農藝措施對土壤可溶性有機質的影響研究進展①

周 悅，褚克堅，蘇良湖，王賽爾，張龍江，蔡金傍，程 虎，紀榮婷

農藝措施對土壤可溶性有機質的影響研究進展①

周 悅1,2，褚克堅2*，蘇良湖1，王賽爾1，張龍江1，蔡金傍1，程 虎3，紀榮婷1*

(1 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所，南京 210042；2 河海大學環(huán)境學院，南京 210024；3南京林業(yè)大學生物與環(huán)境學院，南京 210037)

土壤可溶性有機質(DOM)是土壤有機物中的高活性組分，在土壤養(yǎng)分的生物地球化學循環(huán)、重金屬和有機污染物的遷移轉化、土壤礦物質的活化及土壤肥力的保持等過程中發(fā)揮著重要作用。農藝措施可通過內外源同步作用顯著影響土壤DOM的含量、組分及性質，本文綜述了近年來相關研究中不同農藝措施下土壤DOM的變化，總結了不同耕作管理、種植制度、施肥措施以及新型土壤改良劑等對土壤DOM的影響。分析表明，免耕加秸稈覆蓋方式可顯著提高土壤DOM含量，與單一耕作相比輪作可提升土壤DOM含量，綠肥配施有機肥較單一化肥施用可顯著改善土壤DOM的組成和結構，合理調控熱解炭和水熱炭等土壤調理劑的施用時間、施用量、C/N等性質可優(yōu)化土壤DOM結構和性能。本綜述分析了農藝措施對土壤DOM的影響效果及作用途徑，指出了當前的研究熱點和難點，并對未來研究方向進行了展望，可為今后合理的農藝措施管理和土壤健康調控提供科學指導。

農藝措施；可溶性有機質；耕作措施；施肥；土壤改良劑

可溶性有機質(dissolved organic matter，DOM)廣泛存在于水體和土壤等自然環(huán)境中，其中土壤DOM通常是指土壤中活體微生物和植物根系釋放的及植物殘渣和可溶性顆粒部分分解后產生的可溶性有機物質[1]。DOM是由低分子量的游離氨基酸、碳水化合物、有機酸以及大分子量的多糖和腐殖質等組成的連續(xù)體或混合體，主要包含親水氧基、氮和硫族官能團等[2]。土壤DOM的主要成分包括溶解性有機碳(DOC)、溶解性有機氮(DON)、溶解性有機磷(DOP)和溶解性有機硫(DOS)等，各組分間通過疏水作用、氫鍵和非共價相互作用穩(wěn)定，并積極參與土壤碳、氮、磷、硫等養(yǎng)分的地球化學物質循環(huán)[3-4]，是評價土壤質量的重要指標。

從來源看，土壤DOM分為兩種：一種是土壤內源性的，通過土壤微生物降解土壤有機質產生，例如土壤腐殖質、植物凋落物、根系分泌物等[5]；另一種是外源進入土壤的，主要是通過施用化肥、有機肥、綠肥等農事活動以及作物秸稈還田帶入土壤，例如有機糞肥、廢棄物堆肥、作物秸稈等[6]。農藝措施可從內外源同時對土壤DOM組分、特性產生影響，并在后期土壤培肥過程中發(fā)揮關鍵作用。因此，本研究擬以耕作管理、種植制度、施肥管理和新型土壤改良劑等農藝措施對土壤DOM的影響為研究對象，通過分析不同農藝措施對土壤DOM含量、組分、特性的定量影響，以達到為今后農藝措施管理提供科學建議的目標。

1 土壤DOM的作用

研究土壤DOM的組成、含量及形態(tài)變化有助于更好地了解土壤碳氮循環(huán)及與之相關的地球生物化學過程。土壤DOM具有很強的溶解性，易通過土壤溶液轉移[7]，大量DOM的轉移可能會導致生態(tài)系統(tǒng)碳、氮收支方向的變化[8-11]。實際上，DOC和DON在土壤總碳和總氮中的占比極低，一般不超過2%，但其是土壤DOM中最具活力和生物有效性的組分[12]。其中，DOC是土壤中微生物生長的主要能源物質，其含量和組分的變化直接影響微生物活性，進而改變土壤有機碳的礦化過程。研究表明，去除DOM后土壤有機氮的累積礦化量平均下降15.4%[13]；而DON是土壤有機氮礦化和無機氮固定過程中重要的中間氮庫，調控土壤銨態(tài)氮的供應和氮素的生物轉化過程，是土壤有效養(yǎng)分的來源之一[14]。此外，土壤DON作為微生物的重要氮源，會抑制硝化過程進而減緩硝態(tài)氮的產生，且其抑制程度隨著DOM濃度的上升而增加，進一步影響土壤氮循環(huán)過程[15]。

DOM可通過靜電吸附、配體交換、絡合、分配、氫鍵和陽離子橋聯(lián)機制與土壤結合[16]，因此對土壤中的養(yǎng)分循環(huán)以及重金屬和有機污染物的絡合起到關鍵作用，源自土壤有機質的DOM可用于預測土壤中有機、無機污染物的遷移轉運過程[7]。由于含有羧基、羥基、羰基和甲氧基等活性基團，DOM可作為重金屬在土壤環(huán)境中遷移轉化的“載體”或“配位體”，通過與重金屬間的離子交換吸附、絡合、螯合等一系列反應抑制或促進重金屬在土壤中的吸附，影響重金屬的沉淀、遷移轉化和生物有效性，進一步影響生態(tài)環(huán)境安全和人類健康[17]。此外，DOM中的羧基、酚類等酸性官能團可與部分重金屬絡合形成復合物，進而降低其植物毒性[18]。郭微等[17]研究發(fā)現，DOM對重金屬的影響主要包括以下方面：①改變土壤理化性質(如pH等)；②DOM自身組分等性質對土壤重金屬吸附的影響；③通過絡合和螯合作用，將重金屬固定在土壤中。在實際土壤環(huán)境中，DOM對重金屬的影響機制要更為復雜，例如Laurent等[19]研究表明，DOM濃度、芳香性和結合性的升高有助于提高土壤溶液中Cu的濃度，但可降低Cu2+活性，進而部分抵消土壤Cu含量升高帶來的危害。

土壤DOM可增強土壤供肥能力，一是提高土壤養(yǎng)分的有效性，DOM中的有機酸等組分可活化土壤礦物質，增強土壤微生物活性；二是DOM可促進植物對營養(yǎng)元素的吸收，例如促進作物根系對Fe、Zn等元素的吸收，從而提高作物產量，已有研究證實外源DOM施用可提高水稻植株的株高、根長、莖重等生長指標[20]；此外，DOM容易被土壤微生物分解，因此其可通過激發(fā)土壤微生物活性，進一步提高微生物對土壤養(yǎng)分的吸收利用[7]。

2 農藝措施對土壤DOM的影響

土壤DOM易受到氣候條件、耕作管理條件、土壤類型和土壤性質等多種因素影響[21]。其中，農藝措施是自然和人類活動的相互作用對農田土壤理化性質影響的綜合過程，不同的農藝措施對土壤DOM可產生不同影響。

2.1 耕作管理對土壤DOM的影響

耕作管理可通過改變土壤有機質的輸入和底物質量以及微生物降解的速率、程度和途徑，進而影響土壤DOM的含量和性質[5]。

申軍強等[22]通過田間試驗發(fā)現，免耕加秸稈覆蓋處理下土壤DON含量較常規(guī)施肥提高了28.2%，表明該處理可顯著提高土壤有機氮的礦化潛力，進而滿足作物的氮素營養(yǎng)需求。對比不同耕作方式發(fā)現，傳統(tǒng)翻耕顯著降低了土壤DOM含量；隨著耕作時間的持續(xù)，土壤DOM含量下降日益顯著。這可能是由于翻耕影響了土壤結構的穩(wěn)定性，導致有機碳難以固定到土壤中[23]，而免耕可減少對土壤的擾動來降低土壤碳、氮的礦化速率，降低有機質分解速率，進而有助于土壤DOM含量的增加[24-25]。張常仁等[26]在黑土玉米連作試驗中驗證了不同深度土壤DOM對耕作措施的響應，各土層土壤間DOC和DON含量差異顯著，尤其在表層土壤表現更為明顯；在免耕處理下，表層土壤DOC含量相較于傳統(tǒng)耕作增加了25.4% ～ 27.8%，而DON含量在各耕作處理間變化不顯著。劉霞嬌等[27]研究也表明長期耕作擾動會加劇土壤DOM淋失，導致土壤有機質的持續(xù)損失，同時也會增加氮素流失和水體污染風險。

地膜覆蓋技術能夠改變土壤溫度和水分等條件，在我國北方寒旱區(qū)廣泛應用。土壤DOM本身易受到溫度、水分等條件變化影響，因此地膜覆蓋對土壤DOM也會產生較大影響。在武佳穎等[28]試驗中，覆膜處理降低了土壤DOM中芳香性和低絡氨酸類蛋白質組分的占比，增加了腐殖化程度，提高了類富里酸和微生物代謝產物占比。原因可能是覆膜能夠增加土壤水分并升高土壤溫度，進而促進了土壤DOM的轉化[3]。同時根據使用地膜顏色的不同，土壤DOM變化又呈現出不同的變化趨勢，白色地膜由于透光性強，易于促進DOM的光解，此類地膜覆蓋下土壤類腐殖酸組分增加較明顯，腐殖化程度增加；黑色地膜覆蓋下水分含量高，土壤中類富里酸組分增加明顯，芳香性更強[28]。

首先，對出口總額這些包含了通貨膨脹的數據用居民消費指數進行了預處理。其次對所有時間序列進行了取對數處理，對于百分比序列，為了避免負數結果，先乘以100。這樣能夠部分消除異方差的問題，其差分可以表示發(fā)展速度的對數，也可以消除序列相關的問題。從經濟意義的角度出發(fā)，取對數也可減少數據的波動。當然，變量取對數主要是為了消除異方差，系數也是彈性系數，可以將可能的非線性關系轉化為線性關系，減少變量的極端值、非正態(tài)分布以及異方差性。

總的來說，相比傳統(tǒng)翻耕模式，免耕加秸稈覆蓋等保護性措施可顯著提高土壤DOM含量進而改善土壤肥力。地膜覆蓋可通過調節(jié)土壤溫度和水分狀況來影響土壤DOM的含量與性質。但由于各試驗的背景條件不同，受自然環(huán)境等不同因素驅動影響，具體的研究結果間仍存在較大差異，不同耕作管理措施間的交互作用影響及對土壤DOM作用程度的量化研究仍有待進一步加強。

2.2 種植制度對土壤DOM的影響

Li等[29]通過Meta分析發(fā)現與未種植作物處理相比，種植作物顯著提升了土壤DOM含量。與單一栽培相比，輪作可顯著提高土壤DOM含量[30]，且輪作方式改變了植物凋落物、根系分泌物等的數量和種類，進而改變土壤DOM的來源，影響了土壤有機碳的固定過程及微生物的活性，使得DOM的組成和性質隨之改變。

土壤DOM的含量與性質對不同作物種植類型的響應也有所不同。李瑞鑫[20]研究表明不同種植模式下土壤DOC含量介于71.6 ～ 179.6 mg/kg，土壤DOP含量介于0.8 ～ 11.0 mg/kg，變異度較大。其中，設施蔬菜種植模式更有利于提高土壤DOM含量，而燕麥地和青貯玉米地中土壤DOM腐殖化程度較低，易被降解，試驗中不同種植類型土壤DOM含量順序為：設施菜地>露地菜地>馬鈴薯地>青貯玉米地>草地>燕麥地，其原因可能是設施菜地的高肥高水模式，增加了土壤DOM中大分子類腐殖酸的含量，而低肥低水的燕麥地則相反，促進了土壤DOM中小分子類蛋白質和富里酸含量增加。黃慧[31]通過田間試驗研究了桃園、玉米地、葡萄園、蔬菜地4種土地利用方式下土壤DOM的時空變化，不同土地利用方式下土壤DOM含量差異明顯，例如7月份土壤整個剖面層DOC的平均含量順序為：玉米地(48.3 mg/kg)>桃園(41.4 mg/kg)>葡萄園(23.2 mg/kg)>蔬菜地(19.6 mg/kg)。這一結果隨著季節(jié)變化和土層的深度均會發(fā)生較大改變。這可能是由于作物種植類型的改變，營養(yǎng)物質的輸入發(fā)生變化，影響了土壤的理化性質，進而導致土壤微生物活動和養(yǎng)分轉化過程的變化[8]。此外，由于不同作物生長期所需養(yǎng)分的不同，施肥種類和施肥量的改變也進一步導致了土壤DOM含量的顯著差異。但上述結果也易受到不同耕作及施肥方式的影響，如何準確分析不同種植制度對土壤DOM的影響及作用過程，仍需進一步探明。

2.3 施肥措施對土壤DOM的影響

施肥作為重要的農藝措施，是影響土壤DOM的關鍵因素(表1)。目前主要施肥方式包括單施化肥、有機肥、綠肥，以及不同肥料的組合施用，各外源肥料的施用均可改變土壤DOM的含量和性質，其中以單一施用有機肥對土壤DOM的提升效果最為顯著[27]。研究表明，施肥對土壤DOM的影響主要表現在兩個方面，一是外源肥料施用是土壤DOM的重要來源，另一方面施肥可通過影響土壤微生物活動及作物根系生長而加劇耕層土壤DOM的消耗和分解，進而影響DOM的含量和性質[32]。

化肥處理主要通過影響土壤微生物活性及作物生長而影響土壤DOM的含量及結構。王萍[33]在灰漠土中研究表明，與不施肥相比，只施用化肥后土壤DOM主要組分仍是類富里酸物質，其中胡敏酸類物質顯著增加，而類蛋白物質組分逐漸消失，得出無機肥施用會簡化土壤DOM熒光物質結構的結論。其原因可能是土壤礦物和微生物間的相互作用對土壤DOM影響較大，長期施肥顯著改變了DOM中Ca2+、Fe3+、Al3+的濃度，而這些離子與DOM的相互作用又會進一步影響DOM的穩(wěn)定過程[33]。謝軍等[34]在中性紫色水稻土中的研究結果表明，與不施肥處理相比，長期施用氮磷鉀肥可在一定程度上提高0 ～ 40 cm土層DOM含量，但增幅明顯低于氮磷鉀配施秸稈或有機肥處理，其原因可能是缺乏有機物料的投入，秸稈或有機肥在腐熟過程會釋放DOM，同時激發(fā)微生物活性。對于DON，有關研究表明土壤DON的含量和氮肥施用量呈正相關[35]，這與土壤氮素礦化能力有關，通過降低C/N，促進微生物在分解有機質過程中的養(yǎng)分釋放，進而增加土壤中有效氮的含量[34]。也有部分研究結果表明化肥施用會降低土壤DOM含量，其原因可能與不同區(qū)域土壤類型、環(huán)境條件以及化肥種類有關。倪進治等[36]研究表明，免耕條件下，與不施肥相比，單施化肥處理土壤DOM下降了15.3%，其原因可能與氮肥施入有關，過量的氮肥施用促進了微生物的繁殖，該過程中消耗了大量碳源，進而導致了土壤DOM的降低。13C核磁共振圖譜分析表明，單施化肥、不同用量化肥配施秸稈等處理下土壤DOM中C的結構均主要以碳水化合物C、羧基C和長鏈脂肪C組成[36]。不同施肥處理下DOM中碳水化合物C的相對含量均最高，約為DOM總量的1/3；其次是羧基C和長鏈脂肪C；酚C占DOM的百分含量最低，不足4%。氮磷鉀處理下土壤DOM中的碳水化合物C含量最高，碳水化合物C易被微生物分解利用，因此該施肥處理下土壤DOM的含量最低[37]。

表1 不同施肥措施對土壤DOM的影響

注：a表示不施肥情況下的標準值，b表示單施化肥情況下的標準值；↑表示施肥處理后的該組分較不施肥處理顯著增加，↓表示施肥處理后的該組分較不施肥處理顯著下降。

與化肥相比，施用綠肥和有機肥后，土壤DOM含量的增加更為明顯。常單娜[37]研究結果表明，種植綠肥后，土壤DOC含量較不施肥處理增加了29%，DON含量增加了257%，并顯著影響了土壤DOM中糖、醇及羧酸類物質組分的含量。與施用秸稈和有機肥不同，綠肥可作為種植模式納入到農田生態(tài)系統(tǒng)中，其在生長過程中分泌的根系分泌物也是土壤DOM的重要來源之一。豆科綠肥的高固氮性能使其含氮量遠大于一般的農作物秸稈和有機肥，這部分氮被微生物固定后成為土壤DOM的重要來源。與周國朋等[38]研究結果相一致，土壤DOC含量的增長均與綠肥的C/N呈負相關，種植前翻壓綠肥各處理土壤DOC含量均較高，其中紫云英+60% 化肥、紫云英+80% 化肥、紫云英+100% 化肥3種處理下的DOC含量呈逐步上升趨勢，即隨著配施化肥量的增加，土壤C/N逐漸下降，土壤DOC含量逐漸增加。

長期施用有機肥會顯著增加土壤中DOM的含量[19]，常單娜[37]試驗結果也驗證了這一結論，有機肥處理后土壤中的DOC含量增加了37%，DON含量增加了334%。李瑞鑫[20]通過試驗對比了不同用量豬糞有機肥對土壤DOM含量及其組分的影響，結果表明隨著有機肥用量的增加土壤DOC和DOP含量均呈上升趨勢。熒光和紫外光譜參數分析結果表明，隨著有機肥用量的增加，土壤DOM中類腐殖酸組分呈上升趨勢，類蛋白組分呈先升后降趨勢，土壤DOM腐殖化程度呈增加趨勢，芳香性下降，土壤腐熟程度呈拋物線型變化，表明過量施用有機肥會增加土壤中大分子有機物含量，降低土壤供肥能力和微生物活性；總體來看，當土壤有機肥用量為16 t/hm2時，土壤DOM中的腐殖質類物質組分含量較多且土壤腐熟度最高，土壤肥力最佳?；逝涫┚G肥和有機肥，通?？蛇_到更好的效果。在周國朋等[38]研究中，綠肥配施全量化肥可使黃泥土中DON含量顯著提高，原因可能是較高的化肥用量提供了微生物氮源，從而提升了土壤固氮能力；綠肥配施化肥也提高了土壤DOM的分子量和腐殖化程度，這可能是其促進了土壤中高穩(wěn)定性有機質的進一步活化、降解。在大蒜種植試驗中，申軍強等[22]研究表明有機倍增(雙倍牛糞配施化肥)處理下土壤DOC含量最高，達53.9 g/kg，相對不施肥組增加了29.7%。謝軍等[34]通過長期試驗研究了不同施肥模式對土壤DOM含量及其結構特征的影響，在0 ～ 20 cm土層，相比單施化肥，化肥配施秸稈和豬糞有機肥處理下土壤DON含量分別增加了72.5% 和27.5%，兩種處理下土壤DOC含量的增加幅度也較大，表明長期化肥配施秸稈或有機肥能夠顯著提高土壤DOM的含量。相比20 ～ 40 cm和40 ～ 60 cm土層，0 ～ 20 cm土層土壤DOM含量對不同施肥模式最為敏感，其主要原因是有機物料的腐熟過程主要發(fā)生在耕層，且有機物料的投入增加了根際微生物的活性[32]。從紫外–可見吸收光譜來看，在0 ～ 20 cm表層土壤中，化肥配施秸稈和有機肥均能顯著提高土壤DOM的共軛結構和腐殖化程度，增加紫外光譜吸收值(SUVA254，SUVA260和SUVA280)及吸收系數α355，降低吸光度比值(α250/α365)，表明該土層DOM分子的芳香度、疏水性和分子量增加，且不同土層的紫外光譜指數A300/A400值均大于3.5，表明該處理下土壤DOM主要以富里酸為主。

秸稈還田也在一定程度上促進了土壤DOM含量的增加。張常仁等[26]認為這與秸稈周圍形成的土壤微生物活動層有關，外源秸稈的輸入在增加土壤可利用碳源的同時激發(fā)了微生物對氮源的需求，尤其是秸稈際區(qū)域。朱利霞[39]認為秸稈施用提高了土壤中碳的周轉速率，促進了土壤有機質的更新，同時顯著降低土壤氮的潛在氣態(tài)損失，增加土壤氮含量。Gao等[40]研究發(fā)現隨著小麥秸稈的分解，土壤DOM組分的分子量降低，而親水性組分的分子量增加。Dilling和Kaiser[41]研究表明，在凋落物降解后期，土壤DOM組分中芳香族化合物和木質素化合物的組分含量增加。根據王瑞[42]試驗結果，施加秸稈的水稻土在培養(yǎng)前期(初始5 d內)，土壤DOC濃度急劇降低至20 mg/kg左右；培養(yǎng)中期(5 ～ 25 d)，DOC濃度在20 ～ 40 mg/kg波動；培養(yǎng)后期(25 d后)，土壤DOC濃度緩慢增加。培養(yǎng)初期，土壤DOC濃度急劇降低的原因可能是微生物活性的恢復，開始大量消耗DOC用于自身生長繁殖，達到峰值后開始小范圍波動；后期上升可能是因為秸稈施用后，其在微生物的作用下，分解釋放DOM，這其中一部分與類蛋白物質作用并轉化為較為穩(wěn)定的類胡敏酸和富里酸物質[26]。

沼液作為有機肥應用是一種具有潛力的畜禽糞便污水資源化方法。研究表明，豬沼液中含有大量營養(yǎng)物質，可作為肥料施入農田以改善養(yǎng)分吸收和土壤結構，降低施肥成本[43]，同時增加土壤中有機質的含量，特別是DOM[44]。然而過量施用豬沼液也存在著潛在風險[45]，因此施用時需合理控制用量。Yan等[44,46]的試驗表明，豬沼液的施用顯著提高了土壤中DOM的含量，腐殖質類物質和蛋白質類物質的含量均有所增加，其中以蛋白質類物質含量的增加最為明顯。隨著時間的推移，DOM濃度降低，腐殖質占比呈先升后降的趨勢，蛋白質類物質比例下降。土壤DOM中分子結構簡單、分子量較低的蛋白質類組分被轉化為分子結構更復雜、分子量更高的腐殖質類組分，這些腐殖質也可被微生物利用。對比不同C/N沼液的施用效果，C/N為12的沼液對土壤DOC和熒光溶解有機物(FDOM)含量的提高幅度最大，分別為40.9% 和66.3%，而C/N為8.8的沼液對玉米生長、土壤腐殖化、FDOM的生物有效性和蛋白質類組分的轉化利用促進作用最強。

綜合來看，綠肥和有機肥具有成本低廉、可循環(huán)利用、種類豐富等優(yōu)點，對提高土壤DOM含量和改善土壤肥力具有重要作用，然而目前研究主要聚焦于DOM含量與性質的變化效果，對于微生物-植物-有機肥的耦合作用機制研究較少。此外，分析技術上，基于新興的質譜技術進行分子水平的機制研究較少。

2.4 新興土壤改良/修復劑(熱解炭、水熱炭等)對土壤DOM的影響

近年來，生物質炭由于其在土壤改良方面的優(yōu)異效果引起了廣泛關注，根據制備過程可將其分為熱解炭和水熱炭[47]。研究表明，熱解炭可改變土壤中DOM的組成，直接或間接地控制了土壤重金屬等污染物的移動性與生物蓄積性，在土壤環(huán)境應用中表現了巨大潛力[48]。水熱炭可高效炭化濕生生物質，制備過程環(huán)保無毒、能耗低，在土壤改良與修復等方面也表現了廣闊的應用前景[49]。熱解炭和水熱炭本身作為外源有機物，尤其是水熱炭攜帶大量的DOM，其施入土壤中可直接改變土壤DOM的含量和組成；另外由于其具有較大的比表面積、豐富的表面官能團、較高的疏水性等，是良好的環(huán)境吸附劑，對土壤DOM等各類化合物具有較好的吸附潛能[50]。因此，研究熱解炭、水熱炭等新型土壤改良劑對土壤DOM的影響，可為其科學施用提供指導。

Zhang等[51]試驗結果表明，在相同的施肥條件下，添加熱解炭顯著提高了土壤DOM的含量，其中DOC的平均濃度從84.0 mg/kg上升到144.3 mg/kg，主要包含類黃腐酸、類腐殖酸和類色氨酸3種成分，這些成分(尤其是類腐殖酸)的熒光強度隨著熱解炭添加量的增加而增強。熱解炭通過將其易礦化和可提取部分炭釋放到土壤溶液中，并將天然土壤有機質吸附到其孔隙結構中來改變土壤DOM組成。林穎等[52]與李瑞鑫[20]的試驗研究驗證了熱解炭的長期施入會顯著改變農田土壤DOM組分，其總體變化趨勢為大分子量腐殖酸類物質不斷增加，而小分子量蛋白類物質逐漸減少。劉杰云等[53]研究中也提到，熱解炭本身攜有的部分DOC及其高pH，導致其施入到不同類型農田土壤后，土壤DOC含量均有4.4% ～ 35.5% 的增幅，但土壤DON含量顯著降低，這可能是熱解炭消耗掉自身DON后，又將土壤環(huán)境中的DON吸附到自身孔隙中，同時土壤微生物在有機碳分解過程中對N的消耗降低了土壤DON含量，這與芮紹云等[54]研究結果一致。Smebye等[55]研究表明，利用熱解炭進行土壤改良可促進土壤中DOM的釋放，例如在酸性棕壤中施入果殼熱解炭后，土壤pH從4.9升高至8.7，土壤DOC濃度增加了15倍，且土壤DOM的組成向芳香度更高的方向發(fā)展，這一變化可能是由于熱解炭中微孔中發(fā)生的尺寸排阻效應所致，較小的脂肪族DOM比分子量較大的芳香族分子更容易吸附到熱解炭上，而芳香族分子較大而無法進入微孔，導致土壤DOM的芳香度更高。鄭翔宇[56]通過連續(xù)5 a熱解炭田間施用試驗發(fā)現，施用初期，25.0、75.0和125.0 t/hm2熱解炭添加組土壤DOC濃度較未添加組分別增加2.0%、30.2% 和38.0%，表明低劑量熱解炭對土壤DOC含量影響不大，而大劑量熱解炭施用可顯著提高土壤DOC濃度；連續(xù)施用5 a后，各處理DOC濃度接近，熱解炭的長期效應主要體現在對土壤DOM熒光組分的影響。根據SUVA254和SR值的變化可以發(fā)現，熱解炭添加后，相比未添加組土壤DOM中富里酸和類色氨酸的降低速度較慢；而BIX值隨時間逐漸降低，DOM自生源貢獻降低，說明土壤DOM的生物利用性提高；結合FI值分析表明熱解炭處理下的土壤DOM來源以陸生源為主，微生物來源次之；因此，熱解炭對土壤改良作用和固碳能力的發(fā)揮具有一定的時間效應，但如何合理控制熱解炭的施用量，高效發(fā)揮熱解炭對土壤DOM和農田肥力的調控作用，仍需進一步研究。

水熱炭在溫室氣體減排、水體凈化和土壤修復等方面具有很大的應用前景[49]。由于水熱炭的低溫水熱炭化制備過程，與常規(guī)熱解炭相比，水熱炭中常攜帶更多的DOM，適宜施用量下水熱炭中的DOM可發(fā)揮對作物生長的積極效應[52]，但水熱炭DOM中含有的有機酚類和醛類等物質，在過量施用情況下可能會對土壤微生物活性產生抑制作用[57]。根據Sun等[58]研究結果，與未施用水熱炭的對照土壤相比，加入水熱炭后土壤有機碳含量增加了1.0% ～ 3.0%，腐殖酸含量上升了13.4% ～ 27.0%，這表明水熱炭施用能提高土壤中有機碳和腐殖酸組分的含量。進一步分析表明，土壤DOM中類蛋白質和類碳水化合物的相對豐度從16.3% 和10.9% 分別下降到5.7% ～ 10.8% 和1.8% ～ 3.3%。相比之下，稠合多環(huán)芳香族和類木質素組分含量分別從9.6% 和39.6% 增加到14.3% ～ 17.9% 和50.0% ～ 57.4%。這些組分的改變可能是因為水熱炭優(yōu)先吸附芳香度較高、極性較低的土壤有機碳組分，從而增加了土壤DOM的芳香性；另一方面是水熱炭的施用改變了土壤微生物群落結構，從而影響了微生物對有機碳的調節(jié)作用，并改變了土壤DOM的腐殖化程度。Bargmann等[57]研究了水熱炭的施加對于土壤DON含量的影響，結果表明水熱炭施入后土壤中DON含量顯著下降，進而影響土壤NO3–的含量，且施用高C/N、高DOC和低礦物氮含量的水熱炭時，這一變化趨勢尤為明顯。實際表現為：在添加水熱炭后，NO3–濃度在第一周迅速降低至接近0左右，4周后，NO3–濃度持續(xù)升高，在8周后升至初始濃度的82.0%。其原因可能是水熱炭施入后激發(fā)了微生物活性，導致土壤微生物對氮素的固定降低了土壤氮素有效性和植株對氮素的吸收。值得注意的是，施用過高C/N的水熱炭會導致植物缺氮，因此后續(xù)水熱炭田間應用中也應進一步關注水熱炭的C/N等性質。

3 結論與展望

土壤DOM正憑借著極高的活躍性和生物有效性為土壤健康和地球生物化學循環(huán)等研究提供更好的指示效果。如何更好地運用農藝措施強化對土壤DOM的調控作用，改善土壤健康質量，提升農田養(yǎng)分管理效率，值得研究者進一步深入探討。

1) 免耕和秸稈覆蓋等保護性措施有助于提高土壤DOM含量，進而起到提升土壤肥力、增加作物產量的功效。但需要注意的是，在耕作方式和種植制度對土壤DOM的影響研究中，由于氣候和環(huán)境條件的差異，有些相同措施在不同的試驗中得到的效果可能不同甚至相反，因此，在后續(xù)利用農藝措施調控土壤DOM過程中，有必要強化DOM與不同環(huán)境條件的交互作用研究并盡量考慮氣候、海拔、土壤類型、土壤特性等性質變化進行綜合調控。

2) 在施肥措施對土壤DOM影響調控研究中，相比單一化肥，綠肥和有機肥有著低成本和環(huán)境友好的顯著優(yōu)勢，然而當前研究仍主要聚焦于施肥方式對DOM中養(yǎng)分元素含量的變化，對于不同施肥方式對DOM調控的主要作用機制及微生物-植物-有機肥對DOM的耦合作用機制研究較少。

3) 新興的土壤改良/修復劑，如熱解炭、水熱炭等，其對土壤DOM及肥力的影響仍存在兩面性，不合理的施用會出現抑制土壤活性，對微生物和植物生長產生毒害作用等情況。如何合理控制新型土壤改良劑的施用比例，最大化發(fā)揮其正面作用并消除其不利影響，這些問題仍有待探索。

4) 在分析不同農藝措施對土壤DOM的影響時，也注意到DOM反作用于植物、重金屬遷移轉運等方面的影響及作用機制方面的研究較為空缺。此外，目前農藝措施對土壤DOM的影響研究仍主要側重于對其含量和基本性質的影響，其變化機制等深層機理仍有待進一步研究，如何利用傅里葉變換離子回旋共振質譜等新興技術發(fā)展進一步從分子角度探明DOM的變化機制，也逐漸成為下一步的研究焦點。

[1] Al-Reasi H A, Yusuf U, Smith D S, et al. The effect of dissolved organic matter (DOM) on sodium transport and nitrogenous waste excretion of the freshwater cladoceran () at circumneutral and low pH[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2013, 158(4): 207–215.

[2] Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701–5710.

[3] Marschner B, Kalbitz K. Controls of bioavailability and biodegradability of dissolved organic matter in soils[J]. Geoderma, 2003, 113(3/4): 211–235.

[4] 韓成衛(wèi), 李忠佩, 劉麗, 等. 溶解性有機質在紅壤水稻土碳氮轉化中的作用[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2006, 15(6): 1300–1304.

[5] Kalbitz K, Solinger S, Park J H, et al. Controls on the dynamics of dissolved organic matter in soils: A review[J]. Soil Science, 2000, 165(4): 277–304.

[6] 高樹芳, 王果, 方玲. 溶解性有機質對水稻生長及元素吸收的影響[J]. 福建農業(yè)大學學報, 2001, 30(1): 87–90.

[7] Gmach M R, Cherubin M R, Kaiser K, et al. Processes that influence dissolved organic matter in the soil: A review[J]. Scientia Agricola, 2020, 77(3): e20180164.

[8] Neff J C, Hooper D U. Vegetation and climate controls on potential CO2, DOC and DON production in northern latitude soils[J]. Global Change Biology, 2002, 8(9): 872–884.

[9] Evans C D, Monteith D T, Cooper D M. Long-term increases in surface water dissolved organic carbon: Observations,possible causes and environmental impacts[J]. Environmental Pollution, 2005, 137(1): 55–71.

[10] Chantigny M H. Dissolved and water-extractable organic matter in soils: A review on the influence of land use and management practices[J]. Geoderma, 2003, 113(3/4): 357–380.

[11] Xu Z H. On the nature and ecological functions of soil soluble organic nitrogen (SON) in forest ecosystems[J]. Journal of Soils and Sediments, 2006, 6(2): 63–66.

[12] Ros G H, Hoffland E, Temminghoff E J M. Dynamics of dissolved and extractable organic nitrogen upon soil amendment with crop residues[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42(12): 2094–2101.

[13] Biederbeck V O, Janzen H H, Campbell C A, et al. Labile soil organic matter as influenced by cropping practices in an arid environment[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1994, 26(12): 1647–1656.

[14] 周建斌, 陳竹君, 鄭險峰. 土壤可溶性有機氮及其在氮素供應及轉化中的作用[J]. 土壤通報, 2005, 36(2): 244–248.

[15] 崔敏, 冉煒, 沈其榮. 水溶性有機質對土壤硝化作用過程的影響[J]. 生態(tài)與農村環(huán)境學報, 2006, 22(3): 45–50.

[16] Mavi M S, Marschner P, Chittleborough D J, et al. Salinity and sodicity affect soil respiration and dissolved organic matter dynamics differentially in soils varying in texture[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 45: 8–13.

[17] 郭微, 戴九蘭, 王仁卿. 溶解性有機質影響土壤吸附重金屬的研究進展[J]. 土壤通報, 2012, 43(3): 761–768.

[18] 繆闖和, 呂貽忠. 黑土、潮土和紅壤可溶性有機質的光譜特征及結構差異[J]. 土壤, 2021, 53(1): 168–172.

[19] Laurent C, Bravin M N, Crouzet O, et al. Increased soil pH and dissolved organic matter after a decade of organic fertilizer application mitigates copper and zinc availability despite contamination[J]. Science of the Total Environment, 2020, 709: 135927.

[20] 李瑞鑫. 不同農藝措施對冀北壩上土壤溶解性機質組分特征的影響[D]. 張家口: 河北北方學院, 2019.

[21] Sparling G, Chibnall E, Pronger J, et al. Estimates of annual leaching losses of dissolved organic carbon from pastures on Allophanic Soils grazed by dairy cattle, Waikato, New Zealand[J]. New Zealand Journal of Agricultural Research, 2016, 59(1): 32–49.

[22] 申軍強, 劉宏斌, 胡萬里, 等. 不同農藝措施對土壤有機質組分和氮素流失風險的影響[J]. 西南農業(yè)學報, 2013, 26(4): 1578–1584.

[23] 羅珠珠, 黃高寶, 張仁陟, 等. 長期保護性耕作對黃土高原旱地土壤肥力質量的影響[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報, 2010, 18(3): 458–464.

[24] 范如芹, 梁愛珍, 楊學明, 等. 耕作與輪作方式對黑土有機碳和全氮儲量的影響[J]. 土壤學報, 2011, 48(4): 788–796.

[25] 王淑蘭, 王浩, 李娟, 等. 不同耕作方式下長期秸稈還田對旱作春玉米田土壤碳、氮、水含量及產量的影響[J]. 應用生態(tài)學報, 2016, 27(5): 1530–1540.

[26] 張常仁, 楊雅麗, 程全國, 等. 不同耕作模式對東北黑土微生物群落結構和酶活性的影響[J]. 土壤與作物, 2020, 9(4): 335–347.

[27] 劉霞嬌, 段亞峰, 葉瑩瑩, 等. 耕作擾動對喀斯特土壤可溶性有機質及其組分遷移淋失的影響[J]. 生態(tài)學報, 2018, 38(19): 6981–6991.

[28] 武佳穎, 武敏樺, 閆靜琪, 等. 春玉米覆膜對土壤溶解性有機質光譜特征的影響[J]. 河北北方學院學報(自然科學版), 2020, 36(11): 27–33, 44.

[29] Li M F, Wang J, Guo D, et al. Effect of land management practices on the concentration of dissolved organic matter in soil: A meta-analysis[J]. Geoderma, 2019, 344: 74–81.

[30] Hao Y, Lal R, Owens L B, et al. Effect of cropland management and slope position on soil organic carbon pool at the North Appalachian Experimental Watersheds[J]. Soil and Tillage Research, 2002, 68(2): 133–142.

[31] 黃慧. 成都龍泉驛區(qū)不同土地利用方式下土壤可溶性有機質含量的研究[D]. 成都: 四川師范大學, 2013.

[32] 趙海超, 劉景輝, 趙寶平, 等. 施肥對不同肥力春玉米田土壤溶解性有機質的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2014, 23(8): 1286–1291.

[33] 王萍. 長期施肥下灰漠土溶解性有機質的穩(wěn)定機制研究[D]. 南京: 南京農業(yè)大學, 2016.

[34] 謝軍, 趙亞南, 陳軒敬, 等. 長期不同施肥對土壤溶解性有機質含量及其結構特征的影響[J]. 光譜學與光譜分析, 2018, 38(7): 2250–2255.

[35] 段鵬鵬, 叢耀輝, 徐文靜, 等. 氮肥與有機肥配施對設施土壤可溶性氮動態(tài)變化的影響[J]. 中國農業(yè)科學, 2015, 48(23): 4717–4727.

[36] 倪進治, 徐建民, 謝正苗, 等. 不同施肥處理下土壤水溶性有機碳含量及其組成特征的研究[J]. 土壤學報, 2003, 40(5): 724–730.

[37] 常單娜. 我國主要綠肥種植體系中土壤可溶性有機物特性研究[D]. 北京: 中國農業(yè)科學院, 2015.

[38] 周國朋, 曹衛(wèi)東, 白金順, 等. 多年紫云英-雙季稻下不同施肥水平對兩類水稻土有機質及可溶性有機質的影響[J]. 中國農業(yè)科學, 2016, 49(21): 4096–4106.

[39] 朱利霞. 不同調控措施對旱作農田土壤碳氮及微生物學特性的影響[D]. 楊凌: 西北農林科技大學, 2018.

[40] Gao J K, Lv J L, Wu H M, et al. Impacts of wheat straw addition on dissolved organic matter characteristics in cadmium-contaminated soils: Insights from fluorescence spectroscopy and environmental implications[J]. Chemosphere, 2018, 193: 1027–1035.

[41] Dilling J, Kaiser K. Estimation of the hydrophobic fraction of dissolved organic matter in water samples using UV photometry[J]. Water Research, 2002, 36(20): 5037–5044.

[42] 王瑞. 秸稈添加對土壤溫室氣體排放和溶解性有機碳DOC組分的影響[D]. 武漢: 華中農業(yè)大學, 2018.

[43] Bachmann S, Gropp M, Eichler-L?bermann B. Phosphorus availability and soil microbial activity in a 3 year field experiment amended with digested dairy slurry[J]. Biomass and Bioenergy, 2014, 70: 429–439.

[44] Yan L L, Liu Q P, Liu C, et al. Effect of swine biogas slurry application on soil dissolved organic matter (DOM) content and fluorescence characteristics[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 184: 109616.

[45] Niyungeko C, Liang X Q, Shan S D, et al. Synergistic effects of anionic polyacrylamide and gypsum to control phosphorus losses from biogas slurry applied soils[J]. Chemosphere, 2019, 234: 953–961.

[46] Yan L L, Liu C, Zhang Y D, et al. Effects of C/N ratio variation in swine biogas slurry on soil dissolved organic matter: Content and fluorescence characteristics[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 209: 111804.

[47] Paustian K, Lehmann J, Ogle S, et al. Climate-smart soils[J]. Nature, 2016, 532: 49–57.

[48] 王湛, 李銀坤, 徐志剛, 等. 生物質炭對土壤理化性狀及氮素轉化影響的研究進展[J]. 土壤, 2019, 51(5): 835–842.

[49] Pecchi M, Baratieri M. Coupling anaerobic digestion with gasification, pyrolysis or hydrothermal carbonization: A review[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2019, 105: 462–475.

[50] 韓晨, 侯朋福, 薛利紅, 等. 麥秸水熱炭及其改良產物對水稻產量和稻田氨揮發(fā)排放的影響[J]. 環(huán)境科學, 2021, 42(7): 3451–3457.

[51] Zhang A F, Zhou X, Li M, et al. Impacts of biochar addition on soil dissolved organic matter characteristics in a wheat-maize rotation system in Loess Plateau of China[J]. Chemosphere, 2017, 186: 986–993.

[52] 林穎, 索慧慧, 王坤, 等. 生物炭添加對旱作農田土壤溶解性有機質及其動態(tài)影響的定位研究[J]. 水土保持學報, 2018, 32(6): 149–155.

[53] 劉杰云, 邱虎森, 湯宏, 等. 生物質炭對雙季稻水稻土微生物生物量碳、氮及可溶性有機碳氮的影響[J]. 環(huán)境科學, 2019, 40(8): 3799–3807.

[54] 芮紹云, 袁穎紅, 周際海, 等. 改良劑對旱地紅壤微生物量碳、氮及可溶性有機碳、氮的影響[J]. 水土保持學報, 2017, 31(5): 260–265.

[55] Smebye A, Alling V, Vogt R D, et al. Biochar amendment to soil changes dissolved organic matter content and composition[J]. Chemosphere, 2016, 142: 100–105.

[56] 鄭翔宇. 施用生物炭對冬小麥生長及土壤水溶性有機碳的影響[D]. 楊凌: 西北農林科技大學, 2019.

[57] Bargmann I, Rillig M C, Kruse A, et al. Initial and subsequent effects of hydrochar amendment on germination and nitrogen uptake of spring barley[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2014, 177(1): 68–74.

[58] Sun K, Han L F, Yang Y, et al. Application of hydrochar altered soil microbial community composition and the molecular structure of native soil organic carbon in a paddy soil[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(5): 2715–2725.

Effects of Agronomic Measures on Soil Dissolved Organic Matter: A Review

ZHOU Yue1,2, CHU Kejian2*, SU Lianghu1, WANG Saier1, ZHANG Longjiang1, CAI Jinbang1,CHENG Hu3, JI Rongting1*

(1 Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing 210042, China; 2 College of Environment, Hohai University, Nanjing 210024, China; 3 College of Biology and the Environment, Nanjing Forestry University, Nanjing 210037, China)

Soil soluble organic matter (DOM) is a highly active component of soil organic matter, which plays an important role in regulating the biogeochemical cycle of soil nutrient elements, the migration and conversion of heavy metals and organic pollutants, the activation of soil minerals and the maintenance of soil fertility. Agronomic measures can significantly affect the content and composition of soil DOM through the simultaneous effect of internal and external sources. Through analyzing the changes of soil DOM in recent years under different agronomic measures in the related studies, the effects of different tillage methods, planting systems, fertilization and new soil ameliorants on the physicochemical properties and biological components of soil DOM were summarized in this review. The results showed that no-tillage combined with straw mulching could significantly increase soil DOM content. Compared with single tillage, the rotation could significantly increase soil DOM content, besides, green manure combined with organic fertilizer could significantly improve soil DOM composition and structure compared with single chemical fertilizer application. Applying soil conditioners such as pyrolysis biochar and hydrochar at appropriate time, amount and C/N ratio could optimize structure and performance of soil DOM. Meanwhile, the effect and mechanism of agronomic measures on soil DOM and the hot spots and difficulties of current research were discussed, and the future research directions were proposed. This review can provide scientific guidance for the rational management of agronomic measures and soil health regulation in the future.

Agronomic measures; Dissolved organic matter (DOM); Tillage; Fertilization; Soil amendments

S158.5

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.03.002

周悅, 褚克堅, 蘇良湖, 等. 農藝措施對土壤可溶性有機質的影響研究進展. 土壤, 2022, 54(3): 437–445.

生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務專項(GYZX210504, GYZX210101)資助。

(kejianc@hhu.edu.cn; jirongting@nies.org)

周悅(1997—)，女，河南濟源人，碩士研究生，主要研究方向為農林廢棄物安全利用及其環(huán)境效應。E-mail: zhouy0520@163.com