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重金属污染已成为中国新的重大环境问题[1-2]，这些典型重金属的污染程度依次为Cd>Pb>Cu/Zn/Hg>As/Cr>Ni，其中重金属污染最严重的是Cd，其次是Pb、Zn和Cu等污染。中国土壤重金属质量分数累积均远超其区域背景值，Cd、Pb、Zn的累积量分别超出土壤背景值2.88、1.30、1.21倍[3]，其中超过85%的省份Cd污染风险达到中度污染水平。此外，重金属具有高毒性、持久性和生物蓄积性，这些重金属离子可通过植物的吸收累积作用进入食物链[4]，对农业生态系统和人类健康产生不利影响。因此，重金属污染问题亟待解决。
土壤化学淋洗因其高效、省时的显著优势被广泛应用，是从污染土壤中去除重金属的重要手段之一，其成本较低且处理效果稳定[5]。土壤淋洗修复主要是依靠淋洗溶液改变土壤酸度、溶液离子强度、氧化还原电位或通过络合作用将土壤中的重金属置换出来，淋洗效率很大程度上取决于淋洗剂。传统的淋洗剂如无机酸、外源低分子有机酸、表面活性剂等重金属淋洗剂因其易破坏土壤结构、成本高、重金属去除率低等因素在土壤淋洗修复过程中受到限制[6-7]。螯合剂可通过螯合作用从土壤颗粒表面解吸重金属离子而受到广泛关注，已证明基于螯合剂淋洗后的土壤可作为植物基质[8]。乙二胺四乙酸（EDTA）是最常用最有效的去除重金属离子的螯合剂之一[9-10]，但其与Fe、Mn等结合成的化合物生物降解性差，具有潜在的浸出风险和高毒性[11]。因此选择洗脱高效、环境友好、具有良好应用前景的淋洗剂显得尤为重要。
与传统螯合剂相比，一些可生物降解的螯合性有机酸具有出色的生物降解特性和短半衰期（d）[12-13]。聚丙烯酸（PAA）、二乙烯三胺五甲叉膦酸（DTPMP）均属于低成本、无毒、可生物降解的螯合有机酸，PAA 是具有羧酸官能团的聚合物，其羧基官能团可与金属离子形成稳定化合物，也被应用于废水中重金属的去除[14]。此外，PAA可降解为无毒、易溶解的副产物，其分解产生乙酸和H2O2，随后继续分解为水、氧气、二氧化碳[15]。DTPMP含有多个膦酸盐基团，螯合能力和化学稳定性强[16]，其特有的C-PO(OH)2基团具有强大的重金属去除潜力，目前作为新型除垢剂和缓蚀剂应用于废水处理等相关领域。相较于传统淋洗剂，氨基膦酸盐可被蓝藻和真菌等有效降解，且核磁共振（NMR）波谱技术等新型技术使氨基膦酸盐的生物降解研究取得了重大进展[17-18]。PAA和DTPMP具有低潜在毒性，有利于植物修复，对植物的生长胁迫较小，被认为是当前最具发展前景的土壤淋洗剂，但关于它们在土壤修复中的应用研究仍有待进一步深入。对于土壤修复效果好坏，主要通过土壤重金属去除率高低和潜在生态风险降低程度来判断[19]，土壤重金属环境风险一般通过淋洗处理前后土壤的生物有效性和相对移动性以及土壤重金属生物活性来评价。本研究选用PAA、DTPMP作为土壤淋洗剂，系统考察其对受污染土壤中Cd2+、Pb2+和Zn2+等代表性重金属离子的淋洗效果，从而为土壤重金属污染化学修复提供依据。
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供试土壤采自西安某未被污染农业用地（0~20 cm），土壤类型为棕壤，风干，过2 mm筛备用。向土壤中加入一定量的Pb(NO3)2、CdCl2·2.5H2O和ZnCl2充分混合均匀，添加超纯水保持土壤含水量在60%，连续搅拌一周，于通风处自然老化45 d，期间及时补充水分。供试土壤理化性质指标见表1。
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准确称取2 g土壤按1∶10固液比加20 mL溶液混合于50 mL塑料离心管中，用HNO3、NaOH调节淋洗液pH，在210 r∙min−1振荡，悬浊液以3 500 r∙min−1离心10 min，过0.45 μm滤膜，用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-
5000 ）分别测定淋洗液中Cd、Pb、Zn的质量分数。淋洗剂体积分数影响试验：设置PAA、DTPMP淋洗体积分数为1%、2%、3%、5%、8%，用HNO3和NaOH调节pH为4；按照1∶10固液比加入2 g土壤，振荡120 min，离心取上清液测定重金属质量分数并计算去除率。
pH影响试验：分别取5%的PAA、DTPMP，设置pH为3、4、5、7、9，按照1∶10固液比加入2 g土壤；振荡120 min，离心取上清液测定重金属质量分数并计算去除率。
反应时间影响试验：分别取5%的PAA、DTPMP，用HNO3和NaOH调节pH为4，按照1:10固液比加入2 g土壤，振荡8、15、30、60、120、180、240 min，离心取上清液测定重金属质量分数并计算去除率。
固液比影响试验：分别取5%的PAA、DTPMP，用HNO3和NaOH调节pH为4，按照1∶5、1∶10、1∶15、1∶20、1∶25固液比加入2 g土壤，振荡120 min，离心取上清液测定重金属质量分数并计算去除率。
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土壤稳定能力用IR评估[20]，用公式(1)反映土壤中不同重金属的相对结合强度。其中
$ i $ 为BCR连续提取的步骤数（1~4），k=4，$ {F}_{\mathrm{i}} $ 为第$ i $ 种形态重金属元素分布百分比。重金属在土壤中的生物有效性和相对移动性用迁移指数MF[21]描述。如公式(2)所示。其中F1~F4分别为酸可溶态、可还原态、可氧化态、残渣态组分的相对质量分数，mg∙kg−1。
采用Hakanson潜在生态风险指数法[22]描述综合污染风险程度已广泛应用于环境风险评价中。土壤潜在风险值采用公式(3)计算[23-24]：其中
$ {T}_{\mathrm{r}}^{i} $ 为毒性反应因子，$ {C}_{\mathrm{D}}^{i} $ 为土壤中某重金属元素总质量分数，mg∙kg−1；A为改进的BCR顺序提取程序中F1和F2分数的总和百分比；B=1−A；δ为A的毒性指数；$ {C}_{\mathrm{r}}^{i} $ 代表土壤中的阈值极限（Cd=0.45 mg∙kg−1、Pb=80 mg∙kg−1、Zn=250 mg∙kg−1）[25]。当E$ {\mathrm{r}}^{i} $ 值分别为40、40~80、80~160、160~320和>320时，这些金属可分为低潜在风险、中等潜在风险、较高潜在风险、高风险和极高风险。土壤重金属全量采用HF-HNO3-HClO4三酸消解法测定，土壤重金属形态提取分析采用改进的BCR逐级提取法测定[26]，土壤pH用电极电位法测定；有机质用重铬酸钾-硫酸外加热法（NY/
1121.6 —2006)测定；土壤重金属全量采用HF-HNO3-HClO4三酸消解法测定；土壤全氮采用凯氏法（HJ717—2014)测定；全磷采用碱熔-铝锑抗比色法（LY/T1232—2015-3)测定；全钾采用氢氧化钠熔解-火焰光度法（NY/T87—1988)测定；有效磷、速效钾采用联合浸提-比色法（NY-T1848—2010)测定。实验数据使用Design-Expert 13、Origin 2022、SPSS 27进行处理和分析。 -
1）PAA/DTPMP体积分数的影响。淋洗剂体积分数是土壤淋洗的重要工艺参数，它本质上与促进金属-螯合剂络合反应的进行以及共存土壤元素的竞争效应有关[27]。PAA和DTPMP这2种淋洗剂体积分数对Cd、Pb、Zn等3种重金属的去除率影响情况如图1所示。
从图1可以发现，淋洗对重金属的去除率随淋洗剂体积分数的增大呈上升趋势，这是由于螯合剂通过解离作用产生的重金属结合位点随螯合剂体积分数的增大逐渐增加，大量游离的重金属离子与螯合剂解离形成的基团和配体结合，使重金属离子的去除率随体积分数增加而逐渐增大[28]。在较高体积分数下，土壤中重金属去除效率下降，这是因为当体积分数上升到一定值时，土壤表面的活性位点全部被占据[29]，因此我们观察到Cd、Pb和Zn的去除率趋于稳定。而过量的PAA（>5%）导致3种重金属离子去除率降低，这是由于共聚物用量过高时，PAA分子中的官能团会因为极性效应而凝结，从而降低PAA与金属离子结合的能力[30]。
DTPMP淋洗效率高于PAA，DTPMP在体积分数为7%时对Cd、Pb、Zn的去除率分别达到81.9%、75%、67%。在分子表面，静电势越负，相应的原子就越有可能捐献电子产生亲电反应，已有研究[31]表明DTPMP的ESP最小点位于膦酸基团的O原子周围，氧原子提供孤对电子与铅螯合形成配位共价键。此外分子原子理论证明DTPMP与金属离子形成强配位键[32]，这表明DTPMP的五个有机膦基团（-PO3H-）可能与Cd2+、Pb2+、Zn2+络合形成复合物提高重金属去除率，其主要过程为P-O−1优先与金属离子发生键合反应，随后金属离子与P=O通过共享电子形成稳定螯合物[33]，因此，DTPMP主要依靠螯合作用去除重金属离子，有机膦酸盐金属配合物的稳定性通常随着有机膦酸基团数量的增加而增加[34]。DTPMP淋洗剂在高体积分数时提供更多的重金属结合位点，膦酸基团更易与金属离子形成配位键，其Cd、Pb、Zn的去除率增加；但高体积分数下土壤中共存的伴随阳离子Ca2+、Mg2+等与淋洗剂发生螯合反应，抢占金属结合位点[35]，导致7%时淋洗去除率涨幅降低。
在体积分数为5%时，PAA对Cd、Pb、Zn的去除率最高，分别为68.8%、53.6%、44.9%；不同于DTPMP在吸附重金属过程中的化学吸附[36]，PAA淋洗体系中静电作用占主要地位。PAA是一种典型的均聚物和聚电解质，其羧基官能团(-COOH)在水溶液中可以电离羧基聚离子和许多氢离子，PAA链的羧基可以与多价阳离子（例如，Ca2+、Mn2+、Zn2+和Fe3+）在溶液中通过静电作用和氢键产生离子交联，促进金属离子的解吸[37]。此外，由于多个结合位点，PAA链可以形成螯合物，在螯合过程中，羧基和金属阳离子通过配位键形成络合物。PAA淋洗重金属的过程中，羧基多离子链上的负电荷与金属阳离子Cd2+、Pb2+、Zn2+的非键相互作用发挥主要作用。DTPMP的配位共价键结合能高于PAA链非键相互作用，因此其对重金属的淋洗效果更好。
2）pH的影响。土壤pH值可直接影响土壤中各类反应，例如淋洗剂溶解度、重金属的吸附-解吸平衡、以及金属配位反应等[38-39]，进而对土壤洗脱率造成重要影响。高静等认为在pH<3时，聚合物羧基几乎所有位点都被质子化（-COOH），金属-聚合物络合物很难形成[40]，当pH>9时，某些重金属开始形成沉淀，不易洗脱。因此，本研究讨论了PAA和DTPMP在pH值为3~9时重金属的去除效果，结果见图2。
从图2可以看出，当pH由3增加到9时，DTPMP的重金属浸出率降低，对Cd、Pb、Zn去除率最高分别为81.4%、69.5%、68%。这是由于低pH值下H+浓度高，金属离子交换性强，随pH升高土壤表面电荷的改变导致去除率随着pH值的增加而降低。PAA在pH=4时对Cd、Pb、Zn的去除效果最佳，峰值达到66.2%、50.1%、39.4%。在较高pH值下，PAA链会发生构象变化，由于离子排斥而形成膨胀结构，-COO-增多引起PAA表面的电负性增强，促进了金属阳离子与PAA的结合。此外，在低pH值下，H+包围PAA表面，在PAA表面产生更多正电荷[41]，在pH=3时引起PAA和Cd2+、Pb2+、Zn2+之间的排斥，增加了重金属离子交换量致使吸附作用减弱。本研究发现在弱酸环境下（pH=4）PAA的分散作用对重金属Cd2+、Pb2+、Zn2+的去除效率强，而DTPMP在pH值为3~5范围内均可保持良好的去除效果，碱性环境下（pH=9），两种淋洗剂对重金属的去除率均显著降低。
3）接触时间的影响。土壤中重金属元素的浸出受接触时间的影响，结果如图3所示。从图3可以看出，在0~15 min，PAA和DTPMP对3种重金属的去除率迅速增加，随着接触时间延长到240 min，去除率增加减缓且趋于稳定。在快速去除阶段，重金属中水溶态、离子交换态等弱结合态极易与淋洗剂通过螯合作用生成可溶性螯合物被洗脱，随着淋洗时间的延长，与土壤结合较紧密的重金属开始缓慢释放，淋洗效率逐渐上升至平衡[42]。在淋洗的前60 min，不稳定的金属物种迅速与PAA、DTPMP络合并形成配合物迅速释放，去除率急剧提升，随着时间的延长，PAA、DTPMP与较稳定重金属发生络合使去除率缓慢提升：在60~240 min，PAA对Cd、Pb、Zn的去除率上升到70.8%、54.6%、47%，DTPMP对Cd、Pb、Zn的去除率上升到84.9%、77.7%、69.3%。提取的重金属在淋洗时间较长时会重新沉淀或吸附到土壤矿物质中[43]，考虑实地修复成本选择60~180 min为淋洗剂的最佳淋洗时间。
4）固液比的影响。固液比是决定土壤淋洗修复效率的重要参数，它不仅与金属提取效率有关，而且是决定修复成本的重要因素[44]。结果如图4所示。当固液比由1∶5降低为1∶25时，PAA、DTPMP对Cd、Pb、Zn的去除率显著升高，DTPMP对Cd、Pb、Zn的去除率可达到90.7%、77.3%、86.3%。固液比的比例越小，土壤颗粒与淋洗剂接触比例变大，使淋洗剂能够更加深入至土壤孔隙中与重金属Cd、Pb、Zn作用。当固液比从1∶10增加到1∶25，去除效率提高少于15%，此外，较低固液比会产生更多含重金属的淋洗废液，导致后续对土壤淋洗废液的处理费用增加。因此，综合经济和技术双重因素，本研究土壤淋洗的最佳固液比为1∶10。
5）土壤淋洗条件优化及模型验证。本研究采用RSM法对洗涤因子进行优化，设置PAA、DTPMP体积分数、pH值和接触时间为有效变量，Cd、Pb、Zn的去除效率为响应值，由二阶拟合模型建立回归方程，通过比较重金属Cd、Pb、Zn去除率的预测值与实际值验证模型可靠性，得出了最佳优化条件。经模型优化预测，确定PAA淋洗体系中重金属Cd、Pb、Zn去除率最佳条件为：体积分数=5%，pH=3.79，接触时间=124 min；DTPMP淋洗系统对重金属Cd、Pb、Zn去除率最佳条件为：体积分数=7%，pH=3，接触时间=120 min。为了进一步验证RSM模型预测的可靠性，在最佳淋洗条件下开展淋洗试验来验证模型预测值是否偏离其实测值，结果见表2。表中数据显示实测值与模型预测接近，相对误差为0.66%~2.81%，表明响应曲面法优化淋洗条件是可行的。
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1）淋洗前后土壤特性。淋洗前后土壤性质的变化可以直观反映淋洗剂的有效性[45]。由表3可知，经2种试剂淋洗后，pH降低了1.01~1.21个单位，这可能是淋洗剂本身呈酸性，PAA的羧酸基团和DTPMP的有机膦酸基团在淋洗后残留在土壤中，且试剂中的羧基和羟基溶解在水中时会产生氢离子，经土壤的缓冲作用导致pH为弱酸性[46]。土壤全氮、全钾无显著变化（P>0.05）。土壤有机质质量分数显著升高至原始土壤的3倍（P<0.05），有机试剂已被证明可增加土壤有机质质量分数[47]。经DTPMP处理后土壤全磷和速效磷水平显著升高，其原因一方面是DTPMP和自身携带的众多膦酸基团残留在土壤中，另一方面是DTPMP淋洗活化了土壤中原有的磷[48]，使速效磷质量分数提升大于全磷。综上，PAA和DTPMP淋洗后土壤养分质量分数损失小，可作为理想的淋洗剂。且相较于PAA，DTPMP更适宜处理磷素污染土壤。
2）重金属形态分布。本研究采用改进的BCR提取方法[49]测定淋洗前后土壤中Pb、Cd、Zn的形态（图5），此方法广泛应用于揭示土壤和沉积物中潜在有毒元素的形态和流动性[50]。淋洗前土壤（CK）Cd、Pb、Zn主要以酸可溶态（F1）和可还原态（F2）存在，Cd、Pb、Zn（F1+F2）分别占比96.2%、95.9%和95.8%，可氧化态（F3）和残渣态（F4）占比较小。
在这4种馏分中，F1是最不稳定、流动性和毒性最强且最容易被植物吸收危害生物体和植物的[51]，易在土壤中发生迁移转化，对环境影响最大。PAA淋洗后的土壤样品中Cd、Pb、Zn的F1去除率超过55%，使3种重金属F2下降16%~69.9%，且PAA可大幅降低土壤样品中Cd、Zn的F3质量分数，其中Cd的F3的去除率超过90%。相较于PAA淋洗，DTPMP淋洗后土壤样品中Cd、Pb、Zn的F1的去除率均大幅提升，依次为90.8%、82.2%、90%，且对土壤样品中Cd、Pb、Zn的F2去除率远远高于前者，值得注意的是其几乎可完全去除土样中Cd的F2质量分数。与CK相比，PAA和DTPMP淋洗后F3和F4组分占比增加，增幅为0.9%~16.5%。总体上看，DTPMP淋洗对土样中3种重金属的去除更佳。
2）土壤重金属稳定性和生物可利用性。2种淋洗剂处理后各组分金属质量分数的变化除了表明土壤淋洗的影响，还反映了土壤环境风险。F1和F2作为土壤中较活跃的组分，其总和（F2+F1）的比例可用于测量土壤中重金属的生物利用度和毒性[52]。经PAA和DTPMP淋洗后重金属稳定性（IR）和生物可利用性（MF）变化情况见图6。
由图6可知，原始土壤中Cd、Pb、Zn的IR值为0.10、0.22、0.13。经PAA和DTPMP淋洗后IR值均存在不同程度升高，表明淋洗后的金属残留部分与土壤结合度较强，从而说明土壤潜在迁移率降低，风险降低。原始土壤中Cd、Pb、Zn的MF依次为0.88、0.28、0.79。经PAA、DTPMP淋洗后Cd、Zn的MF均有不同程度降低，而Pb略有升高，可能是经淋洗后形成的金属螯合物会被土壤重新吸收进而使迁移率增加。通常，较高的IR值和较低的MF值表明重金属与土壤的结合强度更强[47]，土壤毒性和生物有效性更低，土壤中剩余的重金属更稳定。根据BCR顺序提取、IR和MF值变化可知，PAA和DTPMP淋洗后土壤中Cd、Pb和Zn的利用风险大大降低。
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潜在风险指数基于元素丰度规律和污染物协同效应，将污染物质量分数与生物毒性和生态危害有机结合，全面反映重金属对生态环境的影响潜力[24]。PAA和DTPMP淋洗前后土壤潜在风险见表4。由表4可知，原始土壤Cd的Eri为
2250.2 ，为极高风险；Pb的Eri为114.7，为较高风险；Zn的Eri为7.7，为低风险。经淋洗后Cd的潜在风险成倍降低，其中DTPMP淋洗降低了3.2倍。PAA淋洗使Pb由较高潜在风险降低为中等潜在风险，而DTPMP淋洗将Pb等级风险降为低风险。由于淋洗去除了大量最易提取的酸可溶态和可还原态重金属，降低了生物可利用部分，进而使环境风险降低。 -
1）2种新型环境友好型淋洗剂PAA、DTPMP对污染土壤的淋洗效果为DTPMP>PAA，相比PAA，DTPMP在相同投加量下对重金属的淋洗效果更好，考虑淋洗剂成本及避免造成更严重的土壤二次污染，可考虑DTPMP作为常规淋洗剂（如EDTA）的替代物。
2）基于单因素的淋洗结果采用RSM优化验证表明实测值与模型预测接近，相对误差为0.66%~2.81%， PAA在最佳淋洗条件下对Cd、Pb、Zn去除率分别可达67.4%、50.7%、46.7%。DTPMP在最佳淋洗条件下对Cd、Pb、Zn的去除率分别可达84.7%、75.8%、71.1%。
3）两种淋洗剂对土壤化学性质造成的副作用较小，土壤有机质质量分数显著上升且经DTPMP淋洗后土壤全磷和速效磷显著升高。
4）经PAA和DTPMP淋洗后F1和F2质量分数均大幅降低，PAA对3种重金属的F1提取率均超过55%，且其对可氧化态（F3）Cd、Zn有较好的提取效果；DTPMP对3种重金属的F1提取率均超过82%，其甚至可完全提取土样中Cd的F2质量分数。表明淋洗后污染土壤重金属稳定性增强。
5）PAA和DTPMP淋洗能提高污染土壤内Cd、Pb、Zn结合强度系数（IR），降低迁移指数（MF），提高了土壤重金属稳定性，有效降低金属迁移率，且成倍降低了土壤潜在风险值，使土壤环境风险大幅减弱。
生物可降解螯合剂PAA/DTPMP对Cd、Pb、Zn复合污染土壤的淋洗修复对比
Comparison of biodegradable chelating agents PAA/DTPMP for leaching remediation of Cd, Pb and Zn composite contaminated soil
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摘要: 针对传统淋洗剂易产生二次污染的问题，选取具备高效、可生物降解、低成本的2种新型环保试剂聚丙烯酸（PAA）、二乙烯三胺五甲叉膦酸（DTPMP），系统考察了2种淋洗剂去除土壤中重金属的能力；探究了淋洗前后土壤形态差异；采用结合强度系数（IR）和迁移指数（MF）计算土壤重金属稳定性和迁移性；并利用潜在生态风险指数对淋洗前后土壤进行了评估。结果表明：在一定程度内，淋洗去除效率随体积分数和接触时间的升高而增长。且酸性条件更有利于Cd、Pb、Zn的去除。综合经济和技术双重因素，选择淋洗最佳固液比为1∶10。相较于PAA淋洗剂，DTPMP显示出更优的处理效果，其在最佳条件下对Cd、Pb、Zn的去除率最高可达84.7%、75.8%、71.1%。此外，PAA和DTPMP淋洗剂减轻了淋洗对土壤化学性质的副作用，且有效降低了土壤重金属迁移率和生物利用度，大大提高了重金属元素稳定性，显著降低了土壤重金属污染潜在风险。Abstract: Aiming at the problem that traditional leaching agents are prone to secondary pollution, two new environmentally friendly reagents, polyacrylic acid (PAA) and diethylenetriaminepenta-methylenephosphonic acid (DTPMP), which are highly efficient, biodegradable and low-cost, were selected to systematically investigate the ability of the two leaching agents to remove heavy metals from the soil. The differences in the morphology of the soil before and after the leaching were investigated. The stability and mobility of heavy metals in the soil were calculated by using the incorporation strength coefficient (IR) and the mobility factor coefficient (MF). The soil before and after the leaching were evaluated by using the potential ecological risk index. The results showed that within a certain degree, the removal efficiency of drenching grew with the increase of concentration and contact time and the acidic condition was more favorable to the removal of Cd, Pb and Zn. Comprehensive economic and technical factors, the optimal solid-liquid ratio of drenching was selected to be 1∶10. Compared with PAA drenching agent, DTPMP showed superior treatment effect, and its removal rate of Cd, Pb, and Zn was up to 84.7%, 75.8%, and 71.1% under the optimal conditions. In addition, PAA and DTPMP leaching agents mitigate leaching side effects on soil chemistry, effectively reduced soil heavy metals mobility and bioavailability, greatly improved heavy metals stability, and significantly reduced the potential risk of soil heavy metals pollution.
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Key words:
- soil leaching /
- heavy metals /
- biodegradable chelating agents /
- soil morphology
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图 1 体积分数对污染土壤中Cd、Pb、Zn的去除效果
Figure 1. Effects of concentration on removal of Cd, Pb and Zn from contaminated soil
图 2 pH对污染土壤中Cd、Pb、Zn的去除效果
Figure 2. Effects of pH on the removal of Cd, Pb and Zn from contaminated soil
图 3 接触时间对污染土壤中Cd、Pb、Zn的去除效果
Figure 3. Effects of reaction time on the removal of Cd, Pb and Zn from contaminated soil
图 4 固液比对污染土壤中Cd、Pb、Zn的去除效果
Figure 4. Effects of solid-liquid ratio on the removal of Cd, Pb and Zn from contaminated soil
图 5 淋洗前后污染土壤中重金属的形态分布
Figure 5. Morphological distribution of heavy metals in contaminated soil before and after washing
图 6 淋洗处理前后重金属稳定性（IR)和移动性（MF)变化
Figure 6. Changes in heavy metal stability (IR) and mobility factor coefficient (MF) before and after washing treatments
表 1 供试土壤理化性质指标
Table 1. Indicators of physical and chemical properties of test soils
pH SOM/(g·kg−1) Cd/(mg·kg−1) Pb/(mg·kg−1) Zn/(mg·kg−1) 7.57 11.90 20.75 1 165 1 222 
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表 2 最佳淋洗条件下的测定结果
Table 2. Measurement results under optimal elution conditions
重金属 PAA淋洗处理 DTPMP淋洗处理 预测值/
%实测值/
%相对误差/
%预测值/
%实测值/
%相对误差/
%Cd 67.4 68.7 2 86.9 84.7 2.54 Pb 50.7 52.1 2.8 74 75.8 2.36 Zn 46.7 45.6 1.3 71.6 71.1 0.66
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表 3 淋洗前后土壤理化性质变化
Table 3. Changes in soil physical and chemical properties before and after washing
样本 pH 有机质/(g·kg−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) 速效磷/(g·kg−1) 速效钾/(g·kg−1) 原始土壤 7.57 11.93 $ \pm $ 0.86 $ \pm $ 0.77 $ \pm $ 17.06 $ \pm $ 29.12 $ \pm $ 227.83 $ \pm $ PAA淋洗后土壤 6.36 30.31 $ \pm $ 0.75 $ \pm $ 0.71 $ \pm $ 17.17 $ \pm $ 29.63 $ \pm $ 227.47 $ \pm $ DTPMP淋洗后土壤 6.56 33.99 $ \pm $ 0.81 $ \pm $ 2.9 $ \pm $ 16.96 $ \pm $ 251.58 $ \pm $ 225.67 $ \pm $ 注：同列不同小写字母表示处理间平均数差异显著（P<0.05）。
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表 4 原始土壤、PAA和DTPMP淋洗土壤中金属的Eri值
Table 4. Eri values of metals in raw soil, PAA and DTPMP washed soil
样本 Eri Cd Pb Zn 原始土壤 2250.2 114.7 7.7 PAA淋洗后土壤 707.6 52 4.3 DTPMP淋洗后土壤 502.4 33.51 2.5
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