2025, Vol. 62
表1(Table 1)
为实现公平公正的能源转型，让能源安全保障与低碳转型并行不悖，中国提出争取在2030年前实现“碳达峰”、2060年前实现“碳中和”的目标。众所周知，土壤是全球陆地碳（Carbon，C）循环中最大的碳汇，其储C量是大气的两倍，是陆地生物量的三倍。土壤有机碳（Soil organic carbon，SOC）库是陆地生态系统中最大的C库，并且能够实现C的长期固存，在全球C循环中起着至关重要的作用，是实现“双碳”目标的关键一环。胡敏酸（Humic acids，HA）是土壤有机质中最主要、更稳定的组分之一，主要来源于复杂植物聚合物，例如木质素衍生物和长链脂质，代表了更稳定的土壤C库。HA具有大量可质子化、去质子化的官能团，其电子转移过程可减少温室气体排放并影响自然界中碳、氮元素循环[1]。Ai等[2]发现在黑土中施用人造HA会促进土壤大团聚体的形成并同步增加其中颗粒有机质的积累。
HA由大小、形状、疏水性各异的分子缔合而成，具有高度的复杂性和异质性。不同来源的HA可能由于腐殖化的前体物质、气候条件等的不同而性质（包括元素含量与组成、热稳定性、官能团特性）各异。研究发现，从桉树、橡树和松树三种森林表层土壤（A1层）中提取的HA的C/N分别为14.3、16.4和19.1，桉树下提取的HA具有最低的C/N，推测是与桉树凋落物具有更高的N含量有关[3]。Audette等[4]认为来自农业有机土壤的HA具有较高比例的芳香族基团、羧基和缩醛基团，而来自河岸土壤的HA中则观察到较高比例的碳水化合物和脂肪族基团。同时，缩合芳香分子部分已被证实与HA的热稳定性密切相关，而脂肪族和羧酸化合物热稳定性较差[5]。Bayranvand等[6]提出海拔是控制腐殖质形态及其化学特征的主要因素，低海拔具有更有利的水热条件，腐殖质生物活性更高、周转速率更快。
由于HA具有两亲性，可在中性至酸性条件下形成胶束状结构；HA表面同时也存在多种官能团，使得HA会因环境热力学条件的变化形成凝聚体[7]。目前对HA凝聚过程的关注主要围绕阳离子（价态、离子强度）、pH[8]、矿质胶体[9]等影响因素，通过凝聚动力学参数的定量表征，并结合离子特异性效应[10]、分子动力学模拟[11]等探究其影响机制。研究表明，HA的数量、质量和组成在很大程度上取决于土壤的区域、植被覆盖、气候和年龄以及土地利用和农业活动[12-13]。由此可见，从分子结构、性质及胶体凝聚角度，揭示植被覆盖类型影响下HA化学组成的变化规律及凝聚特征，对深刻认识HA的稳定及腐殖化过程具有重要科学意义。
本文以缙云山两种特征性植被（竹林、阔叶林）覆盖下表层土壤提取HA为研究对象，采用元素分析、热重分析、傅里叶变换红外光谱（Fourier transform infrared spectroscopy，FTIR）分析等技术表征其化学元素、热性质、官能团特性；结合动态光散射技术（Dynamic light scattering，DLS）进一步研究了两种HA在Na+、Ca2+、Mg2+三种不同的电解质体系中的凝聚动力学过程，以期为明确不同植被类型发育土壤HA性质及稳定性等提供理论支撑。
1 材料与方法 1.1 HA胶体的提取与纯化HA胶体提取自重庆缙云山竹林（海拔580 m）和常绿阔叶林（海拔280 m）的表层（0~5 cm）土壤。竹林土壤和阔叶林土壤的pH分别为4.23和4.78；土壤有机质含量分别为216.49 g⋅kg–1和65.52 g⋅kg–1。称取600 g过1 mm筛的风干土样于5 L烧杯中，加入3 L 0.1 mol⋅L–1 NaOH和Na4P2O7的混合溶液。强力搅拌4 h，密封静置24 h后虹吸出上部黑棕色悬液置于5 L烧杯中，重复提取3次，收集所有悬液。将悬液离心去除土粒，再将离心后的悬液用1：1 HCl酸化至pH 1.3，60℃保温2 h后静置过夜。次日虹吸出上层橙黄色清液，剩余悬液离心收集HA沉淀，然后用0.1 mol⋅L–1 KOH和0.3 mol⋅L–1 KCl混合溶液溶解，离心取上清液，酸化至pH接近1.0，静置12~16 h后离心弃去上清液，用0.1 mol⋅L–1 KOH溶解沉淀，充分振荡后酸化至pH接近1.0，离心收集沉淀。KOH溶液、HCl循环溶解、沉淀共四次后，收集所有的HA沉淀，加超纯水清洗1次后离心，将HA沉淀置于冷冻干燥机中冻干，保存为干燥粉末[9]。
1.2 HA的表征使用全自动元素分析仪（Flashsmart，ThermoFisher Scientific Inc，意大利）测定制备得到HA样品的C、H、N、S、O等元素；使用同步热分析仪（STA8000，PE，美国）进行样品热重分析，测定时在N2气氛下，以10℃⋅min–1的速度将样品从30℃加热至800 ℃[14]。HA表面官能团采用傅里叶红外光谱分析，考虑到黑色样品的红外光透过率较低，测定时在玛瑙研钵中用2 mg KBr研磨约200 mg HA粉末，然后转移至样品架杯中用手动压片机压片；再使用傅里叶变换红外光谱仪（Spectrum Two，PE，美国）测定样品谱图，所有光谱均记录在4 000~400 cm–1范围内[15]。
1.3 HA凝聚动力学过程研究采用广角度动态/静态激光光散射仪（BI-200SM，Brookhaven，美国）测定两种HA胶体的有效粒径分布及其在各电解质体系中的凝聚动力学过程[16]。HA胶体悬液的制备流程为：称取HA粉末0.45 g于适量超纯水中，用0.1 mol⋅L–1 NaOH调节pH至9.00±0.01，探针型超声波处理器（SCIENTZ-IID，新芝，浙江宁波）超声分散15 min（20 kHz），控制上机颗粒密度为60 mg⋅L–1。测定竹林土壤HA的凝聚时，设置电解质及浓度梯度分别为：NaCl：600、650、700、800、1 000、1 200、1 500、2 000和2 500 mmol⋅L–1；MgCl2：4.0、4.5、5.0、7.0、10.0、20.0、50.0和100.0 mmol⋅L–1；CaCl2：2.0、3.0、3.5、5.0、8.0、20.0、30.0和50.0 mmol⋅L–1。测定阔叶林土壤HA的凝聚时，设置电解质及浓度梯度分别为：NaCl：2 000 mmol⋅L–1；MgCl2：30、38、50、60、70、100、200、250和300 mmol⋅L–1；CaCl2：8、10、12、15、20、30、50、80和100 mmol⋅L–1。
总体平均凝聚速率（Total average agglomeration rate，TAAR）[16]的计算公式如下：
| ˜vT(f0)=1t0∫t00˜ν(t,f0)dt=1t0∫t00D(t)−D0tdt |
式中，
采用高灵敏zeta电位分析仪（NanoBrook Omni，Brookhaven，美国）测定HA胶体颗粒的ζ电位[17]。用于测定ζ电位的悬液样品制备与DLS实验一致。取配置好的胶体悬液1.6 mL于聚乙烯样品池中，插入电极，检查电极周围无气泡后，将电极接头连接至仪器，设置Measure = 10，Cycle = 2，开始测定，重复3次。
1.5 数据处理采用Microsoft Office Excel 2016和Origin 2024软件进行数据处理，采用Origin 2024软件进行绘图。
2 结果 2.1 两种森林表层土壤HA的元素特征、热重特征以及红外光谱特征两种森林表层土壤提取HA的产率和元素组成（其中元素含量为元素质量含量百分比，元素质量/HA质量）如表 1所示。竹林土壤HA的产率为41.38 g⋅kg–1，是阔叶林土壤HA产率（8.24 g⋅kg–1）的5.0倍。竹林土壤HA的C含量和S含量分别为57.33%和0.52%，分别较阔叶林土壤HA高39.80%和62.50%，符合腐殖质中C含量随着海拔升高而增加的趋势[18]。同时，竹林土壤HA的高产率和高C含量也表明竹林表层土壤具有更高的SOC库储量，S含量占比高可能是因为氨基酸含量较高。竹林土壤HA的N、H和O含量则分别较阔叶林土壤HA低31.61%、18.12%和6.11%。各元素原子比的计算结果表明，竹林土壤HA的C/N、C/H和C/O分别较阔叶林土壤HA高104.47%、69.86%和49.37%。竹林表层土壤具有以高C/N为特征的厚有机层，是高海拔气候下有机质分解速率较慢的结果；高C/H则表明竹林土壤HA具有较多缩合度高的复杂大分子、较少的甲基、亚甲基等脂肪族侧链基团；C/O代表羧酸和碳水化合物碳的存在。综上，竹林土壤HA的腐殖化程度高于阔叶林土壤HA，并且具有更多的含氧官能团。
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表 1 两种森林表层土壤胡敏酸的产率和元素组成 Table 1 Yield and elemental composition of humic acid in surface soil of two forests |
热重分析被广泛用于研究HA的热行为和热解动力学。热重曲线可反映HA的结构和热稳定性的间接联系。图 1是两种HA的热重曲线图，结合已有研究[19-20]，将获得的热重曲线划分为三个阶段，阶段1（30~160℃）：吸附水、内部结合水的蒸发；阶段2（160~500℃）：极性官能团分解、脂肪族结构燃烧（易生物降解部分）；阶段3（500~800℃）：芳香结构的分解、环状碳骨架分解（腐殖化部分）。将热重曲线对时间一阶求导，可获得微商热重分析（Differential thermogravimetry analysis，DTG）曲线，进一步明晰HA的热解动力学过程。阔叶林土壤HA在阶段2又分裂为3个峰（275℃、334℃、450℃），分别对应极性官能团分解、脂肪族弱共价键断裂（C-O键、C-N键、C-S键）和脂肪族强共价键断裂（C-C键和C-H键），表明阔叶林土壤HA脂肪族成分的剧烈分解。阔叶林土壤HA热重损失（52.33%）总体大于竹林土壤HA（44.91%），并且明显在阶段2发生更强烈的热重损失。综上，竹林土壤HA具有更多的热稳定性结构，而阔叶林土壤HA具有更多易分解结构。
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注：DTG为微商热重分析。 Note: DTG is differential thermogravimetry analysis. 图 1 竹林土壤胡敏酸（a）和阔叶林土壤胡敏酸（b）的热重曲线及相应的一阶导数曲线 Fig. 1 Thermogravimetric curves and corresponding first derivative curves of humic acid in bamboo forest soil(a)and in broad-leaved forest soil(b) |
图 2是两种HA的傅里叶红外光谱图。在3 500 cm–1~3 350 cm–1范围内，竹林土壤HA在3 420 cm–1处有一个强吸收峰，阔叶林土壤HA则有一个以3 305 cm–1为中心的较宽的吸收带，均为羟基（-OH）的伸缩，可能来自于吸湿水、酚和醇[21]。竹林土壤HA在2 920 cm–1和2 850 cm–1处各有一个小吸收峰，是由于脂肪族-CH键的拉伸，阔叶林土壤HA在对应位置的两个吸收峰更强，说明阔叶林土壤HA的脂肪族特性更强。两种HA在1 820 cm–1~1 488 cm–1处均有强吸收带，在1 720 cm–1和1 620 cm–1处分裂为两个强吸收峰，前者对应羧基、醛基和酯基（-COOH、-COH和-COR）中C=O键的拉伸；后者对应芳香族C=C键的振动[22]。竹林土壤HA的两个吸收峰强度均更高，具有更强的芳香性。1 486 cm–1~1 100 cm–1处的吸收带源自烷基的脂肪族C-H键变形以及羟基C-O键拉伸振动，竹林土壤HA在1 420 cm–1和1 245 cm–1处分裂为两个较强的吸收峰；阔叶林土壤HA则分裂为两个较宽的吸收肩。竹林土壤HA在762 cm–1处有一个小吸收峰，归属于芳香结构中的芳香氢。阔叶林土壤HA在960 cm–1~775 cm–1处的吸收带对应芳香族C-H键的平面外弯曲[23]。波数小于700 cm–1的吸收带归因于无机物，阔叶林土壤HA具有明显的无机物吸收峰。
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图 2 竹林土壤胡敏酸（a）和阔叶林土壤胡敏酸（b）的傅里叶变换红外光谱 Fig. 2 Fourier transform infrared spectroscopy of humic acid in bamboo forest soil(a)and in broad-leaved forest soil(b) |
通过DLS测量的两种HA的有效粒径分布如图 3所示，竹林和阔叶林土壤HA胶体颗粒的平均有效粒径分别为132.27 nm和91.84 nm。竹林土壤HA具有更大的平均有效粒径，这可能是由于其腐殖化程度高、结构更复杂。
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图 3 竹林土壤胡敏酸（a）和阔叶林土壤胡敏酸（b）胶体颗粒有效粒径分布 Fig. 3 The effective particle size distribution of humic acid in bamboo forest soil(a)and in broad-leaved forest soil(b) |
在两种HA胶体悬液中分别加入电解质（NaCl、MgCl2和CaCl2）溶液，利用DLS技术测定其凝聚体有效粒径随时间的变化（图 4）。凝聚体的粒径随凝聚时间的推移表现出不同程度的增长，其增长速率随电解质浓度而变化。在低电解质浓度下，凝聚体有效粒径增长表现为较缓慢的线性增长，粒径增长曲线较分散；在高电解质浓度下，凝聚体有效粒径增长表现为快速的幂函数增长，粒径增长曲线接近相互重叠。在三种电解质体系中，竹林土壤HA和阔叶林土壤HA凝聚体的有效粒径变化均表现出显著的差异。例如，给定30 min的凝聚时间，2 000 mmol⋅L–1 NaCl溶液中，竹林土壤HA凝聚体的粒径从132.3 nm增加至1 326.1 nm，而阔叶林土壤HA的粒径仅仅增加了19 nm，即阔叶林土壤HA在NaCl体系中几乎不凝聚；50 mmol⋅L–1 MgCl2和CaCl2体系中，竹林土壤HA凝聚体的有效粒径分别增加至1 920.8 nm和3 369.8 nm，阔叶林土壤HA凝聚体的有效粒径则分别增加至172.6 nm和1 590.8 nm。阔叶林土壤HA对三种电解质的稳定性显著强于竹林土壤HA。
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图 4 不同离子体系中竹林土壤胡敏酸（a）和阔叶林土壤胡敏酸（b）胶体凝聚体的有效粒径增长 Fig. 4 The effective particle size of colloidal aggregates of humic acid in bamboo forest soil(a)and in broad-leaved forest soil(b)increased in different ionic systems |
不同阳离子促进两种HA凝聚的能力表现出相似的规律，即：Na+ < Mg2+ < Ca2+。例如，在浓度为50 mmol⋅L–1时，凝聚时间为5 min时，竹林土壤HA胶体在Ca2+体系中形成凝聚体的有效粒径为2 635.9 nm，是Mg2+体系中凝聚体大小（1 306.2 nm）的2.0倍；给定相同的电解质浓度和凝聚时间，阔叶林土壤HA胶体在Ca2+体系中形成的凝聚体有效粒径为1 010.4 nm，是Mg2+体系中凝聚体大小（145.6 nm）的6.9倍。给定相同凝聚条件的Na+体系，两种HA胶体显然均不凝聚。并且，与Na+和Mg2+相比，即使在低电解质浓度下，Ca2+也促进了凝聚体有效粒径从线性增长到幂函数增长的转变。
2.3 两种森林表层土壤HA胶体在不同离子中凝聚的总体平均凝聚速率和临界聚沉值的变化通过拟合得到TAAR随电解质浓度变化的两条趋势线（图 5），其外推后交点处对应的电解质浓度就是胶体在各电解质体系中的临界聚沉浓度（Critical coagulation concentration，CCC）。当电解质浓度低于CCC时，胶体凝聚机制是慢速的反应控制团簇凝聚（Reaction limited cluster agglomeration，RLCA）机制；高于CCC时，则为快速的扩散控制团簇凝聚（Diffusion limited cluster agglomeration，DLCA）机制[24]。RLCA区域的斜率可反映HA凝聚速率对电解质浓度变化的敏感程度。Na+、Mg2+和Ca2+三种体系中，竹林土壤HA胶体在RLCA凝聚阶段拟合直线的斜率分别为0.065、13.47和28.96，阔叶林土壤HA胶体凝聚拟合直线的斜率分别为0.000、0.107和4.330。在Na+体系中，竹林土壤HA凝聚而阔叶林土壤HA表现为不凝聚，这体现了两种HA对Na+浓度变化敏感性的质的差异；竹林土壤HA凝聚对Mg2+和Ca2+浓度变化的敏感性分别为阔叶林土壤HA的125.90倍和6.69倍。在DLCA凝聚阶段，在Na+体系中，竹林土壤HA胶体和阔叶林土壤HA胶体的最大TAAR分别是59.88和0.00 nm⋅min–1；竹林土壤HA胶体在Mg2+、Ca2+体系中的最大TAAR（104.85、181.98 nm⋅min–1）分别为阔叶林土壤HA胶体（10.30、87.34 nm⋅min–1）的10.18倍和2.08倍。
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注：CCC为临界聚沉浓度。 Note: CCC is the critical coagulation concentration. 图 5 不同浓度钠离子（a）、镁离子（b）、钙离子（c）中竹林土壤胡敏酸和阔叶林土壤胡敏酸胶体的总体平均凝聚速率（TAAR） Fig. 5 The total average agglomeration rate(TAAR)of humic acid colloids in bamboo forest soil and broad-leaved forest soil in different ionic systems Na+(a), Mg2+(b), Ca2+(c) |
两种HA胶体在Ca2+体系的凝聚速率远快于同条件下的Mg2+体系和Na+体系。Na+浓度为2 000 mmol⋅L–1时，竹林土壤HA和阔叶林土壤HA的平均凝聚速率分别为54.48和0.00 nm⋅min–1。对于竹林土壤HA，Na+、Mg2+、Ca2+体系的CCC值分别为1 097.9、8.6、5.1 mmol⋅L–1；对于阔叶林土壤HA，在Na+体系中不凝聚；Mg2+、Ca2+体系的CCC值分别为80.7和20.2 mmol⋅L–1。阔叶林土壤HA在Mg2+、Ca2+体系的CCC值分别为竹林土壤HA的9.4倍和3.9倍，低CCC值意味着HA胶体在该种离子体系中容易发生凝聚，反之则说明HA胶体体系稳定性强。上述结果表明，竹林土壤HA胶体在三种阳离子体系中的凝聚现象远强于阔叶林土壤HA；并且，不同阳离子促进两种HA胶体凝聚的能力表现出相似的规律，即：Na+ < Mg2+ < Ca2+。
2.4 两种森林表层土壤HA胶体在不同离子中ζ电位的变化ζ电位是表征胶体分散体系稳定性的重要指标，受体系离子类型和强度、pH等因素影响。图 6所示为两种HA胶体在各电解质体系中ζ电位随电解质浓度的变化。竹林土壤HA和阔叶林土壤HA胶体悬液的ζ电位分别为–40.94 mV、–11.92 mV；竹林土壤HA的含氧官能团更多，在相同pH条件下其表面负载有更多负电荷。当胶体悬液中加入电解质溶液时，阳离子吸附会中和HA表面负电荷，ζ电位绝对值随着离子强度的增加而降低。例如，电解质浓度为50 mmol⋅L–1时，MgCl2和CaCl2体系中竹林土壤HA的ζ电位分别为–9.76 mV和–3.69 mV，阔叶林土壤HA的ζ电位分别为–10.82 mV和–4.77 mV。而在NaCl体系中，两种HA的ζ电位变化情况差异更大，当电解质浓度为2 000 mmol⋅L–1时，竹林土壤HA的ζ电位为–18.22 mV，绝对值降幅为55.50%，而阔叶林土壤HA的ζ电位（–11.83 mV）几乎未变化。随着电解质浓度的增加，HA的ζ电位普遍表现为先快速增加再慢速增加，与TAAR的变化规律一致；并且，三种离子对HA的ζ电位影响排序为：Ca2+ > Mg2+ > Na+。
3 讨论 3.1 两种森林表层土壤胡敏酸的性质差异及原因土壤有机碳的储量、活性与分布受植被覆盖类型的深刻影响。一方面，作为关键生物因子的植被类型直接决定了凋落物的产量、质量和分解速率，形成特异性微生物群落和土壤小气候条件。通过对森林植被类型与土壤有机质组成关联的研究，Quideau等[25]指出不同林型的植物和土壤间具有不同的养分循环速率；相比于针叶林，阔叶林凋落物能够被快速分解并将大量养分返回土壤，实现有机质的高效周转。另一方面，沿海拔梯度的气候变化影响植被组成和生产力，从而影响土壤有机质的数量和周转速率。随着海拔的升高，温度降低、降水增加，将导致有机物分解速率降低。Bojko和Kabala[26]研究了不同气候-海拔梯度上植被类型对土壤有机碳的影响，结果表明，高海拔树种产生的生物质更能抵抗生物降解。土壤微生物呼吸和土壤有机碳可获得性亦会随着海拔升高而降低，最终导致土壤有机质在高海拔地区积累[18]。本研究中阔叶林位于低海拔区域（280 m），具有更好的水热条件，温度和湿度更有利于微生物活动，SOM周转更快；同时，阔叶林凋落物质量相对较差（C/N低），阔叶林土壤HA的腐殖化程度较低，部分被分解为小颗粒的阔叶林土壤HA可能与土壤矿物质结合。而竹林位于高海拔区域（580 m），气候条件不利于有机质分解，SOM倾向于积累，腐殖化程度加深。
HA的元素组成是决定其氧化进程以及缩合程度、腐殖化度的重要指标。C/H低意味着HA结构中具有更多甲基、亚甲基等基团的侧链，具有更多脂肪族化合物；C/H高则表明单体缩聚成高分子物质的比例较高，HA的缩合度高，芳香结构多。C/O反映了含氧基团的量[27]。高C/N表明土壤中有机质具有较高的稳定性、缩合度和腐殖化度[28]，提取自竹林土的HA芳香性更高，结构复杂而稳定，腐殖化度更高（表 1）。热重分析对热稳定性的反映可作为HA生物地球化学稳定性的半定量描述[20]。阔叶林土壤HA失重更多，热稳定性较差（图 1），是由于其含有更多的脂肪族结构（DTG曲线中，阔叶林土壤HA在阶段2中分裂出两个代表脂肪族结构的峰（图 1）也印证了此观点）；而竹林土壤HA芳香族结构更多而热稳定性更好[14]。FTIR的测定结果进一步展示了两种HA的官能团差异（图 2），并与热稳定性相吻合：阔叶林土壤HA具有更强的脂肪族吸收峰，而竹林土壤HA则具有更强的芳香族吸收峰。此外，两种HA的差异还体现在矿质元素部分，阔叶林土壤HA具有多个矿质吸收峰（图 2），意味着其可能与土壤矿物有着更紧密的结合，与矿物质结合的有机碳是低活性稳定SOC库的代表[29]。
3.2 两种森林表层土壤胡敏酸的凝聚特性阳离子与HA的相互作用包括：与带负电荷的HA分子间的静电相互作用、空间位阻效应以及阳离子与羧基、酚基的络合/桥接作用。根据经典的Derjaguin-Landan-Verwey-Overbeek（DLVO）理论，Mg2+和Ca2+作为二价离子能更有效屏蔽电荷；根据Li等[30]提出的非经典极化作用理论，Ca2+的非经典极化能力更强，因此其屏蔽HA表面电荷的能力强于Mg2+；三种离子促进HA凝聚的能力表现为：Na+ < Mg2+ < Ca2+（图 4，图 5）。HA作为高表面电荷密度的柔性大分子，其表面ζ电位的变化深刻影响着自身的凝聚与分散。本研究中，ζ电位的变化反映了两种HA在不同电解质体系中的稳定性，并且与HA的凝聚动力学相符合，随着离子浓度的增加，电位表现出先快速升高、再逐步稳定的趋势（图 6）。空间位阻效应以及阳离子与官能团的络合/桥接作用与HA的结构差异，如表面性质、芳香性等息息相关。研究表明，HA通过吸附或疏水相互作用与纳米颗粒表面相连，增加颗粒之间的空间排斥力，从而稳定体系[31]。Wu等[32]则认为在HA与金属离子的键合中，HA的羧基和酚基占主导作用。
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图 6 不同离子体系中竹林土壤胡敏酸（a）和阔叶林土壤胡敏酸（b）胶体的ζ电位 Fig. 6 The ζ potential of bamboo forest soil humic acid(a)and broad-leaved forest soil humic acid(b)in different ionic systems |
本研究中阔叶林和竹林土壤HA凝聚的CCC值较高，竹林土壤HA在Na+体系中不凝聚，阔叶林HA凝聚的CCC值为1 097.9 mmol⋅L–1（图 5）。研究[33]表明，ζ电位30 mV是胶体体系分散稳定性的临界值。颗粒间的静电斥力使颗粒稳定分散，同时HA分子折叠带来的空间位阻效应也增强了体系的稳定性。如Tian[10]的研究认为HA在Na+、K+体系中均不凝聚，在Mg2+和Ca2+体系中的CCC值分别为74.8和21.8 mmol⋅L–1。HA的稳定不仅表现在自凝聚中，研究[34]表明，HA可作为混合胶体体系的稳定剂，如HA分子在针铁矿表面形成的吸附涂层使其能够在悬浮液中稳定存在，并且难以物理凝聚。在膨润土胶体-Na+体系中加入50 μg⋅L–1 HA，体系凝聚的CCC值急剧增加，主要归功于HA长链表现出的空间位阻效应[35]。
两种HA的ζ电位变化与其在各电解质体系中凝聚的CCC值表现出相反的规律（图 5，图 6），可能的原因有三点。一是两种HA初始粒径的差异，研究表明HA的表面活性随着粒径的增加而增加[36]。竹林土壤HA具有更大的粒径（图 3），表面活性大，更易形成胶束并进一步发生凝聚，所以稳定性更低。二是空间位阻效应可能更显著地影响HA的凝聚过程，因此研究HA胶体的凝聚时，要基于扩展的DLVO理论，综合考虑静电相互作用和空间位阻效应[37]。也有研究指出，离子强度不影响HA对低ζ电位黏土矿物的吸附，意味着电荷屏蔽不是这些矿物吸附HA的主要机制[38]；由此推测离子强度可能不是HA自凝聚的唯一影响机制，后续研究需加强探究空间位阻效应对HA自凝聚的影响。三是阳离子与HA的主要反应位点是表面羧基和酚类官能团，研究表明HA具有不同的异质结合位点，HA的高分子量和高芳香性可能是桥接絮凝重要影响因素[39]。综上，除离子差异外，HA的结构差异也是引起凝聚性质差异的第二个重要因素。由于竹林土壤HA具有更复杂的结构和更强的芳香性，能够提供更多的羧基和酚类官能团与阳离子结合，更易凝聚并形成大凝聚体。而阔叶林土壤HA虽然具有相对较高的ζ电位，但因为芳香性弱并且颗粒较小，与阳离子的反应位点不足，因此在三种离子体系中的稳定性强于竹林土壤HA，需要更高的离子浓度才能使其发生凝聚反应（图 5）。
4 结论在植被和气候的双重调节下，两种森林植被类型发育土壤HA的化学性质具有显著的差异：竹林土壤HA腐殖化程度更高；阔叶林土壤HA脂肪性结构更多，热稳定性更差。同时竹林土壤HA具有更多的羧基和酚类官能团，ζ电位绝对值是阔叶林土壤HA的3.43倍。对两种HA胶体凝聚动力学参数的定量表征表明，竹林土壤HA在Na+、Mg2+、Ca2+体系中的CCC值分别为1 097.9、8.6、5.2 mmol⋅L–1；阔叶林土壤HA在Mg2+、Ca2+体系中的CCC值分别为80.7、20.2 mmol⋅L–1，在Na+体系中不凝聚。总体表现为竹林土壤HA与离子反应更迅速并形成有效粒径更大的凝聚体，阔叶林土壤HA则具有较强的离子稳定性。HA的性质差异，包括粒径、芳香性、官能团等结构差异是引起凝聚性质差异的主要原因。
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