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土壤重金属固定与稳定化
土壤重金属固定与稳定化
土壤是独立的、复杂的、能生长植物的疏松地球表层,是连接各环境要素的基本枢纽,也是结合无机界和生物界的中心环节。
土壤可以看成一个独立的历史自然体,有着自己的生成发展过程,能在物质和能量的导入和输出过程中体现一个有机体的功能。
土壤是一个复杂的系统,其物质组成和结构的复杂性,使得土壤有机体中的物质和能量迁移转化过程富有物理、物理化学和生物学等方面的复杂反应。
土壤因为能生长植物和提供建筑设施的基本平台使它成为了人类赖以生存的物质基础,因此,“土壤是世代相传的,人类所不能出让的生存条件和再生产条件”一一马克思《资本论》,第三卷,1061页(严健汉,詹重慈,1985)[1]。
土壤在承载着人类社会进步的同时也在承载着人类生存活动中带来的巨大扰动。
在扰动过程中,一些改变或破坏土壤机体功能的物质进入土壤,当超过一定容量时,则形成土壤污染。
随着工农业的迅速发展,各种外源污染物通过不同途径逐渐进入土壤,使土壤最终成为大量污染物的“汇”,土壤中污染物来源广泛,主要类型包括有机污染物和无机污染物两类。
有机污染物主要指石油烃污染物、有机农药和一些持久性有机污染物等;而无机类污染物主要以重金属污染物为主,同时,一些富营养废弃物、放射性核素和致病生物等也能造成土壤污染。
近年来,受污染土壤面积增加的趋势日益明显,据粗略统计,在过去的五十年里,排放到全球环境中的福达2.2万吨,铜93.9万吨,铅78.3万吨,锌135万吨,其中有相当部分进入土壤,致使世界各国土壤受到不同程度的重金属污染(王新,周启星2004)[2]。
目前,中国受有机污染物(农药、石油烃和PAHs)污染农田达3600万公顷,其中受农药污染的面积约1300-1600万公顷;受重金属污染的耕地多达2000万公顷,每年重金属污染的粮食多达1000万吨,江西某县多达44%的耕地受到污染,形成670公顷的“镉米”区(周启星,宋玉芳,2004)[3]。
1977年美国调查了50个废物堆放场,其中43个堆放场重金属污染了附近的土壤和地下水(Rod,1995;Thoraton,1996)[4]。
另外,污水灌溉和污泥土地施用等农作实践也农田造成了大面积的污染,如沈阳张士灌区用污水灌溉20多年后,污染耕地2500多hm2,稻田含镉5-7mg}kg1,造成了严重的镉污染;天津近郊因污水灌溉导致2.3万hm2农田受到污染;广州近郊因为污水灌溉而污染农田2700hm2,因施用含污染物的底泥造成1333hm2的土壤被污染,污染面积占郊区耕地面积的46%;90年代中期对北京某污灌区进行的抽样调查表明,大约60%的土壤和36%的糙米存在重金属污染问题(仲维科等,2001)[5]。
重金属污染作为土壤污染的重要类型之一,己逐渐成为普遍现象。
由于土壤重金属污染具有长期性、隐蔽性和不可逆性等特点,进入土壤中的重金属能进入食物链并在生物体内累积放大,使其对人类和其它生物产生极大的危害,也使土壤重金属污染逐渐成为人们关注的热点。
1、土壤健康及其动力学
近年来日益重视的土壤环境安全研究,暗示了土壤在发挥其生产力本质的同时,也在承受着功能上被破坏的风险。
与此同时,人们对农业的理解己经发生了变化,作为农业活动的主要载体,土壤不仅仅是一个单独的操作系统,它是复杂生态系统的重要组成部分。
对土壤的研究也己不能停留在一个简单意义上的承载和生产了,把土壤看作一个有机的生命体,从健康学的角度进行研究显得尤为重要。
2.1土壤健康的概念
近年来土壤健康(Soilhealth)和土壤质量(Soilquality)这样的术语经常出现在一些科技文献中。
人们对怎样区分土壤健康和土壤质量这两个概念各陈其辞。
美国学者Doran认为,土壤质量和土壤健康在广义上指土壤实现其功能的潜力,在自然和人工生态系统边界内能够维持生物的生产力,改善环境质量和促进水体、空气以及动植物健康的功能(JohnandDoran,2001)[6]。
Pankhurst[7](1995)在其论文中把土壤健康和土壤质量定义为三个部分:
持续的生物生产力、植物和动物健康水平的提高、环境质量的维持。
目前大多数人所接受的土壤健康的概念为:
土壤作为重要的生命系统行使各种功能的能力,也即在生态系统水平和土地利用的边界范围内,维持生产植物性和动物性产品的能力,维持或改善水和大气质量的能力,以及促进植物和动物健康的能力(周启星,2005)。
有人认为,科学家偏向于使用“土壤质量”,而生产者则更倾向于使用“土壤健康”,这并没有体现出土壤健康和土壤质量两者间本质上的区分。
科学家常使用“土壤质量”是因为他们可用一些可以计量的内在指示因子来描述土壤在物理、化学和生物学上的特征(Doranetal.,1996);而生产者和一些环境研究者常用土壤健康,是他们把土壤看作一个具备完整功能的整体,通过其功能在动植物等载体上的表现来描述土壤健康的动态变化。
White[9]曾经这样定义土壤健康:
反映出土壤作为一个生物系统;说明土壤在景观中的基本功能;比较特定土壤对其在气候、景观和植被格局中独特潜能的条件;设法能够提出有意义的趋势评价(梁文举等,2001)。
大多数学者都接受土壤健康应从土壤生态功能的角度加以定义,土壤作为一个有机整体在自然和人为扰动下使其在生态系统中功能受损,我们称为土壤健康遭到破坏。
可见,土壤健康和土壤质量在其定义上存在着一定的差别。
动物和人体均以土壤上生长的植物为食,因而动物和人体的健康与土壤健康息息相关。
由于人们越来越注重饮食与健康,所以土壤健康的观点越来越广泛地在土壤研究和实践生产中得到关注。
与此同时,土壤在陆地生态系统中的地位和作用以及土壤健康与大气和水健康的关系也逐渐被人们所认识。
土壤健康不仅又植物的生长效率及品质有影响,而且对水体健康和大气健康都有影响。
土壤抗准蚀的能力、作为地表水和地下水的过滤器、土壤吸附性能等都使土壤和水体环巷之间有着密切的关系;土壤还是陆地生态系统中最大的碳库和氮库,可以促进夕气分室中的碳向土壤分室转移,减少氮氧化物从土壤中的释放。
从健康的角度习定义土壤生态系统功能,己经不能仅仅局限于其生产性,而应该将其与生态系统及环境联系起来,与土壤保护及持续农业联系起来。
综上所述,我们认为,土壤质量通常被指为维持生态系统生产力和动植物健康而不发生土壤退化及其它生态环境问题的能力;而土壤健康强调的是土壤作为活生命体的功能,即一个健康的土壤既能持续生产出丰富而优质的作物产品,又能作为环境的重要组成部分供生态系统的服务功能。
土壤健康不仅是维系植物健康生长与发育的基础,而与水体健康和大气健康有密切关系,并成为人体健康和动物健康的基本动力。
2.2土壤健康的基本要素
土壤具有为植物生长提供介质、调节和储藏水资源、为人类生活提供平台、以及作为环境缓冲器的服务功能。
正是土壤的这四项主要功能,构成了土壤健康的基本要素。
任何一个影响或改变土壤健康的因素都是以先作用在土壤健康这四个基本要素上为基础的。
1)植物健康生长
对于农业生产来说,健康土壤或是质量好的土壤,应该是肥沃和适合耕种白土壤,能够在正常条件下生产出高质量的农产品。
因此,土壤健康的首要条件是为作物种子发芽和根生长提供适宜的介质,包括不存在过酸或过碱等不宜生态条件以及对植物生长有害的其它条件;平衡地供给植物的营养;能够获得、接受储藏并及时释放供植物利用的水分;能够通过动植物残体的降解作用使营养物得以再循环;对有助于提高植物抵抗各种疾病的微生物群落起支持作用。
2)水分调控与储藏
土壤的蓄水能力不能看作土壤的单一作用,与生长其上的植物所组成的土壤—植物系统是保证土壤蓄水能力的基础。
健康的土壤机体与植物之间在水分调主和储藏上相互依存。
良好的水分调控与储藏能力能为植物发达根系提供条件,植物的根系也能使土壤机体调控与储藏水分成为可能。
反之,土壤容易陷入贫痔板结、侵蚀、沙化和难以生长植物的恶性循环。
雨水或雪水到达地面或进入土壤后有若干归宿:
一是渗入土体中,然后在土壤中储藏起来,或者被植物吸收;二是直接穿过土体进入地下水中;三是作为径流沿着地表或表层土壤进行迁移进入到溪流或河流等更大的水域。
土壤储水量往往取决于所获得的降水量,但是,一个健康土壤或者质量好的土壤,当有足够的降水量时,土壤作为活机体,能够储藏足够的水分,从而最大限度地促进作物的健康生长和发育,最终获得高质量的农产品。
与此同时,产生的地表径流最小,带走的土壤沉积物最少(周启星,2005)。
3)为人类居住提供平台
土壤是人类环境重要的组成因素。
土壤由于具有多方面作用,从而成为人类生存和发展的历史舞台。
它一直在上演人类文明的兴衰与成败。
历史上伟大的文明总是从肥沃健康的土壤上孕育而来,如古代尼罗河流域埃及王朝的繁荣,我国的长江和黄河流域,底格里斯河和幼发拉底河的谷地土壤,都是灿烂文明的诞生地。
人类的居住环境也正是以这些健康土壤为基础。
但当人口剧增,工业飞速发展时,土壤健康也在经历着前所未有的挑战。
一些曾经肥沃的土壤受到严重的污染,污染物通过直接或间接的途径进入人体,人们在这样的土壤上居住,无疑增加了受害的风险,适合人类居住的土壤平台也在逐渐减少。
4)环境缓冲器
土壤不但能接纳并保持一定数量的营养物质源源不断地供给植物,而且在一定程度上,健康土壤还能使一些有毒有害污染物转化为低毒的形态或降解为对动物、植物和微生物无毒的成分,同时对地表水和地下水不会构成污染。
但是,土壤实施这一功能的能力是有限的,而且对于健康状况受损的土壤进行功能修复也是有限的。
因此,必须控制大量外来污染物进入土壤,否则,将对土壤健康产生危害,影响土壤机体的功能(周启星,2005)。
2.3土壤健康动力学的定义
土壤健康动力学是指土壤组分及其生态系统服务功能在时间上的动态变化,以维持土壤生产力的有益元素动态过程、促进动植物健康的土壤组分实践响应以及影响人体健康的土壤污染物归趋循环来表征土壤健康变化的动力学过程。
从系统论观点来看,土壤是一个复杂、多相、多层次结构和开放性的动态系统。
也就是说,不同层次的土壤变化都是土壤中物理的、化学的、生物的等各个动态过程的综合体现。
在各个动态过程中,土壤的有机质含量、团粒结构、容重、pH、肥力和对外源物质的负载能力等都将随着时间变化而变化,尤其是在自然和人为因素的影响下,土壤的健康状态处于动态过程中。
土壤健康状况的变化响应着土壤各种理化性状在时间上的动态变化,不同性质的土壤变化的时间尺度也不同,通常有可逆和不可逆的,瞬时的和延续性的,良性的和恶性的类型之分。
因此,评估土壤健康与否也不能仅从某些固有的生产力指标或环境质量指标静态地描述土壤功能的变化,而应该从动力学的角度对土壤有机体进行动态的描述和评估。
目前,并没有准确描述土壤理化性质动态变化的方程,对土壤水分、温度、溶质和某些有益元素组成的变化过程的定量描述与建模也是初步的,但要把土壤中全部组分、全部过程都加以考虑,上升到综合定量表征土壤健康的动态变化和系统服务功能依然需要进一步研究。
2、土壤重金属污染治理技术
在经历了历史上由于重金属污染带来的灾难后,人类对土壤重金属污染的关注不仅在公众意识上有了提升,也在实践中不断挖掘治理这种污染的方法。
经过几十年的发展,各种治理技术不断更新完善,并根据各自特点在实践中得以逐步应用。
在一般说来,常规的土壤重金属污染治理技术可以归纳为农业工程法、物理化学法和生物学三大类。
农业工程技术包括客土、换土和深耕等措施;物理化学方法包括电动修复、电热修复、土壤淋洗、溶剂浸提和化学固定等;生物修复包括植物修复和菌根,微生物修复。
近年来,植物修复和菌根、微生物修复作为一门新兴的修复技术越来越成为研究的热点。
植物修复是通过一些非食用性植物提取收获达到去除土壤中重金属的目的,菌根和微生物修复是通过特殊微生物物质的吸收、分解和固定从而降低重金属的生物毒性。
每种治理技术都存在其优劣性,针对不同土壤重金属污染的类型,人们也在选择不同的治理方法,例如对于污染程度非常严重的重金属点源污染,采取客土或化学萃取和淋洗的方法;而对于污染程度较轻的耕作土壤面源污染可以采取植物修复或化学固定的方法。
另外根据土地利用方式不同,方法选择也有所不同。
实地应用过程中,所有的方法都要经历修复成本和修复效率这样两个瓶颈,同时要接受二次污染的考验,研究过程中需对每一种方法可能出现的风险进行合理评价和规避。
以下的几方面将是今后研究噬待解决的问题:
(1)植物修复过程中的生物量、修复的时间效率和复合污染条件下的植物筛选。
(2)化学固定过程中污染物的再次释放评估和监控。
(3)淋洗、浸提后的废液处理以及带来的二次污染。
(4)客土、深耕和热处理过程中对土壤结构的破坏。
(5)土壤修复过程中对地下水安全的威胁。
重金属污染土壤的修复是一个非常复杂的系统工程,单一的修复技术很难达到预期效果,往往需要通过多种措施综合利用以提高修复效率。
在各种技术中,不断发展的强化措施将有利于进一步促进修复的预期效果,如植物基因工程技术、施肥技术和重金属活化技术等。
3、复合污染对重金属吸附—解吸行为的影响
3.1土壤对重金属的吸附
重金属在土壤中的吸附—解吸是其进入土壤环境后的重要化学过程之一。
重金属在土壤中的解吸行为常被看作土壤吸附态重金属的释放过程,所以通过研究土壤重金属的吸附—解吸行为,可以预测土壤环境中重金属的迁移转化和归趋,为重金属污染土壤的修复防治提供科学依据。
土壤由于其胶体的性质而具有巨大的比表面积,对土壤中重金属的吸附—解吸反应也是土壤比较重要的表面性质之一,其吸附机理主要包括非专性吸附和专性吸附两个方面。
非专性吸附是由于静电引力和热运动平衡作用产生的离子吸附,吸附过程由土壤胶体表面与离子间的库仑力引起,吸附自由能为两者间的库仑作用能。
非专性吸附的特征是被吸附离子以水化离子的形态被吸持,被吸附离子与吸附点位之间没有电子转移或共享的电子对,而是被单层或数层水分子隔开。
专性吸附亦称为配位体交换,主要发生在羟基化表面。
专性吸附的特征是吸附离子与表面之间以共价键结合,吸附发生在土壤胶体双电层的内层或Stern层,被吸附离子可与配位壳中的羟基或水合基重新配位,并直接通过共价键或配位键结合在固相表面,形成的络合物为内围络合物。
专性吸附的重金属离子与土壤矿物的结合力很强,且往往发生在表面的活性点位上,在一定条件下呈现吸附饱和性(于颖,2004)。
3.2有机物交互条件下影响重金属吸附—解吸的机理
自然环境中普遍存在着能与重金属离子结合的配位体,如无机配位体NH3+、P03-,以及由工业或生活废弃物带来的合成配位体如表面活性剂,以及具有络合能力的农药等。
这些物质对重金属离子的吸附有明显影响,它们能使重金属水溶性、生物有效性发生一系列改变,同时,土壤中共存有机污染物分解所产生的CO2也可引起酸度降低,改变pH值,从而影响重金属离子的环境行为。
重金属在土壤有机质中的吸附主要是通过与有机官能团之间的络合作用产生,络合点位主要为羧基、羟基和胺基等。
疏水性弱的有机污染物主要通过分配作用进入土壤有机质的碳链结构中,因此对重金属吸附的影响通常不会很强。
但是,疏水性强的极性有机污染物,往往通过在土壤表面或粘土矿物表面产生静电吸附和氢键吸附,可能占据有效吸附位点而与重金属发生键型竞争吸附。
此外,如果重金属与有机污染物之间有其它化学反应发生,彼此的吸附—解吸行为也将发生改变,导致吸附过程相互制约。
从化学角度考虑重金属—有机污染物在土壤中的交互作用,主要包括配位、氧化/还原以及沉淀等。
无机、有机污染物共存,最直接的结果可能是形成配合物。
如果有机污染物配位体与重金属形成一个不被土壤表面所吸附的配合物,那么这种配体将与土壤表面对重金属离子产生竞争反应(包括电性效应),从而阻止土壤对重金属的吸附。
若配位体一方面与土壤吸附表面结合,另一方面又与重金属离子相结合,此时配位体在吸附表面和重金属离子之间起着桥的作用,桥键合作用则增加重金属离子的吸附(王果,1994)。
电性效应是络合作用影响重金属离子吸附的主要机制,如果形成的络合物的价数低于重金属离子原有价数甚至带有负电荷,对大部分层状硅酸盐矿物来说,络合作用降低了重属吸附强度,甚至还可能出现负吸附;但是对于正电荷表面如铁、铝氧化物等,络合作用因降低重金属离子的正电性而增加吸附(Benjaminetal.1982)[9]。
EDTA
的加入降低了Cu和Cd在土壤中的吸附(ChubinandStreet,1981)[10]。
EDTA,DTPA等降低了Zn在蒙脱石和土壤上的吸附(AsherandBar-Yosef,1982)[11]。
4、重金属污染胁迫下土壤健康的化学固定调控
土壤健康质量调控的核心问题是污染土壤的调控和修复。
对于土壤重金属污染调控技术,人们己经在生物学、农业工程学和物理化学等方面作过大量的研究,如植物修复法、微生物修复法、深耕和客土法、淋洗和玻璃化方法等。
在大多数情况下,原位修复(例如固定、淋洗、生化降解和稀释等)更能显示出其修复的优越性。
人们也急需一种低投入快速原位修复重金属污染土壤的方法,尤其对于农业活动中所造成的面源污染,高效灵便的原位修复方法依然是土壤污染治理的首要选择。
在所有的这些原位修复方法中,通过添加外源物质原位固定土壤中重金属元素的革新工艺方法能更好的满足要求(Vangronsveldetal.,1996;Bolanetal.,2003a)[12]。
外源添加物(如有机质、沸石和磷酸盐等)通过调节和改变重金属在土壤中的物理化学性质,并使其产生沉淀、吸附、离子交换、腐殖化和氧化还原等一系列反应,降低在土壤中的生物有效性和可迁移性,从而减少这些重金属元素对动植物的毒性(Dielsetal.,2002)[13]。
4.1固定化调控的主要技术原理
由于基质的结构和离子迁移能力的差异性,土壤中重金属的固定有别于水体。
在土壤中由于金属元素较低的溶解性和迁移性,使土壤中重金属固定的难度大于水体。
但同时也使土壤重金属被固定下来成为更大的可能(DermatasandMeng,1996;Ciccuetal.,2003)[14]。
以前有关土壤重金属原位固定的研究大多数侧重于实际应用,完整解释固定机理的理论并没有形成(Caoetal.2003;Ciccuetal.2003)[15]。
对于外源添加物怎样俘获土壤中金属离子;怎样从固定后的物质中重新释放;pH,温度与固定过程之间存在怎样的关系等问题,人们并没有做出完整的回答。
但在这个治理技术发展过程中,科学家们从不同的研究角度进行了一系列推测并得出了一定的结果。
有的科学家用沉淀现象去解释固定的内在机理。
但沉淀作用往往发生在二价金属元素上,沉淀产物的非饱和性、不确定溶解性和无定型弱结晶结构都不能合理地反映固定的全过程。
因为仅从沉淀的角度来看,新形成的无定型弱结晶产物在土壤中随着老化过程的延长,其溶解性也在增加,并在干湿交替过程中不断经历溶解和沉淀的变化。
在污染严重的地点,由于土壤中离散性盐离子的存在,沉淀现象时有发生,但沉淀产物往往又随着植物根从土壤溶液中吸收营养物质而溶(Harmsen,1977)[16]。
一般说来沉淀只能作为固定中的一种现象,而不能看作为机理的解释。
与此现象相关的吸附作用在一定程度上更接近于解释固定作用的基本原理。
通常说来吸附是指流体相中的被吸附物质经过物理化学作用聚集在吸附在表面的过程,土壤中的重金属元素能以水合离子、阴阳离子和无电荷联合体被吸附。
金属元素在有机质和氧化物表面有很高的亲和性,对于碱性和碱土金属元素有很强的置换能力。
固体物质表面周围一些自由金属离子的分布能够形成双层电子层,一层由吸附在固体表面的表面电荷形成,另一层由广泛分布在溶液中与固体相关的离子电荷形成。
McBride和Mortland[17](1974)推断了固体物质表面固定与吸附过程之间的内在关系:
在溶液中,对于自然形成的与沸石类似的天然或人工形成的硅酸盐和矿物的栅格渗透,能为吸附金属元素打开表面架构,可交换的二价重金属离子,如Cd,Ni,Cu,Pb和Zn,经过脱水后深入蒙脱石表面的六边形孔状物中,并进一步渗入八面型晶体层,从而降低粘土矿物的表面电荷。
在这些孔隙中发生离子交换,随着孔隙中高水合性离子(如Na+)被低水合性离子(如Ca2+,Mg2+)置换,或由于形成硅铝酸盐钙产生的粘连,能使大量相关的孔隙稳定性提高,并随着大孔隙的消失,进一步与粒子和聚合体粘连,维持絮状粒子的分布和阻止膨胀,能维持和加强吸附质和吸附剂之间的稳定性。
最后,渗透性能将随着空隙度大小及分布改变而改变,外源物质的量及压实程度使其有可能升高或降低。
现有的数据表明,添加外源固定物质的压实土壤渗透性要低于单一的压实土壤(DermatasandMeng,1996;Bolanetal.,2003a)[18]。
总结起来,对于土壤环境中重金属离子的俘获和固定,可以从以下三个方面进行描述:
一是在高pH值条件下产生固定,形成难溶性的复合物,使金属离子难以向地下水淋溶;二是:
在固定过程中金属离子被整合到粘性复合体的晶体结构中,使其很难被溶解和渗滤;三是:
金属离子被截留在粘性复合体低渗透性的基质中。
4.2固定调控物质的主要类型
重金属原位修复的研究开始于20世纪50年代,人们最早用吸附剂固定水体中的重金属。
到70年代,随着人们对土壤重金属赋存形态的进一步研究,发现了重金属的毒性与其在土壤中存在的各种形态密切相关(AgataandJacek,2000)。
一些基于改变土壤中重金属形态,降低重金属生物有效性的物质被应用于固定土壤和沉积物中的重金属,如沸石、水泥和石灰等。
在接下来的二十年里,许多固定物质,如人工合成的沸石、生物固体、污泥和磷酸盐衍生物等应用于重金属污染土壤的原位固定中(IhnatandFernandes,1996;Caoetal.,2003;Ciccuetal.2003)[19]。
表1-1有机类固定物质的来源与类型
Table1-1Resourcesandtypesoforganicamendmentsforimmobilization
材料重金属来源固定效果
MaterialHeavymetalResourceImmobilization
树皮Bark木材加工厂的粘合重金属离子
锯末Sawdust副产品(Bryantetal.,1992)
木质素络合后降低离了迁性
Xylogen(雷国元,2000)
壳聚糖蟹肉罐头厂废对金属离了产生吸附用
Chitosan弃产品(Suranetal.,1998)
目一蔗渣提高对金属离了的固定率
Bagasse(Janusaetal.,1998)
家禽有机肥固定离了限制其活性
Poultrymanure(ihnatandFernandes,1996)
牛粪有机肥提高有机结合态量
Cattlemanure(Bolanetal.,2003c)
谷壳增加对金属离了的吸附量
Ricehulls(Royetal.,1993)
活性污泥降低被植物所吸收镉的量
Milorganite(JohnandVanLaerhoven)
树叶番泄树,红木树有效结合游离态金属离子
Leaves和松树(Suranetal.,1998)
秸杆棉花,小麦,玉降低金属离了的迁移性
Straw和水稻(Suranetal.,1998)
由于不同的金属元素有着各自的特性,在这些特性中离子的移动性常常用来评估重金属元素在土壤环境中的归宿和生物学毒性(Bolanetal.,2003b;Caoetal.,2003)[20]。
不同重金属离子有着独特的化学性质和移动性能,所以很难找出一种物质降低所有金属离子的移动性。
在大量的固定物质中有些适合几种金属离子,但对各自的固定效果同时还取决于所加入固定物质的量。
实际应用过程中,典型的固定剂可分为有机、无机和有机—
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