如減少磷元素的流失[17]。將赤泥添加到受重金屬污染的土壤中作為鈍化劑具有良好的鈍化效果，如羅惠莉等[18]證明赤泥可顯著降低土壤交換態(tài)鉛含量，王立群等[19]發(fā)現(xiàn)赤泥可顯著降低可交換態(tài)鎘含量，Lee等[20]研究表明赤泥對鉛和鎘具有良好的鈍化效果，這與Friesl等[21]的研究結(jié)果是一致的。Yan等[22]發(fā)現(xiàn)赤泥對土壤中的砷具有明顯的鈍化效果。研究還發(fā)現(xiàn)，沸石、石膏和硫酸亞鐵對土壤中鉛、鎘和砷具有一定程度的鈍化效果，陳炳睿等[23]研究表明沸石可降低土壤中交換態(tài)鉛和鎘含量，Koo等[24]證明將赤泥與硫酸亞鐵作為復(fù)配鈍化劑，可顯著增強(qiáng)對砷的吸附能力。目前，通過施加鈍化劑修復(fù)單一重金屬污染土壤方面的研究較多。然而，對于重金屬鉛-鎘-砷復(fù)合污染土壤修復(fù)的研究鮮有報道。本研究擬采用典型重金屬復(fù)合污染農(nóng)田土壤，加入赤泥、酸改性赤泥、沸石、石膏和硫酸亞鐵作為單一或復(fù)配鈍化劑對土壤重金屬進(jìn)行鈍化修復(fù)，比較土壤pH及土壤中重金屬有效態(tài)，并分析鈍化效果及其影響因素，為進(jìn)一步篩選鈍化劑用于重金屬復(fù)合污染土壤修復(fù)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

供試土壤：取自湖南省郴州市某礦區(qū)周邊污染土壤，含中等濃度重金屬，經(jīng)風(fēng)干后過篩，保存?zhèn)溆?。其土壤的pH值及重金屬鉛、鎘和砷含量見表1。赤泥：取自于廣西分公司，為拜耳法赤泥，過篩保存?zhèn)溆?。其基本理化性質(zhì)為：赤泥pH 10.4，電導(dǎo)率0.635 mS·cm-1，三氧化二鐵為23.32%，三氧化二鋁為17.41%，氧化鈣為16.15%，鉛、鎘和砷含量見表1。

表1 供試材料pH值和重金屬含量Table 1 Heavy metal contents and pHvalues of the samples mg·kg-1

注:“1”為土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn)(GB 15618—1995)。 酸改性赤泥的制備：采用供試赤泥，用濃度為 0.05 mol·L-1的鹽酸將赤泥(赤泥/鹽酸=1∶25 w/v)酸處理攪拌2 h，然后用去離子水漂洗，105 ℃烘干，平衡 pH約8.3，研磨過篩，待用。其基本理化性質(zhì)為：電導(dǎo)率1.450 mS·cm-1，三氧化二鐵為25.23%，三氧化二鋁為16.72%，氧化鈣為16.79%，鉛、鎘和砷含量見表1。人造沸石(Na2O·Al2O3·xSiO2·H2O，天津市鼎盛鑫化工有效公司，20～40目)，白色粉末狀，鈣離子交換能力20 mg·g-1，可溶性鹽類1.5%。石膏(CaSO4·2H2O，上海展云化工有限公司)，為白色結(jié)晶性粉末，CaO為31.5%，SO3為46.6%。硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O，國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司)，呈淡藍(lán)色結(jié)晶狀，鉛、鎘和砷含量未檢測出。

1.2 SEM-EDS

采用掃描電子顯微鏡(SEM)和能譜(EDS)(JSM-6360LV/EDX-GENESIS，日本電子/美國EDAX公司，日本/美國)分別對赤泥和酸改性赤泥進(jìn)行分析。

1.3 土壤培育

在重金屬復(fù)合污染土壤中加入不同類型的鈍化劑，供試土壤田間持水量為63.5%，室內(nèi)培養(yǎng)實驗使水分保持為田間持水量的80%。每盆土壤干重置入300 g，按照實驗設(shè)計的比例稱取0.5%或1%相應(yīng)的鈍化劑添加到污染的土壤中，并攪拌均勻。設(shè)置11種處理：1)CK，對照；2)RM，添加0.5%(w/w)赤泥；3)ARM，添加0.5%(w/w)酸改性赤泥(采用1.1中酸改性赤泥的制備，下同)；4)1RM，添加1%(w/w)赤泥；5)1ARM，添加1%(w/w)酸改性赤泥；6)RZ，添加0.5%(w/w)赤泥和0.5%(w/w)沸石；7)ARZ，添加0.5%(w/w)酸改性赤泥和0.5%(w/w)沸石；8)RG，添加0.5%(w/w)赤泥和0.5%(w/w)石膏；9)ARG，添加0.5%(w/w)酸改性赤泥和0.5%(w/w)石膏；10)RF，添加0.5%(w/w)赤泥和0.5%(w/w)硫酸亞鐵；11)ARF，添加0.5%(w/w)酸改性赤泥和0.5%(w/w)硫酸亞鐵。每個處理放置3盆，設(shè)置3個重復(fù)分別取樣。根據(jù)田間實際情況，保證鈍化劑對重金屬有效態(tài)的持續(xù)效果，因此在室溫下培育時間7、15、30和60 d時分別取樣[25]，分析土壤pH變化及有效態(tài)鉛、鎘和砷含量。

1.4 元素總量和有效態(tài)測定

供試土壤中鉛、鎘和砷全量測定：將樣品風(fēng)干磨細(xì)過篩，采用氫氟酸-硝酸-高氯酸(HF-HNO3-HClO4)三酸進(jìn)行消煮，樣品消煮的同時采用國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GSS-4)進(jìn)行質(zhì)量控制；采用火焰原子吸收光譜儀(TAS-990 Super F，北京普析通用儀器有限責(zé)任公司，北京)測定樣品鉛和鎘的全量；用雙道原子熒光光度計(AFS-2202E，北京海光儀器有限公司，北京)測定樣品砷的全量。

樣品中有效態(tài)鉛、鎘和砷的提?。簩悠凤L(fēng)干過篩，采用DTPA提取法[26]提取有效鉛和鎘；采用NaHCO3提取法[27]提取有效態(tài)砷。采用pH計(PHS-3C，上海精密科學(xué)儀器有限公司，上海)測定土壤的pH[28]，其液固比為5∶1。

1.5 數(shù)據(jù)處理

實驗數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2010和SPSS 19.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計和分析，利用Origin Pro 9.0軟件進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 赤泥和酸改性赤泥微觀形貌變化

采用SEM-EDS對赤泥改性前后的微觀形貌進(jìn)行表征(圖1)。赤泥經(jīng)酸改性后，微觀結(jié)構(gòu)發(fā)生變化。改性前赤泥的結(jié)構(gòu)體表面較為粗糙，分布著尺寸不等的團(tuán)聚體，分散著的細(xì)小碎片和顆粒的粒徑較大，同時具有較大的孔隙結(jié)構(gòu)。經(jīng)酸改性后的赤泥原本粗糙的表面變得光滑，顆粒分布較為均勻，表面具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)，原有的顆粒狀結(jié)構(gòu)向片狀結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)變，同時產(chǎn)生少量的晶體結(jié)構(gòu)。由圖1可以看出，經(jīng)酸改性后的赤泥表面結(jié)構(gòu)變化主要由于H+與赤泥中的成分發(fā)生反應(yīng)，導(dǎo)致經(jīng)酸改性后的赤泥表面結(jié)構(gòu)發(fā)生改變[29]。

(a) (b) (e)赤泥；(c) (d) (f)酸改性赤泥.圖1 赤泥和酸改性赤泥的SEM-EDS圖Fig.1 SEM-EDS micrographs of the red mud and the acid-modified red mud

圖1(e)和1(f)分別為赤泥和酸改性赤泥的能譜，赤泥經(jīng)酸改性后表面元素鋁、鈣和鐵含量升高，可能赤泥在與酸攪拌中發(fā)生去質(zhì)子化作用，使赤泥中的一些離子如鋁、鈣和鐵進(jìn)一步釋放有關(guān)。經(jīng)酸改性后的赤泥，使赤泥表面的吸附位點暴露出來[19]，提高了其對重金屬的鈍化效果。

2.2 鈍化劑對土壤pH的影響

土壤pH值是影響重金屬遷移及有效性的重要因素，控制著土壤中重金屬吸附-解吸、沉淀-溶解和配位絡(luò)合平衡等過程，同時土壤pH值會影響土壤中重金屬有效性及重金屬形態(tài)的變化[30-31]。一般而言，土壤pH值升高有利于降低土壤中重金屬陽離子的遷移性和生物有效性[31]。

施加鈍化劑RM、1RM和RZ的土壤pH值均有所升高(表2)，赤泥作為高堿性物質(zhì)[32]，加入后土壤的pH升高。加入鈍化劑RG和ARG至土壤中，隨著時間的推移，土壤的pH表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢，可能原因是隨著土壤培育時間的延長，離子交換作用Ca2+置換出土壤顆粒表面的H+，從而降低土壤的pH[33]。與對照相比，復(fù)配RF或ARF均降低土壤的pH，可能由于FeSO4加入土壤中發(fā)生水解產(chǎn)生H+，導(dǎo)致土壤的pH有所降低[34]。在加入赤泥、酸改性赤泥和其余不同鈍化劑復(fù)配的初始階段pH升高，可能原因是赤泥含有Al(OH)3、NaOH、CaCO3等高堿性物質(zhì)[35]或酸改性赤泥含有堿性基團(tuán)-OH(以S-OH形式表現(xiàn))導(dǎo)致的；但隨著時間的延長，pH呈現(xiàn)出降低的趨勢，這主要由于土壤自身的調(diào)節(jié)緩沖作用[36]，導(dǎo)致后期的土壤pH降低。

表 2 鈍化劑對土壤pH的影響

*平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(n=3)，同列不同字母表示同一時間不同處理間存在顯著性差異(P<0.05)。

2.3 鈍化劑對土壤有效態(tài)鉛含量的影響

方差分析表明土壤有效態(tài)Pb含量隨時間和不同處理均有顯著變化(P<0.001)，不同處理與取樣時間的交互作用對土壤有效態(tài)Pb含量也有顯著影響(P<0.001)。結(jié)果表明，鉛-鎘-砷復(fù)合污染土壤培育7、15、30、60 d后，加入鈍化劑ARM、ARZ和RF均減少有效態(tài)Pb含量，分別減少33.46%、76.47%、69.31%、1.96%，23.24%、68.44%、35.11%、5.47%和4.94%、5.01%、70.63%、5.92%(圖2)。在室溫下土壤培育7、15和30 d時，單因素方差分析表明，鈍化劑RM和1RM的施加均顯著降低有效態(tài)Pb含量(P<0.05)，對土壤中有效態(tài)Pb鈍化效果分別達(dá)58.86%～80.87%和57.55%～76.03%；其他鈍化劑RZ和ARG的施加不同程度上降低有效態(tài)Pb含量，分別達(dá)23.36%～75.26%和22.28%～73.02%。

在室溫下土壤培育60 d，對照處理有效態(tài)鉛含量降低，可能由于土壤是緩沖體系，這與李凝玉等[37]證明在后期階段可提取態(tài)鎘含量下降是一致的；將赤泥或酸改性赤泥添加至土壤中，可能由于其含有大量鐵、鋁氧化物表面活性吸附點，使得土壤中水溶態(tài)及可交換態(tài)鉛和表面活性位點相結(jié)合[15]，從而導(dǎo)致有效態(tài)鉛含量減少[38]。復(fù)配鈍化劑酸改性赤泥ARZ表現(xiàn)出明顯的鈍化效果，一方面根據(jù)圖1電鏡分析ARZ具有較大的表面積，提供了較多的吸附位點從而有利于Pb的固定；另一方面可能由于鈍化劑含有硅酸鹽和礦物柵格晶體結(jié)構(gòu)[39]，晶體內(nèi)部中含有的孔道占據(jù)的陽離子如Na+、K+、Ca2+等，與鉛離子發(fā)生交換，使得土壤中的鉛被固定下來。

復(fù)配鈍化劑RG或ARG在不同的時間段(7、15和30 d)均減少土壤有效態(tài)鉛含量，其原因可能是鈍化劑提高土壤的pH，降低鉛的可移動性[38]；而在土壤培育60 d鈍化效果不明顯，原因可能是復(fù)配鈍化劑中的Ca2+在后期階段與有效態(tài)Pb之間存在拮抗作用[40]，導(dǎo)致有效態(tài)Pb的含量升高。在整個土壤培育階段，復(fù)配鈍化劑RF對有效態(tài)Pb均起到明顯的固定效果，這可能由于硫酸亞鐵水解產(chǎn)生氫離子和羥基鐵絡(luò)合物Fe(OH)2+、Fe(OH)3、Fe(OH)4-、Fe2(OH)24+和Fe3(OH)45+等，通過離子交換或羥基鐵絡(luò)合物與土壤中的膠體發(fā)生絮凝及沉淀作用，從而將能被生物利用的重金屬有效態(tài)轉(zhuǎn)化為難以被生物利用的穩(wěn)定形態(tài)而達(dá)到固定修復(fù)的作用[41]。綜上所述，在整個培育過程中，鈍化劑ARM、ARZ和RF對土壤中的有效態(tài)鉛鈍化效果最佳。

不同字母表示同一時間不同處理間存在顯著性差異(P<0.05)。圖2 不同鈍化劑對土壤有效態(tài)鉛含量的影響Fig.2 Effects of different amendments on soil available lead content

2.4 鈍化劑對土壤有效態(tài)鎘含量的影響

與鉛的分析結(jié)果類似，土壤有效態(tài)Cd含量隨時間和不同處理均有顯著變化(P<0.001)，取樣時間與不同處理的交互作用對土壤有效態(tài)Pb含量也存在顯著影響(P<0.001)。結(jié)果表明，污染土壤中培育7、15、30和60 d后，鈍化劑ARM和RF均對土壤有效態(tài)Cd起到不同程度的鈍化效果，分別降低11.66%、27.78%、13.23%、13.56%和7.85%、15.04%、7.36%、8.93%；在后期階段添加復(fù)配鈍化劑RZ和ARZ的土壤有效態(tài)Cd有所活化，可能由于含有沸石，當(dāng)重金屬污染水平過高時，沸石的修復(fù)能力則降低甚至反而增強(qiáng)重金屬的生物有效性[42]；施加ARF的污染土壤在培育15、30和60 d后，有效態(tài)Cd含量分別降低8.59%、3.50%和26.35%。在整個土壤培育過程中，鈍化劑ARM和RF均表現(xiàn)出較好的鈍化效果，降低了Cd的有效性。

通過比較，添加鈍化劑RM、ARM、1RM和1ARM的土壤有效態(tài)鎘的含量呈現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(圖3)。在土壤中加入赤泥，由于赤泥堿性較強(qiáng)導(dǎo)致土壤pH升高，對土壤中有效態(tài)鎘的鈍化效果較好[43]，但隨著鈍化時間的延長土壤中固定下來的鎘緩慢釋放出來，可能由于土壤中有效態(tài)鎘含量與pH呈負(fù)相關(guān)[35]，而本研究中土壤pH(表2)在土壤培育后期有所降低，導(dǎo)致有效態(tài)鎘的釋放。復(fù)配RZ、ARZ、RG和ARG對土壤中的鎘未起到鈍化作用，可能由于沸石和石膏含有陽離子如Ca2+與Cd2+產(chǎn)生拮抗作用[44]。

不同字母表示同一時間不同處理間存在顯著性差異(P<0.05)。圖3 不同鈍化劑對土壤有效態(tài)鎘含量的影響Fig.3 Effects of different amendments on soil available cadmium content

在整個土壤培育過程中，ARM和RF對土壤有效態(tài)鎘的鈍化效果優(yōu)于其他鈍化劑。復(fù)配鈍化劑赤泥與硫酸亞鐵RF對有效態(tài)鎘的鈍化呈現(xiàn)出較好的鈍化效果，一方面由于赤泥富含的鐵鋁氧化物含有較多的表面活性位點，對土壤中Cd產(chǎn)生化學(xué)專性吸附，使Cd被固定在氧化物晶格層間，形成難以被利用的鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)重金屬[45]；另一方面原因可能是硫酸亞鐵水解產(chǎn)生的氫氧化鐵及其絡(luò)合物如針鐵礦、纖鐵礦等對重金屬Cd產(chǎn)生吸附作用[41]。

2.5 鈍化劑對土壤有效態(tài)砷含量的影響

方差分析表明取樣時間、不同處理、取樣時間與不同處理的交互作用對土壤有效態(tài)As含量均存在顯著影響(P<0.001)。結(jié)果表明(圖4)，在土壤培育7、15、30和60 d時，與對照相比，復(fù)配鈍化劑RG和RF對有效態(tài)As均起到較好的鈍化效果，分別降低0.41%、37.87%、5.41%、3.72%和55.60%、13.81%、37.85%、25.36%；而鈍化劑RM、ARM、1RM和1ARM未起到明顯鈍化效果，這可能由于在堿性的條件下不利于As的固定[46-47]。

不同字母表示同一時間不同處理間存在顯著性差異(P<0.05)。圖4 不同鈍化劑對土壤有效態(tài)砷含量的影響Fig.4 Effects of different amendments on soil available arsenic content

隨培育時間的延長，添加復(fù)配RG或ARG的土壤有效態(tài)砷含量逐漸降低，一方面可能由于鈍化劑中含有的Ca2+與砷酸鹽類物質(zhì)結(jié)合[51]；另一方面可能在土壤溶液中Al2O3、CaO和Fe2O3等形成的鋁鹽、鈣鹽和鐵鹽可以與砷形成穩(wěn)定的化合物而沉淀[52]，降低有效態(tài)含量。同時結(jié)合pH測定結(jié)果進(jìn)行分析(表2)，隨時間的延長土壤pH有所降低，Lee等[46]研究發(fā)現(xiàn)土壤中有效態(tài)砷與pH呈正相關(guān)，在偏酸性條件下更加有利于砷的吸附。添加復(fù)配鈍化劑RF的土壤有效態(tài)砷含量降低，可能因為在土壤中加入FeSO4，在一定程度上降低了土壤pH，增加土壤表面的正電荷，更加有利于降低土壤砷的移動性；同時由于重金屬污染的土壤中含有砷酸鹽、亞砷酸鹽與鐵作用產(chǎn)生沉淀或絡(luò)合作用，降低了土壤砷的有效性[53]。綜上所述，在整個土壤培育過程，復(fù)配鈍化劑RG和RF對有效態(tài)砷的鈍化效果較佳。

土壤中重金屬的有效態(tài)會隨著土壤環(huán)境因子(如pH、CEC、EC、溫度、濕度等)的改變而改變，而處于一種動態(tài)平衡的變化中[47]。在重金屬鉛-鎘-砷復(fù)合污染的土壤中，復(fù)配RF對有效態(tài)鉛、鎘和砷均起到不同程度的鈍化效果，修復(fù)重金屬復(fù)合污染土壤的效果最佳。結(jié)合植物生長情況，不同研究表明，施加赤泥能顯著降低土壤中交換態(tài)鉛和鎘的含量，水稻糙米鉛和鎘的富集能力降低[36]；硫酸亞鐵能夠有效降低砷的移動性和生物有效性，降低植物體內(nèi)重金屬含量[53]；同時Fe2+有助于水稻根表鐵膜的形成，可以進(jìn)一步減少根系對鎘的吸收，降低糙米中鎘的含量[54]。但本實驗設(shè)計的土壤培育時間較短，以后應(yīng)進(jìn)行水稻盆栽實驗，以便更好地明確復(fù)配鈍化劑RF對重金屬污染農(nóng)田土壤的鈍化修復(fù)效果。同時，赤泥施入土壤可能帶來一定程度的環(huán)境風(fēng)險，如赤泥含有少量的重金屬(如Pb、Cd和As)和放射性元素(Ra、Th和U等元素)，赤泥的高堿性可能會對生物體造成一定的影響[11]。因此，赤泥資源化利用應(yīng)考慮其環(huán)境兼容性[55]。然而，Koo等[24]證明赤泥和硫酸亞鐵復(fù)配顯著提高土壤酶活性，提高土壤微生物量；Brunori等[56]進(jìn)行赤泥修復(fù)砷污染土壤的風(fēng)險評估，發(fā)現(xiàn)赤泥加入到土壤中不存在嚴(yán)峻的生態(tài)毒性，表明赤泥用于環(huán)境修復(fù)是可行的。此外本研究采用廣西分公司拜耳法產(chǎn)生的赤泥，該赤泥重金屬鉛、鎘和砷含量較低，赤泥的施加并不會造成重金屬濃度的明顯增加。但對于赤泥應(yīng)用于農(nóng)田土壤中可能存在潛在的風(fēng)險，需要進(jìn)一步開展長期的觀測和系統(tǒng)的研究。赤泥作為工業(yè)產(chǎn)生的廢棄物，大量堆存造成資源浪費，在嚴(yán)格控制劑量的情況下與硫酸亞鐵復(fù)配，可選擇作為重金屬復(fù)合污染土壤的改良材料，實現(xiàn)赤泥資源化利用。

3 結(jié)論

1) 赤泥經(jīng)酸改性后，表面形貌發(fā)生變化，且表面鐵、鋁和鈣元素含量增加，可能與赤泥堿性基團(tuán)與H+作用有關(guān)。

2) 在鈍化修復(fù)鉛鎘砷復(fù)合污染土壤時，在土壤培育7、15、30和60 d后赤泥與硫酸亞鐵復(fù)配處理使土壤有效態(tài)Pb、Cd和As含量分別減少4.94%、75.01%、70.63%、5.92%，7.85%、15.04%、7.36%、8.93%和55.60%、13.81%、37.85%、25.36%，效果顯著優(yōu)于其他處理。

3) 復(fù)配鈍化劑RF有效降低Pb、Cd和As在土壤中的有效性，可作為中輕濃度復(fù)合污染土壤修復(fù)的鈍化材料。赤泥作為工業(yè)生產(chǎn)中的廢料，使用成本較低，將其與硫酸亞鐵復(fù)配為土壤鉛鎘砷復(fù)合污染修復(fù)提供了較好的應(yīng)用前景。