环境科学  2020, Vol. 41 Issue (5): 2390-2397   PDF    
引用本文
张金永, 朱玉婷, 王明新, 韩莹, 葛嘉琦. 还原增溶强化EGTA淋洗修复重金属污染土壤[J]. 环境科学, 2020, 41(5): 2390-2397.
ZHANG Jin-yong, ZHU Yu-ting, WANG Ming-xin, HAN Ying, GE Jia-qi. Remediation of Heavy-Metal-Contaminated Soil by EGTA Washing Enhanced with Reduction Solubilization[J]. Environmental Science, 2020, 41(5): 2390-2397.
还原增溶强化EGTA淋洗修复重金属污染土壤
张金永, 朱玉婷, 王明新, 韩莹, 葛嘉琦     
常州大学环境与安全工程学院, 常州 213164
收稿日期: 2019-09-29; 修订日期: 2019-12-01
基金项目: 国家自然科学基金项目（41772240，21906009）；江苏省"六大人才高峰"培养对象项目（JNHB-003）
作者简介: 张金永(1995~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为污染场地修复, E-mail:229047318@qq.com
通信作者: 王明新, E-mail:wmxcau@163.com
摘要: 采用还原剂调控土壤中重金属的活性，旨在强化其对乙二醇双（2-氨基乙基醚）四乙酸（EGTA）洗脱土壤重金属的洗脱效果.分析了EGTA投加量、还原剂类型、液固比、淋洗时间等对土壤重金属的影响，以及不同淋洗条件下土壤重金属浸出浓度与化学形态的差异，采用SEM-EDS和FTIR对处理前后土壤样品进行表征.结果表明，硫代硫酸钠（Na2S2O3）可显著提高EGTA对重金属的洗脱率，当液固比为7.5：1、淋洗时间为2 h、EGTA与Na2S2O3投加量均为5 g·L-1时，Cu、Zn、Pb和Cd洗脱率分别达85.0%、60.7%、88.6%和66.4%.与EGTA单独处理相比，EGTA/Na2S2O3联合处理后，4种重金属的浸出浓度均降低，Pb的降幅最大，土壤颗粒变小，团粒结构被破坏，O和Al含量减少，Si含量增加，降低了土壤矿物组分的吸附性；土壤有机质含量大幅降低，-OH振动显著减弱，配位能力较强的有机官能团减少，降低了土壤有机组分的吸附性.土壤中吸附性较强组分含量的降低是Na2S2O3强化EGTA洗脱重金属的重要机制.
关键词: 乙二醇双(2-氨基乙基醚)四乙酸(EGTA)      重金属      螯合剂      土壤淋洗      土壤表征     
Remediation of Heavy-Metal-Contaminated Soil by EGTA Washing Enhanced with Reduction Solubilization
ZHANG Jin-yong , ZHU Yu-ting , WANG Ming-xin , HAN Ying , GE Jia-qi     
College of Environmental and Safety Engineering, Changzhou University, Changzhou 213164, China
Abstract: This study used a reducing agent to regulate the activity of heavy metals in soil, with the aim of enhancing the washing efficiency of heavy metals in soil by ethylene glycol bis (2-aminoethyl ether) tetraacetic acid (EGTA). The effects of EGTA dosage, reductant type, liquid-solid ratio, and leaching time on washing efficiency were studied. The heavy metal concentrations in the washing solution and the chemical specification under different washing conditions were analyzed. Scanning electron microscopy/energy-dispersive X-ray spectroscopy and Fourier-transform infrared spectroscopy were used to characterize the soil samples under different treatments. The results showed that the washing efficiencies of Cu, Zn, Pb, and Cd were 85.0%, 60.7%, 88.6%, and 66.4%, respectively, when the liquid-solid ratio was 7.5:1, the leaching time was 2 h, and the dosage of EGTA and sodium thiosulfate (Na2S2O3) was 5 g·L-1. Compared with single EGTA treatment, the leaching concentration of the four heavy metals all decreased, with the Pb decreasing most significantly. The soil particles became smaller, the aggregate structure was destroyed, the O and Al content decreased, the Si content increased, and therefore the adsorption capacity of soil mineral components was supposed to decrease. The soil organic matter content decreased significantly, and the -OH vibration was significantly weakened, indicating that the organic functional groups with stronger coordination ability were reduced, and the adsorption of organic components in the soil was reduced. The decrease in content of strongly adsorbed components in soil is an important mechanism for Na2S2O3 to enhance heavy metal elution by EGTA.
Key words: ethylene glycol bis (2-aminoethyl ether) tetraacetic acid (EGTA)      heavy metal      chelating agent      soil leaching      soil characterization     

由于工农业的迅速发展, 我国土壤重金属污染日益严重[1].土壤中的重金属一方面通过食物链层层富集到人体中从而导致各种疾病[2], 另一方面随着降雨径流进入水体造成水环境污染.重金属在土壤中自然衰减需要相当长的时间[3], 因此迫切需要快速有效的修复方法.

化学淋洗能够迅速有效降低土壤中重金属的含量, 对各种重金属均有较高的去除率[4], 而且操作相对简单, 运行成本较低[5, 6].许多螯合剂能够高效洗脱土壤中的重金属, 其中乙二胺四乙酸二钠(EDTA)是重金属污染土壤淋洗修复中最常用的螯合剂, 但其化学结构较稳定, 很容易在土壤环境中长期残留[7, 8], 且容易引起盐基离子的大量流失[9, 10].因此, 许多学者探索其它环境友好型螯合剂以替代EDTA, 如乙二胺二琥珀酸(EDDS)、乙二醇双(2-氨基乙基醚)四乙酸(EGTA)和谷氨酸二乙酸四钠(GLDA)等[11~14].

然而, 螯合淋洗对于长期重金属污染土壤的修复效果往往较差, 需要投加大量的螯合剂才能达到预期修复效果.这是由于重金属进入土壤后, 逐渐与土壤组分如黏土矿物、金属氧化物、有机质等进行结合, 随着时间的延长, 结合效果越稳定, 惰性态重金属占比越来越高, 螯合洗脱也就越来越难.针对该问题, 可以根据土壤中重金属的化学形态分布特征, 加入有助于重金属增溶的还原剂或氧化剂, 调控土壤中与铁锰氧化物、有机质等结合的重金属化学形态, 增强重金属活性, 从而强化螯合剂对重金属的洗脱效果.

本文以EGTA为螯合淋洗剂, 研究EGTA投加量、还原剂种类、液固比和淋洗时间等对重金属洗脱率的影响.分析EGTA单独淋洗、还原/螯合联合淋洗条件下重金属洗脱率、浸出浓度以及化学形态的差异, 对淋洗前后的土壤理化性质进行表征, 揭示不同淋洗方法对重金属污染土壤的修复机制, 旨在为重金属污染土壤淋洗修复提供新方法.

1 材料与方法 1.1 供试土壤

供试土壤来自江苏省常州市武进区科教城周边菜地, 去除浮土后, 在地下20 cm处采样.土壤中Cu、Zn、Pb和Cd的背景值分别为23.40、64.80、22.00和0.085 mg·kg-1[15].自然风干条件下去除杂质, 敲碎, 过5 mm筛, 加入一定量的重金属溶液, 搅拌均匀, 静置3年.所用试剂分别为：CuSO4·5H2O、ZnSO4·7H2O、Pb(NO3)2和CdCl2·5H2O, 均为分析纯.四分法取部分土样, 研磨后过2 mm筛, 供重金属全量分析用.土壤中各种重金属含量及理化性质见表 1和表 2.

表 1 供试土壤的重金属含量 Table 1 Concentration of heavy metals in tested soil

表 2 供试土壤的理化性质 Table 2 Physical and chemical properties of the tested soil

1.2 实验设计

考察EGTA投加量(0.2~10 g·L-1)、还原剂类型(盐酸羟胺、硫代硫酸钠、亚硫酸钠、亚硝酸钠和零价铁)、液固比(2.5~12.5)和振荡时间(0.5~4 h)等淋洗条件对重金属含量变化的影响.对淋洗前后土壤重金属浸出浓度、化学形态进行分析, 对土壤理化性质进行表征, 分析不同处理对土壤重金属的洗脱机理.

1.3 检测分析 1.3.1 重金属含量分析

采用火焰原子吸收分光度计(AAS, NovAA300)分析土壤重金属含量, 所用的Cu、Zn、Pb和Cd标准溶液均采用1 000 mg·L-1的标准贮备液(国家标准物质中心)逐级稀释, 实验用水均为超纯水.

称取5 g重金属土壤(精确到0.000 1 g)若干份, 以及相应的化学药剂用量、超纯水的用量, 放入对应的锥形瓶内.在恒温25℃下放入振荡箱以180 r·min-1的转速振荡2 h后, 使用离心机在4 000 r·min-1的转速下离心10 min取出.取出上清液, 加入25 mL超纯水充分搅拌, 再次放入振荡箱振荡10 min后离心.将两次上清液混合后定容待测.

在检测分析过程中, 每一批样品都设置平行样, 采用国家土壤标准物质GSS-1进行质量控制, 将土壤标准物质以样品总数的10%插入重复样, 保证重复样的标准偏差小于10%, 重金属的回收率见表 3.

表 3 重金属回收率实验结果 Table 3 Experimental results of the recovery of heavy metals

1.3.2 重金属浸出浓度分析

采用TCLP浸出方法[16]分析淋洗前后土壤重金属的浸出特性.取风干后的土壤研磨过100目(0.15 mm)筛, 称取2 g土样(精确到0.000 1)至100 mL离心管内, 按照20:1的液固比加入冰醋酸浸提液, 在恒温25℃下以200 r·min-1的转速振荡18 h后取出, 在4 000 r·min-1的转速下离心10 min后取上清液, 定容至50 mL待测.

1.3.3 重金属化学形态分析

采用四步连续提取形态分析法(BCR)[17]分析各重金属的弱酸提取态、可还原态、可氧化态、残渣态.采用HNO3-HClO3-HF法消解[18], 所需试剂均为优级纯, 采用火焰原子吸收光谱仪测定各不同形态重金属含量.采用质量平衡法进行质量控制, 4种不同形态组分的重金属含量之和与重金属总量的误差小于10%.

1.3.4 土壤理化性质分析与表征

采用水合热-氧化反应法测定土壤中的有机质含量.将自然风干后的土壤研磨成粉末状, 过6.7目(0.5 mm)筛, 称取1 g, 分别加入10 mL重铬酸钾溶液和10 mL浓硫酸, 不断摇动, 停置20 min后加入10 mL蒸馏水摇匀, 再静置沉淀, 取上清液10 mL定容到50 mL.然后将该待测液倒入比色皿, 使用土壤养分速测仪测定有机质含量.对土壤样品进行压片处理, 进行傅立叶变换红外光谱仪(FTIR, Nicolet iS50)分析；采用扫描电子显微镜-能谱仪(SEM, JSM-IT100)对土壤颗粒形貌和表面土壤元素组成进行分析.

2 结果与讨论 2.1 重金属洗脱效果 2.1.1 EGTA投加量的影响

从图 1可以看出, 土壤中4种不同重金属的洗脱率均与EGTA投加量正相关.Cu的洗脱率随着EGTA投加量的增加迅速上升, 当EGTA投加量达10 g·L-1时, Cu的洗脱率可76.41%.EGTA对Cd的洗脱效率较高, 当EGTA投加量为2 g·L-1时, Cd的洗脱率即达到66.88%以上, 继续增加EGTA投加量的作用较小.EGTA对Zn也有一定的洗脱作用, 当EGTA投加量达10 g·L-1时, Zn的洗脱率则达到58.29%.EGTA对Pb的洗脱效果较差, 在EGTA浓度为10 g·L-1时Pb洗脱率仅为42.38%.这是因为土壤中各种不同组分对Pb的吸附作用均较强, 因此解吸和洗脱较困难[19].

图 1 不同EGTA投加量重金属洗脱率 Fig. 1 Washing efficiency of heavy metals at different EGTA dosage

2.1.2 还原剂类型的影响

不同还原剂对于土壤重金属洗脱效果的影响见图 2.各还原剂与EGTA联合处理对Cu的洗脱率从大到小依次为：硫代硫酸钠＞盐酸羟胺＞未处理＞亚硝酸钠＞亚硫酸钠＞零价铁, 只有硫代硫酸钠和盐酸羟胺对EGTA洗脱Cu具有强化作用.各还原剂与EGTA联合处理对Zn的洗脱率从大到小依次为：硫代硫酸钠＞未处理＞盐酸羟胺＞亚硝酸钠＞亚硫酸钠＞零价铁, 只有硫代硫酸钠具有强化作用.除亚硝酸钠外, 其它还原剂均对EGTA洗脱Pb有强化作用, 从大到小依次为：硫代硫酸钠＞盐酸羟胺＞亚硫酸钠＞零价铁＞未处理＞亚硝酸钠.各还原剂与EGTA联合处理对Cd的洗脱率从大到小依次为：硫代硫酸钠＞盐酸羟胺＞未处理＞亚硝酸钠＞零价铁＞亚硫酸钠, 只有硫代硫酸钠具有强化作用.重金属进入土壤中后容易与铁锰氧化物结合[20], 硫代硫酸钠可把铁锰氧化物还原为可溶的低价态铁锰, 从而释放其结合的重金属[21, 22]；硫代硫酸钠自身则被氧化释放出H+, H+对重金属均有较强的离子交换能力, 也有助于进一步提高重金属洗脱率.

A:未处理，B:硫代硫酸钠, C:盐酸羟胺, D:亚硫酸钠, E:亚硝酸钠, F :零价铁 图 2 不同还原剂重金属洗脱率 Fig. 2 Washing efficiency of heavy metals using different reductants

2.1.3 液固比的影响

当EGTA和硫代硫酸钠(Na2S2O3)投加量均为5 g·L-1时, 液固比对EGTA/Na2S2O3联合洗脱土壤重金属的影响见图 3.随着液固比的提高, 各重金属的洗脱率逐渐增大.当液固比为7.5时, EGTA/Na2S2O3联合处理对4种重金属的洗脱率从大到小依次为Pb>Cd>Cu>Zn.当液固比大于7.5后, 继续提高液固比对重金属洗脱率的影响较小.液固比越大意味着土壤颗粒与溶液接触的面积越大, 有助于加速EGTA与重金属的螯合, 但是有部分重金属存在于土壤的晶体结构中, 较难被释放, 所以达到一定液固比后, 洗脱率不再上升[23].从曲线斜率看, 液固比对Pb洗脱率的影响最为显著, 其次是Zn和Cu, 对Cd的促进作用较小.与EGTA单独处理相比, 投加Na2S2O3对土壤中的Pb具有较好的增溶作用, Pb也更容易与EGTA形成螯合物[24], 因此对Pb洗脱率的提高幅度最大.

图 3 液固比对重金属洗脱率的影响 Fig. 3 Effect of liquid-solid ratio on washing efficiency of heavy metals

2.1.4 淋洗时间的影响

当EGTA和Na2S2O3投加量均为5 g·L-1时、液固比为7.5时, 淋洗时间对重金属洗脱率的影响见图 4.增加淋洗时间可以显著提高Cu和Zn的洗脱率.当淋洗时间为4 h时, Cu和Zn的洗脱率分别为79.56%和74.25%.淋洗时间对Cd的洗脱率的影响较小, 当淋洗时间为0.5 h时, Cd的洗脱率即达到82.63%.当淋洗时间为0.5 h时, Pb的洗脱率达86.88%, 当淋洗时间增加到2 h时, Pb洗脱率高达98.46%.当淋洗时间为2 h时, 土壤重金属解吸基本达到饱和, 再吸附作用逐渐增强, 难以进一步提高洗脱率[25, 26].

图 4 不同淋洗时间重金属洗脱率 Fig. 4 Washing efficiency of heavy metals at different washing time

2.2 重金属浸出浓度与化学形态变化 2.2.1 不同淋洗条件对土壤重金属浸出浓度的影响

图 5显示处理前、EGTA单独处理、Na2S2O3单独处理以及EGTA/Na2S2O3联合处理等不同条件下土壤重金属的浸出浓度.各不同处理方法均对Cu、Zn的浸出浓度有一定的削减作用, EGTA/Na2S2O3联合处理后, Cu和Zn的浸出浓度分别由原来的14.18 mg·L-1和24.37 mg·L-1降低到3.94 mg·L-1和2.71 mg·L-1, 降幅分别为72.2%和88.9%.EGTA/Na2S2O3联合处理对Cu和Zn浸出浓度的削减幅度大于其洗脱率的削减幅度, 表明EGTA/Na2S2O3联合处理不仅有效降低土壤中Cu和Zn的残留量, 还可以有效降低残留Cu和Zn的活性, 降低其二次污染风险[27, 28].由于处理前土壤中的Pb和Cd的浸出浓度较低, 因此EGTA/Na2S2O3联合处理对Pb和Cd浸出浓度的影响较小.

A：处理前, B：EGTA单独处理, C：Na2S2O3单独处理, D：EGTA/Na2S2O3联合处理 图 5 不同淋洗条件下TCLP重金属浓度 Fig. 5 TCLP concentration of heavy metals under different washing conditions

2.2.2 不同淋洗条件对土壤重金属化学形态分布的影响

不同淋洗条件土壤重金属化学形态的差异见图 6. 3种处理对土壤中Cu、Zn和Cd的弱酸提取态的洗脱效果大小为EGTA/Na2S2O3联合处理>EGTA单独处理>Na2S2O3单独处理.对于Pb, EGTA单独处理甚至提高了弱酸提取态Pb残留量, 这可能是由于EGTA对Pb的活化作用相对较慢, EGTA淋洗过后仍有部分EGTA残留于土壤中, 使得残留Pb被活化.因此EGTA淋洗后可采用清水洗脱残留于土壤的EGTA, 进一步提高Pb洗脱率.Na2S2O3单独处理对弱酸提取态Pb有一定的洗脱作用, 但洗脱作用较小, EGTA/Na2S2O3联合淋洗则可以显著降低弱酸提取态Pb残留量.

EGTA/Na2S2O3联合处理条件下, 4种重金属的弱酸提取态含量均较单独淋洗状态有下降. 3种处理对Cu、Pb、Zn和Cd的可还原态组分的洗脱效果均较好, EGTA/Na2S2O3联合处理效果尤为显著.从图 6中可以看到, 联合处理后Cu、Pb、Zn和Cd的可还原态残留量由原来的328.16、690.25、413.37和7.70 mg·kg-1下降到26.46、123.12、130.99和0.48 mg·kg-1, 降幅为91.9%、82.2%、68.3%和93.8%.这是因为土壤中的铁锰氧化物对重金属离子具有很强的吸附作用[29], 供试土壤中的重金属也主要以铁锰氧化物结合形式的可还原态存在.不同处理条件下, 土壤中残渣态重金属含量均高于处理前土壤, 表明3种处理条件下均有部分活性较强的重金属组分被转化为惰性的残渣态.不同处理条件下4种重金属的可氧化态组分含量也有一定变化, 但由于供试土壤中重金属以弱酸可提取态和可还原态为主, 因此可氧化态组分含量变化对重金属洗脱效果的影响相对较小.

A：处理前, B：EGTA单独处理, C：Na2S2O3单独处理, D：EGTA/Na2S2O3联合处理 图 6 不同淋洗条件下4种重金属形态变化 Fig. 6 Chemical specification changes of four heavy metals under different washing conditions

2.3 土壤理化性质变化 2.3.1 土壤有机质含量分析

图 7为不同淋洗条件下土壤有机质含量的变化.供试土壤处理前有机质含量(质量分数)为1.2%, EGTA单独处理、Na2S2O3单独处理、EGTA/Na2S2O3联合处理等3种方式均显著降低了土壤有机质含量, EGTA单独处理后有机质从1.2%降低到0.7%, 降幅为41.6%, Na2S2O3单独处理后有机质降到了0.4%, 降幅为66.6%, EGTA/Na2S2O3联合处理后有机质含量降至0.6%, 降幅达50%.可见, 3种不同淋洗方式均对土壤肥力存在负面影响, 淋洗后土壤如回归农用还需培肥地力.土壤有机质富含羟基、羧基和酚羟基等多种含氧官能团, 能和金属离子形成稳定的络合或者螯合产物, 重金属与之形成的配合物较为稳定, 因而难以解吸和洗脱.胡宁静等[30]发现当去除土壤有机质后, 土壤对Pb的吸附量明显降低, 本研究中土壤有机质含量的下降也在一定程度上促进了重金属的解吸和洗脱.

A：未处理, B：EGTA单独处理, C：Na2S2O3单独处理, D：EGTA/Na2S2O3联合处理 图 7 不同淋洗条件下土壤有机质含量变化 Fig. 7 Changes in soil organic matter content under different washing conditions

2.3.2 FTIR分析

图 8显示不同处理条件下土壤样品的FTIR谱图, 在波长400~4 000 cm-1区域内根据光谱峰值位置鉴定化学键.Si—O不对称弯曲振动出现在461~464 cm-1和509~514 cm-1处, Si—O的对称弯曲振动则出现在690~695 cm-1处[31]. 522~527 cm-1是Si—O—Al、Si—O—Mg的弯曲振动, 1 100 cm-1处是属于Si—O—Si的反对称拉伸[32].在波长1 720 cm-1的峰值是游离的—OH和H2O的振动伸展[33]；在波长3 400 cm-1的峰值则是氢键H2O中羟基的宽不对称带[34].EGTA单独处理、Na2S2O3单独处理、EGTA/Na2S2O3联合处理后土壤的FTIR图谱中—OH和Si—O—Si的反对称拉伸均存在显著的差异, 其中—OH在土壤中主要来自于土壤有机质, EGTA/Na2S2O3联合处理条件下—OH振动显著减弱, 这与该处理条件下土壤有机质显著降低有关[35].—OH振动显著减弱表明对重金属具有较强吸附能力的配位体减少, 促进其吸附的重金属被释放和洗脱.

图 8 不同淋洗条件下土壤样品FTIR谱图 Fig. 8 FTIR spectra of soil samples under different leaching conditions

2.3.3 SEM-EDS分析

图 9为不同淋洗条件下土壤的SEM图.从图 9(a)可以看出, 未经处理过的土壤颗粒是一种表面粗糙、凹凸不平但紧致密实的颗粒.从图 9(b)~9(d)可以看出, 不同淋洗处理后土壤颗粒逐渐变小, 并由修复前的多孔粗糙团粒结构变得更为平整, 且存在容易剥落的片状或块状结构, EGTA/Na2S2O3联合处理的土壤样品变化更为剧烈.这是由于淋洗过程中, 不仅重金属被洗脱, 与土壤无机矿物组分相结合的有机组分也被逐渐洗脱, 土壤团粒结构被破坏, 土壤表面无机矿物组分逐渐凸显.

(a)未处理, (b)EGTA单独处理, (c)Na2S2O3单独处理, (d)EGTA和Na2S2O3联合处理 图 9 不同淋洗条件下土壤样品的SEM图 Fig. 9 SEM pictures of soil samples under different washing conditions

不同处理前后土壤样品的EDS分析见表 4.与未处理相比, 3种不同处理的土壤样品中的Mg、Ca、K、O和Al元素质量分数均有所下降, Si质量分数则明显升高, 这是由于淋洗容易导致土壤盐基离子流失[36], 使得土壤颗粒表面的Si含量相对更高.Al含量降低[37]可能有以下两个原因：一是Na2S2O3与土壤中含铝氧化物的还原反应导致Al元素流失, 二是EGTA淋洗破坏了土壤中层状铝硅酸盐的边缘结构, 导致处于水铝片边缘的Al元素流失.O元素的降低原因主要源于有机质含量的下降.可见, EGTA/Na2S2O3联合处理改变了土壤的结构和组成, 破坏了层状铝硅酸盐结构, 降低了有机质含量, 降低了对重金属的吸附能力, 因而有助于重金属的洗脱.

表 4 不同淋洗条件下土壤元素所占质量分数变化 Table 4 Changes in soil element content (ω) under different washing conditions

3 结论

(1) Na2S2O3可显著改善EGTA对土壤中4种重金属的洗脱效果, 当液固比为7.5:1、淋洗时间为2 h、EGTA和Na2S2O3投加量均为5 g·L-1时, Cu、Zn、Pb和Cd洗脱率分别达到85.0%、60.7%、88.6%和66.4%.

(2) EGTA/Na2S2O3联合处理后土壤中4种重金属的浸出浓度均显著下降, Cu、Zn、Pb和Cd的可还原态组分含量分别降低了91.9%、82.2%、68.3%和93.8%.供试土壤中重金属主要以可还原态存在, Na2S2O3通过将土壤中可还原态重金属转换为酸可提取态或可溶态, 显著提高了EGTA对重金属的洗脱效果.

(3) EGTA/Na2S2O3联合处理后, 有机质量大幅度下降；土壤颗粒变小, 表面呈剥落片状, O和Al含量降低, Si含量增加；—OH振动显著减弱, 表明对重金属具有较强吸附能力的土壤组分含量及配位体减少, 是Na2S2O3强化EGTA洗脱重金属的重要机制.

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