土壤有機碳作用及轉化機制研究進展

張維理，KOLBE H，張認連

土壤有機碳作用及轉化機制研究進展

張維理1，KOLBE H2，張認連1

（1中國農業科學院農業資源與農業區劃研究所，北京 100081；2德國撒克森州立農業科學院，Waldheimer Stra?e 219, D-01683 Germany）

對土壤有機碳作用的綜述研究顯示：直至20世紀末，對于土壤有機碳的研究主要集中于闡明具不同化學結構有機物質在土壤中的功能，如胡敏酸、富里酸、黃腐酸的化學結構特征及在土壤肥力中的作用。中歐近年的研究則更關注按照有機碳在土壤中的轉化特征進行分組，嘗試建立這一分組與土壤有機碳功能的關聯。按照轉化特征，土壤有機碳可分為穩定性有機碳和營養性有機碳兩大類型。前者主要指封存于土壤黏粒中的有機碳，很難被土壤微生物分解和礦化。后者主要指通過作物收獲后地表及根系殘留物、還田秸稈、有機肥施肥進入土壤的有機碳，是土壤有機碳中易于轉化的、活躍的組分，也是形成土壤腐殖質和團聚體的主要前體物質。對土壤肥力具有重要意義。多點長期定位試驗研究結果顯示：土壤有機碳含量實際上表達了土壤中有機碳輸入與分解兩個過程的動態平衡。當輸入量小于礦化量，將導致土壤有機碳含量和土壤肥力下降。當每年輸入的有機碳量大于礦化量，土壤有機碳含量會持續上升；直至每年輸入量與礦化量相等，土壤有機碳含量不再增加，此時，土壤有機碳含量達到平衡點。在一般農業生產條件下，達到平衡點的時間周期為20—30年。在營養性有機碳投入量過高情況下，這一動態平衡系統也會導致入多出多，達到新的平衡點后，每年會有高量土壤有機物質的礦化，從而引起農田土壤中礦質養分，特別是礦質氮的流失，進入水體及大氣環境中。為實現土壤培肥和環境保護雙重目標，農田土壤營養性有機碳的投入量應以有機碳的礦化流失不致產生環境風險為宜。新的研究還證實：營養性有機碳進入農田后，在土壤生物作用下分解為一系列短鏈化合物，再通過生物構建作用與土壤礦物顆粒形成土壤團聚體，并以此對多項土壤肥力性狀發揮積極作用。受土壤中腐殖化、有機碳分解等不同過程影響，土壤團聚體持續發生著聚合和崩解，只有持續而豐富的營養性有機碳輸入，才能維持土壤中總有機-無機團聚體的穩定度。多點長期定位試驗結果揭示：土壤有機碳含量主要取決于氣候條件、土壤質地與土地利用類型。在人為因素中，土地利用方式的變化對土壤有機碳含量的影響最大，而施肥、秸稈還田、耕作等農作措施對土壤有機碳含量的影響比較小。耕地土壤上，作物類型不同，其典型的耕作和收獲方式不同，收獲后存留地表和土壤中的根系殘留物數量和質量不同，有機質生成能力不同。在種植有機質消耗性作物時，需要注意在輪作制度中引入有機質增加型作物或施用有機肥料，以保持土壤肥力。

土壤有機碳；營養性有機碳；土壤肥力；土壤有機碳轉化機制；輪作

土壤有機碳指土壤中含碳有機物質的總和。土壤有機碳對土壤肥力和地球碳循環具有極其重要意義。土壤有機碳是大氣碳的兩倍，是地球植被總碳量的3倍，參與地球陸域碳循環總碳量中80%的碳量以土壤有機碳形式存在于土壤中。土壤有機碳的主要組成為土壤中動植物殘體、土壤腐殖質以及土壤微生物體碳量。以動植物殘體形式進入土壤的有機碳成為土壤生物的糧食，促進土壤生物活動及生物多樣性，而在土壤生物，特別是土壤微生物作用下生成的土壤腐殖質促進土壤團粒結構形成，提高土壤保水、保肥、供水、供肥性能，提高土壤肥力，并大幅度提高耕地土壤高產、穩產性能。與此同時，由土壤有機碳供養的土壤微生物活動促成了地球生態系統中的碳、養分及其他物質的分解、轉化與循環。

土壤有機碳與土壤有機質兩個概念涵義相同，量綱有區別，前者以純碳量計，后者以有機物質量計。通常，土壤有機碳量乘以換算系數1.724即為土壤有機質量。在農業科學領域中，土壤有機質這一概念的應用更為廣泛，而在環境和氣候變化領域，則主要采用土壤有機碳。

由于土壤有機質對土壤肥力、作物產量、農業和環境的重要作用，探索土壤中有機物質轉化及功能一直是科學研究的熱點領域。在國際范圍，較早的研究主要集中于對土壤有機質化學組成的分組及其在土壤中的功能，例如胡敏酸、富里酸、黃腐酸的化學結構，其對土壤有機-無機團聚體、粗顆粒和細顆粒的作用。新的研究則更關注于根據有機物質在土壤中轉化速率和轉化過程進行分組，嘗試建立這一分組與其功能的關聯。研究發現封存于土壤黏粒中的有機碳具有極高穩定性，很難被分解和轉化，可在土壤黏粒中保存上萬年[1]。與此相對應，農田條件下，每年以作物地表及根系殘留物和有機肥施肥方式進入土壤的有機物質可歸類為比較易于轉化的、活躍的部分，是形成土壤腐殖質的主要前體物質[2-3]。20世紀中期以來布置于中歐的多個長期定位試驗研究顯示：當根據轉化速率劃分土壤中有機物質類別時，能更清楚理解土壤有機碳及其轉化過程對土壤肥力和環境的影響，理解氣候、土壤條件與及農作措施對土壤有機碳含量的影響[4-6]。長期試驗研究還告訴我們，土壤有機碳含量是土壤有機碳投入與分解兩個過程的綜合表達。換言之，農田土壤有機碳含量可視為特定條件下的平衡常數。在肥沃農田土壤上，過少或過多的有機物質投入，均可打破原有平衡，并對土壤肥力和生態系統產生負面作用[7-8]。這些研究進展為我們了解農田有機質和土壤肥力變化特征，保護環境提供了新的線索。本文目的是對這些新的研究進展做一系統性介紹。

1 土壤中的穩定性與營養性有機碳

近年間，對土壤有機碳分組最重要的研究進展之一是根據其在土壤中的轉化速率將土壤有機碳分為穩定性有機碳與營養性有機碳兩大部分。

研究發現，土壤穩定性有機碳主要存在于第四紀冰川期成土過程產生的土壤黏粒和細粉粒中。穩定性有機碳與土壤黏粒和細粉粒形成十分緊密的結合，使其在土壤中很難被微生物分解和礦化，在土壤中可穩定保持數百年以至上萬年[1]。在中歐，穩定性土壤有機碳在輕質土壤上可達到土壤有機碳總量的50%，而在較黏重土壤中可占土壤有機碳總量的80%[9-11]。

第二類土壤有機碳稱為營養性有機碳，是土壤有機碳庫中活躍的、易于轉化的組分，是土壤生物的營養物質，也是土壤生物活動的基礎，因而稱為營養性有機碳。通過施用有機肥、秸稈還田等農學措施能影響的土壤有機碳主要屬于這一類型。農田土壤上，每年作物收獲后遺留在地表和土壤中的根系殘留物、還田秸稈和有機肥進入土壤后，成為土壤生物（包括土壤動物、菌類和土壤微生物）的糧食。在土壤生物，特別是土壤微生物作用下，有機物料被分解轉化，通過礦化作用，釋放出CO2和礦質養分。與此同時，土壤生物的代謝活動產生土壤腐殖質，這類腐殖質絕大部分并不轉化為穩定性有機碳，而是在土壤中存留一定年限后，繼續被分解礦化。研究表明，新鮮有機物質例如綠肥在經過機械粉碎和翻耕進入土壤后，較易分解部分（C/N比較低的有機物質）絕大多數在幾個月被就為土壤生物作為食物和能源利用，并轉化為CO2。而比較難分解的有機物料，如C/N比高、木質素含量高的根系殘留物分解較慢，但在數十年后也將完全降解、礦化。在良好的農業生產條件下，每年進入土壤的營養性有機碳養育了土壤生物，促進了各種有益的土壤生物過程，促進了土壤腐殖質不斷和持續的降解和再生，促進土壤團粒結構形成，以此對土壤生物、物理和化學性狀產生積極影響，養育了肥沃的土壤。研究表明，在中歐條件下，因土壤類型而異，通常有20%—50%的土壤有機碳屬于營養性有機碳[9]。

研究還顯示，在中歐氣候條件下，秸稈還田在當年就有50%秸稈被礦化、分解，隨著時間推移，在隨后的20—30年中，幾乎所有施入農田的營養性有機碳最終均會降解。由此，土壤有機碳含量實際上表達了土壤有機碳投入與分解兩個過程的動態平衡。對于氣候變化而言，土壤有機碳不僅能成為溫室氣體的匯，也可能成為源[6,8]。

自然條件下，營養性有機碳和穩定性有機碳之間實際上并不存在清晰的界限，而是逐步過渡，其中一些過程為可逆過程，當土壤環境條件發生變化，兩種組分間也可能相互轉化。

圖1展示了按轉化速率分組的土壤有機碳組成及其分解、累積和轉化機制。土壤中有機碳的轉化類似于開放式的流動平衡系統。在這一系統中，土壤有機碳存量，即土壤有機質含量主要取決于流入閥口徑、流出閥口徑和流出閥高度。

流入閥口徑主要取決于輸入土壤的有機物質量。進入土壤的有機物質包括作物收獲后地表及根系殘留物、植物根系分泌物、死亡的土壤動物和微生物體、通過有機肥和秸稈還田形式施入土壤的有機物料，這些物質可統稱為原始有機物質。農田作物類型不同、產量水平、種植制度、秸稈還田量和有機肥施用量不同，輸入農田的原始有機物質量不同。原始有機物質通過流入閥進入土壤后，主要提高土壤中營養性有機碳存量，并使整個土壤有機碳水平提高。

圖1 根據土壤中轉化速率劃分的土壤有機碳分組及其轉化機制[1,9]

而流出閥口徑主要取決于土壤有機碳的礦化作用強度。通過礦化，營養性有機碳分解為水和二氧化碳，從土壤中釋放出來，后者以CO2形式進入大氣。隨有機碳礦化同時釋放出的還有氮、磷、硫等活性養分，這些養分可進入表土被作物吸收利用；也可進入底土、水域或大氣環境中。礦化作用的強度影響有機物質在土壤中的存留時間，并以此影響土壤總有機碳含量水平。

影響礦化作用強度的主要因素如下：

（1）有機物質的化學組成和穩定性，如C/N比值。

（2）土壤化學、物理性狀，如土壤生物所需有效養分狀況、土壤pH條件、土壤團粒結構、通氣狀況等因素。

（3）土壤所在點位的水文與氣候條件。

耕作措施可改善土壤通氣狀態，加快有機碳的分解，而氣溫、降水等氣候條件影響土壤溫度、水分含量，也直接影響土壤有機碳的分解和礦化。

土壤有機碳含量不僅取決于有機物質的投入量和礦化量，也取決于流出閥門的高度（圖1）。流出閥高度主要受成土過程影響，與土壤類型和土壤質地特征密切相關。

如圖1所示，土壤有機碳含量可視為動態平衡系統中投入和分解兩個過程間的平衡點。每年因礦化流失的有機物質量需要通過新投入的有機物質加以補充，才能維持系統中原有的土壤有機碳水平。平衡系統中，當投入量小于礦化量，固然會引起土壤有機碳含量和土壤肥力的下降；但在投入量過高情況下，流動平衡系統也會導致入多出多，達到新的平衡點后每年會有高量土壤有機物質的礦化，從而引起農田土壤中礦質養分，特別是礦質氮的流失，進入水體及大氣環境中。因而，科學界新近認同的觀點是營養性有機碳的投入量應當以土壤有機碳的礦化流失不致產生環境風險為宜。此時，土壤有機碳供應已達最佳水平。在達到最佳水平之后，每年通過有機肥和秸稈還田施入農田的營養性有機碳量應與土壤有機碳的礦化量持平，維持一進一出基本平衡的原則。對農田土壤培肥而言，不能一味通過提高營養性有機碳投入量使農田土壤有機質含量持續提升，而是在達到最佳平衡點后以土壤有機質含量實現正零平衡（positive zero）為目標。

2 土壤中有機碳的分解、累積和轉化

近年來最重要的進展之一是通過多點長期試驗對隨施肥進入土壤的有機物料在土壤中分解、累積和轉化過程的認識。而這一過程又可分為兩類過程討論。第一類是一次性施入一定量有機物質后，其在土壤中的分解過程。其二類是連續多年每年施入一定量有機物質后，其對土壤有機碳轉化產生的長期累加效應。

研究顯示，一次性施入一定量有機物質后，其在土壤中的分解速率可用以下指數函數定量描述[12]。

At= A0e-k t（1）

式中，t為時間；At為至t時間點土壤中剩余（未被分解）的有機物質量；A0為起始時間點施入土壤的有機物質量。

e=2.718，為自然常數；k為每單位時間的分解常數。

At為t時間點的有機物質分解率，表示在經歷t時后，土壤中殘留的有機物質量。At受時間進程、起始時間點投入的有機物質量A0和分解常數k的影響。k值越大，代表有機質的分解越快。k值通常需要通過田間試驗實測獲得，主要取決于進入農田的有機物質類型、土壤、氣候與及時間因素的影響。在中歐土壤、氣候條件下，作物收獲后地表和根系殘留物的k值通常為0.032，而秸稈的k值平均為0.021[9]。

利用上式，可計算一次性施入定量有機物質后，其在土壤中的分解速率。例如，當秸稈碳氮比值為86，k值為0.021，在秸稈施入土壤50周后，用公式（1）計算出的At值為35%（公式2）。這一算式表示，施入土壤中的秸稈在50周后，土壤中未分解的有機物質量尚有35%，而65%已被分解礦化。公式2中x為乘號。

At=100% e-0,021×50 Weeks= 35% （2）

在施用有機物質的第一年，分解速率較高，隨后進入緩慢降解階段。因而，描述施入土壤中有機物質的全分解過程，通常需要用兩個k值分別表達初期的快速分解和后期的緩慢分解階段。

一次性施入定量有機物質后，有機物質在土壤中的分解過程示于圖2下半幅中。在中歐氣候條件下，通過施用有機肥和秸稈還田進入農田的有機物質通常在第一年即有一半以上被礦化和分解。第一年未被腐解的有機物質將在第二年、第三年繼續被礦化、分解，如圖2下半幅圖中綠柱所示。隨年份延續，第一年投入的有機物質在隨后各年中的累積分解量如綠線所示，呈對數變化曲線。隨著時間延續，第一年投入的有機物質在幾十年后最終將完全分解，達到100%。與此對應，在第一年投入農田的有機物質在當年與及之后各年殘留在土壤中的有機碳量呈指數變化曲線，如紅線所示，在幾十年后，殘留量為0。

由于每年均有有機物質隨地表和根系殘留物及有機肥進入土壤，有機物質在土壤中分解、累積和轉化過程不是僅按公式1 進行，而是呈現一種連續多年每年施用有機物質后的累加效應。這種累加效應示于圖2的上半幅中。假定每年有機物質投入量相同，圖2中黑色折線的峰值表達每年施入有機物質后土壤中有機碳總量（包含土壤中原來的有機碳儲量和新投入的有機碳量），向下箭頭則指示在當年礦化分解后土壤中存留的有機碳量（礦化量為當年新施入土壤中有機碳的礦化量和之前土壤中存留有機碳礦化量的合計），只要每年投入的有機碳量大于當年的總礦化量，土壤有機碳含量將持續上升；直至每年的投入量與每年的礦化量相等，土壤有機碳含量將不再增加。此時，土壤有機碳含量達到平衡點。在中歐氣候條件下，達到平衡點的時間周期通常為20—30年。在特定條件下，達到平衡點的時間周期也可能超過100年[10-11]。這也意味著通過秸稈還田或施用有機肥等農作措施提高土壤有機碳含量，形成新的平衡，需要相對較長的時間周期，而僅靠在一年或幾年中土壤有機物質投入量的改變，將很難改變原有平衡。

從圖2還可看出，更高而持續的有機物質投入量將導致土壤有機碳含量的逐步提高，與此同時，每年有機物質分解量也會逐步增加，直至單位時間、單位面積投入量與分解量相等，形成新的平衡。

有機物質化學組成不同，在土壤中的分解速率差別很大。圖3匯總了用網袋試驗獲得的不同類別有機物質在土壤中的分解速率。可以看出，C/N比值低的綠肥，在經過機械粉碎和土壤翻耕后，12周內即有50%以上物料為土壤生物（動物、菌類和土壤微生物）作為食物和能源利用掉。而C/N比高、木質素含量高的木屑則比較難分解，最難分解的為泥炭。難分解的有機物質施入土壤后先是在土壤中累積，但在幾十年后仍會被逐漸分解。隨著有機物質的分解，以非有機結合態存在于有機物料中的鉀、鈉等礦質養分，首先被釋放。之后，具有一定穩定性的、以有機結合態形式存在于有機物料中的礦質養分，如氮、磷、硫及微量元素也將被分解和釋放。

3 有機物質的腐殖化與土壤團聚體

較早研究認為，土壤中有機物質在分解和腐殖化后產生的胡敏酸為化學結構復雜的長鏈物質，長鏈的胡敏酸類物質是形成土壤團粒結構的基礎物質（圖4-A）。實際上，至今仍未能獲得這一長鏈化合物存在于土壤中的直接證據[13-14]。新的相關研究則認為有機物質在經過分解和腐殖化后生成的物質主要為黃色或棕黑色的、多元化的、相對較小的短鏈化合物（圖4-B）。而短鏈化合物才是形成土壤團粒結構的基礎物質。這些短鏈化合物有多糖、多肽、脂肪族化合物和多環的木質素碎片等，這些短鏈物質通過陽離子與土壤礦物顆粒結合形成土壤團聚體。

圖2 每年投入等量有機物質后土壤中有機物質的累積、分解和轉化[4,9]

圖3 不同類別有機物質在土壤中分解所需時間[3]

A模式：土壤團聚體由長鏈的胡敏酸物質與土壤顆粒結合形成。B模式：土壤團聚體由腐殖化產生的多元化的短鏈物質構成，這些短鏈物質有多糖（黑色）、多肽（藍色）、脂肪族化合物（綠色）和多環的木質素碎片（褐色）。這些短鏈物質通過陽離子（紅色）與土壤礦物顆粒結合形成土壤團聚體

土壤有機碳降解后生成多元、短鏈化合物與土壤礦物顆粒結合形成土壤團聚體的過程亦稱為“生物構建”或“生物擾動作用”。與純物理過程（如冰凍作用）形成的土壤團聚體相比較，生物構建土壤團聚體的穩定性更強，團聚體彈性和松軟度也顯著更好，可有效防止土壤侵蝕和分散，提高土壤空隙度，改進土壤水分和養分儲存容量、土壤通氣性狀，這些功能均是構成土壤肥力最重要的因素。生物構建土壤團聚體的水分與養分儲存能力大大高于純黏土礦物。而土壤微生物分泌黏液（例如疏水脂肪酸）可進一步改進土壤團聚體的鏈接。由此，土壤微生物活性亦與土壤團聚體穩定性直接關聯。

生物構建土壤團聚體的主要特征是團聚體穩定性主要取決于土壤生物活動。受土壤中有機物質分解、腐殖化等不同過程影響，生物構建形成的土壤團聚體持續發生著聚合和崩解，而要保持高的土壤肥力，就需要有持續而豐富的營養性有機碳輸入，以維持較高水平的土壤生物活動。在土壤中有機物質（含土壤團聚體中有機物質）被不斷分解的同時，源源不斷形成新的、充足的前體物質，促進新的有機-無機團聚體生成，維持土壤中總有機-無機團聚體的穩定度。這也是土壤肥力受土壤生物性狀影響的主要原因。從這一角度，土壤肥力保育類似于對生命過程的保育，需要根據其周期性變化特征，對土壤生物活動進行持續、穩定和不間斷地照料。

筆者在豆科綠肥地表覆蓋試驗中觀測到，在綠肥鮮物重產量達60 t·hm-2條件下，將綠肥收獲物粉碎和覆蓋地表后，地表覆蓋物厚度可達6 cm，僅在覆蓋后幾周內，蚯蚓即可以將地表覆蓋物料全部拖入土壤中，供應土壤微生物食用，以便獲得微生物代謝產物作為自己所喜愛的食料。這也從側面證實，土壤中生物活動是使土壤有機-無機團聚體維持在較高水平，創建肥沃土壤的基礎。

4 有機物質供應水平對農田土壤肥力的影響

對數以百計的長期定位試驗分析結果顯示，土壤有機物質供應水平的改進對提高土壤肥力具多方面作用[9,15]。在中歐氣候和農業生產條件下，通過增施營養性有機碳，將農田土壤有機質供應水平提高1—2個等級（從“缺乏、十分缺乏”提高至“平衡”）之后，土壤物理、化學和生物性狀的相對變化示于表1。結果顯示，農田有機物質供應水平從“缺乏、十分缺乏”提高至“平衡”等級后，土壤容重、孔隙度和團聚體穩定性明顯改進，而這些土壤物理性狀的改進又直接影響到土壤水分承載力、土壤抗侵蝕性能、土壤入滲水量、土壤田間持水量和陽離子代換量的提升。

農田有機物質投入量的提高還直接增加了土壤氮、磷、硫和微量元素含量。有機物質供應水平的逐步提升，激活了土壤生物，使微生物生物量和蚯蚓密度顯著提升，并使得土壤中營養物質的礦化和釋放加強，提高了農田產量承載力。這對于不允許施用礦質氮肥的生態農業而言尤為重要。長期試驗顯示，隨土壤有機物質供應水平提高，土壤質量性狀的全面改進，作物產量平均增加為10%—33%，最大增加可達123%—127%。

表1還顯示，許多十分重要的土壤肥力性狀均與土壤有機物質供應水平直接或間接相關，這也是土壤有機質含量之所以成為考量土壤質量的超級重要指標的緣由。近年來，德國的土壤保護法、肥料法與及歐盟生態環境保護規范均將保持或改進土壤有機質供應水平納入其中[16-19]。

表1不僅列出了受土壤有機物質供應水平影響的各類土壤理化性狀，而且列出了這種影響的變化范圍和邊界。在目前中歐農業生產條件下，通過秸稈還田和施用有機肥，農田土壤有機質含量的相對提高將很難超過30%。這就是說，對于有機碳含量為100 g·kg-1（以有機碳量計）的農田土壤而言，僅通過秸稈還田和施用有機肥，土壤有機碳含量將很難從100 g·kg-1提升至130 g·kg-1以上。這亦表明土壤有機物質供應量的提升對土壤理化性狀的影響是有限的。

表1 土壤有機質供應等級從"低"提高至"平衡"等級后對土壤質量的影響[20-22]

5 影響土壤有機碳含量及變化的主要因素

通常意義而言，土壤有機碳含量是土壤有機碳投入與分解兩個過程多年平衡的表達，較高土壤有機質含量，代表較高肥力水平。實際上，受土壤所處地點氣候、土壤質地等條件影響，不同地區土壤有機質含量差別較大。例如，目前德國土壤有機質含量分為7個等級，最低一級的土壤有機質含量不到10 g·kg-1，而最高一級可達300 g·kg-1以上（表2）。而根據中國有機質含量圖（2017年版），占我國陸域面積29%的很低和低的土壤有機質含量（≤10 g·kg-1）主要分布于西北地區，有機質含量較高的土壤（＞25 g·kg-1）主要分布于我國東北和西南地區（表3）。

表2 德國土壤有機質含量（0—20 cm土層）分級[23]

表3 中國土壤有機質含量(0—30 cm土層)分級[24]

就自然土壤而言，造成不同類型土壤有機質含量差別的主要因素為氣候條件和成土過程。中國西北部地區，降水量低，土壤粗砂粒含量高，在這些地區廣泛分布的風砂土，其0—30 cm土層內有機質含量平均不到5 g·kg-1。而在德國，在遠離地下水的沖積性砂土上有機質含量也只有5 g·kg-1。有機質含量最高的是受地下水和層間水影響的土壤，在這類土壤上，由于缺氧，土壤中有機物質分解受阻，造成在沼澤地區形成的泥炭土有機質含量可超過700 g·kg-1。中歐和中國的土壤調查結果均顯示，在土壤剖面中，有機物質主要存在于0—100 cm土體之內。

5.1 土地利用方式的影響 在氣候等自然因素之外，對土壤有機碳含量變化影響最大的人為因素是土地利用方式變化。研究顯示，不同土地利用方式下，剖面上部土層中土壤有機質含量有顯著的區別。草地土壤有機質含量通常高于林地，而耕地土壤有機質含量最低（表4）。

表4 德國不同土地利用方式條件下的土壤有機質含量[25]

將林地和草地改為耕地后，土壤有機質含量通常可下降20%—80%。例如，通過土壤改良，在潮濕地區沼澤土上進行排水，將沼澤地改為耕地，土壤有機質含量將急劇下降。從碳減排目標考慮，這類措施在歐洲已不再推薦采用。實際上，對土地利用方式的確定往往已含有人們對當地氣候、地形和地勢因素的考慮。例如，在歐洲，雨量豐富、排水不暢的低洼土地通常用作草地，而不是耕地，以抵御間歇性淹水對農作物生長和耕作的影響。一般而言，土地利用變化為可逆過程。例如將草地或林地改為耕地后再變回為草地或林地，通過一個較長時期，可以重建原來土地利用形式下典型的土壤有機質含量。在每一次土地利用方式發生變化后，土壤有機質含量均會發生極大變化（增加或減少），直至達到與新土地利用方式相匹配的土壤有機質含量平衡點，之后土壤有機質含量將不再變化。

5.2 耕地土壤上點位特征的影響 為闡明耕地土壤上影響土壤有機質含量和變化的主要因素，中歐地區曾在不同地點布置了多個長期試驗。對240個長期試驗的匯總分析結果顯示，在耕地土壤上，氣候、土壤質地類型和農作措施是對耕地土壤有機質含量影響最大的三類因素[25-28]。三類因素對有機質含量的影響范圍如下：

氣候條件：＞50%；

土壤質地類型：20%—30%；

農作措施：輪作類型、施肥和耕作5%—30%。

由于以上影響因素具有點位特定特征，這使得耕地土壤有機質含量也具有典型的點位特定特征。

對土壤有機碳含量與土壤礦物組成的相關分析顯示，土壤有機碳含量隨土壤黏粒含量的增加而增加（圖5）。

圖5 土壤黏粒組成對土壤有機碳含量的影響[5,29]

多數情況下，耕地土壤有機碳含量不僅取決于土壤質地類型、溫度、降水量、輪作等因素的單因素作用，也受多因素之間交互作用的影響。對德國194個長期試驗中1 479個處理的匯總分析結果顯示，氣候因素和土壤質地類型對土壤有機碳的影響具有明顯的交互作用。如圖6所示，當土壤黏粒含量處于25%—35%區間時，隨降水量增加，土壤有機碳含量下降；而在黏粒含量處于5%—15%區間時，隨著降水量增加，土壤有機碳含量增加。

5.3 種植作物的影響 種植制度也是一種可通過人為措施對土壤有機碳含量施加影響的重要因素。每年作物收獲后，農田地表和土壤中會遺留下殘存的作物秸稈和根系。這些遺留在農田土壤中的物質成為土壤生物所需要的營養性有機碳。作物收獲后遺留在農田地表的及根系殘留物量用EWR值表示。不同作物的EWR值差別較大（圖7）。

多年生豆科作物、套播的間作作物和越冬谷物達到一定產量后可遺留高量地表及根系殘留物，其EWR值較高。而籽粒豆科、普通間作作物和甜菜、馬鈴薯等塊根、塊莖作物收獲后只留下較少的地表及根系殘留物，EWR值較低。圖7所顯示各類作物EWR值的帶寬則表示在不同點位上，通過試驗獲取的各類作物EWR值的變化范圍。可以看出，多年生飼草的帶寬變化范圍大，表示在不同點位上這類作物的EWR值變異大。而塊根、塊莖作物的EWR值帶寬較窄。不同作物的地表及根系殘留物的碳氮比（C/N）差異較大。C/N比高的地表及根系殘留物，其分解與轉化較慢。例如油料作物的地表及根系殘留物，C/N比高，分解慢。而C/N比低的地表及根系殘留物，分解礦化快。例如綠肥翻入土壤后，較短時間內就被分解和礦化。

不同類型作物產生的地表及根系殘留物數量與質量不同，典型耕作、收獲等農作措施不同，造成土壤有機質生成能力不同。不同類型作物在其典型種植方式下的有機質生成能力可用有機質碳當量值（Heq）表達，用以度量不同作物的種植期、地表及根系殘留物量和耕作方式對土壤有機質的綜合影響。

圖6 土壤黏粒含量和降雨量對土壤有機碳含量的交互作用[26, 30]

圖7 不同類型作物收獲后產生的地表及根系殘留物量[3,5]

圖8顯示了不同作物的有機質碳當量值及變化范圍。可以看出，多年生飼草、籽粒豆科和套播間作作物產生的地表及根系殘留物量較高（圖7）；種植條件下，這類作物生成的有機質量顯著高于農田有機質分解量。具有正有機質碳當量值的作物可稱為土壤有機質增加型作物。谷物特別是玉米、馬鈴薯、甜菜在收獲后，農田遺留的地表及根系殘留物所產生的土壤有機質量不足以補充農田有機質的礦化分解量，有機質碳當量值為負值，這些作物則稱為有機質消耗型作物。冬季間作作物和普通間作作物也能補充農田土壤有機質的虧缺。

作物高產可產生較高的地表及根系殘留物，從而使農田獲得較高的有機質供應水平。對于根莖、塊根作物而言，收獲時高強度的土壤翻耕使土壤有機質分解強烈，從而導致土壤有機質存量的虧缺。與圖7相似，圖8中，每種作物有機質碳當量的帶寬反映了該作物在不同點位、不同產量條件下的變化范圍。這里，點位主要指氣候、土壤條件對作物有機質碳當量的影響。

各主要作物在圖7與圖8中的排序不一致還說明，作物的有機質碳當量不僅取決于作物產生的地表及根系殘留物量，也受殘留物碳氮比、翻耕、免耕等農作措施的影響。

* 作物收獲后秸稈、葉子、谷殼等運送出田Straw, leaves, hulls, etc. are transported out of field after harvesting

5.4 施用有機肥料的影響 除作物地表與根系殘留物之外，有機肥施用是農田土壤營養性有機碳輸入的主要來源。有機肥料包括畜禽糞便和秸稈還田。對于土壤有機質消耗型作物而言，補充土壤有機質虧缺的主要途徑是施用有機肥。各類有機肥料化學組成不同，施入農田后，分解行為差別很大。難分解的有機物料通常具有高C/N比，如泥炭、木材和針葉落葉分解最慢。中歐氣候條件下，施入土壤3年后還有40%—60%物質未被分解（圖3）。為減少農田水土流失地表覆蓋的秸稈分解速率要比翻入土壤中秸稈的分解晚20周（圖3）。在中歐農業生產條件下，有機肥或有機物料施入或翻耕入土壤3年后，70%以上均可被分解，其中C/N比較低的有機物料80%能被分解（圖3）。

不同有機物質施入農田后其有機質生成能力區別很大，這一量綱也可用有機質碳當量表達。圖9顯示了以干物重計不同有機肥或有機物料的有機質碳當量變化范圍。

有機物料（以干物重計）施入土壤后，其有機質生成能力排序如下：

堆肥＞漚糞＞沼渣＞鮮糞＞牛廄流質廄肥＞豬廄流質廄肥＞秸稈＞綠肥。

綠肥和還田秸稈的有機質碳當量值較低。圖9中，沼液和沼渣主要源于牛廄和豬廄流質廄肥發酵后殘渣。生物質能源發酵后產生的殘渣尚無參數，估計應位于牛廄流質廄肥、沼渣和污泥之間。

比較難分解和養分匱乏的有機物料，如用落葉等植物材料制作的堆肥和秸稈在土壤中養分釋放量較小，不易引起礦質氮的流失，特別適用于進行土壤腐殖質的構建，可將這些有機物料用于腐殖質缺乏的土壤類型上。在生產中，農民可比較不同類型有機肥和土壤調理劑的養分含量、有機質碳當量值、土壤改良性能和有害物質含量，并根據農場種植制度、生產條件、有機肥料價格與及施入農田是否需要長距離運送等因素選擇適合的有機肥種類。

6 結語

土壤有機碳對土壤肥力和環境具有重要意義，對土壤有機碳的研究一直是土壤與環境科學的熱點領域。近十余年間，隨著對土壤有機碳存在形式及其穩定性基礎研究的進展，隨著長期試驗對農田有機碳轉化機制的揭示，土壤有機碳研究范疇獲得以下新的重要進展。

（1）新的研究表明，當我們按照有機碳在土壤中的轉化特征進行分組，能更清晰闡明土壤有機碳在土壤肥力和環境質量中的功能。土壤有機碳可分為穩定性有機碳和營養性有機碳兩大類型。前者主要指封存于土壤黏粒中的有機碳，占土壤有機碳總量的50%—80%，穩定性有機碳與黏粒形成十分緊密結合，很難被微生物分解和礦化。后者主要為源于農田條件下每年以作物收獲后地表及根系殘留物和包括秸稈還田等有機肥施肥方式進入土壤的有機碳，占土壤有機碳總量的20%—50%，是土壤有機碳中易于轉化的、活躍的組分，也是形成土壤腐殖質的主要前體物質。對土壤肥力具有重要意義。

（2）土壤有機碳含量實際上反映了土壤中有機碳輸入與分解兩種過程的動態平衡。當每年的輸入量小于礦化量，將導致土壤有機碳含量和土壤肥力下降。當每年輸入的有機碳量大于礦化量，土壤有機碳含量持續上升；直至每年輸入量與礦化量相等，土壤有機碳含量不再增加，此時，土壤有機碳含量達到平衡點。在一般農業生產條件下，達到平衡點的時間周期通常為20—30年。

（3）在營養性有機碳投入量過高情況下，這一動態平衡系統也會導致入多出多，達到新的平衡點后每年會有高量土壤有機物質的礦化，從而引起農田土壤中礦質養分，特別是礦質氮的流失，進入水體及大氣環境中。為實現土壤培肥和環境保護雙重目標，營養性有機碳的投入量應以土壤有機碳的礦化流失不致產生環境風險為宜，此時土壤有機碳供應已達最佳水平，在達到最佳點之后每年通過有機肥和秸稈還田輸入農田的有機碳量應與土壤有機碳礦化量持平，維持一進一出基本平衡的原則。

（4）營養性有機碳在土壤生物作用下分解為各種短鏈化合物，再通過生物構建作用與土壤礦物顆粒形成土壤團聚體，并以此對多項土壤肥力性狀發揮積極作用。受土壤中腐殖化、有機碳分解等不同過程影響，土壤團聚體持續發生著聚合和崩解，只有持續而豐富的營養性有機碳輸入，才能維持土壤中總有機-無機團聚體的穩定度。由此，土壤肥力的保育類似于對生命過程的養育，需要根據其周期性變化特征，進行持續、穩定和不間斷地照料。

（5）土壤有機碳含量主要取決于氣候條件、土壤質地狀況及土地利用類型。在人為因素中，土地利用方式的變化對土壤有機碳含量的影響最大，而施肥、秸稈還田、耕作等農作措施對土壤有機碳含量的影響比較小。耕地土壤上，作物類型不同，其典型的耕作和收獲方式不同，收獲后存留地表和土壤中的殘留物數量和質量不同，有機質生成能力不同。據此，可將作物分為有機質增加型或消耗型兩種類型。對于有機質消耗性作物，需要在輪作制度中引入有機質增加型作物或增施有機肥，以保持土壤肥力。

7 展望

本文所述按照有機碳在土壤中轉化特征進行分組，并建立這一分組與土壤有機碳功能的關聯，為指導農田土壤有機碳、氮的管理提供了新的線索和科學依據。中歐長期試驗證實的，土壤有機碳含量反映了土壤有機碳輸入與分解過程的動態平衡、達到平衡點的時間周期較長、農田土壤有機碳管理目標是實現正零平衡等觀點，為理解土壤有機碳在土壤培肥中的作用、科學保育農田土壤提供了科學基礎，也為我國提供了可資借鑒的經驗。我國與中歐的土壤、氣候及農業生產條件差別較大，農田土壤有機碳轉化特征、達到平衡的時間周期、主要作物和輪作類型對土壤有機碳的消耗和增加特征、不同類別有機物料在土壤中轉化特征也將有較大差別。例如我國西北地區普遍干旱，土壤有機質分解緩慢，達到平衡的年限可能更長。而我國廣泛分布的水田和水旱輪作農田，其土壤有機碳轉化過程與非水田土壤也將有很大差別。要闡明這些類型農田土壤有機碳轉化特征，為指導農田土壤的有機碳、氮管理提供科學基礎和技術參數，還需要進一步深入研究。

[1] SCHMIDT W I M, TORN M, ABIVEN S, DITTMAR T, GUGGENBERGER G, JANSSENS I A, KLEBER M, KNABNER I K, LEHMANN J, MANNING D A C, NANNIPIER P, RASSET D, WEINERTO S, TRUMBORE S E. Persistence of soil organic matter as an ecosystem property., 2011, 478: 49-56.

[2] KOERSCHENS M. Der organische Kohlenstoff im Boden (corg) - Bedeutung, Bestimmung, Bewertung., 2010, 56: 375-392.

[3] KOLBE H, SCHLIEPHAKE W, MUELLER P.. Dresden, Germany: Landwirtschaft und Geologie, 2019: 1-89. (in Germany)

[3] Kolbe H, W Schliephake & P Mueller. Ernte- und Wurzelrückst?nde und N?hrstoffgehalte der Fruchtarten, N?hrstoffgehalte organischer Düngemittel sowie Abbauverhalten von organischen Materialien im Boden. In: Parameterdatens?tze von organischen Materialien., 2019: 1-89. (in Germany)

[4] SAUERBECK D.Stuttgart, Germany: Verlag W. Kohlhammer, 1985: 1-260. (in Germany)

[5] K?RSCHENS M & SCHULZ E. Die organische Bodensubstanz- Dynamik Reproduktion ?konomisch und ?kologisch begründete Richtwerte.1999(13): 1-46. (in Germany)

[6] HLUG.. Wiesbaden, Germany: Hessisches Landesamt für Umwelt und Geologie, 2008: 1-52. (in Germany)

[7] HERBST M.Jülich, Germany: Institut für Bio- und Geowissenschaften, 2010: 1-13. (in Germany)

[8] ANONYM.Düsseldorf, Germany: Ministerium für Klimaschutz, Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen, 2011: 1-27. (in Germany)

[9] KOLBE H, ZIMMER J.Dresden, Germany: Landwirtschaft und Geologie, 2015: 1-61. (in Germany)

[10] KOLBE H, SCHUSTER M.Dresden, Germany: S?chsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, 2011: 1-134. (in Germany)

[11] KOLBE H. Verfahren zur Absch?tzung von Humusreproduktion und N-Umsatz im ?kologischen und konventionellen Ackerbau in Humusreproduktion und N-Umsatz., 2013(1): 1-119. (in Germany)

[12] PAUL E A, CLARK F E.. San Diego, USA: Academic Press, 1996: 34-83.

[13] SIMPSON A J. Molecular structure and associations of humic substances in the terrestrial environment.2002, 89: 84-88.

[14] VERSTRAETE W, TOP E M. Soil clean-up: lessons to remember.1999, 43: 147-153.

[15] LTZ.. Karlsruhe, Germany: Landwirtschaftliches Technologiezentrum Augustenberg Baden-Württemberg, 2015: 1-93. (in Germany)

[16] Anonym.Germany: Bundesministeriums der Justiz und für Verbraucherschutz. 2017: 1-11. (in Germany)

[17] Anonym.Germany: Bundesministeriums der Justiz und für Verbraucherschutz, 2017: 1-46. (in Germany)

[18] Anonym.. Germany: Bundesministeriums der Justiz und für Verbraucherschutz, 2017: 1-11. (in Germany)

[19] Anonym.Brussels: Council of the European Union, 2007: 1-23. (in Germany)

[20] KOLBE H. Zusammenfuehrende Untersuchungen zur Genauigkeit und Anwendung von Methoden der Humusbilanzierung im konventionellen und ?kologischen Landbau Bilanzierungsmethoden und Versorgungsniveau für Humus., 2012(19): 1-85. (in Germany)

[21] KOLBE H.. Dresden, Germany: S?chsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, 2013: 1-47. (in Germany)

[22] KOLBE H.. Dresden, Germany: S?chsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, 2013: 1-101. (in Germany)

[23] ANONYM.. Hannover, Germany:Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe in Zusammenarbeit mit den Staatlichen Geologischen Diensten, 2005: 1-25. (in Germany)

[24] 全國土壤普查辦公室. 中國土壤圖有機質含量分布圖（1:400萬比例尺）. 西安: 西安地圖出版社, 1996. National Soil Survey Office.. Xi'an: Xi'an Map Publishing House, 1996. (in Chinese)

[25] DUEWEL O, UTERMANN J.Cottbus, Germany: Brandenburgische Technische Universit?t, 2008: 129-136. (in Germany)

[26] KOLBE H. Auswirkungen differenzierter Land- und Bodenbewirtschaftung auf den C- und N-Haushalt der B?den unter Berücksichtigung konkreter Szenarien der prognostizierten Klima?nderung im Freistaat Sachen.,, 2009 (23): 1-143. (in Germany)

[27] LBGR.Cottbus, Germany: Landesamt für Bergbau, Geologie und Rohstoffe des Landes Brandenburg, 2015. (in Germany)

[28] CAPRIEL P. Standorttypische Humusgehalte von Ackerb?den in Bayern.2010(5): 1-23. (in Germany)

[29] ROGASIK J.. Braunschweig, Germany: Institut für Pflanzenern?hrung und Bodenkunde FAL, 2005: 1-31. (in Germany)

[30] KOLBE H. N?hrstoff- und Humusversorgung. In: Gute fachliche Praxis - Bodenfruchtbarkeit. Bundesministerium für Ern?hrung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz., 2016(4): 50-58. (in Germany)

[31] VDLUFA.Darmstadt, Germany: VDLUFA- Standpunkt, 2004: 1-13. (in Germany)

[32] VDLUFA.Darmstadt, Germany: VDLUFA- Standpunk, 2014: 1-11. (in Germany)

[33] KOLBE H. Site-adjusted organic matter-balance method for use in arable farming systems.2010, 173: 678-691.

Research Progress of SOC Functions and Transformation Mechanisms

ZHANG WeiLi1, KOLBE H2, ZHANG RenLian1

(1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China;2S?chsische Landesanstalt für Landwirtschaft, Waldheimer Stra?e 219, D-01683 Nossen, Germany)

Up to end of last century, studies on SOC were mainly concentrated in identifying chemical structures of different organic materials in soil, such as structural characteristics of humic or fulvic acids and their related functions for soil quality. In recent years, focus on SOC has been laid on SOC transformation characteristics in soil, trying to establish the relationship between SOC functions and the grouping according to SOC transformation characteristics. According to the transformation properties, SOC can be divided into two groups, including the stable SOC and the active SOC. The first one refers mainly to the SOC closely combined with clay or fine silt and it is difficult to be decomposed and mineralized by soil microorganisms. Stable SOC belongs to passive and inert SOC pool in soil. The second one refers to SOC, which mainly consists of crop residues and roots after harvesting, crop straws returned to farmland and organic manures applied. The active SOC belongs to nutritive and labile SOC pool in soil. This part of SOC is of great importance to soil fertility. SOC concentration is actually the expression of dynamic equilibrium of two processes. One is the input of organic materials to soil and the other one is the decomposition and mineralization of SOC. When the amount of organic material input is less than the mineralized amount, the SOC concentration and soil fertility will decrease. When the annual input of organic carbon is greater than the annual mineralization amount, the SOC concentration will keep rising until the annual input is equal to the annual mineralized amount. At this moment, SOC concentration will no longer increase and reaches the equilibrium point. Under normal agricultural production conditions, the duration for reaching equilibrium point needs 20 to 30 years. If the active SOC input is in very high level, the dynamic equilibrium system will also lead to a high amount of SOC mineralization annually. In such case, it might lead to a loss of mineral nutrients from soil into water and atmospheric environments, especially mineral nitrogen loss. For the purposes of soil fertility improvement and environmental protection, the active SOC input for farmland should be controlled to the level equal to the annual SOC mineralization amount, sustaining the so-called balance with positive zero. New research shows that the active SOC, after entering soil, is decomposed into a series of short-chain chemical compounds by soil organisms. These short-chain chemical compounds combine with soil mineral particles and form soil organic-mineral aggregates through bioturbation. A lot of soil fertility properties are positively affected by formation of these aggregates. Influenced by humification, decomposition and other processes of SOC, aggregation and disaggregation in soil occur simultaneously and consistently. In order to maintain stability of the total aggregates in soil and to increase soil fertility, sustained and abundant active SOC should be inputted to soil. Variation of SOC concentration depends mainly on climate, soil texture and land use forms. Among the artificial influences, land use form changing has the greatest impact on SOC concentration. In comparison, farming managements, such as fertilization, straw returning, tillage and crop rotation, have much less impacts on SOC concentration. In arable land, crops with different growth periods, tillage and harvesting managements will produce different amounts of above ground residues and root residues after harvesting. Depending on residue quantity and quality, different crops are of different capacity for SOC reproduction. According to the differentiated SOC reproduction capacities, field crops can be divided into two types: SOC increasing crops and SOC consuming crops. For farmland with SOC consuming crops, it is very important to introduce SOC increasing crops in rotation or to apply organic manure or organic materials to field, in order to sustain soil fertility.

SOC; active SOC; soil fertility; SOC transformation mechanisms; crop rotation

10.3864/j.issn.0578-1752.2020.02.007

2019-06-03；

2019-09-02

科技部科技基礎性工作專項（2006FY120200、2012FY112100）

張維理，Tel：010-82106217；E-mail：zhangweili@caas.cn

（責任編輯 李云霞）