CN101879521A - 一种砷污染土壤的治理方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种治理砷污染土壤的方法，该方法是向砷污染土壤中加入铁盐溶液，使得铁盐溶液与土壤中的砷反应，形成铁的砷酸盐FeAsO₃或FeAsO₄。并且，在加入铁盐溶液之前，还可包括对砷污染土壤进行破碎的步骤，对砷污染土壤进行pH调节以及测定砷污染土壤中砷含量的步骤。采用本发明的方法能够快速、高效的处理砷污染土壤，并且其操作管理简单。适用于重大突发性的砷污染治理。

Description

一种砷污染土壤的治理方法

技术领域

本发明涉及一种原位治理砷污染土壤的方法。

背景技术

砷是一种类重金属，在地壳中的丰度为1.8mg/kg，元素丰度排序为第20位，是自然界分布广泛的元素，其化合物在合金、染料、农药、防腐剂等的生产中得到广泛应用。伴随着砷工业的发展，含砷化学品泄露、火灾、爆炸等引发的重大环境污染事故也时有发生。如，2002年12月11日，广西金秀县七建乡境内一辆砒霜运输车辆翻车，20吨砒霜泄漏，造成沿途山坡和水体的大面积污染。2008年，河南民权县大沙河上游一家化工厂使用含砷量高的硫砷铁矿代替硫铁矿，致使大沙河砷含量严重超标，河南、安徽两省交界处的居民，遭遇了迄今为止国内最大一次水体砷污染事件。为了应对突发重大环境污染事件，做到判断准确、措施有效、处置及时，最大限度保障人民群众生命财产安全，减少事故对环境的污染和生态的破坏，开展应急情况下污染场地的快速处理处置技术的研究，是非常重要和必要的。

从砷的来源来看，一般砷污染事件发生后，土壤是最直接的受害者。砷污染物进入土壤后，会引起一系列化学、物理化学和生物化学过程，进而形成不同的存在形态，在土壤、包气带和地下水中富积、转化和迁移。尤其当砷以水溶态形式存在时，潜在危害性会大大提高。

根据处理土壤的位置是否改变，污染土壤治理技术可以分为：原位治理(insitu)和异位治理(ex situ)两种。近年来，原位治理越来越显示出旺盛的生命力。在美国超级基金支持的治理计划中，原位治理技术所占的比例呈现出逐年上升的趋势。究其原因，虽然异位治理技术在环境风险和系统处理的预测性方面高于原位治理技术，但是原位治理相对于异位治理更为经济，对污染物就地处置，使之得以降解或减毒，不需要建设昂贵的地面环境工程基础设施和远程运输，操作维护起来比较简单，可以对深层次污染的土壤进行修复治理。

根据治理工艺及原理的不同，污染土壤治理技术可以分为：工程治理措施和物理化学修复和生物修复三大类。工程治理措施主要包括客土、换土、去表土和深耕翻土等措施；物理化学修复主要包括：土壤淋洗法、电化学法、玻璃化法和固定/稳定化法等；生物修复措施可分为：植物修复、微生物修复、土壤动物修复等措施。每种方法都存在其优缺点，深耕和客土等工程治理措施都将破坏土壤的自然性状，同时还可能影响到地下水的安全。热处理方法局限于较低的修复效率和高的经济投入，同时伴随着有毒气体的排放和土壤基本性状的改变。在植物修复过程中，植物的筛选、目标植物的生物量和修复时间都将成为限制其发展的关键问题。与其他技术相比，化学固定/稳定化技术能从时间和成本上满足土壤修复的要求，是治理污染土壤的一种非常有效和极具发展潜力的方法，它在土壤重金属污染的治理中具有可行性和推广性。原位固定/稳定化土壤修复技术是指运用物理或化学的方法将土壤中的有害污染物固定起来，阻止其在土壤中迁移、扩散等过程的修复技术。它包括两个方面：采用化学方法降低重金属在土壤中的可溶性和可提取性，同时采用物理方法将污染土壤包埋在一个坚固基质中。该技术的关键在于成功地选择一种经济而有效的固定/稳定化剂。

中国专利(公开号CN1806952)公开了一种砷污染土壤的治理方法，该方法包括以下步骤：(1)向被砷污染的土壤中添加生物有机肥；(2)添加甲硫氨酸和谷氨酸作为甲基供体；(3)调节土壤含水率；(4)调节pH值为5.3-8；(5)创造厌氧环境。该方法利用土壤微生物的挥发作用可实质性的去除土壤中的砷，成本低，无二次污染，但该方法无法实现高效快速的治理砷污染。

中国专利(公开号CN1528533)公开了一种污染土壤的肾蕨和大豆植物修复方法。其采用选种培育的肾蕨植物和大豆农作物。该发明针对砷、铅、镉、汞复合污染土壤，采取轮作与间种方法，有利于污染土壤中有害元素的有效清除，保证道地川川芎中药材品种和质量。然而，该方法仍无法实现高效快速的治理砷污染。

在砷的固定/稳定化方面，研究较多的是污水中砷、含砷污泥及工业砷渣。目前，国内几乎还没有找到关于专门研究土壤砷原位固定/稳定化方法的文献。且在研究领域内，固定/稳定化剂主要集中在铁氧化物(如，针铁矿(α-FeOOH)、赤铁矿(Fe₂O₃)、纤铁矿(γ-FeOOH)、无定形铁氧化物(5Fe₂O₃·9H₂O))、铝氧化物(三水铝石、矾土(α-Al₂O₃)、一水软铝石(γ-AlOOH)和水铝英石等)和锰化合物(软锰矿(β-MnO₂)上。由于上述物质对砷的稳定机理主要是吸附/解吸，所以在一定的条件下，砷又会被释放回环境中，无法高效可靠的去除土壤中的砷。

发明内容

本发明的目的在于提供一种砷污染土壤的治理方法，以快速可靠的治理土壤中的砷污染。

为实现上述目的，本发明提出一种砷污染土壤的治理方法，该方法是向砷污染土壤中加入铁盐溶液，使得铁盐溶液与土壤中的砷反应，形成铁的砷酸盐FeAsO₃或FeAsO₄。其中，在加入铁盐溶液之前，还包括对砷污染土壤进行破碎的步骤。

其中，在加入铁盐溶液之前，还包括对砷污染土壤进行pH调节的步骤。

其中，在加入铁盐溶液之前，还包括测定砷污染土壤中砷含量的步骤。

其中，所述铁盐溶液为三价铁的铁盐溶液或二价铁的铁盐溶液，其中，所述三价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于3，所述二价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于6。

其中，所述砷污染土壤与所述铁盐溶液的固液质量比接近2∶1。

其中，所述铁盐溶液为FeCl₃溶液、FeCl₂溶液或FeSO₄溶液。

其中，通过碱性物质调节土壤的pH至8～10。所述碱性物质较佳为生石灰CaO、氢氧化钙Ca(OH)₂或碳酸钙CaCO₃。并且，较佳地，碱性物质的添加量介于0～2％之间，对于偏碱性的砷污染土壤，碱性物质的添加量在0.5％-1％之间。

其中，将所述砷污染土壤破碎处理至粒度在10～20目。

其中，铁盐溶液与土壤中的砷反应后，对土壤进行浸出毒性试验以确定处理后土壤的浸出液砷含量。

其中，铁溶液对砷的稳定化率要达到90％以上，处理后土壤的浸出液砷含量小于5mg/L。

采用本发明的方法能够快速、高效的处理砷污染土壤，并且其操作管理简单。适用于重大突发性的砷污染治理。

以下结合附图和具体实施例对本发明进行详细描述，但不作为对本发明的限定。

附图说明

图1为本发明砷污染土壤治理的工艺图；

图2为FeCl₃对砷的稳定化效果随Fe/As摩尔比的变化图；

图3FeCl₃对砷的稳定化效果随土壤pH值的变化图；

图4FeSO₄对砷的稳定化效果随Fe/As比的变化；

图5为FeSO₄对砷的稳定化效果随土壤pH的变化图；

图6FeSO₄对污染场地土壤的处理效果图；

图7FeCl₃对污染场地土壤的处理效果图。

具体实施方式

本发明的砷污染土壤的处理方法的构思是选用铁盐，Fe-As主要通过化学反应形成稳定性高的铁的砷酸盐FeAsO₃及FeAsO₄，并且FeAsO₄形成水合物(FeAsO₄·H₂O)或次级难氧化态矿物-臭葱石(FeAsO₄·2H₂O)，使砷转变为稳定的化合物，从而降低砷及其化合物在土壤中的迁移性，并且可浸出砷的量低于《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB5085.3-2007)的有关规定。

本发明的砷污染土壤的治理方法的特点是向砷污染土壤中加入铁盐溶液，使得铁盐溶液与土壤中的砷反应，形成铁的砷酸盐FeAsO₃或FeAsO₄，而FeAsO₄可形成FeAsO₄·H₂O或FeAsO₄·2H₂O。其中，土壤中三价砷(AsO₃ ^3-)与五价砷(AsO₄ ^3-)共存，三价砷与铁反应的产物为FeAsO₃；五价砷与铁反应的产物为FeAsO₄，而产物FeAsO₄·H₂O或FeAsO₄·2H₂O是FeAsO₄在土壤中逐渐形成的，是三价铁和五价砷的最稳定的存在形态。反应式如下：

Fe³⁺+3OH^-＝Fe(OH)₃

Fe²⁺+OH^-＝Fe(OH)₂

4Fe(OH)₂+O₂+2H₂O＝4Fe(OH)₃

AsO₃ ^3-+Fe(OH)₃＝FeAsO₃↓+3OH^-

AsO₄ ^3-+Fe(OH)₃＝FeAsO₄↓+3OH^-

其中，所述铁盐溶液为三价铁的铁盐溶液或二价铁的铁盐溶液，其中，所述三价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于3，所述二价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于6。使所述砷污染土壤与所述铁盐溶液的固液质量比接近2∶1。并且，所述铁盐溶液较佳为FeCl₃溶液、FeCl₂溶液或FeSO₄溶液。

并且，在加入铁盐溶液之前，较佳是先对砷污染土壤进行破碎，并将土壤混合均匀，并且较佳是将所述砷污染土壤破碎处理至粒度在10～20目。

并且，在加入铁盐溶液之前，较佳是对砷污染土壤先进行pH调节。并通过碱性物质调节土壤的pH至8～10。所述碱性物质为生石灰CaO、氢氧化钙Ca(OH)₂或碳酸钙CaCO₃。碱性物质的添加量较佳介于0～2％之间。对于偏碱性的砷污染土壤，碱性物质的添加量在0.5％-1％之间。

另外，在加入铁盐溶液前较佳是先测定砷污染土壤中砷含量以确定加入铁的量。而且，在铁盐溶液与土壤中的砷反应后，对土壤进行浸出毒性试验以确定处理后土壤的浸出液砷含量。

图1为本发明的砷污染土壤的治理方法的步骤图，如图1所示，作为一个较佳的实施方式，本发明采用的技术方案包括以下步骤：

步骤1、污染土壤的预处理：在污染场地，利用粉粹机等设备对污染土壤进行破碎，使处理后的土壤在10～20目左右，同时对破碎后的土壤进行人工或机械混匀。对于污染强度高的表层土，污染强度超过《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)三级标准的100倍，可使用异位治理的方法将表土挖出后异地进行处理，再考虑回填或填埋等后续处置方法。

步骤2、污染土壤pH的调节：每一种稳定化剂在适宜的pH环境下可获得较为理想的稳定化效果。所以，在使用稳定化剂之前，需要用碱性物质调节土壤的pH。本发明使用生石灰CaO调节土壤的pH，并且较佳调节pH至8～10。生石灰调节土壤pH的优点在于：一方面，生石灰的水合放热作用可加速体系酸碱反应的进行；另一方面，与熟石灰、碳酸钙等其他碱性物质相比，生石灰较廉价易得。使用生石灰调节土壤pH时，CaO的添加量以土壤质量为基准，对于不同酸碱性的土壤而言，添加量约介于0～2％之间，对于微偏碱性的土壤较佳控制在0.5％-1％。

步骤3、施用稳定化剂使土壤化学稳定化：估计或测定土壤砷污染的水平，之后，直接向污染土壤中加入FeSO₄或FeCl₃溶液或FeCl₂溶液，并且，对于二价铁盐溶液，保持Fe/As≥6，针对三价铁盐溶液保持Fe/As≥3。为保证铁盐溶液与As能充分快速发生化学反应，本发明中反应体系固液比接近2∶1。同时，一边加入铁盐溶液，一边不断搅拌使铁盐与污染土壤充分接触，连续搅拌20min，稳定时间为1d。酸性土壤本身富含铁铝，在实际操作中可视土壤的理化性质，适当调整Fe/As摩尔比。

其中，测定土壤砷污染水平的方法是：把砷污染土壤当做一种危险废物，按照《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB5085.3-2007)中指出的方法-《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》(HJ/T299-2007)制备浸出液。以浸出液中的砷含量反算即得到土壤中砷的含量。浸出液砷的测定采用Ag-DDC分光光度法测定。具体按照《固体废物砷的测定二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法》(GB/T 15555.3-1995)执行。

步骤4、稳定化效果的检验(浸出毒性试验确定浸出液砷含量)：要通过浸出毒性试验来考查FeCl3对砷的稳定化效果。FeCl₃对As的稳定化率要达到90％以上，同时浸出液砷含量小于5mg/L，低于《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB5085.3-2007)的有关规定。FeCl₃的使用才能达到目标的要求。浸出液的制备：按照《危险废物鉴别标准浸出毒性鉴别》(GB5085.3-2007)中指出的方法-《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》(HJ/T299-2007)制备。具体做法是：称取150-200g样品，置于2L的提取瓶中，根据样品的含水率按液固比为10∶1(L/kg)计算所需浸提剂(将质量比为2∶1的浓硫酸和浓硝酸混合液加入到试剂水，调节pH为3.20±0.05)的体积，加入浸提剂，盖紧瓶盖后固定在翻转式振荡器上，调节转速为30±2r/min，与23±2℃下振荡18±2h。在振荡过程中有气体产生时，应该定时在通风橱中打开提取瓶，释放过度的压力。振荡过程完成后，在压力过滤器上装好滤膜，过滤并收集浸出液，用浓硫酸调节，使浸出液的pH＜2，如不及时测定，于4℃下保存，最长保存时间不超过7d。浸出液砷的测定采用Ag-DDC分光光度法测定。具体按照《固体废物 砷的测定 二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法》(GB/T 15555.3-1995)执行。

下面举具体实施例，用来说明本发明的可行性及除砷效果。

实施例1

实验用土壤采自北京市海淀区，经风干、去杂和研磨后，过20目尼龙筛。砷污染土壤通过人工外源添加NaAsO₂的形式配置而成。本实例所用的人工配置土壤砷污染强度为1151mg/kg，pH为8.21。设以下7个实验条件：

1.Fe/As＝2，CaO％＝0(即不添加生石灰)；

2.Fe/As＝4，CaO％＝0；

3.Fe/As＝6，CaO％＝0；

4.Fe/As＝8，CaO％＝0；

5.Fe/As＝12，CaO％＝0；

6.Fe/As＝16，CaO％＝0；

7.Fe/As＝20，CaO％＝0；

在本实例中，稳定化剂FeCl₃分别以所设的Fe/As摩尔比添加到污染土壤中，稳定1天后，经过毒性浸出实验，发现随着Fe/As摩尔比的加大，浸出液砷含量在不断降低，砷的稳定化效率在逐渐上升。当Fe/As摩尔比大于2时，土壤中的砷的稳定化率都超过90％，同时浸出液砷含量都低于5mg/L。在实际工程操作中，可将Fe/As摩尔比设置在2以上，同时要结合土壤污染的实际状况，适当加大Fe/As摩尔比以获得理想的稳定化效果。FeCl₃对砷的稳定化效果随Fe/As摩尔比的变化见图2。

实施例2

实例2所用土壤同实例1。仍设7个实验条件：

1.Fe/As＝3，CaO％＝0.005％；

2.Fe/As＝3，CaO％＝0.01％；

3.Fe/As＝3，CaO％＝0.05％；

4.Fe/As＝3，CaO％＝0.1％；

5.Fe/As＝3，CaO％＝0.5％；

6.Fe/As＝3，CaO％＝1％；

7.Fe/As＝3，CaO％＝2％；

本实例中，在使用稳定化剂之前，首先用生石灰来调节土壤pH。当CaO分别以0.005％、0.01％、0.05％、0.1％、0.5％、1％、2％(质量比)加入污染土壤后，经土壤体系的缓冲后，土壤的pH分别为8.28、8.50、8.63、9.06、10.02、11.52、12.12。随后FeCl₃以Fe/As摩尔比3加入污染土样中，保持固液比约为2∶1，连续搅拌20min，稳定1天。砷的稳定化效果随土壤pH的变化见图3。由图可知，在pH为8.28-10.02的范围内，随着pH的升高，FeCl3对砷的稳定化效率逐渐升高，浸出液砷含量也逐渐呈减少的趋势。但当pH大于10.02时，砷的稳定化效果逐渐变差，尤其当pH在11.52附近时，尽管FeCl3对砷的稳定化效率都在90％以上，但浸出液砷含量却处于超标状态。所以在实际工程中，较佳将土壤的pH调节至8～10的范围内，在此条件下，使用FeCl3可获得较为满意的稳定化效果。

实施例3

本实例所用的3种土样仍采自海淀区，为人工配置的模拟土样。其特征见表1。土样S1、S2和S3经0.1％的生石灰缓冲调节后pH分别为9.41、10.02、9.73。随后以Fe/As＝3加入FeCl₃溶液稳定1天，经过浸出毒性试验后，土样S1、S2、S3中砷的稳定化率分别为97.98％、99.61％、99.22％，同时浸出液中砷含量分别为2.32mg/L、1.48mg/L和3.43mg/L，都低于5mg/L。

表1人工配置模拟土样的部分特征

实施例4：

实验用土壤采自北京市海淀区，经风干、去杂和研磨后，过20目尼龙筛。砷污染土壤通过人工外源添加NaAsO₂的形式配置而成。本实例所用的人工配置土壤砷污染强度为1196mg/kg，pH为8.26。设以下7个实验条件：

8.Fe/As＝2，CaO％＝0(即不添加生石灰)；

9.Fe/As＝4，CaO％＝0；

10.Fe/As＝6，CaO％＝0；

11.Fe/As＝8，CaO％＝0；

12.Fe/As＝12，CaO％＝0；

13.Fe/As＝16，CaO％＝0；

14.Fe/As＝20，CaO％＝0；

在本实例中，稳定化剂FeSO₄以所设的Fe/As摩尔比添加到污染土壤中，稳定1天后，经过毒性浸出实验，发现随着Fe/As摩尔比的加大，浸出液砷含量在不断降低，砷的稳定化效率在逐渐上升。FeSO₄以Fe/As摩尔比≥6投加时，土壤中的砷的稳定化率都超过90％，同时浸出液砷含量都低于5mg/L。在实际工程操作中，同时要结合土壤污染的实际状况，适当加大Fe/As摩尔比以获得理想的稳定化效果。FeSO₄和FeCl₃对砷的稳定化效果随Fe/As摩尔比的变化见图4。

实施例5：所用土壤同实例4。仍设7个实验条件：

实验组1：以硫酸亚铁作为稳定化剂

8.Fe/As＝6，CaO％＝0.005％；

9.Fe/As＝6，CaO％＝0.01％；

10.Fe/As＝6，CaO％＝0.05％；

11.Fe/As＝6，CaO％＝0.1％；

12.Fe/As＝6，CaO％＝0.5％；

13.Fe/As＝6，CaO％＝1％；

14.Fe/As＝6，CaO％＝2％；

本实例中，在使用稳定化剂之前，首先用生石灰来调节土壤pH。当CaO分别以0.005％、0.01％、0.05％、0.1％、0.5％、1％、2％(质量比)加入污染土壤后，经土壤体系的缓冲后，土壤的pH分别为8.33、8.70、9.22、9.89、10.71、12.59、12.90。随后FeSO₄以Fe/As摩尔比6入污染土样中，保持固液比约为2∶1，连续搅拌20min，稳定1天。砷的稳定化效果随土壤pH的变化见图5。由图可知，在pH为8.26-12.59.范围内，随着pH的升高，砷的稳定化效率逐渐升高，浸出液砷含量也逐渐呈减少的趋势。但当pH大于12.59时，砷的稳定化效果逐渐变差。

实施例6

本实例所用的3种土样仍采自海淀区，为人工配置的模拟土样。其特征见表2。土样S1、S2和S3经0.1％的生石灰缓冲调节后pH分别为9.41、10.02、9.73。随后以Fe/As＝6加入FeSO₄溶液稳定1天，经过浸出毒性试验后，土样S1、S2、S3中砷的稳定化率分别为95.87％、97.22％、99.04％，同时浸出液中砷含量分别为1.96mg/L、2.61mg/L和1.93mg/L，都低于5mg/L。

表2人工配置模拟土样的部分特征

实施例7

实例4所用土壤采自原沈阳冶炼厂旧址。原沈阳冶炼厂位于沈阳市铁西区，占地面积36×104m2，为大型综合有色金属冶炼企业。该厂从建厂到破产的65年间，一直是沈阳市污染物排放大户，并造成了对厂区场地的严重污染，特别是原冶炼生产区及镉渣、砷渣、铅渣、锌渣等堆放处。主要污染物包括镉(Cd)、砷(As)、铜(Cu)、汞(Hg)、铅(Pb)、锌(Zn)、铬(Cr)及镍(Ni)等，并且污染已经扩散到深层土壤和地下水。该污染区土壤表层砷含量最高可达49400mg/kg，超标1235倍，人工挖掘剖面土壤重金属含量范围7.88～3596mg/kg。污染区内砷含量高的土壤清挖后，送危险废物填埋场进行填埋处置。本实例所取土壤为厂区清挖后的中轻度砷污染土壤，部分特征见表3。

表3沈阳冶炼厂区砷污染土壤部分特征

采集的3种污染场地土壤经干燥、研磨后过20目尼龙筛。分别取处理后的土样200g，以土样质量比为基准，分别加入0.5％、1.0％、1.0％的CaO，加入去离子水，调节固液比接近2∶1，体系经一天的缓冲后，SY-1、SY-2、SY-3的pH依次变为9.27、9.63和9.07，随后分别以Fe/As摩尔比6和3加入FeSO₄和FeCl₃溶液，充分搅拌20min，稳定1天后，经浸出毒性试验，FeSO₄和FeCl₃对3种土壤的处理效果见图6和图7。由图6和图7可知，3中污染场地土壤经过CaO调节pH后，再投加FeSO₄和FeCl₃后，二者对砷的稳定化率都超过了90％，只有SY-2的浸出液略有超标，SY-1和SY-3经两种稳定化剂处理后的浸出液都在5mg/L以下。对于SY-2由于其他污染因素Cd、Zn等的干扰，浸出液中砷含量出现超标，此种情况下，可以适当加大Fe/As摩尔比或考虑排除干扰因素后可使最终的处理效果满足达标的要求。如，FeCl₃以Fe/As＝5投加后，浸出液砷含量和砷的稳定化率均完全达标，分别为2.17mg/L和95.48％。

本发明的砷污染土壤的治理方法，通过铁盐溶液与砷反应生成难溶的化合物，加入FeCl₃、FeCl₂或FeSO₄等铁盐溶液反应后，大约稳定1天的时间即可使土壤中的砷固定稳定化，因此，本发明能够快速、高效的处理砷污染土壤，并且其操作管理简单。适用于重大突发性的砷污染治理。

当然，本发明还可有其它多种实施例，在不背离本发明精神及其实质的情况下，熟悉本领域的技术人员可根据本发明作出各种相应的改变和变形，但这些相应的改变和变形都应属于本发明权利要求的保护范围。

Claims (14)

1.一种砷污染土壤的治理方法，其特征在于，向砷污染土壤中加入铁盐溶液，使得铁盐溶液与土壤中的砷反应，形成铁的砷酸盐FeAsO₃或FeAsO₄。

2.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，在加入铁盐溶液之前，还包括对砷污染土壤进行破碎的步骤。

3.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，在加入铁盐溶液之前，还包括对砷污染土壤进行pH调节的步骤。

4.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，在加入铁盐溶液之前，还包括测定砷污染土壤中砷含量的步骤。

5.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，所述铁盐溶液为三价铁的铁盐溶液或二价铁的铁盐溶液，其中，所述三价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于3，所述二价铁的铁盐溶液中的铁与土壤中的砷的Fe/As摩尔比大于等于6。

6.根据权利要求1或5所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，所述砷污染土壤与所述铁盐溶液的固液质量比接近2∶1。

7.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，所述铁盐溶液为FeCl₃溶液、FeCl₂溶液或FeSO₄溶液。

8.根据权利要求3所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，通过碱性物质调节土壤的pH至8～10。

9.根据权利要求8所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，所述碱性物质的添加量介于0～2％之间。

10.根据权利要求9所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，对于偏碱性的砷污染土壤，碱性物质的添加量在0.5％-1％之间。

11.根据权利要求8所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，所述碱性物质为生石灰CaO、氢氧化钙Ca(OH)₂或碳酸钙CaCO₃。

12.根据权利要求2所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，将所述砷污染土壤破碎处理至粒度在10～20目之间。

13.根据权利要求1所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，铁盐溶液与土壤中的砷反应后，对土壤进行浸出毒性试验以确定处理后土壤的浸出液砷含量。

14.根据权利要求13所述的砷污染土壤的治理方法，其特征在于，铁盐溶液对砷的稳定化率达到90％以上，处理后土壤的浸出液砷含量小于5mg/L。

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