硅在pH < 9.0的土壤溶液中主要是以不带电荷的单硅酸[Si(OH)₄]形式存在, 单硅酸在pH=7.0及25 ℃的纯水中的溶解量约为2 mmol/L(即56 mg Si/L)^[17]。土壤溶液中的单硅酸被植物根系吸收后, 经由木质部导管被运输到植物器官中, 其中绝大部分以非晶质二氧化硅的形式沉积在植物细胞壁、细胞腔和细胞间隙中, 形成植硅体^{[1, 17~19]}。

作为一种植源性微体蛋白石, 植硅体的粒径大小通常为2~2 000 μ m, 集中分布在5~200 μ m^[13]。根据植硅体的沉积位置, 植硅体主要分为两大类, 即细胞壁植硅体和细胞腔植硅体^{[1, 20]}。其中, 细胞壁植硅体一般呈现片状、球状和纤维状, 细胞腔植硅体一般呈现针状^[1]。

气候条件、大气CO₂浓度、土壤pH、养分含量以及土壤溶液中单硅酸的浓度等环境因子均会影响植硅体的形态类型和分布特征^[21]。当前, 植硅体形态分析主要涉及以竹类和谷类作物为主的禾本科植物与以草本植物为主的湿地和草地植硅体形态类型的研究^[22]。通过对黄河三角洲平原附近的古环境分析表明^[23], 植硅体的形态类型与气候环境密切相关。对东北松嫩平原不同湿度条件下芦苇中植硅体的研究发现^[24], 在不同土壤湿度条件下鞍形、披针形、泡状形、长方形和蜂窝形的植硅体所表现出的相对数量和大小存在较大差异。大气CO₂浓度亦是影响植物中植硅体的含量分布的重要因素, 尤其当CO₂浓度升高时, 影响更为显著^[3]。与此同时, 土壤pH直接关系到植物对营养物质和矿物元素的吸收, 对植硅体的形态、分布也有一定的影响^[25]。

植硅体在不同植物体内的含量分布有显著差异, 这与不同种类植物根系吸收硅的能力有关^[26]。不同植物的硅积累能力差别很大, 主要含量范围(干重)为0.1%~10%。一般而言, 木贼科、禾本科和莎草科植物中植硅体含量较高^[27], 其中, 部分水稻^[28]和竹子^{[29, 30]}的植硅体含量可高达15%。尽管裸子植物能够在针叶的皮下组织、表皮和外皮层积累生物矿化硅(特别是在针叶顶端), 但其植硅体含量通常低于被子植物、蕨类和其他植物种类^[3]。被子植物中单子叶植物植硅体含量高于双子叶植物, 而单子叶植物中以禾本科和棕榈科植物的植硅体含量最高^[31]。

土壤中植硅体的含量一般为土壤质量的1%~3%^[13], 但有的土层中植硅体的含量可能高达20%~30%, 甚至某些土层可能完全由植硅体组成^{[32, 33]}。由于土壤中的植硅体主要来自于表层植物凋落物的分解, 因此土壤剖面中的植硅体呈现出表层富集的状态^[2], 并且随着土壤剖面深度的增加而减少。植硅体在土壤剖面中的分布揭示了植硅体植源性的特征和植硅体在土壤剖面中的迁移与溶解历程。土壤环境因素(如母质、酸碱度、孔隙度、水分状况等)通过改变植硅体的迁移过程以及植硅体的溶解速率来影响植硅体在土壤剖面的分布。李仁成等^[34]通过对桂林市碳酸盐岩风化壳剖面中的植硅体分布研究发现, 大量的植硅体分布在0~20 cm的土层中, 20 cm以下的土壤层中几乎没有植硅体。杨杰等^[35]通过对绿竹林和苦竹林土壤剖面研究发现, 绿竹林土壤剖面中硅、植硅体、植硅体碳含量分布均随着土壤剖面深度的增加而减少。但是, 在苦竹林土壤剖面中, 植硅体的含量在0~50 cm深度范围内随土壤剖面深度的增加而减少, 在50~80 cm深度范围内随深度的增加而增加, 最高值出现在70~80 cm的土壤层中(32.08 g/kg), 这可能与植物有效硅的含量分布有关。

通常, 植硅体中包含SiO₂(66%~91%), H₂O(1%~12%)和N, P, Al, Fe, Ca, K, Na, Mn, Ti等元素(0.1%~5.6%)^{[30, 36, 37]}, 同时, 植硅体在植物体内形成的过程中, 0.2%~5.8%的有机碳会被包裹在植硅体内^{[32, 38, 39]}。不同植硅体的化学组成有较大差异, 例如, 在水稻秸秆植硅体中, Al, Fe, Ca和Mg的含量高达9%^[37]。影响植硅体化学组成的因素较多, 例如, 植硅体的来源及其形成位点。Wu等^[27]在检测水稻植硅体元素组成时发现, 叶片、外壳等器官组织中的植硅体均含有C, Si, O, K, Ca, Mg, P等元素, 但未发现Al, Fe, Mn等金属元素。而Kamení k等^[40]通过对大麦中植硅体元素组成的研究发现, 除P以外, 在茎、叶片、麦芒等器官组织中的植硅体均检测到C, Si, K, Ca, Mg, Al, Fe, Mn等元素; 李自民等^[30]通过对水稻植硅体元素组成的研究发现, 水稻叶片、茎等组织器官中的植硅体含有C, Si, O, Al, Fe, Mg等元素, 没有检测到K, Ca, P, Mn等元素。以上结果表明, 不同植物类型以及同种植物在不同环境下所形成的植硅体的化学组成有较大差异。

植硅体是陆地生态系统硅— 碳耦合生物地球化学循环的重要参与者。陆地植物每年以植硅体的形式固定硅的量为1.68× 10⁹~5.60× 10⁹ t, 其中, 一部分植硅体会通过枯枝落叶返回到土壤中, 这部分植硅体中的92.5%会被植物重新吸收, 7.5%会进入到土壤中^[13]。因此, 植物— 土壤界面内硅的迁移强烈影响着陆地生态系统的硅— 碳耦合生物地球化学循环。

植硅体作为植物体内通过生物矿化作用而形成的二氧化硅颗粒物, 具有很强的地球化学稳定性。在陆地生态系统中, 土壤剖面中植硅体的储量是地表植物体内植硅体储量的500~1 000倍^[13]。而且, 在不同的陆地生态系统内, 土壤中植硅体的储量存在着显著性差异^{[41, 42]}。与此同时, 土壤中植硅体的含量与植硅体的周转速率和地球化学稳定性有密切关系^[2]。

植物残体或凋落物腐烂分解后, 植硅体会被释放到土壤中, 经历一系列的转变及风化过程^[43]。植硅体在风化过程中会发生溶解并释放部分单硅酸进入土壤溶液中^{[44, 45]}。而且, 土壤中植硅体的溶解速率要比土壤中的非晶质二氧化硅和硅酸盐矿物的溶解速率高^[46]。温带落叶阔叶林和针叶林土壤中植硅体的净储存通量低于3 kg/(hm²· a), 是其植硅体输入通量的一半^[46]。除此之外, Zhang等^[47]发现亚热带和热带森林土壤中植硅体的储量和周转速率存在着显著性差异。上述研究结果表明^{[3, 48]}, 不同生态系统中植硅体的溶解速率有较大的差异, 即其地球化学稳定性存在差异。

植硅体的地球化学稳定性受很多因素影响。植硅体的溶解速率随温度和降水的增加而增大^{[36, 49, 50]}, 因此, 气候是影响植硅体溶解速率的主要控制因素。同时, 土壤环境对植硅体的溶解速率也有一定的影响, 但对植硅体溶解过程的影响机制尚不明确^[3]。

植硅体的硅化程度以及硅铝比影响着植硅体的地球化学稳定性。不同类型的植硅体硅化程度以及硅铝比不同, 导致植硅体溶解度存在着显著差异。例如, 松树叶片中的植硅体与山毛榉叶片中的植硅体相比, 前者具有较高的铝含量和晶体结构, 但是, 松树林叶片中植硅体溶解度较低^[51]。Cabanes等^[52]对4种植物类型的植硅体的地球化学稳定性进行研究发现, 植硅体的表面积与体积的比值对植硅体的地球化学稳定性影响显著。

土壤内的环境因素(如土壤pH值、离子类型与浓度等)对植硅体的地球化学稳定性也有明显的影响。研究表明^[49], 竹林土壤中植硅体的溶解度随着pH(3~8)的升高而增加, 这与很多考古遗址和年代地层中碱性条件下植硅体可以被部分或完全溶解^[32], 而在酸性条件下的土壤层中更容易被保存的结果一致。植硅体的地球化学稳定性在一定程度上也受土壤溶液中离子类型与浓度的影响。例如, Ngoc等^[53]通过模拟实验发现溶液中不同阳离子对降低植硅体溶解度的作用强度依次为:Al³⁺> K⁺> Na⁺> Mg²⁺> Ca²⁺; 溶液中不同阴离子的作用强度依次为:Citrate> Acetate> Oxalate> S O42-> Cl^-。

植硅体形成过程中通常会封存0.2%~5.8%的有机碳, 称为植硅体圈闭碳, 即植硅体碳^[32]。植硅体碳的主要成分为简单糖类, 还有少量的烷基碳(如脂质)、木质素和碎片糖蛋白^[54]。不同研究中植硅体有机碳组成的差异可能与提取植硅体的植物材料以及植硅体的提取方法有关。因此, 在不同的植物中, 植硅体碳中有机碳的类型有显著的差异。Alexandre等^[55]研究植硅体结构时发现, 细胞壁植硅体含有大量的碳水化合物和少量蛋白质, 而细胞腔植硅体中则含有大量的蛋白质等原生质体降解产物和少量的碳水化合物。

研究表明, 有机碳在植硅体内的存在形式主要有3种^{[3, 56]}:①存在于植硅体中的微小空穴内的有机碳, 地球化学稳定性较差^[57]; ②封闭在植硅体中的有机碳聚合物并处于植硅体硅氧结构的完全保护下, 这类植硅体碳是有机碳自发形成的聚合物并且普遍存在于植硅体内, 地球化学稳定性较高^[58]; ③以氨基酸的形式连续地分布在植硅体内部, 地球化学稳定性最高^{[55, 59]}。此外, 不同形式的有机碳在植硅体中的含量分布以及植硅体中总有机碳含量取决于植硅体在植株内形成的位置以及植硅体的类型^[60]。这表明, 植物种类或同种植物不同组织部位都会影响植硅体中不同形态有机碳的含量分布, 这可能与植物吸收硅的遗传特性和环境因素有关。

植硅体碳在植硅体结构的保护下, 可以很好地保存下来。植硅体稳定碳同位素在古环境以及古大气中的应用, 是基于植硅体碳的主要来源是光合作用同化大气中的CO₂这一设想为基础的^{[61, 62]}。

几乎所有的植物生物量碳(> 97%)均来自光合作用固定的大气C O263。Kelly等^[61]发现植硅体碳同位素组成与宿主植物碳同位素组成之间存在紧密的联系(R²=0.93, p< 0.01), 证实了植硅体碳的主要来源是大气中的CO₂。Smith等^[62]在研究C₃和C₄植物中植硅体稳定碳同位素时也支持了这一观点。然而, Santos等^[39]利用¹⁴C测年技术对现代植物植硅体进行分析, 得出了植硅体碳的年龄达到几百甚至上千年的结果。他们认为, 除了光合作用固定的大气CO₂以外, 植物根系会在提取营养物质的过程中, 吸收“ 老” 的溶解性土壤碳(包括完整的氨基酸)。这些“ 老” 的溶解性土壤碳在植硅体形成过程中, 会进入到植硅体内或附着在植硅体上作为稳定的有机质^[39]。但是, 相对于植物生物量来说, 很难解释在植硅体内选择性地富集“ 老” 的溶解性土壤碳^[3]。因此, “ 老” 的溶解性土壤碳可能对植硅体碳的贡献不是很大(大约占植硅体碳的0.15%)^{[3, 64]}。

碳封存可以有效缓解大气中CO₂的激增^[65]。植硅体圈闭碳作为一个长期稳定的陆地碳库, 是全球陆地生态系统硅— 碳耦合生物地球化学循环的重要参与者, 在控制大气CO₂增加、缓解全球气候变暖等方面起着非常重要的作用^[66]。Parr等^[67]对火山灰和古土壤中有机碳及植物碳进行的研究发现, 经过2 000多年的积累, 植硅体碳占土壤有机碳的比例可以达到82%, 这表明植硅体碳具有很强的稳定性。植物中植硅体圈闭碳在凋落物腐烂分解后仍会随植硅体一起被保存在土壤中, 因此, 增加土壤中植硅体碳的归还通量、提高土壤植硅体碳的稳定性对增加土壤中稳定碳汇具有重要的意义。

很多学者对不同生态系统的植物中植硅体的碳汇潜力进行了研究, 发现不同植物植硅体碳的积累速率存在明显的差异, 总体变化趋势为:竹子^[29] > 甘蔗^[67] > 小麦^[38] > 水稻^[28] > 黍和粟^[68]。其中, 竹子是典型的硅超富集的禾本科植物^[69]。我国森林、草地、农田生态系统的植硅体碳汇速率^[3]分别为:(1.94± 0.44) Tg CO₂/a, (0.6± 0.1 )Tg CO₂/a和(4.9± 1.7)Tg CO₂/a。Parr等^[32]提出假设, 如果将全球的潜在耕地(4.1× 10⁹ hm²)都通过竹林造林或再造林, 那么按照中等的竹林植硅体碳封存率(0.36 t/(hm²· a))计算, 全球的植硅体碳(CO₂)封存量将达到1.5× 10⁹ t/a, 这一封存量占当前大气CO₂排放的11.0%。

鉴于土壤中植硅体碳在调节全球碳循环、缓解全球气候变暖等方面的重要作用, 因此可以采取一些措施来发挥植硅体碳汇的巨大潜力。例如, 在森林生态系统中种植以竹类为主的高固碳效率的植物、在农田生态系统中种植以水稻为主的作物。同时, 在土壤中通过施加适当的硅肥(如岩粉、炉渣等)^[70]、实施间作套种等对于提高土壤中植硅体圈闭碳的含量具有重要作用, 为提高全球土壤长期稳定的碳汇提供参考。

植硅体稳定碳同位素为重建古环境植被和气候^[72]提供新的视角。一方面, 植硅体稳定碳同位素可以重建古环境C₃和C₄草本植物生物量的相对变化^[62], 其依据是C₃和C₄植物碳同位素组成存在差异以及植硅体碳同位素组成接近植物的同位素组成。研究C₃植物与C₄植物的演变过程, 对于揭示古环境的植被变迁具有重要意义。目前, 有关新近纪时期, C₃植物占绝对种群优势到C₄植物全球扩张的演变过程的认识还不太充分^[73]。但是, 利用古土壤中植硅体¹³C的丰度分布特征并结合¹⁴C测年, 对研究地质历史时期植被面貌变迁的过程或有突破性的进展^[74]。

另一方面, 现代植物中植硅体稳定碳同位素的组成可以用于重建古大气中CO₂的组成^{[32, 58]}。当植物吸收大气中的CO₂时, 碳同位素会发生分馏效应, 使得大气中相对富含¹³C。因此, 植物组织中碳同位素的变化可以指示大气CO₂的变化^{[58, 75]}。Carter^[58]对不同类型的现代植物与植硅体稳定碳同位素的组成间的差值进行定量和校正研究, 结果表明, 植硅体稳定碳同位素比值可以计算大气中CO₂同位素的值。因此, 利用植硅体稳定碳同位素来重建古大气中CO₂的变化, 不仅可以将传统的全球变化研究如古气候、古植被等推向更深入的研究层次, 而且可以反映地层沉积物中的古环境信息, 对于生态学和地质学具有重要意义^[76]。

目前, 植硅体放射性碳同位素主要用于定年。利用植硅体放射性碳同位素进行年代鉴定, 不仅仅是因为植硅体碳主要封存在植硅体内部, 极大地避免了外部碳的干扰, 而且植硅体可以长期地存在于地层沉积物中, 可以重复采集样品, 具有可靠的测定结果^[77]。近年来, 随着¹⁴C定年技术的发展, 利用加速器质谱(Accelerator Mass Spectrometry, AMS)技术^[78]可以减少碳的需求量, 一般情况下, 用1 kg左右的沉积物样品, 就可以分离出足够的碳用于¹⁴C定年。Wilding等^[79]对土壤样品中植物硅酸体¹⁴C定年进行了最早的研究, 通过分析美国西部土壤样品, 得到¹⁴C测年的结果为(13 300± 450)a BP。Piperno^[80]通过对新热带地区5种植物的植硅体¹⁴C进行测年分析发现, 土壤环境、提取处理技术等均对植硅体放射性碳同位素的定年分析结果有显著影响。Zuo等^[74]将同一地点植硅体¹⁴C的定年结果与其他实验样品的定年结果进行比较时, 发现两者之间存在差异, 这可能与实验测定过程、植硅体碳提取处理技术等有关。因此, 误差分析技术的提升以及后续的实验流程的改进将极大地促进植硅体¹⁴C测年的应用前景。