淋洗與電化學(xué)還原聯(lián)用處理鎘-鉛污染土壤

高 松,童新元,王 蕓,王卓群,孫瑞蓮*

淋洗與電化學(xué)還原聯(lián)用處理鎘-鉛污染土壤

高 松1,童新元2,王 蕓1,王卓群1,孫瑞蓮1*

(1.山東大學(xué)環(huán)境研究院,山東 青島 266237；2.山東大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 青島 266237)

為探究螯合劑淋洗與電化學(xué)還原聯(lián)用能否提高土壤重金屬去除效率,提出了一種基于兩種技術(shù)聯(lián)用的處理方法.比較了淋洗與聯(lián)用技術(shù)Cd和Pb的去除效率,探究了使用聯(lián)用技術(shù)時(shí)土壤懸液重金屬的傳質(zhì)機(jī)制,分析了不同螯合劑處理的成本效益.研究發(fā)現(xiàn),聯(lián)用技術(shù)能有效地提高重金屬的去除效率,協(xié)同增強(qiáng)效應(yīng)與螯合劑的螯合能力及再生能力有關(guān).氨基多羧酸類螯合劑最大可將Cd和Pb的去除效率提高15.24%和27.05%,小分子有機(jī)酸最大可將Cd和Pb的去除效率提高5.31%和10.24%.結(jié)果表明,氨基多羧酸類螯合劑更適用于聯(lián)用修復(fù)體系.認(rèn)為其經(jīng)濟(jì)有效的修復(fù)手段是采用EDTA淋洗與電化學(xué)還原聯(lián)用,可以將46.60%的Cd和76.93%的Pb從土壤中去除.

土壤淋洗；螯合劑；電化學(xué)還原；鎘-鉛污染；聯(lián)用技術(shù)

由于礦山開(kāi)采所造成的周邊土壤重金屬污染非常嚴(yán)重和普遍[1],危害生態(tài)環(huán)境和人體健康,土壤重金屬污染問(wèn)題亟待解決[2-6].目前的修復(fù)方法主要為化學(xué)、物理和生物修復(fù)[7-10].

土壤淋洗技術(shù)是較為常用的化學(xué)修復(fù)方法之一[11-13].通過(guò)淋洗可以將土壤中的重金屬溶解在淋洗液中進(jìn)而達(dá)到重金屬去除的目的[8,14-16].淋洗劑種類直接影響著土壤重金屬去除效率,其中,螯合劑因其具有較強(qiáng)的重金屬螯合能力被廣泛用于土壤淋洗技術(shù)中.螯合劑可分為氨基多羧酸類和小分子有機(jī)酸類[17].氨基多羧酸類螯合劑,例如乙二胺四乙酸(EDTA)、N,N-雙(羧甲基)谷氨酸(GLDA)、亞氨基二琥珀酸(IDS)可以與大多數(shù)重金屬形成穩(wěn)定的螯合物.小分子有機(jī)酸類螯合劑,如檸檬酸(CA)和草酸(OA)不僅可以與重金屬離子形成穩(wěn)定的螯合物,還可以將土壤的pH值控制在酸性范圍內(nèi),更有利于土壤重金屬的解吸[3].

螯合劑淋洗后,產(chǎn)生大量需進(jìn)一步處理的淋洗廢液.電化學(xué)還原(電沉積)技術(shù)是去除(回收)淋洗液中重金屬的新興技術(shù)之一.淋洗液中金屬螯合物的傳輸是基于陰極和陽(yáng)極之間的電場(chǎng)力實(shí)現(xiàn)電遷移[18].為了防止金屬螯合物負(fù)離子在陽(yáng)極的強(qiáng)氧化性環(huán)境下降解,通常情況下會(huì)在陽(yáng)極和陰極之間加入陽(yáng)離子交換膜(CEM)來(lái)人為地控制金屬螯合物的傳質(zhì)路徑,防止金屬螯合物向陽(yáng)極遷移.

螯合劑淋洗已被廣泛用于受重金屬污染的土壤修復(fù)中.淋洗廢液的電化學(xué)還原處理是螯合劑再生的有效方法.目前,在土壤淋洗技術(shù)的應(yīng)用中,很少有研究將螯合劑淋洗與電化學(xué)還原技術(shù)結(jié)合起來(lái).本研究提出了一種螯合劑淋洗和電化學(xué)還原聯(lián)用的處理方法.通過(guò)比較目標(biāo)金屬在淋洗與聯(lián)用技術(shù)下的遷移去除能力,探究聯(lián)用技術(shù)下目標(biāo)金屬的傳質(zhì)機(jī)制,分析不同螯合劑處理的成本效益,以期為聯(lián)用技術(shù)的進(jìn)一步發(fā)展提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和參考.

1 材料與方法

1.1 化學(xué)試劑、電極和膜材料

實(shí)驗(yàn)所用化學(xué)試劑均為分析純.石墨電極(陽(yáng)極)和不銹鋼電極(陰極)的尺寸為100mm [L]×50mm [W]×1mm[H].陽(yáng)離子交換膜材料為Neosepta CMB?(Astom, Japan).

1.2 實(shí)驗(yàn)土壤

實(shí)驗(yàn)土壤取自遼寧省葫蘆島市某礦區(qū)附近,表1列出了土壤的基本理化參數(shù).將采集的土壤風(fēng)干后,研磨過(guò)100目篩,20℃下密封儲(chǔ)存在,用于后續(xù)實(shí)驗(yàn).

表1 實(shí)驗(yàn)土壤的理化性質(zhì)

注:數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(=3).

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置設(shè)計(jì)

圖1 聯(lián)用技術(shù)實(shí)驗(yàn)裝置示意圖

1-陰極;2-陽(yáng)極; 3-電源; 4-陽(yáng)離子交換膜; 5-土壤懸液; 6-磁力攪拌器; 7-陽(yáng)極電解液

實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示.尺寸為180mm [L] × 60mm [W] × 60mm [H].使用CEM將裝置分成兩個(gè)隔室.土壤懸液室(左室)長(zhǎng)120mm,陽(yáng)極電解室(右室)長(zhǎng)60mm.電源(ITech,IT6322A,中國(guó))通過(guò)導(dǎo)線連接到電極,以提供持續(xù)電流,在線記錄電壓和電流.

1.4 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)共包括5組淋洗實(shí)驗(yàn)(W1-W5),5組聯(lián)用技術(shù)實(shí)驗(yàn)(T1-T5)以及5組上清液再淋洗實(shí)驗(yàn)(RW1- RW5).具體設(shè)計(jì)如表2所示.

表2 實(shí)驗(yàn)方案設(shè)計(jì)

1.4.1 淋洗實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) 準(zhǔn)確稱取40g實(shí)驗(yàn)土壤分別置于500mL錐形瓶中,分別向錐形瓶中加入200mL淋洗劑EDTA、GLDA、IDS、OA、CA來(lái)制備土壤懸液(濃度為10mM,固液比為1:5).將配置好的土壤懸液置于實(shí)驗(yàn)裝置的土壤懸液室內(nèi),利用磁力攪拌器攪拌48h.在淋洗實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,取10mL土壤懸液,并以8000r/min的速度離心5min以實(shí)現(xiàn)上清液-土壤分離.上清液通過(guò)0.45μm膜過(guò)濾并儲(chǔ)存在10mL塑料比色管中.固相土壤用純水沖洗兩次,風(fēng)干保存以備后續(xù)測(cè)定分析.

1.4.2 聯(lián)用技術(shù)設(shè)計(jì) 聯(lián)用技術(shù)實(shí)驗(yàn)中,土壤懸液與淋洗實(shí)驗(yàn)配置方法相同.另外在陽(yáng)極電解室內(nèi)加入0.85g/L的硝酸鈉溶液100mL作為陽(yáng)極電解液,利用電源提供恒定電流(0.032A),持續(xù)48h.在聯(lián)用技術(shù)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行的第12,24,36和48h,取10mL土壤懸液,并以上述方法實(shí)現(xiàn)上清液-土壤分離.

1.4.3 上清液再淋洗實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) 上清液再淋洗實(shí)驗(yàn)中的上清液取自聯(lián)用技術(shù)處理后的土壤懸液.具體方法為用20g污染土壤和100mL離心(8000r/ min,5min)得到的上清液混合制備土壤懸液,利用磁力攪拌器均勻攪拌48h.

1.5 分析方法

1.5.1 土壤機(jī)械組成 采用常規(guī)分析方式測(cè)定[17].

1.5.2 土壤有機(jī)質(zhì)含量 采用常規(guī)分析方法測(cè)定[17].

1.5.3 土壤pH值和電導(dǎo)率 利用pH分析儀測(cè)定土壤pH值,利用電導(dǎo)率分析儀測(cè)定土壤電導(dǎo)率.

1.5.4 重金屬濃度 使用HNO3-HF-HClO4消解法消解土壤[18],利用原子吸收光譜法(AAS,Thermo, Ice3000series)測(cè)定土壤中總Cd和Pb含量.淋洗廢液中總Cd和Pb含量過(guò)0.45μm膜后也通過(guò)AAS測(cè)定.

1.5.5 目標(biāo)金屬去除效率 使用公式1計(jì)算去除效率:

去除效率=(0-1)/0′100%(1)

式中:0為初始土壤中重金屬的質(zhì)量;1為處理后殘留在土壤中的重金屬質(zhì)量.

1.5.6 能源消耗 使用公式2計(jì)算電能消耗:

式中:是電能消耗Wh;是工作電極之間的電壓V;是電流A;是持續(xù)時(shí)間h.

1.5.7 淋洗廢液再淋洗能力 利用公式3計(jì)算再淋洗能力:

再淋洗能力=1/0′100% (3)

式中:0為螯合劑淋洗原液淋洗實(shí)驗(yàn)土壤得到的重金屬濃度;1為聯(lián)用技術(shù)后淋洗廢液再次淋洗實(shí)驗(yàn)土壤得到的重金屬濃度.

1.5.8 數(shù)據(jù)分析 采用Excel 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)處理,數(shù)據(jù)以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(Mean±SD)表示,方差分析采用SPSS 22.0完成,選取95%置信區(qū)間,應(yīng)用Duncan檢驗(yàn)法對(duì)不同處理間差異顯著性進(jìn)行多重比較分析,運(yùn)用Origin 2018制圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤pH值

如圖2(a)所示,初始土壤 pH值為6.9,W1 (EDTA),W4(OA)和W5(CA)的土壤pH值隨著時(shí)間的增加先降低然后逐漸趨于平穩(wěn).相反,W2(GLDA)和W3(IDS)的土壤pH值隨著時(shí)間的增加先升高然后逐漸穩(wěn)定.48h時(shí),淋洗實(shí)驗(yàn)的5組土壤pH值分別為6.10、7.99、8.45、6.15、6.01.對(duì)聯(lián)用技術(shù)處理而言,T1-T5的土壤pH值均上升,這一趨勢(shì)與Kaurin利用EDTA和GLDA淋洗污染土壤的結(jié)果類似[8].

圖2 土壤pH值和電導(dǎo)率隨時(shí)間的變化

有研究證實(shí)EDTA存在酸化土壤的情況,而GLDA和IDS的水溶液呈堿性[19-21].表明螯合劑淋洗后土壤pH值出現(xiàn)不同的變化趨勢(shì)與螯合劑原液的pH值有關(guān).聯(lián)用技術(shù)下土壤pH值上升的原因可能與電還原過(guò)程中電極反應(yīng)[式(4)、(5)]產(chǎn)生的H+和OH?有關(guān)[22].CEM的阻礙作用導(dǎo)致H+不能及時(shí)中和陰極產(chǎn)生的OH?,造成了OH?累積,土壤懸液pH值升高.表明,聯(lián)用技術(shù)可以在一定程度上抵消EDTA、CA、OA淋洗所帶來(lái)的酸化土壤的情況.

2H2O+2e-?2+2OH (4)

H2O-2e-?2H++1/2O2(5)

2.2 土壤電導(dǎo)率

如圖2(b)所示,初始土壤電導(dǎo)率(EC)為1714μS/ cm.W1-W5的土壤電導(dǎo)率隨著時(shí)間的增加先降低,12h后逐漸保持平穩(wěn).48h時(shí),淋洗實(shí)驗(yàn)的5組土壤EC分別下降至435.6, 415.8, 487.3, 717.5和714.9μS/ cm.對(duì)于聯(lián)用技術(shù)處理而言,T1-T5的土壤電導(dǎo)率隨時(shí)間的增加持續(xù)下降,48h時(shí),T1-T5土壤EC分別為181.2, 233.7, 251.3, 377.6和357.1μS/cm.淋洗和聯(lián)用技術(shù)下小分子有機(jī)酸類螯合劑的土壤EC均高于氨基多羧酸類螯合劑.

研究結(jié)果表明土壤EC與土壤重金屬離子濃度正相關(guān)[23-24].淋洗之后EC降低證實(shí)螯合劑可以有效解吸土壤顆粒表面重金屬.與pH值變化情況類似,EC同樣表現(xiàn)出在實(shí)驗(yàn)前期迅速變化,后期變化速率放緩的趨勢(shì).聯(lián)用技術(shù)下土壤EC持續(xù)下降表明土壤顆粒中重金屬不斷溶出,聯(lián)用技術(shù)可促進(jìn)土壤顆粒中重金屬的解吸,且在聯(lián)用技術(shù)中螯合劑淋洗在實(shí)驗(yàn)前期是去除效率升高的主要因素,而電化學(xué)還原反應(yīng)在實(shí)驗(yàn)進(jìn)行的后期逐漸占主導(dǎo)地位.

2.3 電極電壓

如圖3所示.T1-T5的初始電壓分別為8.30, 7.67, 16.07, 14.40和13.55V.除T3(IDS)外,小分子有機(jī)酸類螯合劑初始電壓高于氨基多羧酸類螯合劑.原因可能與螯合劑螯合能力有關(guān),利用小分子有機(jī)酸處理后,土壤懸液可遷移重金屬離子濃度較低導(dǎo)致土壤懸液電阻升高.T3(IDS)的初始電壓較高的原因可能是土壤pH值增加使土壤重金屬離子沉淀進(jìn)而堵塞了土壤顆?？紫?提高了土壤懸液室電阻,導(dǎo)致電壓升高.

圖3 電極電壓隨時(shí)間的變化

Jo[23]的研究證實(shí)在電流恒定的情況下,電極電壓與土壤懸液中重金屬離子濃度負(fù)相關(guān).聯(lián)用技術(shù)下電極間電壓隨時(shí)間的增加先下降后逐漸增加趨于平穩(wěn),各組電壓的最低值分別為4.57V(T1)、5.00V(T2)、7.61V(T3)、7.94V(T5)、8.17V(T4).表明氨基多羧酸類螯合劑體系中離子濃度較高,有利于增強(qiáng)電化學(xué)還原系統(tǒng)的傳質(zhì)效率.

2.4 目標(biāo)金屬去除效率

如圖4所示,不同種類的螯合劑對(duì)于重金屬的淋洗效果不同.在相同的濃度下,聯(lián)用技術(shù)比淋洗具有更高的重金屬去除效率.無(wú)論是在淋洗還是聯(lián)用技術(shù)下,目標(biāo)金屬的去除效率均為EDTA > GLDA > IDS > CA > OA,且Pb的去除效果優(yōu)于Cd.

螯合劑淋洗后,W1(EDTA)對(duì)Cd(31.36%)和Pb(49.88%)去除效率最高.W2(GLDA)的淋洗效果與W1(EDTA)的淋洗效果相似(>0.05),同樣表現(xiàn)出了對(duì)Pb更強(qiáng)的去除效率,相比于Cd去除效率提高了7.95%.W3(IDS)對(duì)Cd和Pb的淋洗能力小于W1 (EDTA)和W2(GLDA),去除效率分別為27.88%和30.47%.這些結(jié)果進(jìn)一步支持了氨基多羧酸類螯合劑對(duì)重金屬去除能力Pb>Cd的結(jié)論[25-26].W5 (CA)對(duì)Cd和Pb的去除效率比W4(OA) 高6.09%和6.31%,但總體上小分子有機(jī)酸類螯合劑的淋洗效果明顯低于氨基多羧酸類螯合劑(<0.05).綜合而言,氨基多羧酸類螯合劑中,EDTA表現(xiàn)出較好的螯合能力的原因是EDTA與Cd和Pb形成配合物的穩(wěn)定常數(shù)()大于GLDA和IDS[27],各配合物穩(wěn)定常數(shù)排序如下:lgEDTA-Cd(16.40)>lgGLDA-Cd(10.31)>lgIDS-Cd(8.33), lgEDTA-Pb(18.30)>lgGLDA-Pb(11.60)>lgIDS-Pb(9.75).另外,螯合劑可提供的配位原子數(shù)量直接影響著螯合能力的大小,由于小分子有機(jī)酸類螯合劑可提供的配位原子比氨基多羧酸類螯合劑少,且檸檬酸(CA)屬于三羧酸,草酸(OA)屬于二羧酸[28],所以螯合能力相對(duì)較弱,導(dǎo)致淋洗效果較差.

與淋洗處理組相比,聯(lián)用技術(shù)從土壤中去除Cd和Pb的效率分別提高了5.31%～15.24%和10.24%～27.05%,表現(xiàn)出的協(xié)同增強(qiáng)效應(yīng)可能與聯(lián)用技術(shù)下螯合劑的再生有關(guān)[29].重金屬在土壤懸液中的傳質(zhì)路徑及螯合劑的再生循環(huán)機(jī)理如圖5所示,土壤中的重金屬首先形成重金屬螯合物從土壤顆粒表面轉(zhuǎn)移至淋洗液中,隨后金屬螯合物以金屬單質(zhì)的形態(tài)電沉積在陰極上.一方面去除重金屬,另一方面再生的螯合劑可以進(jìn)一步提取土壤顆粒表面的重金屬.螯合劑種類不同,聯(lián)用技術(shù)的協(xié)同增強(qiáng)效果也不一致.氨基多羧酸類螯合劑對(duì)于Cd和Pb的平均去除效率可提高12.71%和22.58%.小分子有機(jī)酸類對(duì)于Cd和Pb的平均去除效率可提高6.04%和10.62%.表明,氨基多羧酸類螯合劑更適用于聯(lián)用修復(fù)體系,與GLDA和IDS相比, EDTA協(xié)同增強(qiáng)效果最為明顯,重金屬的去除效率提升幅度最大.

圖4 土壤中鎘和鉛去除效率

同列數(shù)據(jù)中不同小寫(xiě)字母表示單獨(dú)淋洗時(shí)不同螯合劑處理間的差異顯著性(<0.05),不同大寫(xiě)字母表示聯(lián)用技術(shù)時(shí)不同螯合劑處理間的差異顯著性(<0.05)

圖 5 重金屬在土壤懸液中的傳質(zhì)過(guò)程以及螯合劑在陰極的再生循環(huán)

協(xié)同增強(qiáng)效果差異可能與三個(gè)方面有關(guān):首先,螯合劑本身的螯合能力存在差異.其次,環(huán)境pH值是影響螯合作用的主要因素[30],EDTA處理后土壤pH值小于GLDA和IDS,土壤懸液中質(zhì)子數(shù)量較多,更有利于傳質(zhì)過(guò)程的進(jìn)行.OA和CA聯(lián)用體系下,土壤pH值有所升高,使得其本身的酸化優(yōu)勢(shì)削弱.最后,重金屬螯合物在陰極的電沉積速率不同,進(jìn)而螯合劑再生速率不同,也會(huì)導(dǎo)致增強(qiáng)效果存在差異.

2.5 成本效益

聯(lián)用技術(shù)各組處理目標(biāo)金屬去除效率、電能消耗以及從污染土壤中每去除1%的重金屬所需的費(fèi)用如表3所示.在電能消耗方面,使用EDTA所消耗的電能最少,為9.87Wh.此外,其他氨基多羧酸類和小分子有機(jī)酸類螯合劑在電耗上相差不大.在藥劑費(fèi)用方面,氨基多羧酸類總體高于小分子有機(jī)酸類螯合劑.使用GLDA和IDS作為聯(lián)用技術(shù)淋洗劑雖然可以達(dá)到較高的去除效率,但其在土壤修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用研究目前沒(méi)有EDTA成熟[31].CA和OA的藥劑費(fèi)用較低,但在聯(lián)用技術(shù)下去除效率往往達(dá)不到理想水平.

表3 聯(lián)用技術(shù)下目標(biāo)金屬去除效率、電能消耗和經(jīng)濟(jì)效益

注:根據(jù)2021年1月1日起山東省工業(yè)用電價(jià)格,為0.6062￥/(kW×h).

淋洗廢液對(duì)于Cd和Pb的再淋洗能力如表4所示.結(jié)果表明,EDTA,GLDA和IDS對(duì)Cd和Pb的再淋洗能力可達(dá)到淋洗原液的96.24%,60.47%, 77.66%和80.39%,74.79%,73.48%.相反,OA和CA的再淋洗能力降低明顯,不足淋洗原液的50%.再淋洗能力下降的原因除了修復(fù)過(guò)程中螯合劑損耗外,可能還與環(huán)境pH值有關(guān)[7].對(duì)于氨基多羧酸類螯合劑來(lái)說(shuō),EDTA在偏堿性環(huán)境下仍具有較高的螯合能力,而GLDA和IDS更適合在偏酸性環(huán)境下發(fā)揮作用[32],因此GLDA和IDS的再淋洗能力低于EDTA.對(duì)于小分子有機(jī)酸類螯合劑而言,由于陽(yáng)極電解產(chǎn)生的H+涌入土壤懸液室與Cd和Pb競(jìng)爭(zhēng)結(jié)合點(diǎn)位,造成了淋洗廢液再淋洗能力的部分喪失.

表4 聯(lián)用技術(shù)各組淋洗廢液對(duì)目標(biāo)金屬的淋洗能力

綜上,考慮到聯(lián)用技術(shù)的修復(fù)效果、螯合劑的循環(huán)利用以及相應(yīng)的成本效益,使用 EDTA 作為聯(lián)用技術(shù)的螯合劑是最經(jīng)濟(jì)的.

3 結(jié)論

3.1 本實(shí)驗(yàn)條件下,單獨(dú)淋洗與聯(lián)用技術(shù)下,氨基多羧酸類螯合劑的去除效率均優(yōu)于小分子有機(jī)酸,且Pb的去除效率均高于Cd.與單獨(dú)淋洗處理相比,聯(lián)用技術(shù)可以提高土壤中Cd和Pb的去除效率.氨基多羧酸類螯合劑的協(xié)同增強(qiáng)效果更為明顯,對(duì)于Cd和Pb的平均去除效率可提高12.71%和22.58%.

3.2 聯(lián)用技術(shù)中重金屬通過(guò)土壤-淋洗液-陰極傳質(zhì)途徑達(dá)到從土壤中轉(zhuǎn)移去除.金屬螯合物在陰極的還原反應(yīng)導(dǎo)致了金屬螯合物-螯合劑-金屬螯合物的再生循環(huán)過(guò)程.

3.3 EDTA作為氨基多羧酸類螯合劑,在聯(lián)用技術(shù)下對(duì)Cd和Pb的去除效率可達(dá)46.60%和76.93%.其較高的目標(biāo)金屬去除效率和相對(duì)較低的成本以及高效的再淋洗能力表明:螯合劑淋洗和電化學(xué)還原聯(lián)用技術(shù)可以作為一種創(chuàng)新的、高效的和經(jīng)濟(jì)的礦區(qū)重金屬污染土壤修復(fù)手段.

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致謝：感謝山東大學(xué)宋岳和姜威老師對(duì)文章修改提供的意見(jiàn)及幫助.

Remediation of Cd-Pb contaminated soil by coupled soil washing and electrochemical reduction.

GAO Song1, TONG Xin-yuan2, WANG Yun1, WANG Zhuo-qun1, SUN Rui-lian1*

(1.Environmental Research Institute, Shandong University, Qingdao 266237, China；2.School of Environmental Science and Engineering, Shandong University, Qingdao 266237, China)., 2022,42(4)：1788～1794

This study proposed a combination technique to explore whether the coupling of chelating agent washing and electrochemical reduction can improve the heavy metal removal efficiency. The removal performance, mass transport mechanisms and economic benefits were investigated based on both a coupling strategy and separate soil washing. The combination technique could effectively improve the removal efficiency of heavy metals, and the synergistic enhancement effectwas related to the chelating ability and regeneration ability of the chelating agent. The aminopolycarboxylic acids could increased the removal efficiency of Cd and Pb by 15.24% and 27.05%, respectively. The low-molecular-weight organic acids increased the removal efficiency of Cd and Pb by 5.31% and 10.24%, respectively. Aminopolycarboxylic acids were more suitable for the combination system. The most cost-effective treatment in 48h was coupled EDTA washing and electrochemical reduction, where 46.60% of Cd and 76.93% of Pb were removed from the soil.

soil washing；chelating agent；electrochemical reduction；heavy metal contamination；combination technique

X53

A

1000-6923(2022)04-1788-07

高 松(1997-),男,吉林松原人,山東大學(xué)碩士研究生,主要從事土壤重金屬污染修復(fù)研究.發(fā)表文章2篇.

2021-09-24

國(guó)家自然科學(xué)基金聯(lián)合基金資助項(xiàng)目(U1906221);國(guó)家自然科學(xué)基金青年科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41601333)

*責(zé)任作者, 副教授,ruiliansun@sdu.edu.cn