HPAA、MSA和SPP 3种可生物降解螯合剂对污染土壤中重金属的淋洗效率

侯沁言，彭雅茜，张世熔*，李惠琳，钟钦梅，潘小梅

（1.四川农业大学环境学院，成都 611130；2.四川省土壤环境保护重点实验室，成都 611130）

近40年来，随着我国采矿、冶金和电镀业的快速发展，以及早期管理水平较低等原因导致工矿企业周边局部耕地土壤重金属污染问题突出[1]，不仅严重威胁农产品安全，而且也造成潜在的生态系统风险。其中，土壤重金属Cd 和Pb 具有高毒性、致癌性和致畸性[2]，而过量的 Zn 也会抑制生物生长[3]。因此，Pb、Cd 和Zn 复合污染的土壤问题引起了社会的广泛关注，亟待修复。

重金属污染土壤的常见修复方法主要有钝化、填埋、客土、电动、淋洗和植物提取等技术[4-5]。其中，土壤淋洗技术因耗时短和适合于同时去除多金属等特点，而具有较好的工程应用前景[6-7]。然而，该技术是以淋洗剂溶解浸提土壤中重金属过程为主的修复方法，需要筛选成本低廉、高效和环境友好的淋洗剂。目前用于土壤淋洗修复的淋洗剂主要有无机淋洗剂、表面活性剂和螯合剂[8-10]。其中，螯合剂包括低分子量有机酸和乙二胺四乙酸（EDTA）经常被用于去除土壤重金属，因为其对多种重金属的螯合能力强且相比无机酸对土壤性质的负面影响更小[11]。此外，与大多表面活性剂相比，螯合剂成本低廉，更有利于规模化使用[9]。虽然乙二胺四乙酸（EDTA）等材料去除重金属效率较高，但其生物降解性较差且易滞留在土壤中[11-12]。因此，土壤淋洗亟待筛选环境友好或易被生物降解的螯合剂。

2-羟基膦酰基乙酸 （HPAA） 和巯基琥珀酸（MSA）是廉价且可生物降解的低分子量有机酸。二者具有良好的水溶性和螯合重金属的能力，在水处理、化工、医药领域得到广泛应用[13-14]。十水焦磷酸钠（SPP）是一种环境友好且能螯合重金属的磷酸盐类物质，具有较强的pH 缓冲性[15]。由此可见，它们可能适合于土壤淋洗。然而，迄今鲜见研究报道它们在不同影响因素下淋洗去除土壤重金属效率。因此，本研究将HPAA、MSA 和SPP 作为淋洗剂，主要从浓度影响、重金属形态、pH 影响以及动力学特征探究淋洗过程中淋洗剂与土壤中Pb、Cd 和Zn 的相互作用机理，以期为该类重金属复合污染土壤的淋洗修复提供参考依据。

1 材料和方法

1.1 供试土壤与淋洗剂

1.1.1 供试土壤及理化性质测定

用四分法采集土样。供试样品分别取自四川省雅安市汉源县唐家铅锌矿周边弃耕地（A 土壤，Soil A）和富泉铅锌矿区附近的草地（B 土壤，Soil B）表层0～20 cm 土壤。所采土壤样品先去除碎石及杂草等异物后自然风干， 研磨过2 mm 的尼龙筛，混匀后存放在封口塑料袋中备测。其部分常规理化性质的测定方法[16]分别为：土壤颗粒组成采用比重计法测定；土壤pH 值用酸度计测定；土壤有机质测定采用重铬酸钾氧化容量法-外加热法测定；土壤阳离子交换量测定采用醋酸铵交换法。土壤重金属Pb、Cd 和 Zn 总量采用三酸法（HNO3-HClO4-HF）消化后[16]，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美国）测定。土壤重金属形态分级测定采用改进的BCR 分级法提取后，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美国）测定（表 1）[17]。

表1 改进的BCR 连续浸提法测定的污染土壤重金属Pb、Cd 和Zn 的组分分布Table 1 Fraction distribution of Pb，Cd and Zn from the contaminated soils by the modified BCR sequential extraction

两种供试土壤的酸碱度均属中性（表2），有机质含量较为丰富，阳离子交换较高；按国际制分类，质地均为砂质壤土。两种土壤的Pb、Cd 和Zn 总量均明显超过农用地土壤污染风险管控标准 （试行）（GB 15618-2018）中的风险筛选值[18]，而且 Cd 和 Pb 也分别超过它们的管制值，因此亟须修复。

表2 污染土壤的理化性质Table 2 Physical and chemical properties of the contaminated soils

1.1.2 淋洗剂

质量分数98%的2-羟基膦酰基乙酸（HPAA）和质量分数95%的巯基琥珀酸（MSA）购自上海将来生化试剂有限公司。十水焦磷酸钠（SPP），分析纯，购自万科化学试剂公司。

1.2 试验方法

1.2.1 淋洗剂浓度对土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗率的影响试验

取 浓 度 0.01、0.03、0.05、0.07 和 0.1 mol/L 的HPAA、MSA 和 SPP 的 3 种淋洗液各 20 mL，按土液比1∶10 加入到盛有2.00 g 供试土壤的50 mL 的离心管中。用 10%的 HNO3或 NaOH 调节 pH 值为4.00；在25 ℃和 200 r/min 下恒温振荡浸提 60 min，随后在3 000 r/min 离心 5 min。最后用 0.45 μm 微孔滤膜过滤， 滤液中 Pb、Cd 和Zn 的含量用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美国）测定。同时，蒸馏水作对照，每个处理重复3 次。

1.2.2 淋洗液pH 对土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗率的影响试验

取浓度为 0.05 mol/L 的 HPAA、MSA 和 SPP 的淋洗液各20 mL， 分别加入到盛有2.00 g 供试土壤的 50 mL 的离心管中。用 10%的 HNO3或 NaOH 调节将溶液 pH 分别调至 3.00、4.00、6.00、7.00 和 9.00。在25 ℃和200 r/min 下恒温振荡浸提60 min 后，再3 000 r/min 离心 5 min。随后用 0.45 μm 微孔滤膜过滤，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.， 美国） 测定滤液中的Pb、Cd 和 Zn 含量。每个处理 3 次重复。

1.2.3 土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗的动力学试验

取浓度为 0.05 mol/L 的 HPAA、MSA 和 SPP 的淋洗液20 mL，分别加入到盛有2 g 供试土壤的50 mL的离心管中，调节pH 至4.00；分别在25 ℃和200 r/min下恒温振荡浸提 20、60、90、120 和 240 min 后，在3 000 r/min 离心 5 min。用 0.45 μm 微孔滤膜过滤，用原子吸收分光光度法（Thermo Solaar M6，Thermo Fisher Scientific Ltd.，美国）测定滤液中的 Pb、Cd 和Zn 含量。每个处理3 次重复。根据预备实验的初步结果，3 种重金属淋洗的动力学模型分别采用准一级动力学模型和准二级动力学模型进行模拟：

式（1）和式（2）中 q1和 q2是某一重金属在达到平衡时的解吸量（mg/kg）；qt为某种重金属的t 时刻的解吸量（mg/kg）；k1（min-1）和 k2（kg/mg·min）分别是准一级动力学模型和准二级动力学模型的速率常数或解吸常数。

1.3 数据处理与统计

本研究采用SPSS 21.0 统计软件进行单因素方差分析（ANVOA）分析，平均值用最小显著差数（LSD）法进行显著性差异检验（P＜0.05），图采用Origin Pro 9.0 绘制。

2 结果与讨论

2.1 淋洗剂浓度对土壤Pb、Cd和Zn的去除效率

淋洗剂浓度是影响土壤淋洗过程中重金属浸提效率的关键因素之一[19]。较高的淋洗剂浓度可能导致进入淋洗液参与反应的官能团更多。然而，淋洗效率是否一定随浓度增加而提升或呈何种方式提升则尚不完全清楚。在本研究中，3 种易降解试剂的淋洗效率在两种土壤中随浓度增加的变化趋势大体相似（图1），对两种复合污染土壤中Pb、Cd 和Zn 均有一定的去除效率。其中，HPAA 对 3 种重金属的去除率随淋洗浓度从0.01 mol/L 到0.1 mol/L均呈幂函数提升（P＜0.05）。这与 N，N-双（羧甲基）-L-谷氨酸对矿区附近农地土壤Pb、Cd 和Zn 淋洗效率随浓度增加的变化趋势相似[19]。但是，若从HPAA对3 种元素去除率提升幅度比较，Cd 和Zn 提升幅度高于 Pb（图 1）。在 0.1 mol/L 的浓度条件下，它对土壤A 的Pb、Cd 和Zn 的最高淋洗去除率依次为7.96%、33.89%和 31.97%，对土壤 B 的 Pb、Cd 和 Zn的最高淋洗去除率均高于土壤A， 分别为34.22%、49.80%和64.50%。朱光旭等[8]的试验发现0.10 mol/L柠檬酸对偏酸性黏质土壤中Pb 和Zn 的去除效率均低于15%，Cd 的去除率则为50%左右。同时，它对土壤Cd 的最高去除率高于MSA 和SPP 两种淋洗剂，是三者中Cd 去除率最高的淋洗剂。这可能是HPAA 含有膦羟基团，螯合重金属Cd 的性能更优[20]。

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MSA 对两种污染土壤中重金属的淋洗去除率随浓度的变化趋势与HPAA 类似（图1）。它随着淋洗浓度的提高，MSA 对两种土壤中Pb 和Zn 去除率呈幂函数增长， 但对Cd 去除率却呈直线增加。其中， 它对两种土壤中Pb 的最高去除率分别达到32.09%和45.60%， 均显著高于另两淋洗剂HPAA和SPP（P＜0.05）。这可能是因为MSA 结构式中含有两个羧基和一个巯基，在淋洗过程中容易与土壤中的Pb2+发生络合反应或者解离出H+，有利于土壤胶体中的Pb2+解吸， 所以其对土壤中Pb 的淋洗效率相对较高。刘磊等[21]研究了0.5 mol/LHCl 对中性砂质土重金属Pb、Cd 和Zn 的去除率分别为0.35%、27.75%和18.12%。

在3 种淋洗剂中，SPP 除对A 土壤中的铅外，均随其浓度的增加重金属去除率呈显著的线性或幂函数型提升（图1，P＜0.05）。这是由于SPP 中主要化学成分为焦磷酸钠（Na4P2O7），HAPP，2-羟基膦酰基乙酸；MSA，巯基琥珀酸；SPP，十水焦磷酸钠；不同小写字母标注表明处理间均值差异显著（P＜0.05）。下同。

图1 螯合剂在不同浓度下对重金属Cd、Pb 和Zn 的去除率Figure 1 Effects of washing reagent concentrations on soil Cd， Pb and Zn removal

它无可解离的H+；其水合物中能解离的H+仅来源于H2O。因此，其对重金属离子特别是Pb2+的淋洗率较低[22]。

3 种淋洗剂对 B 土壤中 Pb、Cd 和 Zn 的总体淋洗效率均高于A 土壤，其中Zn 的淋洗率差异明显。原因可能是 A 土壤中的 Zn 大多为可氧化态（31.25%）和残渣态（38.78%）等稳定形态（图 2 和表1），不易于淋洗剂与 Zn 结合。而 B 土壤中 Zn 的存在形式多为可交换态（25.61%）、可还原态（26.12%）等不稳定形态，淋洗剂易于与其反应，使其从土壤固相解离，实现淋洗去除。其次，不同土壤的pH、有机质含量、阳离子交换量以及颗粒组成差异也会影响重金属的解吸（表 2）[23]。

2.2 淋洗液pH对土壤Pb、Cd和Zn的去除效率

溶液pH 是影响土壤重金属去除效率的另一个重要因素[23]。在本研究中，随pH 值增加这3 种试剂的淋洗率呈现出多种变化趋势（图2），且同一试剂对不同元素的淋洗率变化趋势也有差异。总体上，B土壤金属的去除率受pH 影响要比A 土壤明显。其中， 随淋洗液pH 值的升高，HPAA 对土壤Pb 的淋洗率逐渐减少，而SPP 逐渐增加。前者随pH 的变化特征与溶解性有机质淋洗矿区土壤Pb 的去除率变化趋势相似，反映了有机酸随pH 升高解离出H+能力减弱的共性特征[24]。焦磷酸盐在微酸性、中性和微碱性条件下的溶解度增加， 与Pb 的结合能力提升[25]。因此，其对两种土壤中Pb 的去除率也呈增加趋势。MSA 则与前二者均不同，其对重金属的淋洗率随 pH 的升高呈二次式变化（图 2）。同时，3 者对A 土壤Pb 的去除率受pH 影响的变化率皆小于B土壤（图2）。这可能与其Pb 的可交换态和可还原态含量明显低于后者有关（表1），加之试验淋洗液的浓度较小（仅为0.05 mol/L），因此不同pH 下Pb 的去除率均为A 土壤显著低于B 土壤（P＜0.05）。

3 种试剂对于土壤Cd 去除率随淋洗液pH 提高的变化特征则与土壤Pb 的去除率变化趋势不同（图 2）。其中，MSA 和 SPP 对其淋洗率则随淋洗液pH 值的升高分别呈线性或对数减少。这与N，N-双（羧甲基）-L-谷氨酸对矿区附近农地土壤Cd 去除率随淋洗液pH 增加的变化趋势相同[19]。与前二者不同，HPAA 对土壤Cd 的去除率随淋洗液pH 值的升高则呈二次式变化，在pH 6.0～7.0 范围内达到最低淋洗率，且随后pH 值提高而又增加。

图2 淋洗液的pH 值对土壤中Cd、Pb 和Zn 去除率的影响Figure 2 Effects of solution pH on soil Cd， Pb and Zn removal efficiencies

在选定淋洗液pH 值4 条件下，3 种螯合剂淋洗后土壤pH 值有所增长，均在5.0～6.0 区间内。在实际应用中，pH 为4.0 时虽未达到最高的淋洗效果， 但考虑到酸碱性对土壤性质的影响， 因此pH 4.0 是一个较为合适的酸度条件。

2.3 土壤Pb、Cd和Zn解离的动力学特征

污染土壤中重金属的去除要经历一个吸附和解析达到动态平衡的过程[24]。它们需要足够的反应时间或淋洗时间才能达到动态平衡。因此，淋洗时间也是影响土壤重金属去除效率的因素之一[7，24]。在本研究中，3 种螯合剂随淋洗时间延长对两种土壤中3 种重金属的去除率存在明显差异（图3）。其中，除SPP 对土壤Pb 的去除率随淋洗时间延长无明显变化外（P＞0.05），HPAA 和 MSA 对土壤 Pb 的去除率在120 min 内均随淋洗时间延长而明显增加， 但随后继续延长淋洗时间则无明显变化。在120 min 范围内，它们对两种土壤Pb 的去除率分别达到4.06%～18.88%（HPAA）和 28.00%～40.71%（MSA）。类似地， 除3 种试剂对B 土壤Cd 的去除率随淋洗时间延长变化较少外（P＞0.05），其余处理对土壤Cd 和Zn 的去除率在120 min 内快速增加。其中，3 种试剂对 A 土壤 Cd 去除率达到 13.66%～22.34%， 对 A、B 两种土壤Zn 去除率分别为17.83%～23.42%和38.16%～54.91%。但淋洗时间超过120 min 后，它们对Cd 和Zn 的去除率仅缓慢增加或变化不明显（图3）。因此，除了SPP 对土壤Pb 和3 种试剂对B 土壤Cd 的去除随时间变化较小外，其余淋洗反应过程可分相对较快的初始反应阶段（120 min 内）和随后的缓慢反应阶段[22]。这两个阶段可能是由不同的重金属组分参与淋洗形成的：较快的初始阶段淋洗出的主要是易于淋洗的可交换态或与土壤胶体结合较弱的重金属组分，缓慢反应阶段淋洗出的是与土壤固相结合力较强的铁锰氧化物结合态或有机质及硫化物结合态的一部分[19]。

图3 反应时间对土壤中Cd、Pb 和Zn 去除率的影响Figure 3 Effects of the leaching time on soil Cd， Pb and Zn removal efficiencies

两种污染土壤中Pb、Cd 和Zn 淋洗去除过程的动力学模拟结果表明，3 种试剂对两种土壤重金属的解离量（即去除量）除 MSA 对A 土壤 Cd、HPAA对A、B 土壤Cd 不符合准一级反应动力学方程外，其它所有处理的解离量都符合一级反应动力学（表3，P＜0.05）。同时，除 HPAA 对 B 土壤 Cd 外，所有淋洗处理的解离量均符合准二级反应动力学方程（P＜0.05）。从表3 准一级动力学模型中的可知，3 种试剂在两种土壤中对Pb 的淋洗平衡浓度（q1）均大于Cd，但小于Zn。它们的准二级动力学模型的平衡浓度（q2）的元素间差异也与准一级动力学模型的平衡浓度相似。这与N，N-双（羧甲基）-L-谷氨酸对矿区附近农地土壤3 种重金属淋洗的平衡浓度大小顺序相同，主要是由这3 种重金属的含量水平决定的[18]。此外， 尽管从准一级反应动力学的吸附常数k1来看，SPP 对两种土壤的淋洗和MSA 对B 土壤的淋洗条件下，Cd 的移动性并不是最强， 但从准二级反应动力学 k2分析，Cd 的移动性都是最强（表3）。这与D.Kulikowska 等[5]用腐殖质淋洗污染土壤中Cd 的研究结果一致。

表3 HPAA、MSA 和SPP 去除污染土壤Pb、Cd 和 Zn 的动力学参数Table 3 Kinetic constants for removal of Cd，Pb and Zn from contaminated soils with HPAA，MSA，and SPP

3 结论

HPAA、MSA 和SPP 对两种土壤中重金属 Pb、Cd 和Zn 均有一定去除效果， 但总体上HPAA 和MSA 的去除率优于SPP。3 者对B 土壤的去除效果优于A 土壤。

在淋洗浓度为0.05 mol/L，pH 值4 和时间为60 min 条件下，HPAA 两种土壤 Pb、Cd 和 Zn 的去除率分别为3.69%～18.44%、21.74%～38.34%和19.17%～52.95%， 而 MSA 相应是 25.91%～39.86%、11.84%～17.03%和19.37%～38.25%。

pH 和时间显著影响着重金属去除率（P＜0.05）。两种土壤的Pb、Cd 和Zn 的去除率随3 种试剂浓度的增加而逐渐提升， 随淋洗液pH 值的升高因土壤或元素的差异而呈现不同的变化趋势，随淋洗时间的延长总体呈准一级动力学和准二级动力学反应过程。