李 平，曹 青，張 弛，張思思

(太原理工大學 a.化學化工學院，b.環(huán)境科學與工程學院，太原 030024)

農(nóng)田及工業(yè)場地土壤重金屬污染是當前備受關(guān)注的環(huán)境保護核心問題之一[1]。但其治理難度大，相關(guān)的科學機理尚不明確[2-3]。其中Cr(Ⅵ)是土壤無機污染物的重點化學物質(zhì)之一[4]。對土壤Cr(Ⅵ)污染的修復(fù)可以采用化學、物理、生物修復(fù)等多種方法[5-7]。借助納米零價鐵(nZVI)對Cr(Ⅵ)污染實施治理是典型的土壤修復(fù)工藝方案，具有很強的科學研究價值與實踐意義。近年來國內(nèi)外的相關(guān)研究大都以Fe0還原水中的Cr(Ⅵ)為側(cè)重點，或者是在砂土中進行靜態(tài)試驗研究。為了增加nZVI的分散性、穩(wěn)定性，國內(nèi)外采用的包覆材料主要有β-環(huán)糊精交聯(lián)復(fù)合物[8]、羧甲基纖維素(CMC)[9]、二氧化硅[10]、水溶性淀粉[11]、果膠[12]等；對CMC作為Fe0穩(wěn)定劑的研究較多。在機理方面，研究者對Fe0與Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)相互之間的還原作用[13]、吸附作用、沉淀作用[14]、絮凝作用[15]均進行了探索。國內(nèi)外對此類土柱的動態(tài)研究取得了階段性成果[16-17]，總體而言國外學者對機理關(guān)注較多，國內(nèi)研究者對應(yīng)用性技術(shù)關(guān)注較多，對土壤性質(zhì)與反應(yīng)效果的影響規(guī)律研究較少。土壤中的Cr(用“總Cr”表示以示區(qū)分)常以Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)兩種價態(tài)存在[18]，對Cr(Ⅵ)污染土壤的修復(fù)技術(shù)關(guān)鍵在于將Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅵ)具有強氧化性，其毒性是Cr(Ⅲ)的近100倍，對土壤環(huán)境危害巨大。Cr(Ⅲ)易被帶負電荷的土壤膠體吸附，其溶解性、遷移性均較弱，且易與Fe(Ⅲ)等離子以(CrxFe1-x)(OH)3、Cr(OH)3、CrxFe1-xOOH等形式凝結(jié)或沉淀。但長期以來對土壤去除Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)的降解分離狀態(tài)難于界定。這主要是由于不同的土壤對Cr(Ⅵ)的還原、吸附能力、對Cr(Ⅲ)的吸附能力差異較大，而且其中的還原與吸附結(jié)果交織在一起，難于區(qū)分，不能清晰地反映出還原劑在其中發(fā)揮作用所占的貢獻率。

本文以化學還原法為核心，采用動態(tài)土柱試驗，結(jié)合淋洗技術(shù)，研究了土壤有機質(zhì)與DIW洗出總Cr的定量關(guān)系；研究了nZVI作用下，總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)的洗出量規(guī)律。

1 試驗方法

1.1 試驗藥品及制備

供試土壤樣品取自山西省太原市、晉中市的河岸土壤、礦渣場土壤、農(nóng)田土壤，能夠代表中國北方內(nèi)陸半干旱地區(qū)的典型土壤成分，所獲得的試驗結(jié)論可以為同類型的河岸、渣場、農(nóng)田重金屬修復(fù)提供有價值的參考數(shù)據(jù)。原始土樣選用不含鉻，采用后期人工添加的方法以使得土樣中的Cr離子含量能夠準確控制。使用前先將原生土壤樣品磨碎，采用2 mm標準篩過篩，用去離子水實施漂洗，自然風干待用。

將K2Cr2O7在120 ℃下烘干2 h，配制成含鉻量為200 mg/L的K2Cr2O7貯備液，置于棕色瓶中低溫保存。以1∶1(g∶mL)的比例將預(yù)制土樣浸泡在K2Cr2O7溶液中，混合均勻后平鋪于瓷盤內(nèi)風干，得到試驗用含鉻土樣系列。

本文所進行的試驗主要用到的藥品有：K2Cr2O7、FeSO4·7H2O、CMC(羧甲基纖維素鈉)、NaBH4、二苯碳酰二肼等，均為分析純。主要用到的儀器有：原子吸收分光光度計(TAS-986)、紫外可見分光光度計(UV5200PC)、離心機(H1850)、水浴震蕩器(SHA-C)、pH計(PE20)、鼓風干燥箱(GZX-9076MBE)、蠕動泵(BT100-2J)等。洗出總Cr質(zhì)量濃度采用火焰原子吸收法(波長357.9 nm)進行測定，洗出Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度采用二苯碳酰二肼分光光度法(波長540.0 nm)進行測定。

試驗所用的還原液體系主要是由CMC(羧甲基纖維素鈉)穩(wěn)定化的零價納米鐵懸浮液(CMC-nZVI).其中CMC使用量為3%～4%，預(yù)制的nZVI質(zhì)量濃度為0.15～0.20 g/L.nZVI采用在高純N2保護下的NaBH4制備法進行即時反應(yīng)制得。

1.2 土柱試驗裝置

本文試驗為模擬真實土壤條件下的動態(tài)土柱試驗。試驗裝置采用亞克力制成的土柱模型殼體，原理圖見圖1.柱高20 cm，柱體的內(nèi)半徑1.5 cm.針對不同的試驗設(shè)置，將不同的土樣分別進行土柱裝填，每個土柱內(nèi)僅裝填一種土樣。采用分層裝填法裝入柱體(此處的分層僅為裝填動作，各層土樣為同一種土質(zhì)，并非各層采用不同土樣)。每1 cm裝填一層，在裝填上層土樣之前對下層土壤實施抓毛處理，裝填完畢后將土體壓實。本試驗采用土柱床體積VB作為曲線的橫坐標，單位為L，土柱有效體積0.061 L.在土樣裝填之前，先在下部(進水端)鋪設(shè)總厚度小于3 cm的級配礫石層。在主體上部(出水端)鋪設(shè)總厚度小于1.5 cm的級配礫石層。在土樣與和礫石層之間均用紗布隔離。本文的土柱試驗均為多個土柱模型的平行試驗。在正式試驗之前，先用去離子水(DIW)對土柱由下向上實施飽水過流，以排除土壤孔隙空氣，避免正式試驗時的下向淋濾過程出現(xiàn)不均勻徑流。正式試驗注入液體時，雖然上升流能夠?qū)崿F(xiàn)飽水穩(wěn)定流，但下降流符合土壤修復(fù)工作中現(xiàn)場操作的真實工況，能夠反映土壤的穿透過程狀態(tài)，為科學研究與現(xiàn)實操作的匹配度積累經(jīng)驗。正式試驗時，采用蠕動泵將預(yù)制的CMC-nZVI溶液由上向下、定量定速注入土柱，并維持土柱上部2 cm水頭。

圖1 土柱實驗裝置原理圖Fig.1 Schematic of soil column experimental facilities

1.3 試驗內(nèi)容

在土壤有機質(zhì)含量與DIW洗出總Cr量關(guān)系試驗中，采用去離子水對含Cr土壤進行了洗出試驗，所采用的4種土樣的有機質(zhì)(OM)質(zhì)量分數(shù)分別為0.24%，1.26%，7.59%，11.40%.

在nZVI洗出總Cr、Cr(Ⅵ) 、Cr(Ⅲ)試驗中，選用兩種土樣進行試驗。土樣1、土樣2的有機質(zhì)含量(OM)分別為0.24%，11.40%.采用由CMC穩(wěn)定化處理之后的零價納米鐵懸浮液(nZVI)作為還原洗出液，分別在VB取0.0，0.5，1.0，1.5，2.0，3.0，4.0，5.0，6.0 L時刻對土柱洗出的總Cr、Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度進行測定，間接計算出Cr(Ⅲ)質(zhì)量濃度。通過積分計算出總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)在各個階段的洗出量。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有機質(zhì)與DIW洗出總Cr的關(guān)系

通過采用實際土壤樣品填裝的動態(tài)土柱試驗，得到土樣的OM含量系列與DIW洗出總Cr質(zhì)量濃度變化關(guān)系曲線，見圖2.

圖2 土樣有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)w與洗出總Cr關(guān)系Fig.2 Relation between soil organic matter and eluate Cr(total)

由圖2可知，4種有機質(zhì)含量的土樣均在流出液體積VB為0.5～1.0 L區(qū)間達到最大值，在1.5～6 L區(qū)間內(nèi)質(zhì)量濃度變化較小。土樣有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為0.24%時，其洗出總Cr質(zhì)量濃度上升最快；土樣有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為7.59%，與11.4%的洗出總Cr質(zhì)量濃度曲線接近重合。對圖2中有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為0.24%的土樣洗出總Cr曲線進行數(shù)學統(tǒng)計，可得擬合方程：

y=-0.192 1x6+3.946 9x5-31.484x4+
121.42x3-225.42x2+160.99x-0.896 6 .

通過不定積分運算，得到曲線下部(面積)累積量與VB的關(guān)系曲線，見圖3.

圖3 有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為0.24%的土樣洗出總Cr累積量Fig.3 Cumulant of eluate Cr(total) from soil with 0.24% organic content

將1.5，6 L時的洗出總Cr累積質(zhì)量占預(yù)裝總Cr總質(zhì)量的比例分別記作R1.5，R6，即：

由圖3及相應(yīng)的計算可知，有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為0.24%的土樣的R1.5值達到63.02%，R6值達到75.40%，在VB=1.5～6 L期間變化不大。此試驗也間接表明有24.60%的總Cr被土壤吸附，不易浸出。同理，經(jīng)過曲線擬合，計算得到各種有機質(zhì)含量土樣的相應(yīng)曲線面積值。計算可知，土樣有機質(zhì)(OM)質(zhì)量分數(shù)分別為1.26%，7.59%，11.4%時，其R1.5值分別為42.58%，36.43%，34.24%；其R6值分別為50.94%，43.81%，40.96%.土樣有機質(zhì)(OM)質(zhì)量分數(shù)與相應(yīng)的R1.5，R6值的關(guān)系曲線見圖4.

圖4 有機質(zhì)(OM)與相應(yīng)的R1.5，R6關(guān)系Fig.4 Relation between organic matter and corresponding R1.5, R6

相關(guān)研究表明，土壤中的有機質(zhì)會影響Cr的存在形態(tài)，Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)均可能與有機質(zhì)發(fā)生絡(luò)合效應(yīng)，土壤中的有機酸能夠與Cr(Ⅲ)形成有機結(jié)合態(tài)。另一方面，土壤有機質(zhì)含量的增加能夠提高反應(yīng)體系對Cr(Ⅵ)的還原速率以及最終還原量。由圖4數(shù)據(jù)計算得知，當土樣有機質(zhì)(OM)質(zhì)量分數(shù)大于0.46%時，其R1.5值小于50%；當土樣有機質(zhì)(OM)質(zhì)量分數(shù)大于1.53%時，其R6值小于50%.可見，土樣有機質(zhì)含量越高，其洗出總Cr量越小，其原因是土壤有機質(zhì)增強了對總Cr的吸附效應(yīng)，這有利于降低土壤中總Cr的生物遷移性。

2.2 nZVI洗出總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)量的界定

國內(nèi)外對于nZVI洗出總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)的已有研究成果表明，采用nZVI處理含鉻土壤能夠促進Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)為為Cr(Ⅲ)，Cr(Ⅲ)大多數(shù)以Cr(OH)3的形式存在，具有低毒性、難遷移的特征，可以降低Cr在環(huán)境中的生物可利用性。徐銀輝等研究表明，納米Fe存在時，僅有約18%的預(yù)裝Cr(Ⅵ)從土壤中釋放出來[17]。本文通過動態(tài)土柱試驗，采用不同有機質(zhì)含量的土樣1、土樣2，進行nZVI洗出總Cr、Cr(Ⅵ)試驗，得到nZVI洗出總Cr質(zhì)量濃度變化曲線、nZVI洗出Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度變化曲線，與相應(yīng)的前文已經(jīng)論述的DIW洗出總Cr質(zhì)量濃度變化曲線，以及土柱中的Cr初始質(zhì)量濃度線并列展示，見圖5.

由圖5可知，土柱反應(yīng)的效果集中于VB=0～1.5 L區(qū)間內(nèi)，因此VB=0～1.5 L區(qū)間內(nèi)各條曲線下部的面積是土壤中的Cr在納米鐵修復(fù)過程中的降解分離狀態(tài)的集中體現(xiàn)，可以表明總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)在土壤與nZVI共同作用下被吸附、還原規(guī)律。圖中主要的面積區(qū)域解釋詳見圖6(a)，圖6(b).

A0為預(yù)裝的總Cr的量，也就是預(yù)裝的Cr(Ⅵ)的總量。對于圖6(a)中的“DIW洗出總Cr(土樣1)”曲線而言，A1為VB=0～6.0 L區(qū)間內(nèi)被DIW洗出的土壤中Cr(Ⅵ)的量，也就是未被土壤吸附的Cr(Ⅵ).對于圖6(a)中的“nZVI洗出總Cr(砂土)”與“nZVI洗出Cr(Ⅵ)(砂土)”曲線而言，其各個曲線所包含的面積可表達為圖6(c)中的A2，A3，A4.

圖5 各種情形時洗出總Cr、Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度變化情況Fig.5 Concentration change of eluate Cr(total), Cr(Ⅵ) in varied condition

圖6 反應(yīng)過程中洗出Cr(Ⅵ)、總Cr量Fig.6 Amounts of eluate Cr(Ⅵ), Cr(total) in reactor

A2為被nZVI穩(wěn)定液系統(tǒng)洗出的土壤中Cr(Ⅲ)的總量。A3為被nZVI穩(wěn)定液系統(tǒng)洗出的土壤中Cr(Ⅵ)的總量。A2+A3為被nZVI穩(wěn)定液系統(tǒng)洗出的土壤中總Cr的量。當假定A4的上部邊界線與預(yù)裝Cr(Ⅵ)的總量線之間的區(qū)域為“被土壤吸附的Cr(Ⅵ)”量時，此時的A4區(qū)域可以看做是“未被土壤吸附的Cr(Ⅵ)轉(zhuǎn)化成Cr(Ⅲ)而被土壤吸附”的量。此時其實也包含了加載于土壤中的CMC-nZVI穩(wěn)定液體系對Cr(Ⅲ)的吸附。本文將此時的A4定義為“表觀Cr(Ⅲ)吸附量”。對圖6(b)中的“nZVI洗出總Cr(土樣1)”曲線、“nZVI洗出Cr(Ⅵ)(土樣1)”分別進行數(shù)學擬合，得到擬合方程：

y(總Cr)=-0.257 3x6+4.941 6x5-36.422x4+
128.1x3-213.75x2+134.81x+0.337 1 ,
y(Cr(Ⅵ))=-0.02 2x6+0.420 6x5-3.097 7x4+
11.044x3-19.306x2+13.683x+0.018.

通過不定積分運算，可以分別得到A2，A3的(面積)累積量與VB的關(guān)系曲線，由“DIW洗出總Cr”面積減去“nZVI洗出總Cr”面積可以計算得到表觀Cr(Ⅲ)吸附量(A4)的面積與VB的關(guān)系曲線。見圖7.

圖7 土樣1的土柱洗出各類Cr累積量Fig.7 Area amounts of varied eluate Cr from column of soil 1

由圖7可知，nZVI洗出試驗的表觀Cr(Ⅲ)吸附量在VB=2 L時達到0.952 mg，在VB=2～6 L期間變化不大。同理可以計算得到土樣2的各個價態(tài)Cr在各種洗出劑條件下的洗出累積量與VB的關(guān)系曲線，見圖8.由圖7與圖8對照可知，當有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)由0.24%變?yōu)?1.40%時，2 L時的nZVI洗出總Cr累積量減小了0.716 mg.2 L時的nZVI洗出Cr(VI)累積量減小了0.091 mg.2 L時的表觀Cr(Ⅲ)吸附量減小了0.415 mg.這顯示出土壤有機質(zhì)的增加提高了對Cr(Ⅵ)的吸附能力，但降低了相應(yīng)的表觀Cr(Ⅲ)吸附量。

圖8 土樣2的土柱洗出各類Cr累積量Fig.8 Area amounts of varied eluate Cr from column of soil 2

另外，本文試驗也證明，經(jīng)歷了長時間、大體積水流沖刷之后，最終仍有部分總Cr滯留于土壤中，但此時的滯留總Cr主要是Cr(Ⅲ)，而不是Cr(Ⅵ).此現(xiàn)象也間接證明試驗體系中nZVI的還原性得到了很好地保持。

3 結(jié)論

1) 土壤中包含的Cr會在徑流液體作用下被洗出，其中的總Cr、Cr(Ⅵ)、Cr(Ⅲ)洗出質(zhì)量濃度與累積量在去離子水(DIW)或穩(wěn)定化納米零價鐵(nZVI)的徑流作用下，表現(xiàn)出不同的變化規(guī)律。土壤有機質(zhì)含量較低時，其洗出總Cr質(zhì)量濃度上升較快；土壤有機質(zhì)含量較高時，增強了對總Cr的吸附效應(yīng)。土柱中Cr污染物的洗出效應(yīng)集中于VB=0～1.5 L區(qū)間內(nèi)。當有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)由0.24%變?yōu)?1.40%時，VB=2 L時的nZVI洗出總Cr累積量減小了0.716 mg.土壤有機質(zhì)含量的增加對Cr(Ⅵ)吸附的促進效應(yīng)大于Cr(Ⅲ).

2) 土柱洗出的Cr(Ⅲ)量，顯示了反應(yīng)體系對Cr(Ⅵ)的還原去除效果。土柱未洗出的Cr(Ⅵ)與Cr(Ⅲ)量，顯示了反應(yīng)體系對其吸附或還原的綜合效果。試驗表明，對于有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)為0.24%～11.40%的不同土壤，穩(wěn)定化nZVI反應(yīng)體系對Cr(Ⅵ)污染的土壤都具有較好的治理效果。

3) 本文對土壤中的Cr在修復(fù)過程中的降解分離狀態(tài)界定結(jié)果，有助于此領(lǐng)域的關(guān)注者能夠更具針對性地開展其相關(guān)土壤修復(fù)體系的吸附或還原機理研究，或為提高相關(guān)的修復(fù)技術(shù)手段提供了量化界定的依據(jù)，對土壤重金屬治理行業(yè)具有重要的現(xiàn)實及理論參考價值。

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[1] MONICA P,DARWIN R O,MANJUNATHA B,et al.Evaluation of various pesticides degrading pure bacterial cultures isolated from pesticide-contaminated soils[J].Ecuador,2016,15(40):2224-2233.

[2] MAXWELL S L,HUTCHISON J B,MCALISTER D R.Rapid fusion method for the determination of refractory thorium and uranium isotopes in soil samples[J].Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry,2015,305(2):1-11.

[3] HE W,HE Q,ZHOU J.Soil weathering-water environment-ecological risks in Hanjiang River Basin,China[J].Quaternary International,2015,380-381:297-304.

[4] WYSZKOWSKA J,TOMKIEL M,BACMAGA M,et al.Response of microorganisms and enzymes to soil contamination with a mixture of pethoxamid terbuthylazine[J].Environmental Earth Sciences,2016,75(18):1285-1288.

[5] HUGUENOT D,MOUSSET E,HULLEBUSCH E D V,et al.Combination of surfactant enhanced soil washing and electro-Fenton process for the treatment of soils contaminated by petroleum hydrocarbons[J].Journal of Environmental Management,2015,153(40):1-7.

[6] MADADIAN E.Soil washing of chromium-and cadmium-contaminated sludge using acids and ethylenediaminetetra acetic acid chelating agent[J].Environmental Technology,2016,37(1):145.

[7] 鄧紅艷,陳剛才,葉姜瑜.一株抗鉻細菌的分離鑒定及其還原特性研究[J].安全與環(huán)境學報,2015(3):234-237.

DENG H Y,CHEN G C,YE J Y.Isolation,identification and reduction characteristics of a strain of bacteria resistant to Cr(Ⅵ)[J].Journal of Safety and Environment,2015(3):234-237.

[8] 康海彥,楊治廣,萬園園.β-環(huán)糊精包埋納米零價鐵對Cd2+的去除性能研究[J].環(huán)境工程,2015,33(5):122-125.

KANG H Y,YANG Z G,WAN Y Y.Removal performance of Cd2+using nanoscale zero-valent iron embedded by β-cyclodextrin[J].Environmental Engineering,2015,33(5):122-125.

[9] 王長柏,李小燕,劉義保,等.包覆型納米零價鐵去除溶液中Pb(Ⅱ)-210的研究[J].輻射研究與輻射工藝學報,2014,32(3):30701-30704.

WANG C B,LI X Y,LIU Y B,et al.Study on removal of Pb(Ⅱ)-210 from aqueous solution by coated nanoscale zero-valent iron[J].J Radiat Res Radiat Process,2014,32(3):30701-30704.

[10] 任蓉,萬金泉,馬邕文.二氧化硅包覆型納米零價鐵/厭氧污泥協(xié)同降解2,4,6-三氯苯酚[J].中國造紙,2013,32(1):9-13.

REN R,WAN J Q,MA Y W.Degradation of 2,4,6-trichlorophenol treated with nanoscale zero-valent iron/anaerobic sludge system[J].China Pulp & Paper,2013,32(1):9-13.

[11] 樊文井,成岳,焦創(chuàng),等.流變相法制備包裹型Starch/Fe0及去除水中Cr(Ⅵ)的反應(yīng)動力學研究[J].功能材料,2014(19):19035-19039.

FAN W J,CHENG Y,JIAO C,et al.Preparation of coated Starch / Fe0by using rheological phase reaction method and research on reaction kinetic of Cr(Ⅵ) removal in water[J].Journal of Functional Materials,2014(19):19035-19039.

[12] 張悅,蘇冰琴,張弛,等.果膠穩(wěn)定的納米零價鐵去除水中Cr(Ⅵ)的研究[J].工業(yè)水處理,2016,36(9):47-50.

ZHANG Y,SU B Q,ZHANG C,et al.Research on the removal of Cr(Ⅵ) from wastewater by pectin-stabilized nanoscale zero-valent iron[J].Industrial Water Treatment,2016,36(9):47-50.

[13] DIAO Z H,XU X R,CHEN H,et al.Simultaneous removal of Cr(Ⅵ) and phenol by persulfate activated with bentonite-supported nanoscale zero-valent iron:reactivity and mechanism[J].Journal of Hazardous Materials,2016,316(1):86-93.

[14] DENG B,HU S.Reductive dechlorination of chlorinated solvents on zerovalent iron surfaces[M].Boston:Springer US,2002.

[15] FLURY B,FROMMER J,EGGENBERGER U,et al.Assessment of long-term performance and chromate reduction mechanisms in a field scale permeable reactive barrier[J].Environmental Science & Technology,2009,43(17):6786-6792.

[16] HE F,ZHAO D,LIU J,et al.Stabilization of Fe/pd bimetallic nanoparticles with sodium carboxymethyl cellulose to facilitate dechlorination of trichloroethene and soil transportability[J].Ind Eng Chem Res,2007,46(1):29-34.

[17] Xu Y H,ZHAO D.Reductive immobilization of chromate in water and soil using stabilized iron nanoparticles[J].Water Research,2007(41):2101-2108.

[18] 劉云惠,魏顯有,王秀敏,等.土壤中鉻的吸附與形態(tài)提取研究[J].河北農(nóng)業(yè)大學學報,2000,23(1):16-20.

LIU Y H,WEI X Y,WANG X M,et al.A study on the adsorption of chromium in soil and the form extraction[J].Journal of Agricultural University of Hebei,2000,23(1):16-20.