土壤溶解有機碳降解的研究進展

劉 葉，劉文靜，高祥森

(中國石油大學勝利學院,山東 東營 257061)

土壤溶解有機碳(dissolved organic carbon，簡稱DOC)雖然一般僅占土壤有機碳總量的1%～5%(表1)，但卻是土壤有機質中代謝活度最為旺盛的化學物質，在土壤有機質中的分解、積累以及對土壤環境污染物的降解等方面起著至關重要的作用。具體表現在：(1)土壤DOC與土壤微生物量同屬于土壤活性有機物質，能夠被土壤中細菌等微生物分解轉化，以供給土壤養分和必需的礦物元素；(2)土壤DOC極易溶解于水，對土壤生態系統中C、N等元素的生物化學循環及主要重金屬鎂、鋁等元素的轉化和遷移都尤為重要[1]。此外，還能夠調節土壤中主要陽離子淋失、金屬轉化、礦物沉積、土壤微生物代謝強度以化學和生物學過程都起著必要的作用[2]，聯結著陸地和海洋兩大生態系統中元素的生物地球化學循環過程，在生態系統物質循環和能量流動中起著重要作用[3]。因此，研究土壤溶解性有機碳的生物和化學降解以及降解的影響因素，分析其含量的動態變化，對于研究土壤營養物質的供給效率、碳循環以及生態系統的環境效應都有著重要的意義。

表1 土壤DOC的含量和所占比例[4]

1 土壤溶解有機碳的概念

土壤溶解有機碳(DOC)指的是在特定的空間范圍內，會受到植物及微生物的強烈作用、在水中可以很好的溶解、在土壤中具有較強的遷移作用、易發生氧化、易于分解、容易發生礦化作用、組成和性質均不穩定，這類代謝強度高的土壤碳素。DOC并不單指某種化合物，而是作為有機碳的重要組分，它與固相的有機碳相比具有更多的活性點位[5]，能夠強烈影響到土壤的形成、礦物的風化、污染物質的毒性和遷移及營養物質的有效性[6]。

2 土壤溶解有機碳的生物降解

土壤溶解有機碳作為最基本的生物降解資源已受到從們的廣泛關注，因DOC是土壤的活性有機碳，能夠為土壤微生物直接提供有效的有機碳源[7]，會作用于土壤中有機以及無機物質的降解過程，對土壤C、N等養分的遷移轉化也起著重要的作用。

微生物對DOC的降解主要通過兩個連續或交替的作用：(1)主要是細菌對DOC的同化作用；(2)微生物為得到所需的能量以及營養物質而將DOC進一步降解為二氧化碳或甲烷等無機物。現今，對DOC生物降解的檢測方法不甚相同。大部分是采用實驗培養法，實驗的具體條件和方法也各有不同[8]。

近年來，國外對溶解有機碳的生物降解的關注點在林地土壤中DOC[9-10]，在農田土壤DOC的調查大部分是分析DOC的來源、動態變化以及作用因子等內容[11]。Boyer[10]、Nelson等[12]研究表明土壤中大部分的DOC都能夠生物分解和吸收，能夠被微生物降解的比例占到10%～40%，這與李廷強等[13]的研究結論相符。Yano等[14]調查發現，森林土壤DOC能夠被降解的量占到12%～44%，這與多數人的研究結果相符，約有10%～40%的DOC能夠發生分解反應。Boyer等人[10]發現，有機土壤中DOC的含量、微生物強度比一般性的土壤介質高，但能夠被利用的DOC含量卻較低，而且農田土壤DOC的降解性一般高于森林土壤。Block等[15]測得土壤溶液和河水水樣中的DOC有24%～39% 可被降解。Qualls 等[16]發現DOC的降解速率隨土壤深度變大而減小。Wagai等[17]指出淋濾液中能夠發生降解反應的DOC占比在13 % ～16 %，在浸提液中的比列約是18% ～27%。生物降解的快慢程度會根據培養時間和培養條件的不同而有所差異，對于一些容易發生降解作用的部分降解速率快，研究表明在樣品浸提液的親水中性組成部分有15%可在三天培養時間內降解完全[18]。落葉林表層沉積物中浸提液中的DOC有大約22%的量能在前14天降解完全，對于一些玉米農田區域降解量能到29%[10]。

近幾年，國內也有很多有關DOC生物降解的研究，禹洪雙等[19]通過實驗室模擬實驗分析不同種類水稻土DOC含量和生物降解作用規律，微生物降解的快慢對于DOC不同組分有明顯差異，其中碳水化合物能夠被微生物首先降解，組分復雜的芳香性物質被生物利用的程度相對較低，并且芳環組分越多，DOC越難被生物降解。也就是說，DOC的降解程度會因DOC中芳環成分比例的增大而減小，DOC在波長在280 nm的紫外光下能夠表現出較強的生物降解特征。分析還發現DOC的降解速率在培養起始階段最快，隨著培養時間的增加降解程度下降并在一定時間內趨于相對穩定，這與焦坤等(2005)對紅壤稻田土壤溶解有機碳生物降解特征的研究結果相符。通過對紅壤稻田土壤DOC含量動態研究發現，DOC的含量不僅與土壤有機碳庫有關，還受到微生物降解作用和土壤本身的性質所決定。表層土壤的微生物代謝強度相對較高，對DOC的分解作用效果顯著，而土層較深的土壤微生物代謝作用較弱，分解和利用DOC的能力較低。呂國紅等[20]對盤錦濕地溶解性有機碳季節動態進行研究，結果表明DOC的含量與濕地沉積環境中微生物活性密切相關，土壤微生物活性能夠作用于DOC的產生和分解、組成結構和性質變化。當微生物代謝強度增強，微生物的代謝產物也隨之增加，最終使DOC含量也增加[21]。隨著土壤微生物活性的增加，對DOC的生物降解作用和礦化作用也隨之增強，DOC的含量降低，DOC的組分也會發生相應的改變[22]。張金波等人[23]發現小葉章濕地表層土壤DOC含量隨季節的變化特征，該結論與呂國紅等(2006)的研究不相符，分析發現對于區域不同的條件，植被群落的種類不一，土壤微生物的代謝強度在不同時期對DOC的分解能力有所差別。柳敏等[24]得出DOC是土壤微生物生長、生物分解以及養分供給最重要的源泉，直接關系到微生物的活性強弱，此外DOC對于碳、氮、磷等土壤營養元素以及污染物的遷移轉化能力也有直接的作用。還有一些研究發現，DOC還可被直接利用或通過自身分解產生養分因子，提高土壤肥力。不同來源的DOC均能顯著提高土壤的肥力[25]。DOC使土壤中微生物數量增加、活性增強，提高了土壤養分的有效性，進而促進了微生物對DOC的降解[26]。

到目前為止，多數研究認為有10%～40%的DOC是能被生物降解，但不同研究得到的結論也不甚相同，所以對DOC的生物降解的認識還有待提高，需要進一步深化研究。

3 土壤溶解有機碳的化學降解

目前，針對土壤溶解有機碳的化學降解大多是對光化學降解的研究。研究發現，DOC的來源主要包括外源輸入[27-28]及現場生物活動的自生來源貢獻[29-31]。這些不同來源的DOC通過生物降解和化學降解綜合作用而遷移轉化。其中，由太陽能提供的光降解作用強烈影響著DOC的組成性質和生物化學過程[32]。

經研究發現，DOC的光降解過程分為三大類。第一類是直接光降解，即太陽光輻射直接作用于化學物質本身而發生的降解作用，直接光降解能將大分子的有機物質降解成小分子化合物；第二類是間接光降解又稱為光敏化反應，即在水域中的腐殖質、細菌等天然化合物，經過太陽光輻射作用，激發出能量傳遞給大分子物質使其降解。間接光降解比直接性的光降解作用效果更為明顯；第三類稱為光氧化反應，即一些細菌和腐殖質等純物質經過太陽光輻射作用產生自由基，轉化成的中間體在下一反應階段與大分子物質起作用而產生最終物質。DOC發生降解會作用于紫外以及可見光區，尤其在波長280～315nm處的吸光度下降，導致高強度的紫外輻射到達深層水體，使得水生生物受到紫外輻射作用，可能會引起生物體遺傳物質的破壞[33]，所以，光化學降解對DOC的生物有效性起著重要的作用。

陳文昭等[34]對小球藻來源溶解有機質(DOM)的光化學降解特性進行研究，結果表明藻類自生來源的溶解有機質具有很強的光化學降解活性。在水環境中溶解有機質光降解作用的研究多集中于外源輸入的溶解有機質上[32,35]，這些較大的DOM能夠降解為生物所需要的小分子DOM，也有利于微生物的繁殖[36]。Benner等人[37]的分析表明，自生溶解有機質發生光降解作用后，生物有效性不同于陸源溶解有機質的增加，相反生物有效性呈現下降的趨勢，分析原因是進行了光腐殖化作用[38]。

4 影響土壤溶解有機碳降解的因素

目前，對溶解有機碳的降解在不同生態系統中的影響因素也是DOC相關研究的熱點問題。影響DOC降解的因素主要有：DOC的內在性質、土壤溫度、土壤深度、水分等自然因素和人為因素的綜合影響[39]。

4.1 DOC的內在性質

DOC的性質對生物降解的程度起著關鍵的作用。不易發生降解的DOC內在特性是：具有較多的復雜芳環，碳水化合物相對較少[40-41]。而生物降解也相應的改變DOC的自身特性，導致土壤有機質不易分解而長時間存在。當生物降解作用后生成芳香性有機物的積累，芳香性有機物是比較穩定的，降解速率慢。在培養初期，微生物會選擇性的降解不穩定的碳水化合物，隨著培養的進行，溶液中產生細菌等微生物的代謝終產物，分析是由于一方面碳水化合物與不易降解的DOC結合，生物可利用性降低；另一方面在通過降解作用，微生物本身的性質發生改變，不能很好的吸收這些化合物，而分解較為穩定的DOC。在培養終期，DOC的性質有了顯著差異，組分的芳環數、碳水化合物量以及熱穩定性等方面都趨于穩定。因此，DOC降解作用的最終結果改變了其內在性質而趨于形成難降解的穩定的DOC[8]。

4.2 土壤溫度

Mcdowell等[14]發現，土壤中DOC含量會根據季節的不同而有所差異，夏秋季含量達到峰值，高于冬季[42-43]。Cronan等人[44]得出夏季表層土壤中DOC的含量高于冬季的26%～32%，較深層土樣中DOC的含量無明顯差異[45]。表明因溫度升高使微生物代謝強度旺盛是導致DOC含量出現季節動態變化的原因。溫度對土壤DOC影響的研究結論較為一致，有結果表明DOC的含量會因溫度的升高出現指數性的增長[46]，究其原因是溫度的升高，微生物代謝能力提高，土壤DOC含量會隨之升高[47-48]。大多數研究表明溫度在20℃時DOC的分解能力最強，高出或低于此溫度都會引起DOC分解速率的降低[49]。不過Andersson等[50]指出增加溫度會引起土壤性質的變化，另外微生物因營養物質的不足而死亡分解會在一定程度上導致DOC的含量的增加。

4.3 土壤深度

Jerome等人[51]發現活性有機碳的含量會因土壤深度的增加而減小，土層越深，土壤有機碳存留時間會提高，可利用率降低。不過，另有報道，DOC含量的變化與土壤深度無顯著相關性，深層土壤中DOC的含量相對較高，原因與深層土壤中微生物的代謝強度和遷移轉化相關[1]。

4.4 水分狀況

土壤水分狀況能夠在很大程度上影響DOC的降解。研究熱點多集中于干濕循環作用對于DOC含量的影響。大部分研究表明土壤經過干濕循環后能夠增加DOC的含量，原因是干燥后的土壤，微生物活性降低，對土壤底質的降解能力減弱，有利于DOC含量的增加，而且土壤底質中生物的分解死亡，引起土壤濕潤時，也能使DOC濃度的增加[8]。Lundquist等[52]也指出干濕作用增加土壤中DOC的含量，分析主要原因：1)強烈的干濕作用顯著降低細菌豐度，從而減弱細菌等微生物對DOC的降解作用。2)干濕循環作用提高微生物活度以及微生物代謝產物的積累，引起穩定的DOC濃度的增大。3)干濕循環能夠使土壤原有的性質發生改變，加大了穩定有機質與微生物結合的概率，從而引起難溶性有機質經微生物的降解作用轉化為可溶性的小分子物質。Tyler等[53]和Christ 等[54]也報道土壤水分含量與溶解有機質的濃度存在正相關性，原因是土壤水分狀況能夠改變微生物的代謝強度，活性高有利于溶解有機質的產生。不過Guggenberger 等[55]分析指出兩者不存在顯著相關。大多數研究表明淹水環境中的DOC含量較高于非淹水情況的DOC，這與陶澍等[56]的研究結果一致。濕潤土壤環境下升高水分的含量，轉化為DOC的量也隨之升高，因為濕潤環境能夠使疏水酸的數量升高，而較干燥的環境會使親水酸的數量升高[54]。研究發現，淹水初期土壤溶液中DOC的含量明顯增加[57]，淹水環境DOC降解程度低，降解不完全，代謝產物中可溶性組分的比例較高，從而引起DOC含量的提高。

4.5 森林采伐和造林

土壤中DOC含量會因森林采伐和造林方式的不同而引起相應的變化。Johnson[58]研究調查表明土壤中的DOC含量會因森林被采伐后而有所增加，但這一結果與Lepisto等的完全不同，研究表明采伐后的森林土壤中DOC含量的降低，可能是由于徑流量的增大而導致，與森林采伐無相關性[59]。另外，還有一些研究表明森林采伐后，土壤DOC含量并不會出現顯著差異[14]。Quideau[60]等認為造林后，土壤DOC含量會提高；不過Collier 等[61]的結果表明造林與土壤中的DOC 含量不呈現相關性。

研究還發現，降解土壤DOC和CO2、CH4和 N2O等溫室氣體的排放和土壤營養物質的供給相關[62]。土壤中DOC的降解，能夠降低DOC中親水性物質的淋失，保障地下水的水質狀況，從而使降解作用下剩余的疏水性物質更好的被土壤吸附[63]。此外，土壤可溶性有機碳作為微生物生長的良好碳源，其含量的高低在很大程度上對土壤微生物的代謝強度起著關鍵的控制作用，進而影響著溫室氣體的產生和排放。

5 小結

土壤溶解有機碳(DOC)在很大程度上影響著土壤一切物理、化學及生物過程，但還有一些問題需要深入研究，如：土壤DOC的物質結構、形成機理、降解機制、源和匯效應等；尚未建立統一標準的土壤DOC的提取和分析方法，確保實驗數據測定的準確性；較少系統的研究土壤中微生物相關指標與土壤DOC之間的相互作用，以揭示土壤微生物對DOC的降解效應。目前對DOC的研究大都停留在室內模擬階段，室內模擬實驗的不足之處是現有技術還不能準確表征土壤真實的環境狀況，影響因素比較單一，會使得實驗脫離現場環境條件，而降低研究結果的說服力。