應用13C核磁共振技術研究土壤有機質化學結構進展*

李 娜 盛 明，2 尤孟陽 韓曉增?

（1 中國科學院東北地理與農業生態研究所，哈爾濱 150081）（2 中國科學院大學，北京 100049）

土壤有機質是土壤生態系統的重要組成部分，可為植物提供生長所必需的養分并改善土壤肥力，進而決定陸地生態系統生產力和碳循環過程［1-2］。土壤有機質的化學結構及其穩定性是研究土壤肥力和碳循環的關鍵，但由于土壤有機質本身的高度復雜性和異質性，將土壤有機質作為一個整體來研究，很大程度限制了對陸地生態系統碳循環過程和理論的認識。不同氣候和人類活動條件下土壤有機質的數量和組分方面已經開展了大量研究。固態13C核磁共振波譜技術（Solid-state13C nuclear magnetic resonance spectroscopy，簡稱13C-NMR）是測定有機質化學結構的一種先進技術手段，可同時定性、定量分析有機物質化學組成，已成為研究土壤有機質化學結構和轉化的有效手段。關于1H和13C NMR技術在有機質研究中的應用及13C-NMR早期的一些研究結果，K?gel-Knabner［3］、Mahieu等［4］、卓蘇能和文啟孝［5］已作了較為詳細的綜述。但這些綜述均是針對某一特定地區、一種或幾種代表性土壤類型下土壤全土或不同組分有機質化學結構特征的描述，缺乏世界范圍內不同氣候和植被條件、土壤類型、土壤管理條件下土壤有機質形成機制及其物理化學組分的有機質化學結構的對比研究。為此，本文綜述了13C-NMR技術應用于土壤有機質及不同組分碳庫的化學結構方面的研究進展，進一步比較分析了不同氣候條件和土壤類型下土壤有機質化學結構的演變特征、差異和共同點，試圖揭示土壤有機質化學結構的區域變化特征，并解析導致其變化的影響因素，以期為評價土壤有機碳庫的轉化和穩定化機制、陸地生態系統的碳循環和碳固存潛力提供理論依據，為建立合理的土壤有機質管理措施提供技術支撐［6-7］。

1 13C-NMR技術及波譜分析簡介

核磁共振波譜技術（NMR）是基于化學位移理論發展起來的，主要用于測定物質的化學成分和分子結構。1963年，Barton和Schnitzer［8］最早嘗試應用核磁共振技術研究土壤胡敏酸的化學結構。1972年，Neyroud和Schnitzer［9］將NMR技術應用到土壤富里酸的結構特征測定。隨后，Gonzalez-Vila等［10］應用傅里葉變換-13C-核磁共振波譜技術（FT-13C-NMR）研究了土壤腐殖物質的結構特征。1981年，Wilson等［11］應用交叉極化魔角旋轉13C-核磁共振技術（CPMAS13C-NMR）研究了全土有機碳的化學結構。自此，13C固態核磁共振技術成為研究土壤有機碳化學結構的主要測定技術。13C-NMR技術測定的土壤有機碳結構更接近真實狀態，對其應用越來越廣泛［12］。新近又開發了多種一維核磁共振編輯技術［13-16］和二維波譜技術［17-18］，進一步深化了對土壤有機質化學結構的研究，為定量化研究有機碳各個官能團比例和含量，加強土壤有機質化學分子結構的半定量化/定量化研究，揭示土壤化學結構和不同物質組分的動態變化提供強有力的技術手段。

應用13C-NMR技術獲得的土壤有機質化學結構波譜大多劃分為四大官能區：（1）烷基碳區（δ=0～45，Alkyl C），系脂肪族化合物（角質和軟木脂）中與甲基碳（δ=0～25）或聚亞甲基碳（δ=25～45）；（2）烷氧碳區（δ=45～110，O-Alkyl C）主要來自碳水化合物（纖維素、半纖維素等），也有蛋白質和木質素側鏈；（3）芳香碳區（δ=110～160，Aromatic C），主要來自單寧、木質素和不飽和烯烴等；（4）羰基碳區（δ=160～220，Carbonyl C），主要在δ=172附近，大多來自于脂肪酸、氨基酸、酰胺、酯、酮醛類物質的吸收［3,5,14,19］（表1）。其中，烷基碳主要來源于植物生物聚合物（如角質、木栓質、蠟質）、微生物代謝產物的長鏈脂肪族化合物和甲基碳、脂類和多肽的側鏈結構，是難以降解的、較穩定有機碳組分［20］。烷氧碳主要來源于半纖維素、纖維素、聚合和非聚合的碳水化合物或類乙醇物質［21］，代表易被微生物代謝利用的碳水化合物，即易分解碳。通常Alkyl C/O-Alkyl C比值（A/A-O）是評價土壤有機碳分解程度的敏感指標，可用來反映腐殖物質烷基化程度的高低，其比值越小說明有機質的分解程度越低［5］。芳香碳主要來源于木質素、軟木質、多肽類或黑碳等帶有苯環類的物質，也可能來源于微生物代謝產物或植物體經過高熱產生的物質［22］，它常和烷基碳一起，用來表征難被微生物利用的碳化合物，即難分解碳。

2 全土有機質化學結構特征及影響因素

2.1 全土有機質化學結構特征

以往研究對土壤有機碳化學結構波譜的劃分不盡相同，為方便比較分析，統一將波譜劃分成表1的四大官能團區，列出了應用13C-NMR技術測定不同地區不同類型土壤表層（10 cm或20 cm）有機碳化學官能團的相對比例（表2）。通過比較，全世界土壤有機碳官能團比例存在較大幅度變化范圍，但如果不考慮氣候環境、土壤和植被類型、土地利用方式和土壤有機碳含量等因素，13C-NMR技術測定土壤全土有機碳化學結構圖譜具有相似的特征，表現在四大官能團比例中烷氧碳所占比例最大（31%～69%，平均為44.1%±6.8%），其次為烷基碳（9.1%～43%，平均為25.6%±7.0%）和芳香碳（4.7%～28.6%，平均為19.0%±4.7%），羧基羰基碳所占比例最少（3.9%～17.8%，平均為11.2%±3.7%）。一般情況下，森林土壤表層有機碳中烷氧碳相對比例普遍高于草地和農田，這可能因為森林生態系統表層土壤中凋落物含量較高。但在個別土壤中，烷氧碳比例也存在差異，如巴西朗多尼亞草地強育濕潤老成土和高嶺濕潤老成土（Paleudult & Kandiuldult）、德國南部松軟薄層土（Mollic Leptosols）和不飽和雛形土（Dystic Cambisol），烷基碳的相對比例略大于烷氧碳的比例［23-24］。Pedersen等［25］研究發現，美國阿拉斯加州的莎草草甸凍土（Gelisols）有機碳化學結構與其他地區的土壤有機碳結構差別較大，不同成土年限的凍土有機碳中烷氧碳比例非常高（相對比例可達69%），其次為烷基碳，芳香碳和羧基羰基碳的比例很低。與形成時間更長的土壤有機碳相比，新形成的土壤中烷基碳（16% vs 28%）和芳香碳（9% vs 16%）比例偏低，烷氧碳比例偏高（69%vs 50%），羧基羰基碳無差異，這可能與新形成土壤中外源植物殘體中烷氧碳比例較高有關。此外，來源于植物殘體、藻類或微生物的脂肪族物質，使新成土的烷基碳增加，而泥炭和苔蘚中的木質素含量偏低，可能是導致新成土中芳香碳比例偏低的原因［25］。

表1 13C-固態核磁共振波譜技術測定有機碳官能團及相應的大分子化合物［3, 5, 14, 19］Table 1 Organic carbon functional groups and corresponding macro-molecular compounds identified by 13C-NMR［3,5,14,19］

進一步選取了較典型的土壤有機碳核磁共振圖譜進行對比，發現世界范圍內不同區域的土壤有機碳化學結構圖譜較相似，各化學官能團所占相對比例存在差異（圖1，表2）。其中，南美洲巴西草地強育濕潤老成土和高嶺濕潤老成土（Paleudult & Kandiuldult）和北美洲美國中西部軟土（Paleustoll）的13C核磁共振圖譜相似程度最高，北美洲加拿大草地土壤有機碳核磁圖譜與之類似，但較以上二者的芳香碳比例更高［23,30］。澳大利亞、亞洲中國和歐洲西班牙的土壤中烷氧碳比例最高，其次為烷基碳、芳香碳，羧基羰基碳比例最少［28,30-33］。南非草地聚鐵網紋土（Plinthosols）中烷氧碳的比例最高，其次為芳香碳和羧基羰基碳，烷基碳比例是所有土樣中最少的，僅為9.1%［40］。北美洲的美國阿拉斯加州凍原草甸凍土（Gelisols）烷氧碳比例為69%，高于其他類型土壤烷氧碳比例［25］。

烷基碳與烷氧碳的比值（A/A-O）可反映土壤有機質的腐解化程度。總體而言，土壤全土有機碳的A/A-O比值在0.2～1.11之間，在巴西、澳大利亞、加拿大、德國和美國（巴羅除外）的土壤有機碳中，A/A-O比值一般較大，均大于0.65，說明這些地區土壤腐殖化程度較高。而在歐洲大部分地區、哥斯達黎加、美國巴羅、亞洲的中國和非洲的肯尼亞和南非土壤中A/A-O比值一般較小，均小于0.65，說明這些地區土壤腐殖化程度較低。同時，氣候條件、土壤類型、土地利用方式和植被類型等因子也會影響A/A-O比值（表2）。

處出獻文secnerefeR 62］［72］［92-82］［03］［13］［6］［23］［33］［7］［7］［12］［43］［53］［63］［73］［03］［83］［93］［52］［21］［32］［］32［32］［32］［32］［04］［04］［/碳基烷碳氧烷O-A/A 55.094.0～83.092.0～85.073.0～44.093.0～64.062.0～08.034.0～19.0 147.0～45.094.0～35.0 49.075.0～68.007.0～48.036.0～75.063.0～6.0 2.0～46.095.0～49.056.0～78.0—11.122.0～75.015.0～28.076.0～87.0,37.0 49.0,47.0 84.0,54.0 11.1,76.0 93.062.0～75.0 2.0～2較比量含對相團能官碳機有土全層表定測術技振共磁核表31 RMN-C yb denimreted slios klub ecafrus ni spuorg lanoitcnuf nobrac cinagro fo secnadnuba evitaleR2 elbaT/spuorg lanoitcnuf fo ecnadnuba evitaleR%例比團能官式方用利地土型類壤土lynobraC citamorA lykla-O lyklA基羰碳香芳碳氧烷碳基烷sesu dnaL sepyt lioS)022061=( C)061011=( C)01154=( C)540=( C～δ～δ～δ～δ 2.413.21 6.823.62 7.935.83 7.128.81～～～～林森壤紅赤2.510.31 5.626.12 3.747.34 7.711.31～～～～田農土潮5.419.11 6.914.31 3.252.54 4.623.91～～～～林竹，田農土為人，土鐵富5.312.11 9.913.81 6.943.64 8.027.81～～～～田農土黑姜砂7.314.11 3.21 1.7 2.559.35 4.523.02～～～～田農土性巖松疏性灰石5.8 9.6 4.41 7.7 1.657.34 8.433.22～～～～地草，林森土成始潤濕和飽不5141 4111 8343 1372～～～～地草土溶淋強性活低質鐵3.415.31 0.320.02 0.440.14 8.220.12～～～～田農土軟，土溶淋，土旱干，土成新11 51 94 62林森土溶淋性活高水滯5121 5131 7463 4372～～～～林森土形雛和飽不，土溶淋性活高育簡3.11 9.7 6.914.51 1.346.83 2.336.82～～～～林森，地草，田農壤灰，土色暗，土層薄軟松，土形雛8.01 6.5 5.126.21 4.445.14 4.739.92～～～～田農土溶淋性活高8.5 9.3 6.612.11 8.955.25 2.921.12～～～～林森—41 9 02 9 3674 9251～～～～原苔土性巖松疏，土層薄9 1.8 3.911.91 5.549.34 9.729.62～～～～田農土積鈣育簡11 9 8181 6463 4303～～～～地草，樹松土軟5 11 54 93林森土灰8251 5706—～—～田農，地草土軟31 6 22 9 9623 9351～～～～甸草草莎土凍7.318.11 2.511.21 6.943.54 4.621.42～～～～林森，地草，田農—01 7 3351 4433 2352～～～～田農，地草土鈣黑01 42,12 04,73 92田農，地草土軟化黏型典41,21 62,61 24,13 13,92田農，地草土軟潤濕育強旱干11,5 81,61 25,15 52,32牧放，地草土灰山火潤濕色黑育簡7,6 71,51 64,73 14,13牧放，地草土成老潤濕嶺高和土成老潤濕育強6.512.31 2.4291 3.156.34 6.813.31～～～～田農，林森土酸強性活低色艷質鐵8.717.31 6.725.12 1.6463 6.02 1.9～～～～田農，地草土紋網鐵聚14 14］［］［slios fo erutalcnemon rof la te gnoG ot refeR :etoN等同子龔考點地樣取setis gnilpmaS納版雙西南云部南國中丘封南河部中國中江浙南東國中城蒙徽安南中國中凌楊西陜北西國中灣臺部南國中部南西亞利大澳亞西爾穆部南牙班西斯埃部東國法德爾費內萊部中國德部南國德恩波部西國德部北典瑞帶融消川冰馬大士瑞諾亞里德卡部北利大意希爾海州斯加拉布內國美南山白州爾什布罕國美縣恩布州里蘇密國美羅巴州加斯拉阿國美省略大安南東大拿加溫徹喀斯薩塔伯艾大拿加丹曼州他科達北國美倫克阿州多拉羅科國美加黎達斯哥亞尼多朗西巴部西亞尼肯德塔斯龍克部北非南參名命的類分壤土：注

2.2 有機質化學結構分異因素

土壤有機質的形成和累積是在特定氣候和生物環境條件下，不斷形成復雜有機化合物的長期演變過程，它包括部分腐解植物的生物大分子殘基（例如多糖、木質素、蛋白質和表皮材料）、動物及微生物代謝殘體、排泄物、分泌物和土壤腐殖物質，是處于不同分解階段的有機集合體［1,42］，其大小取決于初始土壤有機質水平、不同土地利用方式、土壤管理措施下外源有機物質的輸入、原有土壤有機質的礦化損失［43-44］。外源物質的多樣性和復雜性決定了土壤有機質的復雜性和不均一性［40］。Mahieu等［4］測定了84種外源有機物，包括秸稈、根、莖、葉、樹枝、糞便、堆腐物等的化學結構圖譜，發現秸稈和木質物質中烷氧碳比例最高可達70%～90%，在樹葉、根和堆腐物中烷氧碳比例最低也有38%，說明植物殘體中碳水化合物的含量較高，包含了從簡單的小分子糖類到淀粉和纖維素組分等大分子的糖類物質。同時，有報道［4,35］稱植物殘體和土壤中的烷氧碳存在較好的相關性，土壤有機碳含量與烷氧碳比例也具有很好的相關性（圖2），有機碳含量高，其烷氧碳比例也大，這是土壤有機碳中烷氧碳比例最高的原因。不同土壤有機碳中化學結構的微小差別可能與形成土壤的氣候條件、土壤類型、土壤質地特征、地上植被類型、進入土壤的凋落物和根系分泌物的質量、微生物種類、活性和代謝殘體特征有關。Soucémarianadin等［18］利用二維NMR技術研究了森林系統凋落物和土壤有機質的化學結構，也發現土壤有機質的化學結構與凋落物的結構有關系。土壤有機質化學結構中非極性烷基碳和芳香碳相對比例的多少可能與氣候條件、土壤類型和土地利用方式等外界條件有關。同時，土壤微生物和酶活性不同也會引起外源物質降解過程和產物發生變化，進而影響土壤有機碳化學結構和穩定性。中國云南西雙版納的森林赤紅壤（Latosolic red earths）、河南封丘的農田潮土（Fluvo-aquic soils）、東北的黑土（Black soils）、加拿大埃德蒙頓土壤（Udic Borroll）、肯尼亞西部土壤（Ferralo-chromic acrisols，Humic nitosols）和南非土壤烷基碳的相對比例小于芳香碳比例［23,26-27,40］。芳香碳是土壤中較難分解的有機碳組分之一，芳香碳的比例較高，可能是由于植物殘體的木質素在分解初期被選擇性保留［45］，提高了芳香碳的比例，同時，土壤有機碳中烷氧碳比例降低也會相應地增加芳香碳比例。在中國浙江、臺灣中部、歐洲大部、南美洲的巴西、北美洲的加拿大和美國、澳大利亞等土壤中，土壤烷基碳相對比例均大于芳香碳比例（表2），可能與這些土壤中較強的酶活性和微生物活性有關，使土壤中芳香碳物質被氧化分解，土壤芳香碳比例降低，羰基碳比例顯著增加。也有研究發現，土壤有機碳中烷基碳和芳香碳的相對比例差異不顯著，如西班牙南部不同類型的土壤有機碳中烷基碳和芳香碳的比例相當，不存在明顯差異［33］，這主要是因為該土壤有機碳化學結構基本不受成土母質和土壤類型的影響，主要受地上植被和氣候條件的影響。Chen等［46］對中國安徽砂姜黑土有機碳化學結構的研究也發現土壤有機碳中烷氧碳和芳香碳比例差異不明顯（表2）。

一些研究學者認為“初始凋落物”理論確實存在，即植物殘體組成的差異性隨殘余物的不斷降解一直存在，即使最終轉化為土壤有機質［47］，這也是為何不同土地利用方式下土壤有機碳的化學結構存在差異的主因。土壤有機碳的化學結構及其穩定性與地上植被類型和外源進入土壤的有機物質數量和質量（化學結構）密切相關。地上植被通過植物殘體和根系分泌物直接影響輸入土壤的外源有機物的數量和質量，進而影響土壤微生物種類、群落結構和活性，最終影響土壤有機質的化學結構。外源有機物質化學結構的差異性，必然影響土壤有機碳化學結構及穩定性。Clemente等［48］研究了玉米秸稈的根、莖、葉等不同部位分別添加至土壤中對土壤有機碳化學結構的影響，發現土壤化學結構變化隨添加物質不斷分解過程而變化：添加玉米莖的土壤有機碳中碳水化合物含量高，而添加玉米葉的土壤腐殖質中脂肪族碳含量高，這是因為玉米葉組織中脂肪族碳含量高，玉米葉中的化學物質對于土壤有機碳的穩定性有促進作用。Chen等［46］發現玉米秸稈中木質素組分含量要高于小麥秸稈的木質素含量，相應地，玉米秸稈還田處理的土壤有機碳中木質素衍生物結構（芳香碳和酚基碳）要高于小麥秸稈還田處理。Wang等［49］研究了中國海倫、封丘和鷹潭3種不同氣候和土壤類型條件下玉米秸稈和小麥秸稈的腐解特征，發現玉米和小麥秸稈在腐解初期，受到秸稈類型、溫度和土壤類型等條件的影響，玉米和小麥秸稈的化學結構變化顯著，隨著腐解時間延長，腐解2年后，玉米和小麥秸稈的化學結構趨于接近，但仍存在差異。此結果也可用來解釋不同氣候條件和土壤類型中土壤有機碳化學結構存在的“趨同特征”，可能由于土壤的形成和發育進程是相當漫長的，其外源植物殘體在經過幾十年、幾百年甚至更長時間的分解轉化后，分解產物的化學結構才趨于一致，被全部分解進入土壤有機質后使得土壤有機碳的化學結構才更趨于相似。盡管土地利用和管理方式、土壤類型、礦物組成、氣候條件、植被和土壤有機碳含量不同，Mahieu等［4］也發現土壤全土有機碳也具有較相似的化學結構特征。Mathers和Xu［50］研究認為烷氧碳是植物殘體中最易分解的有機碳官能基團。在植物凋落物腐解的快速階段，植物殘體中的烷氧碳會快速損失進入土壤中；與之相反，植物殘體中芳香碳和烷基碳會選擇性保留，進一步說明世界范圍內典型土壤有機碳化學機構為何存在差異。

為揭示土壤有機碳化學結構與土壤有機質穩定性的關系，本文將土壤有機質化學官能團比例與土壤有機質含量和黏粒含量做相關性分析。結果發現，全土有機碳含量與有機碳官能團中的烷氧碳呈顯著正相關關系（P＜0.005），與芳香碳和羧基羰基碳呈顯著負相關關系（P＜0.005）（圖2（a）～圖2（d））；土壤黏粒含量與有機碳官能團中的烷基碳呈顯著正相關關系（P＜0.005），與烷氧碳呈顯著負相關關系（P＜0.005）（圖2（f）～圖2（i））；土壤黏粒含量與烷基碳/烷氧碳比例呈顯著正相關關系（P＜0.001），與土壤有機碳含量關系不顯著，僅達到0.1的顯著性檢驗（圖2（e），圖2（j））。烷基碳比例與有機碳含量、芳香碳比例與黏粒含量無顯著相關性（P＞0.05）。本文的相關性分析結果與Mahieu等［4］的分析結論一致。高有機質含量的土壤，烷氧碳比例越高，植物來源碳的比例越大，其土壤有機質的腐解化程度越低，土壤有機質越不穩定。土壤黏粒含量越高，土壤中烷基碳比例越大；烷氧碳比例顯著減少，土壤有機質腐殖化程度越高，土壤有機質越穩定。

圖2 土壤有機碳含量、黏粒含量與有機碳官能團相對比例相關性Fig. 2 Abundance of alkyl, O-alkyl, aromatic, and carbonyl functional groups determined by 13C NMR, relative to soil organic carbon(SOC) content and clay content in bulk soil

3 土壤不同組分有機質的化學結構特征

土壤有機質根據物理、化學和生物學性質分組得到的不同組分是研究有機質特定轉化過程的指示因子［3,50］。常采用的分組方法有團聚體分組、密度分組、化學分組、團聚體分組與物理化學分組相結合等，應用13C NMR技術開展了土壤不同有機碳組分的化學結構特征研究，研究結果對土壤有機碳降解、轉化和穩定化過程及機理揭示提供了強有力的科學支撐。

3.1 土壤團聚體內有機質化學結構特征

進入土壤的植物殘體質量會影響土壤團聚體和非團粒結構中的有機質組分，使不同組分的土壤有機碳組分和化學結構發生分異［51］。森林土壤中顆粒有機質所占比例很大，大部分為來自于地上植物凋落物分解的烷基碳；草地和玉米地土壤中礦質結合態有機質含量很高，其中芳香碳和羰基碳比例較大。一般地，土壤團聚體的粒徑越大，有機碳中烷氧碳所占比例越高；土壤粒級越小，有機質的烷氧碳所占比例越低［33,48］。隨著土壤團聚體粒徑的減小，烷基碳和羧基碳相對含量逐漸增加，芳香碳相對比例在不同土壤中變化不一致，有的升高［52］，有的降低［25］。烷氧碳是植物殘體有機碳的主要組成部分（比例為50%～70%）［21］，植物分解程度較低的土壤大團聚體中烷氧碳比例高于微團聚體。相反，烷基碳的增加反映了分解過程中選擇性保留的有機物質（如角質、軟木脂等）和微生物再合成物質在小團聚體中的積累［45］。農田土壤中，外源植物殘留物進入土壤后，優先積聚于大粒徑組分的有機碳中，隨著植物殘體分解程度增加，逐漸向小粒徑土壤有機質組分轉移。郭素春等［27］研究了中國河南商丘潮土團聚體有機碳結構特征，發現隨著團聚體粒徑減小，烷氧碳和芳香碳所占比例降低，可能是由于大團聚體中植物殘體來源的木質素在分解初期選擇性保留，提高了芳香碳的比例［45］。

3.2 土壤顆粒組分內有機質化學結構特征

Steffens等［52］和Helfrich等［53］對德國土壤不同大小顆粒組分研究發現，芳香碳所占比例隨土壤粒徑減小而增加，抗分解芳香碳在土壤小粒徑組分中選擇性積累，且不同土地利用方式下游離態輕組有機質（LFOM）中烷氧碳比例約為50%，其次為烷基碳和芳香碳，與閉蓄態有機質相比，游離態有機質中含有較多的烷氧碳，而烷基碳較少。中國江西水稻土的顆粒有機質（Particulate organic matter, POM）主要由烷氧碳、烷基碳和芳香碳組成，其中烷氧碳相對比例最高，占POM總量的46%～53%，其次為烷基碳和芳香碳，分別占POM總量的20%～26%和15%～21%，羰基酚基碳僅占POM的6%［54］。進入土壤的外源有機物質，被土壤微生物占領，隨后被大團聚體內的礦物顆粒包裹，分解破碎成更穩定難分解的結構后，礦物顆粒進一步包裹纏繞形成穩定的微團聚體，最終被微生物轉化，參與微生物新陳代謝，微生物殘體進一步與礦物顆粒結合，形成穩定土壤有機質［55］。Courtier-Murias等［37］對意大利北部高山草原土壤團聚體內不同有機碳組分化學結構的研究發現，與游離態輕組有機碳相比，團聚體內部，特別是微團聚體內部有機碳中非極性烷基碳、甲氧基、烷基芳香碳、羧基碳和酰胺的比例較高，烷氧碳的比例較低。相比游離態輕組和團聚體內部組分，礦質結合態有機碳中來源于烷基碳、羧基碳和酰胺碳的比例較高，碳水化合物的比例較少（圖3），說明游離態和閉蓄態團聚體內部的有機碳組分由不同分解階段的植物殘體組成。從游離態組分到大團聚體內部，再到微團聚體內部，來自于脂質生物聚合物，如蠟質、角質和軟木質的非極性烷基碳化合物，這類富含亞甲基的非極性不可氫代的烷基碳增加，說明隨著團聚體粒徑的減小，植物殘體腐解程度也在增加。其他研究也發現，礦質結合態有機碳組分特別是細粉粒有機質組分中，C/N比、木質素和植物來源碳含量很低，而主要是微生物來源碳較高［21,47,55-57］，土壤微生物及其代謝殘體對土壤有機碳組分庫和結構的貢獻程度，可能遠遠超出預期程度［57-59］（表3）。

土壤中黏土礦質顆粒是決定土壤有機質結合形態和穩定性的主要因子。土壤中大部分有機質會與土壤黏土礦物結合，其膠結作用大小對土壤有機質的動態至關重要。不同粒級大小的土壤顆粒表面化學性質存在差異，與土壤礦物相結合的有機質穩定性和化學性質存在明顯區別［3］。土壤黏粒中雖然也含有一些新鮮來源的有機質，但大多數為惰性較高、穩定性較好的物質，其中惰性有機質會與細粉粒和黏粒組分結合，使得土壤碳庫或氮庫主要還是由惰性庫組成［76］。土壤砂粒中有機質主要來源于植物體，細粒級中含有大量的脂肪族化合物［44］。烷基碳和羰基碳來源于土壤微生物代謝產物或者微生物殘體，使得與黏粒結合的小顆粒有機碳中烷基碳和羰基碳的相對含量較高；芳香碳可能主要來自于植物殘留物的選擇性保留，使得與粉粒結合的顆粒態有機質組分中芳香碳較高［24,33］。同時，應用13C核磁共振技術測定的不同類型土壤不同顆粒中黏粒的化學結構圖譜（圖4）發現，不同類型土壤表層土壤黏粒的有機碳化學結構差別較大，這可能與不同類型土壤中黏土礦物的組成有關。其中灰化土土壤有機碳中烷基碳比例較大，而棕紅壤和暗棕壤的土壤黏粒中因為多糖的緣故含有大量的芳香碳和烷氧碳，草甸土的

黏粒中含有較大比例的芳香碳［3］。

4 土壤腐殖物質化學結構特征

土壤腐殖物質是土壤有機質的主體，主要來源于植物凋落物的分解和生物組分，主要由胡敏酸、富里酸和胡敏素組成。與全土相比，土壤腐殖質中三種物質的烷氧碳比例較全土低，烷基碳比例較全土高（表3）。對森林土壤腐殖質層的研究發現，三種腐殖質的化學結構差異很大，胡敏素中僅包含分解初期的植物殘體，富里酸中碳水化合物比例高，而胡敏酸中烷基碳和芳香碳比例高［77］。中國桃源農田旱地和水稻土中胡敏素中含有更多烷氧碳（27%～31%），芳香碳比例很低（12%～23%），富里酸中以羧基碳為主，胡敏酸中主要含有芳香碳。該研究還推測，土壤腐殖質的形成順序可能為：外源植物殘體首先轉化進入胡敏素，降解程度增加，進一步被氧化，轉化為胡敏酸，最終進入富里酸中［78］。埃塞俄比亞的森林和農田土壤三種腐殖質的化學結構均以羧基羰基碳為主，平均值為41%，烷基碳和烷氧碳次之（均值分別為30.3%和23.4%），芳香碳比例最少，均值為4.9%。當森林轉變為農田生態系統后，三種腐殖物質中烷基碳的比例均顯著減少，烷氧碳的比例增加［75］。

/碳基烷處出獻文碳氧烷secnerefeR O-A /A 72］［—45 57.073.0］［～61.173.0］［～］06,35［ 0.1～22.0 87.035.0～16,7 16.025.0］［～29.042.0～7397.0 3.0］［～21 95.123.0］［～06 99.0-84.0］［36-26 80.181.0］［～46 19.043.0］［～85.0 220～56］［53.153.0～6645.0 2.0］［～17.075.0～76］［79.018.0～07-86 34.786.0］［～19.0 07］［27.0 27-17 1.164.0］［ ～37 97.033.0］［～47 70.389.1］［～03 37.054.0］［～83 82.1,29.1］［57 70.237.0］［～3較比化變量含對相團能官的分組碳機有壤土的得測術技振共磁核表31 RMN C yb denimreted noitcarf nobrac cinagro lios ni spuorg lanoitcnuf fo ecnadnuba evitaler fo noitairaV3 elbaT/spuorg lanoitcnuf fo ecnadnuba evitaleR%例比占所團能官分組碳機有壤土碳基羰碳香芳碳氧烷式方用利地土型類壤土lyklA碳基烷ezis-elcitrap lioS C lynobraCC citamorAC lykla-O sesu dnaL sepyt lioS)540=( C～δ snoitcarf)022061=()061011=()01154=(～δ～δ～δ 6101 3.038.71 843.44 4241～～～～體聚團田農土潮0.41 6.9 3.127.41 3.350.04 9.131.12～～～～分組粒顆，體聚團田農壤紅1.21 0.8 6.22 1.8 3.956.04 3.240.02～～～～分組度密，體聚團地草，林森，林竹土成始潤濕和飽不4.41～7.3 9.72～4.9 3.07～2.04 1.04～2.61分組度密，體聚團田農，地草，林森土形雛，土積沖水滯31 7 9111 1504 1372～～～～林森土溶淋性活高11 8 12 9 3544 9252～～～～分組度密，體聚團林森土溶淋性活高水滯81 5 3231 6693 6361～～～～田農，林森土形雛和飽不8.01 0.6 9.524.71 8.453.04 233.61～～～～分組度密，體聚團田農土積鈣育簡81 6.7 5.121.01 4.7503 2.12 5.3～～～～分組度密，體聚團—土軟2.51-1.11 5.22-4.51 8.54-6.23 1.43-8.02分組體聚團田農—2.11 1.5 5.63 7.8 9.161.03 8.231.91～～～～分組度密地草，林森土化氧，土形雛6.51 2.6 5.72 5.8 6.944.83 9.938.41～～～～組分度密林森土溶淋8.31 9.3 6.120.61 9.166.64 6.726.21～～～～分組度密土成新叢灌，林森7.71 8.4 0.031.51 8.943.92 5.935.71～～～～粒黏細土溶淋7.21 2.6 5.628.41 9.161.44 6.422.21～～～～分組度密地草，田農土鋁鐵2.619.11 9.924.12 5.247.33 4.420.42～～～～土積沖素敏胡，酸里富，酸敏胡田農2.71 7.9 9.222.21 2.349.23 0.530.72～～～～土為人8.323.61 15.9322.1 3.1398.8 0.6653～～～～素敏胡，酸敏胡田農土黑34.81 10.72 75.82 79.52酸敏胡地草土鈣栗51.61 1.82 23.23 24.32酸敏胡田農土潮7.828.02 5.6522 030.31 5.92 0.6～～～～酸里富，酸敏胡林森，地草土灰山火9.424.01 6.136.61 747.03 7.422.51～～～～酸里富，酸敏胡田農壤棕9 5.7 2.618.21 025.51 6.746.93～～～～酸敏胡林森土育弱潤濕質殖腐6.229.71 2.054.24 8.424.71 8.11 9.8～～～～酸敏胡田農土成新61,21 81,51 92,52 84,73酸里富，酸敏胡林森土灰6.0692 1.9 0 6.338.61 2.341.81～～～～素敏胡和酸里富，酸敏胡地草，林森土溶淋，土性變，土灰山火］14［］14［slios fo erutalcnemon rof la te gnoG ot refeR :etoN等同子龔考參點地樣取setis gnilpmaS丘封南河部中國中站壤紅西江部南國中部中灣臺國中州亞利伐巴南東國德德爾費內萊部中國德斯埃部東國法州森克薩國德諾亞里德卡部北利大意亞利大澳斯的加部南西牙班西部南東亞利大澳南東蘭士昆亞利大澳州斯加拉布內部中國美多拉塞西巴丘封南河部中國中源桃南湖南中國中林吉北東國中古蒙內北西國中城欒北河北華國中縣野長，縣波筑本日蘭爾愛國英部中牙班西州加斯拉布內部中國美州爾什布罕新部東國美亞比俄塞埃名命的類分壤土：注

圖3 全土與不同有機碳組分化學結構的13C核磁圖譜示例［37］Fig. 3 13C NMR spectra of chemical structure of organic carbonin bulk soil and different carbon fractions ［37］

胡敏酸（humic acids, HA）作為土壤腐殖物質的堿溶組分，更容易受到土地利用和管理措施的影響，其含量和結構的變化與土壤肥力水平密切相關［79］，前人對土壤胡敏酸化學結構的研究較多。與前文關于全土中有機碳化學結構的相似性有所不同，對比分析了幾個典型地區和土壤類型條件下土壤HA化學結構（圖5），發現其化學結構差異很大，無普遍規律可循。中國東北吉林的黑土和日本駐波縣的火山灰土，土壤HA的化學結構均在δ=57的甲氧基碳和δ=73的烷氧碳處表現出非常明顯的雙峰波譜，但相對比例在土壤間有差異［68,71］。美國中部的新成土和東北部的普通灰化土HA中烷氧碳所占比例最多，烷基碳比例在東北部的普通灰化土中高于中部的新成土。西班牙中部和東南部森林土壤的HA，烷基碳所占比例最大，其次為芳香碳、烷氧碳，羧基羰基碳比例最少，僅為7.0%～10.0%，隨著植物殘體不斷腐解，土壤中抗性較強的烷基碳比例增加，烷氧碳比例減少（表3，圖5）。澳大利亞熱帶雨林不同植被覆蓋下土壤HA的化學結構中，含有較低比例的芳香碳，可能與熱帶地區降雨量過高有關，強降水使纖維素中易溶解物質在進入土壤穩定性腐殖組分之前隨降水流走或淋溶［80］。非洲肯尼亞土壤胡敏酸的芳香度也與降水量呈負相關關系［6］。西班牙土壤、日本駐波的火山灰土、中國臺灣的脫潮土、中國內蒙古的栗鈣土和中部平原的潮土HA中，烷基碳所占比例最高。與美國和西班牙的土壤相比，中國和日本的土壤HA中，羧基羰基碳的比例較高，且日本駐波的火山灰土和中國臺灣的脫潮土HA的化學結構圖譜比較相似（圖5）。Cao等［16］研究了美國愛荷華州農田土壤HA結構，發現HA中含有大量的質子碳，異頭碳和烷氧中碳非質子化的比例較低，且δ=64～44處主要為含氮烷基而非甲氧基。Xu等［67］在中國南方潮土的研究中也得到了類似的結果，在δ=113～93處除了異頭碳外，還含有一定的芳香碳，施有機肥能增加該區域的芳香碳比例，且主要以質子化芳香碳為主，說明不同施肥處理的HA在腐殖化過程中形成的途徑有所差異。

圖4 13C核磁共振技術測定的不同類型土壤黏粒有機碳化學結構圖譜［3］Fig. 4 Solid-state 13C NMR spectra of the clay-size fractionobtained from different soil types［3］

圖 5 13C核磁共振技術測定代表性土壤胡敏酸有機碳化學結構波譜［16, 38, 65, 67, 70-74］Fig. 5 13C NMR spectra of chemical structure of the typical humic acids worldwide ［16, 38, 65, 67, 70-74］

土壤腐殖化和植物凋落物的腐解過程除了受環境因子，如溫度、pH、土壤養分有效性等影響，還受土壤微生物的調控作用。除了上述影響因子，土壤自身屬性、外源物的質量也至關重要。外源物的質量通過影響土壤微生物群落的組成、活性和分布，控制著土壤有機質的礦化和腐殖化過程［6,81］。Quideau等［65］研究發現，A/O-A比在植物凋落物、土壤游離態輕組、細粉粒、黏粒中逐漸增加，符合土壤腐殖化程度逐漸增加的趨勢。Chen和Chiu［6］研究了臺灣中部森林和草地土壤顆粒組分有機碳的化學結構，發現A/O-A比隨著粗顆粒、細砂、粉粒、細粉粒至黏粒的順序增加，說明腐殖化程度在增加。森林土壤不同顆粒中A/O-A比大于草地土壤，說明森林土壤顆粒的腐殖化程度要高于草地生態系統，土壤有機質中碳組分的分異與地上植被變化是息息相關的。Zech等［82］比較了溫帶和亞熱帶環境下土壤有機質的腐殖化過程，提出腐殖化過程中的化學途徑是相似的，由于所處的環境因子，如溫度、水分條件、土壤理化參數差別，使得土壤有機質的周轉速率存在差異。其中，溫度和溫度/降水指數主要影響全土的芳香化程度，但不涉及顆粒碳的芳香化程度。土壤有機碳的芳香碳比例隨著粒徑的減少而降低，說明有機碳的芳香化程度在逐漸降低。一些研究發現，烷基碳而非芳香碳是形成土壤穩定難降解腐殖物質的重要來源［77］。凋落物在生物降解和腐殖化過程中，來源于可提取和結合態的類脂物，或者是植物體來源的生物聚酯物和不可皂化脂肪類的生物大分子物質的含量增加，使得土壤有機碳中烷基碳比例增加［62］。也有觀點認為，凋落物降解和腐殖化過程中形成的穩定烷基碳物質是由于土壤微生物合成代謝選擇性保留的結果。但由于土壤腐殖質本身的高度復雜性和特異性，加之外在環境條件的異質性，目前關于土壤腐殖物質形成和穩定機制方面的研究尚無定論，未來需要借助先進的分析技術，來揭示土壤學研究中的土壤腐殖質形成理論，探討土壤形成和演變之謎。

5 研究展望

本文綜述了應用13C-NMR技術研究土壤有機質及不同組分中有機質的化學結構特征及其影響因素，由于土壤系統的開放性、復雜性和多變性，對土壤有機質化學結構的研究還需要進一步深入。筆者認為以下幾方面研究在未來的工作中仍需加強：

1）土壤有機質來源的定量化研究與生態學功能解讀。土壤有機質來源廣泛，分解轉化過程和途徑復雜多變，很容易受氣候環境條件的影響，依目前的研究技術和手段，尚無法完全判明土壤有機碳的化學組分究竟是來源于植物體自身的分解產物還是來源于微生物的二次代謝產物。如何準確分析、示蹤外源有機物進入土壤有機碳的分子轉化途徑及其對于環境的響應特征，闡明不同來源的有機碳對土壤碳庫的穩定性和土壤肥力的生態學涵義，將是未來研究的熱點和難點。

2）特定土壤微生物在土壤有機質分解和轉化過程中的作用機制。土壤微生物在土壤有機碳形成和穩定化過程中起至關重要的作用，對土壤有機碳結構和庫的貢獻可能遠超預期。目前大多數研究停留在微生物群落或種群尺度的描述上，土壤微生物與有機碳分子結構轉換的耦合關系及其貢獻程度尚不清楚，且某些特定功能微生物對有機碳分解轉化和碳庫組分化學結構轉化的定量分析尚缺乏，還需深入研究。

3）土壤有機質分子結構及其穩定性的物理、化學和生物學保護機制。土壤有機質穩定化過程受土壤生物、物理、化學調控耦合作用。如何定量描述不同分子結構、組織和較大團粒的選擇性保留機制?土壤團聚結構如何形成空間隔離，使有機物質不能與微生物、酶和氧氣接觸而被降解?有機物質如何膠結在不同黏土礦物顆粒組成和電性的礦物表面，與黏土礦物形成難降解的穩定大分子結構?這些方面研究還有待深入。

4）區域大尺度環境因子/土壤生態過程與土壤有機碳化學結構的耦合作用。環境條件與土壤有機碳化學結構在空間尺度上存在差異，如何將宏觀大尺度環境過程與微觀尺度土壤有機質的微生物化學過程相轉換是目前研究難點。由于環境條件和土壤生態系統過程變化涉及多個影響因子，且這些因子之間耦合作用與陸地其他圈層之間存在極復雜的正負反饋關系，揭示土壤有機碳化學結構對多重環境和土壤生態系統變化的響應是未來研究的主要方向。

5）多種土壤有機碳化學結構分析技術的開發及解讀。目前，核磁共振技術結合其他先進分析技術，包括13C-微生物探針技術、熱裂解氣相色譜/質譜法等，已被廣泛應用于土壤有機質穩定性、不同物理化學組分的保護機制、土壤有機碳與黏土礦物結合的穩定機制及以上過程中的生物化學和調控機制方面的研究中。然而，這些技術或多或少存在一定缺陷，如核磁共振技術僅能得到土壤有機質化學基團種類和相對比例信息，很難深入研究其化學官能團之間的相互關系，勢必影響對有機質穩定性和生態學功能的認知。此外，由于土壤有機質本身高度復雜性和不均一性，如何將有機碳化學官能團與生態系統中的大分子化合物進行正確的判斷和聯系，如何將分子尺度的官能團結構推測到土壤有機質的物質組成，均需要建立更全面準確的數據辨識技術體系。發展新的技術方法、構建豐富完整的土壤有機碳化學分子結構數據庫、提高化合物自動判讀的精度與準度將是當前研究中面臨的巨大挑戰。

致 謝 感謝中國科學院東北地理與農業生態研究所隋躍宇研究員對文章表2 和表3 中關于土壤分類給予的指導和意見。