朱曦　鄒溫馨　劉秀婷　田銳

摘要：土壤有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體在土壤肥力以及土壤污染物的遷移中均起著至關(guān)重要的作用。為探究Hofmeister效應(yīng)作用下土壤有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合機(jī)制，本試驗(yàn)以1∶1型黏土礦物高嶺石和腐植酸為材料，利用分光光度計(jì)對(duì)CaCl2、CsCl、KCl三種電解質(zhì)溶液中高嶺石、腐植酸以及不同質(zhì)量比的高嶺石/腐植酸復(fù)合膠體絮凝過(guò)程進(jìn)行監(jiān)測(cè)，再通過(guò)原子力顯微鏡對(duì)形成的復(fù)合體進(jìn)行表征。結(jié)果表明：（1）高嶺石、腐植酸以及高嶺石/腐植酸凝聚體的形成速率、大小以及結(jié)構(gòu)均表現(xiàn)出強(qiáng)烈的Hofmeister效應(yīng)，且表現(xiàn)出的Hofmeister序列均為：Ca2+>>Cs+>K+。（2）腐植酸存在時(shí)，復(fù)合體形成的速率會(huì)顯著減緩；礦物對(duì)腐植酸的敏感性會(huì)受一價(jià)陽(yáng)離子濃度的限制，受二價(jià)陽(yáng)離子濃度的影響較小。（3）復(fù)合體形成的數(shù)量和大小隨腐植酸含量增高而顯著降低。

關(guān)鍵詞：Hofmeister效應(yīng)；高嶺石；腐植酸；復(fù)合體

中圖分類號(hào)：S153.3 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)號(hào)：A 文章編號(hào)：1001-4942（2018）11-0083-08

Abstract Soil organic-inorganic complex plays important roles in soil fertility and the transport of soil pollutants. In order to explore the soil organic-inorganic compound mechanism under the action of Hofmeister effect， 1∶1 kaolinite minerals and humic acids were used as materials in this paper. The flocculation of kaolinite，humic acid and their complex colloids in CaCl2， CsCl and KCl electrolyte solutions were studied by spectrophotometer. And the formed complex was characterized by atomic force microscope （AFM）. The results showed that： （1） The formation rate， size and structure of kaolinite， humic acid and kaolinite-humic acid agglomerates showed strong Hofmeister effect， and the Hofmeister sequences were Ca2+>>Cs+>K+. （2） In the presence of humic acid， the rate of complex formation was significantly slowed； the sensitivity of minerals to humic acid was limited by the concentration of monovalent ions but little by the concentration of divalent ions. （3） The numbers and size of complex decreased significantly with the increase of humic acid content.

Keywords Hofmeister effect； Kaolinite； Humic acid； Complex

粘土礦物和腐植酸廣泛存在于表生環(huán)境中，它們相互作用（包被或者膠結(jié)）形成有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體。土壤有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合體是形成土壤結(jié)構(gòu)的物質(zhì)基礎(chǔ)，也是土壤營(yíng)養(yǎng)的供給源。研究表明，1%～5%的腐植酸就能夠顯著促進(jìn)土壤團(tuán)粒的形成與穩(wěn)定[1]，進(jìn)而從根本上改善土壤狀況。從環(huán)境效應(yīng)角度，土壤有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合體又是固持重金屬、有機(jī)污染物等的載體。研究表明，伴隨農(nóng)藥施用、工業(yè)廢棄物排放進(jìn)入土/水環(huán)境的芳香化合物[2]、多氯代有機(jī)物[3]、石油[4]等有機(jī)污染物和重金屬、放射性核素等無(wú)機(jī)污染物[5]主要吸附在腐植酸上[6]，再通過(guò)重金屬的絡(luò)合作用[7]附著在土壤有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合體表面，進(jìn)而改變土壤表面性質(zhì)并導(dǎo)致土壤生態(tài)環(huán)境惡化[8]，造成作物減產(chǎn)、人體健康受到危害[9]等不良后果。

土壤中主要的礦物質(zhì)、腐植酸在自然條件下主要以納米-微米尺度的膠體顆粒存在[10]。由于環(huán)境熱力學(xué)條件的改變，膠體顆粒間的相互作用頻繁發(fā)生。基于經(jīng)典的Derjaguin-Landan-Verwey-Overbeek（DLVO）理論[11]，離子濃度、離子價(jià)態(tài)等會(huì)對(duì)膠體的凝聚產(chǎn)生影響；同價(jià)離子有相同的凝聚膠體能力。然而，大量試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)同價(jià)離子的聚沉能力差異顯著。Tian等[12]研究發(fā)現(xiàn)Li+引發(fā)蒙脫石膠體凝聚的臨界聚沉濃度值約是 Cs+的10倍；高曉丹等[13]研究結(jié)果表明，腐植酸膠體凝聚對(duì)Cu2+濃度變化的敏感性遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于Ca2+。Bostrm等 [14]指出，DLVO理論無(wú)法完全準(zhǔn)確描述膠體穩(wěn)定性的根本原因在于忽略了Hofmeister效應(yīng)。

Hofmeister效應(yīng)發(fā)現(xiàn)于1888年的蛋白質(zhì)凝聚實(shí)驗(yàn)，該效應(yīng)表明同價(jià)離子表現(xiàn)出不同的物理、化學(xué)和生物學(xué)效應(yīng)，深刻影響到溶液界面性質(zhì)、pH值測(cè)定、酶活性、微生物生長(zhǎng)速率等[15-18]。近20年來(lái)，Hofmeister效應(yīng)再次引起物理學(xué)、化學(xué)和生物學(xué)領(lǐng)域科學(xué)家的廣泛重視，這使得人們對(duì)其重要性的認(rèn)識(shí)發(fā)生了根本性變化。Kunz等[19]指出，Hofmeister效應(yīng)對(duì)于物理和生物化學(xué)家的重要性相當(dāng)于孟德?tīng)柖蓪?duì)遺傳學(xué)的重要性。2008年Tobias和Hemminger[20]研究也指出，Hofmeister效應(yīng)必將持續(xù)挑戰(zhàn)所有相關(guān)理論。Lo Nostro等[21]指出，Hofmeister效應(yīng)下蘊(yùn)藏的科學(xué)理論可能打破物理學(xué)、化學(xué)和生物學(xué)間的知識(shí)壁壘。

本試驗(yàn)通過(guò)探討不同濃度KCl、CsCl和CaCl2作用下土壤礦物/腐植酸復(fù)合體形成的動(dòng)力學(xué)過(guò)程及復(fù)合體形貌特征，闡明礦物/腐植酸復(fù)合體形成中的Hofmeister效應(yīng)，為進(jìn)一步揭示土壤有機(jī)無(wú)機(jī)復(fù)合機(jī)制提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 土壤膠體制備

高嶺石膠體的制備：選用1∶1型高嶺石（江蘇徐州）礦物為材料，將其制備成K飽和樣[22]，70℃烘干后過(guò)1 mm篩備用。先采用靜水沉降-虹吸法[23]提取<2 μm膠體顆粒；再根據(jù)離心法[24]從收集的<2 μm的懸液中離心分離< 200 nm的膠體（Sorvall ST 16R 冷凍高速離心機(jī)，6 000 r/min，20 min），隨后在40℃條件下對(duì)< 200 nm的膠體懸液進(jìn)行濃縮（R213型旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀，上海申生科技）。

腐植酸膠體的制備：供試土壤樣品采自重慶市北碚區(qū)縉云山，為竹林植被下的山地土壤。腐植酸的分離提純參照國(guó)際腐植酸協(xié)會(huì)標(biāo)準(zhǔn)方法[25]和Pollo法[26]。分離提純得到的腐植酸沉淀，用超純水洗3次后放入冰箱備用。

高嶺石/腐植酸混合膠體的制備：固定高嶺石膠體的顆粒密度為400 mg/L，按高嶺石與腐植酸質(zhì)量比為99∶1、97∶3、90∶10加入腐植酸，制得3種混合膠體；再用0.01 mol/L KOH或HCl調(diào)節(jié)pH值至7.0。

1.2 高嶺石/腐植酸復(fù)合過(guò)程的研究

測(cè)定方法：不同電解質(zhì)作用下高嶺石、腐植酸及高嶺石-腐植酸復(fù)合過(guò)程用分光光度計(jì)測(cè)定，其原理是以透光率的變化為參考依據(jù)，對(duì)復(fù)合體系穩(wěn)定性進(jìn)行表征。本研究采用上?，F(xiàn)科分光儀器有限公司生產(chǎn)的723N可見(jiàn)光分光光度計(jì)，測(cè)定高嶺石以及高嶺石/腐植酸復(fù)合體形成過(guò)程的波長(zhǎng)設(shè)置為580 nm，腐植酸膠體的波長(zhǎng)為464 nm。

復(fù)合過(guò)程：試驗(yàn)設(shè)定復(fù)合時(shí)間為100 min。所有膠體懸液在上機(jī)前超聲分散10 min（SCIENTZ-ⅡD超聲波細(xì)胞粉碎機(jī)，20 kHz，變幅桿φ10）。復(fù)合條件為具有一定濃度的KCl、CsCl、CaCl2溶液。

1.3 高嶺石/腐植酸復(fù)合體形貌特征的研究

高嶺石/腐植酸復(fù)合體的形貌由原子力顯微鏡（atomic force microscope，AFM）測(cè)定。AFM圖像是樣品在恒力下，通過(guò)高程圖像方式測(cè)得[27]。所用儀器為美國(guó)BRUKER公司的DIMENSION ICON WITH SCANASYST型，探針為SCANASYST-FLUID的A針（f0：150 kHz， k：0.7 N/M），采用接觸模式在液相環(huán)境中掃描。

2 結(jié)果與分析

2.1 高嶺石/腐植酸膠體顆粒的粒徑分布

圖1為動(dòng)態(tài)激光光散射儀測(cè)得的K飽和高嶺石、腐植酸膠體懸液的有效水力直徑分布。圖中可見(jiàn)，高嶺石顆粒的有效水力直徑的粒徑分布在50～450 nm范圍內(nèi)，平均有效粒徑為157.8 nm；腐植酸膠體顆粒的有效水力直徑的粒徑分布在80～900 nm范圍內(nèi)，平均有效粒徑為269.7 nm。

2.2 分光光度計(jì)波長(zhǎng)、膠體顆粒密度的確定

圖2為不同波長(zhǎng)條件下監(jiān)測(cè)得到的50 mmol/L CaCl2溶液中高嶺石膠體的凝聚過(guò)程。吸光度為透光率的負(fù)對(duì)數(shù)，吸光度越小，說(shuō)明懸液越澄清，膠體顆粒越少。圖中縱坐標(biāo)為任意t時(shí)刻吸光度（At）與t = 0時(shí)刻吸光度（A0）比值，根據(jù)圖中曲線的變化可以判斷膠體懸液的凝聚狀況。580、464、325 nm三種波長(zhǎng)條件下得出的高嶺石凝聚曲線基本重合在一起，說(shuō)明分光光度計(jì)波長(zhǎng)的選擇對(duì)監(jiān)測(cè)膠體的凝聚過(guò)程沒(méi)有影響。

圖3為580 nm波長(zhǎng)、50 mmol/L CaCl2條件下，不同顆粒密度的高嶺石膠體的凝聚過(guò)程。從圖中可以看出，隨著高嶺石膠體顆粒密度的增加，凝聚速率也隨之增加。例如，當(dāng)凝聚時(shí)間為100 min時(shí)，10 mg/L高嶺石體系的吸光度比值由1.0下降至0.6；100 mg/L高嶺石體系的吸光度比值由1.0下降至0.2；200、300、400 mg/L高嶺石體系的吸光度比值由1.0下降至0 ～ 0.1。綜合考慮電解質(zhì)濃度、凝聚時(shí)間與顆粒密度間的關(guān)系，后續(xù)試驗(yàn)中膠體顆粒密度選用200 mg/L 。

2.3 單一高嶺石、腐植酸體系在不同電解質(zhì)作用下的復(fù)合

圖4為高嶺石、腐植酸膠體體系分別在CaCl2、CsCl、KCl作用下復(fù)合（凝聚）過(guò)程曲線。從圖4A中可以看出，在三種電解質(zhì)溶液作用下，高嶺石膠體的凝聚速率均隨電解質(zhì)濃度增加而增快，但不同電解質(zhì)作用下膠體凝聚程度顯著不同，表現(xiàn)出強(qiáng)烈的Hofmeister效應(yīng)。高嶺石膠體發(fā)生明顯絮凝的初始濃度分別為10 mmol/L CaCl2、50 mmo/L CsCl、150 mmol/L KCl。給定相同的凝聚時(shí)間，三種離子作用下體系吸光度比值減小順序?yàn)镃a2+>Cs+>K+。比如，選取凝聚時(shí)間80 min、電解質(zhì)濃度50 mmol/L，CaCl2作用下高嶺石膠體發(fā)生較強(qiáng)的凝聚，吸光度比值下降至0.21；CsCl作用下吸光度比值下降為0.37；而KCl 作用下吸光度比值仍為1，沒(méi)有高嶺石膠體凝聚的發(fā)生。同時(shí)，當(dāng)CaCl2達(dá)到較高濃度250 mmol/L時(shí)，高嶺石膠體體系的最低吸光度比值降為0.12；而在800 mmol/L CsCl、KCl溶液中，體系最低吸光度比值分別降至0.31和0.36，仍遠(yuǎn)高于CaCl2體系。結(jié)果表明，Ca2+、Cs+、K+對(duì)高嶺石膠體聚沉能力Hofmeister序列為Ca2+>>Cs+>>K+。

從圖4B可以看出，腐植酸膠體在CaCl2、KCl、CsCl作用下的凝聚現(xiàn)象差異顯著。在80 min的凝聚時(shí)間里，1 000 mmol/L CaCl2體系中的腐植酸膠體吸光度比值下降為0.36；而CsCl、KCl濃度達(dá)到1 600 mmol/L，相同監(jiān)測(cè)時(shí)間內(nèi)膠體的吸光度比值仍保持在1.0，沒(méi)有腐植酸膠體凝聚的發(fā)生。因此，這三種陽(yáng)離子引發(fā)腐植酸膠體凝聚的動(dòng)力學(xué)特征亦表現(xiàn)出強(qiáng)烈的Hofmeister效應(yīng)。

2.4 高嶺石/腐植酸混合體系在不同電解質(zhì)作用下的復(fù)合

圖5為三種電解質(zhì)體系中不同比例高嶺石/腐植酸混合膠體復(fù)合（凝聚）過(guò)程曲線。在三種陽(yáng)離子作用下，不同腐植酸含量的高嶺石/腐植酸復(fù)合體系都表現(xiàn)出了相似的凝聚特征：相同濃度離子條件下，電解質(zhì)聚沉能力大小均體現(xiàn)為：Ca2+>>Cs+>K+。以90∶10高嶺石/腐植酸復(fù)合體系為例，在電解質(zhì)濃度為200 mmol/L、復(fù)合時(shí)間為100 min時(shí)，CaCl2、CsCl體系中的復(fù)合膠體吸光度比值分別降至0.11、0.93；而KCl體系中復(fù)合膠體吸光度比值仍維持在1.0，沒(méi)有凝聚發(fā)生。

腐植酸含量對(duì)高嶺石/腐植酸復(fù)合膠體的凝聚速率也有顯著影響。在給定的陽(yáng)離子作用下，腐植酸含量越多，復(fù)合體系吸光度比值降低的越少，復(fù)合體形成的速率越慢。如在800 mmol/L KCl溶液中，100 min時(shí)，99∶1高嶺石/腐植酸復(fù)合體系的吸光度比值下降至0.27；97∶3高嶺石/腐植酸復(fù)合體系的吸光度比值降至0.31；90∶10高嶺石/腐植酸復(fù)合體系的吸光度比值降至為0.54。同時(shí)，在一價(jià)離子體系中，少量腐植酸對(duì)復(fù)合體形成速率的影響會(huì)受電解質(zhì)濃度的限制：在較低電解質(zhì)濃度條件下，少量腐植酸的加入會(huì)顯著減緩復(fù)合體的形成速率；在高濃度電解質(zhì)條件下，少量腐植酸的加入對(duì)復(fù)合體形成速率的影響不明顯。如CsCl濃度均為50 mmol/L 時(shí)，99∶1高嶺石/腐植酸混合膠體于30 min開(kāi)始復(fù)合（凝聚）、97∶3高嶺石/腐植酸混合膠體開(kāi)始產(chǎn)生復(fù)合（凝聚）時(shí)間延長(zhǎng)至60 min、而90∶10高嶺石/腐植酸混合膠體在100 min內(nèi)無(wú)復(fù)合；而當(dāng)CsCl濃度升高至800 mmol/L時(shí)，三種比例的高嶺石/腐植酸混合膠體均發(fā)生顯著復(fù)合（凝聚）：100 min時(shí)，99∶1、97∶3、90∶10高嶺石/腐植酸混合體系的吸光度比值分別降至0.19、0.20和0.40。而在二價(jià)離子作用下，少量腐植酸對(duì)復(fù)合體形成的速率沒(méi)有明顯影響：在100 mmol/L Ca2+作用下，100 min時(shí)，99∶1和97∶3高嶺石/腐植酸混合體系的吸光度比值均為0.13。由此可見(jiàn)，隨著腐植酸的加入，高嶺石膠體的穩(wěn)定性逐步提高。

2.5 高嶺石/腐植酸復(fù)合體的形貌特征

圖6為相同濃度的三種電解質(zhì)作用下，97∶3高嶺石/腐植酸復(fù)合體的形貌以及高度分布圖。圖中可見(jiàn)，三種電解質(zhì)作用下，AFM掃描區(qū)域顆粒的數(shù)量以及大小存在著顯著差異，其中較大顆粒數(shù)量分布為：Ca2+體系>Cs+體系>K+體系。三種電解質(zhì)中形成的復(fù)合體大小也明顯不同：Ca2+體系中形成的復(fù)合體高度最高可達(dá)36 nm，且集中分布在20 nm以上；Cs+體系中最高復(fù)合體也可達(dá)36 nm，但只有少量復(fù)合體高度在20 nm以上；K+體系中最高復(fù)合體約為18 nm，其余顆粒均集中分布在5 nm以下，明顯低于前兩種陽(yáng)離子體系。由此看出，不同陽(yáng)離子對(duì)高嶺石/腐植酸復(fù)合體結(jié)構(gòu)的影響表現(xiàn)出強(qiáng)烈的Hofmeister效應(yīng)。

腐植酸含量對(duì)高嶺石/腐植酸復(fù)合體的結(jié)構(gòu)也有影響。圖7中，99∶1高嶺石/腐植酸復(fù)合體系中較大顆粒占據(jù)了掃描區(qū)域面積的一半；97∶3高嶺石/腐植酸復(fù)合體系中零散分布幾個(gè)較大顆粒；而90∶10高嶺石/腐植酸復(fù)合體系中大量顆粒呈分散態(tài)。同時(shí)，99∶1，97∶3，90∶10高嶺石/腐植酸復(fù)合體高度主要分布分別為：20～30 、10～30 nm以及0～15 nm。由此得出，隨著腐植酸含量的增加，復(fù)合體的數(shù)量逐漸減少，高度隨之降低，膠體顆粒聚集情況降低。這一結(jié)果與凝聚動(dòng)力學(xué)過(guò)程也是一致的。

3 討論

土壤有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體在土壤結(jié)構(gòu)以及土壤環(huán)境中有著重要作用，因此，探究土壤有機(jī)-無(wú)機(jī)復(fù)合體形成的本質(zhì)有著重要意義。目前已有研究簡(jiǎn)單探討過(guò)單一電解質(zhì)條件下，腐植酸對(duì)黃壤[28]、紫色土[29]、蒙脫石[30]等礦物凝聚中的作用，鮮有研究比較不同陽(yáng)離子作用下，腐植酸對(duì)1∶1型黏土礦物凝聚的影響。而高嶺石作為典型的1∶1型土壤礦物，廣泛分布于我國(guó)西南片區(qū)，因此采用其與腐植酸作為主要試驗(yàn)材料。

土壤凝聚體的形成會(huì)受顆粒密度、電解質(zhì)濃度以及離子價(jià)態(tài)等多因素影響。因此，為保證本研究的順利開(kāi)展，對(duì)分光光度計(jì)的波長(zhǎng)設(shè)置以及膠體的顆粒密度進(jìn)行了探究。結(jié)果表明，分光光度計(jì)波長(zhǎng)的設(shè)置對(duì)復(fù)合體形成過(guò)程的監(jiān)測(cè)沒(méi)有影響。而隨著膠體顆粒密度的提高，凝聚體形成的速率也逐漸增加，且增加幅度逐漸減小。這一結(jié)果與以往研究一致[31]，其原因?yàn)轭w粒密度的增加會(huì)導(dǎo)致膠體顆粒間碰撞幾率提高，但這種增加會(huì)存在一極限值，因此超過(guò)該極限值以后，凝聚體增長(zhǎng)速率會(huì)逐漸減緩。

在高嶺石/腐植酸復(fù)合體的形貌以及形成過(guò)程中均存在顯著的Hofmeister效應(yīng)，其Hofmeister序列均表現(xiàn)為：Ca2+>>Cs+>K+。朱華玲等[28]研究中也發(fā)現(xiàn)黃壤膠體在Mg（NO3）2中的凝聚速率遠(yuǎn)大于KNO3體系。這種因離子價(jià)態(tài)引起的差異可用壓縮雙電層合理解釋，即：二價(jià)陽(yáng)離子壓縮雙電層進(jìn)而降低膠體顆粒排斥勢(shì)能的能力較一價(jià)離子更強(qiáng)[32]。而本試驗(yàn)中K+、Cs+雖然同為一價(jià)離子，但Cs+的核外電子層（1s22s22p63s23p64s23d104p65s24d105p6）要遠(yuǎn)多于K+（1s22s22p63s23p6）； Liu 等[33]研究指出高嶺石表面電場(chǎng)強(qiáng)度高達(dá)108～109 V/m，因此其表面吸附的陽(yáng)離子被強(qiáng)烈極化；陽(yáng)離子的外層電子層數(shù)越多，中心原子對(duì)電子云的束縛越小，越容易出現(xiàn)離子電子云的改變或偏轉(zhuǎn)，這種非經(jīng)典極化作用被認(rèn)為是帶電膠體顆粒相互作用中的Hofmeister效應(yīng)的來(lái)源。研究表明，離子極化率越高，離子與膠體顆粒表面越容易發(fā)生相互作用[34，35]。因此，Cs+聚沉能力要強(qiáng)于K+。

腐植酸會(huì)通過(guò)氫鍵、配體交換表面配位以及疏水性等作用與高嶺石結(jié)合[36]，進(jìn)而改變礦物膠體的表面性質(zhì)。在本試驗(yàn)中，腐植酸含量的增加會(huì)使復(fù)合體形成的速率減緩，相同時(shí)間內(nèi)形成的復(fù)合體數(shù)量減少。其他研究也得到相似的結(jié)果：朱華玲等[28]研究表明，Ca2+作用下腐植酸/黃壤混合體系的臨界絮凝濃度顯著高于黃壤體系；方華等[37]發(fā)現(xiàn)腐植酸存在時(shí)，多壁碳納米管顆粒的凝聚反應(yīng)會(huì)受到抑制。這是由于腐植酸含量的增加會(huì)使其與土壤礦物顆粒的黏結(jié)性增強(qiáng)[1]，而這些腐植酸會(huì)包裹在礦物膠體顆粒表面，導(dǎo)致膠體的排斥勢(shì)壘增加，因此需要更高濃度以及更高價(jià)態(tài)的陽(yáng)離子來(lái)壓縮雙電層，降低排斥勢(shì)壘，進(jìn)而發(fā)生凝聚作用。同時(shí)，本研究還發(fā)現(xiàn)在一價(jià)陽(yáng)離子體系中，礦物對(duì)腐植酸的敏感性會(huì)受電解質(zhì)濃度的影響；而二價(jià)離子體系則受影響較小。這些均為進(jìn)一步探究腐植酸在土壤團(tuán)聚體形成過(guò)程中的作用提供理論基礎(chǔ)。

4 結(jié)論

通過(guò)Hofmeister效應(yīng)影響下，高嶺石/腐植酸復(fù)合的研究，可以得出以下結(jié)論：

（1） 分光光度計(jì)用于監(jiān)測(cè)復(fù)合體形成時(shí)，懸液中顆粒密度的選擇是關(guān)鍵；本研究提出的最佳測(cè)定條件是：懸液顆粒密度200～300 mg/L。

（2） 三種電解質(zhì)溶液中高嶺石、腐植酸以及高嶺石/腐植酸凝聚體形成過(guò)程均受到Hofmeister效應(yīng)的影響，三種陽(yáng)離子聚沉能力大小均表現(xiàn)為Ca2+>>Cs+>K+；腐植酸的加入會(huì)減緩復(fù)合體形成速率。并且，礦物對(duì)腐植酸加入的敏感性會(huì)受一價(jià)陽(yáng)離子電解質(zhì)濃度的限制，而受二價(jià)陽(yáng)離子濃度的影響較小。

（3） 復(fù)合體的形貌表現(xiàn)出強(qiáng)烈的Hofmeister效應(yīng)。在CaCl2、CsCl、KCl體系中，形成的97∶3高嶺石/腐植酸復(fù)合體的數(shù)量及大小依次減小，與復(fù)合膠體的凝聚速率一致。而腐植酸含量越多，復(fù)合體的大小和分布也大大減少；從而進(jìn)一步說(shuō)明腐植酸會(huì)促進(jìn)膠體顆粒的穩(wěn)定性。

參 考 文 獻(xiàn)：

[1] 黃學(xué)茹，李航，李嵩，等.土壤電場(chǎng)與有機(jī)大分子的耦合對(duì)土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響[J].土壤學(xué)報(bào)，2013，50（4）：734-742.

[2] Yap C L ， Gan S Y， Ng H K. Fenton based remediation of polycyclic aromatic hydrocarbons-contaminated soils[J]. Chemosphere， 2011， 83（11）：1414-1430.

[3] Gomes H I ， Dias-Ferreira C， Ribeiro A B . Overview of in situ and ex situ remediation technologies for PCB-contaminated soils and sediments and obstacles for full-scale application[J]. Science of the Total Environment， 2013，445/446：237-260.

[4] 李龍媛，羅澤嬌，彭輝.石油類污染物在黏性土壤中的垂直分布規(guī)律[J].安全與環(huán)境工程，2014，21（2）：57-62.

[5] 冉景，李明，安忠義，等.電動(dòng)強(qiáng)化生物淋濾在重金屬-有機(jī)復(fù)合污染土壤修復(fù)中的研究進(jìn)展[J].安徽農(nóng)學(xué)通報(bào)，2018，24（Z1）：54-55，60.

[6] 王連生. 有機(jī)污染化學(xué)[M]. 北京： 高等教育出版社，2004.

[7] 周東美，王慎強(qiáng)，陳懷滿.土壤中有機(jī)污染物-重金屬?gòu)?fù)合污染的交互作用[J].土壤與環(huán)境，2000，9（2）：143-145.

[8] 王義，黃先飛，胡繼偉，等.重金屬污染與修復(fù)研究進(jìn)展[J].河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，41（4）：1-6.

[9] 程相涵，侯宇朋，寇太記.簡(jiǎn)述腐植酸修復(fù)污染土壤的研究進(jìn)展[J].腐植酸，2016（5）：13-18.

[10]熊毅， 陳家坊.土壤膠體：第3冊(cè). [M].北京： 科學(xué)出版社， 1990.

[11]胡紀(jì)華，楊兆禧，鄭忠.膠體界面化學(xué)[M].廣州：華南理工大學(xué)出版社，1997：254-330.

[12]Tian R， Yang G， Li H， et al. Activation energies of colloidal particle aggregation： towards a quantitative characterization of specific ion effects[J]. Physical Chemistry Chemical Physics， 2014， 16（19）： 8828-8836.

[13]高曉丹，李航，朱華玲，等.特定pH條件下Ca2+/Cu2+引發(fā)胡敏酸膠體凝聚的比較研究[J].土壤學(xué)報(bào)，2012，49（4）：698-707.

[14]Bostrm M， Williams D R M， Ninham B W. Specific ion effects： why DLVO theory fails for biology and colloid systems[J]. Physical Review Letters， 2001， 87（16）： 168103.

[15]劉艷麗，李航.腐殖酸膠體表面電場(chǎng)力作用下Zn2+的吸附動(dòng)力學(xué)研究[J].西南大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2010，32（3）：77-81.

[16]李兵，李航，朱華玲，等. 不同pH條件下黃壤膠體凝聚的動(dòng)態(tài)光散射研究[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2013，50（1）：89-95.

[17]崔麗娟，徐剛，孟梟，等.多元電解質(zhì)對(duì)脂肪酶有機(jī)相拆分炔戊醇的激活[J].化工進(jìn)展，2014，33（8）：2150-2154.

[18]李娜，李振輪，楊興有，等.11種礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)元素對(duì)煙草疫霉菌菌絲生長(zhǎng)的影響[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)，2014，42（7）：125-128.

[19]Kunz W. Specific ion effects in colloidal and biological systems[J]. Current Opinion in Colloid & Interface Science， 2010， 15（1/2）： 34-39.

[20]Tobias D J， Hemminger J C. Getting specific about specific ion effects[J]. Science， 2008， 319（5867）： 1197-1198.

[21]Lo Nostro P， Ninham B W. Hofmeister phenomena： an update on ion specificity in biology[J]. Chemical Reviews， 2012， 112（4）： 2286-2322.

[22]傅強(qiáng)，郭霞，田銳，等.不同陰離子對(duì)負(fù)電荷膠體（蒙脫石）凝聚的影響[J].西南大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2016，38（4）：28-34.

[23]熊毅，陳家坊， 張敬森. 土壤膠體：第2冊(cè).[M]. 北京：科學(xué)出版社，1985.

[24]劉婷琳，孫翠香，王燕，等. 一種土壤膠體分離提純的方法[P]. 廣東：CN101776545A，2010-07-14.

[25]Kuwatsuka S， Watanabe A， Itoh K， et al. Comparision of two methods of preparation of humic and fulvic acids， IHSS method and NAGOYA method[J]. Soil Science and Plant Nutrition， 1992， 38（1）： 23-30.

[26]申晉，鄭剛，李孟超，等.用光子相關(guān)光譜法測(cè)量多分散顆粒系的顆粒粒度分布[J].光學(xué)儀器，2003，25（4）：3-6.

[27]Colombo C， Palumbo G， Ceglie A， et al. Characterization of synthetic hematite （α-Fe2O3） nanoparticles using a multi-technique approach[J]. Journal of Colloid and Interface Science， 2012， 374（1）： 118-126.

[28]朱華玲，李航，賈明云，等.土壤有機(jī)/無(wú)機(jī)膠體凝聚的光散射研究[J].土壤學(xué)報(bào)，2012，49（3）：409-416.

[29]傅強(qiáng). 胡敏酸/蒙脫石膠體凝聚動(dòng)力學(xué)的Hofmeister效應(yīng)：非靜電作用機(jī)制初探[D].重慶：西南大學(xué)，2016.

[30]丁武泉，何家洪，劉新敏，等.有機(jī)質(zhì)對(duì)三峽庫(kù)區(qū)水體中土壤膠體顆粒凝聚影響機(jī)制研究[J].水土保持學(xué)報(bào)，2017，31（4）：166-171.

[31]賈明云，朱華玲，李航.光散射技術(shù)在土壤膠體顆粒相互作用研究中的應(yīng)用[J].土壤學(xué)報(bào)，2010，47（2）：253-261.

[32]朱華玲，李兵，熊海靈，等.不同電解質(zhì)體系中土壤膠體凝聚動(dòng)力學(xué)的動(dòng)態(tài)光散射研究[J].物理化學(xué)學(xué)報(bào)，2009，25（6）：1225-1231.

[33]Liu X M， Li H， Li R， et al. Strong non-classical induction forces in ion-surface interactions： general origin of Hofmeister effects[J]. Sci. Rep.， 2014， 4（S1）：5047.

[34]Das M R， Borah J M， Kunz W， et al. Ion specificity of the zeta potential of α-alumina， and of the adsorption of p-hydroxybenzoate at the α-alumina-water interface[J]. Journal of Colloid and Interface Science， 2010， 344（2）：482-491.

[35]Bostrom M， Lima E R A， Tavares F W， et al. The influence of ion binding and ion specific potentials on the double layer pressure between charged bilayers at low salt concentrations[J]. The Journal of Chemical Physics， 2008， 128（13）：135104.

[36]吳宏海，張秋云，方建章，等.高嶺石和硅/鋁-氧化物對(duì)腐殖酸的吸附實(shí)驗(yàn)研究[J].巖石礦物學(xué)雜志，2003，22（2）：173-176.

[37]方華，孫宇心，于江華，等.腐殖酸對(duì)水中多壁碳納米管凝聚特性的影響[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2015，35（5）：1410-1415.