鄉村小流域不同土壤景觀表土有機質團聚體分布與分子組成變化

劉 純，趙 正，劉曉雨，龍國剛，陳碩桐，林清美，陳敬龍，包旭華，卞榮軍，鄭聚鋒，李戀卿，潘根興*

（1 南京農業大學農業資源與生態環境研究所，江蘇南京 210095；2 南京農業大學資源環境科學學院土壤學系，江蘇南京210095；3 江蘇省南京市溧水區晶橋鎮農業技術推廣站，江蘇南京 211224）

土壤有機質(SOM)是地球最大的陸地碳庫，是全球碳循環的重要組成部分[1]。全球1 m深土壤中有機碳儲量約為1550 Pg，分別是大氣和陸地植被碳庫的2和3倍[2]。土壤有機質通過保持和緩沖土壤養分和水分，保障微生物生長及其多樣性[3-4]，在維持土壤肥力和作物生產力等生態系統功能中發揮著關鍵作用。土壤有機質積累及其組分結構隨土地利用和人為管理的變化可能影響土壤質量和生態系統功能的小尺度空間變異。

關于土壤有機質的本質認識是近20多年來土壤學發展的重要領域[5]。一方面，土壤有機質被認為是一系列來源、結構和組成不同的生物源有機化合物的集合體，其在土壤中表現出不同的化學穩定性[6]；另一方面，土壤有機質是與土壤礦物質特別是土壤團聚體呈不同的結合和保護狀態的連續分布體系，其在土壤中的積累和穩定受土壤過程和生態系統過程所控制[7-8]。實際上，土壤有機質是來源于植物組織的不同程度降解產物和微生物的殘體或代謝產物在土壤中的持留[5,7]，前者多保存于微團聚體和宏團聚體中，而后者多緊密結合于微團聚體和粉黏粒中。近年來發展的連續提取—GC/MS鑒定法可以用來探析陸地生態系統中土壤有機質的生命來源與降解程度[9-12]。例如，脂類和木質素衍生的酚類是土壤有機質常見組分，其相對豐度可以指示有機質的來源和降解程度[13-15]。而非破壞性土壤結構和水穩性團聚體的分離及配合探針的有機質原位鑒定可以用來揭示有機組分的土壤結合和保護特征[8]。因此，土壤有機質的形態(水溶性有機質、顆粒態有機質等)、團聚體分布(輕組有機質和重組有機質等)及脂類和木質素等生物標志物豐度的分析，可以探討土壤有機質的動態變化[16]。例如，東北黑土區從草地、農田和裸地土壤有機質含量的差異反映在顆粒態有機質和宏團聚體分數的差異。農田恢復為林地和草地后，有機質含量的快速恢復與殘體生物量輸入密切相關[17]。由于土地利用和人為活動的影響，土壤有機質在量和形態上變化的同時，基于生物標志物的土壤有機碳分子組成和基于團聚體分組的有機質保護狀態可能改變。分析一定區域內土壤有機質含量、團聚體分布和化學組成變化，可以反映土地利用和人為管理對土壤有機質的改變。

土壤景觀是長期尺度的地貌形成與相對短期尺度的人為土地利用構成的地表系統，是地理景觀與生態系統相互作用的地表形態[18-19]，其形成、分布、性質及分類屬于土壤地理學(或者地理土壤學，pedology)的主要研究范疇[20]。了解和模擬生態系統過程及功能的土壤景觀小尺度空間變化是當前面向全球變化和可持續發展管理的核心科學問題。作為地理學、生態學和地貌學與土壤學的交叉研究，研究土壤景觀生態行為，特別是聯系植被覆蓋和土壤侵蝕的土壤景觀模擬研究在最近20年來得到長足發展。這些研究中，除了表土厚度、土壤質地和水分外，土壤有機碳積累和儲存的分異一直是小流域內土壤景觀分異及模擬的核心內容[18-19,21-22]。有關土壤景觀有機質變化的研究尚未深入關注與土壤有機質儲存有關的化學組成及其團聚體分布的空間變異。從幾萬m2到數千萬m2的丘陵小流域土壤和生態系統性質的空間差異往往被認為是土壤空間異質性(變異性)，而實際是植被覆蓋的多樣性本質。了解土壤有機質的土壤景觀分異對于丘陵地區鄉村多樣性農業產業布局和鄉村生態環境可持續發展具有重要意義。

本研究選取江蘇省南京市溧水區某行政村小流域內4種土壤景觀，采集非破壞表土樣品分析土壤有機碳含量及其團聚體分布，進而采用連續提取法提取土壤有機分子，分析生物質標志物分子組成和豐度差異，探討地理景觀基礎上人為土地利用影響下土壤有機碳的量與團聚體分配及化學結構變化的關系，為闡明鄉村地區耕作利用方式下農田土壤有機質變化動態提供新視角。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于江蘇省南京市溧水區晶橋鎮芝山行政村村域范圍，屬于寧鎮揚(南京、鎮江、揚州的簡稱)山地丘陵區，海拔220 m以上的芳山為境內最高峰(圖1)，母巖主要為砂巖、泥巖，局部有石灰巖。依山勢西南山麓依次表現丘陵緩坡和坡地間谷地。該地區秦漢以來就有人類棲居，目前芳山山地為森林保護區，仍保留有亞熱帶常綠混交林，山麓坡地除保留集體林地外，多開墾為果樹蔬菜園地或玉米、雜糧旱地，土壤類型為黃棕壤，而谷地長期耕墾為稻田，多為潴育型水稻土，土壤深厚。形成了山地森林土壤景觀、坡地園地-耕地土壤景觀和谷地稻田土壤景觀，在村域小流域內鑲嵌分布。該區域屬亞熱帶季風氣候，年平均氣溫16.4℃，年平均降雨量1147.0 mm，每年6月下旬到7月上旬為梅雨季節，年平均日照1969.0 h，無霜期224天。

1.2 土樣采集與處理

于2020年11月進行采樣。分別在芳山西坡山地、芳山西南山麓緩坡地和西麓谷地選擇林地景觀、園地景觀、旱地景觀和稻田景觀樣地，每個土壤景觀類型設3個重復樣地(林地的樣地間距在100 m以上，農地采用鄰近的不同田塊)。采樣前，通過訪問農民確定土壤沒有經受過沖刷、填埋或平整。采樣時，去除地面凋落物，采用土芯采樣器采集0—20 cm表土，每個樣地梅花形隨機五點采樣形成一個混合樣品，混合均勻后密封于容積為1 L的不銹鋼樣品罐中。樣品當天帶回實驗室，四分法分為3份，一份過2 mm篩后-20℃保存用于土壤微生物分析，一份-4℃冷藏用于團聚體分離，一份經自然風干后磨碎過篩用于理化性質分析和土壤有機質分析。采樣點的基本信息見表1。

表1 芳山小流域采樣點分布Table 1 Locations of the sampling sites within the Fangshan watershed

1.3 分析方法

1.3.1 土壤基本理化性質 土壤樣品處理和基本理化性質分析依照魯如坤[23]的方法進行。土壤容重(BD)和含水量采用不銹鋼環刀法野外采樣測定；土壤pH采用pH計測定(水土比2.5∶1)；土壤可溶性有機碳(DOC)采用Jena碳氮分析儀測定(水土比為5∶1)；土壤有機碳采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測定；土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸—K2SO4提取法測定；土壤全氮采用凱氏定氮法測定；土壤有效磷采用0.03 mol/L NH4F-0.025 mol/L HCl法提取和鉬銻抗比色法測定。水穩性團聚體分離采用Cambardella等[24]提出并經過Six等[25]改進的濕篩法，依次分離得到如下團聚體粒徑組：宏團聚體(MAC,macroaggregate, 2000～250 μm)、微團聚體 (MIC,microaggregate, 250～53 μm)和粉黏粒 (S-C, silt &clay, <53 μm)。

1.3.2 有機質連續提取 依照Otto等[10]的方法，土壤樣品依次進行總溶劑(TSE)提取，堿水解(BHY)提取和氧化銅氧化(CUO)提取，分別主要得到游離脂、結合態脂和木質素酚，采用氣相色譜-質譜聯用儀(GC-MS)測定生物標志物有機分子豐度。具體方法和步驟如下：

游離態脂類提取：取3 g過0.15 mm篩的土壤樣品，超聲-超純水處理，去除極性分子；依次用甲醇溶液，二氯甲烷/甲醇混合液(1∶1, v/v)和二氯甲烷溶液超聲提取并離心，合并3次提取的溶液，氮吹后的剩余物質即為游離態脂類。

結合態脂類提取：上步提取后殘余樣品(約3 g)置入濃度為1 mol/L的甲醇化KOH溶液中，循環加熱回流反應3 h。待冷卻后離心并收集上清液，加入稀鹽酸將上清液pH調為1.0，旋蒸去除溶液中有機溶劑。加入乙酸乙酯和超純水萃取，將乙酸乙酯相轉移至玻璃管中，氮吹后容器底部殘留微黃色粉末即為結合態脂類。

木質素酚類提取：堿水解提取后土樣轉置于圓底燒瓶，加入1 g氧化銅和100 mg六水合硫酸亞鐵銨及15 mL NaOH。氮氣封閉條件下加熱反應3 h。自然冷卻后離心并收集上清液。稀鹽酸調整提取液pH為1.0，室溫下黑箱條件靜置1 h (防止肉桂基分解)。加入乙酸乙酯萃取，氮吹后容器底部殘留物即為木質素酚類。

1.3.3 提取物的衍生化 采用1 mL二氯甲烷：使用甲醇(1∶1, v/v)對產物復溶，并通過0.22 μm有機濾膜進行過濾。將溶液轉移到1.5 mL GC小瓶中，分別加入內標溶液。每種混合溶液在溶劑蒸發系統(Genevac?EZ-2 plus)中去除有機溶劑，與100 μL N,O-雙(三甲基硅)三氟乙酰胺(BSTFA)和吡啶(體積比9∶1)在70°C下反應3 h，得到三甲基硅基(TMS)衍生物。冷卻后，加900 μL正己烷(HPLC)稀釋至1 mL后GC/MS檢測。

1.3.4 GC-MS分析條件 衍生化的提取物在氣相色譜儀(GC, Agilent 7890B, USA)耦合單四極桿質譜(MSD, Agilent 5977B, USA)進行分析。分析條件為：初始溫度65℃ 保持2 min，增溫梯度6℃/min增溫到290℃，保持20 min。使用Agilent G4513A 自動進樣器，進樣量為1 μL，分流比為1∶10。載氣為氦氣，電離源為70eV的EI源，掃描范圍為50～650 Da。將所得質譜圖與 Agilent Masshunter NIST 17.0 數據庫進行匹配，鑒定生物標志物有機分子，根據峰高計算該分子豐度，并采用樣品有機質含量換算其相對豐度，其單位表示為 mg/g, SOC。

1.4 數據處理

土壤團聚體平均重量直徑(mean weight diameter,MWD)使用下式計算：

有機碳的團聚體分配(g/kg)=團聚體中有機碳含量(g/kg)×團聚體的質量分數(%) (2)

連續提取—GC/MS分析得到的生物標志物分子檢測結果表示為相對豐度(mg/g, SOC)，并依據Shannon多樣性指數法計算土壤有機質分子多樣性：

式中，Mi為分子i在分子總豐度中的分數。

數據均以3個重復樣品的平均值±標準差表示。數據處理采用Excel 2019和IBM SPSS Statistics 20.0軟件。繪圖采用Origin 2021。采用單因素方差分析(One way ANOVA)和Duncan檢驗來檢驗景觀間差異，P<0.05為顯著。

2 結果與分析

2.1 土壤理化性狀

表2表明，旱地和園地的土壤容重(1.5 g/cm3左右)大于林地和稻田(1.3 g/cm3左右)。山地和坡地為黃棕壤，pH均低于5.0，屬于酸性土。稻田因長期水耕熟化，pH提高到5.7。土壤礦質顆粒組成從自然林地到園地、旱地和稻田，砂粒含量降低而粉砂含量提高，黏粒含量也有增高，稻田增加幅度最小。相應地，林地土壤質地為沙壤土，園地和旱地為粘壤土，而稻田則為壤土。土壤陽離子交換量以林地最高，為9.92 cmol/kg，園地(6.09 cmol/kg)和旱地(6.62 cmol/kg)顯著降低，而稻田 (8.00 cmol/kg)的降低幅度未達顯著水平。林地表土的有效磷含量低于10 mg/kg，而由于施肥，園地、旱地和稻田的有效磷含量高達78 mg/kg以上。不同景觀土壤團聚體的平均重量直徑差異顯著，說明不同景觀土壤團聚體的穩定性明顯不同，其中林地最高，顯著高于園地和旱地，后二者又顯著高于稻田。

表2 供試小流域不同土壤景觀表土(0—20 cm)基本理化性質Table 2 Basic physiochemical properties of topsoil under different landscapes in the watershed

2.2 土壤有機碳含量及形態

不同景觀表層土壤總有機碳含量、溶解性有機碳含量及微生物量碳含量均存在較大差異(表3)。與林地相比，園地、旱地和稻田表土本體有機碳含量分別降低70%、57%和51%。土壤全氮含量林地也顯著高于其他3個土壤景觀，而其他3個土壤景觀全氮含量沒有顯著差異。溶解性有機碳含量和微生物量碳含量林地和稻田接近，均高于園地和旱地。以MBC/SOC計算土壤微生物熵，林地中為1.8%，低于園地(2.7%)、旱地(2.1%)及稻田(3.1%)。

2.3 土壤有機碳的團聚體分布

圖2顯示不同景觀下土壤中三個水穩性團聚體粒徑組的比例(質量百分數)。林地中的宏團聚體和微團聚體比例分別為38%和35%，略高于非團聚性的粉黏粒(27%)。與林地相比，園地中的宏團聚體和微團聚體比例分別降低了19和10個百分點，旱地中分別降低了17和15個百分點。與自然狀態的林地相比，三種農業景觀的土壤結構發生了巨大的變化。土壤團聚體的平均重量直徑在林地為486.88 μm，園地和旱地分別為271.96和285.61 μm，稻田最低 (僅 152.34 μm)。

圖2 不同土壤景觀表土水穩性團聚體粒徑組質量分數Fig. 2 Mass proportion of size fractions of water-stable aggregates of topsoil under different landscapes

圖3顯示，不同土壤景觀下不同粒徑水穩性團聚體有機碳含量及有機碳分配情況。以團聚體粒徑組質量分數及團聚體粒徑組有機碳含量而計算出的有機碳團聚體分配，它可以直觀的指明宏團聚體、微團聚體、粉黏粒組分對于土壤總有機碳的貢獻。首先，有機碳含量總體為宏團聚體高于微團聚體和粉黏粒，僅林地中有機碳含量的團聚體間差異不明顯。不同景觀間，與林地相比，園地、旱地及稻田宏團聚體結合有機碳含量分別降低了85%、81%和71%，微團聚體結合有機碳分別降低了74%、79%和67%，粉黏粒結合有機碳分別降低了48%、18%和3%。其中，宏團聚體和微團聚體的有機碳含量的變化趨勢與土壤總有機碳的變化趨勢吻合；而粉黏粒有機碳含量在林地顯著高于園地、旱地和稻田中，但后三者間無顯著差異。其次，就有機碳的團聚體分配來說，林地中宏團聚體占有40%，微團聚體占33%和粉黏粒占27%。相比之下，林地中宏團聚體、微團聚體及粉黏粒組間分配相對均衡，園地、旱地和稻田中有機碳傾向于粉黏粒（圖3右）。園地、旱地和稻田三種農業景觀土壤中，宏團聚體有機碳占比分別為23%、27%和18%，微團聚體有機碳占比分別為23%、20%和24%，而粉黏粒有機碳占比分別為54%、53%和58%。與林地相比，微團聚體和宏團聚體結合態有機碳（近似于土壤顆粒態有機碳）減少的幅度在園地、旱地及稻田中分別達到84%、73%和74%。計算團聚體結合態有機碳占土壤有機碳總量的質量分數，林地為73%，有機碳以團聚體結合態為主；而園地、旱地和稻田中分別降低到46%、47%和42%，低于未團聚粉黏粒有機碳（為礦物緊密結合態有機碳）所占的質量分數，在園地、旱地和稻田土壤中有機碳以粉黏粒礦物緊密結合態為主。在本研究中，表土有機碳總量與黏粒和粉粒含量沒有顯著的相關性，但與團聚體結合態有機碳含量呈顯著(P<0.05)的線性關系，與DOC/MBC值有顯著(P<0.05)的負相關關系(圖4)，提示團聚體分配和微生物活動是控制土壤有機碳水平的主導因素。

圖3 供試不同土壤景觀下表土水穩性團聚體粒徑組有機碳含量(左)及其有機碳分配(右)Fig. 3 Organic carbon content (left) and the occupation (right) of water-stable soil aggregate size fractions of topsoil under different landscapes

圖4 表土總有機碳含量與團聚體結合態有機碳(左)和可溶性有機碳(DOC)與微生物量碳(MBC)比值(右)的關系Fig. 4 Correlation of soil organic C with aggregate-associated C (Left) and the ratio of dissolved organic C/microbial biomass C (DOC/MBC) (Right) under different soil landscapes

2.4 可提取態有機質的豐度及其分子多樣性

經3級連續提取得到的不同有機質組分中生物標志物分子數目、總豐度及多樣性結果列于表4。所提取有機質的生物標志物分子的相對豐度均在15 mg/g SOC以下，基本上以結合態脂類豐度高于木質素酚類，木質素酚類豐度又高于游離態脂類豐度。生物標志物分子多樣性除了林地游離態脂類豐度較高外，與分子豐度表現出類似的規律。另外，總分子豐度與分子多樣性間存在一定的相關關系(圖5)。

圖5 提取有機質組分中生物標志物分子豐度與分子多樣性的關系Fig. 5 Shannon index of diversity in relation to abundance of biomarker molecules of soil organic matter extractions

表4 供試不同土壤景觀表土提取態有機質生物標志物分子豐度及分子多樣性指數(H')Table 4 Biomarker abundance and Shannon index of extracted topsoil soil organic matter (SOM) in different soil landscapes

游離態脂類、結合態脂類和木質素酚類的生物標志物分子總豐度均表現為林地>稻田>旱地>園地。與林地相比，園地、旱地和稻田的游離態脂類相對豐度分別降低了63%、67%和55%，結合態脂類豐度分別降低了38%、68%和16%，木質素酚類豐度分別降低了27%、43%和3%。游離態脂類和結合態脂類的總豐度和全部分子的多樣性均與土壤有機碳含量存在顯著(P<0.05)的正相關關系(圖6)。不過，稻田和旱地木質素酚類分子多樣性指數顯著高于林地和園地。

圖6 表土提取態脂類分子總豐度(左)和總分子多樣性(右)與土壤有機碳含量的關系Fig. 6 Total abundance of lipids (left) and Shannon index of total molecules (right) correlated to organic carbon content

2.5 提取態有機質分子組成

游離脂肪酸是主要的脂類分子(圖7)，林地中其豐度達1.14 mg/g SOC，而稻田為0.3 mg/g SOC，園地和旱地僅為0.1 mg/g SOC，遠低于林地。游離脂肪酸碳鏈以C14～C18為主，以C16脂肪酸豐度最高，且偶數碳鏈脂肪酸豐度高于奇數碳鏈(圖8A)。林地的游離脂類分子中，不僅檢出了萜類，還檢出碳鏈長度在C18～C30的多個烷醇分子，而園地和旱地僅檢出C18烷醇，稻田中僅檢出碳鏈短于C22的烷醇(圖7)。這些也進一步證實了林地相較于園地、旱地和稻田的較高的游離態脂類分子多樣性。游離態脂類中烷烴組分在園地和旱地明顯富集，占游離態脂類的65%以上。所有檢測出的烷烴均集中在C20～C27碳鏈，且C22碳鏈的分子豐度最高(圖8B)。

圖7 不同土壤景觀表土游離態脂類主要生物標志物分子豐度Fig. 7 Abundance of major components of biomarkers in free lipids under different landscapes

圖8 不同土壤景觀表土游離態脂類中脂肪酸(A)和烷烴(B)組分的豐度Fig. 8 Fatty acids (A) and alkanes (B) fraction in total solvent extraction components under different landscapes

圖9顯示堿水解提取的結合態脂類生物標志物分子豐度分布，其中主要包括羥基酸、烷酸及苯甲酸，也檢出了豐度較低的烷醇和二羧酸。烷酸系列包括正構烷酸和支鏈烷酸，其豐度在2.0～6.2 mg/g SOC。正構烷酸由C9～C26的飽和及非不飽和同系物組成。與上述游離脂肪酸相比，偶數鏈烷酸含量均高于奇數鏈烷酸。支鏈烷烴酸主要分布在C13～C19，且豐度較低。羥基酸中特定生物標志物分子可代表植物軟木脂及角質，其豐度在林地高達9.3 mg/g SOC，在園地和稻田在2.5～3.0 mg/g SOC，旱地降低至1.1 mg/g SOC。根據Otto和Simpson[10]定義的參數計算來源于軟木脂和角質的脂類豐度，稻田中軟木脂及角質等生物標志物豐度明顯高于林地、園地和旱地等土壤景觀中。

圖9 不同土壤景觀表土堿水解有機質中結合態脂類的豐度Fig. 9 Abundance of bound lipids in base hydrolyzed soil organic matter of topsoil under different landscapes

如表5所示，堿提取有機質中長鏈烷酸(>C20)與短鏈烷酸(

表5 不同土壤景觀表土有機質中不同來源與降解的結合態脂解析Table 5 Sources and degradation indices of bound lipids of topsoil organic matter under different landscapes

氧化銅氧化提取得到有機質中苯甲酸及木質素衍生酚，檢出的木質素單體包括香蘭基(V)、丁香基(S)和肉桂基(C)等酚類組分(表6)。稻田木質素單體總豐度達4.88 mg/g SOC，顯著高于林地(3.71 mg/g SOC)、園地(2.48 mg/g SOC)和旱地(2.63 mg/g SOC)。這主要由于稻田中丁香基和肉桂基單體豐度的顯著增加。木質素單體的S/V值在0.31～1.03，C/V值在0.23～0.87，兩者在不同景觀間的變化趨勢大致相同。木質素酚的比值(S/V和C/V)可以指示陸地植被對土壤有機質的相對貢獻，而C/V用來區分木本和非木本的輸入，S/V用來區分裸子植物和被子植物的輸入。如圖10所示，稻田和旱地中木質素可以代表作物來源(圖中指示為被子植物落葉或草本植物)，而林地和園地木質素來源較復雜多樣。與前述所有分子豐度的趨勢不同，(Ad/Al)V、3,5-DHBA/V、P/(V+S)等比值指示的木質素降解程度，稻田明顯低于林地、園地和旱地，顯示稻田中木質素降解程度較低，可能是稻田淹水環境木質素難以分解而相對持留。

圖10 不同土壤景觀表土有機質中木質素酚的植被來源Fig. 10 Vegetation source indicators of lignin phenols of topsoil soil organic matter under different landscapes

表6 不同土壤景觀表土有機質中氧化銅氧化提取的木質素衍生酚類的豐度(mg/g, SOC)Table 6 Abundance of lignin-derived phenols in CUO extraction of topsoil organic matter in different soil landscapes

3 討論

3.1 不同土壤景觀下表土有機質變化的數量與庫關系

表土有機質是植被來源有機質在土壤中分解持留而形成，當然在農業利用下還可能受到人為有機輸入的影響。從土壤形成角度，有機質在土壤中的持留是礦物質與微生物相互作用的結果，這種相互作用以土壤團聚體的形成和更新為媒介[7-8]。在所研究的村域小流域范圍內，表土有機碳無論是含量還是形態在不同土壤景觀間存在較大變異。與保護的林地相比，因人類耕墾和農業生產管理，小流域內坡地和谷地農田中有機碳總量降低。許多研究報道了自然土壤農業開墾利用后土壤有機碳庫的強烈損耗[26-27]。本研究中，伴隨著有機碳總量的減少，土壤宏團聚體質量分數下降，團聚體結合態有機碳下降的幅度在園地、旱地和稻田中分別達到84%、73%及74%。也就是說有機碳的損失主要表現為團聚體間結合態有機碳的釋放(圖3)，導致土壤脫團聚化(團聚體穩定性大幅度下降，表2)。這一方面代表了土壤碳釋放的“解鎖”(unlock)而加劇氣候變化[28]；另一方面，依附于地理景觀，短期的土地利用激活了土壤微生物的分解，在有機碳大量損耗(在園地和旱地中比林地減少了一半以上)的同時，土壤微生物碳利用策略改變[29]，有機碳分解能力提高(DOC/MBC比值升高(圖3)。土壤微生物生物量代表土壤有機碳中最活躍碳庫，與土壤碳氮循環密切相關[30]。土壤微生物商的差異表現出微生物對碳資源競爭的適應。本研究表明，在丘陵山區村域內的小流域中，盡管土壤質地偏沙性，但林地有機質碳含量高達33.99 g/kg，宏團聚體-微團聚體-粉黏粒組成均衡(表3和圖2)，所以植被保護的林地土壤有機質-團聚體-微生物關系較為協調穩定。反之，山坡地土壤景觀因長期耕墾和農業生產管理，土壤中細顆粒比林地增加，土壤團聚體結構退化，微生物生境條件惡化，土壤有機質失去保護而被微生物強烈分解損失，低有機質含量與低團聚體穩定性(平均重量直徑)和高的微生物分解能力(DOC/MBC值)代表了失穩的土壤有機質-團聚體-微生物活性關系[30]。既然土壤有機碳強烈損耗是土壤健康變化的主要啟動子[31]，恢復和增加土壤有機質含量，并促進土壤團聚化是恢復和提高本研究區土壤健康的首要途徑。不過，稻田是主要受水分影響下長期水耕培育而成的人為土壤景觀，其有機質含量高于園地14%，高于旱地44%，雖然稻田團聚體平均重量直徑較小，但稻田保持了與林地相近的土壤微生物生物量，其較低的DOC/MBC值(表3)和團聚體結合碳 (圖3左)也說明稻田的有機質-團聚體-微生物關系相對協調，微生物碳資源效率較高，因而稻田是相對土壤固碳和生物活性協調的土壤景觀[26,30,32]。也說明，增加土壤有機質碳庫可以快速提升土壤生態系統功能[33-34]。

本研究還說明，不同景觀下土壤有機質水平與黏粒含量無關，而與土壤顆粒的團聚化有關。未團聚的粉黏粒所持留的有機碳在園地、旱地及稻田3種農業景觀土壤間差異較小(圖3)，黏粒含量最高的旱地(25.5%)，土壤保持有機碳反而最少。這可能是Souza等[35]報道的有機碳虧缺時礦物緊密堆積的結果。反過來，不同景觀中表土有機碳含量與團聚體有機碳含量呈極顯著的正相關關系(圖4)，這說明土壤團聚化是土壤有機質積累的狀態因素，是土壤團聚體化而不是土壤質地本身提供土壤有機質積累的條件。這支持了土壤有機碳積累的上限(即碳保護)是有機碳團聚體物理保護能力所貢獻[25,36]。本研究中，林地土壤黏粒含量最低(16%)，而保持有機碳最多，主要是宏團聚體的物理保護積累[36]。反之，黏粒含量17%的稻田仍能保持較高的有機碳含量，而黏粒含量分別是20%和25%的園地和旱地，其有機碳含量較低。這可以歸因于稻田中宏團聚體和微團聚體中保護的有機碳含量較高，僅次于林地(圖3)。在本研究中，林地土壤中是以團聚體保護為主的有機質，而有機碳缺損的旱地中是粉黏粒礦物結合為主的有機質，這里說明了有機碳含量水平與土壤中有機碳結合狀態的關聯性。也就說，通過土壤團聚體發育而穩定積累有機碳提供了持續固碳的可能性。而增加有機質和促進土壤團聚體化是可以通過土壤管理，特別是有機物循環來實現。這也是最近提出的增進土壤健康，促進食物安全國際計劃[37]的戰略理念。

3.2 土壤有機碳變化中的分子組成變化

本研究表明，有機碳的物理保護是有機碳積累的主要途徑，而有機碳損耗對應于微生物分解能力的增強，這從微生物降解與土壤保護兩個方面詮釋了進入土壤的植物源有機質在不同土壤景觀中的存留。TSE溶劑提取和BHY堿水解提取的游離態脂類及結合態脂類代表植物源和微生物源有機質的穩定存留[14]。首先，與林地景觀比較，各生物標志物分子豐度在園地和旱地均顯著和較大幅度降低，而稻田中又顯著高于園地和旱地(表4、圖7和圖9)，這與上述總有機碳的變化趨勢吻合。生物標志物相對豐度的變化，反映了這些景觀中土壤保護有機物免受分解能力的變化。農業土壤的植物源有機組分貢獻一般比自然土壤低[38]。代表高等植物地上部和地下部有機物質輸入的角質(cutin)和軟木脂(suberin)[39-40]，在有機碳含量較高的林地富集，而園地、旱地和稻田中兩者豐度都明顯下降(表5)。且軟木脂與角質的比(S/C)在園地和旱地顯著低于林地和稻田，可能提示旱耕促進了地上部更多物質進入土壤。又如，長鏈脂類(>C20)標志著高等植物蠟質來源[41]，而短鏈脂類(C20)脂肪酸(圖8A)，表明了林地中大量高等植物蠟質輸入土壤而積累。除飽和脂肪酸外，林地樣品中還檢測到C18的不飽和脂肪酸(占相對豐度約30%)，反映了新鮮有機質來源的貢獻[44]。另外，>C24烷醇也僅見于林地而在其他土壤景觀中缺失，這同樣表明了植物源有機組分在園地、旱地和稻田等耕作農地中的強烈分解。此外，來源于高等植物蠟質的甾醇物質[45]在林地中豐度高，而稻田中也檢測到(圖6)，但不見于旱地和園地，也支持了旱地及園地中有機碳分解程度較高而導致有機碳含量更低。最后，作為被子植物的特征生物標志物[38,46]的三萜類化合物香樹脂醇、齊墩烷、烏索烷和羽扇烷僅存在于林地。這些都表明，高的土壤有機碳總量對應于高的生物標志物豐度，總量及分子多樣性相協調是人類干擾較弱的保護林地景觀中有機碳的本質。而稻田中有機碳含量較高，與植物源有機分子較多被稻田土壤選擇性保存有關，說明了上述稻田有機質-團聚體-微生物關系的特殊性[34]，這有待于未來對有機質保護和持留機理的進一步研究。

土壤有機質的酚類分子的提取和鑒定主要是研究穩定有機質中木質素的植被來源和降解狀態[47]。香蘭基(V)系列單體存在于所有維管植物中，丁香基(S)系列單體主要存在于被子植物中，肉桂基(C)系列單體主要存在于非木質組織中。因此，丁香基與香蘭基比值(S/V)和肉桂基與香蘭基比值(C/V)常被用來判斷不同植物來源的有機物質對土壤有機質的貢獻[48]。表6和圖10的數據表明，稻田和旱地木質素主要來自被子植物非木本組織的輸入，而林地和園地為混合型輸入。由于酸是醛氧化分解的產物，酸和醛單體的比值可指示木質素降解程度[49]。此外，3,5-二羥基苯甲酸(3,5-DHBA)及對羥基酚類(P)也是降解的中間產物。因此，3,5-DHBA/V和P/(V+S)也能指示土壤有機質的降解程度[50]。稻田的(Ad/Al)V、3,5-DHBA/V和P/(V+S)等比值低于其他好氣土壤景觀。淹水下有機質分解較慢，特別是難分解的木質素易于在稻田中持留，這可能是稻田積累有機質的一種表現[51]。

總之，提取態有機質生物標志物分子鑒定結果表明，檢測到的植物源生物標志物分子數目和豐度都與土壤有機碳含量有較好的相關性，特別是較為活潑的游離脂類的豐度變化與總有機碳含量變化相吻合(圖7)。有報道[52]指出，提取態有機質的分子豐度和分子多樣性可以表征不同有機物質輸入下的土壤有機質狀態。結合前述的不同土壤景觀的土壤有機碳在含量、團聚體質量分數和團聚體結合態有機碳分布間的差異，本研究表明，村域小流域內不同土壤景觀表土有機質在組成結構上也存在相應的變化格局，生物標志物分子豐度及一些指示性指標可以剖析有機質分子組成的差異。這些差異聯系到有機質的保護狀態和微生物選擇性利用，可能與土壤質量及健康有密切聯系，特別是土壤固碳和生物活性[1,5,30]。這應在因地制宜發展鄉村農業產業和促進農業碳中和中予以充分重視。同時，本研究也提示，面向土壤固碳和土壤健康，土壤有機質研究中需要更為關注有機質-團聚體-微生物相互作用對土壤有機組分的選擇性利用或選擇性持留的影響，并結合分子組成研究更深入地表征不同景觀條件下土壤有機質的積累狀態及其功能[5,7,30]。

4 結論

供試丘陵山地鄉村小流域內不同景觀土壤中表土有機碳含量不同，團聚體組成差異也很大，這些差異也反映在提取態有機質的分子組成及豐度上，反映著有機質-團聚體-微生物關系的改變及其對植物源有機質的分解和持留的影響。林地有機質豐富、團聚體間分配均衡、微生物分解性低而有機分子多樣性高；在長期耕種影響下，稻田、旱地和園地宏團聚體和微團聚體均趨于破壞，粉黏粒含量增加，植物源有機質強烈分解，有機質以粉黏粒結合態和微生物殘留態為主，有機質組分多樣性和分子多樣性均明顯下降。我們認為，增加有機質投入以促進土壤團聚體發育，是提高土壤固碳容量并增進土壤健康的關鍵途徑。