冻融是指日、年和多年发生在高海拔、高纬度或温带地区的气候变化现象，可导致特定气候区域地球表层一定范围的环境介质冻结和融化。地球上中纬度（35°~65°）大部分地区存在季节性冻融过程^[1]，我国75%以上的国土面积会发生冻融现象，它是中国北方地区重要的气候特征^[2]。由于全球气候变暖，冻融对土壤特别是冻土区土壤碳库生物地球化学循环过程的影响是当前国内外的研究热点^[3-5]。冻融过程通过影响环境介质的水热条件，影响使土壤理化性质发生改变。连续重复的冻融交替过程中存在的温差变化、冰面对固体颗粒的剪切作用、微生物的低温活动等现象，会使土壤经历一系列物理、化学和生物变化过程，从而对土壤介质的理化性质、生物特性产生影响^[6]。

冻结和融化实质是土壤介质中水的冻结和融化，即水分的相态变化过程，当液态水相变成冰，体积会相应增大^[7-8]。冻融过程对土壤中水分分布及毛细管结构的破坏，如图 1所示。

图 1 冻融过程中土壤毛细管结构的变化特征 Figure 1 Changes of soil capillary structure during the freeze-thaw process

图选项

土壤介质中的孔隙水在0 ℃以下结冰，液态水相变成冰，体积增大9%^{[7, 9]}。冰的形成对周围颗粒产生挤压（图 1b），冻结时土壤孔隙中冰晶的膨胀打破了颗粒之间的联结，这种挤压作用使土壤大颗粒团聚体破碎（图 1c），冻融交替发生将土壤大团聚体不断破碎成小团聚体, 而细小颗粒物有向周围相对大的颗粒聚集的趋势，使固体颗粒变得紧实缩小。冰夹层或缝隙也会增多，由于水分的主动运输作用，未冻结部分的水分不断向冻结的冰面迁移^[10]，进一步的冻结使介质被冰分割成层状及网状（图 1d），冻结过程中毛细管压力降低产生大量的小颗粒（图 1e）^[11]。由于水分流失，介质中的部分微生物细胞脱水，细胞膜的完整性被破坏，部分微生物细胞死亡。当温度到0 ℃以上冰开始融化时，水分连同其中的溶解性组分可很快从冰融化的缝隙中排出^[12-13]（图 1f）。由此可以看出，冻融所产生的物理作用会加速大颗粒固体介质的破碎，增强土壤释水性和水分渗透系数等^[13]，同时伴随融化过程中可溶性组分的溶出和迁移^[5]。

研究显示，冻融对土壤物理结构及稳定性的破坏，受冻融速率、冻融温度、土壤含水量、土壤自身容重及冻融交替次数等的影响^{[12, 14-15]}。土壤冻融作用的本质就是土体内水分体积变化引起的土壤特性的变化，所以土壤含水量与冻融作用有密切联系。温美丽等^[9]在对东北黑土进行冻融研究时发现，土壤容重经过冻融后都呈现减小的趋势，但是含水量不同的土壤其容重减少程度有差别，对于受冻融影响最明显的表层土壤而言，高含水量时表层5 cm内土壤容重减小幅度大于低含水量时。因此，土壤含水量不同会使冻融对土壤团聚体产生不同的破坏作用，冻融的影响随土壤含水量的增加而增强。但研究也发现，当含水量超过土壤饱和含水量后冻融对团粒结构的破坏作用开始下降^[12-13]。

冻融的温度以及冻融交替次数对土壤团聚体的影响也很明显。实验证明，冻融交替次数越多，对土壤团粒结构稳定性影响越大，随冻融交替次数增加，壤土、砂壤土中＞1 mm团粒结构比例迅速降低，相应＜0.5 mm的团粒结构比例逐渐增加^[16]；在-15~-35 ℃冻结温度处理下，冻结温度越低，冻融作用对大团聚体的破坏作用越强，并且越利于向中级团聚体转化^[17]。说明增加冻融交替次数以及降低冻融温度会加剧冻融过程对土壤结构的分散作用，使疏松的小容重土壤变得更加致密，而大容重土壤变得疏松。但是增加土壤有机质和粘粒的含量，会提高土壤团聚体的稳定性^{[12, 15, 18]}。

冻融不但对土壤结构产生影响，同时可能改变土壤的pH值、Eh、EC和CEC等化学性质。首先冻融过程会促进土壤的硝化作用^[4]和溶解性有机酸的释放^[19]，使土壤溶液pH值随之降低，土壤溶液H+浓度的增加^[20]，也会影响土壤的氧化还原状态，使得土壤Eh升高^[17]。同时，土壤溶液pH值的下降使土壤胶体表面所载的负电荷减少，从而引起土壤CEC的降低^[21]。然而随着冻结温度升高，土壤CEC会增加，虽然其机理目前尚不明确，但分析认为CEC的变化可能与土壤中的有机质胶体密切相关。土壤交换性阳离子以土壤有机或无机胶体为载体，有机胶体的CEC远大于矿质胶体，冻结温度的变化影响有机质进而增加土壤CEC^[17]。由此可见，冻融过程中土壤化学性质的变化往往相互关联。

冻结和融化过程中，温度、水分以及土壤颗粒释放出的小分子有机质的变化，会导致土壤微生物种群数量及结构在冻融过程中的不断改变^[18-22]。微生物量的变化是由环境介质的温度、湿度、基质的可利用性和溶解的速率决定的^[23]，它也是参与调控有机质转化的易变组分。在冻结温度下，孔隙水结冰，未冻结部分水分向冰面的迁移导致微生物脱水死亡。另外，由于缺乏水分，基质的流动性和可利用性受限^[24]，这种条件下微生物难以维持其活性，造成微生物量降低。但是随着冻融交替次数的增加，微生物能够通过改变土壤中有机质的性质来适应冻融环境^[25]，因此冻融交替会使微生物量及结构处于不断变化的过程。研究显示，真菌是木质素的主要分解者，土壤经过冻融后真菌的生物量降低，木质素这种难降解的有机质变化将减少^[26]。Koponen等^[25]研究发现，随着冻融交替次数的增加，微生物会通过改变基质的碳链长度或脂肪酸的饱和度来适应环境，使其活性得到恢复。Feng等^[26]也证实，土壤在-15 ℃冻结和17 ℃下融化的8个冻融交替后，其中真菌和细菌活性恢复率高达93%。有研究^[27-28]发现，季节性冻融过程使休耕期土壤中微生物种群和生命活动过程与生长季不同，-15 ℃强烈的冻结会减少真菌生物量而细菌生物量不受影响；冻结过程中氧气、水分和营养物等的利用受到限制，会激发厌氧细菌和兼性厌氧菌的活性，因为它们具有较强的生命力，能够在一定的温度、压力下利用额外的有机质。Larsen等^[29]研究认为，多次冻融交替可以使土壤微生物群落由C/N比较高的真菌群落转变为C/N比较低的细菌群落，从而改变土壤中有机质分解与固持的能力^[30]。以上研究说明，冻融过程对土壤微生物代谢群落的影响存在一定差异。

土壤酶是土壤中一切生物化学过程的主要参与者，目前对冻融过程土壤介质中酶活性的研究较少，现有研究表明冻融过程能够影响酶活性^[6]，但是因所观察的土壤类型以及酶的种类和性质不同而存在差异。土壤β-葡糖苷酶在连续冻融后降低16%，而磷酸酶呈波动性变化^[31]。反硝化酶活性存在季节性变化，可在一年中最冷的月份观测到比较活跃的土壤反硝化酶活性，土壤融化加剧了反硝化反应^[32]。对比未冻融处理，东北黑土经历冻融后土壤FDA水解酶、蛋白酶、纤维素酶和过氧化氢酶的活性均降低^[17]；由于土壤冻结时，部分土壤微生物受到低温胁迫而死亡，死亡微生物数量越多，产生的酶数量越少；冻结温度越低，酶的活性下降越明显^[33]。谯兴国等^[34]研究却发现，石油污染的土壤冻融处理对土壤过氧化氢酶活性无显著性影响，而未污染土壤经冻融处理后，土壤过氧化氢酶和脲酶活性却分别提高了47.65%和41.11%，并且水溶性有机碳比未冻融处理土壤明显增高。大部分研究认为，冻融可增加土壤酶活性从而促进土壤大分子有机质的降解^[35]，而且酶反应还能提高微生物对结构复杂芳香化合物，如木质素或腐化的有机质的代谢能力^[36]。

以上研究说明，土壤微生物及酶活性在冻融环境下的变化没有必然趋势，不同介质环境中的微生物有不同的形态、生长方式、生态位，由于环境介质中有机质等条件的不同，它们对冻融过程的反应也不同，最终导致介质中有机质及污染物的释放也不同^{[25, 37]}。

冻融过程中有机质变化是通过物理、化学及生物共同作用实现的。

冻融过程土壤有机质可能经历如下过程：（1）挤压和剪切作用下大颗粒的破碎，使被包裹的碳水化合物、脂肪酸和固醇类等暴露，使有机溶剂可提取量增至原来的2~3倍，更利于微生物接触及利用^[26]；此外，冻融过程中与固体颗粒结合的大分子有机质膨胀与收缩，其中的氢键等发生断裂，释放出小分子量有机质^[29]。（2）未冻结部分水分向冻结冰面的迁移会携带部分有机质，融化后产生较多的溶解性有机质（DOM）^[38]。（3）水分相态的变化导致有机质收缩，引起与固体颗粒结合位点的破坏，增加有机质的释放；部分微生物细胞在低温度下死亡，释放出糖类和氨基酸等可利用的碳源，增加溶解性有机碳（DOC）和溶解性有机氮（DON）等的溶出^[8]。（4）冻融过程对介质粒径的破坏会产生更多比表面积大的细颗粒（ < 0.075 mm）、粘土颗粒（0.005 mm）及有机胶体，它们对有机质等具有更强的吸附力，也会导致土壤溶液中的有机质重新分配或溶出^{[11, 39]}。

冻融过程通过影响介质的温度变化速率、水分和营养物的迁移特征来改变微生物量及其活性，这是影响和调控土壤有机质矿化的重要机制^[40]。微生物可利用有机质的主要来源是颗粒破碎暴露的有机质、微生物细胞死亡释放的可溶性有机质、微生物量碳氮等，其中不稳定易分解的有机质如微生物生长所需的蛋白质、脂肪类、醇类、游离脂质等最先受到冻融过程的影响^[36]。冻融交替对土壤易降解碳影响明显，随着冻结温度和冻融频次的增加，土壤水溶性有机碳含量上升最为显著，微生物量碳则相应减少，究其原因仍然是来自固体颗粒破坏后暴露的有机质以及死亡的微生物细胞溶解释放较多的单糖和氨基酸^[8]，微生物量碳转化为可溶性有机碳, 同时土壤中冰晶快速形成破坏了微生物细胞机构, 使其转化为其他微生物可利用的有机碳，导致微生物量碳含量下降。同时，冻融过程中土壤有机物质从颗粒物上释放, 土壤植物根死亡输入的活性物质等提高了微生物的活性，加快了土壤中有机质的矿化与硝化过程，也促使土壤中可溶性有机碳含量增加^[41]，冻融过程不但会增加土壤DOM含量，还能改变土壤DOM的荧光特征，增强其分子的芳香化程度和腐殖化程度^[42]。然而，这些可溶性及易降解碳占土壤总碳比重较小，所以冻融对土壤总有机碳的含量影响不大^[41]，总有机质同时受冻结温度、冻融过程频次、有机质的溶解性、胶体携带等因素的综合影响^[43]。

综上所述，冻融虽然是一个水相变化的物理过程，但是其通过影响介质物理结构、化学性质、微生物种群及结构等，引起土壤中有机质、矿质元素等组分的改变。在全球变暖背景下，冻融作用对土壤有机质矿化及温室气体排放的影响受到广泛关注。但是，随着对土壤面源污染控制研究的深入开展，还存在一些未受到关注的重点领域，主要表现为：

（1）以往研究多是围绕苔原、森林、草原、湿地、农田和冻土等自然土壤介质展开，对于同样可能经历冻融过程的其他环境介质如畜禽粪便、污水污泥等鲜有报道。我国每年有几十亿吨的畜禽粪便等有机固体废弃物进入土壤环境，在北方地区会经历最长7个月的秋冬季节冻融过程。畜禽粪便等含有远高于土壤的水分和有机质，经历冻结-融化循环过程时，其物理化学和生物学性质的响应及其对土壤组分的影响可能比自然土壤更为明显或剧烈。因此，研究这些有机固体废弃物对冻融过程的响应机制，对于温室气体排放以及土壤面源污染控制具有重要的理论和实际意义。

（2）针对冻融过程的研究，不应仅仅局限于对土壤碳、氮循环的影响及温室气体排放的效应方面，土壤介质在冻融过程中物理化学及生物学性质的变化，不但会造成有机质矿化速率的提高和可溶性有机碳的增加，土壤中所存在的其他组分如有机、无机污染物也会随之受到影响。研究冻融过程中土壤有机质组分、土壤团聚体与污染物的结合特征及影响机制，对土壤污染控制具有现实的指导意义。

（3）由于室内模拟实验的可控性，目前大多数的研究集中在室内模拟层面。建议更多开展一定区域尺度下冻融过程对土壤介质的影响研究，以便掌握实际土壤生态位条件下土壤各组分对冻融作用的响应特征，这对区域面源污染控制和科学土地利用管理具有重要的实践意义。