趙 正，劉 純，尚明月，陳敬龍，包旭華，劉曉雨，卞榮軍，張旭輝，程 琨，王 燕，Drosos Marios, 鄭聚鋒，李戀卿，潘根興

(1.南京農(nóng)業(yè)大學農(nóng)業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境研究所，南京 210095；2.南京農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境科學學院，南京 210095；3.江蘇省南京市晶橋鎮(zhèn)農(nóng)業(yè)服務(wù)中心，南京 211224)

土壤退化是影響全球可持續(xù)發(fā)展的重大生態(tài)環(huán)境問題，并影響土壤肥力及食物安全與氣候變化。土地利用和植被變化是驅(qū)動土壤退化的首要因素，其中農(nóng)業(yè)耕作及施肥會嚴重影響土壤質(zhì)量和土壤健康，特別表現(xiàn)在支撐根系生長和土壤微生物保育的表土上。當前，對土壤的關(guān)注已由土壤肥力、土壤質(zhì)量轉(zhuǎn)向土壤健康。鄉(xiāng)村地區(qū)的土壤退化現(xiàn)狀與土壤健康水平，影響鄉(xiāng)土農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)發(fā)展，進而制約鄉(xiāng)村振興。因此，認識和評價鄉(xiāng)村地區(qū)的土壤健康，不僅是土壤科學的重要任務(wù)，更是服務(wù)鄉(xiāng)村振興的重大需求。

土壤質(zhì)量是土壤保持水、空氣質(zhì)量，以及保護人類與動植物健康的能力。近年來，與土壤和地球可持續(xù)性相關(guān)的土壤健康理念日益得到關(guān)注。一般認為，土壤健康是指土壤持續(xù)和協(xié)調(diào)地提供生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的能力，或者說是特定生態(tài)系統(tǒng)或土地系統(tǒng)中土壤維持其生態(tài)系統(tǒng)功能和服務(wù)的能力。而這些土壤功能和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)主要包括維持和穩(wěn)定土壤碳庫和水庫以調(diào)節(jié)氣候，提供有效養(yǎng)分和水分以滿足生物生長，轉(zhuǎn)化廢棄物、鈍化污染物以清潔環(huán)境，維護生境和保持生物多樣以養(yǎng)育生物圈，以及保護和穩(wěn)定地表以支撐建筑和景觀和土壤的資源、文化與美學價值。衡量土壤健康就是量化評價土壤均衡且持續(xù)提供上述生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的能力，這已成為當前土壤科學的前沿熱點，發(fā)展區(qū)域土壤健康分析和評估是我國土壤學服務(wù)社會發(fā)展的重大機遇。

土壤景觀(soil-landscapes)是長期地質(zhì)地貌過程和相對短期的人為活動相互影響下形成的，是多個成土因素共同影響的結(jié)果。不同于土地利用強調(diào)人類活動對于土壤的影響，土壤景觀還包括了地理景觀和生態(tài)系統(tǒng)對于土壤的影響。作為生態(tài)學、地理學與土壤學的交叉研究，從土壤景觀出發(fā)建立模型去預測土壤有機碳、土壤質(zhì)地和水分等在土壤景觀內(nèi)部的變異已經(jīng)有較多報道。土壤景觀研究可以更好地反映空間多樣性和生物多樣性的關(guān)系，但在景觀尺度上土壤質(zhì)量變化或者其異質(zhì)性的研究仍然較少。研究土壤景觀間的土壤質(zhì)量變化，可能探尋人類活動改變土壤健康的本質(zhì)，并用以指導合理地保護并開發(fā)土壤資源，發(fā)展優(yōu)化空間布局的鄉(xiāng)村農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)，助力鄉(xiāng)村振興。

寧鎮(zhèn)丘陵區(qū)地形地貌多樣，因自然背景、地質(zhì)和生態(tài)過程與人類作用的疊加影響，土地利用和土地覆蓋的交互穿插，存在著山地森林、丘陵坡地、崗地和谷地交叉鑲嵌的多種自然和農(nóng)業(yè)土壤景觀。本研究以處于寧鎮(zhèn)山地丘陵區(qū)的南京市溧水區(qū)晶橋鎮(zhèn)芝山鄉(xiāng)村小流域為對象，在方圓數(shù)平方公里的小流域內(nèi)，選取地形地貌、生態(tài)系統(tǒng)和土地覆蓋不同的土壤景觀，研究和對比分析這些土壤景觀中表土的基礎(chǔ)理化性質(zhì)、土壤團聚體以及土壤微生物及酶活性，分別基于全數(shù)據(jù)集、最小數(shù)據(jù)集以及土壤健康理念選取指標進行土壤質(zhì)量評價，并比較不同土壤質(zhì)量評價方法的適宜性，以指導鄉(xiāng)村小流域土壤的合理利用和可持續(xù)管理。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于江蘇省南京市溧水區(qū)晶橋鎮(zhèn)芝山村曹莊小流域(119°07′27.93″E，31°29′52.87″N)。小流域處于芳山西麓，除山地區(qū)域保留為森林保護區(qū)外，山麓坡地及谷地多開墾為果園、種植玉米和蔬菜的旱地以及稻田，構(gòu)成不同土壤景觀鑲嵌復合的鄉(xiāng)村小流域系統(tǒng)。區(qū)域內(nèi)氣候為亞熱帶季風氣候，年平均氣溫16.4 ℃，年平均降水量1 147.0 mm，主要土壤類型為黃棕壤。

在小流域內(nèi)選擇4種典型土壤景觀，包括林地(forestland, FL)、旱地(upland, UL)、園地(orchard, OR)和稻田(paddy field, PF)。每種土壤景觀選擇3個樣地，分別采集表土(0—15 cm)樣品供測試研究。樣地基本信息見表1。

表1 供試土壤景觀樣地的地理坐標及景觀條件

1.2 樣品采集與分析測定

所有樣地的土壤樣品采集于2020年11月，此時農(nóng)田作物已經(jīng)收獲。每種土壤景觀選擇3個代表性樣地(20 m×20 m)，每個樣地梅花形隨機5點采樣為1個混合樣本。林地中每個采樣地相距至少100 m，其他土壤景觀類型采樣點間距30 m。采樣時，地表去除凋落物，用不銹鋼圓鏟采集表土層(0—15 cm)土壤樣品。將采集的混合樣品置于不銹鋼罐中，保存在內(nèi)有冰袋的保鮮箱，并在取樣后24 h內(nèi)運送到實驗室。野外采樣時，使用100 cm不銹鋼環(huán)刀測定表土容重，每樣點重復5次。樣品抵達實驗室后，去除植物根系和小石塊，混勻后將樣品分成3份。一份4 ℃保存，用于土壤團聚體粒級分組；一份過2 mm篩后保存于-20 ℃冰箱用于微生物指標測定；一份風干后，按分析方法要求分別磨碎、過篩，保存于自封袋，用于基礎(chǔ)理化分析。

土壤基本理化性質(zhì)測定方法參照文獻[19]。顆粒粒徑采用比重計法；土壤pH(HO)按照土水比1∶2.5采用pH計測定；土壤有機碳(soil organic carbon, SOC)采用重鉻酸鉀氧化—外加熱法測定；土壤總氮采用凱氏定氮法測定；土壤微生物生物量碳(microbial biomass carbon, MBC)采用氯仿熏蒸—KSO提取法；土壤有效磷采用0.03 mol/L NHF-0.025 mol/L HCL提取—鉬銻抗比色法測定；土壤有效鉀采用2 mol/L HNO提取—火焰光度法測定；土壤陽離子交換量采用三氯化六氨合鈷浸提—分光光度法測定。

水穩(wěn)性團聚體分離制樣采用Cambardella等開發(fā)并由Six等改進的濕篩法，具體操作方法見Feng等和Xiong等的報道。共分出3個團聚體粒徑組：宏團聚體(亦稱大團聚體，2 000～250 μm)、微團聚體(250～53 μm)和粉?！ち?<53 μm)組。作為團聚體穩(wěn)定性的替代性指標，土壤團聚體平均重量直徑(mean weight diameter, MWD)計算公式為：

(1)

由宏團聚體和微團聚體的有機碳含量與其質(zhì)量分數(shù)的乘積之和估算團聚體結(jié)合碳，此為聯(lián)系生態(tài)系統(tǒng)功能的碳庫。

參照German等和DeForest的方法，土壤胞外酶活性采用底物為MUB(4—Methylumbelliferone)和L—DOPA(L—3,4—dihydroxyphenylalanine)的熒光微孔板法測定。MUB底物測量的胞外酶包括酸性磷酸酶(acid phosphatase, ACP)(EC 3.1.3.1)、芳基硫酸酯酶(arylsulfatase, Arys)(EC 3.1.6.1)、α—葡萄糖苷酶(α—glucosidase, AG)(EC 3.2.1.20)、β—葡萄糖苷酶(β—glucosidase, BG)(EC 3.2.1.21)、N—乙酰氨基葡萄糖苷酶(N—Acetyl—glucosaminidase, NAG)(EC 3.2.1.30)、β—木糖苷酶(β—xylosidase, XYL)(EC 3.2.1.37)和β—纖維素酶(β—cellobiosidase, CB)(EC 3.2.1.91)。此外，土壤多酚氧化酶(polyphenol oxidase, PPO)(EC 1.10.3.2)和過氧化物酶(peroxidase, PO)(EC 1.11.1.7)使用L—DOPA作為底物進行測量。得到各個具體的胞外酶活性后，用歸一化酶活性來表征土壤胞外酶的整體活性，計算公式為：

(2)

式中：′為單個酶的無量綱歸一化值；為樣品中該酶活性值，12為本研究中重復樣品數(shù)。通過計算所有測定的9種酶活性的值，其平均值代表各樣品的歸一化酶活性值。

參照Frosteg?rd等的方法，提取并測定土壤微生物磷脂肪酸(phospholipid fatty acids, PLFAs)含量，用以分析土壤活性微生物群落結(jié)構(gòu)。根據(jù)PLFAs生物標志物數(shù)據(jù)，磷脂肪酸譜中i14:0，14:0，i15:0，a15:0，15:0，i16:0，a16:0，i17:0，a17:0，17:0，16:1ω9c，16:1ω7c，18:1ω7c，18:1ω5，cy17:0，cy19:0的豐度總和代表細菌，16:1ω5c，18:2ω6,9和18:1ω9c的豐度總和代表真菌，10me16:0，10me17:0和10me18:0的豐度總和代表放線菌。最后，通過真菌磷脂肪酸與細菌脂肪酸豐度比值得到真菌/細菌比，細菌、真菌和放線菌脂肪酸豐度之和得到微生物磷脂脂肪酸總含量。

1.3 土壤質(zhì)量最小數(shù)據(jù)集的篩選和土壤質(zhì)量指數(shù)構(gòu)建

土壤質(zhì)量評價需要選取合適的理化指標。通常對全數(shù)據(jù)集(total data set, TDS)進行主成分分析以挑選出最小數(shù)據(jù)集(minimum data set, MDS)，結(jié)合權(quán)重取值，再計算得到SQI。為此，將所有測定指標值歸一化轉(zhuǎn)換為0～1的無量綱值，再通過評價指標得分函數(shù)(函數(shù)類型使用SSF1，戒上型函數(shù)；SSF2，梯形函數(shù)；SSF3，戒下型函數(shù))進行。同時，參考孫波等和徐建明等的研究設(shè)置函數(shù)閾值。數(shù)據(jù)標準化后，通過主成分分析將數(shù)據(jù)降維，選擇出反映土壤質(zhì)量狀況的指標構(gòu)建最小數(shù)據(jù)集。通過數(shù)據(jù)的主成分分析，先選取特征值>1的成分，將指標載荷>0.5的分為1組，若某指標在多個主成分中均>0.5，則將其并入與同組指標相關(guān)性更低的1組。分別計算每個分組中各指標的Norm值，選取出Norm值在該組最高Norm值10%范圍以內(nèi)的指標，當某組中有多個指標時，使用Pearson檢驗來評估指標間相關(guān)性，若相關(guān)系數(shù)<0.5，則所有指標均保留，若相關(guān)系數(shù)>0.5，則選擇Norm值最高的指標進入MDS。Norm值計算公式為：

(3)

式中：為第個指標在特征值大于1的前個主成分中的Norm值；為第個指標在第個主成分的載荷因子；為第個主成分的特征值。

對TDS進行主成分分析計算后，獲得的公因子方差占總公因子方差的比例即為各指標的權(quán)重。而對于MDS的權(quán)重，通過主成分分析選取出MDS后，再次對MDS的指標進行主成分分析，獲得的公因子方差占總公因子方差的比例即為MDS的各個指標的權(quán)重。得到權(quán)重和各指標標準化的評分后，通過公式(4)計算土壤質(zhì)量指數(shù)(soil quality index, SQI)：

(4)

式中：為各指標的權(quán)重；為各指標的得分；為TDS或MDS中的指標個數(shù)。

1.4 基于土壤健康理念的土壤功能質(zhì)量指數(shù)構(gòu)建

基于土壤健康與土壤生態(tài)系統(tǒng)功能的關(guān)系，對測定的所有土壤指標按生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能進行分類篩選，選出代表土壤健康理念的指示指標。于是，確定土壤固碳能力、土壤物理結(jié)構(gòu)與微生境、養(yǎng)分有效性、微生物生物量和活性以及緩沖能力等5項主要土壤生態(tài)系統(tǒng)功能。為此，選擇土壤有機碳和團聚體結(jié)合碳含量指示土壤固碳能力，團聚體平均重量直徑和黏粒含量指示土壤物理結(jié)構(gòu)與微生境，全氮、有效磷和有效鉀含量指示土壤養(yǎng)分供應(yīng)，總磷脂脂肪酸含量和歸一化酶活性指示微生物生物量及其活性，以及陽離子交換量指示土壤緩沖能力。將指標同樣按照得分函數(shù)進行標準化，轉(zhuǎn)化為0～1的無量綱值。將代表同一功能的指標用平均數(shù)進行整合，繪制土壤健康雷達圖。雷達圖中的面積即代表土壤健康水平，面積計算公式為：

(5)

式中：、為雷達圖中相鄰2個指標的標準化值；為土壤健康的指標數(shù)量。

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計

所有分析數(shù)據(jù)均表示為3個樣地的平均值±標準差。使用SPSS 23.0軟件進行顯著性差異分析，采用最小顯著性差異(least significant deviation, LSD)法，不同土壤景觀間差異的顯著性定義為<0.05；采用Pearson檢驗來評估指標間的相關(guān)性。使用Conoco(version 5)進行冗余分析(RDA)檢測土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)對土壤胞外酶活性和微生物群落的關(guān)系。所有圖形由Origin(version 2021b)和ArcGIS(version 10.4)軟件處理和制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同土壤景觀下土壤性質(zhì)差異

不同土壤景觀下土壤的基本性質(zhì)見表2。土壤pH變化在4.38～5.71，均屬于酸性土壤；與林地相比，其他土壤景觀的表土pH均提高(<0.05)。園地和旱地的土壤容重顯著高于林地和稻田(<0.05)。土壤有機碳以林地最高，達33.99 g/kg；稻田其次，為16.68 g/kg；而旱地和園地SOC含量大幅度降低到10.32～14.73 g/kg。全氮含量與SOC的變化趨勢相似。同時，林地土壤碳氮比高達11.02，旱地無顯著降低，但是在園地和稻田中降低到6.77～7.88。微生物生物量碳(MBC)在不同土壤景觀間差異明顯，林地高達600.43 mg/kg，稻田接近于林地，園地和旱地中MBC降低49.17%～54.17%。相應(yīng)地，土壤微生物商(MBC/SOC)，林地僅1.74%，在旱地和園地中升高到2.11%～2.74%，而稻田升高到3.09%。林地表土磷鉀養(yǎng)分含量較低，園地、旱地和稻田中養(yǎng)分增多，有效磷均顯著高于林地(<0.05)，有效鉀含量持平甚至高于林地。相應(yīng)于黏粒含量和有機碳含量，林地和稻田土壤陽離子交換量(CEC)較高，旱地和園地較低。

表2 不同土壤景觀表土的基本理化性質(zhì)

表3為土壤礦質(zhì)顆粒粒徑和水穩(wěn)性團聚體粒徑組成。因地形差異，不同土壤景觀間土壤礦質(zhì)顆粒組成有明顯差異。從山麓林地到坡地、谷地的農(nóng)田土壤，砂粒含量降低，粉粒含量提高，黏粒也呈提高的趨勢。與礦質(zhì)顆粒粒徑組成不同，宏團聚體質(zhì)量分數(shù)在林地為37.96%，園地和旱地顯著下降到19.47%～21.36%，稻田下降到9.61%；相應(yīng)地，未團聚粉黏粒質(zhì)量分數(shù)在林地為27.35%，園地和旱地升高到55.26%～59.06%，稻田中進一步升高到74.18%。微團聚體的質(zhì)量分數(shù)變化與宏團聚體類似，林地的質(zhì)量分數(shù)為34.69%，園地和旱地下降到19.58%～25.27%，而稻田下降到16.21%。由團聚體質(zhì)量分數(shù)計算的團聚體平均重量直徑，在林地中最高(達486.88 μm)，而園地和旱地降低到271.96～285.61 μm；稻田的團聚體平均重量直徑最低，僅為152.34 μm。與林地相比，農(nóng)業(yè)土壤景觀的團聚體穩(wěn)定性降低40%以上。另外，由團聚體有機碳含量(表1)和團聚體質(zhì)量分數(shù)計算而來的團聚體結(jié)合碳，在林地高達25.21 g/kg，占總有機碳74.16%，而在園地、旱地和稻田等農(nóng)業(yè)土壤景觀中團聚體結(jié)合碳在6.92 g/kg以下，占總有機碳的40.17%～46.95%。

表3 不同土壤景觀表土礦質(zhì)顆粒和水穩(wěn)性團聚體粒徑組成

表4為土壤微生物磷脂肪酸(PLFAs)豐度和土壤胞外酶活性在土壤景觀間的變化。不同土壤景觀表土PLFAs豐度變化與土壤微生物生物量碳的變化相近，以林地最高，稻田中降低19.20%，而旱地和園地中降低32.38%以上；同時，細菌PLFAs占總PLFAs在71.83%～77.11%，以林地最高，稻田顯著但小幅度降低(<0.05)，在園地和旱地中顯著而大幅度降低(<0.05)；真菌PLFAs占總PLFAs在16.84%～20.86%，林地、稻田和旱地的真菌PLFAs含量無明顯差異，而園地中下降至7.39 nmol/g。放線菌PLFAs占比在7.98%以下，園地和旱地中顯著升高而稻田中顯著降低(<0.05)。就PLFAs總量與MBC的比值而言，林地與稻田相近，而園地和旱地中顯著升高。而對于真菌/細菌比，與林地相比，稻田的顯著升高(<0.05)，但旱地和園地升高幅度更大。

表4 不同土壤景觀表土微生物磷脂肪酸(PLFAs)豐度及土壤酶活性

土壤酶活性在不同土壤景觀間存在較大差異。林地土壤酶活性總體高于園地、旱地和稻田(<0.05)。與碳氮循環(huán)相關(guān)的5種水解酶活性均以林地最高，稻田的含量與林地基本無顯著性差異，而在園地和旱地中則大幅降低。多酚氧化酶和過氧化物酶也呈現(xiàn)出相似趨勢。與磷循環(huán)相關(guān)的酸性磷酸酶在林地中高達382.70 nmol/(h·g)，在其他土壤景觀中降低22.13%～55.97%。硫循環(huán)相關(guān)的芳基硫酸酯酶在稻田中最高，在林地中顯著降低38.81%(<0.05)，在園地和旱地中顯著降低68.65%～81.28%(<0.05)。由方程(2)計算的歸一化酶活性，以林地最高，在稻田中顯著降低22.48%(<0.05)，而在旱地和園地中顯著降低47.92%～63.27%(<0.05)。

2.2 土壤性質(zhì)和質(zhì)量指標的關(guān)系分析

本研究中，所有測定的表土理化性質(zhì)指標在不同土壤景觀中的變異系數(shù)為7.31%～81.80%(圖1)。

注：三角表示<15%;方塊表示15%～35%;空心圓表示>35%。

其中土壤pH、容重和粉粒含量變異系數(shù)在15%以內(nèi)，屬于小幅度變異指標；變異系數(shù)在15%～35%范圍的指標包括黏粒和砂粒含量、CEC、有效鉀、土壤全氮等土壤基質(zhì)決定的性質(zhì)及過氧化物酶和微生物的PLFAs等生物化學性質(zhì)。這些指標受短期人為活動影響的變化幅度較小；同時，土壤有機碳、微生物生物量碳、有效磷、宏團聚體和微團聚體質(zhì)量分數(shù)、團聚體平均質(zhì)量直徑和參與碳氮以及養(yǎng)分循環(huán)的酶活性等土壤生物物理和生物化學指標的變異系數(shù)在35%以上，屬于受人為活動深刻影響的土壤功能性質(zhì)。并且，土壤有機質(zhì)與團聚體結(jié)合碳、進一步與微生物生物量碳并與微生物PLFAs豐度和土壤歸一化酶活性存在顯著的相關(guān)性(圖2)，這些指標間的高度相關(guān)性，提示土壤有機質(zhì)驅(qū)動土壤團聚體形成，從而保育土壤微生物，后者表現(xiàn)出生物活性且參與物質(zhì)循環(huán)，形成土壤健康的自然基礎(chǔ)。

圖2 土壤有機質(zhì)-團聚體-微生物-微生物過程和功能的關(guān)聯(lián)性

考慮到土壤酶活性可以代表土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)的功能活性，本研究對土壤酶活性與土壤基礎(chǔ)性質(zhì)進行了冗余分析(圖3(a))。前2個RDA軸分別解釋總變異的74.15%和9.16%，保留的環(huán)境變量是SOC、有效磷、團聚體平均質(zhì)量直徑和pH。所有酶活性指標都加載在RDA1正側(cè)，SOC也加載在RDA1正側(cè)，并與大部分酶活性指標呈現(xiàn)顯著正相關(guān)(<0.05)。土壤pH和有效磷加載在RDA1的負側(cè)，與β—木糖苷酶、酸性磷酸酶呈負相關(guān)(<0.05)。林地處于第4象限，園地和旱地主要處于第3象限，稻田主要處于第1象限。因此，土壤微生物胞外酶活性在不同土壤景觀間顯示不同的變化格局。

對土壤微生物PLFAs與土壤物理化學性質(zhì)的冗余分析結(jié)果見圖3(b)。第1軸和第2軸分別解釋總變異的60.27%和19.98%，保留的變量為SOC、有效磷、團聚體平均質(zhì)量直徑、容重和pH。SOC加載在RDA1的正側(cè)，與PLFAs、細菌和真菌呈顯著正相關(guān)(<0.05)。真菌與土壤容重呈顯著負相關(guān)(<0.05)。微生物群落結(jié)構(gòu)指標真菌/細菌比(F/B)與有效磷含量呈顯著正相關(guān)(<0.05)，與SOC呈顯著負相關(guān)(<0.05)。此外，放線菌與MWD呈顯著正相關(guān)關(guān)系(<0.05)，與pH呈顯著負相關(guān)性(<0.05)。林地主要處于第4象限，園地和旱地處于第3象限，稻田主要處于第2象限。因此，不同土壤景觀間土壤微生物群落組成與結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化。

注：BG為β—葡萄糖苷酶；NAG為N—乙酰氨基葡萄糖苷酶；CB為β—纖維素酶；XYL為β—木糖苷酶；AG為α—葡萄糖苷酶；AryS為芳基硫酸酯酶；PPO為多酚氧化酶；PO為過氧化物酶。

2.3 不同土壤景觀下表土質(zhì)量評價

由表5可知，共選取21項物理、化學、生物指標進行全數(shù)據(jù)集主成分分析，選擇出3個特征值大于1的組分，前3個主成分的累計方差變異解釋率達88.32%，表明前3個主成分解釋能力較強。按照主成分分析中載荷因子絕對值大于0.5以及與組內(nèi)指標相關(guān)性強弱進行分組后，計算Norm值。按照在最高的Norm值10%范圍內(nèi)為選取原則，初選出指標(表5中加粗加下劃線數(shù)字)；再根據(jù)附表2中組內(nèi)指標相關(guān)性，選擇最終納入MDS的指標。第1組中SOC與其他入選指標均呈極顯著相關(guān)(<0.01)，故選取Norm值最高的SOC為第1組指標。第2組指標中的芳基硫酸酯酶和MWD無相關(guān)性，因此2個指標均選入MDS。第3組中的指標僅有酸性磷酸酶。通過對TDS以及MDS進行主成分分析，可以計算出各個指標的公因子方差，進而計算出各個指標的權(quán)重(表3)。MDS指標SOC、MWD、芳基硫酸酯酶、酸性磷酸酶的權(quán)重分別為0.265，0.269，0.244，0.221。基于MDS計算的土壤質(zhì)量指數(shù)(圖4(a)與基于TDS的計算結(jié)果相近，均為林地(>0.66)高于稻田(0.54～0.58)，后者高于旱地(0.39～0.44)和園地(0.36～0.38)。說明旱地農(nóng)業(yè)利用大幅度削弱土壤質(zhì)量，而稻田利用下土壤質(zhì)量相對更接近于林地土壤，說明稻田土壤景觀相對旱地土壤景觀更有利于維持土壤健康。

表5 土壤質(zhì)量指標主成分分析結(jié)果

土壤健康更為關(guān)注土壤功能和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。將選取的10項指標的觀測值進行標準化整合計算后，繪制土壤健康雷達圖。由圖4(b)可知，林地土壤健康程度最高，擁有最大的雷達圖面積，在土壤固碳能力、土壤物理結(jié)構(gòu)與微生境以及微生物生物量與活性等矢量上有著最大的值，但土壤養(yǎng)分有效性相對較低。園地盡管在土壤物理結(jié)構(gòu)與微生境以及養(yǎng)分有效性方面有著良好的能力，但其他功能較低，因此雷達圖面積最小。通過公式(5)計算出的雷達圖面積可以代表土壤健康綜合指數(shù)，分別是林地(1.33)、稻田(0.57)、旱地(0.55)和園地(0.34)?？梢?，林地土壤健康程度最高，旱地和園地農(nóng)業(yè)利用下，綜合健康指數(shù)降低58.96%～74.12%。但稻田健康指數(shù)高于旱地和園地，且在土壤固碳、土壤緩沖能力以及微生物生物量與活性能力方面有更好的能力，說明是相對更能保持土壤健康的，故稻田是最接近自然土壤健康的人為土壤景觀。

注：(a)圖中不同字母表示不同土壤景觀下土壤質(zhì)量指數(shù)差異顯著(p<0.05)。

3 討 論

3.1 小流域內(nèi)土壤景觀間表土質(zhì)量變化：土壤有機碳作為驅(qū)動因子

大量研究認為，當原始生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田(稻田、旱地等)時，土壤性質(zhì)改變，土壤質(zhì)量降低。在本研究中，不同土壤景觀間土壤理化性質(zhì)顯著變異(表2)。土壤有機碳在土壤肥力及農(nóng)業(yè)可持續(xù)性方面發(fā)揮著至關(guān)重要的作用，同時還有助于緩解氣候變化。無論原生生態(tài)系統(tǒng)改變?yōu)閳@地、旱地或是稻田，土壤有機碳都發(fā)生強烈損失。本研究觀察到，林地景觀表土有機質(zhì)高達5.86%，而園地和旱地景觀中減少56.66%～69.63%，稻田景觀也僅保持相當于林地近1/2(49.07%)的有機質(zhì)(表2)。

有研究表明，自然土壤開墾為農(nóng)田，有機質(zhì)平均減少30%，而稻田相對更有利于有機碳的保持。稻田有機碳含量較高，可能是稻田的碳輸入量大于旱地土壤且淹水環(huán)境下微生物分解程度降低，因而稻田景觀微生物商更高，有機碳固存潛力更大。伴隨著土壤有機質(zhì)的變化，宏團聚體質(zhì)量分數(shù)和團聚體結(jié)合碳含量表現(xiàn)出更強的變化(表3)。與林地景觀相比，園地和旱地景觀中表土團聚體結(jié)合碳僅存分別16.45%和27.44%，稻田也只是林地的26.43%。因此，團聚體結(jié)合碳作為活躍碳組分的耗損可能是退化景觀中土壤有機質(zhì)變化的本質(zhì)。與這種變化相隨的是，林地土壤景觀盡管黏粒含量較低，砂粒含量較高，宏團聚體質(zhì)量分數(shù)仍高達37.96%(已扣除砂粒)，而園地和旱地僅有20.00%，稻田因水耕更是降低到9.61%的水平。因此，在耕作、施肥和其他條件變化下，土壤有機質(zhì)—團聚體結(jié)合碳—土壤團聚體結(jié)構(gòu)的破壞可能是不同景觀表土質(zhì)量變化的主要內(nèi)在驅(qū)動者。土壤團聚體結(jié)合碳，主要是物理結(jié)合保護于宏團聚體中，是土壤固碳的主要機制，更是生態(tài)系統(tǒng)過程和功能的基礎(chǔ)。本研究中，不同景觀表土有機質(zhì)—團聚體穩(wěn)定性—微生物PLFA—土壤酶活性的偶聯(lián)關(guān)系，彰顯土壤有機質(zhì)—團聚體—微生物—生物過程和功能的土壤學關(guān)聯(lián)機制，這也是土壤健康的核心驅(qū)動機制。因此，以有機碳特別是團聚體結(jié)合碳和宏團聚體損耗為代表的土壤退化，可能深刻影響土壤質(zhì)量和健康的演變，并調(diào)節(jié)土壤的生態(tài)系統(tǒng)功能和服務(wù)。

土壤胞外酶活性在土壤有機碳和養(yǎng)分循環(huán)中起著至關(guān)重要的作用，因此可以作為評價土壤質(zhì)量和肥力的重要指標。由原生森林土壤景觀轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)業(yè)土壤景觀，破壞土壤結(jié)構(gòu)，導致土壤有機碳損失，土壤胞外酶活性也隨之降低(表4)。與以往的研究報道一致的是，本研究中參與C—循環(huán)的微生物胞外酶(β—葡萄糖苷酶、β—纖維素酶、β—木糖苷酶、α—葡萄糖苷酶)和N—循環(huán)微生物胞外酶(N—乙酰氨基葡萄糖苷酶)的酶活性與土壤有機碳呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)(<0.05)(圖3a)。人類的耕作、施肥造成有機碳損失，很大程度上影響土壤微生物活動，林地景觀中表現(xiàn)出最高的C、N循環(huán)相關(guān)的胞外酶活性。此外，相比旱地，稻田更多有機碳輸入和微生物商，增強土壤微生物的代謝活性，因此有較高的C、N循環(huán)相關(guān)的胞外酶活性。酚氧化酶和過氧化物酶的主要作用是解聚木質(zhì)素，以獲得碳資源和養(yǎng)分，他們主要由真菌產(chǎn)生，更高的氧化酶活性常常與有機碳分解損耗相隨。相較于旱地景觀，林地和稻田有著更高的氧化酶活性，但表土有機碳仍較高，這是由于當外界有機質(zhì)輸入(凋落物、秸稈和根)增多時，有機質(zhì)組分的復雜性增加，促使氧化酶的活性維持在較高的水平，即有機碳含量與氧化酶活性呈現(xiàn)正相關(guān)(圖3a)。與前人的研究相似，土壤有效磷與酸性磷酸酶呈顯著負相關(guān)(<0.05)(圖3a)，酸性磷酸酶的活性受到高有效磷含量的抑制，施用磷肥降低土壤磷酸酶活性。芳基硫酸酯酶能催化硫酸酯鍵的水解，是真菌生物量的間接指標，這意味著芳基硫酸酯酶的酶活性越高，真菌生物量越高。本研究中，芳基硫酸酯酶與真菌生物量呈顯著正相關(guān)(<0.01)，并且對有機碳積累有積極作用?？傮w而言，與原生土壤景觀相比，土壤胞外酶活性和歸一化酶活性均降低，土壤多項功能受損，在旱地和園地中的受損幅度更大，但在稻田中受損幅度較小。由有機碳驅(qū)動的土壤胞外酶活性的變化，與土壤質(zhì)量和土壤健康的變化密不可分。

土壤微生物群落的組成和結(jié)構(gòu)受土地利用歷史、土地管理和植被類型等多種因素的影響。本研究中，農(nóng)業(yè)景觀相較于林地土壤景觀，土壤微生物量的變化趨勢與有機碳的變化趨勢高度一致，無論是微生物生物量碳，還是微生物PLFAs含量，均與土壤有機碳呈顯著正相關(guān)(圖3b)。與前人的研究類似，土壤微生物群落組成和結(jié)構(gòu)與有機碳含量直接相關(guān)，后者為土壤微生物提供養(yǎng)分和能源，驅(qū)動微生物群落的生存和發(fā)展，是土壤質(zhì)量的核心。通常來說，具有較高真菌/細菌比的生態(tài)系統(tǒng)會更穩(wěn)定，并且土壤有機碳固存能力更強。但在本研究中，原生土壤景觀轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)業(yè)土壤景觀后，有機碳大量損失，而真菌能利用難分解有機碳，在逆境中生存能力更強，使得真菌/細菌比反而升高。原生林地到農(nóng)業(yè)用地的土壤景觀改變不僅導致土壤微生物生物量的減少，而且對土壤微生物結(jié)構(gòu)產(chǎn)生深刻的影響，進而影響土壤質(zhì)量，有機碳同樣扮演重要的角色。

3.2 土壤質(zhì)量與土壤健康評價：土壤評價指標選取的考量

科學評價土壤質(zhì)量，就是衡量其均衡持續(xù)提供各種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的能力，為能夠全面而客觀地定量評價土壤質(zhì)量，需要從土壤的多個特性(物理、化學和生物)去選擇指標，以建立一種通用的土壤質(zhì)量評價體系，達到量化評定土壤質(zhì)量。

目前關(guān)于土壤質(zhì)量評價指標的選取，多趨向于采用更廣泛的指標，例如，增加生物方面的指標，這些指標在過往評價中往往被忽視?；谌珨?shù)據(jù)集的評價存在測試指標數(shù)量多、過程繁瑣等問題；而最小數(shù)據(jù)集評價法，使用主成分分析等數(shù)學的方法將數(shù)據(jù)進行降維，通過相關(guān)性或Norm值逐步甄別并篩選若干指標。這簡化了土壤指標數(shù)量，同時也可能出現(xiàn)這樣的問題：篩選出的多個指標可能代表同一功能的不同指標，或者可能缺失某一土壤功能的評價指標，這樣造成土壤質(zhì)量評價可能偏頗而脫離實際。本研究中，最小數(shù)據(jù)集挑選的指標為土壤有機碳、土壤團聚體平均質(zhì)量直徑、芳基硫酸酯酶和酸性磷酸酶活性，涵蓋了物理、生物和化學各方面指標。不過，化學指標僅有土壤有機碳含量1項指標，盡管磷酸酶酶活性指標能反映土壤磷素有效性，但本研究中的最小數(shù)據(jù)集評價體系并未直接包括對于作物生長發(fā)育極為重要的養(yǎng)分指標以及微生物生物量指標。這說明僅僅依靠數(shù)據(jù)分析的方法去篩選指標，可能會忽視某些方面的土壤功能。因此，基于數(shù)據(jù)集的評價中，應(yīng)當慎重選擇指標，篩選出最能代表土壤質(zhì)量的指標，以保證土壤評價的合理性。而基于土壤健康理念的土壤質(zhì)量評價，直接從土壤功能出發(fā)去篩選指標，既有科學理論依據(jù)，又遵循了最小數(shù)據(jù)集法的指標簡化，在土壤質(zhì)量中具有明顯優(yōu)勢。

3.3 土壤質(zhì)量與土壤健康評價：土壤功能評價體系的完善

本研究通過主成分分析，對全數(shù)據(jù)集和最小數(shù)據(jù)集進行土壤質(zhì)量評價。由圖4(a)可知，基于全數(shù)據(jù)集的土壤質(zhì)量指數(shù)和基于最小數(shù)據(jù)集的土壤質(zhì)量指數(shù)趨勢相同，即最小數(shù)據(jù)集能較好地替代全數(shù)據(jù)集來進行土壤質(zhì)量評價。在區(qū)域土壤質(zhì)量評價中，可以選取最小數(shù)據(jù)集中的指標來滿足土壤質(zhì)量評價。而土壤健康質(zhì)量評價所得到的土壤健康雷達圖，其面積能代表土壤綜合質(zhì)量指數(shù)，其趨勢與基于TDS和MDS的土壤質(zhì)量評價指數(shù)一致，說明此方法同樣能有效表征該區(qū)域的土壤質(zhì)量狀況。本研究中，林地景觀各項生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能評價值最高，說明林地土壤健康處于較高水平，而園地、旱地和稻田等土壤景觀的土壤健康受到削弱，各項指標值降低。從圖4(b)可知，除林地外的其他土壤景觀土壤養(yǎng)分有效性均提高(因為農(nóng)業(yè)施肥)，但有關(guān)固碳、生境的其他評價值相較于林地均大幅下降。稻田的有機碳和團聚體結(jié)合碳含量較旱地和園地景觀高，即土壤固碳能力顯著增強，驅(qū)動微生物生物量和活性隨之提升。盡管耕作方式的差異使稻田景觀的宏團聚體破壞程度增大，物理結(jié)構(gòu)與微生境的能力下降幅度相應(yīng)增大，但總體上稻田仍然相對保持健康的土壤景觀。有研究提出，稻田及稻作農(nóng)業(yè)可能是土壤、環(huán)境和生物可持續(xù)最好的農(nóng)業(yè)人類活動形式，特別是在農(nóng)業(yè)碳中和上具有特殊的意義。通過土壤健康評價的雷達圖，能更清晰地展現(xiàn)土壤功能屬性的強弱與土壤健康的變化關(guān)系，同時可以審視不同土壤景觀在生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能方面的消長關(guān)系。這樣的信息，可以用來更好地指導鄉(xiāng)村地區(qū)土地利用和產(chǎn)業(yè)發(fā)展，從可持續(xù)發(fā)展角度管理土壤景觀，服務(wù)區(qū)域可持續(xù)發(fā)展和鄉(xiāng)村振興。

4 結(jié) 論

(1)山地丘陵區(qū)鄉(xiāng)村小流域范圍內(nèi)不同土壤景觀間的土壤質(zhì)量存在較大的變異。與保護的原生林地土壤景觀相比，農(nóng)業(yè)景觀中土壤有機質(zhì)大幅降低，土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性被破壞，同時還伴隨著微生境的退化和微生物功能多樣性的降低，最終導致土壤生態(tài)系統(tǒng)功能嚴重削弱。相對而言，稻田景觀是能保持土壤健康的農(nóng)業(yè)活動景觀。

(2)土壤有機質(zhì)的損失和團聚體的破壞是導致土壤生物功能(固碳、養(yǎng)分循環(huán)和生物多樣性保持)衰退的根本。因此，增進和改善土壤有機質(zhì)—團聚體復合關(guān)系是恢復和改善土壤健康的根本途徑。

(3)最小數(shù)據(jù)集可以代替全數(shù)據(jù)集進行小流域土壤質(zhì)量變化評價?；谕寥澜】道砟畹耐寥蕾|(zhì)量評價，一方面體現(xiàn)人為活動下土壤健康的變化，另一方面還考慮土壤生態(tài)功能屬性的差異。在最小數(shù)據(jù)集土壤質(zhì)量評價法的基礎(chǔ)上，進一步進行土壤健康評價，對于當前鄉(xiāng)村地區(qū)生態(tài)農(nóng)業(yè)發(fā)展和區(qū)域特色農(nóng)業(yè)發(fā)展，以及促進生態(tài)環(huán)境保護具有重要意義。