化学稳定化技术治理含砷污染土壤研究

第４３卷　第３期　２０１４年３月　化工技术与　开发　Ｖｏ１．４３　Ｎｏ．３　Ｍａｒ．２０１４　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ＆Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｏｆ　Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｉｎｄｕｓｔ￣　化学稳定化技术治理含砷污染土壤研究　李实，张翔字，潘利祥，李萌　（中节能六合天融环保科技有限公司北京１０２２１２）　摘要：系统综述了稳定化技术的应用情况，并重点指出含砷污染土壤利用化学稳定化修复技术的稳定化剂　类型、作用效果、影响因素等方面的研究现状、存在问题等。　关键词：土壤；稳定化；砷　中图分类号：Ｘ　５３　文献标识码：Ａ　砷在我国被广泛应用于杀虫剂、防腐剂和医药　试剂的生产和开矿、冶炼等活动中『ｌ１，由于砷在污染　土壤中具有隐蔽性、滞后性、积累性、不可逆性和长　期性等特点，对农作物和人体有极大的危害。我国　自１９５６　１９８４年期间曾发生３０余起砷中毒事件［２　；　在日本砷中毒被列为四大公害病之一；世界卫生组　织（ＷＨＯ）和美国环保局（ＥＰＡ）将砷定级为一种“已　知人类致癌物质”，人体长期暴露砷可导致皮肤癌　和肾、肝、膀肤等内脏器官的癌变『３】。固化／稳定化　（Ｓｏｌｉｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ／Ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ，简称ｓ／Ｓ１技术是目前控　制土壤重金属污染最有效的方法之一，该方法通过　向土壤中添加活性物质与污染物之间发生化学反应　生成溶解性较低的沉淀或络合物，进而降低污染物　的移动能力和生物活性，或是通过改变土壤性质，提　高其自净能力，属于最常用的砷污染土壤治理技术。　１　固化稳定化技术的应用　在美国“超级基金”污染场地修复中运用固化　稳定化技术有超过２０年的记录，同时，固化稳定化　技术也是运用在超级基金场地修复中常用的５种　技术手段之一。从１９８２年至２０００年之间固化稳定　化技术在２５９块污染场地中应用，在２０世纪８Ｏ年　代末９Ｏ年代初期该技术被大量采用，１９９２年达到　顶峰，在２６块污染场地中得到运用，从１９９８年后使　用率逐渐降低ｆ４】。其中，用来处理重金属治理项目　占固化稳定化技术整体使用的５６％，用来处理重金　属或者重金属与有机物或者放射性金属结合的复　合污染场地占９０％以上，单独处理有机污染物的只　有６％。固化稳定化技术修复被重金属污染土壤中　常被处理的５种重金属包括铅、铬、砷、镉、铜。在　收稿日期：２０１４．０１—０２　文章编号：１６７１．９９０５（２０１４）０３—００４７．０６　２０００年之前采用固化稳定化处理含砷污染土壤共　４５块场地，其中大多污染场地为复合型污染场地，　单独处理砷污染的场地共５块。　一般情况下要使污染土壤中的重金属处于稳定　状态主要是通过向土壤中添加固定剂，减少金属离　子的流动性，目的是减少金属离子的释放和浸出以　防对地下水／地表水或生物的破坏。与其他修复技　术（例如化学处理、生物修复）相比，固化／稳定技术　有着相对成本较低、施工方便、处理后的地基土强度　高以及对生物降解有良好阻碍的优点　】。固化稳定　化技术的常规方法包括水泥固化、玻璃化、石灰／火　山灰固化、塑性材料包容固化、药剂稳定化技术等，　目前被广泛地应用于污染场地及固体废弃物填埋处　理中。　在固化／稳定化技术中仅仅采用化学手段来　降低污染物移动性的修复方法被称作“化学稳定　化”ｌ６】。化学稳定化技术强调可浸出浓度弱化总量，　即化学稳定性通过改变重金属赋存状态来降低其对　环境的风险而重金属总量并未改变。因此稳定剂筛　选研究和稳定剂加入土壤后重金属形态变化的研究　（即稳定机理研究）显得尤为重要，也是本文讨论的　主体。利用高效的化学稳定化药剂，通过药剂与重　金属的物理化学作用，对重金属进行无害化处置成　为近几年国际上的研究热点。　２砷在土壤中的行为　一般砷的毒性依次为砷化氢＞三价无机砷＞五　价无机砷＞有机砷＞元素砷。无机态砷的毒性大　于有机态砷，而三价砷的毒性是五价砷的６０倍　。　在土壤与天然水体环境中，Ａｓ（Ⅲ）和Ａｓ（Ｖ）主要　化工技术与开发　第４３卷　以未电离的亚砷酸（Ｈ　ＡＳＯ　）和砷酸根（Ｈ　ＡｓＯ　一和　ＨＡｓＯ４２一）的形式存在，有机态砷所占的比率极低。　氧化物的吸附能力排序为：无无定形铁氧化物＞针　铁矿＞赤铁矿ｍ］。Ｇｒａｆｅ等人ｍ　发现水铁矿对Ａｓ　被砷污染的土壤对环境和人类的危害程度与砷　（Ⅲ）和Ａｓ（Ｖ）的吸附是其在针铁矿上的２～３倍。　在土壤中的存在形态和土壤与砷的反应等有密切的　Ｂｏｗｅｌｌ的研究发现由于针铁矿具有更大的表面积，　关系。砷按植物吸收的难易程度可分为水溶性砷、　使Ａｓ（Ｖ）、Ａｓ（Ⅲ）、ＤＭＡ和ＭＭＡ在赤铁矿上的吸　吸附性砷和难溶性砷隅］。水溶性砷在土壤中含量较　附仅为针铁矿的一半　。　低，但它易迁移且毒害作用强，容易使植物受害，土　另外，砷在铁氧化物上的吸附量与吸附条件如　壤中的水溶性砷大部分以与土壤胶体和铁、钙、铝离　溶液的温度、ｐＨ、砷浓度和离子强度等有关。一般　子结合形态存在［９】。吸附性砷受土壤中的有机质、　粘土矿物、氢氧化铁、氢氧化铝等胶体影响，其含量　越高对砷的吸附作用越明显。水溶性砷和吸附性砷　可被植物吸收利用，称为可给性砷。难溶性砷易在　土壤中与铁、铝、钙、镁等离子结合形成复杂的难溶　性砷化合物或共沉淀。土壤部分水溶性砷和粘土颗　粒吸附砷随径流进入水体；绝大部分砷通过吸附一　沉淀、离子交换、络合、氧化还原反应等理化作用滞　留在土壤中以及由生物吸收而进入生物体内的。　３　砷固化／稳定化常用药剂　土壤中砷的稳定性主要是由于吸附一解吸过程　和砷与金属氧化物的共沉淀过程来控制完成的，所　以最常用的是含铁药剂，其次是铝氧化物和锰化合　物。　３．１含铁药剂　含铁物质适用于Ａｓ污染土壤的化学稳定化，主　要通过共沉淀和吸附作用降低土壤中Ａｓ的流动性，　如铁氧化物、二价和三价铁盐均能有效降低土壤Ａｓ　的移动』生和生物有效性。常用含铁药剂主要包括铁　氧化物、铁盐、零价铁等。　３．１．１铁氧化物　在土壤砷吸附的研究中，被广泛关注的铁氧化　物类型主要包括无定形铁氧化物（５ＦｅｚＯ　・９Ｈ　Ｏ）、针　铁矿（Ｏｔ—ＦｅＯＯＨ）、赤铁矿（Ｆｅ２０　）、纤铁矿（　一ＦｅＯＯＨ）　等。铁氧化物对许多无机或有机污染物均具有较强　的吸附能力，这主要取决于其表面积大、表面电荷高　等特点　。　铁氧化物对砷的吸附作用与所用铁氧化物的性　质有关，包括表面结构、表面电性质以及物理化学性　质等。一般来说，表面积比较大和结晶程度较差的　氧化物能够提供更多有效的吸附点位，因而对砷的　吸附能力较强。不同铁氧化物的组成和结晶形态　不同使其对砷的吸附能力存在着一定差异，常见铁　而言，铁氧化物对Ａｓ（Ｖ）的吸附随ｐＨ的升高而　降低。通过研究无定形铁氧化物在不同反应介质　下对Ａｓ（Ｖ）的吸附发现，对于已经达到吸附平衡　的无定形铁氧化物一Ａｓ（Ｖ）体系，降低或提高体系　的ｐＨ值可引起砷吸附量的明显增加或减少［１４］ｏ对　于Ａｓ（Ⅲ）而言，在ｐＨ大于６．５时其吸附效果优于　Ａｓ（Ｖ），但ｐＨ在６．５以下时则不如Ａｓ（Ｖ）。此外，　温度和共存离子也是影响吸附效果的重要因素，红　土对砷的吸附过程是一个吸热过程，吸附量随着温　度的增高而增强。诸如Ｆｅ　和ｃａ　等阳离子的存在，　可使氧化物表面的正电荷增加，从而促进铁氧化物　表面对砷的吸附［１５１。　３．１．２铁盐　目前世界上常用的固定砷的方法是砷铁共沉形　成含砷水铁矿的方法。含砷水铁矿是亚稳化合物，　在正常条件下它最后会分解并释放出可溶性砷和针　铁矿或赤铁矿，而在合适的储存条件下，高铁含量　的含砷水铁矿的稳定期至少有几年的时间。Ｈａｒｒｉｓ　等人研究表明在ｐＨ＝４～７范围内含砷水铁矿具有较　好的稳定性，最低的Ｆｅ／Ａｓ摩尔比为３：１［１　６】。　砷和三价铁在土壤中反应可生成砷酸盐　（ＦｅＡｓＯ４・Ｈ２０）或次级难氧化态矿物如ＦｅＡｓＯ４・２Ｈ２０　（也称臭葱石），而降低其在土壤中的移动眭。　臭葱石的一些特性受到关注。首先，臭葱石沉　淀固定的砷稳定性突出，有人曾通过３年的柱浸实　验的毒性浸出结果，发现臭葱石沉淀物非常稳定，　柱浸液中浓度低于０．１　ｍｇ・Ｌ　口　，说明臭葱石沉淀　的稳定性至少与Ｆｅ／Ａｓ＞３的含砷水铁矿沉淀相当，　比目前冶金工业所采用的固定砷化合物的稳定性都　要好，是处理含砷物料的发展趋势。其次，通过臭葱　石沉淀固定砷易处理、费用低。臭葱石沉淀物含砷　高（＞３０％），体积小，具有晶体结构，易澄清、过滤　和分离；与含砷在６％以下的含砷水铁矿相比，臭葱　石沉淀物的存放费用要低得多０８１￣　第３期　李实等：化学稳定化技术治理含砷污染土壤研究　４９　硫酸亚铁（Ⅱ）被证明可以降低砷的移动』生并减　轻对植物的危害，是一种可以有效固定砷的物质［１９］０　Ｌｉ　Ｙａｎｇ等人发现ＦｅＳＯ　和石灰混用对砷的固定效果　比单独使用铁盐的效果佳，浸出率最低［２ｏ］。类金属　Ａｓ在土壤中主要以阴离子砷酸盐的形态存在，区别　于其它阳离子重金属如ｃｄ、Ｚｎ。铁盐能增加其它重　金属ｆ如Ｃｕ和Ｚｎ）的溶出。研究表明，采用硫酸亚　铁与石灰混合能提高植物对ｃｕ、ｚｎ和Ｐｂ的吸收，而　植物增加对Ｃｕ、ｚｎ和Ｐｂ的吸收是由于石灰添加量　不足。当石灰与铁盐的比例（质量百分比）需超过１：１　时可维持土壤ｐＨ值　】。相比之下，零价铁对土壤　ｐＨ的影响较小，它在土壤中形成非晶体态的铁的氢　氧化物［２３］ｏ可能的原因是：含铁物质的加入易引起　土壤酸化，提高其它阳离子金属的浸出浓度，不利于　阳离子金属的稳定，通常和碱性物质（如石灰、碳酸　钙等）混用以避免土壤的酸化。土壤稳定化过程中　的ｐＨ也对各元素的稳定效果有显著影响，一般认为　碱性条件会加速阳离子金属的沉淀，降低污染物的　溶解度，但碱性条件又能提高Ａｓ的流动性，从而加　剧Ａｓ的浸出浓度，因此选择合适的ｐＨ对稳定效果　尤其重要。　３．１－３零价铁　零价铁中铁的含量是铁盐的３倍，虽然Ｆｅ（０）　进行的氧化反应不及铁盐快，但是从长远的角度看，　用Ｆｅ（０）来固定／稳定砷是有优势的［２４］ｏ　Ｆｅ（０）在土　壤中氧化后形成弱结晶氢氧化铁，Ａｓ与弱结晶氢氧　化铁作用后生成无定型砷酸铁或臭葱石等溶解度较　低的次级矿物进而降低了Ａｓ的移动性。Ｌｅｕｐｉｎ和　Ｈｕｇ发现口　，铁腐蚀的过程中Ｆｅ（Ⅱ）的释放缓慢　而持续，这为Ａｓ（Ⅲ）氧化成Ａｓ（Ｖ）的转变提供了　理想的条件，并且刚形成的铁的氢氧化物上很容易　被吸附Ａｓ（１Ｖ）。如向土壤中添加高浓度的可溶性　铁盐会对砷的固定产生不利的影响，因为Ｆｅ（Ⅱ）会　吸附到新近形成的铁的氢氧化物上而失去活性。　Ｗａｒｒｅｎ等通过盆栽和田间试验发现，含铁物质　对Ａｓ的稳定效率与添加量正相关，当Ｆｅ（０）的施　用量超过０．５（质量比）后，对降低Ａｓ的植物可给性　没有作用；当施用量超过１％（质量比）后，会对农作　物产生负面影响；当施用量超过５％（质量比）后，有　可能导致土壤性质和结构发生改变。　在含砷废水的处理中，由于水体中腐殖质、磷酸　盐、硅酸盐的竞争性吸附会导致零价铁除砷效率的　下降；在含砷污染土壤处理中，零价铁会减少污染物　的同时，也附带减少了微量元素如ｃａ、Ｍｇ、Ｐ等，也　减少了土壤中许多可利用的营养物质。　３．２铝氧化物药剂　铝在土壤中主要以铝硅酸盐和铝氧化物的形式　存在。土壤中常见的铝氧化物类型主要有无定形铝　氧化物、一水软铝石（　．ＡＩＯＯＨ）、结晶的三水铝石、　矾土（仅一Ａ１，０　）和水铝英石等。　由于铝和铁所带的电荷相同，半径大小又几乎　一致，一般认为铝氧化物与铁氧化物对砷的吸附过　程相类似。Ｅｄｗａｒｄｓ等口创在ｐＨ低于７．５，同等摩尔　比的试验条件下发现，氢氧化铝对Ａｓ（Ｖ）的吸附　能力和氢氧化铁大致相同，但氢氧化铁在较高ｐＨ　值条件下对Ａｓ（Ⅲ）的吸附能力更强。一些研究发　现人工合成的ＡＩ（ＯＨ）　也许比ＦｅＯＯＨ对砷的稳定　更为有效（反应速率接近１００％），而且要比天然的　ＦｅＯＯＨ和粘土矿物的效果还要好［２７１。　３．３锰氧化物药剂　在土壤环境中氧化锰具有电荷零点较低、比表　面积大、表面活性强、负电荷量高等特点，使其表现　出较强的氧化性，是土壤中重要的氧化剂。研究发　现，土壤与沉积物中的粘土矿物、铁氧化物、铝氧化　物和锰氧化物的这些组分中，只有锰氧化物才能将　Ａｓ（Ⅲ）氧化成高价砷ｆ２　，氧化锰矿物对减轻环境中　Ａｓ（Ⅲ）的毒害作用有着重要意义。　锰氧化物对砷的作用受Ａｓ（Ⅲ）在锰氧化物上　的氧化还原过程和表面吸附过程两种机理支配。对　于Ａｓ（Ｖ）和Ａｓ（Ⅲ）共存的体系，锰氧化物可将　Ａｓ（Ⅲ）氧化为Ａｓ（Ｖ），同时又能吸附Ａｓ（Ｖ）。锰　氧化物的结晶程度对砷的物理化学行为的影响较　大。结晶度越高，对砷的氧化／吸附能力就越弱。　通过试验，化学合成的和环境中自然形成的锰氧化　物都对ＡｓｆⅢ１有较高氧化能力，天然的或结晶度　差的锰氧化物吸附砷的能力更好，当氧化锰被去除　后，Ａｓ（Ⅲ）被氧化的速率骤然减少。　土壤环境中的锰氧化物常以胶膜的形式存在于　铁、铝氧化物和碳酸钙等土壤组分的表面，这种相　互包被作用可增强其对Ａｓ（Ⅲ）的氧化还原能力，　促进其对Ａｓ（Ⅲ）和Ａｓ（Ｖ）的吸附。另一方面，对　Ａｓ（Ⅲ）来说，虽然铁氧化物不能直接将其氧化，但　由于铁氧化物的含量高，对Ａｓ（Ⅲ）和Ａｓ（Ｖ）的吸　附作用又远远超过了氧化锰，因此必然会关系到溶　５０　化工技术与开发　第４３卷　液中Ａｓ（Ⅲ）和Ａｓ（Ｖ）的平衡，从而影响锰氧化物　对Ａｓ（Ⅲ）的氧化。研究表明锰氧化物对Ａｓ的吸　提高，土壤表面负电荷增加，进而增强了土壤对重金　属的亲和力；（２）土壤ｐＨ值升高，有利于羟基化金　属离子（［ＭＯＨＩ　）的形成，进而土壤对重金属离子的　非专一性吸附量增加；（３）土壤ｐＨ值提高，能促进　土壤中重金属离子形成氢氧化物或碳酸盐沉淀／共　沉淀。　附量较大，单独或与铁氧化物混合使用均能显著降　低土壤Ａｓ的移动性和毒性；但在高氧化还原电位　条件下，锰氧化物比铁氧化物更容易被还原溶解，不　利于Ａｓ的长期稳定。　虽然锰氧化物对砷的吸附能力不及铁铝氧化　碱性物质对砷移动性影响的研究争议不亚于有　物，但是它兼具氧化性和选择性的特点，因此也常将　其运用到砷的吸附处理中。在土壤的成土矿物组　机质。通常认为，碱性物质（如石灰、粉煤灰、羟基磷　灰石）能创造更高的ｐＨ环境，且生成的Ｃａ３（ＡｓＯ３）　和　分中，氧化锰的氧化性最为突出，所以对Ａｓ（Ⅲ）氧　化的效果也最好。通常在土壤环境中，Ａｓ（ｎ１）和　Ａｓ（Ｖ）可因土壤条件的不同而相互转化并共存，因　而锰氧化物的存在对于砷的氧化还原过程所起的作　用是不可被忽视的。　３．４有机质药剂　有机物质对提高土壤肥力具有十分重要的意　义，且取材方便、经济，在重金属污染土壤改良中得　到了广泛的应用。　有机质对Ａｓ污染土壤的影响作用颇有争议。　主要原因在于有机稳定剂的引入提高了土壤中有机　成分的含量，而很多研究表明土壤中的有机成分会　与Ａｓ形成竞争吸附，从而占据Ａｓ原先在矿物表面　的吸附点，提高Ａｓ的浸出浓度。　不同类型的有机质对砷的移动性也可能有一定　的影响。Ｇｒａｆｅ等人利用透明质酸（ＨＡ）、腐殖酸（ＦＡ）、　柠檬酸（ＣＡ）３种有机质参与人工合成水铁矿对砷的　吸附。结果表明，ＨＡ和砷二者在水铁矿上的吸附　是２个的过程；在低的ｐＨ值下，ＦＡ和ＣＡ会　与Ａｓ（Ⅲ）在水铁矿上发生竞争性的吸附，但只有　ＣＡ的存在能够降低水铁矿对Ａｓ（Ｖ）的吸附。因　此绝大部分有机稳定剂（含硫物质除外）并不适合　用作含Ａｓ土壤的稳定。　３．５碱性物质药剂　碱性物质包含较广，在重金属污染土壤化学稳　定化研究中应用较多的是碳酸钙、氧化钙等廉价、　易得且环境友好的材料，工业石灰常被选用，在砷污　染土壤处理中主要是形成一个阻止砷扩散的控制过　程。尽管用此方法固定砷可显著地降低砷的浸出率，　但如此的土壤处理是具有破坏性的，并且只在填埋　场处理含砷废物时才会考虑它。　碱性物质对土壤中重金属离子的固定机理主要　有３个方面：（１）施用碱性物质后，由于土壤ｐＨ值　Ｃａ３（ＡｓＯ４），仍有较大的溶解度，易造成二次污染，很难　达标，因此它们因增加砷的浸出率而在砷污染土壤　的治理中不被认同。而Ｈａｒｔｌｅｙ等人观察到，当土壤　中添加８％的石灰能降低砷的浸出，这种情况的发生　可能是由于Ａｓ—ｃａ络合物的形成『２９ｊ。目前研究较多　的是将石灰与铁盐相结合来除砷，而且石灰的存在　还可以调节土壤的ｐＨ。　３．６粘土矿物药剂　土壤粘土矿物是岩石风化至成土过程的中间产　物，粘土矿物在土壤自净过程中起着至关重要的作　用。粘土矿物的颗粒较细微，一般小于２　ｍ，粘土　矿物具有较大的表面能和化学活性。　一般认为相对于砂质土而言，粘性土对重金属　的固定是降低砷毒性的原因，Ｃｏｖｅｌｏ等ｐ叫对６种重　金属离子在１　１种酸陛土壤中的吸附解吸研究表明，　重金属离子主要固定于粘土矿物（如高岭石、水铝　矿和蛙石等）中。土壤对Ａｓ的吸持能力与土壤类　型有关，在高粘粒含量土壤中Ａｓ的稳定性强于砂　质土壤。　天然粘土矿物对土壤重金属离子的固定效果报　道并不一致。有研究表明，天然沸石对土壤重金属　（Ｃｕ、Ｐｂ和ｚｎ）的钝化效果不明显，甚至没有效果［３１１ｏ　由于天然粘土矿物在应用上存在一些缺陷，使用前　一般要对其活化或改性。　３．７砷硫化物药剂　硫化物主要通过与Ａｓ、ｚｎ、ｃｄ形成螯合物，或　与Ｆｅ、Ａｓ在低的氧化还原条件下形成难溶性的铁一　硫一砷的复合物沉淀，在无铁存在时则形成Ａｓ　ｓ　，　达到稳定金属的目的。　硫化物对砷的治理主要用于填埋场处理砷污染　土壤。一般来说，硫化砷沉淀易受大气中氧和细菌　氧化的影响，不适合长期堆放。但在填埋场处理砷　污染土壤时，由于填埋场主要是厌氧环境，因此可以　第３期　李实等：化学稳定化技术治理含砷污染土壤研究　５１　考虑用含硫矿物来固砷。　４结论及展望　国内外常有砷污染事件发生，含砷物料对环境　的污染和危害越来越受到人们的重视。稳定化是目　前比较切实可行的治理含砷污染土壤的方法之一，　而稳定化药剂是影响治理效果的关键因素。铁、铝、　锰等氧化物是常用的含砷污染土壤治理药剂，主要　是通过吸附一解吸过程和砷与金属氧化物的共沉淀　过程来控制完成的。有机质、碱性物质、粘土矿物和　砷硫化物也对砷污染土壤治理有一定效果，但是应　用范围比较有限。　在实际稳定化修复污染场地时，应根据土壤的　实际污染状况来选择稳定化药剂，土壤污染往往是　几种金属或金属一有机物等的复合污染，因此固定　／稳定化剂要重点考虑复配的问题，开发高效的化学　稳定化药剂，通过药剂与重金属的物理化学作用，对　重金属进行无害化处置依然是土壤修复领域的研究　热点。　参考文献：　【１］张国祥，杨居荣．土壤环境中的砷及其生态效应［Ｊ］．土壤，　１９９６（２）：６４－６８．　［２］廖自基．徽量元素的环境化学及生物效应【Ｍ］．北京：中　国环境科学出版社，１９９２：１２４．１６２．　［３］李圣发，王宏镇．土壤砷污染及其修复技术的研究进展　［Ｊ】．水土保持研究，２０１１，１８（４）：２４８．２５３．　［４】ＥＰＡ．ｓｏｌｉｄｉｉｆｃａｔｉｏｎ／ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｕｅｓ　ａｔ　ｓｕｐｅｒｆｕｎｄ　ｓｉｔｅｓ．（ＥＰＡ　５４２一Ｒ一００—０１０）．Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ：ＥＰＡ．２０００．９．　【５】　Ｕ．Ｓ．ＥＰＡ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ　ｆｏｒ　ｓｉｔｅ　ｃｌｅａｎｕｐ：Ａｎｎｕａｌ　ｓｔａｔｕｓ　ｒｅｐｏｒｔ［Ｒ］．ｆＥｌｅｖｅｎｔｈ　Ｅｄｉｔｉｏｎ）Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ　Ｄ　Ｃ：Ｏｆｉｆｃｅ　ｏｆ　Ｓｏｌｉｄ　Ｗａｓｔｅ　ａｎｄ　Ｅｍｅｒｇｅｎｃｙ　Ｒｅｓｐｏｎｓｅ，２００４．　［６１　Ｊｕｒａｔｅ　Ｋｕｍｐｉｅｎｅ，Ａｎｄｅｒｓ　Ｌａｇｅｒｋｖｉｓｔ，Ｃｈｒｉｓｔｉａｎ　Ｍａｕｒｉｃｅ．　【Ｊ］Ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｏｆ　Ａｓ，Ｃｒ，Ｃｕ，Ｐｂ　ａｎｄ　Ｚｎ　ｉｎ　ｓｏｉｌ　ｕｓｉｎｇ　ａｍｅｎｄｍｅｎｔｓ－Ａ　ｒｅｖｉｅｗ．Ｗａｓｔｅ　Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，２００８（２８）：２１５—２２５．　【７］宣之强．中国砷矿资源概述田【ＪｌＪ．化工矿产地质，１９９８，　２０（３）：２０５－２１０．　【８】赵述华，陈志良，张太平．土壤砷污染及其修复技术研　究进展【ｃ】．中国环境科学学会学术年会论文集，２０１３：　４８８０－４８８６．　【９］薛纪渝，许嘉琳，殷宗慧．北京东南郊环境中砷污染的　研究［Ｊ】．北京师范大学学报，１９８０（２）：９３．１０４．　【１０］王楠．铁锰氧化物对砷的吸附和氧化特性研究［Ｄ］．沈　阳：沈阳农业大学，２０１２．　【１　１】Ｊａｍｂｏｒ　Ｊ　Ｌ，Ｄｕｔｒｉｚａｃ　Ｊ　Ｅ．Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅ　ａｎｄ　ｃｏｎｓｔｉｔｕｔｉｏｎ　ｏｆ　ｎａｔｕｒａｌ　ａｎｄ　ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ　ｆｅｒｒｉｈｄｒｉｔｅ，ａ　ｗｉｄｅｓｐｒｅａｄ　ｉｒｏｎ　ｏｘｙｈｄｒｏｘｉｄｅ．Ｃｈｅｍｉｃａｌ　Ｒｅｖｉｅｗｓ，１　９９８（９８）：２５４９．２５８５．　【１２］Ｇｒａｆｅ　Ｍ，Ｅｉｃｋ　Ｍ　Ｊ，Ｇｒｏｓｓｌ　Ｐ　Ｒ．Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆａｒｓｅｎａｔｅ（Ｖ）　ａｎｄ　ａｒｓｅｎｉｔｅ（ＩＩＩ）ｏｎ　ｇｏｅｔｈｉｔｅ　ｉｎ．ｔｈｅ　ｐｒｅｓｅｎｃｅ　ａｎｄ　ａｂｓｅｎｃｅ　ｏｆ　ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｃａｒｂｏｎ．Ｓｏｉｌ　Ｓｃｉ　Ｓｏｃ　Ａｍ　Ｊ，　２００１（６５）：１６８０—１６８７．　［１３】ＢｏｗｅｎＲＪ．Ｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆａｒｓｅｎｉｃｂｙｉｒｏｎｏｘｉｄｅｓａｎｄｏｘｙｈｄｒｏｘｉｄｅｓ　ｉｎ　ｓｏｉｌ．Ａｐｐｌｉｅｄ　Ｇｅｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，１９９４（９）：２７９—２８６．　【１　４】Ｊｉａ　Ｙ　Ｆ，Ｄｅｍｏｐｏｕｌｏｓ　Ｇ　Ｐ．Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｒｓｅｎａｔｅ　ｏｎｔｏ　ｆｅｒｒｉｈｙｄｒｉｔｅ　ｆｒｏｍ　ａｑｕｅｏｕｓ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ：ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｆ　ｍｅｄｉａ（ｓｕｌｆａｔｅ　ｖｓ　ｍｔｒａｔｅ），ａｄｄｅｄ　ｇｙｐｓｕｍ，ａｎｄ　ｐＨ　ａｌｔｅｒａｔｉｏｎ．Ｅｎｖｉｏｒｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５（３９）：９５２３－９５２７．　［１　５】Ｗｉｋｌｉｅｅ　Ｊ　Ａ，Ｈｅｒｉｎｇ　Ｊ　Ｇ．Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　ｏｎｔｏ　ｈｙｄｒｏｕｓ　ｆｅｒｒｉｃ　ｏｘｉｄｅ：ｅｆｆｅｃｔｓ　ｏｆ　ａｄｓｏｒｂａｔｅ／ａｄｓｏｒｂｅｎｔ　ｒａｔｉｏｓ　ａｎｄ　ｃｏｏｃｃｕｒｒｉｎｇ　ｓｏｌｕｔｅｓ．Ｃｏｌｌｏｉｄｓ　ａｎｄ　Ｓｕｒｆａｃｅｓ．　Ｐｈｙｓｉｃｅｃｈｅｍｉｅａｌ　ａｎｄ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ　Ａｓｐｅｃｔｓ，１９９６（１０７）：９７一　ｌ１Ｏ．　【１　６】Ｇ．Ｂ．Ｈａｒｒｉｓ　ａｎｄ　Ｓ．Ｍｏｎｅｔｔｅ．Ｔｈｅ　ｄｉｓｐｏｓａｌ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　ｓｏｌｉｄ　ｒｅｓｉｄｕｅｓ［Ｍ】，Ｐｒｏｄｕｃｔｉｖｉｔｙ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｉｎ　ｔｈｅ　Ｍｅｔａｌｌｕｒｉｇｃａｌ　Ｉｎｄｕｓｔｉｒｅｓ，Ｍ．Ｋｏｃｈ　ａｎｄ　Ｊ．Ｃ．Ｔａｙｌｏｒ（ｅｄｉｔｏｒｓ）　，Ｔｈｅ　Ｍｉｎｅｒａｌｓ，Ｍｅｔａｌｓ　ａｎｄ　Ｍａｔｅｒｉａｌｓ　Ｓｏｃｉｅｔｙ，Ｗａｒｒｅｎｄａｌｅ，　ＰＡ，Ｕ．Ｓ．Ａ．，１９８９：５４５—５６０．　［１　７】Ｐ．Ｍ．Ｓｗａｓｈ，Ａ．Ｊ．Ｍｏｎｈｅｍｉｕｓ　ａｎｄ　Ｊ．Ｍ．Ｓｃｈａｅｋｅｒｓ．　Ｓｏｌｕｂｉｌｉｔｉｅｓ　ｏｆ　ｐｒｏｃｅｓｓ　ｒｅｓｉｄｕｅｓ　ｆｒｏｍ　ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｏｘｉｄａｔｉｏｎ　ｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ　ｏｆ　ｒｅｆｒａｃｔｏｒｙ　ｇｏｌｄ　ｏｒｅｓ［Ｍ】，Ｍｉｎｏｒ　Ｅｌｅｍｅｎｔｓ　２０００，Ｃ．Ａ．Ｙｏｕｎｇ（ｅｄｉｔｏｒ），Ｓｏｃ．Ｍｉｎ．Ｍｅｔ．Ｅｘｐ１．，Ｌｉｔｔｌｅｔ　ｏｎ，ＣＯ，Ｕ．Ｓ．Ａ，２０００：１　１５－１２２．　［１８】付一鸣，王德全，姜澜，等．固体含砷废料的稳定性　及处理方法【Ｊ】．有色矿冶，２００８，１８（４）：４２－４５．　［１　９】Ｍｏｏｒｅ　Ｔ　Ｊ，Ｒｉｇｈｔｍｉｒｅ　ＣＭ，ｖｅｍｐａｔｉ　ＲＫ．Ｆｅｒｒｏｕｓ　ｉｒｏｎ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　ｓｏｉｌｓ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　ａｒｓｅｎｉｃ—ｃ０ｎｔａｉｎｉｎｇ　ｗｏｏｄ－ｐｒｅｓｅｒｖｉｎｇ　ｓｏｌｕｔｉｏｎ．Ｓｏｉｌ　Ｓｅｄｉｍｅｎｔ　Ｃｏｎｔａｍ．，２０００：　３７５．４０５．　【２０］Ｌｉ　Ｙａｎｇ．Ｒｏｎａ　Ｊ．Ｄｏｎａｈｏｅ．Ｉｎ　ｓｉｔｕ　ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｆｉｘａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ—ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｓｏｉｌｓ：ａｎ　ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ　ｓｔｕｄｙ［Ｊ】　．Ｓｃｉｅｎｃｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　Ｔｏｔａｌ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００７（３８７）：２８４１．　［２　１］Ｗａｒｒｅｎ　Ｇ　Ｐ．＆Ａｌｌｏｗａｙ　Ｂ．Ｊ．ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｓｏｉｌ．Ｊ．Ｅｎ，ｉｒｏｎ　Ｒｅｄｕｃｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　ｕｐｔａｋｅ　ｂｙ　ｌｅｔｔｕｃｅ　ｗｉｔｈ　ｆｅ￣ｏｕｓ　ｓｕｌｆａｔｅ　ａｐｐｌｉｅｄ　ｔｏ　Ｑｕａ１．，２００３，３２（３）：７６７—７７２．　【２２】Ｗａｒｒｅｎ　ＧＰ．，Ａｌｌｏｗａｙ　Ｂ．Ｊ．，Ｌｅｐｐ　Ｎ．Ｗ．，ｅｔ　ａ１．Ｆｉｅｌｄ　ｔｒｉｌａｓ　ｔｏ　ａｓｓｅｓｓ　ｔｈｅ　ｕｐｔａｋｅ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　ｂｙ　ｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ　ｆｒｏｍ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｓｏｉｌｓ　ａｎｄ　ｓ０ｊ】ｒｅｍｅｄｉａｔｉ０ｎ　ｗｉｔｈ　ｊｒ０ｎ　０ｘｉｄｅｓ．　Ｓｃｉ．Ｔｏｔａｌ　Ｅｎｖｉｒｏｎ，２００３（３１　１）：１９—３３．　【２３】Ｏｌｉｖｉｅｒ　ＸＬ，Ｓｔｅｐｈａｎ　ＪＨ．Ｏｘｉｄａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　（Ⅲ）ｆｒｏｍ　ａｅｒａｔｅｄｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒ　ｂｙ　ｉｆｌｔｒａｔｉｏｎ　ｔｈｒｏｕｇｈ　ｓａｎｄ　ａｎｄ　ｚｅｒｏ—ｖａｌｅｎｔ　ｉｒｏｎ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２００５（３９）：１７２９－　１７４０．　【２４］赵慧敏．铁盐一生石灰对砷污染土壤固定，稳定化处　理技术研究［Ｄ】．北京：中国地质大学，２０１０．　［２５】Ｌｅｕｐｉｎ　Ｏ．Ｘ．＆Ｈｕｇ　Ｓ．Ｊ．Ｏｘｉｄａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｏｆ　ａｒｓｅｎｉｃ　５２　化工技术与开发　第４３卷　（Ⅲ）ｆｒｏｍ　ａｅｒａｔｅｄ　ｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒ　ｂｙ　ｉｆｌｔｒａｔｉｏｎ　ｔｈｒｏｕｇｈ　ｓａｎｄ　ａｎｄ　ｚｅｒｏ—ｖａｌｅｎｔ　ｉｒｏｎ．Ｗａｔｅｒ　Ｒｅｓ．，２００５，３９（９）：１７２９—１７４０．　【２６］Ｅｄｗａｒｄｓ　Ｍ，Ｐａｔｅｌ　Ｓ，ＭｃＮｅｉｌ１　Ｌ，ｅｔ　ａ１．Ｃｏｎｓｉｄｅｒａｔｉｏｎｓ　ｉｎＡｓ　ａｎａｌｙｓｉｓ　ａｎｄ　ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｊ　Ａｍ　Ｗａｔｅｒ　Ｗｏｒｋｓ　Ａｓｓｏｃ，　［２９］Ｈａｒｔｌｅｙ，Ｗ．，Ｅｄｗａｒｄｓ，Ｒ．，Ｌｅｐｐ，Ｎ．Ｗ．Ａｒｓｅｎｉｃ　ａｎｄ　ｈｅａｖｙ　ｍｅｔａｌ　ｍｏｂｉｌｉｔｙ　ｉｎ　ｉｒｏｎ　ｏｘｉｄｅ—ａｍｅｎｄｅｄ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｓｏｉｌｓ　ａｓ　ｅｖａｌｕａｔｅｄ　ｂｙ　ｓｈｏｒｔ－ａｎｄ　ｌｏｎｇ－ｔｅｒｍ　ｌｅａｃｈｉｎｇ　ｔｅｓｔｓ［Ｊ］．　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，２００４（１３１）：４９５・５０４．　【３０】Ｃｏｖｅｌｏ　Ｅ．Ｆ．，Ｖｅｇａ　Ｆ．Ａ．，Ａｎｄｒａｄｅ　Ｍ．Ｌ．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｓｏｒｐｔｉｏｎ　ｏｆ　Ｃｄ，Ｃｒ，Ｃｕ，Ｎｉ，Ｐｂ，ａｎｄ　Ｚｎ　ｉｎ　ａｃｉｄ　ｓｏｉｌｓ　１９９８（９ｏ）：１０３—１　１３．　【２７】张雪霞，贾永锋，潘蓉蓉，等．微生物作用引起的铁　铝氢氧化物吸附砷的还原与释放机制研究［Ｊ］＿环境科　学，２００９，３０（３）：７５５—７６０．　［２８］Ｏｓｃａｒｓｏｎ　Ｄ　Ｗ，Ｈｕａｎｇ　Ｐ　Ｍ，Ｄｅｆｏｓｓｅ　Ｃ，ｅｔ　１ａ．Ｔｈｅ　Ｏｘｉｄａｔｉｖｅ　Ｉ．Ｓｅｌｅｃｔｉｖｉｔｙ　ｓｅｑｕｅｎｃｅｓ［Ｊ］．Ｊ．Ｈａｚａｒｄ．Ｍａｔｅｒ，２００７（１４７）：　８５２．８６１．　【３　１】Ｔｓａｄｉｌａｓ　Ｃ．Ｄ．，Ｄｉｍｏｙｉａｎｎｉｓ　Ｄ．，Ｓａｍａｒａｓ　Ｖ．Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｚｅｏｌｉｔｅ　ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｓｏｉｌ　ｐＨ　ｏｎ　ｃａｄｍｉｕｍ　ｓｏｒｐｔｉｏｎｉｎ　ｓｏｉｌｓ．　ｐｏｗｅｒ　ｏｆ　Ｍｎ（１Ｖ）ａｎｄ　Ｆｅ（Ⅲ）ｏｘｉｄｅｓ　ｗｉｔｈ　ｒｅｓｐｅｃｔ　ｔｏ　Ａｓ（Ⅲ）ｉｎ　ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ　ａｎｄ　ａｑｕａｔｉｃ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ［Ｊ］．Ｎａｔｕｒｅ，　Ｃｏｍｍｕｎ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ　Ｓｅｉ．Ｐｌａｎｔ　Ａｎａ１．，１９９７（２８）：１５９１—１６０２．　１９８１（２９１）：５０－５１．　Ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　ｏｆ　Ａｒｓｅｎｉｃ　Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ＳｏｉＩｓ　Ｌ／Ｓｈｉ，ＺＨＡＮＧＸｉａｎｇ－ｙｕ，ＬＩＭｅｎｇ　（ＣＥＣＥＰ　Ｌｉｕｈｅ　Ｔａｌｒｏａｄ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　Ｃｏ．Ｌｔｄ．，Ｂｅｉｊｉｎｇ　１０２２１２）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｓｏｌｉｄｉｉｆｃａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｗａｓ　ｏｎｅ　ｏｆ　ｍａｉｎ　ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ　ｉｎ　Ａｍｅｒｉｃａｎ　ｓｕｐｅｒｆｕｎｄ　ｆｏｒ　ｈｅａｖｙ　ｍｅｔａｌｓ．　ｈｅ　Ｔａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ　ｏｆｓｔａｂｉｌｉｚｉｎｇ　ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ　ｗａｓ　ｓｙｓｔｅｍａｔｉｃａｌｌｙ　ｒｅｖｉｅｗ，ａｎｄ　ｔｈｅ　ａｒｓｅｎｉｃ　ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ　ｓｏｉｌ　ｕｓｉｎｇ　ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｒｅｍｅｄｉａ－　ｔｉｏｎ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｏｆｓｔａｂｉｌｉｚｉｎｇ　ａｇｅｎｔ，ｅｆｆｅｃｔ，ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｆａｃｔｏｒｓ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｒｅｓｅａｒｃｈ　ｓｔａｔｕｓ　ｎｄ　ａｅｘｉｓｔｉｎｇ　ｐｒｏｂｌｅｍｓ　ｗｅｒｅ　ｐｏｉｎｔ　ｏｕｔ．　Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ｓｏｉｌ；ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ；ａｒｓｅｎｉｃ　（上接第３１页）　ＩＩｉｇｈ　Ｏｉｌ—ａｂｓｏｒｂｉｎｇ　Ｒｅｓｉｎ　ⅣＧ　ｎ－ｌｉ　（Ｃｏｌｌｅｇｅ　ｏｆＣｈｅｍｉｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｓｈａａｎｘｉ　Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ　ｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｘｉ’ｎ　ａ７１０３０２，Ｃｈｉｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ　ｏｉｌ—ａｂｓｏｒｂｉｎｇ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍ，ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ　ｍｅｔｈｏｄｓ　ａｎｄ　ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｈｉｇｈ　ｏｉｌ・ａｂｓｏｒｂｉｎｇ　ｒｅｓｉｎ　ｗａｓ　ｓｕｍｍａｒｉｚｅｄ．Ｉｔ　ｅｍｐｈａｓｉｚｅｄ　ｔｈｅ　ｉｍｐｏｒｔａｎｃｅ　ｏｆｔｈｅ　ｈｉ【ｇｈ　ｏｉｌ—ａｂｓｏｒｂｉｎｇ　ｒｅｓｉｎ　ｒｅｓｅａｒｃｈ．　Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ｈｉｇｈ　ｏｉｌ－ａｂｓｏｒｂｉｎｇ　ｒｅｓｉｎ；ｐｏｌｙｍｅｒｉｚａｔｉｏｎ　（上接第３５页）　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　Ａｄｖａｎｃｅｓ　ｉｎ　Ｃａｒｂｏｎａｔｅ　Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ　Ａｄｄｉｚｉｎｇ　ＳＵＮ　Ｒｕｉ．ｎａ　，ＳＵＮ　Ｘｉａｏ—ｒｕｉ２　（１．Ｃｏｌｌｅｇｅ　ｏｆ　Ｅａｒｔｈ　Ｓｃｉｅｎｃｅｓ，Ｙａｎｇｔｚｅ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｗｕｈａｎ　４３０１００，Ｃｈｉｎａ；２．ＰｅｔｒｏＣｈｉｎａ　Ｘｉｎｊｉｎｇ　ａＯｉｌｉｆｅｌｄ　Ｃｏｍｐａｎｙ，Ｓｅｃｏｎｄ　ｏｉｌ　Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ　Ｐｌａｎｔ，Ｋｅｌａｍａｙｉ　８３４０００，Ｃｈｉｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ　ｏｆ　ｃａｒｂｏｎａｔｅ　ｒｅｓｅｒｖｏｉｒｓ　ａｎｄ　ｔｅｃｈｎｉｃａｌ　ｄｉｆｉｃｕｌｆｔｉｅｓ　ｏｆ　ａｃｉｄ　ｆｒａｃｔｕｒｉｎｇ　ｗａｓ　ｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ．Ｔｈｅ　ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｓｔａｔｕｓ　ｏｆ　ａｃｉｄ　ｆｒａｃｔｕｒｉｎｇ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　ｒｅｐｏｒｔｓ　ｔｈｅ　ｒｅｌａｔｅｄ　ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ　ｉｎ　ｄｏｍｅｓｔｉｃ　ｏｉｌｉｅｌｆｄ　ｗａｓ　ｓｕｍｍａｒｉｚｅｄ．Ｔｈｅ　ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｄｉｒｅｃｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｃｉｄｉｆｉｃａｔｉｏｎ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｗａｓ　ｐｏｉｎｔ　ｏｕｔ．　Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ｃａｒｂｏｎａｔｅ；ａｃｉｄ　ｆｒａｃｔｕｒｉｎｇ；ｃｒａｃｋ