GLDA/Asp螯合剂的制备及其吸附Cd²⁺性能的研究

Preparation of GLDA/Asp chelating agent and study on its Cd²⁺ adsorption properties

摘要

通过水热合成法，使用天冬氨酸（Asp）对谷氨酸二乙酸（GLDA）进行复合改性，制备得到GLDA/Asp螯合剂，并开展其对Cd²⁺的吸附实验，以探究其吸附机理。通过FT-IR和XPS等表征手段探究GLDA和Asp的结合机理；通过单因素吸附实验得出最佳的吸附条件，并进行吸附动力学和热力学分析，以探究其对Cd²⁺的吸附机理。实验结果表明，GLDA/Asp螯合剂对Cd²⁺吸附去除率可达到85.53%，高于GLDA对Cd²⁺73.36%的吸附率；GLDA/Asp吸附去除Cd²⁺的最佳反应条件为25 ℃、14 h、pH=2；由吸附动力学和吸附热力学分析得出，GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附过程是以化学吸附为主导，整个吸附反应是自发进行的有序放热反应。该研究成果为GLDA进一步功能化改性从而提升其吸附效率提供了实验支撑和理论支持。

Abstract

The GLDA/Asp chelator was prepared by hydrothermal synthesis using aspartic acid (Asp) to complex-modify L-glutamic acid N, N-diacetic acid (GLDA), and its adsorption experiments on Cd²⁺ were carried out to investigate its adsorption mechanism. By employing techniques like FT-IR and XPS, we investigated the binding mechanism between GLDA and Asp. Through controlled experiments, we identified the optimal conditions for adsorption and conducted both kinetic and thermodynamic analyses to delve deeper into the adsorption mechanism of Cd²⁺. Our findings reveal that the GLDA/Asp chelating agent can remove up to 85.53% of Cd²⁺, surpassing the 73.36% removal rate of GLDA alone. The ideal conditions for removing Cd²⁺ with GLDA/Asp were found to be at 25 ℃, for 14 hours, with a pH of 2. The adsorption process is predominantly chemical, indicating that the reaction spontaneously proceeds in an exothermic and orderly manner. The results not only shed light on the adsorption mechanism but also provide experimental and theoretical support for further functional modifications of GLDA to enhance its adsorption efficiency.

Graphical abstract

关键词

重金属吸附 / 谷氨酸二乙酸 / 天冬氨酸 / 功能化改性

Key words

heavy metal adsorption / GLDA / Asp / functionalized modification

随着人口的不断增长和城市化、工业化进程的加快，生活、生产用水量逐年增加，相应的废水产生量与日俱增。污水中的有毒重金属离子导致了严重的环境问题和毒理学问题^[1-3]。在众多的有毒金属中，Cd被认为是最剧毒的一种^[4-5]。因此，选用合适的方法从被污染的水体中去除Cd²⁺成为目前最重要的研究课题之一。目前对重金属污染治理技术分为吸附技术^[6]、沉淀技术、生物技术^[7]、热处理技术^[8]和电化学技术^[9]。吸附法具有高效性、低成本、操作简单、选择性好和环境友好等优点，成为目前主流的去除重金属方法^[10]，新型复合吸附剂的研发与制备成为当今的研究热点。

乙二胺四乙酸(EDTA)是目前常用的吸附剂之一，因其可以与大多数金属形成配位螯合物而被广泛应用^[11-14]，但其可降解性能很差^[15]。一种绿色环保的可生物降解螯合剂谷氨酸N，N-二乙酸(L-glutamic acid N，N-diacetic acid, GLDA)受到人们的广泛关注^[16-17]。GLDA主要由植物原料制成，可再生且容易生物降解^[18]，属于环境友好型材料，可以与大多数金属形成配位络合物，其螯合能力与EDTA相比相对较高^[19]。栾雪等^[20]研究了GLDA去除镉锌污染土壤中重金属成分，结果表明，GLDA对Cd的去除率可以达到61.7%。陈春乐等^[21]研究了GLDA与亚氨基二琥珀酸(IDS)共用对重金属污染土壤的淋洗效率，结果表明，GLDA与IDS共用可有效去除土壤中的重金属成分，减少环境污染风险，并证明了二者对环境友好，不会造成二次污染。徐大勇等^[22]研究了GLDA和柠檬酸(CA)联用处理污泥中重金属，降低重金属含量，结果表明，GLDA与CA联用对污泥中Cd的去除率能达到80.25%，可以有效去除污泥中重金属，相较于同类型的螯合剂，其具有较好的吸附效率。Guo等^[23]使用GLDA和聚天冬氨酸作为生物降解螯合剂去除污染土壤中的Cd、Pb和Zn，结果表明，在优化后的实验条件下，螯合剂对Cd、Pb和Zn的去除率达到了82.8%、87.9%和91.9%，相较于单独使用GLDA螯合剂，重金属去除率显著提高，同时土壤残留金属的浸出率降低，土壤稳定性提高。证明了GLDA与其他螯合剂结合有助于提高对重金属的去除效率，并且可以提高土壤的稳定性，不会对环境造成二次污染。

GLDA具有丰富的活性羧基官能团，可以与其他材料进行改性结合用于重金属去除。天冬氨酸(Asp)是一种含有丰富的活性羧基和氨基官能团的氨基酸，已经广泛应用于吸附剂修饰物领域中。GLDA与Asp在一定条件下通过酰胺反应改性结合将增加GLDA上可能的螯合位点，从而提升其吸附能力。

目前因对GLDA与Asp复合改性的相关研究较少，本研究首次将GLDA与Asp在一定实验条件下结合，成功制备了新型环境友好型螯合剂GLDA/Asp。运用多种表征方法对制备的GLDA/Asp进行表征，探究了GLDA与Asp的结合机理以及GLDA/Asp与重金属之间的螯合机理。本实验选取了一定浓度的Cd²⁺溶液以模拟含重金属的污水作为研究对象，比较了GLDA与GLDA/Asp在Cd²⁺吸附去除方面的性能，旨在评估其对重金属离子的去除效果。此外，针对GLDA/Asp在不同pH值和吸附时间条件下的表现进行了单因素实验，以此分析这些因素对其吸附效率的影响，并确定最优的实验条件。

1 实验方法

1.1 实验试剂

实验试剂为谷氨酸二乙酸(GLDA)、氢氧化钠(NaOH)、浓盐酸(HCl)、天冬氨酸(Asp)、乙醇(C₂H₅OH)、丙酮(C₃H₆O)、硝酸镉[Cd(NO₃)₂]，实验用水为实验室自制去离子水。

1.2 实验过程

1.2.1 GLDA/Asp的结合机理及制备实验

1) GLDA/Asp的结合机理

在复合改性过程中，GLDA上的羧基基团和Asp上的氨基发生亲核加成-消除反应，通过碱性条件活化GLDA上的羧基，使得羧基上的—OH脱落，Asp上的活性氨基基团也在碱性条件下同步被活化，氨基上的—H脱落，活化后的羧基与氨基在高温搅拌的条件下发生酰胺反应，生成酰胺基团，自此，GLDA与Asp结合形成新型复合改性材料GLDA/Asp。合成机理如图1所示。

2) GLDA/Asp的制备实验

向250 mL去离子水中加入0.05 mol GLDA和30 g NaOH。然后缓慢加入0.2 mol Asp，随后将温度升高至75 ℃并搅拌24 h。将混合物冷却至室温并用浓盐酸中和（pH值中和至5.0）。向滤液中加入60 mL乙醇和200 mL丙酮，静置24 h后，放入烘箱中干燥浓缩至200 mL，得到所需产物。

1.2.2 吸附实验

配置0.01 mol/L的Cd²⁺溶液，使用移液枪移取20 mL配置好的Cd²⁺溶液于50 mL锥形瓶中，使用0.1 mol/L HCl和1 mol/L NaOH溶液调节pH，分别加入GLDA与GLDA/Asp进行吸附实验。

向其中加入0.05 mol GLDA，在温度25 ℃、pH=5以及振荡速率200 r/min条件下振荡吸附2 h。

向其中加入25 mL GLDA/Asp，分别改变吸附温度(25、30、35、40、45、50、55 ℃)、pH值(2.0、3.0、4.0、5.0、6.0、7.0、8.0)以及吸附时间(1、2、3、4、5、6、7、8、10、12、14、16 h)，在振荡速率200 r/min条件下进行振荡吸附。

利用0.45 μm微孔滤膜过滤出吸附剂，用原子吸收分光光度计测定剩余溶液中的Cd²⁺浓度（即平衡浓度C_e）。由式(1)和式(2)计算吸附容量。

q_{\mathrm{e}}=\left(C_{\mathrm{0}}-C_{\mathrm{e}}\right)\times V/m(1)

\epsilon =\left(C_{\mathrm{0}}-C_{\mathrm{e}}\right)/C_{\mathrm{0}}\times \mathrm{100}\mathrm{\%}(2)

式中：C₀为初始Cd²⁺浓度，mg/L；C_e为平衡Cd²⁺浓度，mg/L；V为反应体积，L；m为吸附剂质量，g；q_{\mathrm{e}}为平衡吸附容量，mg/g；\epsilon为Cd²⁺的去除率，%。

为了保证实验的准确度、可靠性和重复性，所有实验均进行3次，计算平均值用于数据分析。

1.3 分析仪器

Nexus870型傅里叶红外光谱仪（尼高力公司）；Thermo SCIENTIFIC型X射线光电子能谱分析仪（Al靶单色Kα射线，碳C1s(284.8 eV)校正，赛默飞公司）。

2 结果与讨论

2.1 傅里叶红外光谱(fourier transform infrared spectroscopy, FTIR)

GLDA、Asp与GLDA/Asp的FTIR光谱图如图2所示。在GLDA和Asp的FTIR光谱图中可以看出，在3 200~3 500 cm^-1区域较宽的吸收峰对应的是游离的羧基—O—H伸缩振动；在1 630 cm^-1位置的吸收峰对应的是羧基—C\stackrel{}{̿}O—的伸缩振动；在1 350~1 400 cm^-1区域的吸收峰对应的是—C—N—的伸缩振动。在GLDA的FTIR光谱图中，1 320 cm^-1位置的吸收峰对应的是对称—O\stackrel{}{̿}C—O—伸缩振动；981 cm^-1位置的吸收峰对应的是羧基成键的—O—H面外弯曲振动。

在GLDA/Asp的FTIR光谱图中可以看出，在3 360 cm^-1区域较宽的吸收峰对应的是酰胺中—N—H—伸缩振动；在2 920 cm^-1位置的吸收峰对应的是羧酸中O—H的伸缩振动；在1 680 cm^-1位置的吸收峰对应的是酰胺中的—C\stackrel{}{̿}O—伸缩振动（酰胺Ⅰ峰）；在1 650 cm^-1位置的吸收峰对应的是酰胺中—N—H—弯曲振动（酰胺Ⅱ峰）；在1 400 cm^-1位置的吸收峰对应的是酰胺中—C—N—的伸缩振动；在1 240 cm^-1位置的吸收峰对应的是羧基的—C—O—伸缩振动；在985 cm^-1位置的吸收峰对应的是羧基—O—H面外弯曲振动。

在对GLDA进行复合改性时，通过缩合反应将其与Asp结合，GLDA上的羧基与Asp上的氨基结合形成酰胺键，在1 650、1 680 cm^-1的平面弯曲处出现酰胺键的—N—H—弯曲振动和—C\stackrel{}{̿}O—伸缩振动，证实了酰胺的形成，从而印证了GLDA/Asp的成功生成。

2.2 X射线光电子能谱(X-ray photoelectron spectroscopy, XPS)

图3~图6显示了GLDA XPS全谱图、Asp XPS全谱图和GLDA与Asp发生缩合反应生成GLDA/Asp并进行重金属吸附的XPS全谱图。在GLDA的XPS全谱图（图3）中，可以观察到两个明显的峰，分别代表C1s和O1s。在Asp的XPS全谱图（图4）中，可以观察到三个明显的峰，分别代表着C1s、O1s和N1s。当GLDA与Asp发生缩合反应生成GLDA/Asp后，在GLDA/Asp的XPS全谱图（图5）中，可以观察到三个明显的峰，分别代表着C1s、O1s和N1s，合成后C和O的数量增加，N在反应前后的数量并未产生变化，在GLDA/Asp的全谱图中可以观察到N1s的峰降低。在GLDA/Asp与重金属结合后即GLDA/Asp+M的XPS全谱图（图6）中，可以观察到三个明显的峰和一个较不明显的峰，分别代表着C1s、O1s、N1s和Cd。Cd峰的存在证明Cd被GLDA/Asp成功吸附。

GLDA和Asp的C1s精细谱图如图7和图8所示，284.58、285.08~285.88、288.28 eV处的峰表明两种物质存在—C—C—键、—C—N—键和代表羧基的—O\stackrel{}{̿}C—OH键，两种物质的峰类型相似，表明两种物质上的官能团类型类似，但是二者峰的面积不同，含量不同；GLDA/Asp和GLDA/Asp+M的C1s精细谱图如图9和图10所示，可以观察到三个明显的峰，分别是—O=C—OH、—C—C—和—N—C\stackrel{}{̿}O—，—N—C\stackrel{}{̿}O—的出现证实了GLDA与Asp发生缩合反应生成酰胺键，与GLDA的C1s精细谱图对比，羧基的峰面积减小的原因是一部分的羧基与Asp的氨基发生了缩合反应生成了酰胺，导致羧基数量变少；当GLDA/Asp与重金属结合时，GLDA/Asp上的羧基和酰胺基与Cd²⁺发生了结合，故各峰位置和面积未发生改变。

2.3 吸附时间对吸附率的影响

在不同吸附时间下GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附效果如图11所示。结果表明，接触时间越长，GLDA/Asp对金属离子的吸附量越大，在14 h后达到了平衡。在吸附的早期阶段，GLDA/Asp外露大量的活性羧基基团，为与金属离子结合提供了大量的结合位点，与金属离子有着很高的结合速率，随着活性羧基基团逐渐被占用，对金属离子的吸附逐渐减少并最终达到平衡。在吸附发生的1 h内，对金属离子吸附率达到了83.5%，在吸附达到平衡后，对金属离子的吸附率达到了85.83%，远高于GLDA对金属离子73.36%的吸附率。

2.4 pH值对吸附率的影响

在不同pH值下GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附效果如图12所示。结果表明，溶液的pH值越低，金属离子的去除效果越高。因为pH值越低，质子化作用就越强，重金属离子的去除效果主要取决于质子作用。当体系内pH值上升时，溶液中的质子数减少，酸化作用明显减弱，同时碱度较高时，重金属离子的沉淀反应也会影响到吸附效率。所以，溶液中的pH值升高，重金属的吸附效率降低。

2.5 吸附温度对吸附效率的影响

在不同吸附温度下GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附效果如图13所示。从图中可以观察到，随着温度的升高，吸附剂对Cd²⁺的吸附容量逐渐降低，当温度到达50 ℃时，吸附量大幅降低。这是由于较高温度下GLDA/Asp和Cd²⁺的静电作用减弱，而且高温条件下金属离子的扩散速率加快，可能造成吸附剂表面金属离子的解吸。因此，随着温度的升高，吸附容量呈现出逐渐降低的趋势。

2.6 吸附动力学

吸附动力学是用来描述吸附行为和吸附速率的，能够初步解释吸附机理，其中准一级反应动力学和准二级反应动力学应用最多。准一级反应动力学反映固液相间的可逆平衡反应，而判断吸附过程是否由化学吸附为主导需要看实验数据和准二级反应动力学的拟合度。在温度25 ℃、pH值为5的条件下，选择初始浓度为3.084 7 g/L的Cd²⁺溶液，在时间为1~8 h之间进行研究，并根据式(3)和式(4)进行拟合分析。

准一级反应动力学直线式方程

\mathrm{l}\mathrm{n}\left(Q_{\mathrm{e}}-Q_t\right)=\mathrm{l}\mathrm{n}{Q}_{\mathrm{e}}-K_{\mathrm{1}}t(3)

式中：K_{\mathrm{1}}为准一级反应动力学方程速率常数，min^-1；Q_{\mathrm{e}}为吸附平衡时的吸附容量，mg/g；Q_t为吸附时间为t时的吸附容量，mg/g。以\mathrm{l}\mathrm{n}\left(Q_{\mathrm{e}}-Q_t\right)对t作图，从斜率可以得到速率常数K_{\mathrm{1}}。

准二级反应动力学直线式方程

t/Q_t=\mathrm{1}/K_{\mathrm{2}}{Q}_{\mathrm{e}}^{\mathrm{2}}+(\mathrm{1}/Q_{\mathrm{e}})\times t(4)

式中：K_{\mathrm{2}}为准二级反应动力学方程速率常数，g/(mg⋅min)；Q_{\mathrm{e}}为吸附平衡时的吸附容量，mg/g；Q_t为吸附时间为t时的吸附容量，mg/g。

以t/Q_t对t作图，Q_e和K₂可以从斜率和截距得出。

实验数据与准二级反应动力学模型进行了拟合，得到的动力学常数如表1所示，拟合所得的曲线如图14所示。拟合结果显示，GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附过程很好地符合准二级反应动力学，实验所得吸附平衡值与动力学方程计算所得的理论吸附平衡值相差很小。R²表示决定系数，表明方程的拟合优度。R²的值为0.999，表明实验数据较为符合准二级反应动力学方程的拟合结果，说明准二级反应动力学方程可以很好地描述GLDA/Asp吸附Cd²⁺的吸附动力学过程，同时说明该过程以化学吸附为主导。

2.7 吸附热力学

为了研究温度对吸附过程的影响，将不同温度下得到的实验数据与吸附热力学模型进行了拟合，并通过计算得出的热力学常数（吉布斯自由能变∆G、焓变∆H和熵变∆S）来判断GLDA/Asp吸附Cd²⁺是否为自发过程，吸附过程是放热的还是吸热的。本实验在pH值为5.0、Cd²⁺初始浓度为3.084 7 g/L的条件下，选择不同温度范围进行研究。

GLDA/Asp吸附Cd²⁺热力学参数的计算公式如式(5)~式(7)：

K_{\mathrm{d}}=(C_{\mathrm{0}}-C_{\mathrm{e}})C_{\mathrm{e}}\times (V/m)(5)

\mathrm{l}\mathrm{n}{K}_{\mathrm{d}}=∆S/R-∆H/RT(6)

∆G=∆H-T∆S(7)

式中：K_{\mathrm{d}}为分配系数；C_{\mathrm{0}}为Cd²⁺的初始浓度，mg/L；C_{\mathrm{e}}为平衡时Cd²⁺的浓度，mg/L；V为溶液的体积，L；m为吸附剂的质量，g；T为绝对温度，K；R为气体常数，\mathrm{8.314}\mathrm{J}/(\mathrm{m}\mathrm{o}\mathrm{l}\cdot \mathrm{K})；∆G为吉布斯自由能变；∆H为焓变；∆S为熵变。

根据式(5)~式(7)计算得到热力学参数，实验数据与热力学模型拟合所得的曲线如图15所示。根据计算得到的∆G在不同温度下的值分别为-13.7、-13.5、-13.4、-13.2、-12.9、-12.3、-12.2，均小于0，表明GLDA/Asp吸附Cd²⁺的吸附过程是自发的，吸附量随着浓度或者压力的增加而增加；∆H的值在不同的吸附温度下均为-17.6，表明GLDA/Asp吸附Cd²⁺的吸附过程是放热的，吸附量随着温度的升高而减少，∆G随着温度的升高逐渐增大也可以证明这一点；∆S的值在不同的吸附温度下均为-13.1，表明GLDA/Asp吸附Cd²⁺的吸附过程是有序的，吸附剂表面的熵减少，吸附物表面的熵增加。

3 结论

通过酰胺反应在一定反应条件下利用Asp功能化改性GLDA，生成新型环境友好型螯合剂GLDA/Asp，通过FTIR和XPS等表征手段对GLDA/Asp进行表征分析，对GLDA与Asp的结合反应机理以及与重金属的结合机理进行了探究。GLDA与Asp的结合机理为：Asp上的氨基与GLDA上的羧基在一定的实验条件下发生亲核加成-消除反应，通过酰胺键作为中间连接键，使得二者成功结合，生成新型螯合剂GLDA/Asp；对GLDA与GLDA/Asp进行Cd²⁺的吸附实验，在相同的吸附实验条件下，GLDA对Cd²⁺的吸附率为73.36%，GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附率为85.53%，实验结果表明，利用Asp对GLDA进行复合改性显著提升了其对Cd²⁺的吸附效率；通过改变吸附温度、吸附时间和吸附反应体系pH值，得出GLDA/Asp对Cd²⁺的最佳吸附条件是温度为25 ℃、吸附时间为14 h和pH值为2，但基于实际应用情况，吸附时间14 h和将体系pH值降至2较难实现，本研究最终选取与最佳反应条件吸附率接近的吸附温度为25 ℃、吸附时间为2 h和体系pH值为5的实验条件，通过对吸附反应过程进行吸附动力学和吸附热力学拟合分析，验证了GLDA/Asp对Cd²⁺的吸附过程是以化学吸附为主导的，整个吸附反应是一个自发进行的有序的放热反应。

参考文献

[1] 罗笑, 白石, 孙思. 水环境重金属分析检测技术研究[J]. 世界有色金属, 2024, 39(4): 232-234.

[2] 浩成. 环境工程中的城市污水处理工艺研究[J]. 工程建设, 2024, 7(3): 186-188.

[3] 刘淑娟, 李国文, 鲁瑞梅, 等. 某饮用水源地水体重金属分布特征及健康风险评价[J]. 人民黄河, 2024, 46(2): 123-128.

[4] 李清芳, 姚靖, 黄晓容, 等. 黔江区污水处理厂污泥中重金属生态风险评价与健康风险评估[J]. 西南大学学报(自然科学版), 2019, 41(3): 120-129.

[5] XIE P, ZAHOOR F, IQBAL S S, et al. Elimination of toxic heavy metals from industrial polluted water by using hydrophytes[J]. Journal of Cleaner Production, 2022, 352: 131358.

[6] TENG R, SHI D N, PAN Y T, et al. Synthesis of mesoporous MIL-100(Fe) from acid mine drainage sludge for norfloxacin removal: Industrial sludge high value utilization, adsorbent performance and contaminant removal mechanisms[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2024, 684: 133032.

[7] WILLNER J, FORNALCZYK A. Application of biological method for removing selected heavy metals from sewage sludge[J]. Physicochemical Problems of Mineral Processing, 2020, 56(2): 385-393.

[8] LI Z, YU D, LIU X, et al. The fate of heavy metals and risk assessment of heavy metal in pyrolysis coupling with acid washing treatment for sewage sludge[J]. Toxics, 2023, 11(5): 447.

[9] DOLATABADI M, EHRAMPOUSH M H, POURNAMDARI M, et al. Catalytic electrodes' characterization study serving polluted water treatment: environmental healthcare and ecological risk assessment[J]. Journal of Environmental Science and Health. Part. B, Pesticides, Food Contaminants, and Agricultural Wastes, 2023, 58(9): 594-602.

[10] BOCșA M, PINTEA S, LUNG I, et al. Biochar-Based adsorbents for pesticides, drugs, phosphorus, and heavy metal removal from polluted water[J]. Separations, 2023, 10(10): 533.

[11] LU H P, WU Y G, LUO Y F, et al. Effect of ultrasound-assisted EDTA and citric acid washing on heavy metal removal, residual heavy metal mobility, and sewage sludge quality[J]. Water Science and Technology: a Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2023, 88(6): 1594-1607.

[12] BUKHARI A, IJAZ I, GILANI E, et al. Highly rapid and efficient removal of heavy metals, heavy rare earth elements, and phenolic compounds using EDTA-cross-linked MXene polymer composite: Adsorption characteristics and mechanisms[J]. Chemical Engineering Research and Design, 2023, 194: 497-513.

[13] KHARE S, SINGHAL A, RAI S, et al. Heavy metal remediation using chelator-enhanced washing of municipal solid waste compost based on spectroscopic characterization[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2023, 30(24): 65779-65800.

[14] VERMA M, AHMAD W, PARK J H, et al. One-step functionalization of chitosan using EDTA: Kinetics and isotherms modeling for multiple heavy metals adsorption and their mechanism[J]. Journal of Water Process Engineering, 2022, 49: 102989.

[15] SUN B, ZHAO F J, LOMBI E, et al. Leaching of heavy metals from contaminated soils using EDTA[J]. Environmental Pollution, 2001, 113(2): 111-120.

[16] WEI Z, CHEN Y, LI X, et al. Remediation of heavy metal contaminated farmland soil by biodegradable chelating agent GLDA[J]. Applied Sciences, 2022, 12(18): 9277.

[17] KOU Y Y, ZHAO Q, YUAN D H, et al. Evaluation of GLDA-acid on sludge treatment effect and seed germination analysis[J]. Journal of Environmental Management, 2022, 320: 115958.

[18] VAN D M P J. MOLL R J. Detergent composition comprising glutamic-n, n-diacetate (glda), water and enzyme: 20160152927[P]. 2016-06-02.

[19] BEGUM Z A, RAHMAN I M M, TATE Y S E, et al. Remediation of toxic metal contaminated soil by washing with biodegradable aminopolycarboxylate chelants[J]. Chemosphere, 2012, 87(10): 1161-1170.

[20] 栾雪, 吴磊, 谢晴, 等. 可生物降解螯合剂GLDA土柱淋洗修复镉锌污染土壤[J]. 大连理工大学学报, 2022, 62(2): 134-140.

[21] 陈春乐, 杨婷, 邹县梅, 等. 可生物降解螯合剂亚氨基二琥珀酸和谷氨酸N, N-二乙酸对重金属污染土壤的淋洗修复及动力学特征[J]. 生态与农村环境学报, 2021, 37(3): 394-401.

[22] 徐大勇, 洪亚军, 唐海, 等. 柠檬酸和谷氨酸N, N-二乙酸优化处理污泥重金属[J]. 化工学报, 2017, 68(6): 2535-2545.

[23] Guo J Y, Yuan C G, Zhao Z Y. Soil washing by biodegradable GLDA and PASP: effects on metals removal efficiency, distribution, leachability, bioaccessibility, environmental risk and soil properties[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2022, 158: 172-180.

基金资助

内蒙古自治区自然科学基金项目(2023LHMS05020)