脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響①

張文新，張文超, 2，王淑娟, 2，李 彥, 2，趙永敢, 2*

脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響①

張文新1，張文超1, 2，王淑娟1, 2，李 彥1, 2，趙永敢1, 2*

(1清華大學(xué)山西清潔能源研究院鹽堿地生態(tài)修復(fù)中心，太原 030032；2 清華大學(xué)能源與動力工程系，北京市鹽堿及荒漠化地區(qū)生態(tài)修復(fù)與固碳工程技術(shù)研究中心，北京 100084)

為明確脫硫石膏改良堿化土壤膠體絮凝過程的離子交換作用，設(shè)置了堿化土壤組和堿化土壤膠體組。在不同土水比(1∶5、1∶10、1∶20(︰))條件下加入不同量脫硫石膏量(0.1% ～ 2%，︰)作為堿化土壤組，以及向利用土水比為1∶100的方法制備堿化土壤膠體中加入不同量的脫硫石膏作為膠體組，以分析脫硫石膏對堿化土壤膠體團(tuán)聚過程中的臨界絮凝值和Na+與Ca2+摩爾比。結(jié)果表明，堿化土壤(pH=9.8；EC=496.1 μS/cm)膠體的臨界絮凝值為FGDG=0.008 g，膠體與脫硫石膏的質(zhì)量比為19.4︰1；堿化土壤臨界絮凝值為0.5%，膠體與脫硫石膏的質(zhì)量比為10.4︰1。在臨界絮凝值處，堿化土壤所用脫硫石膏量是土壤膠體的1.8倍，堿化土壤組Na+與Ca2+摩爾比為2∶1。隨著脫硫石膏施用量的增加，膠體組中絮凝層厚度逐漸變薄，pH降低趨勢趨于平緩。土水比越小，混合液中pH越大，加入脫硫石膏后，pH明顯下降。土水比為1∶20，堿化土壤組上清液Na+變化逐漸趨于平穩(wěn)，當(dāng)加入脫硫石膏后，Ca2+直接吸附在膠體表面發(fā)生絮凝現(xiàn)象。研究結(jié)果有利于加深脫硫石膏改良堿化土壤中膠體絮凝機(jī)理認(rèn)識，并為確定脫硫石膏改良堿化土壤的適宜施用量提供參考。

堿化土壤；脫硫石膏；膠體絮凝

中國鹽堿土面積巨大，土壤鹽漬化問題給很多干旱區(qū)的發(fā)展帶來了阻力[1]。堿化土壤中普遍含有大量的Na+、K+等鹽基離子，膠體所吸附的Na+具有親水性，能降低土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性，使土壤無機(jī)膠體分散在土壤顆粒之間的細(xì)縫中，形成密不透水的板結(jié)土層，嚴(yán)重影響植物生長[2-3]。同時，土壤中碳酸根離子與碳酸氫根離子含量高，導(dǎo)致土壤pH呈堿性(pH> 8.5)。有研究表明，在低離子強(qiáng)度(IS)、高pH溶液環(huán)境下，膠體在多孔介質(zhì)中的遷移能力增強(qiáng)，原因是高pH環(huán)境可以將吸附在初級勢阱中的膠體解吸下來，從而降低膠體的吸附能力，增強(qiáng)膠體的遷移能力[4]，這也是堿化土壤中無機(jī)膠體分散的另一原因。吸附在膠體擴(kuò)散層的Na+形成親水性的膠體更容易在降雨等作用下分散至各個孔隙空間內(nèi)，當(dāng)水流停滯時，就會使膠體聚集、堵塞孔隙喉道，從而降低土壤滲透性[5]。因此堿化土壤的主要特征是堿性高、膠體高度分散、土壤結(jié)構(gòu)性差、含鹽量低。

改善堿化土壤結(jié)構(gòu)，需要將堿化土壤中無機(jī)膠體絮凝，形成團(tuán)聚體，降低其遷移性。從膠體吸附機(jī)理上來說，增加離子強(qiáng)度(IS)[6-8]或高價態(tài)陽離子(Ca2+、Mg2+、Fe3+)[9-10]能促進(jìn)多孔介質(zhì)對膠體的吸附和膠體絮凝，從而形成團(tuán)聚體。高IS和高價態(tài)陽離子可以降低溶液的Zeta電位[11-12]，多孔介質(zhì)與膠體之間的能壘降低，次級勢阱深度降低或者消除，將孔隙水環(huán)境變?yōu)橛欣江h(huán)境[13]。1995年以來，我國開始利用脫硫石膏改良鹽堿地[14]。清華大學(xué)利用脫硫石膏大面積改良堿化土壤[15]，并取得了較好的效果[16]。脫硫石膏主要成分為CaSO4·2H2O，脫硫石膏的溶解能增加土壤溶液中Ca2+和SO2– 4 含量。土壤膠體對Ca2+的吸附選擇性較高，能置換出吸附在土壤膠體表面的Na+。吸附Ca2+的土壤膠體顆粒表層具有疏水性，膠體微粒能夠互相靠近團(tuán)聚而形成微粒團(tuán)。這些微團(tuán)體的形成能夠降低土壤容重，增加飽和導(dǎo)水率，致使土壤中鹽分更容易隨降雨或者灌溉淋洗至深層土壤[17-20]。

脫硫石膏已廣泛應(yīng)用于改良堿化土壤中，對于在改良過程中脫硫石膏對土壤膠體發(fā)揮的作用依舊缺乏認(rèn)識。此外，在脫硫石膏改良堿化土壤施工過程中，田間土壤含水量變化較大引起土水比不同，可能會造成脫硫石膏改良堿化土壤效果的不同。因此，脫硫石膏對膠體團(tuán)聚過程及土水比對改良效果的研究就顯得尤為重要。本試驗旨在探究不同用量的脫硫石膏對土壤膠體團(tuán)聚效應(yīng)和機(jī)理，為脫硫石膏在堿化土壤改良中的應(yīng)用提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

表層(0 ～ 20 cm)堿化土壤取自吉林省大安市大崗子鎮(zhèn)(45°14′24.08′′N，123°35′38.75′′E)。將土樣(容重為1.45 g/cm3)風(fēng)干、碾碎，過2 mm標(biāo)準(zhǔn)篩，土樣充分混合、篩分。另取混合土樣，使用研磨棒磨細(xì)，過100目篩，土樣保存?zhèn)溆谩Ａ韺⑷∽约职壮请姀S的脫硫石膏樣品風(fēng)干，使用研磨棒磨細(xì)，過100目篩，保存?zhèn)溆谩?/p>

堿化土壤pH為9.8，EC為496.1 μS/cm。堿化土壤交換性陽離子與水溶性陽離子含量見表1，土壤堿化度(ESP)為49.0%。脫硫石膏的粒徑分布組成見表2。10 ～ 250 μm之間顆粒為堿化土壤和脫硫石膏的主要粒徑組成部分，土壤膠體(粒徑小于2 μm)含量為72.7 g/kg(即5 g堿化土壤中膠體含量為0.364 g)。脫硫石膏與堿化土壤元素組成見表3。脫硫石膏以CaSO4為主要成分，土樣中SiO2(占50%)為主要成分。

表1 堿化土壤交換性與水溶性離子含量(cmol/kg)

表2 堿化土壤與脫硫石膏粒徑分布

表3 脫硫石膏與堿化土壤元素組成(g/kg)

1.2 試驗方法

1.2.1 堿化土壤與脫硫石膏理化性質(zhì) 采用土水比為1∶5(︰)，提取堿化土壤浸出液。使用pH計和電導(dǎo)率儀測定pH和電導(dǎo)率(METTLER TOLEDO)；使用激光粒度儀(Masterzizer-2000)測定土樣和脫硫石膏的粒徑分布組成；使用X射線熒光光譜分析儀(ZSX Primus II)測定土樣與脫硫石膏樣品元素組成；使用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法(LEEMAN Prodigy 7 ICP-OES)測定K+、Ca2+、Na+、Mg2+等水溶性和交換性陽離子含量。

1.2.2 脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響試驗 取過100目篩土樣5 g于500 ml錐形瓶中，與500 ml超純水混合，震蕩后在超聲分散儀中分散30 min。根據(jù)Stokes定律，此時上清液中微粒的直徑小于2.0 μm[11]。靜置24 h后，懸濁液用虹吸法吸入容量瓶獲得膠體儲備液。使用烘干法測得的膠體濃度為1.69 g/L。使用吸光度法在600 nm測定堿化土壤膠體標(biāo)準(zhǔn)曲線[21]，標(biāo)準(zhǔn)曲線為= 0.104(為吸光度；為膠體濃度，g/L)。

移取配置好的膠體溶液(=1.55 g/L)100 ml于150 ml錐形瓶中，將0.002、0.005、0.006、0.007、0.008、0.009、0.010、0.015、0.020、0.025、0.030、0.040、0.050、0.060、0.075、0.090、0.100 g的脫硫石膏加入錐形瓶中，振蕩、搖勻，充分溶解脫硫石膏。對應(yīng)量脫硫石膏加入100 ml超純水中作為對照組。3 h后，使用紫外分光光度計(上海精科儀電722G型分光光度計)在600 nm處測定上清液吸光度(A)，計算A/0值；使用電導(dǎo)率儀測定EC；使用注射器吸取上清液，過0.45 μm濾膜，制備上機(jī)樣品，使用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法測定制備的膠體溶液中陽離子含量(表4)。

表4 膠體溶液中離子含量

1.2.3 土水比對脫硫石膏改良堿化土壤影響試驗 按照表5分別取5 g不同比例的混合樣于100 ml離心管中(土水比為1∶5和1∶10，︰)和150 ml(土水比為1∶20，︰)錐形瓶中，分別向3組不同比例的試驗組中加入25、50、100 ml超純水，經(jīng)過24 h反應(yīng)沉降后，測定上清液pH和陽離子組成，試驗重復(fù)2次作為平行試驗。

表5 脫硫石膏與堿化土壤配比表

1.3 數(shù)據(jù)處理

將所測得的加入脫硫石膏3 h后試驗組懸浮液的吸光度 (A)與試驗組初始懸液吸光度值(0)之比作為縱坐標(biāo)，脫硫石膏量作為橫坐標(biāo)繪制臨界絮凝值曲線。土壤膠體穩(wěn)定性大小通常是使用膠體溶液的臨界絮凝濃度(CFC)表示，CFC大，表示膠體溶液相對穩(wěn)定，反之相對不穩(wěn)定[12]。一般將A/0=0.2定義為臨界絮凝濃度[19]。試驗通過臨界絮凝濃度值和溶液中Ca2+、Na+質(zhì)量和摩爾之比，判斷脫硫石膏改良堿化土壤適宜用量值。

2 結(jié)果與討論

2.1 脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響

脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響試驗中，隨著脫硫石膏量的增加，經(jīng)過3 h絮凝，上清液A/0逐漸降低(圖1)，試驗的臨界絮凝值為0.008 g，膠體質(zhì)量與脫硫石膏比值(C=Colloid/FGDG)為19.4。對于小于2 μm的土壤無機(jī)膠體而言，脫硫石膏溶解的Ca2+吸附在黏土小板上形成類晶團(tuán)聚體(tactoid)。每個類晶團(tuán)聚體由幾個(4 ～ 9個)黏土顆粒組成，間距為0.9 nm，吸附在膠體內(nèi)部表面的可交換Ca2+不會形成雙電層，雙電層只存在于這些顆粒的外部(圖2)[22]。形成的類晶團(tuán)聚體促進(jìn)了膠體的絮凝，受重力影響沉降在錐形瓶底部。Shainberg等[23]發(fā)現(xiàn)當(dāng)引入Na+含量高于20% 后，能使類晶團(tuán)聚體瓦解，此時，黏土小板吸附的Ca2+有50% ～ 60% 被Na+所取代。試驗所用堿化土壤Na+含量為33%，因此在試驗初期類晶體是不會產(chǎn)生的，隨著脫硫石膏量的增加，Na+含量占比降低，類晶團(tuán)聚體逐漸形成。

試驗中施用高量脫硫石膏(0.1 g脫硫石膏組)，雖然土壤膠體團(tuán)聚速度加快，3 min后明顯發(fā)生分層現(xiàn)象(圖1)，但上層溶液呈渾濁狀態(tài)，下層絮凝層厚度較薄而且表層緊密。為研究此現(xiàn)象產(chǎn)生原因，向膠體溶液(0.744 g/L；pH=9.4)加入定量脫硫石膏(表5)，并設(shè)置對應(yīng)量脫硫石膏加入超純水中作為對照組，測定上清液吸光度隨時間變化值。當(dāng)過量的脫硫石膏加入膠體溶液中，隨著脫硫石膏含量的增加，試驗組上清液的吸光度逐漸增大(圖3)，可能原因是上清液中存在Ca2+與CO32–反應(yīng)所生成的CaCO3，以及CaSO4的結(jié)晶作用形成較大的結(jié)晶粒，從而使上清液變渾濁。隨著時間延長，結(jié)晶粒逐漸增大(表6)。經(jīng)過44 h靜置后，晶粒受重力影響而沉降，上清液吸光度逐漸穩(wěn)定趨于零。隨脫硫石膏用量增加，溶液離子強(qiáng)度增大，雙電層被壓縮，類晶團(tuán)聚體之間的間距變小，使水分子不易進(jìn)入，因此，絮凝層厚度較薄且表面光滑。

表6 溶液中脫硫石膏粒徑變化

土水比對脫硫石膏改良堿化土壤影響試驗中，在土水比為1∶20情況下，堿化土壤懸液吸光度比變化曲線呈Z型，臨界絮凝值為0.5%(圖4)，此時的膠體與脫硫石膏質(zhì)量比(S)為10.4。而對于堿化土壤膠體試驗中，臨界絮凝值的膠體量與脫硫石膏量之比(C)為19.4。試驗中S是堿化土壤膠體試驗C的1.86倍，因此大于2 μm的顆粒對Ca2+交換和吸附作用不容忽視。對于高量脫硫石膏組(1.5% 和2%)在5 min時便明顯分層，高量脫硫石膏改良堿化土壤效果明顯。3個土水比試驗組在0.5% 處沉降時間順序為：T1∶5>T1∶10>T1∶20，其主要是由上清液的高度和沉降面積所決定的。

2.2 脫硫石膏對堿化土壤pH的影響

土水比為1∶5時，溶液pH為9.8，而土水比為1∶10和1∶20時，由于稀釋倍數(shù)增加，土壤中部分難溶鹽溶解，因此使溶液中pH增加至10.22和10.5(圖5)。土水比對脫硫石膏改良堿化土壤影響試驗中，當(dāng)土水比為1∶10時，隨脫硫石膏量增加至2%，pH降低了0.9(圖5A)，而土水比為1∶20時，pH降低了1.5(圖5B)。隨時間增加，這種趨勢更加明顯。施用2% 脫硫石膏1 h后，pH下降至8.6。加入脫硫石膏的量達(dá)到臨界絮凝值時，pH變化逐漸趨于平緩。pH降低的主要原因是脫硫石膏中CaSO4溶解出的Ca2+與CO32–形成不溶的CaCO3，有利于CO32–的消耗[16]。

2.3 脫硫石膏對堿化土壤中離子含量的影響

脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響試驗中，對照組與試驗組電導(dǎo)率隨脫硫石膏量的增加呈線性增長趨勢。當(dāng)脫硫石膏量達(dá)到0.008 g時，對照組與試驗組EC之比為1∶2(圖6)，此時，對照組與試驗組的Ca2+含量之比開始大于1(圖7)。兩個試驗組曲線交點處的脫硫石膏量為0.03 g，此時上清液的吸光度剛好接近于零。

堿化土壤膠體試驗中Na+含量幾乎沒有發(fā)生變化，平均值為26.2 mg/L(圖7)，即表明當(dāng)土水比為1∶100時(EC=118.2 μS/cm)，離子強(qiáng)度降低，膠體雙電層擴(kuò)散[16]，使Na+掙脫束縛(DLVO力)變?yōu)橛坞x態(tài)。加入脫硫石膏后，由于高價態(tài)Ca2+較高的吸附性與疏水性，Ca2+直接與土壤膠體產(chǎn)生吸附作用并發(fā)生膠體團(tuán)聚。當(dāng)脫硫石膏量小于0.008 g時，主要是Ca2+形成類晶團(tuán)聚體的過程。繼續(xù)增加脫硫石膏量，類晶團(tuán)聚體位點被Ca2+完全占據(jù)，富余的Ca2+導(dǎo)致溶液離子強(qiáng)度增加，壓縮類晶團(tuán)聚體雙電層[24-26]，使類晶團(tuán)聚體間距離變短并發(fā)生團(tuán)聚現(xiàn)象，使膠體絮凝速度加快。

脫硫石膏改良堿化土壤機(jī)理是Ca2+交換吸附在堿化土壤膠體或微團(tuán)聚體上的Na+。加入脫硫石膏后溶液中Na+含量本應(yīng)增加，但脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響試驗結(jié)果未發(fā)生變化。為證明此現(xiàn)象是由土水比所導(dǎo)致膠體吸附Na+量不同，試驗設(shè)置了3組土水比。結(jié)果顯示，土水比越小(1∶20)，上清液中Na+含量在脫硫石膏添加比例為0.5% 處增加幅度越小(圖8)，原因在于團(tuán)聚體和土壤膠體的擴(kuò)散層變厚，大部分Na+掙脫引力束縛變?yōu)橛坞x態(tài)。加入脫硫石膏后，少量Na+與Ca2+發(fā)生交換反應(yīng)，大部分Ca2+直接吸附在膠體表面并發(fā)生絮凝，從而證實了此前的猜想。

通過觀察Na+變化量(圖8)，3組土水比試驗中，臨界絮凝值全都為0.5%，證明土水比對臨界絮凝值無影響。脫硫石膏所占比為0.5% 時，脫硫石膏量為0.025 g。土水比為1∶5時，脫硫石膏最大溶解為0.002 g/ml，臨界絮凝值在溶解度范圍之內(nèi)。結(jié)果表明，在臨界絮凝值處不同土水比的Ca2+、Na+質(zhì)量比約為1∶1，摩爾比約為1∶2(表7)。

表7 不同土水比臨界絮凝值處Ca2+/Na+

脫硫石膏所占比例小于0.5%，上清液中Na+含量及占比逐漸增加，上清液Ca2+含量和占比低且變化不大(圖8、圖9)，表明Ca2+與Na+發(fā)生了交換并吸附在土壤膠體表面。當(dāng)脫硫石膏所占比例大于0.5%，上清液中Ca2+含量逐漸增加，即表明Ca2+完成絮凝后上清液中逐漸出現(xiàn)剩余Ca2+，導(dǎo)致溶液離子強(qiáng)度增加。此外，當(dāng)所有吸附在膠體上的Na+完全被Ca2+交換后，溶液中Na+含量不變，陽離子總量則逐漸增加，因此Na+占比逐漸降低。

土水比為1∶5組中的Fe2++Fe3+、Al3+含量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于土水比為1∶10和1∶20的組(圖8)，原因可能是高土水比組中溶解的Fe2++Fe3+、Al3+發(fā)生水解反應(yīng)，從而降低了溶液中游離離子。當(dāng)脫硫石膏量達(dá)到臨界絮凝值后，F(xiàn)e2++Fe3+、Al3+全部絮凝，其可能原因是Ca2+形成的類晶團(tuán)聚體能促進(jìn)高價態(tài)Fe2++Fe3+、Al3+等陽離子的絮凝。

3 結(jié)論

1)向堿化土壤膠體溶液中加入脫硫石膏，臨界絮凝值為FGDG=0.008 g，此時對照組與試驗組電導(dǎo)率之比1∶2，Ca2+含量之比開始大于1。土水比對脫硫石膏改良堿化土壤影響試驗的臨界絮凝值為0.5%，臨界值處的Ca2+、Na+摩爾之比為1∶2。土水比對脫硫石膏改良堿化土壤影響試驗臨界絮凝值所用脫硫石膏量大于堿化土壤膠體試驗的量，脫硫石膏對堿化土壤中膠體的絮凝作用大約54% 是由于膠體的絮凝引起的，表明大于2 μm的顆粒對Ca2+交換和吸附作用不容忽視。

2)當(dāng)脫硫石膏量大于臨界絮凝值后，其用量越大，發(fā)生分層的時間越短，所形成的絮凝層厚度越薄。

3)土水比比例越小，混合液中pH越大，加入脫硫石膏后，pH下降越明顯。當(dāng)脫硫石膏量達(dá)到臨界絮凝值后，pH降低趨勢趨于平緩。

4)通過Ca2+、Na+質(zhì)量和摩爾比計算結(jié)果表明不同土水比對臨界絮凝值影響不大。土水比為1∶20，脫硫石膏量對溶液中Na+含量變化影響不大，原因在于超純水量增加，溶液離子強(qiáng)度降低，微團(tuán)聚體和膠體的雙電層厚度增加，大部分Na+變?yōu)橛坞x態(tài)。加入脫硫石膏后，只有少量Na+與Ca2+發(fā)生交換作用。同時，脫硫石膏能促進(jìn)Fe2++Fe3+、Al3+的絮凝。

[1] 王相平, 楊勁松, 張勝江, 等. 石膏和腐植酸配施對干旱鹽堿區(qū)土壤改良及棉花生長的影響[J]. 土壤, 2020, 52(2): 327–332.

[2] 曹夢, 唐中華, 趙龍, 等. 蘇打鹽堿化土壤pH與團(tuán)聚體中球囊霉素相關(guān)土壤蛋白含量的關(guān)系[J]. 土壤, 2018, 50(2): 319–325.

[3] 李彥, 衣懷峰, 趙博, 等. 燃煤煙氣脫硫石膏在新疆鹽堿土壤改良中的應(yīng)用研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2010, 19(7): 1682–1685.

[4] Yuan R Q, Zhang W X, Tao X, et al. Coupled effects of high pH and chemical heterogeneity on colloid retention and release in saturated porous media[J]. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 2020, 586: 124285.

[5] 袁瑞強(qiáng), 張文新, 王仕琴. 飽和多孔介質(zhì)中水流停滯對膠體吸附與解吸的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2020, 33(2): 431–437.

[6] Ryan J N, Gschwend P M. Effects of ionic strength and flow rate on colloid release: Relating kinetics to intersurface potential energy[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 1994, 164(1): 21–34.

[7] Syngouna V I, Chrysikopoulos C V. Experimental investigation of virus and clay particles cotransport in partially saturated columns packed with glass beads[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2015, 440: 140–150.

[8] Torkzaban S, Bradford S A, Vanderzalm J L, et al. Colloid release and clogging in porous media: Effects of solution ionic strength and flow velocity[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2015, 181: 161–171.

[9] McNew C P, LeBoeuf E J. nC60 deposition kinetics: The complex contribution of humic acid, ion concentration, and valence[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2016, 473: 132–140.

[10] 唐穎. 離子類型對土壤膠體凝聚的影響[D]. 重慶: 西南大學(xué), 2014.

[11] 殷憲強(qiáng), 孫慧敏, 易磊, 等. 孔隙水流速對膠體在飽和多孔介質(zhì)中運(yùn)移的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 2010, 24(5): 101–104.

[12] 姜軍, 徐仁扣. 離子強(qiáng)度對三種可變電荷土壤表面電荷和Zeta電位的影響[J]. 土壤, 2015, 47(2): 422– 426.

[13] Molnar I L, Johnson W P, Gerhard J I, et al. Predicting colloid transport through saturated porous media: A critical review[J]. Water Resources Research, 2015, 51(9): 6804–6845.

[14] Wang S J, Chen Q, Li Y, et al. Research on saline-alkali soil amelioration with FGD gypsum[J]. Resources, Conservation and Recycling, 2017, 121: 82–92.

[15] 李躍進(jìn), 烏力更, 蘆永興, 等. 燃煤煙氣脫硫副產(chǎn)物改良堿化土壤田間試驗研究[J]. 華北農(nóng)學(xué)報, 2004, 19(S1): 10–15.

[16] 孫毅, 高玉山, 閆孝貢, 等. 石膏改良蘇打鹽堿土研究[J]. 土壤通報, 2001, 32(S1): 97–101.

[17] 李彥, 張峰舉, 王淑娟, 等. 脫硫石膏改良堿化土壤對土壤重金屬環(huán)境的影響[J]. 中國農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報, 2010, 12(6): 86–89.

[18] 趙錦慧, 李楊, 烏力更, 等. 石膏改良堿化土壤的效果(Ⅲ)——堿化土壤表面施用定量石膏的土柱系列[J]. 長江大學(xué)學(xué)報(自科版)農(nóng)學(xué)卷, 2006, 3(3): 111–114, 137, 3.

[19] 李煥珍, 徐玉佩, 楊偉奇, 等. 脫硫石膏改良強(qiáng)度蘇打鹽漬土效果的研究[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 1999, 18(1): 25–29.

[20] 金梁,烏力更, 魏丹, 等. 石膏改良蘇打堿土.Ⅰ. 經(jīng)濟(jì)改良層石膏用量的確定[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(7): 1745– 1750.

[21] 楊嫻, 饒品華, 何明. 土壤環(huán)境中粘粒的分散——凝聚行為及其影響因素[J]. 上海交通大學(xué)學(xué)報(農(nóng)業(yè)科學(xué)版), 2006, 24(5): 407–413.

[22] Shainberg I, Sumner M E, Miller W P, et al. Use of gypsum on soils: A review[M]//Advances in soil science. New York: Springer New York, 1989: 1–111.

[23] Shainberg I, Otoh H. Size and shape of montmorillonite particles saturated with Na/Ca ions (inferred from viscosity and optical measurements)[J]. Israel Journal of Chemistry, 1968, 6(3): 251–259.

[24] 袁瑞強(qiáng), 張文新, 王鵬, 等. 孔隙空間對聚苯乙烯膠體滯留與釋放的影響[J]. 水土保持學(xué)報, 2018, 32(4): 339– 345.

[25] 鄒獻(xiàn)中, 陳勇, 謝卓文, 等. 離子強(qiáng)度對可變電荷表面吸附性銅離子解吸的影響: 可變電荷土壤[J]. 土壤學(xué)報, 2019, 56(3): 672–681.

[26] 邵珍珍, 林青, 徐紹輝. 不同離子強(qiáng)度下SiO2膠體對磺胺嘧啶土壤吸附遷移行為的影響[J]. 土壤學(xué)報, 2018, 55(2): 411–421.

Effect of Flue Gas Desulphurization Gypsum on Colloidal Flocculation in Sodic Soil

ZHANG Wenxin1, ZHANG Wenchao1, 2, WANG Shujuan1, 2, LI Yan1, 2, ZHAO Yonggan1, 2*

(1 Center for Ecological Restoration of Saline?Alkali, Shanxi Research Institute for Clean Energy, Tsinghua University, Taiyuan 030032, China; 2 Beijing Engineering Research Center for Ecological Restoration and Carbon Fixation of Saline?Alkaline and Desert Land, Department of Energy and Power Engineering, Tsinghua University, Beijing 100084, China)

In order to clarify the ion exchange effect in the flocculation process of sodic soil reclamation by flue gas desulfurization gypsum, sodic soil groups and sodic soil groups were carried out in the experiments. Under the conditions of different soil-water ratios (1∶5, 1∶10, 1∶20), different amounts of flue gas desulfurization gypsum (0.1% ～ 2%) were added as sodic soil groups, and different amounts of desulfurization gypsum were added to the sodic soil colloid prepared by the method of soil-water ratio of 1∶100 as sodic soil groups. The critical flocculation values and the molar ratio of Na+to Ca2+of flue gas desulfurization gypsum in the process of colloid agglomeration were analyzed.The results showed that the critical flocculation value of the colloid of sodic soil and sodic soil (pH=9.84; EC=496.1 μS/cm) wasFGDG= 0.008 g and 0.5%, respectively. The amount of FGDG used in sodic soil (S=10.4) was approximately 1.8 times that of the colloid of sodic soil (C=19.4). At the critical flocculation value, the molar ratio of Na+/Ca2+was 2︰1 in the group of sodic soil. That the amount of FGDG continually added reduced the thickness of the layer of sedimentation and the decreasing trend of pH tended to be flat. The smaller the ratio of soil/water increased pH of the mixture. The content of Na+in sodic soil group changed little at the ratio of soil/water was 1︰20. Ca2+were directly adsorbed on the colloidal surface and flocculated while applying FGDG. The experimental results deepen the understanding of the colloid flocculation mechanism in the sodic soil improved by FGDG and provide a reference index for the critical dosage of FGDG.

Sodic soil; Flue gas desulphurization gypsum; Colloidal flocculation

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2021.03.015

張文新, 張文超, 王淑娟, 等. 脫硫石膏對堿化土壤膠體絮凝的影響. 土壤, 2021, 53(3): 555–562.

國家重點研發(fā)計劃課題項目(2016YFC0501306)和中國博士后科學(xué)基金項目(2019M660682)資助。

(zhaoyonggan@tsinghua.edu.cn)

張文新(1993—)，男，陜西靖邊人，碩士，研究實習(xí)員，主要從事飽和多孔介質(zhì)中膠體的遷移相關(guān)研究。E-mail：18834828057@163.com