我国是土壤砷污染最为严重的国家之一，由于含砷矿产的开采、冶炼，肥料、杀虫剂等含砷化学品的使用，导致我国大面积土壤受到砷污染，在矿冶活动密集的广西、云南、湖南等地问题更加严重(Liao et al., 2005; 肖细元等，2008; Lu and Zhang， 2005).

原位化学稳定化技术由于其见效快、成本低、对土壤破坏小，适合于解决我国大面积土壤砷污染问题(Komárek et al., 2013; 林志灵等，2013)，该技术运用化学的方法将污染物转化成化学性质不活泼的形态，阻止其在环境中迁移、扩散等过程，从而降低污染物的毒害程度(USEPA，2013)，稳定化材料的选择是该技术应用的关键.铁基氧化物常被用于土壤砷污染稳定化修复，其表面含有丰富的羟基位点—OH，能够以专性和非专性吸附的方式与砷酸根、亚砷酸根离子结合形成内表面和外表面螯合物(Cundy et al., 2008; Wang and Mulligan， 2008; Miretzky and Cirelli， 2010)，对砷有较高的吸附容量，而且其原料来源丰富，对环境影响小，是一种良好的砷稳定化修复材料(刘辉利等，2009; Zhang et al., 2013; Miretzky and Cirelli， 2010).常见的铁基氧化物包括Fe₂O₃、Fe₃O₄及其水化作用生成的氢氧化铁和羟基氧化铁(如纤铁矿、水铁矿、针铁矿)等(Cornell and Schwertmann， 2003; 巩志坚等，2006).Nielsen等(2011)以5%的添加量向砷污染土壤中添加富含水铁矿的水处理污泥，使砷的浸出浓度下降了98%.Zhang等(2010)通过在砷污染土壤中添加淀粉改性的Fe₃O₄，其浸出液中As浓度下降了66.7%.近年来，有研究通过复合其他重金属(如Zr、Ti、Mn、Co、Cu、Ce等)合成铁基双金属氧化物，改变了材料的物理化学特性，提高了材料对水体中砷的吸附能力(Ren et al., 2011; Chen et al., 2013; Zhang et al., 2007a;2007b; Zhang et al., 2013)，但未见其应用于土壤稳定化修复中的相关报道.

土壤水分含量的变化会导致土壤中的砷的价态和形态发生变化，进而影响砷在土体中的移动性.在氧气充足、排水状况良好的条件下，土壤中As(V)为主要形态，与铁基氧化物结合产物稳定且不易解吸(Bose and Sharma， 2002).而很多地区由于降水或地下水位的涨落，土壤水分含量增加，土壤氧化还原电位随之降低，导致毒性、移动性更强的As(Ⅲ)含量显著增加(Smith et al., 1998; Miretzky and Cirelli， 2010)，可能会导致已稳定化砷的再活化或释放.目前，国内外关于土壤水分条件对土壤砷稳定化的影响研究缺乏，因此，本文拟通过等温吸附试验及室内模拟培养的方法，选用两种不同粒径的氧化铁(Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃)以及带有氧化特性的新型铁锰双金属氧化物这3种修复材料，研究其对砷的吸附特性，并添加到不同含水量的砷污染土壤中，重点研究不同水分条件下铁基氧化物对土壤中砷的稳定化效应，为应用原位化学稳定化修复技术解决土壤砷污染问题提供科学依据.

铁锰双金属氧化物(Fe-Mn Binary Oxide，以下简称FMBO)的合成方法在Zhang等(2007a)的基础上改进，按照摩尔比Fe(Ⅱ)∶ Mn(Ⅶ)=3 ∶ 1称量FeSO₄ · 7H₂O和KMnO₄，调节体系pH保持在7~8，搅拌1 h，室温条件下静置老化12 h，过滤，洗涤，40 ℃烘箱中通风干燥，充分研磨后过200目筛，所得固体即FMBO，置于干燥器中保存备用.Fe₂O₃(AR)购自天津光复精细化工研究所，Nano-Fe₂O₃(纯度99.9%)购自北京德科岛金科技有限公司.材料粒径、比表面积使用马尔文激光粒度仪(Malvern Mastersizer 2000)测量，Fe、Mn含量采用1 ∶ 1盐酸微热溶解后使用ICP-OES测量，通过X射线衍射仪(D/Max-rA)进行矿物成分分析.

本研究合成的FMBO中Fe/Mn摩尔比为2.98，与Zhang等(2007a)研究结果一致，铁、锰元素分别以Fe(Ⅲ)和Mn(IV)氧化态存在.将XRD衍射结果(图 1)与标准PDF卡片比对和检索发现，Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃在2θ=33.2°、35.6°、54.0°和49.4°附近分别出现Fe₂O₃(标准卡片编号01-080-2377)的特征衍射峰且峰形较好，说明两者均为纯度高、结晶程度良好的氧化铁矿物.FMBO结晶程度差，没有明显的特征衍射峰，为无定形或弱结晶态矿物.

表 1(Table 1)

表 1 供试材料的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of materials

表 1 供试材料的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of materials 供试材料 体积平均粒径/μm 比表面积/(m2·g-1) Fe含量 Mn含量 Fe2O3 33.00 0.22 69.4% 0.13% Nano-Fe2O3 0.23 47.7 67.4% 0.07% FMBO 33.70 0.40 37.9% 12.7%

图 1(Fig. 1)

图 1 Fe2O3，Nano-Fe2O3和FMBO 的XRD谱图 Fig. 1 XRD graphs of Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

实验中不同浓度As(V)和As(Ⅲ)溶液分别使用Na₃AsO₄ · 12H₂O(CP)和NaAsO₂(CP)配制而成，均购于国药集团化学试剂有限公司.

准确称量0.1000 g供试材料，分别加入到1 L浓度为10 mg · L^-1的As(V)、As(Ⅲ)溶液中，溶液pH事先调节至7.0(模拟供试土壤pH)，离子强度为0.01 mol · L^-1 NaNO₃，将烧杯置于25 ℃水浴恒温磁力搅拌器中搅拌，分别于0、1/12、1/3、2/3、2、4、6、8、12、24 h时刻取样，使用0.22 μm水系针头滤膜过滤.

应用Lagergren准二级动力学方程来拟合砷的吸附动力学数据：

式中，Q_t和Q_e分别为时间t和平衡时的吸附量(mg · g^-1)；K₁、K₂分别为准一级和准二级动力学反应速率常数；K₂×Q²_e可以用来表征初始吸附速率(mg · g^-1 · h^-1).

准确称量0.0100 g供试材料，分别加入到25 mL浓度为0.5、1、2、4、6、8、10、20、40、60、80、100 mg · L^-1的 As(V)、As(Ⅲ)溶液中，溶液pH值事先调节至7.0(模拟供试土壤pH)，离子强度为0.01 mol · L^-1 NaNO₃，将离心管置于25 ℃水浴恒温振荡机上振荡12 h(200 r · min^-1)后，使用0.22 μm水系针头滤膜过滤，同时设置不加材料的空白对照.

应用Langmuir模型来拟合砷的等温吸附过程：

式中，C_e为平衡溶液中的As浓度(mg · L^-1)；Q_e为平衡时吸附量(mg · g^-1)；Q_m为吸附剂的饱和吸附容量(mg · g^-1)；K_L、K_F、n为拟合常数.

供试土壤采自湖南省郴州市某砷污染农田(113° 02′ E，25° 48′ N)，采样深度0~20 cm，采集的土壤经过自然风干后，研磨过2 mm筛，均匀混合后储存备用.供试土壤总砷含量及基本理化性质为：总砷220 mg · kg^-1，含水量(干基)1.95%，pH 6.87(水土比2.5 ∶ 1)，有机质 3.08%，全磷550 mg · kg^-1，粉粒25%，砂粒28%，粘粒47%，分析方法参照《土壤农化分析(第3版)》(鲍士旦，1981).

称量供试土壤200.0 g于250 mL三角瓶中，分别加入4.00 g(2%质量百分比)不同供试材料，充分搅拌使其混匀，之后设置以下3种水分处理：风干(不加去离子水)、田间持水量(加入去离子水，使土壤含水量达到25%)、饱和含水量(加入去离子水，使土壤含水量达到50%).每个水分处理设置不添加稳定化材料的对照处理.水分调节好后用封瓶膜封好瓶口，以减少水分的散失，置于人工气候箱(温度25 ℃，相对湿度96%)中进行培养，每个处理4个重复.培养7、14、21、28、35 d后分别取样，进行TCLP毒性浸出实验(Toxicity Characteristic Leaching Procedure，USEPA 1992)，采用1^#浸提剂(醋酸/醋酸钠缓冲液，pH 4.93±0.05)浸提.稳定化效率(即TCLP浸提液中砷浓度降低百分比)按照下式进行计算：

式中，C_CK、C_T分别表示对照、不同处理TCLP毒性浸出液中砷元素浓度.

35 d后取样进行土壤砷形态、结合态及pH测定，土壤砷形态采用1.0 mol · L^-1 H₃PO₄ + 0.1 mol · L^-1抗坏血酸(Garcia-Manyes et al., 2002)提取，砷结合态采用Wenzel 等(2001)改进的连续提取方法，pH测定参考农业行业标准《土壤pH的测定 NY/T 1377—2007》.

土壤砷结合态五步提取：F1 0.05 mol · L^-1(NH₄)₂SO₄提取，F2 0.05 mol · L^-1(NH₄)H₂PO₄，F3 0.2 mol · L^-1草酸铵缓冲液(pH 3.25)，F4 0.2 mol · L^-1草酸铵缓冲液+0.1 mol · L^-1抗坏血酸(pH 3.25)，液固比均为25 ∶ 1，F5残渣态砷及土壤总砷含量测定采用HNO₃/H₂O₂(USEPA 3050B 1996)方法消煮，使用氢化物发生-原子荧光光谱仪(AFS-9130型，北京吉天仪器)测定溶液中的砷含量.砷形态测定使用原子荧光形态分析仪(LC-AFS，SA-10型，北京吉天仪器)进行分析.土壤样品分析过程中采用国家标准参比物质(土壤GBW 07404，As(58±6)mg · kg^-1)进行分析质量控制，标样测定结果均在参比物质允许误差范围内.

本研究所用试剂除砷含量测定所用硼氢化钾和盐酸为优级纯，其余均为分析纯，实验用水为超纯水(PALL Cascada AN MK2).

数据采用Microsoft Excel 2010、SAS 8.0软件进行统计分析，采用Origin 8.5软件进行作图.

图 2给出了Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附动力学过程，从图中可以看出，3种材料对As(V)和As(Ⅲ)的吸附速率随时间的变化规律相似，在反应后1 h内较快，之后随着时间的增加，吸附速率逐渐降低，12 h后基本达到吸附平衡.由吸附动力学模型拟合结果可知，准二级动力学模型拟合方程R²值较高，能较好地反映As(V)和As(Ⅲ)在3种材料表面的吸附过程.Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO对As(V)的初始吸附速率分别为7.6、70.8、81.9 mg · g^-1 · h^-1，对As(Ⅲ)的初始吸附速率分别为4.9、31.2、190.3 mg · g^-1 · h^-1，可以看出FMBO对砷的初始吸附速率最大，尤其是对As(Ⅲ)，比Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃分别增加了37.8和5.1倍.

图 2(Fig. 2)

图 2 Fe2O3、Nano-Fe2O3和FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附动力学曲线 Fig. 2 Kinetic curves of As(V) and As(Ⅲ)on Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

图 3给出了Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附等温线.结果表明，3种材料对砷的吸附量均随平衡浓度增加而增加，表现出一定程度的非线性吸附.由吸附等温线模型拟合结果可知，Langmuir模型拟合方程R²值较高，拟合程度更好.根据Langmuir方程计算得出Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO对As(V)的饱和吸附容量分别为13.6、24.2、80.6 mg · g^-1，对As(Ⅲ)的饱和吸附容量分别为7.5、20.2、129.9 mg · g^-1.FMBO对As(V)和As(Ⅲ)均表现出良好的吸附特性，吸附容量显著大于Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃，且对As(Ⅲ)的饱和吸附容量大于As(V).

图 3(Fig. 3)

图 3 Fe2O3，Nano-Fe2O3和FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附等温线 Fig. 3 Isotherms of As(V) and As(Ⅲ)on Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

在吸附动力学和吸附等温线实验过程中，添加FMBO的As(Ⅲ)溶液中均检测到As(V)的生成(图 4)，而在其他材料的吸附过程中未检测到，证明FMBO在As(Ⅲ)的吸附过程中起到了一定的氧化作用，溶液中As(Ⅲ)和As(V)的浓度是FMBO吸附和氧化两种行为共同作用的结果.在初始浓度为10 mg · L^-1的As(Ⅲ)溶液当中，随着吸附时间的增加，As(Ⅲ)浓度逐渐降低；在8 h检测到As(V)出现，浓度为0.74 mg · L^-1，随时间增加As(V)浓度逐渐升高，在12 h和24 h分别为0.97 mg · L^-1、1.13 mg · L^-1.在吸附等温线实验中，当As的平衡浓度< 0.006 mg · L^-1时，由于FMBO的吸附作用，溶液中并未检测到As(V)存在，当平衡浓度升高，溶液中As(V)浓度也逐渐升高，平衡浓度为49.8 mg · L^-1时，As(V)的浓度为5.53 mg · L^-1.

图 4(Fig. 4)

图 4 添加FMBO后As(Ⅲ)溶液中不同形态砷的浓度变化 Fig. 4 As(V) and As(Ⅲ)concentrations in As(Ⅲ)solutions after adding FMBO

将Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO应用于不同含水量的砷污染土壤，土壤中砷的TCLP毒性浸出浓度随时间的变化情况见图 5.在风干条件下，对照土壤中TCLP浸出液中的砷浓度随时间变化差异不显著，添加3种铁基氧化物后土壤中砷的浸出浓度呈持续降低的趋势，35 d后分别为47.0、7.2、2.7 μg · L^-1.在田间持水量条件下，对照土壤中砷的TCLP浸出浓度也显著降低，35 d后下降了47.1%，可能是由于土壤水分的增加，强化了土壤本身有机质和粘土矿物对砷的吸附作用，而添加3种稳定化材料后分别下降至25.5、6.4、2.3 μg · L^-1，相比风干土壤均有不同程度的降低.在风干和田间持水量土壤中，Nano-Fe₂O₃和FMBO稳定化作用显著高于Fe₂O₃，浸出液浓度均能达到Ⅱ类地下水环境质量标准(≤10 μg · L^-1)(GB/T 14848-93).在饱和含水量条件下，土壤中砷元素结合程度变弱，不稳定结合态砷的比例增加了7.44%(图 6)，且As(V)会向移动性更强的As(Ⅲ)转化，As(Ⅲ)比例高达22.3%(图 7)，导致土壤中吸附的砷容易释放出来，对照土壤中砷的TCLP浸出浓度增加了6.1~10.4倍.饱和含水量土壤中，FMBO的稳定化作用显著高于Nano-Fe₂O₃和Fe₂O₃，添加FMBO能够快速高效地降低土壤中砷的浸出浓度，7 d后即下降了98.6%，在28 d虽略有增加，但基本保持稳定，能够达到Ⅲ类地下水环境质量标准(≤ 50 μg · L^-1)(GB/T 14848-93).Nano-Fe₂O₃处理7 d后TCLP浸出浓度下降了95.7%，但随着培养时间增加持续升高，在35 d浸出浓度由38.4 μg · L^-1增加至105.5 μg · L^-1，稳定化效率只有81.4%.Fe₂O₃处理砷的浸出浓度为382.0~406.3 μg · L^-1，稳定化效率只有29.4%~54.4%.

图 5(Fig. 5)

图 5 添加Fe2O3、Nano-Fe2O3和FMBO后不同含水量土壤TCLP浸提液中的砷浓度 Fig. 5 As concentrations in TCLP leachate over time after adding Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO in soils with different water contents

图 6给出了添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO对土壤砷结合态的影响.结果表明，土壤中F1~F5形态的砷占总砷的比例分别为0.1%~1.6%、17.5%~33.4%、28.0%~47.5%、24.0%~48.4%、4.6%~7.1%，F3和F4结合态砷占总砷比例较大，说明砷在土壤中主要以铁锰和铁铝结合方式存在.F1和F2形态的砷与介质结合程度较弱，迁移能力较强，对环境存在较大的风险.

图 6(Fig. 6)

图 6 添加Fe2O3、Nano-Fe2O3和FMBO后不同含水量土壤中各结合态砷的百分比含量 Fig. 6 Percentage of different fractions of As in soils with different water contents after application of Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

由图 6可知，水分饱和条件下土壤中F1和F2占总砷的比例会显著增加，F3和F4会降低，CK处理中F1+F2占总砷的比例比风干条件下增加了7.44%.添加3种铁基氧化物后，不同含水量土壤中F1、F2结合态砷占总砷的比例均降低，在风干和田间持水量土壤中，Nano-Fe₂O₃使F1+F2下降最多，两种土壤水分条件下分别下降了8.1%、6.4%，FMBO次之，分别下降了4.6%、2.9%；在饱和含水量土壤中，FMBO作用最显著，F1+F2占总砷的比例下降了17.5%，Nano-Fe₂O₃次之，下降了16.7%.相比于CK，添加3种铁基氧化物后F3+F4占总砷的比例均有不同程度增加，其中Nano-Fe₂O₃增加最多，其次是FMBO，Fe₂O₃最少.风干土壤中添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO F3+F4结合态砷占总砷的比例分别增加了0.63%、12.4%、5.8%，田间持水量土壤中分别增加了0.57%、9.5%、4.2%，饱和含水量土壤中分别增加了1.7%、28.9%、28.1%.此外，不同铁基氧化物使土壤中砷结合态的转化方式不同，添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃砷主要向F4结合态转变，Fe₂O₃处理3种含水量土壤中F4结合态砷占总砷的比例分别增加了1.6%、1.5%、2.4%，Nano-Fe₂O₃处理分别增加了11.1%、10.9%、24.4%；而添加FMBO处理土壤中的砷主要向F3结合态转变，3种含水量土壤中分别增加了3.0%、2.5%、12.3%，两种不同转化方式均能提高土壤中砷的稳定化程度.

由图 7可以看出，风干和田间持水量处理下，土壤中的砷主要以As(V)形态存在.在饱和含水量条件下，对照土壤中As(Ⅲ)的比例达22.3%，添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃和FMBO处理后As(Ⅲ)的比例分别降至20.2%、16.4%、7.4%.FMBO能够显著降低土壤中As(Ⅲ)含量，在土壤砷稳定化过程中表现出良好的氧化特性.

图 7(Fig. 7)

图 7 添加Fe2O3、Nano-Fe2O3和FMBO后不同含水量土壤中As(V)和As(Ⅲ)的百分比含量 Fig. 7 As(V) and As(Ⅲ)percentages in soils with different water content after application of Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

土壤pH是影响土壤中砷化学行为和稳定化长效性的重要因素之一.从图 8可以看出，土壤水分含量的变化和铁基氧化物的添加均会对土壤pH产生一定的影响，对于CK处理，饱和含水量条件下土壤pH较风干和田间持水量处理分别升高了0.19、0.28个单位.土壤中添加Fe₂O₃后pH均无显著变化(p>0.05)；添加Nano-Fe₂O₃使风干土壤和田间持水量土壤pH分别增加了0.08、0.18个单位，饱和含水量土壤则无显著变化；而添加FMBO均显著提高了各处理土壤pH(p<0.05)，风干、田间持水量、饱和含水量条件下分别增加了0.12、0.24、0.06个单位.然而，本研究中各处理土壤pH变化均在6.78~7.12之间，该范围内As(V)和As(Ⅲ)分别以HAsO^2-₄和H₃AsO₃形式存在(Wang and Zhao， 2009)，因此土壤pH的改变没有引起砷赋存形态的变化，不会对稳定化吸附过程产生影响.

图 8(Fig. 8)

图 8 添加Fe2O3、Nano-Fe2O3 and FMBO后土壤pH的变化 Fig. 8 Changes of soil pH after application of Fe2O3，Nano-Fe2O3 and FMBO

目前，随着砷污染问题的日益严重和环境标准的提高，如何对我国大面积砷污染土壤进行有效的处理和资源化，使其恢复原有的生产功能正引起各方的关注.通过本研究结果可知，在不同土壤水分条件下，尤其是饱和含水量土壤中，FMBO对砷的稳定化效率优于Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃，在风干、田间持水量和饱和含水量条件下分别可达99.5%、99.1%、98.6%，砷的TCLP浸出浓度分别可低至0.3 μg · L^-1、0.4 μg · L^-1、9.7 μg · L^-1，均可达到Ⅱ类地下水质量标准(≤ 10 μg · L^-1)(GB/T 14848-93).在风干和田间持水量条件下，Nano-Fe₂O₃对土壤中的砷也能起到很好的稳定化作用，稳定化效率可达90%以上，砷的TCLP浸出浓度可达到Ⅱ类地下水质量标准(≤ 10 μg · L^-1)(GB/T 14848-93).因此，从本研究结果看，在非饱和状态的土壤，Nano-Fe₂O₃和FMBO均为良好的稳定化材料，而对于长期淹水的稻田或地下水位较高的地区，或者由于降雨造成土壤滞水等情况，常规稳定化材料的修复效果无法达到，铁锰双金属氧化物可以作为一种经济、高效、绿色的稳定化制剂用于土壤砷污染修复，是一种非常有前景的砷污染土壤稳定化修复材料.

首先，材料对污染物的吸附特性反映了其潜在的稳定化能力，在pH为7的溶液体系中，3种铁基氧化物对As(V)和As(Ⅲ)吸附过程符合准二级动力学方程，该模型假设一个吸附质离子与吸附剂表面两个吸附位点结合，是一个化学吸附过程，结合较为紧密(Boparrai et al., 2011).大量研究表明，砷酸根和亚砷酸根与铁氧化物表面羟基—OH键合形成内表面螯合物是吸附的主要方式，其稳定性远大于通过静电吸附、氢键结合等方式形成的外表面螯合物(Catalano et al., 2008; Wang and Mulligan， 2008).3种铁基氧化物对As(V)和As(Ⅲ)的吸附等温线符合Langmuir方程，说明其对砷更倾向于单分子层吸附，由于吸附位点有限，存在最大吸附容量，FMBO对As(Ⅲ)和As(V)的饱和吸附容量可达到129.9 mg · g^-1、80.6 mg · g^-1，显著高于Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃.通过XRD衍射结果发现，本研究中采用共沉淀法合成的FMBO呈无定形或弱结晶态(图 1)，材料中含有大量的氢氧化铁Fe—OH和羟基氧化铁Fe—OOH矿物，表面羟基位点丰富，有效吸附位点多.而Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃结晶程度高，在结晶良好的Fe₂O₃晶体结构中，O原子通过共用电子对与Fe原子结合，形成稳定的四面体或八面体结构，能够与砷酸根、亚砷酸根结合的羟基基团—OH较少，限制了其对砷的吸附，所以FMBO虽然粒径稍大，但是吸附容量远大于Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃.此外，无定形态铁氧化物在老化结晶过程中能将吸附在表面的重金属固定在矿物晶层间，进一步降低其可提取性，起到更好的稳定化作用，具有良好的长效稳定性(Komárek et al., 2013).对比Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃可以发现材料粒径减小可以提高其对污染物的吸附能力，Nano-Fe₂O₃材料粒径小，表面吸附位点多，在纯化学体系中单位质量Nano-Fe₂O₃对砷的吸附量比Fe₂O₃大.Yean等(2005)在研究磁铁矿对As(Ⅲ，V)的吸附解吸特性时同样发现粒径减小能够提高磁铁矿对As(Ⅲ，V)的最大吸附容量.

第二，FMBO中所含Mn(IV)能够对介质中As(Ⅲ)起到一定的氧化作用，可以提高材料对砷的吸附能力.本研究通过实验得出水相介质中FMBO中Mn(IV)确实能够将As(Ⅲ)氧化为As(V)再进行吸附，通过土壤砷形态提取实验得出添加FMBO能使饱和含水量土壤中As(Ⅲ)含量显著降低，在砷污染土壤稳定化修复中能够起到氧化解毒和吸附的双重作用.在对砷污染土壤进行实际修复的过程中，如果土壤长期处于还原条件，As(Ⅲ)的浓度会明显增加，所以添加氧化剂将As(Ⅲ)氧化成毒性小、迁移能力弱的As(V)再进行修复可以起到更好的效果.MnO₂是土壤中常见的金属氧化物，其氧化还原电位比Fe₂O₃高(McKenzie，1980)，Manning等(2002)在研究水钠锰矿对砷的吸附过程中发现Mn(IV)可以将As(Ⅲ)氧化成As(V)，且在锰氧化物表面产生新的羟基活性位点(Mn—OH)，可以对As进行吸附，这也解释了其对As(Ⅲ)吸附容量大于As(V)的原因.所以将铁氧化物对砷的高亲和性及锰氧化物的氧化性结合起来对砷污染介质进行修复是一种很好的办法.

第三，在对稳定化前后土壤中砷结合态变化的研究中发现，土壤中添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃后砷主要向F4结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态转变，而添加FMBO砷主要向F3无定形或弱结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态转变，这与供试材料的结构特性有关，在土壤中与砷结合后仍保持了材料原有的结构特性，两者均能够提高土壤中砷的稳定化程度.卢聪等(2013)在用FeSO₄和生石灰对土壤中的砷进行稳定化时，发现砷的结合形态也主要向F3转变，比例由22.3%升高到57.1%，可能也是因为碱性条件下Fe²⁺沉淀生成的氢氧化亚铁为无定形或弱结晶态矿物.

Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃、FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附过程符合准二级动力学方程，12 h基本达到吸附平衡，吸附等温线符合Langmuir方程，FMBO对As(V)和As(Ⅲ)的吸附容量显著大于Fe₂O₃和Nano-Fe₂O₃，且对As(Ⅲ)的饱和吸附容量大于As(V)，能够起到氧化和吸附的双重作用.

在风干和田间持水量土壤中，FMBO和Nano-Fe₂O₃均能达到90%以上的稳定化效率，显著高于Fe₂O₃；在饱和含水量条件下，FMBO能够起到一定的氧化作用，将土壤中部分As(Ⅲ)氧化成As(V)再进行吸附，稳定化效率仍保持在93.5%以上，较其他两种材料效果更佳.

土壤中添加Fe₂O₃、Nano-Fe₂O₃主要使砷由F1非专性吸附态和F2专性吸附态向F4结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态转变，添加FMBO主要向F3无定形或弱结晶铁铝或铁锰水化氧化物结合态转变.