隨著信息科技的高速發(fā)展和電子產(chǎn)品的更新?lián)Q代，越來越多的電子產(chǎn)品被淘汰、丟棄而成為電子廢物。其手工拆解、露天焚燒、酸浸等原始拆解工藝導致一系列有毒化學物質(zhì)釋放進入周邊環(huán)境。電子垃圾拆解區(qū)土壤普遍存在金屬(如Cu、Pb、Ni、Hg、Cr、Zn)和多溴聯(lián)苯醚(PBDEs，如十溴二苯醚(BDE209))的復合污染。DUAN等[1]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，清遠市電子垃圾回收站的表層土壤PBDEs質(zhì)量濃度顯著升高(BDE209為2 775 ng/g)。貴嶼地區(qū)電子垃圾焚燒污染土壤中重金屬Cu和PBDEs分別達到1 374～14 253、2 906～44 473 ng/g。典型拆解處理區(qū)附近生物，甚至人的血液中都發(fā)現(xiàn)了極高水平的PBDEs和微量金屬。YAO等的研究結果表明，Cu的存在會使一溴聯(lián)苯醚(BDE3)在土壤中的持久性顯著增加，極大增加修復難度。

重金屬-有機復合污染土壤修復技術主要包括化學洗脫修復、植物修復、化學強化植物修復、電動修復及利用不同技術的優(yōu)勢組合的聯(lián)用技術等?；瘜W洗脫修復技術周期較短、效果顯著、成本較低，已成熟應用于實際場地修復，常用的洗脫劑包括皂素、鼠李糖脂等生物表面活性劑以及復配洗脫劑。目前，關于PBDEs污染土壤、重金屬-PBDEs復合污染土壤的化學洗脫修復研究較少，洗脫劑篩選及洗脫過程影響因素研究尚未成熟。因此，篩選有效的洗脫劑，在適宜條件下同步高效去除土壤中重金屬和PBDEs至關重要。

新型螯合型表面活性劑(N-烷基乙二胺三乙酸鹽和N-?；叶啡宜猁})是在乙二胺四乙酸(EDTA)的羧基上引入親油脂肪?；蛲榛瞥桑婢唑闲院捅砻婊钚?，可有效增溶有機污染物，并與重金屬離子能形成穩(wěn)定性較高的螯合物。此外，它還具有水溶性好、在自然環(huán)境中能夠快速降解、不會對環(huán)境造成二次污染、對哺乳動物和水生生物幾乎無毒等優(yōu)點。刁靜茹110利用N-十二?；叶啡宜徕c鹽(LED3A)洗脫重金屬-多環(huán)芳烴(PAHs)復合污染土壤，結果表明LED3A可同時洗脫土壤中的Cu和菲，且兩者同步洗脫率均可超過60%。本研究選用LED3A作為洗脫劑，采用批平衡振蕩實驗法，探究其對復合污染土壤中Cu和BDE209的同步洗脫率及影響因素，以期為重金屬-PBDEs復合污染土壤的化學洗脫修復提供新的思路。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

主要試劑包括LED3A(純度90%)、BDE209(純度95%)、硝酸銅(分析純)、甲苯(優(yōu)級純)。

主要儀器包括電子天平(AL104)、離心機(HC-3018)、恒溫水浴振蕩器(SHA-B)、氣相色譜—質(zhì)譜聯(lián)用儀(7890A-5975C)、原子吸收分光光度計(nov AA400)。

1.2 供試土壤

供試土壤采自衢州市，土壤為典型南方紅壤，土中膠體數(shù)量多，比表面積大，吸附能力強。潔凈表層土去除枝葉石礫等雜物后自然風干，研磨過2 mm篩備用。土壤為粉砂質(zhì)黏壤土，理化性質(zhì)測定結果:pH為4.5，土壤有機質(zhì)為13.9 g/kg，陽離子交換量為12.4 cmol/kg。

取供試土壤，通風櫥內(nèi)加入一定量BDE209甲苯溶液攪拌均勻，靜置15 d，期間不斷攪拌確保污染物混合均勻及甲苯完全揮發(fā)，制得BDE209質(zhì)量濃度為100 mg/kg的污染土壤(即BDE209單一污染土壤)。用噴壺將硝酸銅水溶液均勻噴灑于供試土壤之中，期間不斷攪拌，通風櫥內(nèi)自然風干，制得Cu質(zhì)量濃度為5 000 mg/kg污染土壤(即Cu單一污染土壤)。相同方法依次加入BDE209和硝酸銅溶液，攪拌均勻，得到BDE209質(zhì)量濃度為100 mg/kg和Cu質(zhì)量濃度為5 000 mg/kg的復合污染土壤(即Cu-BDE209復合污染土壤)。置于棕色瓶中密閉老化30 d后使用。

1.3 實驗方法

動力學實驗:稱取1 g污染土壤(Cu單一污染土壤、BDE209單一污染土壤、Cu-BDE209復合污染土壤)置于50 mL離心管中，加入20 mL 5 g/L的LED3A溶液，加入少量NaN3溶液抑制土壤微生物活性與生長，pH調(diào)節(jié)為7，水土比為20 mL/g，25 ℃的恒溫水浴振蕩器中振蕩處理(180 r/min)。前30 min分別在10、20、30 min，之后分別在1、2、4、6、8、12、24 h取上清液測定污染物。

單因素實驗:分別取1 g Cu-BDE209復合污染土壤于一系列50 mL離心管中，加入一定量的LED3A溶液，調(diào)整濃度、pH、水土比條件，加入少量NaN3溶液，離心管密封后置于25 ℃、180 r/min的恒溫水浴振蕩器中振蕩12 h后取樣測試。另用20 mL純水作為洗脫劑開展對照實驗。未特別指出時，LED3A為 5 g/L，pH為7，水土比為20 mL/g。

1.4 分析方法

(1) BDE209測定:
使用索氏抽提法提取固體樣品中的BDE209。冷凍干燥土壤與無水硫酸鈉充分混勻后加入回收率指示物13C-BDE209，40 mL甲苯在BUCHI抽提系統(tǒng)(B-811)中提取8 h(加入銅粉除硫)。抽提液濃縮至1～2 mL，再加入5 mL正己烷，繼續(xù)蒸至近干，重復3次，所得樣品過多層復合硅膠柱凈化。依次用5 mL正己烷、70 mL正己烷/二氯甲烷混合液(體積比1∶1)洗脫。收集洗脫液，經(jīng)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)、氮吹濃縮后定容至2 mL。取出1 mL過0.45 μm有機濾膜，進行氣相色譜—質(zhì)譜檢測分析。

儀器條件如下:色譜柱選擇DB-5HT(15 m×0.25 mm×0.10 μm，Agilent Technologies)，載氣為高純氦氣(流速1.5 mL/min)，反應氣為高純甲烷，不分流進樣，進樣量為1 μL;升溫程序為初始溫度110 ℃保持1 min，以8 ℃/min的速度升至320 ℃，保持3 min;進樣口溫度280 ℃，離子源溫度150 ℃，界面溫度280 ℃。

(2) Cu的測定:
洗脫后的混合液離心后取上清液，稀釋后，用原子吸收分光光度計測定Cu的濃度，計算洗脫率。

儀器條件如下:測定波長為324.8 nm，狹縫寬度為1.2 nm，火焰類型為乙炔/空氣，燃助比(乙炔、空氣的流量比)為0.075，儀器檢出限為0.035 mg/L。

2 結果與討論

2.1 洗脫動力學特征

LED3A溶液對Cu單一污染土壤、BDE209單一污染土壤以及Cu-BDE209復合污染土壤洗脫的動力學結果見圖1、圖2。結果表明，在實驗的前30 min，LED3A對Cu單一污染土壤和BDE209單一污染土壤的洗脫率快速增大，隨著洗脫時間延長，洗脫率繼續(xù)增大，但增長幅度有限，整體表現(xiàn)為快速階段和慢速階段的兩階段特征。6 h后，Cu的洗脫率趨于平衡，最高洗脫率為76.10%;BDE209的洗脫率在12 h后趨于平衡，最高為25.35%。

在復合污染土壤的洗脫過程中，Cu依然表現(xiàn)為前30 min快速洗脫，30 min后慢速洗脫的特征，而BDE209則是4 h前慢速洗脫，4 h后快速洗脫，6 h后趨于平衡，Cu和BDE209的最高洗脫率分別為73.20%和40.57%。相比于對單一污染土壤的洗脫效果，LED3A對復合污染土壤中Cu的洗脫率比單一污染土壤中Cu的洗脫率低2.9百分點;相比于單一污染土壤，LED3A對復合污染土壤中BDE209的洗脫率高15.22百分點，但未達到顯著性差異(p>0.05)。洗脫平衡時間縮短原因可能是Cu²⁺的存在促進了BDE209的洗脫。Cu²⁺影響表面活性劑LED3A對有機物BDE209的增溶能力主要是通過改變LED3A分子結構實現(xiàn)。Cu²⁺能與LED3A分子中的羧基螯合成鍵，并與含氮含硫等基團通過形成配合物、電荷轉(zhuǎn)移、靜電反應等作用促進膠束形成，使LED3A分子聚合體內(nèi)部結構重組。Cu²⁺與LED3A中的羧基結合后，降低了LED3A的負電荷，Zeta電位升高，分子間靜電斥力降低，分子之間易于聚合形成更大的分子，促進膠束的形成，有利于LED3A對BDE209的增溶。

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