全 文 ：溶解性有机质对土壤中有机污染物环境
行为的影响 3
凌婉婷　徐建民 3 3 　高彦征　汪海珍
(浙江大学资源与环境学院 ,杭州 310029)
【摘要】　土壤中溶解性有机质 (DOM)是生物活性和物理化学反应活性都很活跃的有机组分 ,主要通过疏
水吸附、分配、氢键、电荷转移、共价键、范德华力等多种作用与有机污染物结合 ,提高溶液中有机污染物的
溶解度 ,改变土壤中有机污染物的吸附2解吸、迁移2转化等环境行为. DOM 对有机污染物的吸附2解吸、迁
移2转化过程的影响有双重性 :一方面 ,DOM 与有机污染物在土壤表面的共吸附可增加土壤对有机污染物
的吸附容量 ,促进有机污染物在土壤中的吸持 ;另一方面 ,DOM 对有机污染物的增溶作用 ,有利于土壤中
有机污染物的解吸 ,提高移动性. 作为光敏剂 ,DOM 能提高土壤中有机物的光解反应速率. 在一定条件下 ,
DOM 也可影响土壤中有机污染物的水解过程. DOM 对土壤中有机污染物环境行为的影响与 DOM 和有
机污染物的性质及其相互作用的介质条件密切相关.
关键词 　溶解性有机质 　土壤 　有机污染物 　环境行为
文章编号 　1001 - 9332 (2004) 02 - 0326 - 05 　中图分类号 　X171 　文献标识码 　A
Influence of dissolved organic matter ( DOM) on environmental behaviors of organic pollutants in soils. L IN G
Wanting , XU Jianmin , GAO Yanzheng , WAN G Haizhen ( College of Envi ronment and Resource Sciences ,
Zhejiang U niversity , Hangz hou 310029 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2004 ,15 (2) :326～330.
Dissolved organic matter (DOM) is an important component of solutions in terrestrial and aquatic ecosystems
through its influence on acidity , nutrient availability , and toxicity. DOM could enhance the apparent solubility
of organic pollutants and alter adsorption2desorption equilibrium of organic pollutants on soil. The enhancement
of organic pollutants desorption in the presence of DOM could facilitate the mobility of organic pollutants in soil.
On the other hand , the sorption of DOM by solid sorbents in soil could also enhance the retention of DOM2asso2
ciated organic pollutants in soil. Furthermore , as a photosensitizer , DOM could promote the photogradation of
organic pollutants in soil. And under certain condition , DOM also affected the hydrolysis of organic pollutants in
soil solution. The effects of DOM on environmental behaviors of organic pollutants in soils were related to the
physico2chemical characteristics of organic pollutants , DOM , and soil.
Key words 　Dissolved organic matter , Soil , Organic pollutant , Environmental behaviors.3 国家自然科学基金项目 (40171051)及高等学校优秀青年教学科研
奖励基金资助项目.3 3 通讯联系人.
2002 - 11 - 05 收稿 ,2003 - 01 - 16 接受.
1 　引 　　言
土壤中有机污染物的环境行为是近几十年来土壤、生态
和环境科学等领域备受关注的一个研究课题. 溶解性有机质
(DOM)作为土壤中一类重要的物理化学性质活跃的有机组
分 ,尽管其在土壤中含量相对不高 ,在土壤溶液中 DOM 浓
度范围通常在 0～81 mg·L - 1之间[6 ] ,但大量研究表明 ,这些
溶解性有机组分对有机污染物有明显的增溶作用 [8 ,37 ,47 ] ,可
以影响土壤中有机污染物的溶液浓度 ,并对有机污染物在土
壤中的吸附2解吸行为有明显影响 [3 ,13 ,27 ] ,制约着有机污染
物在土壤中的传质速率和迁移、转化、降解等化学和生物过
程[22 ,28 ,56 ] ,而且 DOM 也是土壤微生物可直接利用的有机物
质 ,为有机污染物的生长代谢或共代谢提供碳源 [1 ,53 ] . DOM
对有机污染物在土壤中的环境行为有调控作用. 随着人们对
土壤有机污染的日益关注 ,有关 DOM 及其对土壤中有机污
染物环境行为影响的研究已成为相关领域的一个研究热点.
本文拟就 DOM 与有机污染物的结合作用及其对土壤中有
机污染物环境行为的影响作评述.
2 　土壤溶解性有机质
　　尽管人们对土壤有机质的研究已有 200 多年历史 ,但长
期以来 ,研究者大多忽视了土壤中溶解性的有机组分 ,直到
20世纪 70 年代 , DOM 才作为一个明确的概念被提出.
DOM 泛指能够溶解于水、酸或碱溶液中的有机质. 严格地
说 ,这只是一个操作上的定义 ,DOM 的化学含义至今尚没有
完全确定[6 ] . 近年来 ,研究者更多地关注了土壤中水溶性有
机质组分 ,不仅因为这部分 DOM 在污染物迁移转化过程中
表现出较强的影响力 ,而且它们比溶解于酸或碱溶液中的有
机质更能代表自然条件下土壤溶液中 DOM [37 ,44 ] . 土壤水溶
性有机质是指在室温及天然 p H 条件下 ,土壤中能够被水浸
应 用 生 态 学 报 　2004 年 2 月 　第 15 卷 　第 2 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Feb. 2004 ,15 (2)∶326～330
提并能通过一定孔径大小 (一般为 0. 45μm) 微孔滤膜的有
机组分 ,但不同研究者提取土壤水溶性有机质所采用的方法
有所差异 (表 1) . Novak 等[45 ]用13 C 核磁共振 (NMR) 研究了
过 0. 40 和 1. 20μm 滤膜后水溶性有机质的结构 ,结果表明
两种情况下水溶性有机碳功能团的分配很相似 ,说明水溶性
有机质的总体结构受滤膜孔径大小的影响较小.
表 1 　土壤水溶性有机质的提取方法
Table 1 Extraction method of water2soluble organic carbon in soil
土样
Soil
sample
土/ 水比
Soil/ H2O
ratio
(g·ml - 1)
振荡
Dispersion
method
(min)
离心速率和时间
Centrifuge speed
and time
(g , min)
滤膜孔径
Diameter of
filtration
membrane (μm)
文献出处
Literature
新鲜土 Fresh soil 1∶2. 5 30 10000 , 10 0. 45 [33 ]
新鲜土 Fresh soil 1∶2 15 19000 ,35 0. 20 [12 ]
新鲜土 Fresh soil 1∶2 60 10000 ,30 0. 20 [40 ]
风干土 Dry soil 1∶1 45 1400 , 20 0. 40 [45 ]
风干土 Dry soil 1∶1 45 1400 , 20 1. 20 [45 ]
新鲜土 Fres soil 1∶3 60 14500 ,15 0. 22 [23 ]
　　土壤 DOM 主要来自被微生物降解的有机产物 (如富啡
酸) 、植物根的分泌物和剥落物等. 另外 ,枯枝落叶和植物残
体的淋溶 ,城市污泥和家畜粪便等有机肥的施用 ,也会向土
壤中带入 DOM[6 ,33 ] . 从组成上看 ,DOM 是一类包含了一系
列化学性质各异的化合物的混合物 ,目前实际操作中还不能
对 DOM 的全部组分进行逐一分离和测定 ,其中至少有三分
之一尚难以确认 [19 ] ,但采用核磁共振、红外光谱分析等研究
手段 ,可以得到 DOM 中化合物官能团组成及其比例的信
息. 已有研究结果表明 ,DOM 主要由碳水化合物、长链脂肪
族化合物、羟基化合物和蛋白质等物质构成 ,且 DOM 的有
机碳含量与蛋白质中碳及碳水化合物含量成正相关 ,与羟基
碳成负相关[45 ] . Grasso 等[17 ]认为 ,DOM 组分中大约 25 %～
50 %是由以富啡酸为主的腐殖酸组成 ,其次为蛋白质、多糖
和亲水有机酸等. 不同来源和组成的 DOM 在土壤中的行为
和功能差异很大. 陈同斌等 [6 ]就 DOM 组成与分类情况作了
较为详尽的报道.
3 　DOM 与有机污染物的相互作用
311 　DOM 与有机污染物结合机理
　　关于有机污染物与土壤 DOM 结合机理 ,国内外已有较
多报道. 迄今为止 ,已报道的结合机理主要有疏水吸附和分
配、氢键、电荷转移、共价键、范德华力等. 有机污染物与
DOM 组分结合的过程中 ,往往是多种机理同时发生.
　　一般认为 ,非离子型有机化合物主要以疏水键与 DOM
的疏水组分结合[9 ,37 ,38 ] ,而含极性官能团的有机化合物与
DOM 的结合机制则较为复杂 [26 ,30 ,50 ,52 ] ,如三嗪农药不单能
以疏水键与 DOM (以腐殖酸为例)结合 ,也可通过质子、电子
与之形成离子键、共价键 ,这主要取决于腐殖酸的酸性和三
嗪农药的解离方式[50 ,52 ] . Henry[20 ]认为 ,DOM 是溶液中以
芳香化合物为核心的多种有机化合物通过氢键聚合而成的
具有三维结构的微聚体 ( three2dimensional microcosm) . DOM
微聚体内部形成了疏水孔区 ,而 DOM 的开放式结构使这个
疏水区域能最大程度地暴露于液相 ,从而易于使低水溶性有
机污染物 ( HOCs) 向其迁移并分配吸附于其中[39 ] . 同时 ,
DOM 所带有的可离子化功能团 ,使一些含极性功能团的有
机化合物也可以通过氢键、共价键等方式与之结合[20 ,26 ] .
Klaus等[26 ]分析了敌菌灵 (anilazine) 及其代谢物与 DOM 的
结合机制 ,认为 DOM 既含有疏水区 ,又含有带极性基团的
亲水区. 敌菌灵既可通过醛基 ( - CH2O - ) 、羟基 (OH - ) 与
DOM 亲水区极性基团形成氢键、共价键而相互结合 ,也可以
嵌入 DOM 的疏水区与之形成疏水键. 有机污染物与 DOM
究竟以何种方式结合 ,取决于有机污染物的疏水性等性质和
DOM 的组成结构. 但目前 ,由于缺乏对 DOM 微观结构的充
分了解和 DOM 与有机污染物结合机制的直接证据 ,DOM
与有机污染物结合机理的研究仍停留于过程描述和理论假
设的阶段.
312 　有机污染物与 DOM 的亲和力系数
　　DOM 以溶解态分子多聚体或胶体的形式存在于溶液
中.许多研究者认为 ,有机污染物在环境中的平衡分配过程
必须考虑 DOM 的影响 ,并定义了有机污染物在 DOM/ 水溶
液间的分配系数 ,即有机污染物与 DOM 的亲和力系数
( Kdoc)∶Kdoc = Qdoc/ Cw , Qdoc是溶液中与 DOM 结合的有机污
染物的浓度 , Cw 是有机污染物的表观溶解度 (包括真溶液中
有机污染物的量及 DOM 结合态有机污染物的量两部
分) [20 ] . 有机污染物与 DOM 的亲和力系数 ( Kdoc) 的大小不
仅反映了有机污染物在 DOM/ 水溶液间的迁移方向和平衡
程度 ,也可反映这种迁移的推动力的强弱 ,是表征有机污染
物在环境中归趋的重要数据. 有研究表明 ,疏水有机污染物
的 Kdoc与其辛醇/ 水分配系数 ———Kow成线性相关[8 ,38 ,41 ] ,
与有机化合物的疏水性成正相关 [2 ,46 ] . 也有研究表明 ,虽然
草萘胺 (napropamide) 的疏水性低于林丹 (lindane) 和扑草净
(prometryn) ,但它与 DOM 的亲和力却高于后者. 由于 DOM
和含极性基团的非离子型有机化合物之间的结合机制不单
由疏水分配控制 ,因此非离子型有机化合物的疏水特性并非
是决定它们与 DOM 结合强度的唯一因素 [30 ] .
　　DOM 对有机化合物的亲合力大小很大程度上受控于
DOM 的分子量组成 ,尤其是它们的高分子量组分[21 ,36 ] .
DOM 的高分子量组分主要包括结构尚未明确的复杂有机
物 ,如高分子量的富啡酸和胡敏酸等 [6 ] . 疏水有机污染物与
这部分 DOM 组分的结合类似于它们在高分子有机化合物
疏水区的分配吸附. DOM 中高分子量组分含量越高 ,其内部
疏水区也越多 ,对疏水有机污染物的亲合力也越大 [8 ,39 ,47 ] .
Chiou 等[8 ]研究了不同来源 DOM 对几种有机污染物的亲合
力 ,由大到小依次为土壤溶液中的腐殖质 > 土壤溶液中的富
啡酸 > 地表水中腐殖酸 ,并以不同 DOM 溶液的亲水2憎水特
性 ,解释产生这种差异的原因. Raber [46 ]分别测定了多环芳
烃 ( PAHs)与来自酸性森林土壤 DOM 和来自矿质耕地土壤
DOM 的 Kdoc ,发现前者的 Kdoc明显低于后者 ,认为酸性森林
土壤 DOM 的疏水组分含量比矿质耕地土壤 DOM 的高 ,是
关键原因. 因此许多学者认为 ,DOM 与疏水有机污染物结合
的程度受控于它的疏水酸性和疏水中性组分含量的高
7232 期 　　　　　　　　　　　凌婉婷等 :溶解性有机质对土壤中有机污染物环境行为的影响 　　　　　　　　
低[25 ,29 ,37 ] .
4 　DOM 对土壤有机污染物环境行为的影响
411 　DOM 对土壤有机污染物的增溶作用
　　DOM 对有机化合物的亲和力一般大于土壤对有机化合
物的亲和力. Gerstl [16 ]将草萘胺的 Kdoc与土壤有机质标化分
配系数 ( Koc)进行了比较. 草萘胺在溶解性腐殖质上的 Kdoc
为 1. 64 m3·kg - 1 ,高于它在 6 种以色列土壤上的 Koc (0. 34
m
3·kg - 1)以及 36 个粘砂土上的 Koc (0. 34 m3·kg - 1) [51 ] . 据
Madhun等[35 ] 报道 ,DOM 对敌草隆 ( diuron) 、除草定 ( bro2
macil)和绿草隆 (chlorotoluron) 的吸附容量是同种土壤吸附
容量的 70 倍. 虽然土壤 DOM 含量很低 ,仅占土壤有机碳总
量的极小一部分 (一般不超过总有机碳的百分之几) [6 ] ,但由
于它对有机化合物有很强的吸着能力 ,同时又具备水溶性特
点 ,是土壤中生物活性和物理化学反应活性都很活跃的土壤
有机组分. 因此 ,DOM 对有机污染物在土壤中吸附2解吸、迁
移2转化等过程的调控作用不容忽视.
　　DOM 对有机污染物在土壤溶液中的溶解有促进作
用[14 ,16 ,52 ] . Chiou 等[8 ,35 ]报道了溶解性腐殖酸增大了一些有
机污染物和农药的水溶性 ,认为这种增溶作用类似于溶质和
DOM 之间的分配作用. 增溶作用的强弱取决于污染物的种
类、性质、DOM 的浓度和来源. 有机污染物的水溶性越低 ,增
溶作用越明显 ,且增溶强弱与 DOM 浓度呈正相关. 在多种
有机污染物共存时 ,有机物增溶强弱与单一污染物条件下无
明显差别 ,没有发现竞争机制的存在 ,据此 Chiou 认为 DOM
对低水溶性有机物的增溶作用是分配作用的结果 [8 ] . 土壤腐
殖酸对有机物水溶性的促进作用很强. 因为土壤腐殖酸的极
性较低 ,使其容易在局部形成疏水微环境 ,使疏水性有机物
分配于其中 ,从而增大其溶解性 ;另外 ,土壤腐殖酸分子量较
大 ,使腐殖酸2水体系中有可能存在类似于胶束对有机物溶
解作用的机理[8 , 26 ,37 ,28 ] .
412 　DOM 对有机污染物在土壤中吸附2解吸的影响
　　大量研究表明 ,水体中有机污染物与 DOM 的结合使其
在沉积物上的吸附容量下降或促进吸附在沉积物上的有机
污染物向溶液中释放 [4 ,18 ] . 与水环境相比 ,DOM 对有机污染
物在土壤中吸附2解吸的影响更为复杂. Barriuso 等 [3 ]报道 ,
施入 DOM ,使溶解度较小的农药丁恶隆 (dimefuron) 、阿特拉
津 (atrazine)在土壤中的吸附容量增加 ,而使溶解度较大的农
药长杀草 (carbetamide)在土壤中的吸附容量降低. 其原因一
方面 ,DOM 在土壤表面的吸附增加了土壤有机碳含量 ,从而
使土壤表面吸附点位增加 ,对农药的吸附容量也随之增加 ;
另一方面 ,DOM 与水溶性较高的农药极性基团在土壤表面
存在竞争吸附 ,从而使该农药在土壤中的吸附容量降低. In2
grid 等[27 ]比较了 DOM 对土壤中两种水溶性不同的有机化
合物芘和苯并[ a ]芘解吸的影响 ,发现 DOM 对土壤中苯并
[a ]芘的解吸量大于芘 ,这与两种化合物的 Kow和 Kdoc大小
顺序一致.
　　由此可见 ,DOM 对有机污染物在土壤中吸附2解吸的影
响与有机污染物的性质特征密切相关. 来源不同的 DOM 在
组成和性质上都有较大差异 ,对土壤中有机污染物吸附2解
吸的影响也不相同. 向土壤中加入不同来源的 DOM 后 ,土
壤中苯并[a ]芘的解吸量都有所增加 ,但增加幅度不同 :动植
物废弃物的水溶性有机质大于生活工业垃圾的水溶性有机
质 ,作者认为前者高分子量 ( > 14 000 Da) 组分含量较高 ,对
苯并[a ]芘的亲和力大于后者是主要的原因 [47 ] . 高分子量的
DOM 主要包括结构尚未明确的复杂有机物 ,如高分子量的
富啡酸和胡敏酸等 [6 ] ,低水溶性有机污染物与这部分 DOM
的结合类似于它们在高分子有机化合物疏水区的分配吸附.
DOM 中高分子量组分含量越高 ,其 Kdoc值也越大[8 ,39 ,47 ] ,对
低水溶性有机污染物在土壤中吸附2解吸的影响亦更加显
著.
　　DOM 对有机污染物在土壤中吸附2解吸的影响 ,也受其
相互 作 用 的 介 质 条 件 ( 如 p H、离 子 强 度 等 ) 的 制
约[8 , 25 ,29 ,39 ,48 ] . McCarthy 等[39 ]实验结果表明 ,随着 DOM 溶
液中离子强度升高 ,土壤吸附性 PAHs 的解吸量下降. 作者
认为 ,离子强度升高导致溶液中 DOM 的凝聚 ,DOM 比表面
缩小 ,对有机污染物的吸附能力下降. 一般认为 ,溶液 p H 值
对有机污染物与 DOM 的亲和力系数 ( Kdoc) 的大小影响甚
微 ,但土壤 p H 值的变化影响了 DOM 在土壤固/ 液两相的平
衡分配过程 ,从而可能影响 DOM 吸附的有机污染物在土壤
中的吸附2解吸行为. Lee 等 [30 ]曾观察到土壤 p H 升高 ,DOM
及其吸附的草奈胺从土壤固相表面向土壤溶液释放的现象.
413 　DOM 对有机污染物在土壤中迁移的影响
　　农药的施用及污水灌溉带来的有机污染物被认为是地
下水有机污染的主要来源. 在世界上许多地区的地下饮用水
源中都可检测出有机污染物 [30 ,32 ] . Flury 等[15 ]发现 ,草萘胺
和扑草净在土壤中实际向下迁移的深度甚至超过了模型的
预测 ,这与土壤溶质流中有机载体 (如 DOM) 提高了有机污
染物在土层中的移动性有关 [44 ] .
　　Barriuso [3 ]研究表明 ,从污泥中提取的 DOM 对阿特拉津
在土壤中迁移的促进作用 ,是由于 DOM 减少了阿特拉津在
土壤表面的吸附容量引起的. Nelson[44 ]采用滤膜技术对土壤
淋洗液进行分析 ,结果表明 ,DOM 浓度和草萘胺浓度成正相
关 ,并且淋洗液中大部分草萘胺与 DOM 成结合态. 但另一
方面 ,研究者也发现向土壤中施入 DOM 后 ,有机污染物在
土壤中的吸持量增加 , 这可能与 DOM 的组分组成有
关[35 ,54 ] . 根据 DOM 在土壤中的移动性与其组分性质特征的
关系 , Totsche[54 ]将 DOM 大致分成两组 :易迁移部分主要由
DOM 的亲水组分构成 ;不易发生迁移部分主要由 DOM 的
憎水组分构成 ,与前者相比 ,这部分 DOM 与有机污染物可
共吸附于土壤固相表面.
　　DOM 对有机污染物迁移的影响受到环境条件尤其是土
壤水分条件的制约. 当前大多数有机污染物迁移行为的研
究 ,土柱实验的水流流量及流速设置较高 ,土壤水分处于饱
和流状态. 研究者认为 ,土壤饱和流条件下 ,与 DOM 结合的
有机污染物渗滤速度很快 ,能迅速迁移出土体 ,进入地下水 ,
823　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　15 卷
虽然流出的有机污染物只占土壤中有机污染物施入量的很
小一部分 ,但与缓慢渗入地下水的有机污染物相比 ,它们更
可能成为地下水有机污染的主要来源 [43 ] . 也有研究者指出 ,
田间条件下土壤水分通常为不饱和流状态 ,在此条件下研究
DOM 对有机污染物在土壤中迁移的影响 ,可能更具实际意
义[54 ] .目前有关不同土壤水分条件及其它环境条件下 DOM
对有机污染物迁移影响的研究还十分欠缺 [28 ] .
414 　DOM 对土壤中有机污染物光解的影响
　　研究表明 ,光诱导转化对一些有机污染物从土壤中的消
失起到了显著作用. 土壤溶液中存在的腐殖酸、富啡酸等
DOM 是天然的光敏剂 ,作为光吸收物质的 DOM 在某些情
况下能提高土壤溶液中有机物的光解反应速率. 如在太阳光
照射下 ,腐殖酸使丁草胺的光解速度加快 ,表现为光敏化降
解效应 ,其原因主要是丁草胺溶液中加入腐殖酸后 ,整个体
系对光的吸收强度增大 ,同时由于太阳光照射可使腐殖酸在
水中产生含氧自由基 ,导致光氧化过程易于发生 ,从而加速
了丁草胺的光解[48 ] . 相对于光敏化作用 ,Miller 等 [43 ]也报道
了土壤溶液中腐殖酸对 DDT 的光猝灭作用. DOM 对某种有
机物光解的影响受制于土壤水分、光辐射强度等反应条件.
415 　DOM 对土壤有机污染物水解的影响
　　已有研究表明 ,水体中的 DOM 可促进或抑制有机污染
物的水解速率. Choundry 等[11 ]曾报道 ,水中溶解性富啡酸在
莠去津农药的水解过程中起到催化作用. 富啡酸通过羧基与
均三氮苯类农药分子 Cl2Cl 键相邻 N 原子相互作用 ,减弱 Cl2
Cl 键的键能 ,降低水解活化能 ,从而提高了均三氮苯类农药
分子的水解速率. 但也有研究发现 ,2 ,42D 农药碱性水解过
程受到水中 DOM 的抑制 ,DOM 表面的负电荷不利于 2 ,42D
农药碱性水解过程中过渡态的形成 [34 ] .
　　有机污染物进入土壤后易被土壤吸附 ,其在土壤中的水
解情况与在水体中有很大区别. 有机污染物的水解方式不同
(酸性、碱性、中性) ,DOM 对吸附态有机污染物水解的影响
也不同. 如土壤中 DOM 对有机磷农药中性水解速率影响很
小[11 ] ,而对 2 , 42D 等农药的碱性催化水解起到抑制作
用[34 ] .溶液中 DOM 主要以阴离子形式存在 ,不利于碱性催
化水解过程中负离子的形成 ,但却有利于酸性催化水解过
程.当溶液 p H 大于土壤表面的等电点 ( IEP) 时 ,DOM 将增
加 2 ,42D 的水解速率[34 ] .
5 　问题和展望
　　随着社会发展 ,食品安全和生态健康备受瞩目. 有机污
染物在土壤中的迁移和归属直接影响农业生产的质量和陆
地生态系统的健康. 因此 ,有关有机污染物在土壤中环境行
为及其影响因素的研究已成为当前土壤、生态和环境学科等
相关领域的研究前沿和热点. 如前所述 ,DOM 影响土壤中有
机污染物的吸附、解吸、迁移、转化及降解等环境行为. 但由
于对 DOM 的研究工作起步较晚 ,且主要集中于水体 DOM
的研究 ,迄今对于土壤中 DOM 及其与环境污染物相互关系
的认识还十分有限. 纵观国内外的研究动态 ,针对 DOM 与
土壤中有机污染物环境行为的关系 ,今后应该从以下几个方
面开展研究工作 :1) DOM 对土壤物理化学过程的调控研究.
如前文所述 ,DOM 对有机污染物在土壤中的吸附2解吸、迁
移过程的影响具有双重性 :一方面 ,DOM 与有机污染物在土
壤表面的共吸附可能增加有机污染物的吸附容量 ,促进有机
污染物在土壤中的吸持 ;另一方面 ,DOM 对有机污染物有增
溶作用 ,有利于有机污染物的解吸 ,提高其在土壤中的移动
性. DOM 对土壤有机污染物环境行为的影响程度和作用方
向 ,取决于它们自身的性质特征以及相互作用的介质条件.
因此 ,针对具体有机污染物 ,可考虑通过加入 DOM 及控制
介质条件 ,来调控土壤中有机污染物淋溶、挥发或化学降解
等物理化学过程的传质速率 ,这对于土壤有机污染修复中有
效减低次生污染、提高修复效率等有积极意义. 2) DOM 对土
壤有机污染生物修复的调控研究. 生物修复被认为是土壤有
机污染治理的经济、有效手段 ,因其修复成本低、对后有环境
的破坏性小等而备受各国重视. 但由于有机污染物尤其是持
久性有机污染物进入土壤后 ,往往被土壤固相牢固吸附 ,其
生物可给性不高 ,从而长期残留 ,持久危害环境. 有机污染物
在土壤中的生物有效性成为其生物修复的限制因素. 由于
DOM 对土壤吸附态有机污染物可产生明显的脱附作用 ,为
提高有机污染物的生物可给性提供了可能 ,而且 DOM 本身
可直接作为有机污染物生物降解的基质 ,因此利用 DOM 来
调控土壤有机污染的生物修复效率具有一定的可行性和现
实性. 目前 ,DOM 对重金属污染土壤生物或植物修复的作用
已见报道[24 ,47 ,55 ] ,但有关 DOM 对土壤有机污染生物修复的
调控作用的研究报道 ,则极为少见 ,有待深化. 3) DOM 对重
金属2有机复合污染土壤修复的调控研究. 土壤污染往往是
多种污染物共存的复合污染 ,自然环境中很少单一污染物污
染的土壤环境. 有关 DOM 对土壤重金属吸附2解吸、生物可
给性的影响已有大量报道 [5 ,7 ] . 近来也有报道表明 ,DOM 可
提高重金属污染土壤的生物和植物修复效率 [24 ,47 ,55 ] . 鉴于
DOM 对土壤重金属和有机污染物环境行为的影响 ,利用
DOM 来调控其在土壤中的环境行为及修复作用 ,将为重金
属2有机复合污染土壤的修复提供可能途径. 该方面的研究
仍有待开创.
参考文献
1 　Arvola L , Tulonen T. 1998. Effects of allochthonous dissolved organic
matters and inorganic nutrients on the growth of bacteria and algae from
a highly humic lake. Environ Int ,24 (526) :509～520
2 　Backhus DA , Gschwend PM. 1990. Fluorescent polycyclic aromatic
hydrocarbons as probes for studying the impact of colloids on pollu2
tant transport in groundwater. Envi ron Sci Technol ,15 :578～587
3 　Barriuso E ,Baer U ,Caivet R. 1992. Dissolved organic matters and
adsorption2desorption of dimefuron , atrazine and carbetamide by
soils. J Envi ron Qual ,21 :359～367
4 　Caron G ,Suffet I ,Belton T. 1985. Effect of dissolved organic car2
bon on the environmental distribution of nonpolar organic com2
pounds. Chemosphere ,14 :993～1000
5 　Chen J2H ,Lion L W , Ghiorse WC , et al . 1995. Mobilization of ad2
sorbed cadmium and lead in aquifer material by bacterial extra cellu2
lar polymers. W ater Res ,29 (2) :421～430
6 　Chen T2B (陈同斌) ,Chen Z2J (陈志军) . 1998. Dissolved organic
matter and its effects on adsorption and desorption of pollutants in
soils. Plant N ut r Fert Sci (植物营养与肥料学报) , 4 (3) : 201～
210 (in Chinese)
7 　Chen T2B(陈同斌) ,Chen Z2J (陈志军) . 2002. Cadmium adsorp2
tion in soil influenced by dissolved organic matter derived from rice
straw and sediment . Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) , 13 (2) :
9232 期 　　　　　　　　　　　凌婉婷等 :溶解性有机质对土壤中有机污染物环境行为的影响 　　　　　　　　
167～170 (in Chinese)
8 　Chiou CT , Malcolm RL ,Brinton TI , et al . 1986. Water solubility
enhancement of some organic pollutants and pesticides by dissolved
humic and fulvic acids. Envi ron Sci Technol ,20 :502～508
9 　Chiou CT ,Porter PE. 1983. Partition equilibria of nonionic organic
compounds between soil organic matter and water. Envi ron Sci
Technol ,17 :227～231
10 　Chiou CT ,Kile DE ,Brinton TL ,et al . 1987. A comparison of water solu2
bility enhancements of organic solutes by aquatic humic materials and com2
mercial humic acids. Environ Sci Technol ,21 :1231～1234
11 　Choundry GC. 1984. Humic Substance. Vol. 7. New York : Gordon
and Breach. 143
12 　Davidson EA , Galloway L F ,Strand M K. 1987. Assessing available
carbon: Comparative of techniques across selected forest soils.
Com m Soil Sci Plant A nal ,18 :45～64
13 　DÊring UM. 1998. Water solubility enhancement of Benzo (a)pyrene and
2 ,2’,5 ,5’2terachlorobiphenyl by dissolved organic matters. Phys Chem
Earth ,23 (2) : 193～197
14 　Elabd H ,J ury WA ,Cliath MM. 1986. Spatial variability of pesticide
absorption parameters. Envi ron Sci Technol ,20 : 256～260
15 　Flury M. 1996. Environmental evidence of transport of pesticides
through field system A review. J Envi ron Qual ,25 :25～45
16 　Gerstl Z , Yaron B. 1983. Behavior of bromacil and napromide in soils I.
Adsorption and degradation. Soil Sci Soc A m J ,47 : 474～478
17 　Grasso D , Chin YP , Weber WJJ . 1990. Structural and behavioral
characteristics of a commercial humic acid and natural dissolved
aquatic organic matter. Chemosphere ,21 (10211) :1181～1198
18 　Hassett J P ,Anderson MA. 1982. Effects of dissolved organic matter
on adsorption of hydrophobic organic compound by river and
sewage2borne particles. W ater Res ,16 :681～686
19 　Hedges J I , et al . 2000. The molecularly2uncharacterized component
of nonliving organic matter in natural environments. Organic
Geochem ,31 : 945～958
20 　Henry VM. 2002. Association of hydrophobic organic contaminants
with soluble organic matter : Evaluation of the database of Kdoc
values. A dv Envi ron Res ,6 : 577～593
21 　Herbert BE ,Bertsch PM ,Novak J M. 1993. Pyrene sorption by wa2
ter2soluble organic carbon. Envi ron Sci Technol ,27 : 398～403
22 　HÊss H , Traunspurger W. 1998. Effects of dissolved organic mat2
ters on the bioconcentration of organic chemicals in aquatic organ2
isms. Chemosphere ,37 (7) :1335～1362
23 　Hu SJ ,Bruggen A , Grunwald NJ . 1999. Dynamics of bacterial pop2
ulation in relation to carbon availabilit y in a residue2amended soil.
A ppl Soil Ecol ,13 :21～30
24 　Huang Q2F(黄启飞) , Gao D(高　定) ,Ding D2Z(丁德蓉) , et al .
2002. Remediation of chromium2polluted soil using municipal soil
waste compost . Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,13 (2) :183～
186 (in Chinese)
25 　Jota MAT , Hasset J P. 1991. Effect of environmental variables on
binding of a PCB congener by dissolved humic substances. Envi ron
Tox Chem ,10 : 483～491
26 　Klaus U ,Mohamed S ,Volk M , et al . 1998. Interaction of aquatic
humic substances with anliazine and its derivatives : The nature of
the bound residues. Chemosphere ,37 (2) : 341～361
27 　KÊgel2Knaber I , Totsche KU. 2000. Desorption of polycyclic aro2
matic hydrocarbons from soil in the presence of dissolved organic
matters. J Envi ron Qual ,21 :906～916
28 　KÊgel2Knaber I , Totsche KU. 1998. Influence of dissolved and col2
loidal phase humic substances on the transport of hydrophobic or2
ganic contaminants in soils. Phys Chem Earth ,23 (2) :179～185
29 　Kukonnen J ,McCarthy J F ,Qikari A. 1990. Effects of XAD28 frac2
tions of dissolved organic carbon on the sorption and bioavailability
of organic micropollutants. A rch Envi ron Contam Tox ,19 : 551～
557
30 　Lee D Y , Farmer WJ . 1989. Dissolved organic matter interaction
with napropamide and four other nonionic pesticides. J Envi ron
Qual ,18 :468～474
31 　Lee D Y , Farmer WJ ,Aochi Y. 1990. Sorption of napropamide on
clay and soil in the presence of dissolved organic matter. J Envi ron
Qaul ,15 : 567～573.
32 　Li Q2B(李清波) ,Huang G2H (黄国宏) ,Wang Y2H(王颜红) , et
al . 2002. Advances of studies on ecological risk of herbicide atrazine
and its determination and remediation. Chin J A ppl Ecol (应用生
态学报) ,13 (5) : 625～628 (in Chinese)
33 　Li L2Z(倪进治) ,Xu J2M (徐建民) ,Xie Z2M (谢正苗) . 2001. The
size and characterization of biologically active organic carbon pool in
soils. Plant N ut r Fert Sci (植物营养与肥料学报) ,7 (1) : 56～63
(in Chinese)
34 　Macalady DL , Wolfe NL . 1984. ACS Symposium Series ,No. 259 ,
Treatment and Disposal of Pesticide Wastes. Washington DC :
American Chemical Society.
35 　Madhun YA , Young JL , Freed VH. 1986. Binding of herbicide by
water2soluble organic materials from soil. J Envi ron Qual ,15 :64～
68
36 　Magee BR ,Lion KW ,Lemley AT. 1991. Transport of dissolved
macromolecules and their effect on the transport of phenanthrene in
porous media. Envi ron Sci Technol ,15 :578～587
37 　Maxin CR , KÊgel2Knaber I. 1995. Partitioning of polycyclic aro2
matic hydrocarbons ( PAH) to water2soluble soil organic matter.
Eur J Soil Sci ,46 :193～204
38 　McCarthy J F ,Jimenez BD. 1985. Interactions between polycyclic
aromatic hydrocarbons and dissolved humic materials : Binding and
dissociation. Envi ron Sci Technol ,19 :1067～1072
39 　McCarthy J F ,Roberson L E ,Burrus L W. 1989. Association of benzo
(a) pyrene with dissolved organic matter : Prediction of dome from
structural and chemical properties of the organic matter. Chemo2
sphere ,19 : 1911～1920
40 　McCill WB , Cannon KR , Robertson JA , et al . 1986. Dynamics of
soil microbial biomass and water2soluble organic C in Berton L after
50 years of cropping to two rotations. Can J Soil Sci ,66 :1～19
41 　Merkelbach RCM ,Leeuwangh P ,Deneer J . 1993. The role of hy2
drophobicity in the association of polychlorinated biphenyl con2
geners with humic acid. Sci Total Envi ron S up ,156 :409～415
42 　Mill GC. 1983. Photolysis of DDT in soils. Residue Rev ,85 :89～125
43 　Miller2Wegener U. 1988. Interaction of humic substances with bio2
ta . In : Frimmel FH , Christman RF eds. Humic Substances and
Their Role in the Environment . Chichester : John Wiley and Sons.
179～192
44 　Nelson SD ,Letey J , Farmer WJ , et al . 1998. Facilitated transport
of napropamide by dissolved organic matter in sewage sludge2a2
mended soil. J Envi ron Qual ,27 :1194～1200
45 　Novak J M ,Bertsch PM , Mills GL . 1992. Carbon213 nuclear mag2
netic resonance spectra of soil water2soluble organic carbon. J Envi2
ron Qual ,21 :537～539
46 　Raber B , KÊgel2Knaber I. 1997. Influence of origin and properties
of dissolved organic matter on the partition of polycyclic aromatic
hydrocarbons. Eur J Soil Sci ,29 :906～916
47 　Raber B , KÊgel2Knaber I ,Stein C , et al . 1998. Partitioning of poly2
cyclic aromatic hydrocarbons to dissolved organic matter from dif2
ferent soils. Chemosphere ,36 (1) : 79～97
48 　Schlautman MA ,Morgan JJ . 1993. Effects of aqueous chemistry on
the binding of polycyclic aromatic hydrocarbons by dissolved humic
materials. Envi ron Sci Technol ,27 :961～969
49 　Sebastien S ,McBride M K ,Norvell WA , et al . 1997. Copper solubil2
ity and speciation of i n sit u contamination soils : Effects of copper
level ,p H and organic matter. W ater A i r Soil Poll ,100 :133～140
50 　Senesi NC , Testini J ,Miano TM. 1987. Interaction mechanisms be2
tween humic acids of different origin and nature and electron donor
herbicides : A comparative IR and ESR study. Org Geochem ,11 :25
～30
51 　Senesi N. 1992. Binding mechanisms of pesticides to soil humic sub2
stances. Sci Total Envi ron ,1232124 :63～76
52 　Sposito G ,Martin2Neto L , Yang A. 1996. Atrazine complication by
soil humic acids. J Envi ron Qual ,25 :1203～1209
53 　Thornton SF. 2000. Attenuation of landfill leach ate by U K Triassic
sandstone aquifer materials Ⅱ. Sorption and degradation of organic
pollutants in laboratory columns. J Contam Hydro ,43 :355～383
54 　Totsche KU ,Danzer J , KÊgel2Knaber I. 1997. Dissolved organic matter2
enhanced retention of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil miscible
displacement experiments. J Environ Qual ,26 :1090～1100
55 　Wu L2H(吴龙华) ,Lou Y2M (骆永明) ,Lu R2H (卢蓉晖) , et al .
2000. Organic control for remediation of copper contaminated soil
I. Release of copper in a copper treated red soil as influenced by dis2
solved organic matter and EDTA. Soils (土壤) ,32 (2) : 62～66 (in
Chinese)
56 　Yongkoo S ,Linda SL . 2000. Effect of dissolved organic matters in
treated effluents on sorption of atrazine and prometryn by soils. Soil
Sci Soc ,64 :1976～1983
作者简介 　凌婉婷 ,女 ,1976 年生 ,博士研究生 ,主要从事土
壤环境化学和土壤污染修复研究 ,发表论文 8 篇. E2mail :
lingwanting @eyou. com
033　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　15 卷