李菁乔 张文静 秦运琦

摘要：重金属铬（Cr）对人体健康造成极大危害，Cr污染土壤修复技术研究对于改善土壤及地下水土环境有重大意义。本文介绍重金属Cr在土壤中的环境行为及其影响因素，揭示Cr在土壤中的环境行为主要包括吸附、迁移、转氧化还原和沉淀溶解等。影响重金属Cr在土壤中环境行为的因素主要为土壤pH值、土壤氧化还原电位（Eh值）、土壤类型及土壤有机质。结合近期研究热点，探究胶体与Cr在协同作用下的迁移机制。在此分析基础上，总结了国内外已有Cr污染土壤的最新修复研究进展并分析其适用性。目前Cr污染土壤修复技术日益丰富，修复材料趋于对环境友好且多样化，但由于大多数修复技术研究停留于试验阶段，对于实际场地中土壤环境的复杂性和多变性，Cr污染土壤修复技术遴选及其应用还需进一步探讨。

关键词：铬污染土壤;胶体;环境行为;修复方法

中圖分类号： X53  文献标志码： A  文章编号：1002-1302（2019）12-0036-07

土壤中铬（Cr）污染修复技术已有很多报道，其主要修复思路分为2种：（1）改变Cr在土壤中的形态，降低其在土壤中的迁移性。（2）通过相关技术将土壤中的Cr彻底清除。这2种修复思路所发展成的主要修复技术包括固化/稳定化修复技术[1]、电动修复技术[2]、化学还原修复技术[3]、化学淋洗修复技术[4]、植物修复技术[5]、微生物修复技术[6]等。由于土壤Cr污染不仅对农作物及人体产生危害，还易引发地下水污染，因此近年来国内外众多学者对于研究土壤中Cr修复技术愈加重视。

本文在国内外大量相关研究的基础上，总结了土壤Cr污染修复进展以及现阶段研究热点，通过对土壤中Cr环境行为研究，分析了各种修复方法机制及适用性，并结合笔者所在课题组的研究方向，简析了胶体与土壤污染物Cr在协同作用下的迁移机制，为土壤Cr污染修复技术提供新的参考思路和依据。

1 Cr在土壤中的环境行为

1.1 Cr污染现状

土壤中Cr污染的主要来源包括Cr盐工厂排放Cr渣以及堆积场地中Cr渣积累，此外制革业、印染业、大气沉降等重金属污染物质排放等也可以导致土壤中的Cr污染[7]。2014年颁布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤点位总超标率为16.1%，Cr点位超标率达1.1%，全国范围内受Cr（Ⅵ）污染土壤量高达1 500万t。国内外关于Cr（Ⅵ）污染事件常有报道，1975年，日本东京地区由于Cr渣处理不当，频繁暴发大量Cr（Ⅵ）污染公害事件;1993年，美国加州Hinkley镇某电力公司暴发Cr（Ⅵ）污染事件，造成地下水土严重污染。此外，我国上海市、天津市、河南省等Cr工业区均发生过土壤Cr污染，其影响范围已扩大到粮食作物，土壤中的Cr由植物及食品通过食物链进入人体内，造成巨大的潜在危害[8]，近期国内外Cr污染场地及食品中的Cr污染现状见表1、表2。

1.2 Cr在土壤中的理化性质

根据Tessier等的理论，Cr在土壤中主要有7种存在形态，包括水溶态、交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、沉淀态、残渣态等[16]。其存在价态主要为 Cr（Ⅵ）、Cr（Ⅲ），Cr（Ⅵ）在土壤中主要以离子形态存在，具有较高的迁移性，不被土壤胶体吸附，从而产生较强毒性;Cr（Ⅲ） 的存在形态与pH值相关，在酸性条件下Cr（Ⅲ）通常以阳离子形态存在，在碱性条件下通常以沉淀或阴离子形态存在，迁移性较差，毒性较弱。Cr在不同pH值条件下的理化性质见表3。Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）在一定条件下可发生相互转化，Cr（Ⅵ）的毒性是Cr（Ⅲ）的100倍，研究表明，Cr（Ⅵ）可使某种鱼类染色体变异或损伤;Cr（Ⅵ）可抑制植物生长，造成水稻和玉米等作物减产;对于微生物，Cr（Ⅵ）有毒性作用，可以降低土壤中微生物的调节和代谢作用，Cr（Ⅵ）在人体内过量会导致急性或慢性中毒，引起皮肤及肝脏病变，甚至可致癌[17]。

1.3 Cr在土壤中的环境行为

Cr在土壤中的环境行为是指Cr在土壤中发生吸附、迁移、氧化还原和沉淀溶解等过程[19]。Cr进入土壤中后首先发生吸附作用。吸附作用是指由于土壤中Cr与土壤胶体发生静电作用，使得土壤胶体离子分布不均。可由吸附动力学与吸附热力学2个方面对土壤中的Cr吸附情况进行定量描述，并用不同方程及模型进行拟合，易秀等通过研究表明，Langmuir模型、Freundiich模型可准确描述土壤胶体对 Cr（Ⅵ） 的等温吸附情况[20-21]。

Cr（Ⅲ）在碱性土壤中被土壤胶体吸附或以沉淀形式存在，通过吸附作用完成对Cr（Ⅲ）的固定，因此Cr（Ⅲ）在土壤中迁移性较差;土壤Cr以络合物形式存在时，具有较高迁移性，生物可利用性大，在土壤中易发生扩散过程。土壤中Cr的迁移性、生物可利用性与Cr价态关系密切，由于Cr（Ⅲ）易水解，一般以沉淀形式存在于土壤中，Cr（Ⅵ）由于较高的迁移性及生物可利用性大，在土壤中一般以游离态形式存在[19]。

Cr（Ⅵ）在酸性土壤条件下可以发生氧化还原反应，形成Cr（Ⅲ）沉淀，因此Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）在一定条件下可发生转化。其转化过程能够影响其生物有效性和毒性，有利于规避土壤污染。目前对Cr环境行为影响因素的研究限于单一因素影响，多种因素交互下的影响因素研究涉猎较少，包括土壤类型、土壤pH值、土壤氧化还原电位（Eh值）、土壤中铁锰化合物及有机质等。

2 土壤中Cr环境行为的影响因素

2.1 土壤pH值

在吸附方面，pH值影响土壤中的Cr形态和土壤对Cr的吸附规律，研究表明，土壤胶体对于Cr（Ⅲ）有吸附作用，这种吸附是由静电力作用而产生的非专性吸附，且吸附强度随着pH值升高而增强;随着pH值增大，土壤中的Cr（Ⅵ）吸附量呈现先上升后急剧下降的趋势[22]。pH值不仅影响着吸附量变化，并且影响着土壤Cr吸附动力学特征，此外，土壤、矿物对Cr（Ⅲ）吸附和沉淀作用随着pH值增大可以分为4个区域，分别为吸附区、吸附-沉淀区、稳定沉淀区、水解区[23]。

在迁移转化方面，通过试验表明，土壤中的Cr（Ⅵ）在酸性条件下的迁移速率慢，在中性及碱性土中迁移速率快;在酸性条件下土壤中Cr（Ⅵ）含量最高，原样土次之，碱性条件下的土最少，表明酸性条件下土壤还原能力最强[24]。

2.2 土壤Eh值

土壤Eh值代表土壤中的氧化还原电位，是土壤的主要理化指标之一，土壤Eh值变化伴随着Cr形态变化，通过土壤中Cr形态改变从而改变土壤对其吸附量，Eh值越低，土壤对于Cr（Ⅵ）吸附量越高，Cr（Ⅵ）迁移能力越低。土壤Eh值对Cr迁移能力影响较大，通过土柱试验对不同氧化还原条件下的Cr（Ⅵ）淋洗液进行分析，最终得到其迁移能力为氧化条件下的土迁移能力最强，原样土次之，还原条件下的土迁移能力最弱。在氧化还原条件下，由于Fe3+存在，Cr（Ⅵ）在竞争吸附中表现出劣势，接触吸附点位能力较弱，吸附量较低，从而表现出较强的迁移能力[24]。

2.3 土壤中的铁锰化合物

铁锰氧化物因带有电荷，表面活性较好，能与土壤中Cr发生吸附和解吸作用，由于Cr和铁离子可生成氢氧化物的混合物或共沉淀，氢氧化铬也可被包裹在水合铁氧化物中，因此铁氧化物对于Cr的累积能力较强。土壤中铁锰氧化物对于重金属离子的吸附是一个复杂的过程，且在实际土壤环境中，铁锰氧化物常处于共生状态，因此应考虑铁锰复合氧化物对土壤中Cr的吸附及迁移影响，此外，土壤中铁锰氧化物形成同样受到土壤pH值、Eh值影响[25]。

2.4 土壤类型

土壤中Cr的环境行为受土壤类型影响，具体包括土壤含水率及土壤孔隙度等不同土壤类型所表现出的理化性质。土壤类型不同，对Cr的吸附能力也有所差异，因此Cr在土壤中各剖面的迁移情况也不同，且碱性土壤对Cr（Ⅵ）的吸附能力大于酸性土壤[26]。朱月珍通过试验得出结论，不同土壤类型对于 Cr（Ⅵ） 的吸附情况不同，研究范围内3种土壤类型中吸附能力依次为红壤>黑土>楼土[27]。

2.5 土壤中的有机质

土壤中存在有机质，可以将Cr（Ⅵ）还原成为Cr（Ⅲ），有机质含量越高，对Cr（Ⅵ）的吸附能力也越强，其中腐殖酸是土壤有机质的重要组成部分。研究表明，腐殖酸胶体中存在着许多重要的络合官能团和螯合基团。利用腐殖酸的吸附和螯合作用，可使可溶态Cr比例下降的同时，有机结合态Cr比例提高，从而降低了水体中Cr（Ⅵ）的活性和毒性[28-29]。在酸性条件下，腐殖酸可以和土壤中Cr络合，其络合物与沙土颗粒有较强的结合能力，增强土壤对于Cr（Ⅵ）的吸附能力，这种吸附属于Cr的专性吸附。

3 胶体与Cr在土壤中的迁移机制

研究表明，相比于固相介质，胶体比表面积大、自由电荷多，与土壤中重金属污染物Cr可以发生吸附与络合反应，从而对于Cr在土壤中的环境行为产生影响，胶体与Cr在土壤中的迁移情况见图1。胶体物质存在也促进了土壤Cr修复技术发展[30]。笔者所在课题组主要研究了土壤环境中的胶体类型、胶体与Cr在土壤中的环境行为以及影响因素，为Cr污染土壤修复技术提供相应理论基础和创新思路。

土壤胶体可分为有机胶体、无机胶体以及有机-无机复合胶体。其中有机胶体包括微生物与土壤腐殖质;无机胶体主要包含铁锰氧化物等。土壤胶体存在于土壤环境中且对土

壤理化性质产生重要影响。胶体在土壤环境中的吸附和迁移行为对重金属在土壤中迁移转化产生影响的同时也可能在一定程度上对土壤结构及性质改变。

3.1 胶体与Cr在土壤中的吸附机制

当Cr进入土壤环境之后，Cr在土壤中会发生吸附及沉淀络合过程，土壤胶体对于重金属Cr的吸附分为2种类型，即专性吸附和非专性吸附。对于专性吸附，一般与土壤胶体和重金属之间的络合能力相关，吸附速度较慢，重金属离子与胶体结合形成络合物，或与土壤颗粒产生共沉淀;对于非专性吸附，一般与重金属通过静电作用所结合的胶体情况相关，吸附速度较快，其中胶体表面电荷数量影响所能吸附重金属离子的多少，胶体所带电荷密度影响所能吸附重金属离子的牢固程度，吸附速度较慢，重金属离子与胶体结合形成络合物，或与土壤颗粒产生共沉淀[31-32]。

3.2 胶体与Cr在土壤中的迁移机制

胶体影响重金属Cr迁移具体包括以下3种机制[33]：胶体与重金属Cr在专性吸附过程中达到共迁移;由于重金属溶解性因有机胶体存在而增大，在竞争吸附过程中可降低胶体与重金属Cr的迁移性;胶体与重金属Cr结合后在一定程度上可以减少土壤表面的吸附位点，提高重金属Cr的迁移性，有利于修复。

土壤中可移动胶体物质能与污染物结合，伴随发生迁移过程，使得胶体促进迁移机制被广泛接受。刘涛等通过模拟降雨进行土柱淋溶试验来研究降雨条件下纳米零价铁镍（nZⅥ/Ni）对污染土壤Cr（Ⅵ）迁移的影响，结果表明，纳米零价铁镍可以降低土壤中Cr迁移性，促进土壤中Cr由还原态向可氧化态转换，增加土壤中Cr稳定性[34]。胶体与Cr在土壤环境中吸附和迁移同样受到外界环境的影响，影响因素具体包括土壤pH值和离子强度等理化性质、土壤存在有机质以及优先流[35]等。

4 土壤Cr污染修复研究进展

目前，依据土壤Cr污染治理的2种思路，主要衍生出的修复技术包括固化/稳定化技术、化学还原技术、化学淋洗修复技术、电动力修复技术、生物修复技术等，其中生物修复技术中又包括植物修复和微生物修复技术。本文通过对国内外最新研究成果的总结发现，各国学者旨在提高修复效率的同时，强调使用环境友好型修复材料，保证修复过程中的环境健康与安全。各修复技术特征及适用范围总结见表4。

4.1 固化/稳定化修復

固化/稳定化修复技术分为固化和稳定化2个过程，利用固化技术向土壤中加入固化剂，将污染物封存在固化体中;利用稳定化技术向土壤中加入还原剂以降低土壤中Cr的迁移性及微生物可利用性，达到联用的修复效果。常用的固化剂一般为碱性，包括水泥、石灰和黏土矿物等。

Kim等开发了1种具有新型化学键的磷酸盐陶瓷材料，用于处理Cr等重金属，陶瓷固化剂可以使毒性浸出水平低于处理标准[1]。He等利用Fe（Ⅱ）和Al（Ⅲ）合成层状氢氧化物（Fe-Al-LDH）修复受Cr污染土壤，研究结果表明，Fe-Al-LDH能够有效降低Cr迁移性，其修复效率与Fe-Al-LDH剂量成正比，与土壤中初始Cr浓度成反比[36]。Zhao等在固化中使用草酸与硫酸亚铁复合（O-PR+FeSO4）作为固化剂，修复效率比使用草酸与零价铁高，O-PR+FeSO4对土壤中Cr的去除率可达到94%[37]。李喜林等进行水泥固化重金属Cr污染土中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）试验研究表明，水泥是 Cr（Ⅵ） 还原成Cr（Ⅲ）污染土壤的有效固化剂，当掺量为20%时效果最佳[38]。温俊国等通过研究表明，醋糟在固化/稳定化修复技术中作为还原剂处理Cr污染土壤的还原率可达56.38%，作为固定剂可使总Cr含量增加95.08%，有效降低了Cr（Ⅵ）的迁移性[39]。Ballesteros等采用玻璃化法固定被Cr（Ⅵ）污染的城市土壤，固定效果显著[40]。

4.2 化学还原法修复

化学还原技术是对受污染土壤添加化学还原剂，使土壤中的Cr（Ⅵ）还原成Cr（Ⅲ），降低土壤中Cr含量，达到土壤Cr污染修复效果。还原剂添加方式有2种：（1）可以直接向土壤中加入还原剂的原位修复;（2）利用PRB（可渗透反应墙），将还原剂作为PRB反应填料进行异位修复。常用还原剂包括铁类还原剂（纳米零价铁[41]和亚铁离子[3]等）、还原性硫化物（多硫化钙等）以及有机化合物等，此外，利用TiO2新型纳米半导体材料作为催化剂，可加速受污染土壤中 Cr（Ⅵ） 的转化[42]。

近年来，应用化学还原法修复Cr污染土壤的研究较多，磁铁矿和聚苯胺胶体复合可对Cr（Ⅵ）还原。Shen等利用纳米Fe3O4和FeB复合能够去除土壤中的Cr（Ⅵ）[43]。Kunhikrishnan等利用含溶解有机碳的废水，对土壤中的 Cr（Ⅵ） 进行还原，同时降低了Cr在土壤中的迁移性及生物可利用性[11]。Wang等利用胶体复合体（无水碳酸钠、凹凸棒石和生物炭负载草灰）修复酸性土壤，复合体中多孔纳米结构可以改善土壤pH值，并利用盆栽试验探究Cr在酸性土壤中的迁移转化规律[44]。He等利用高能电子束照射纳米级凹凸棒石负载Na2S2O3对土壤中的Cr（Ⅵ）进行去除修复，凹凸棒石作为纳米型黏土矿物，对于去除土壤中的Cr（Ⅵ）有明显作用[45]。Li等利用Na2S2O4对土壤中的Cr（Ⅵ）进行还原，Na2S2O4在还原的同时还可提高土壤渗透率[46]。杨武等通过FeSO4·7H2O、CaSx等（多硫化钙）、FeSO4·7H2O和CaSx、FeSO4·7H2O和水泥等还原药剂对土壤中的Cr进行还原效果研究，结果表明FeSO4·7H2O和CaSx复配药剂对Cr（Ⅵ）的整体还原效果最好，FeSO4·7H2O和水泥复配药剂处理后，土壤Cr的稳定性最好[47]。张辉等通过使用FeSO4、 Ca（OH）2混合物和NaHSO3作为还原剂对土壤Cr还原效果显著，最高去除率为99%[48]。

除此之外，利用复合双金属作为还原剂对Cr污染土壤的修复也是最近研究热点之一，应用纳米零价铁和铜双金属[49]、纳米零价铁和镍双金属[50]修复土壤Cr污染均具有较好的修复效果。研究表明，增加合成双金属用量、降低pH值以及提高反应温度等条件后均有利于去除Cr（Ⅵ）。

4.3 电动修复

电动修复技术是一种土壤原位修复技术，其作用机制是在外加电场作用力下，使土壤中的污染物发生电迁移、电渗流和电泳，从而去除土壤中的Cr[2]，在修复过程中伴随着吸附与解吸、沉淀与溶解、氧化还原以及络合反应等物理化学过程，电动修复技术可以同时除去土壤中的Cr（Ⅲ）和Cr（Ⅵ）。电动修复装置见图2。

最新研究表明，微生物燃料电池用于修复土壤中的 Cr（Ⅵ） 效果显著，Wang等以红黏土和黄潮土为土壤样本，通过试验表明，微生物燃料电池对于不同类型土壤的修复效果不同，黄潮土适用性优于红黏土，且增强电流强度可提高 Cr（Ⅵ） 去除率[51]。以太阳能代替直流电源的电动修复技术在对Cr污染土壤修复中可提高修复效率，Zhou等在交换电极的电动修复中利用太阳能，增大了电流强度，因此能够有效提高Cr在土壤中的迁移效率[52]。对于重金属复合污染场地修复，最新报道中某项目组在重金属Cr与有机物复合污染场地中开展了电动力-渗透反应格栅技术（EK-PRB）研究发现，同时去除重金属Cr及土壤中有机污染物，其中对于Cr去除率达到85%。对于多种重金属复合污染场地，也可采用电动力-稳定化技术（EK-SS），对于不同形態Cr能够大幅度去除，提供技术支持。

此外，电场中各参数、土壤理化性质等因素对于修复过程也有影响，向土壤中施加络合剂、调节土壤pH值均可将修复效率提高[53]。Fu等通过研究表明，在电解液中加入柠檬酸和冬氨酸（PASP）与仅将去离子水作为电解液相比，可提高Cr（Ⅵ）去除效率，柠檬酸去除效果更为显著[2]。

4.4 化学淋洗法修复

化学淋洗技术是指利用水或其他淋洗剂， 对受污染土壤

进行清洗，使游离在土壤表面的Cr（Ⅵ）进入到液相，从根本上修复土壤Cr污染[54]。常见淋洗剂包括无机酸、有机酸、人工螯合剂、生物表面活性剂[55]等。淋洗效果与淋洗剂种类和浓度、土壤理化性质、土壤Cr污染程度等因素均有重要关系。Palma等研究表明，使用高浓度盐酸对受污染土壤的淋洗效果虽优于去离子水，但其强酸性会对土壤产生二次伤害。针对活性较高的土壤，可利用乙二胺四乙酸（EDTA）螯合剂淋洗，对Cr去除率较高且对土壤理化性质影响较小[56]。

Li等研究表明，电化学淋洗法可以提高淋洗效率，对Cr的去除率达到普通淋洗法的2倍，高温淋洗还原过程在高温淋洗阶段能够去除可溶性Cr（Ⅵ），还原过程可去除难溶性 Cr（Ⅵ）[4，57]。此外，生物乳化剂也可作为土壤淋洗剂，同样能够促进土壤中Cr修复。张佳等提到，Colin等通过研究不同生物乳化剂对土壤中Cr（Ⅵ）修复效果的影响，结果表明，以丙三醇和尿素为原料制备的生物乳化剂对Cr污染土壤修复效果最佳[58]。

4.5 微生物修复

微生物修复是指利用土壤中土著微生物或经改造微生物菌群在土壤中的还原作用，将土壤中Cr（Ⅵ）还原为Cr（Ⅲ）的技术手段。已经报道的用于微生物修复的菌株包括芽孢杆菌、大肠杆菌、乳酸片球菌[55]等。此外，链霉菌和含Cr土壤在培养基中进行混合培养，在一定条件下，Cr（Ⅵ）去除率可达到100%。Qu等通过研究发现，利用复合微生物（strains G1 Geotrichum sp. and B2 Bacillus sp.）可除去土壤中Cr（Ⅵ），其中辅以弱磁场，加速Cr（Ⅵ）在土壤中解吸，最终去除率达到91.67%[6]。刘帅霞等通过研究表明，将秸秆、复合菌、污泥3种物质联合后，对Cr（Ⅵ）还原效果有明显提升，还原率超过96%[59]。叶斌晖等在最新研究中发现，一种草酸青霉SL2（Penicillium，Oxalicum SL2）还原性真菌，与其他还原性微生物相比，草酸青霉对Cr具有较高的耐受能力，同时在淋洗过程中还可以分泌草酸降低土壤pH值，从而有利于Cr（Ⅵ）还原[60]。

4.6 植物修复

植物修复技术是指利用植物自身性质，如固定、过滤和挥发等作用，通过容纳、转移和转化污染物的方式降低土壤中重金属含量。因此对重金属具有富集作用的植物称为重金属超累积植物。张学洪等发现一种重金属超累积植物李氏禾（Leersa hexandra Swaetz），这种多年生禾本科植物的叶片中平均Cr含量可达1 786.9 mg/kg[61]。朱优清等研究表明，甘蔗渣中蔗糖经水解为果糖和葡萄糖后，对Cr具有还原作用，当土壤中Cr浓度小于1 740 mg/kg时，在一定条件下，甘蔗渣对于Cr去除率接近100%，修复效果较为显著[62]。此外，应用植物修复过程中适当辅助使用螯合剂，调节土壤理化性质、改变Cr在土壤中迁移性，可提高单纯的植物修复效率。

植物-微生物联合修复方法在修复受污土壤的同时，还可以保持原有土壤环境，有利于改善生态环境[63]。植物-微生物联合的修复效果比单-植物修复和单一微生物修复要好，二者能够起到互相促进作用。因此，植物-微生物联合修复是极具潜力的修复技术。

4.7 生物炭修复

利用有机物料生物炭对土壤中Cr吸附作用以及降低其迁移性也是近年来研究热点之一，生物炭是植物秸稈、动物粪便等生物质在一定条件下热解而成的含碳量极高的固体颗粒[64]。大量研究表明，生物炭可以作为吸附剂单独使用，也可以负载还原剂，增强修复效能，修复过程经济安全，对环境友好。

孟繁健等利用生物炭、酸洗生物炭和纳米零价铁负载生物炭探究对土壤Cr还原效果，试验结果表明，酸洗生物炭还原率最高[65]。Su等利用生物炭负载纳米零价铁（nZⅥ@BC）为修复材料，Cr去除率可达100%[66]。Lyu等利用生物炭负载羧甲基纤维素和FeS（CMC-FeS@biochar）去除土壤中Cr（Ⅵ），同时增加土壤有机质含量及微生物活性[67]。Liu等利用生物炭负载纳米银（Ag@biochar）来促使土壤中 Cr（Ⅵ） 还原[68]。Zhang等利用生物炭负载甘蔗渣增强土壤中微生物活性以降低Cr浓度，其中对Cr去除率可达85%，且应用生物炭修复后，原土壤植物中Cr累积量降低了34%，修复效果较为明显[69]。

5 结论与展望

随着土壤Cr污染现状逐渐加重，现阶段许多专家学者因地制宜，有针对性地对于不同土壤类型中Cr环境行为及修复方法提出新的见解和思路，机制研究更为深入，研究角度也更为开阔，然而重金属Cr的源头治理更为重要。在大量相关研究基础上，对今后研究工作中提出几点展望。

由于大多数修复技术仍处于室内模拟试验阶段，而实际污染场地中土壤情况复杂多变，易受外界不确定性因素的影响，修复可行性值得探讨。因此今后应注重在实际污染场地的长期调研以及修复技术研究，将基于小尺度的室内模拟试验和大尺度场地验证结合起来，通过对Cr在土壤中环境行为的分析，制定出切实可行的修复方案，以期更好地解决土壤Cr污染修复问题。

对修复技术进行筛选时，可利用数值模拟技术以及相关数学模型，构建完整的Cr污染迁移数值模型，对土壤环境中一系列不确定性复杂因素提前加以考虑，可以针对不同修复材料、修复条件的修复效果进行模拟，实现土壤Cr污染修复技术的优选。通过数值模拟技术选取相关参数、对污染物迁移转化规律进行量化描述，对各参数敏感性进行分析，以提高修复技术的效率和准确性，避免二次污染，应用数值模拟技术对于土壤Cr污染修复具有重要理论意义和广泛实际的应用价值。

加强胶体与重金属Cr污染物在土壤中共迁移的理论研究，利用胶体携带重金属污染物迁移的特征，找到土壤污染修复新思路，现有研究侧重于单一胶体对于土壤中重金属迁移的影响，由于实际场地中土壤胶体种类较多，不同类型胶体对于重金属的吸附能力不同，所形成的胶体与重金属复合体竞争吸附情况也不同，因此研究不同类型胶体共存条件下对重金属污染物环境行为的影响对于解决实际问题更有意义。

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