环境科学学报  2017, Vol. 37 Issue (6): 2315-2321
引用本文
卢鑫, 罗启仕, 刘馥雯, 等. 2017. 硫化物对电镀厂铬污染土壤的稳定化效果及其机理研究[J]. 环境科学学报, 37(6): 2315-2321.
Lu X, Luo Q S, Liu F W, et al. 2017. Effect and mechanism of stabilization of chromium contaminated soils in electroplating factory by sulfide-based stabilizers[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 37(6): 2315-2321.
硫化物对电镀厂铬污染土壤的稳定化效果及其机理研究    [PDF全文]
卢鑫, 罗启仕2, 刘馥雯1, 王漫莉1, 林匡飞1, 崔长征1    
1. 华东理工大学资源与环境工程学院, 国家环境保护化工过程环境风险评价与控制重点实验室, 上海 200237;
2. 永清环保股份有限公司上海分公司, 上海 200051
收稿日期: 2016-12-18; 修回日期: 2017-01-19; 录用日期: 2017-01-19
基金项目: 国家环境保护公益性行业科研专项项目（No.201509035）
作者简介: 卢鑫(1992—), 男, E-mail:364645334@qq.com
通讯作者（责任作者）: 崔长征, E-mail:cuichangzheng@ecust.edu.cn
摘要: 以某电镀厂旧址内的铬（Cr）污染土壤为研究对象，分别添加多硫化钙（CPS）、硫化钠（Na2S）以及焦亚硫酸钠（Na2S2O5）3种硫化物稳定剂，探究3种稳定剂不同投加摩尔比对土壤中Cr的价态变化、浸出毒性和形态分布的影响.结果表明：CPS对Cr（Ⅵ）还原效果最佳，当CPS投加摩尔比为3时，土壤中Cr（Ⅵ）含量从1587.5 mg·kg-1减少至12.43 mg·kg-1，还原效率高达99.2%，然而相同条件下Na2S和Na2S2O5对Cr（Ⅵ）的还原效率仅分别为55.6%和74.5%.CPS对Cr（Ⅵ）和总Cr稳定效率最高，当CPS投加摩尔比为3时，浸出Cr（Ⅵ）和总Cr浓度分别为0.02 mg·L-1和0.32 mg·L-1，Cr（Ⅵ）和总Cr稳定效率分别为99.8%和99.1%，此时Cr（Ⅵ）浓度满足GB/T 14848-93《地下水水质标准》规定的限值.相同投加摩尔比下Na2S和Na2S2O5对Cr（Ⅵ）稳定效率分别仅为63.0%和98.9%，对总Cr稳定效率分别为66.5%和77.2%；浸出Cr（Ⅵ）和总Cr浓度随着CPS和Na2S投加摩尔比的增加而降低，然而随着Na2S2O5投加摩尔比的增加，浸出Cr（Ⅵ）浓度持续下降，但总Cr浓度不断升高.CPS和Na2S稳定化后土壤中Cr的有机物结合态变化不大（p>0.05）、铁锰氧化物结合态显著增加（p < 0.05）.硫化物稳定剂稳定化后土壤中Cr的可交换态含量的变化是影响浸出总Cr浓度变化的主要原因.基于3种硫化物稳定剂对土壤中Cr（Ⅵ）还原效率、Cr（Ⅵ）和总Cr稳定效率和Cr的可交换态含量的影响，CPS投加摩尔比为3时，对该电镀厂铬污染土壤的稳定化效果最佳.
关键词: 铬污染土壤     硫化物     多硫化钙     稳定化    
Effect and mechanism of stabilization of chromium contaminated soils in electroplating factory by sulfide-based stabilizers
LU Xin, LUO Qishi2, LIU Fuwen1, WANG Manli1, LIN Kuangfei1, CUI Changzheng1    
1. School of Resources and Environmental Engineering, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237;
2. Branch of Shanghai, Yonker Environmental Protection Co., Ltd, Shanghai 200051
Received 18 December 2016; received in revised from 19 January 2017; accepted 19 January 2017
Supported by the National Non-profit Scientific Research Program for Environmental Protection(No.201509035)
Biography: LU Xin(1992—), male, E-mail:364645334@qq.com
*Corresponding author: CUI Changzheng, E-mail:cuichangzheng@ecust.edu.cn
Abstract: This study aims to investigate the effects of valance change, leaching toxicity and fraction distribution for stabilization of Cr (Ⅵ) using sulfide-based stabilizers (calcium polysulfide (CPS), sodium sulfide (Na2S) and sodium metabisulfite (Na2S2O5)). The results showed the maximum decrease in Cr (Ⅵ) contents from 1587.5 mg·kg-1 to 12.43 mg·kg-1 was achieved with an efficiency of 99.2% at CPS molar ratio of 3. In comparison, the reduction efficiencies by Na2S and Na2S2O5 under the same condition were 55.6% and 74.5%, respectively. CPS shows the highest stabilization effect to Cr (Ⅵ) and total Cr. At CPS molar ratio of 3, the stabilization efficiency of 99.8% and 99.1% was reached for 0.02 mg·L-1 of Cr (Ⅵ) and 0.32 mg·L-1 of total Cr concentration, respectively. The Cr (Ⅵ) concentration is well below the standard limit (0.05 mg·L-1) specified in GB/T 14848-93. With the same molar ratio of Na2S and Na2S2O5, stabilization efficiency of Cr (Ⅵ) were 63.0% and 98.9% and that of total Cr were 66.5% and 77.2%, respectively. The concentrations of Cr (Ⅵ) and total Cr decreased with increased dosages of CPS and Na2S, while Cr (Ⅵ) concentration decreased but total Cr continued to increase with increased dosage of Na2S2O5. The fraction change of organic matter was little (p > 0.05) but iron and manganese oxides increased significantly (p < 0.05) in soil stabilized by CPS or Na2S. The change of exchangeable content of Cr in soil stabilized by sulfide-based stabilizers was the main reason for the change of total Cr concentration. Based on Cr (Ⅵ) reduction efficiency by three types of sulfide-based stabilizers, stabilization efficiency of Cr (Ⅵ) and total Cr and the exchangeable content of Cr, the best stabilizing effect was observed at CPS molar ratio 3 for the soil contaminated by chromium in electroplating factory.
Key words: chromium contaminated soils     sulfides     calcium polysulfide     stabilization    
1 引言(Introduction)

电镀工艺在机电、轻工、汽车、船舶等众多行业中有广泛应用.由于镀铬工艺以铬酸和硫酸为电镀液，未经处理直接将其排放到土壤中，不仅导致土壤中六价铬(Cr(Ⅵ))含量急剧升高而且Cr(Ⅵ)在酸性环境下迁移性强对地下水及人体健康构成巨大危险(郭鹏然等, 2015；Choppala et al., 2016).全国遗留大量电镀厂铬污染土壤，如何修复该类污染土壤成为迫在眉睫的问题.

将铬(Cr)从土壤中分离的技术难度大、成本高，对Cr污染土壤进行稳定化处理是当前主流的修复技术(Zhang et al., 2010; Gitipour et al., 2016).Cr(Ⅵ)毒性大、迁移性及可溶性强，而三价铬(Cr(Ⅲ))毒性小、迁移性及可溶性弱.Cr污染土壤稳定化过程通常先加入还原剂将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)，再加稳定剂与Cr(Ⅲ)形成低毒性、低迁移性和难溶性物质以达到修复目的(郑家传, 2014; Palma et al., 2015).常用的稳定剂有：硫化物、亚铁盐、粘土矿物及有机药剂等(施尧, 2011; 王加华, 2016).硫化物稳定剂因具有较强的还原性、良好的稳定效果以及更持久的还原时间等优点，在铬渣无害化处理、矿山铬污染土壤修复方面日益受到关注(Wazne et al., 2007；刘增俊等, 2015).由于稳定化技术不能改变土壤中重金属的总量，系统的评估稳定剂对土壤中重金属的稳定化效果显得十分必要.黄莹等通过pH值、Cr(Ⅵ)含量及Cr的化学形态评估多硫化钙(CPS)对铬渣稳定化效果(黄莹等, 2015)，李培中等通过土壤氧化还原电位(ORP)、pH值及Cr(Ⅵ)含量评估硫化物稳定剂对电镀厂铬污染土壤的稳定化效果(李培中等, 2017).在实际重金属污染场地修复工程中，土壤修复与地下水及地表水修复相互联系、相互影响.然而，目前关于稳定药剂筛选中对重金属污染土壤稳定修复前后重金属化学形态、溶出而进入地下水及地表水的风险等关注较少.

本文以某电镀厂旧址内的铬污染土壤为研究对象，研究比较CPS、Na2S、焦亚硫酸钠(Na2S2O5)3种硫化物稳定剂对电镀厂土壤中Cr的价态变化、浸出毒性和形态分布的影响，旨在为电镀厂铬污染土壤修复提供科学依据.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试土壤

Cr污染土壤取自某电镀厂旧址内地表 0~20 cm表层土.采集土壤经自然风干后，去除碎石和植物残体，研磨过10目筛，充分混匀置于塑料箱中备用.土壤理化性质见表 1.

表 1 土壤样品的基本理化性质 Table 1 Physicochemical property of the contaminated soil
2.2 实验试剂

CPS液体药剂购买于连云港兰星工业技术有限公司，主要成分为CaS5(质量分数为29%).Na2S、Na2S2O5、HNO3、HCl、HF等实验药品均是购买于国药集团试剂有限公司的分析纯(AR级)试剂.

2.3 实验方法

Cr污染土壤稳定化：每种稳定剂为1组实验，每组设3个平行，共3组.不添加稳定剂的土壤作为对照组.每组包含5个浓度梯度，按照稳定剂与土壤中Cr(Ⅵ)的摩尔比(投加摩尔比)为0.75、1.5、3、4、5进行投加.保持含水率在30%，25 ℃下养护3 d.

2.4 测定与分析方法 2.4.1 测定方法

(1) 浸出毒性测试

土壤浸出毒性实验参照HJ/T 299-2007，该方法以硝酸/硫酸混合溶液(pH=3.20±0.05) 为浸提剂.液固比为10:1；翻转振荡仪转速为(30±2) r·min-1，振荡时间为(18±2) h.翻转振荡结束后收集浸出液用于分析总Cr和Cr(Ⅵ).

(2) 重金属形态分析

重金属形态分析采用Tessier等提出的分级连续提取方法(Tessier et al., 1979).分析测试土壤中重金属Cr的形态变化，包括可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态5种形态.

土壤pH值测定参照NY/T 1377-2007；土壤总Cr测定参照HJ 491-2009；Cr(Ⅵ)测定参照GB/T 15555.4-1995.

2.4.2 稳定剂对Cr(Ⅵ)的还原效率
(1)

式中，A为稳定剂对Cr(Ⅵ)的还原效率；M0为稳定化处理前土壤中Cr(Ⅵ)含量(mg·kg-1)；MS为稳定化处理后土壤中Cr(Ⅵ)含量(mg·kg-1).

2.4.3 稳定剂对Cr(Ⅵ)(总Cr)的稳定效率(吴烈善等, 2015)
(2)

式中，η为稳定剂对Cr(Ⅵ)(总Cr)的稳定效率；C0为稳定化处理前土壤浸出液中Cr(Ⅵ)(总Cr)浓度(mg·L-1)；CS为稳定化处理后土壤浸出液中Cr(Ⅵ)(总Cr)浓度(mg·L-1).

2.5 数据处理方法

本研究中的实验数据均取以平均值±标准误差表示，利用Excel 2013和Origin 8.1软件对实验所得数据进行处理和制图，采用SPSS 17.0对数据进行相关性和显著性分析.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 不同硫化物稳定剂投加摩尔比对土壤中Cr(Ⅵ)还原效果的影响

不同硫化物稳定剂投加摩尔比对土壤中Cr(Ⅵ)含量的影响情况如图 1所示.CPS投加摩尔比为1.5时，土壤中Cr(Ⅵ)含量由初始的1587.5 mg·kg-1快速降至120.7 mg·kg-1，还原效率为92.4%；当CPS投加摩尔比为3时，Cr(Ⅵ)含量为12.4 mg·kg-1，还原效率为99.2%；继续增加CPS投加摩尔比，Cr(Ⅵ)含量缓慢降低，进一步增加投加摩尔比至5时，Cr(Ⅵ)含量基本保持稳定，还原效率均超过99%.土壤中Cr(Ⅵ)含量随Na2S2O5及Na2S投加摩尔比增加均下降，但相同投加摩尔比下，Na2S2O5稳定化土壤中Cr(Ⅵ)含量比Na2S低.当投加摩尔比为3时，Na2S2O5和Na2S稳定化土壤中Cr(Ⅵ)含量分别为404.3 mg·kg-1及704.1 mg·kg-1，Cr(Ⅵ)还原效率分别为74.5%和55.6%.说明3种稳定剂对土壤中Cr(Ⅵ)还原效果：CPS＞Na2S2O5＞Na2S.李培中等研究表明CPS对Cr(Ⅵ)具有较强的还原性，能使土壤中Cr(Ⅵ)含量由9441 mg·kg-1降至5 mg·kg-1左右，还原效率高达99.9%(李培中等, 2017).由表 3可知：理论上，1 mol CPS、Na2S及Na2S2O5分别能还原0.66、0.66和1.33 mol Cr(Ⅵ)，推测CPS对实际污染土壤中Cr(Ⅵ)的还原能力受其它因素影响较小.

图 1 稳定剂投加摩尔比对土壤中Cr(Ⅵ)含量的影响 Fig. 1 Effect of dosage ratio of stabilizer on Cr (Ⅵ) content in soil

表 3 CPS、Na2S及Na2S2O5稳定Cr(Ⅵ)反应原理 Table 3 Reaction principle of Cr(Ⅵ) stabilization by CPS, Na2S and Na2S2O5
3.2 不同硫化物稳定剂投加摩尔比对Cr污染土壤稳定效果的影响

图 2a和2b分别表示不同硫化物稳定剂投加摩尔比对浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度的影响.CPS投加摩尔比为0.75时，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度分别由初始的11.47 mg·L-1和34.65 mg·L-1快速降至0.36 mg·L-1和1.49 mg·L-1.CPS投加摩尔比继续增加，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度缓慢降低，当CPS投加摩尔比为3时，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度分别为0.02 mg·L-1和0.32 mg·L-1，Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率分别为99.8%和99.1%，此时浸出Cr(Ⅵ)浓度满足GB/T 14848-93《地下水水质标准》规定的限值(0.05 mg·L-1).CPS投加摩尔比由3增至5，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度基本不变，Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率均超过99%.Na2S投加摩尔比为3时，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度分别为4.24 mg·L-1和11.60 mg·L-1，Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率分别为63.0%和66.5%.浸出Cr(Ⅵ)和总Cr浓度随着Na2S投加摩尔比的增加而下降.Na2S2O5投加摩尔比为0.75时，浸出Cr(Ⅵ)和总Cr快速降至1.21 mg·L-1和2.78 mg·L-1.Na2S2O5投加摩尔比继续增加至3时，浸出Cr(Ⅵ)浓度缓慢降低，Na2S2O5投加摩尔比为3时，浸出Cr(Ⅵ)浓度为0.13 mg·L-1；继续增加Na2S2O5投加摩尔比，浸出Cr(Ⅵ)浓度基本不变.Na2S2O5投加摩尔比由0.75增至5时，浸出总Cr浓度不断升高；当Na2S2O5投加摩尔比为3时，浸出总Cr浓度为7.89 mg·L-1.

图 2 稳定剂投加摩尔比对浸出Cr(Ⅵ)(a)和浸出总Cr(b)浓度的影响 Fig. 2 Effect of stabilizer dosage ratio to the concentration of Cr(Ⅵ) (a) and total Cr (b)
3.3 不同硫化物稳定剂投加摩尔比对Cr污染土壤中Cr的形态分布的影响

图 3a、3b和3c分别表示CPS、Na2S及Na2S2O5不同投加摩尔比对土壤中Cr的形态分布的影响.稳定化前土壤中Cr的主要赋存形态为铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态，Cr的可交换态占比为4.38%，碳酸盐结合态为1.93%.基于差异显著性分析发现：投加CPS和Na2S后，土壤中Cr的有机物结合态含量变化不大(p＞0.05)，但铁锰氧化物结合态含量显著增加(p＜0.05)，是由于其稳定化产物Cr(OH)3被包裹在水合铁锰氧化物中(刘云惠等, 2000).CPS投加摩尔比为0.75时，可交换态占比急剧减少至0.33%；碳酸盐结合态占比减少至1.51%.CPS投加摩尔比由0.75增加至5，可交换态占比保持在0.3%左右，碳酸盐结合态占比不断增加，当CPS投加摩尔比为5时，碳酸盐结合态占比为5.41%.可交换态占比随着Na2S投加摩尔比的增加而下降，碳酸盐结合态随着Na2S投加摩尔比的增加基本不变.Na2S2O5投加摩尔比为0.75时，可交换态占比急剧减少至0.36%；碳酸盐结合态占比也减少至1.36%.Na2S2O5投加摩尔比由0.75增至5时，碳酸盐结合态占比保持在1.3%左右，可交换态占比则不断增加，当Na2S2O5投加摩尔比为5时，可交换态占比为3.32%.图 3表明：3种稳定剂稳定化后土壤中Cr的可交换态含量与浸出总Cr浓度均呈显著正相关性(r(CPS)=0.943, r(Na2S)=0.994, r(Na2S2O5)=0.987; n=5).CPS投加摩尔比对碳酸盐结合态中Mn2+浓度影响如图 4所示，稳定前碳酸盐结合态中Mn2+浓度为0.6 mg·L-1，碳酸盐结合态中Mn2+浓度随CPS投加摩尔比的增加而升高，当投加摩尔比为5时，Mn2+浓度为11.6 mg·L-1.

图 3 CPS投加摩尔比(a)、Na2S投加摩尔比(b)和Na2S2O5投加摩尔比(c)对土壤中Cr形态分布的影响 Fig. 3 Effect of molar ratio of CPS (a), Na2S(b) and Na2S2O5 (c) on the fraction distribution of Cr

图 4 CPS投加摩尔比对碳酸盐结合态中Mn2+浓度的影响 Fig. 4 Effect of CPS dosage ratio on the concentration of Mn2+ in carbonate-bound state
4 讨论(Discussion)

本研究通过分析稳定前后土壤中Cr的价态变化、浸出毒性和形态分布变化来评估CPS、Na2S及Na2S2O5 3种稳定剂的稳定化效果.3种稳定剂的添加，土壤中Cr(Ⅵ)含量均有不同程度的减少(图 1)，这是由于S2-、Sx2-及S2O52-具有还原性，能将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)(Demoisson et al., 2007; Mahdieh et al., 2016).结合图 1和表 2可知，CPS对Cr(Ⅵ)还原效率最高，这是由于CPS是由胶体态硫吸附硫化钙形成的，这种吸附能促进CPS对Cr(Ⅵ)的还原且胶体态硫也具有还原性(杨俊香等, 2005)，此外，投加CPS能使土壤氧化还原电位在较长的时间范围内处于还原状态，有利于Cr(Ⅵ)的还原(Chrysochoou et al., 2010).

Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率随着CPS和Na2S投加摩尔比的增加而提高，但在相同投加摩尔比下，CPS对Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率比Na2S高(图 2)，可能是由于CPS对Cr(Ⅵ)的还原符合二级动力学反应规律而Na2S对Cr(Ⅵ)的还原符合一级动力学反应规律(Chrysochoou et al., 2011；Reyhanitabar et al., 2012)；此外，CPS中起吸附作用的胶体态硫对Cr具有吸附能力且能与Cr反应形成金属硫化物(王旌等, 2013).随着Na2S2O5投加摩尔比的增加，浸出Cr(Ⅵ)浓度不断下降但总Cr浓度先下降后升高(图 2).Na2S2O5稳定化后土壤浸出液及其烘干后粉末颜色均为绿色，与马世昌报道的Na2S2O5还原Cr(Ⅵ)产物为红色或紫色的Cr2(SO4)3不同(马世昌, 1988).推测浸出总Cr浓度升高的原因可能是由于Na2S2O5还原Cr(Ⅵ)放出大量热量使Cr3+与SO42-之间的配位键断裂并与H2O形成[Cr(H2O)6]3+，该阳离子通过离子键再与SO42-形成Cr2(SO4)3·6H2O，其粉末呈绿色且溶于水(马世昌, 1988).

CPS和Na2S稳定化后土壤中Cr的可交换态含量显著下降(图 3).这是由于CPS和Na2S能与Cr(Ⅵ)反应生成溶解度低的Cr(OH)3及[CrxFe(1-x)(OH)3](Zhong et al, 2009)；此外，CPS和Na2S稳定化后土壤pH值呈碱性有利于Cr(OH)3稳定存在(Palmer et al., 1991).3种稳定剂稳定化后土壤中Cr的可交换态含量与浸出总Cr浓度均呈显著正相关性(表 4).有研究表明污泥中Cr的可交换态含量与Cr的浸出量具有显著正相关性(朱萍等, 2007)，说明硫化物稳定剂稳定化后土壤中Cr的可交换态含量的变化是影响浸出总Cr浓度变化的主要原因.CPS稳定化后土壤中Cr的碳酸盐结合态含量增加(图 3).彭莉研究表明：铁锰氧化物对Cr具有较强的富集作用且CPS能与含铁矿物发生反应(彭莉, 2006).结合图 3和图 4推测Cr的碳酸盐结合态含量不断增加的原因是由于过量的CPS将土壤中的铁锰氧化物还原，与其吸附或共沉淀的Cr重新释放到土壤中并与碳酸盐发生吸附和共沉淀.上述结果表明：投加CPS、Na2S和Na2S2O5后，能不同程度提高土壤中Cr的稳定性，但CPS稳定化效果最佳且最佳投加摩尔比为3.

表 4 硫化物稳定化后土壤中Cr的可交换态含量与浸出总Cr浓度的相关性关系1 Table 4 Correlation between exchangeable content of Cr and total Cr concentration in soils stabilized by sulfide-based stabilizers
5 结论(Conclusions)

1) 3种硫化物稳定剂对土壤中Cr(Ⅵ)还原效果：CPS＞Na2S2O5＞Na2S.

2) CPS投加摩尔比为3时，浸出Cr(Ⅵ)能满足GB/T 14848-93《地下水水质标准》规定的限值.Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率随着CPS和Na2S投加摩尔比的增加均提高，但Cr(Ⅵ)稳定效率随着Na2S2O5投加摩尔比的增加而提高，总Cr稳定效率却下降.

3) 硫化物稳定剂稳定化后土壤中Cr的可交换态含量的变化是影响浸出总Cr浓度变化的主要原因.

4) 基于3种稳定剂对土壤中Cr(Ⅵ)还原效率、Cr(Ⅵ)和总Cr稳定效率和Cr的可交换态含量的影响，认为CPS投加摩尔比为3时，对该电镀厂铬污染土壤的稳定化效果最佳.

参考文献
[${referVo.labelOrder}] Choppala G, Kunhikrishnan A, Seshadri B, et al. 2016. Comparative sorption of chromium species as influenced by pH, surface charge and organic matter content in contaminated soils[J]. Journal of Geochemical Exploration, 168: 130–138.
[${referVo.labelOrder}] Chrysochoou M, Ferreira D R, Johnston C P, et al. 2010. Calcium polysulfide treatment of Cr(Ⅵ)-contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 179(1/3): 650–657.
[${referVo.labelOrder}] Chrysochoou M, Ting A. 2011. A kinetic study of Cr(Ⅵ) reduction by calcium polysulfide[J]. Science of the Total Environment, 409(19): 4072–4077. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.06.015
[${referVo.labelOrder}] Demoisson F, Mullet M, Humbert B, et al. 2007. Investigation of pyrite oxidation by hexavalent chromium:solution species and surface chemistry[J]. Journal of Colloid & Interface Science, 316(2): 531–540.
[${referVo.labelOrder}] Gitipour S, Ahmadi S, Madadian E, et al. 2016. Soil washing of chromium-and cadmium-contaminated sludge using acids and ethylenediaminetetra acetic acid chelating agent[J]. Environmental Technology, 37(1): 1–7. DOI:10.1080/09593330.2015.1058860
[${referVo.labelOrder}] Graham M C, Farmer J G, Anderson P, et al. 2006. Calcium polysulfide remediation of hexavalent chromium contamination from chromite ore processing residue[J]. Science of the Total Environment, 364(1/3): 32–44.
[${referVo.labelOrder}] 郭鹏然, 雷永乾, 周巧丽, 等. 2015. 电镀厂周边环境中重金属分布特征及人体健康暴露风险评价[J]. 环境科学, 2015, 36(9): 3447–3456.
[${referVo.labelOrder}] 黄莹, 徐民民, 李书鹏, 等. 2015. 还原稳定化法修复六价铬污染土壤的中试研究[J]. 环境工程学报, 2015, 9(02): 951–958.
[${referVo.labelOrder}] 姜苹红, 陈灿, 向仁军, 等. 2015. 铬污染土壤的单一/复合还原处理及其长期稳定性研究[J]. 环境工程学报, 2015, 9(10): 5091–5095. DOI:10.12030/j.cjee.20151076
[${referVo.labelOrder}] 李培中, 吕晓健, 王海见, 等. 2017. 某电镀厂六价铬污染土壤还原稳定化试剂筛选与过程监测研究[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 368–373.
[${referVo.labelOrder}] 刘云惠, 魏显有, 王秀敏, 等. 2000. 土壤中铬的吸附与形态提取研究[J]. 河北农业大学学报, 2000, 23(1): 16–20.
[${referVo.labelOrder}] 刘增俊, 夏旭, 张旭, 等. 2015. 铬污染土壤的药剂修复及其长期稳定性研究[J]. 环境工程, 2015, 33(2): 160–163. DOI:10.11835/j.issn.1005-2909.2015.02.038
[${referVo.labelOrder}] 马世昌. 1988. 无机化合物辞典[M]. 陕西: 陕西科学技术出版社: 84–84.
[${referVo.labelOrder}] Mahdieh K, Shahin O, Nosratollah N, et al. 2016. Treatment of Cr(Ⅵ)-spiked soils using sulfur-based amendments[J]. Archives of Agronomy and Soil Science, 62(10): 1–12.
[${referVo.labelOrder}] Palma L D, Gueye M T, Petrucci E, et al. 2015. Hexavalent chromium reduction in contaminated soil:A comparison between ferrous sulphate and nanoscale zero-valent iron[J]. Journal of Hazardous Materials, 281: 70–76. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.07.058
[${referVo.labelOrder}] Palmer C D, Wittbrodt P R. 1991. Processes affecting the remediation of chromium-contaminated sites[J]. Environmental Health Perspectives, 92(92): 25–40.
[${referVo.labelOrder}] 彭莉. 2006. 含铬废渣稳定化处理技术研究[D]. 重庆: 西南大学. 11-11
[${referVo.labelOrder}] Reyhanitabar A, Alidokht L, Khataee A R, et al. 2012. Application of stabilized Fe 0, nanoparticles for remediation of Cr(Ⅵ)-spiked soil[J]. European Journal of Soil Science, 63(5): 724–732. DOI:10.1111/ejs.2012.63.issue-5
[${referVo.labelOrder}] 施尧, 曹心德, 魏晓欣, 等. 2011. 含磷材料钝化修复重金属Pb, Cu, Zn复合污染土壤[J]. 上海交通大学学报(农业科学版), 2011, 29(3): 62–68.
[${referVo.labelOrder}] Tessier A, Campbell P G C, Bisson M, et al. 1979. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 51(7): 844–851. DOI:10.1021/ac50043a017
[${referVo.labelOrder}] Wazne M, Jagupilla S C, Moon D H, et al. 2007. Assessment of calcium polysulfide for the remediation of hexavalent chromium in chromite ore processing residue (COPR)[J]. Geosciences Journal, 11(2): 105–110. DOI:10.1007/BF02913922
[${referVo.labelOrder}] 王加华, 张峰, 马烈, 等. 2016. 重金属污染土壤稳定化修复药剂研究进展[J]. 中国资源综合利用, 2016, 34(2): 49–52.
[${referVo.labelOrder}] 王旌, 罗启仕, 张长波, 等. 2013. 铬污染土壤的稳定化处理及其长期稳定性研究[J]. 环境科学, 2013, 34(10): 4036–4041.
[${referVo.labelOrder}] 吴烈善, 曾东梅, 莫小荣, 等. 2015. 不同钝化剂对重金属污染土壤稳定化效应的研究[J]. 环境科学, 2015, 36(1): 309–313.
[${referVo.labelOrder}] 杨俊香, 兰叶青. 2005. 硫化物还原Cr(Ⅵ)的反应动力学研究[J]. 环境科学学报, 2005, 25(3): 356–360.
[${referVo.labelOrder}] 郑家传, 张建荣, 刘希雯, 等. 2014. 污染场地六价铬的还原和微生物稳定化研究[J]. 环境科学, 2014, 35(10): 3882–3887.
[${referVo.labelOrder}] Zhang P, Jin C, Zhao Z, et al. 2010. 2D crossed electric field for electrokinetic remediation of chromium contaminated soil[J]. Journal of Hazardous Materials, 177(1/3): 1126–1133.
[${referVo.labelOrder}] Zhong L R, Qafoku N P, Szecsody J E, et al. 2009. Foam delivery of calcium polysulfide to the vadose zone for chromium(Ⅵ) immobilization:a laboratory evaluation[J]. Vadose Zone Journal, 8(4): 976–985. DOI:10.2136/vzj2008.0124
[${referVo.labelOrder}] 朱萍, 李晓晨, 马海涛, 等. 2007. 污泥中重金属形态分布与可浸出性的相关性研究[J]. 河海大学学报(自然科学版), 2007, 35(2): 121–124.