黃敏，趙曉峰，梁榮祥，王鵬忠，戴安然，何曉曼

1.武漢理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，湖北 武漢 430070；2.中冶南方都市環(huán)保工程技術(shù)股份有限公司，湖北 武漢 430205

全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示，中國受重金屬 Cd、Cu污染土壤的點(diǎn)位超標(biāo)率分別達(dá) 7.0%和2.1%，土壤污染問題成為中國生態(tài)環(huán)境建設(shè)領(lǐng)域亟待解決的重大問題（環(huán)境保護(hù)部等，2014）。在重金屬污染土壤的修復(fù)技術(shù)中，淋洗技術(shù)因能有效去除土壤中重金屬，具備修復(fù)周期短、處理容量大、操作簡便靈活等優(yōu)勢而被大量運(yùn)用（馮俊生等，2014）。在重度多重金屬復(fù)合污染土壤的修復(fù)中，淋洗劑的選擇是淋洗技術(shù)的關(guān)鍵所在（張金永等，2020）。

無機(jī)淋洗劑、有機(jī)酸及生物表面活性劑等土壤重金屬淋洗劑因其更易破壞土壤結(jié)構(gòu)、去除率低和成本高等因素在應(yīng)用中受到限制（徐雷等，2021）。而螯合劑淋洗效率高、對(duì)土壤結(jié)構(gòu)性質(zhì)影響相對(duì)較?。↙uo et al.，2018），在重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)中具有更廣泛的應(yīng)用前景。姚瑤等（2018）研究發(fā)現(xiàn)衣康酸-丙烯酸共聚物（IA-AA）對(duì)鉛鋅礦區(qū)土壤Cd、Pb和Zn的去除率分別可達(dá)65.65%、50.62%和44.92%，去除的主要重金屬組分為酸溶態(tài)、可還原態(tài)和部分可氧化態(tài)。曹坤坤等（2022）將檸檬酸和氯化鐵組合，對(duì)土壤中Cd的淋洗率達(dá)74.5%，檸檬酸的添加促進(jìn)了金屬-氯化物的形成，降低了土壤環(huán)境的pH值，使復(fù)合淋洗效果優(yōu)于單獨(dú)作用。季蒙蒙等（2021）篩選出磷酸氨基酸鹽淋洗土壤，Cd去除率為55.4%，顯著提高了淋洗后土壤肥力。乙二胺四乙酸（EDTA）是重金屬污染土壤淋洗修復(fù)中用得最多的一種螯合劑，它對(duì)土壤中的Pb、Cd的洗脫率高達(dá) 75%和 71%（Simon et al.，2020）。但EDTA在土壤中殘留期長，生物降解性差，易引起土壤中鹽基離子的流失，不利于重金屬污染土壤修復(fù)后生態(tài)功能的恢復(fù)（Wang et al.，2019）。篩選出洗脫高效、環(huán)境友好、應(yīng)用潛力大的螯合淋洗劑，有利于提升重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)效率及修復(fù)土壤的后續(xù)再利用。

谷氨酸N,N-二乙酸（GLDA）的生產(chǎn)基于易獲得的玉米制糖的發(fā)酵這一綠色化學(xué)過程（Hauthal，2009），自然環(huán)境中28 d內(nèi)可降解60%以上（Suanon et al.，2016）。亞氨基二琥珀酸（IDS）可由馬來酸酐、氫氧化鈉和氨在水溶液中直接合成，它進(jìn)入自然環(huán)境后其生物降解速度快，7 d后可降解80%左右（Wu et al.，2015）。GLDA和IDS均屬于環(huán)境友好型螯合劑（Hyvonen et al.，2003；Dorota，2011），其生產(chǎn)工藝環(huán)保，且成本低廉。用GLDA和IDS對(duì)重金屬污染土壤進(jìn)行淋洗修復(fù)，主要集中在其單一溶液材料上（Guo et al.，2018；覃建軍等，2020），二者混配及洗脫條件對(duì)污染土壤中重金屬的洗脫去除效果如何，還鮮見報(bào)道。為此，本研究以鄂東某冶煉廠附近的Cd、Cu污染土壤為研究對(duì)象，以傳統(tǒng)螯合劑EDTA為對(duì)照，研究GLDA或IDS單一螯合劑下4種淋洗條件對(duì)土壤中Cd、Cu洗脫率的影響，在此基礎(chǔ)上確定GLDA和IDS二者復(fù)配淋洗的適合參數(shù)，探究重金屬污染土壤淋洗修復(fù)技術(shù)中GLDA與IDS復(fù)配替代EDTA的可行性，為可生物降解螯合劑用于提升重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)效率提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試土壤取自鄂東某冶煉廠附近某廢棄地農(nóng)田的表層（0—30 cm）土壤，利用多點(diǎn)混合采樣法采集土壤，經(jīng)風(fēng)干、研磨、過20目篩后保存?zhèn)溆?。該土壤基本性質(zhì)見表 1。其中 Cd含量是農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制值（GB 15618—2018）的7.0倍，Cu含量是農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（GB 15618—2018）的9.1倍。

表1 供試土壤的基本性質(zhì)Table 1 Basic characteristics of the tested soil

供試的兩種可降解螯合劑為亞氨基二琥珀酸（IDS）水溶液（體積分?jǐn)?shù)33%—35%）和谷氨酸-N,N-二乙酸（GLDA）水溶液（體積分?jǐn)?shù)47%）。

1.2 試驗(yàn)方法

采用振蕩模擬淋洗試驗(yàn)，以EDTA為對(duì)照，對(duì)GLDA和IDS分別設(shè)置單一淋洗劑和復(fù)配淋洗劑，分析污染土壤中Cd、Cu的洗脫效率。其中，單一淋洗劑設(shè)置淋洗時(shí)間、重金屬與螯合劑物質(zhì)的量比、淋洗劑pH、固液比等振蕩淋洗條件，復(fù)配淋洗劑設(shè)置 IDS與 GLDA的復(fù)配比例、固定用量下淋洗次數(shù)等因素。具體過程為：定量稱取過20目篩的風(fēng)干污染土壤置于50 mL離心管中，按照表2設(shè)計(jì)的重金屬（Cd、Cu）與螯合劑物質(zhì)的量比和固液比加入淋洗液；淋洗體系的pH通過0.1 mol·L-1HNO3和0.1 mol·L-1NaOH調(diào)節(jié)。在25 ℃恒溫振蕩器中進(jìn)行振蕩淋洗，振蕩速度為160 r·min-1，按設(shè)定的淋洗時(shí)間進(jìn)行振蕩，定時(shí)離心過濾。用原子吸收光譜儀（ZEEnit700P）測定濾液中Cd、Cu含量，計(jì)算土壤中Cd、Cu的洗脫率。

表2 淋洗試驗(yàn)的處理設(shè)置Table 2 Treatment design for the leaching experiment

1.3 數(shù)據(jù)分析方法

土壤中重金屬洗脫率R計(jì)算公式如下：

式中：

ρ——上清液中重金屬的質(zhì)量濃度，mg·L-1；

w——樣品中該重金屬的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1；

V——加入螯合劑的體積，mL；

m——加入土樣的質(zhì)量，g。

綜合毒性消減指數(shù)法可以將目標(biāo)金屬的潛在毒性去除率進(jìn)行量化和加權(quán)統(tǒng)計(jì)，評(píng)估多種重金屬的綜合洗脫效果（Hakanson，1980；朱光旭等，2013）。綜合毒性消減指數(shù)越大，對(duì)土壤綜合毒性的削減作用越明顯。污染土壤綜合毒性消減指數(shù)L計(jì)算公式如下：

式中：

所有數(shù)據(jù)采用Excel 2019和SPSS 26統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，采用Origin 2021制圖。

2 結(jié)果分析與討論

2.1 不同淋洗條件下單一螯合劑洗脫土壤重金屬的效果對(duì)比

2.1.1 不同淋洗時(shí)間下土壤中Cd、Cu的洗脫率

淋洗時(shí)間對(duì)重金屬洗脫率的影響見圖 1。由圖1a可知，EDTA和GLDA對(duì)Cd的洗脫率在8 h達(dá)到平衡，此時(shí)兩種螯合劑對(duì) Cd洗脫率分別為70.91%和53.01%，GLDA比EDTA低17.90個(gè)百分點(diǎn)。低于40 h的淋洗時(shí)間內(nèi)，IDS淋洗液中的Cd濃度均低于檢出限，在圖1a中無結(jié)果可顯示。究其原因，由于IDS與Cd(Ⅱ) 螯合常數(shù)低，IDS可能優(yōu)先與土壤中其他非目標(biāo)重金屬（如Zn、Cu等）反應(yīng)形成溶解性的螯合物（吳長彧等，2007）。此外，螯合劑與重金屬形成螯合物的穩(wěn)定常數(shù)越大，螯合物就越穩(wěn)定。各螯合劑與重金屬形成的螯合物穩(wěn)定常數(shù)大小依次為：lgKCd-EDTA(16.5)>lgKCd-GLDA(10.3)>lgKCd-IDS(8.4)，可知EDTA和GLDA比IDS能與Cd形成更穩(wěn)定的螯合物（Zinnat et al.，2013），使得Cd更容易與EDTA和GLDA螯合而被洗脫。

圖1 不同淋洗時(shí)間下土壤中Cd、Cu的洗脫率Figure 1 Removal rates of Cd and Cu in soil under different leaching time

圖1b顯示，螯合劑對(duì)土壤Cu的洗脫率均隨淋洗時(shí)間的增加而逐漸穩(wěn)定。在振蕩淋洗36 h內(nèi)，土壤Cu洗脫率在前2 h迅速上升，8 h后保持相對(duì)穩(wěn)定，此時(shí)IDS、GLDA對(duì)Cu的洗脫率分別為25.33%和19.22%，均低于EDTA對(duì)Cu的洗脫率27.07%。但I(xiàn)DS與EDTA間的差異并不顯著。原因可能在于淋洗初期（如2 h）重金屬中水溶態(tài)、離子交換態(tài)等與土壤固相結(jié)合力弱的形態(tài)，很易與螯合劑作用形成溶解性螯合物而從土壤上洗脫（陳志良等，2015）。隨著淋洗時(shí)間延長，與土壤顆粒結(jié)合相對(duì)緊密的重金屬被逐漸淋洗出來，各重金屬的釋放速度開始放緩，逐漸達(dá)到平衡（易龍生等，2014）。Tandy et al.（2004）研究顯示，EDTA、IDS淋洗土壤中Cu、Zn、Pb等金屬達(dá)到最大洗脫率的最佳平衡時(shí)間為24 h，這與本研究中的平衡時(shí)間存在差異，這可能與供試土壤性質(zhì)有關(guān)；螯合劑與土壤礦物的界面作用也影響著重金屬的遷移轉(zhuǎn)化特性（Fernandes et al.，2003）。淋洗8 h后，除GLDA對(duì)Cu的洗脫率略有增加外，3種螯合劑對(duì)土壤中Cd、Cu的洗脫率的增加幅度并不顯著。綜合考慮Cu和Cd的淋洗效率，可將8 h設(shè)為3種螯合劑的最佳淋洗時(shí)間。

2.1.2 不同淋洗劑用量下土壤中Cd、Cu的洗脫率

3種螯合劑對(duì)土壤Cd、Cu的洗脫率隨其用量的增加而增大（見圖2）。由圖2a可知，重金屬與螯合劑的物質(zhì)的量比為1∶10時(shí)，GLDA對(duì)Cd的洗脫率達(dá)到最大，為66.32%，比同等用量EDTA對(duì)Cd的洗脫率僅低6.37個(gè)百分點(diǎn)。當(dāng)重金屬與螯合劑IDS的物質(zhì)的量比為1∶1時(shí)，IDS淋洗液中的Cd濃度低于檢出限。隨著IDS用量增加，即重金屬與IDS的物質(zhì)的量比從1∶2.5降到1∶10時(shí)，IDS對(duì)Cd的洗脫率從1.02%增至21.75%。在物質(zhì)的量比為1∶10時(shí)，EDTA對(duì)Cd的洗脫率為72.69%，IDS對(duì)Cd的洗脫率要比EDTA的低50.94個(gè)百分點(diǎn)。圖2b的結(jié)果顯示，當(dāng)重金屬與螯合劑的總物質(zhì)的量比為1∶1時(shí)，IDS對(duì)土壤Cu的洗脫率為27.69%，高于同用量EDTA的洗脫率（27.60%），但其差異并不顯著。當(dāng)重金屬與螯合劑量物質(zhì)的量比達(dá)到1∶5之后，增加螯合劑用量對(duì)Cu洗脫率影響并不顯著。重金屬與螯合劑量物質(zhì)的量比為1∶5時(shí)，對(duì)照EDTA對(duì)土壤Cu的洗脫率為38.59%，而IDS和GLDA對(duì)土壤Cu洗脫率分別為33.96%和32.14%，略低于EDTA對(duì)土壤Cu的洗脫率4.63 和6.45個(gè)百分點(diǎn)。

圖2 重金屬與螯合劑不同物質(zhì)的量比下土壤中Cd、Cu的洗脫率Figure 2 Removal rates of Cd and Cu in soil under various ratios of amount of substance of heavy metal to chelating agent

螯合劑與重金屬反應(yīng)主要形成穩(wěn)定的1∶1金屬配體螯合物。但從試驗(yàn)結(jié)果來看，Cd和Cu的洗脫率達(dá)到最高時(shí)，螯合劑與重金屬物質(zhì)的量比達(dá)到了1∶10，這是由于土壤中存在的Zn、Pb等非目標(biāo)金屬可能與Cd、Cu競爭螯合劑上的活性位點(diǎn)，導(dǎo)致螯合劑用量不足時(shí)，土壤Cd、Cu洗脫率較低（Ghestem et al.，1998；Chulsung et al.，2003）。故要達(dá)到污染土壤中目標(biāo)重金屬的理想洗脫率，需加大螯合劑用量，這與Tandy et al.（2004）的研究結(jié)論一致。綜合考慮螯合劑的用量成本和重金屬洗脫效果，建議針對(duì)Cd、Cu污染土壤淋洗修復(fù)的螯合劑用量，重金屬與螯合劑EDTA、IDS或GLDA的物質(zhì)的量比分別為 1∶7.5、1∶10 或 1∶5 為宜。

2.1.3 不同淋洗劑pH下土壤中Cd、Cu的洗脫率

環(huán)境pH可影響污染土壤淋洗體系中螯合劑的溶解度、重金屬的吸附-解吸平衡、土壤離子交換過程，以及金屬螯合物的穩(wěn)定常數(shù)，這些都是影響重金屬洗脫率的重要因素（Zou et al.，2009）。圖3顯示了淋洗劑pH對(duì)土壤Cd洗脫率的影響要比對(duì)Cu的影響大。由圖3a可知，EDTA對(duì)土壤Cd的洗脫率隨pH的升高而下降，pH為4的EDTA淋洗劑對(duì)Cd的洗脫率可達(dá)72.59%。GLDA螯合劑pH在4—7范圍內(nèi)變化，其土壤Cd的洗脫率隨pH升高而增加；pH在7—10的范圍內(nèi)，GLDA對(duì)土壤Cd的洗脫率保持相對(duì)穩(wěn)定的較高水平，平均為46.71%。而IDS淋洗劑pH在4—10范圍內(nèi)，其淋洗液中Cd濃度均低于檢出限，無法獲取其對(duì)土壤Cd的淋洗率，故圖3a中缺乏IDS對(duì)Cd洗脫率的數(shù)據(jù)結(jié)果。

圖3 不同淋洗劑pH下土壤中Cd、Cu的洗脫率Figure 3 Removal rates of Cd and Cu in soil under different pH of leaching agent

圖3b顯示，3種螯合劑對(duì)Cu的洗脫率均隨其pH升高而略有降低。當(dāng)螯合劑pH為4時(shí)，EDTA對(duì)Cu的洗脫率為28.65%，而IDS與GLDA的分別為31.58%和29.34%，均比EDTA的要略高，且IDS對(duì)土壤Cu的洗脫率效果最優(yōu)。IDS和GLDA對(duì)Cu的洗脫效果隨pH增加而降低的原因，可能與淋洗系統(tǒng)中氫離子濃度有關(guān)（吳青等，2015）。淋洗系統(tǒng)pH值升高，溶液中的氫離子數(shù)減少并且酸化作用降低，同時(shí)，重金屬離子易在堿度較高的體系中形成沉淀，也影響了其浸出效率，降低了與螯合劑結(jié)合的可能性（羅璐瑕等，2008）。GLDA以Hglda3-的形式存在于中性體系中，隨其溶液pH升高和去質(zhì)子化過程的進(jìn)行，溶液中 glda4-的含量增加，并促進(jìn)金屬螯合物的形成（Zinnat et al.，2013）。這也說明了GLDA對(duì)土壤Cd洗脫率在pH為8—10的范圍內(nèi)較高的原因。當(dāng)EDTA溶液pH在6—10范圍內(nèi)變化，其對(duì)土壤中Cu和Cd洗脫率的差異性并不顯著。這是因?yàn)轶w系的pH和環(huán)境的氧化性質(zhì)影響螯合物體系的穩(wěn)定性，每種穩(wěn)定的螯合物均具有最佳pH范圍，EDTA在此范圍內(nèi)與重金屬離子發(fā)生螯合，從而形成穩(wěn)定的五元環(huán)螯合物（Wasay et al.，1998）。

2.1.4 體系固液比對(duì)土壤Cd、Cu洗脫率的影響

該試驗(yàn)是在保持螯合劑總用量不變的條件下調(diào)節(jié)體系的固液比，隨著固液比持續(xù)降低，體系中螯合劑的濃度持續(xù)降低。從圖4可以看出，體系固液比在1∶5—1∶10之間，螯合劑對(duì)土壤中Cd和Cu的洗脫率均處于較優(yōu)水平。體系固液比保持1∶10條件下，EDTA對(duì)Cd、Cu的洗脫率分別為71.49%和27.07%；與EDTA相比，GLDA對(duì)Cd的洗脫率低15.61個(gè)百分點(diǎn)，而IDS對(duì)Cu的洗脫率僅低1.64個(gè)百分點(diǎn)。體系固液比為1∶5時(shí)，淋洗的螯合劑濃度最高，但對(duì)土壤Cd和Cu的洗脫率并不是最大。原因可能是加入到污染土壤中的淋洗劑體積偏少，這不利于Cd、Cu從土壤固相上解離而擴(kuò)散至液相中，從而對(duì)Cd、Cu洗脫率存在一定影響。而當(dāng)固液比過大（如 1∶20—1∶25）時(shí)，螯合劑濃度太低，土壤Cd、Cu與螯合劑接觸的概率降低，也直接影響了重金屬螯合物的形成而難保證其洗脫效率。為達(dá)到理想的洗脫率，延長振蕩淋洗時(shí)間將不可避免。因此，綜合螯合劑用量成本、淋洗時(shí)間及洗脫效果等因素，在重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)實(shí)踐中，建議將螯合劑與重金屬污染土壤的固液比保持在 1∶10 為宜。

圖4 不同固液比下土壤中Cd、Cu的洗脫率Figure 4 Removal rates of Cd and Cu in soil under various ratios of solid to liquid

2.2 螯合劑復(fù)配對(duì)土壤重金屬的洗脫效果

2.2.1 復(fù)配比例對(duì)土壤Cd、Cu洗脫率的影響

從圖5可以看出，不同比例的IDS和GLDA對(duì)污染土壤中Cu的洗脫率在33.61%—35.06%之間，而Cd的洗脫率在61.70%—71.75%之間。當(dāng)淋洗液以IDS∶GLDA=4∶6混合時(shí)，污染土壤樣品中Cd的洗脫率可高達(dá) 71.75%，高于對(duì)照組中 EDTA的68.35%。與對(duì)照組EDTA對(duì)Cu的洗脫率39.50%相比，IDS和GLDA復(fù)配對(duì)Cu的洗脫率始終低于該值。究其原因：EDTA水溶液呈酸性，而 IDS和GLDA水溶液呈堿性，體系pH增加，一方面增加了土壤表面負(fù)電荷，使重金屬陽離子更容易被土壤表面吸持（尹雪等，2014），另一方面，酸化程度的降低使土壤中的重金屬離子易發(fā)生沉淀反應(yīng)，從而影響 IDS和 GLDA復(fù)配淋洗土壤中Cu的洗脫效果。與單一螯合劑相比，螯合劑的復(fù)配提高了對(duì)土壤重金屬Cd的洗脫率，在一定程度上表明IDS和GLDA可能具有協(xié)同作用。GLDA在與IDS混合的螯合物體系中主要以 glda4-的形式存在，這會(huì)促進(jìn)金屬螯合配體的形成，進(jìn)而提高對(duì)Cd的洗脫效果（Zinnat et al.，2013）。

圖5 IDS與GLDA復(fù)配比例對(duì)土壤中Cd、Cu洗脫率的影響Figure 5 Effect of the mixing ratio of IDS and GLDA on the removal rates of Cd and Cu in soil

比較IDS和GLDA復(fù)配對(duì)土壤Cu、Cd的洗脫率，結(jié)果顯示在同一復(fù)配比例時(shí)，土壤Cu、Cd洗脫率難以同時(shí)達(dá)到最佳洗脫率。表3為螯合劑配方對(duì)土壤Cd、Cu的洗脫率和綜合毒性消減指數(shù)。結(jié)果顯示，IDS處理土壤的綜合毒性消減指數(shù)僅有608，其Cd去除率遠(yuǎn)低于其他處理，這與之前的結(jié)果吻合。在所設(shè)定不同比例復(fù)配的IDS與GLDA的混合淋洗劑中，復(fù)配比例為4∶6的淋洗劑對(duì)土壤Cd和Cu的洗脫率分別為71.75%和33.61%，其綜合毒性消減指數(shù)L值達(dá)到最大，為1827。這是因?yàn)镃d（30）的毒性系數(shù)遠(yuǎn)高于Cu（5）（趙小健，2013），而IDS與GLDA比例為4∶6的混合淋洗劑對(duì)土壤中Cd的洗脫率比其他4種復(fù)配比例的都高。4∶6復(fù)配比例的混合螯合劑對(duì)土壤重金屬的綜合毒性消減指數(shù)大于相同條件下的EDTA（1757），表明在重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)中，該比例的螯合劑復(fù)配淋洗具有替代EDTA的潛力。

表3 螯合劑復(fù)配不同比例下淋洗土壤的綜合毒性消減指數(shù)Table 3 Total toxicity reduction index of the leached soil with mixed agents under different mixture ratio

2.2.2 不同淋洗次數(shù)下土壤Cd、Cu的洗脫率

圖6是IDS與GLDA復(fù)配比例為4∶6的混合淋洗劑總量一定、總淋洗時(shí)間為8 h、在不調(diào)節(jié)淋洗劑pH的條件下，3種淋洗次數(shù)對(duì)土壤中Cd、Cu洗脫效果的影響。結(jié)果顯示，采用2次淋洗的方式，土壤Cd、Cu洗脫率均最大，分別為82.71%和41.36%。有研究表明增加螯合劑淋洗次數(shù)可提高稻田土壤Cd的總洗脫量（Makino et al.，2006）。該試驗(yàn)中，經(jīng)2次和4次淋洗后，土壤Cd、Cu的洗脫率均比1次淋洗的洗脫率略高，這可能是因?yàn)樵诳偟牧芟磿r(shí)間保持一定時(shí)，多次淋洗能降低被洗脫的重金屬被土壤固相再次吸持的幾率，從而提高總的洗脫率（Polettini et al.，2007）。淋洗次數(shù)變化，各次淋洗體系的固液比就不同。當(dāng)淋洗液分4次加入，每次體系固液比僅為1∶2.5，淋洗劑體積偏少并不利于土壤重金屬與螯合劑的接觸與反應(yīng)，在一定程度上就影響到重金屬的洗脫效果，因此4次淋洗對(duì)Cd、Cu的洗脫率要比2次淋洗的低。

圖6 淋洗劑用量恒定不同淋洗次數(shù)下土壤中Cd、Cu洗脫率Figure 6 Removal rates of Cd and Cu in soil under constant dosage of leaching agent and different leaching times

2.3 該技術(shù)應(yīng)用的可行性分析

與同類研究中對(duì)污染土壤重金屬的洗脫效果相比（見表4），本研究中EDTA對(duì)Cd、Cu的洗脫率分別為68.35%和39.51%，Cd的洗脫率高于工業(yè)場地中Cd的洗脫率，Cu的洗脫率明顯低于工業(yè)場地中Cu的洗脫率（Zou et al.，2009），可能與土壤利用方式及其理化性質(zhì)有關(guān)。本研究中 IDS與GLDA復(fù)配淋洗劑對(duì)Cd洗脫率較其他淋洗劑高，具有突出優(yōu)勢，而對(duì)Cu洗脫效果大多不及其他淋洗劑，這也進(jìn)一步說明重金屬Cd、Cu的洗脫率受淋洗劑類型、土壤利用方式及其理化性質(zhì)的綜合影響。經(jīng)IDS與GLDA復(fù)配淋洗劑洗脫后，該污染土壤中 Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)從 14.01 mg·kg-1降至 2.42 mg·kg-1，其洗脫后的土壤Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)略超過農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制值2.0 mg·kg-1；Cu質(zhì)量分?jǐn)?shù)從1370 mg·kg-1降至 803 mg·kg-1，殘留量仍為農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值的5.4倍（GB 15618—2018）。GLDA在4周內(nèi)即可降解60%以上，且其生產(chǎn)基于可從玉米制糖發(fā)酵常規(guī)過程中獲得；IDS可在水溶液中直接合成，在自然環(huán)境中7 d就可降解約80%。GLDA和IDS的易降解性、生產(chǎn)工藝環(huán)保、成本低廉，以及對(duì)Cd和Cu的高洗脫率等特性，為其用于污染土壤中高含量重金屬Cd、Cu的去除，對(duì)重金屬重度污染土壤的淋洗修復(fù)提供了可能。本研究結(jié)果為實(shí)驗(yàn)室模擬條件下獲得，GLDA和IDS復(fù)配淋洗技術(shù)在實(shí)際工程中的應(yīng)用，其適用條件仍需通過現(xiàn)場試驗(yàn)進(jìn)行驗(yàn)證，該技術(shù)用于重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)中的生態(tài)效應(yīng)還需進(jìn)一步研究。

表4 同類研究中最適條件下對(duì)重金屬污染土壤淋洗效果對(duì)比Table 4 Comparison of leaching effects on heavy metal in contaminated soil under optimal conditions in similar studies

3 結(jié)論

（1）單一螯合劑對(duì)于污染土壤中Cd的洗脫效果為 EDTA>GLDA>IDS，對(duì)于 Cu的洗脫效果為EDTA>IDS>GLDA。除GLDA對(duì)Cd的洗脫效果在pH為8時(shí)最佳外，低pH值更有利于土壤中重金屬的洗脫。選取重金屬與EDTA、IDS、GLDA物質(zhì)的量比分別為 1∶7.5、1∶5、1∶10，淋洗時(shí)間8 h，體系固液比為1∶10條件下對(duì)土壤Cd、Cu的淋洗效果較佳。

（2）當(dāng) IDS與 GLDA以物質(zhì)的量比 4∶6復(fù)配時(shí)洗脫效果最佳，對(duì)污染土樣中Cd、Cu的洗脫率分別為71.75%和33.61%，此時(shí)該體系具有與等量EDTA相當(dāng)?shù)南疵撔ЧＡ芟创螖?shù)為2次時(shí)對(duì)污染土樣中Cd、Cu的洗脫率達(dá)到最大，分別為82.71%和41.36%。

（3）在重金屬污染土壤的淋洗修復(fù)中，建議調(diào)節(jié)重金屬與螯合劑總量物質(zhì)的量比為1∶10，淋洗體系固液比為 1∶10，淋洗時(shí)間為 8 h，IDS和 GLDA以物質(zhì)的量比4∶6復(fù)配，分2次淋洗，該技術(shù)對(duì)土壤中Cd、Cu的洗脫效果與等量EDTA的效果相當(dāng)。