侯沁言，彭雅茜，張世熔*，李惠琳，鐘欽梅，潘小梅

（1.四川農(nóng)業(yè)大學環(huán)境學院，成都 611130；2.四川省土壤環(huán)境保護重點實驗室，成都 611130）

近40年來，隨著我國采礦、冶金和電鍍業(yè)的快速發(fā)展，以及早期管理水平較低等原因導致工礦企業(yè)周邊局部耕地土壤重金屬污染問題突出[1]，不僅嚴重威脅農(nóng)產(chǎn)品安全，而且也造成潛在的生態(tài)系統(tǒng)風險。其中，土壤重金屬Cd 和Pb 具有高毒性、致癌性和致畸性[2]，而過量的 Zn 也會抑制生物生長[3]。因此，Pb、Cd 和Zn 復合污染的土壤問題引起了社會的廣泛關注，亟待修復。

重金屬污染土壤的常見修復方法主要有鈍化、填埋、客土、電動、淋洗和植物提取等技術[4-5]。其中，土壤淋洗技術因耗時短和適合于同時去除多金屬等特點，而具有較好的工程應用前景[6-7]。然而，該技術是以淋洗劑溶解浸提土壤中重金屬過程為主的修復方法，需要篩選成本低廉、高效和環(huán)境友好的淋洗劑。目前用于土壤淋洗修復的淋洗劑主要有無機淋洗劑、表面活性劑和螯合劑[8-10]。其中，螯合劑包括低分子量有機酸和乙二胺四乙酸（EDTA）經(jīng)常被用于去除土壤重金屬，因為其對多種重金屬的螯合能力強且相比無機酸對土壤性質(zhì)的負面影響更小[11]。此外，與大多表面活性劑相比，螯合劑成本低廉，更有利于規(guī)模化使用[9]。雖然乙二胺四乙酸（EDTA）等材料去除重金屬效率較高，但其生物降解性較差且易滯留在土壤中[11-12]。因此，土壤淋洗亟待篩選環(huán)境友好或易被生物降解的螯合劑。

2-羥基膦?；宜?（HPAA） 和巰基琥珀酸（MSA）是廉價且可生物降解的低分子量有機酸。二者具有良好的水溶性和螯合重金屬的能力，在水處理、化工、醫(yī)藥領域得到廣泛應用[13-14]。十水焦磷酸鈉（SPP）是一種環(huán)境友好且能螯合重金屬的磷酸鹽類物質(zhì)，具有較強的pH 緩沖性[15]。由此可見，它們可能適合于土壤淋洗。然而，迄今鮮見研究報道它們在不同影響因素下淋洗去除土壤重金屬效率。因此，本研究將HPAA、MSA 和SPP 作為淋洗劑，主要從濃度影響、重金屬形態(tài)、pH 影響以及動力學特征探究淋洗過程中淋洗劑與土壤中Pb、Cd 和Zn 的相互作用機理，以期為該類重金屬復合污染土壤的淋洗修復提供參考依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 供試土壤與淋洗劑

1.1.1 供試土壤及理化性質(zhì)測定

用四分法采集土樣。供試樣品分別取自四川省雅安市漢源縣唐家鉛鋅礦周邊棄耕地（A 土壤，Soil A）和富泉鉛鋅礦區(qū)附近的草地（B 土壤，Soil B）表層0～20 cm 土壤。所采土壤樣品先去除碎石及雜草等異物后自然風干， 研磨過2 mm 的尼龍篩，混勻后存放在封口塑料袋中備測。其部分常規(guī)理化性質(zhì)的測定方法[16]分別為：土壤顆粒組成采用比重計法測定；土壤pH 值用酸度計測定；土壤有機質(zhì)測定采用重鉻酸鉀氧化容量法-外加熱法測定；土壤陽離子交換量測定采用醋酸銨交換法。土壤重金屬Pb、Cd 和 Zn 總量采用三酸法（HNO3-HClO4-HF）消化后[16]，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美國）測定。土壤重金屬形態(tài)分級測定采用改進的BCR 分級法提取后，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美國）測定（表 1）[17]。

表1 改進的BCR 連續(xù)浸提法測定的污染土壤重金屬Pb、Cd 和Zn 的組分分布Table 1 Fraction distribution of Pb，Cd and Zn from the contaminated soils by the modified BCR sequential extraction

兩種供試土壤的酸堿度均屬中性（表2），有機質(zhì)含量較為豐富，陽離子交換較高；按國際制分類，質(zhì)地均為砂質(zhì)壤土。兩種土壤的Pb、Cd 和Zn 總量均明顯超過農(nóng)用地土壤污染風險管控標準 （試行）（GB 15618-2018）中的風險篩選值[18]，而且 Cd 和 Pb 也分別超過它們的管制值，因此亟須修復。

表2 污染土壤的理化性質(zhì)Table 2 Physical and chemical properties of the contaminated soils

1.1.2 淋洗劑

質(zhì)量分數(shù)98%的2-羥基膦酰基乙酸（HPAA）和質(zhì)量分數(shù)95%的巰基琥珀酸（MSA）購自上海將來生化試劑有限公司。十水焦磷酸鈉（SPP），分析純，購自萬科化學試劑公司。

1.2 試驗方法

1.2.1 淋洗劑濃度對土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗率的影響試驗

取 濃 度 0.01、0.03、0.05、0.07 和 0.1 mol/L 的HPAA、MSA 和 SPP 的 3 種淋洗液各 20 mL，按土液比1∶10 加入到盛有2.00 g 供試土壤的50 mL 的離心管中。用 10%的 HNO3或 NaOH 調(diào)節(jié) pH 值為4.00；在25 ℃和 200 r/min 下恒溫振蕩浸提 60 min，隨后在3 000 r/min 離心 5 min。最后用 0.45 μm 微孔濾膜過濾， 濾液中 Pb、Cd 和Zn 的含量用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美國）測定。同時，蒸餾水作對照，每個處理重復3 次。

1.2.2 淋洗液pH 對土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗率的影響試驗

取濃度為 0.05 mol/L 的 HPAA、MSA 和 SPP 的淋洗液各20 mL， 分別加入到盛有2.00 g 供試土壤的 50 mL 的離心管中。用 10%的 HNO3或 NaOH 調(diào)節(jié)將溶液 pH 分別調(diào)至 3.00、4.00、6.00、7.00 和 9.00。在25 ℃和200 r/min 下恒溫振蕩浸提60 min 后，再3 000 r/min 離心 5 min。隨后用 0.45 μm 微孔濾膜過濾，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.， 美國） 測定濾液中的Pb、Cd 和 Zn 含量。每個處理 3 次重復。

1.2.3 土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗的動力學試驗

取濃度為 0.05 mol/L 的 HPAA、MSA 和 SPP 的淋洗液20 mL，分別加入到盛有2 g 供試土壤的50 mL的離心管中，調(diào)節(jié)pH 至4.00；分別在25 ℃和200 r/min下恒溫振蕩浸提 20、60、90、120 和 240 min 后，在3 000 r/min 離心 5 min。用 0.45 μm 微孔濾膜過濾，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美國）測定濾液中的 Pb、Cd 和Zn 含量。每個處理3 次重復。根據(jù)預備實驗的初步結果，3 種重金屬淋洗的動力學模型分別采用準一級動力學模型和準二級動力學模型進行模擬：

式（1）和式（2）中 q1和 q2是某一重金屬在達到平衡時的解吸量（mg/kg）；qt為某種重金屬的t 時刻的解吸量（mg/kg）；k1（min-1）和 k2（kg/mg·min）分別是準一級動力學模型和準二級動力學模型的速率常數(shù)或解吸常數(shù)。

1.3 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計

本研究采用SPSS 21.0 統(tǒng)計軟件進行單因素方差分析（ANVOA）分析，平均值用最小顯著差數(shù)（LSD）法進行顯著性差異檢驗（P＜0.05），圖采用Origin Pro 9.0 繪制。

2 結果與討論

2.1 淋洗劑濃度對土壤Pb、Cd和Zn的去除效率

淋洗劑濃度是影響土壤淋洗過程中重金屬浸提效率的關鍵因素之一[19]。較高的淋洗劑濃度可能導致進入淋洗液參與反應的官能團更多。然而，淋洗效率是否一定隨濃度增加而提升或呈何種方式提升則尚不完全清楚。在本研究中，3 種易降解試劑的淋洗效率在兩種土壤中隨濃度增加的變化趨勢大體相似（圖1），對兩種復合污染土壤中Pb、Cd 和Zn 均有一定的去除效率。其中，HPAA 對 3 種重金屬的去除率隨淋洗濃度從0.01 mol/L 到0.1 mol/L均呈冪函數(shù)提升（P＜0.05）。這與 N，N-雙（羧甲基）-L-谷氨酸對礦區(qū)附近農(nóng)地土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗效率隨濃度增加的變化趨勢相似[19]。但是，若從HPAA對3 種元素去除率提升幅度比較，Cd 和Zn 提升幅度高于 Pb（圖 1）。在 0.1 mol/L 的濃度條件下，它對土壤A 的Pb、Cd 和Zn 的最高淋洗去除率依次為7.96%、33.89%和 31.97%，對土壤 B 的 Pb、Cd 和 Zn的最高淋洗去除率均高于土壤A， 分別為34.22%、49.80%和64.50%。朱光旭等[8]的試驗發(fā)現(xiàn)0.10 mol/L檸檬酸對偏酸性黏質(zhì)土壤中Pb 和Zn 的去除效率均低于15%，Cd 的去除率則為50%左右。同時，它對土壤Cd 的最高去除率高于MSA 和SPP 兩種淋洗劑，是三者中Cd 去除率最高的淋洗劑。這可能是HPAA 含有膦羥基團，螯合重金屬Cd 的性能更優(yōu)[20]。

英拉對訪華期間參觀中國國家防汛抗旱總指揮部和水利部，了解中國防汛抗旱減災管理工作感到非常高興。她指出，去年泰國遭受重大水災后，中國政府及時提供援助，幫助和支持泰國人民渡過難關。對此，泰方深表感謝。

MSA 對兩種污染土壤中重金屬的淋洗去除率隨濃度的變化趨勢與HPAA 類似（圖1）。它隨著淋洗濃度的提高，MSA 對兩種土壤中Pb 和Zn 去除率呈冪函數(shù)增長， 但對Cd 去除率卻呈直線增加。其中， 它對兩種土壤中Pb 的最高去除率分別達到32.09%和45.60%， 均顯著高于另兩淋洗劑HPAA和SPP（P＜0.05）。這可能是因為MSA 結構式中含有兩個羧基和一個巰基，在淋洗過程中容易與土壤中的Pb2+發(fā)生絡合反應或者解離出H+，有利于土壤膠體中的Pb2+解吸， 所以其對土壤中Pb 的淋洗效率相對較高。劉磊等[21]研究了0.5 mol/LHCl 對中性砂質(zhì)土重金屬Pb、Cd 和Zn 的去除率分別為0.35%、27.75%和18.12%。

在3 種淋洗劑中，SPP 除對A 土壤中的鉛外，均隨其濃度的增加重金屬去除率呈顯著的線性或冪函數(shù)型提升（圖1，P＜0.05）。這是由于SPP 中主要化學成分為焦磷酸鈉（Na4P2O7），HAPP，2-羥基膦?；宜?；MSA，巰基琥珀酸；SPP，十水焦磷酸鈉；不同小寫字母標注表明處理間均值差異顯著（P＜0.05）。下同。

圖1 螯合劑在不同濃度下對重金屬Cd、Pb 和Zn 的去除率Figure 1 Effects of washing reagent concentrations on soil Cd， Pb and Zn removal

它無可解離的H+；其水合物中能解離的H+僅來源于H2O。因此，其對重金屬離子特別是Pb2+的淋洗率較低[22]。

3 種淋洗劑對 B 土壤中 Pb、Cd 和 Zn 的總體淋洗效率均高于A 土壤，其中Zn 的淋洗率差異明顯。原因可能是 A 土壤中的 Zn 大多為可氧化態(tài)（31.25%）和殘渣態(tài)（38.78%）等穩(wěn)定形態(tài)（圖 2 和表1），不易于淋洗劑與 Zn 結合。而 B 土壤中 Zn 的存在形式多為可交換態(tài)（25.61%）、可還原態(tài)（26.12%）等不穩(wěn)定形態(tài)，淋洗劑易于與其反應，使其從土壤固相解離，實現(xiàn)淋洗去除。其次，不同土壤的pH、有機質(zhì)含量、陽離子交換量以及顆粒組成差異也會影響重金屬的解吸（表 2）[23]。

2.2 淋洗液pH對土壤Pb、Cd和Zn的去除效率

溶液pH 是影響土壤重金屬去除效率的另一個重要因素[23]。在本研究中，隨pH 值增加這3 種試劑的淋洗率呈現(xiàn)出多種變化趨勢（圖2），且同一試劑對不同元素的淋洗率變化趨勢也有差異?？傮w上，B土壤金屬的去除率受pH 影響要比A 土壤明顯。其中， 隨淋洗液pH 值的升高，HPAA 對土壤Pb 的淋洗率逐漸減少，而SPP 逐漸增加。前者隨pH 的變化特征與溶解性有機質(zhì)淋洗礦區(qū)土壤Pb 的去除率變化趨勢相似，反映了有機酸隨pH 升高解離出H+能力減弱的共性特征[24]。焦磷酸鹽在微酸性、中性和微堿性條件下的溶解度增加， 與Pb 的結合能力提升[25]。因此，其對兩種土壤中Pb 的去除率也呈增加趨勢。MSA 則與前二者均不同，其對重金屬的淋洗率隨 pH 的升高呈二次式變化（圖 2）。同時，3 者對A 土壤Pb 的去除率受pH 影響的變化率皆小于B土壤（圖2）。這可能與其Pb 的可交換態(tài)和可還原態(tài)含量明顯低于后者有關（表1），加之試驗淋洗液的濃度較?。▋H為0.05 mol/L），因此不同pH 下Pb 的去除率均為A 土壤顯著低于B 土壤（P＜0.05）。

3 種試劑對于土壤Cd 去除率隨淋洗液pH 提高的變化特征則與土壤Pb 的去除率變化趨勢不同（圖 2）。其中，MSA 和 SPP 對其淋洗率則隨淋洗液pH 值的升高分別呈線性或對數(shù)減少。這與N，N-雙（羧甲基）-L-谷氨酸對礦區(qū)附近農(nóng)地土壤Cd 去除率隨淋洗液pH 增加的變化趨勢相同[19]。與前二者不同，HPAA 對土壤Cd 的去除率隨淋洗液pH 值的升高則呈二次式變化，在pH 6.0～7.0 范圍內(nèi)達到最低淋洗率，且隨后pH 值提高而又增加。

圖2 淋洗液的pH 值對土壤中Cd、Pb 和Zn 去除率的影響Figure 2 Effects of solution pH on soil Cd， Pb and Zn removal efficiencies

在選定淋洗液pH 值4 條件下，3 種螯合劑淋洗后土壤pH 值有所增長，均在5.0～6.0 區(qū)間內(nèi)。在實際應用中，pH 為4.0 時雖未達到最高的淋洗效果， 但考慮到酸堿性對土壤性質(zhì)的影響， 因此pH 4.0 是一個較為合適的酸度條件。

2.3 土壤Pb、Cd和Zn解離的動力學特征

污染土壤中重金屬的去除要經(jīng)歷一個吸附和解析達到動態(tài)平衡的過程[24]。它們需要足夠的反應時間或淋洗時間才能達到動態(tài)平衡。因此，淋洗時間也是影響土壤重金屬去除效率的因素之一[7，24]。在本研究中，3 種螯合劑隨淋洗時間延長對兩種土壤中3 種重金屬的去除率存在明顯差異（圖3）。其中，除SPP 對土壤Pb 的去除率隨淋洗時間延長無明顯變化外（P＞0.05），HPAA 和 MSA 對土壤 Pb 的去除率在120 min 內(nèi)均隨淋洗時間延長而明顯增加， 但隨后繼續(xù)延長淋洗時間則無明顯變化。在120 min 范圍內(nèi)，它們對兩種土壤Pb 的去除率分別達到4.06%～18.88%（HPAA）和 28.00%～40.71%（MSA）。類似地， 除3 種試劑對B 土壤Cd 的去除率隨淋洗時間延長變化較少外（P＞0.05），其余處理對土壤Cd 和Zn 的去除率在120 min 內(nèi)快速增加。其中，3 種試劑對 A 土壤 Cd 去除率達到 13.66%～22.34%， 對 A、B 兩種土壤Zn 去除率分別為17.83%～23.42%和38.16%～54.91%。但淋洗時間超過120 min 后，它們對Cd 和Zn 的去除率僅緩慢增加或變化不明顯（圖3）。因此，除了SPP 對土壤Pb 和3 種試劑對B 土壤Cd 的去除隨時間變化較小外，其余淋洗反應過程可分相對較快的初始反應階段（120 min 內(nèi)）和隨后的緩慢反應階段[22]。這兩個階段可能是由不同的重金屬組分參與淋洗形成的：較快的初始階段淋洗出的主要是易于淋洗的可交換態(tài)或與土壤膠體結合較弱的重金屬組分，緩慢反應階段淋洗出的是與土壤固相結合力較強的鐵錳氧化物結合態(tài)或有機質(zhì)及硫化物結合態(tài)的一部分[19]。

圖3 反應時間對土壤中Cd、Pb 和Zn 去除率的影響Figure 3 Effects of the leaching time on soil Cd， Pb and Zn removal efficiencies

兩種污染土壤中Pb、Cd 和Zn 淋洗去除過程的動力學模擬結果表明，3 種試劑對兩種土壤重金屬的解離量（即去除量）除 MSA 對A 土壤 Cd、HPAA對A、B 土壤Cd 不符合準一級反應動力學方程外，其它所有處理的解離量都符合一級反應動力學（表3，P＜0.05）。同時，除 HPAA 對 B 土壤 Cd 外，所有淋洗處理的解離量均符合準二級反應動力學方程（P＜0.05）。從表3 準一級動力學模型中的可知，3 種試劑在兩種土壤中對Pb 的淋洗平衡濃度（q1）均大于Cd，但小于Zn。它們的準二級動力學模型的平衡濃度（q2）的元素間差異也與準一級動力學模型的平衡濃度相似。這與N，N-雙（羧甲基）-L-谷氨酸對礦區(qū)附近農(nóng)地土壤3 種重金屬淋洗的平衡濃度大小順序相同，主要是由這3 種重金屬的含量水平?jīng)Q定的[18]。此外， 盡管從準一級反應動力學的吸附常數(shù)k1來看，SPP 對兩種土壤的淋洗和MSA 對B 土壤的淋洗條件下，Cd 的移動性并不是最強， 但從準二級反應動力學 k2分析，Cd 的移動性都是最強（表3）。這與D.Kulikowska 等[5]用腐殖質(zhì)淋洗污染土壤中Cd 的研究結果一致。

表3 HPAA、MSA 和SPP 去除污染土壤Pb、Cd 和 Zn 的動力學參數(shù)Table 3 Kinetic constants for removal of Cd，Pb and Zn from contaminated soils with HPAA，MSA，and SPP

3 結論

HPAA、MSA 和SPP 對兩種土壤中重金屬 Pb、Cd 和Zn 均有一定去除效果， 但總體上HPAA 和MSA 的去除率優(yōu)于SPP。3 者對B 土壤的去除效果優(yōu)于A 土壤。

在淋洗濃度為0.05 mol/L，pH 值4 和時間為60 min 條件下，HPAA 兩種土壤 Pb、Cd 和 Zn 的去除率分別為3.69%～18.44%、21.74%～38.34%和19.17%～52.95%， 而 MSA 相應是 25.91%～39.86%、11.84%～17.03%和19.37%～38.25%。

pH 和時間顯著影響著重金屬去除率（P＜0.05）。兩種土壤的Pb、Cd 和Zn 的去除率隨3 種試劑濃度的增加而逐漸提升， 隨淋洗液pH 值的升高因土壤或元素的差異而呈現(xiàn)不同的變化趨勢，隨淋洗時間的延長總體呈準一級動力學和準二級動力學反應過程。