Почвоведение, 2023, № 3, стр. 339-352

ВВЕДЕНИЕ

Органическое вещество (ОВ) почвы является крупнейшим резервуаром органического углерода (С) на суше [31]. Стабилизация и дестабилизация ОВ в почве имеют решающее значение для глобального цикла C. В условиях современных климатических вызовов глубокое понимание механизмов стабилизации ОВ в почве может иметь ключевое значение для прогнозирования поведения C в почве и его обратной связи с климатом [45]. Под физической стабилизацией ОВ в почве понимают его защиту от минерализации, которая, в первую очередь, обеспечивается агрегатами. Положительное влияние агрегирования на аккумуляцию углерода в почве отмечается во многих работах [1, 22, 29, 37, 43, 44, 49, 53].

Анализ стабильных изотопов С (δ¹³C) является мощным инструментом для оценки оборота ОВ в почве, в том числе на разных иерархических уровнях организации почвенной массы [12, 16, 27, 32, 38], а также оценки степени его разложения [35]. ОВ почвы, в основном, происходит из тканей растений, которые имеют определенную изотопную сигнатуру, возникающую из-за различий в путях фотосинтетической ассимиляции С. Процессы разложения ОВ напрямую зависят от его локализации в почвенной матрице [3]. Соответственно, стабилизация C в разных пулах ОВ приводит к фракционированию ¹³C и, следовательно, к различным значениям δ¹³C. В качестве основных причин такого фракционирования рассматриваются микробный метаболизм (стабилизация органических материалов после прохождения одного или нескольких циклов микробной утилизации) и субстратные эффекты (предпочтительная стабилизация органических соединений с легким или тяжелым δ¹³C).

Связь обогащенности тяжелым изотопом ¹³C с методами физического фракционирования ОВ успешно использовалась некоторыми авторами для оценки количественных изменений содержания C в различных гранулометрических фракциях почвы [12, 17, 26, 27, 32, 38]. Однако ОВ почвы – очень сложная система, состоящая из разных фракций, характеризующихся различными физическими и химическими свойствами, устойчивостью к разложению микробиотой и временем оборота [31]. Поэтому для корректной оценки динамики ОВ необходимо различать фракции не только по размеру, но и функционально разные фракции ОВ почвы [6, 21]. Более того, Балесдент [15] прямо указывает на важность и необходимость исследования изотопного состава С для изучения природы пулов ОВ почвы. Это может быть достигнуто путем фракционирования ОВ по размеру и плотности [1, 19, 24].

Комбинация методов фракционирования ОВ с техникой естественной обогащенности тяжелым изотопом ¹³C предлагает информативный подход для изучения особенностей стабилизации углерода в почве, которые сложно обнаружить с помощью традиционных методологий [12, 21, 26, 32]. Изучение изотопного состава пулов ОВ, локализованных в структурных отдельностях разного размера, может способствовать более глубокому пониманию механизмов физической стабилизации ОВ.

Цель работы – изучение изотопного состава С пулов ОВ водоустойчивых структурных отдельностей (макро- и свободных микроагрегатов), выделенных из воздушно-сухих агрегатов (2–1 мм) типичного чернозема в условиях контрастного землепользования.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объект исследования – типичный чернозем в условиях контрастных вариантов использования: степь (Центрально-Черноземный государственный биосферный заповедник “Стрелецкая степь” Курская область) и длительный (52 года) чистый бессменный пар без удобрений (Курский НИИ агропромышленного производства) (51°34′ N, 36°06′ E). Климат умеренный. Среднегодовая температура составляет 4.8–5.3°С. Среднегодовое количество осадков равно 540 мм. Почвы – среднесуглинистый типичный чернозем [7], согласно международной классификации Haplic Chernozem (Loamic, Pachic) [52] на лёссовых отложениях с содержанием ила (<1 мкм) 18.4–22.9%, пыли (50–1 мкм) 69–70%, песка (50–2000 мкм) 8–12%, С_орг 2.6–4.8%, ${\text{p}}{{{\text{H}}}_{{{{{\text{H}}}_{{\text{2}}}}{\text{O}}}}}$ 6.8–6.9. Образцы отбирали с каждого варианта опыта в трехкратной повторности.

После сухого просеивания всего почвенного образца получили следующие фракции: >10, 10–7, 7–5, 5–3, 3–2, 2–1, 1–0.5, 0.5–0.25, <0.25 мм. Далее мокрому просеиванию подвергали воздушно-сухие агрегаты размером 2–1 мм. Выбор агрегатов данного размера обусловлен их наибольшим вкладом в С_общ почвы [8].

Для выделения пулов ОВ применяли модифицированный вариант грануло-денсиметрического фракционирования, полная схема которого представлена ранее [11]. Схема позволяет выделить четыре пула ОВ: неагрегированное, свободное (ЛФ_СВ), агрегированное (ЛФ_АГР), ил и остаток.

Содержание углерода (C) и азота (N) в грануло-денсиметрических фракциях определяли методом каталитического сжигания на анализаторе ТОС Analyzer (Shimadzu, Япония). Все измерения выполняли в трехкратной повторности.

Измерение изотопного отношения тяжелого изотопа к легкому (¹³С/¹²С) проводили на комплексе оборудования, состоящем из элементного CHNS анализатора (vario Isotope Select Elementar, Германия) и изотопного масс-спектрометра (precision IRMS Elementar, Великобритания) в ЦКП “Лаборатория радиоуглеродного датирования и электронной микроскопии” Института географии РАН.

Изотопный состав углерода ОВ выражали в тысячных долях отклонения от международного эталона (vPDB), δ (‰):

где Х – это элемент (С), а R – молярное соотношение изотопов в анализируемом образце и эталоне. В эталонах δ¹³С = 0. Образцы анализировали относительно референтного газа (CO₂), откалиброванного по стандартам МАГАТЭ.

Статистическую обработку результатов проводили с использованием статистического пакета Microsoft Excel 2010 (Microsoft Corporation, США). Выбранный уровень значимости p < 0.05.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Водоустойчивые структурные отдельности (макро- (2–1 мм) и свободные микроагрегаты (<0.25 мм)). Аналитические данные выявили практически полную однотипность компонентного состава водоустойчивых структурных отдельностей разного размера, выделенных из воздушно-сухих агрегатов размером 2–1 мм (степь) (рис. 1a). И в макро-, и в свободных микроагрегатах выделяются неустойчивые (мВСА) и устойчивые (остаток) в УЗ-поле микроагрегаты. Это согласуется с литературными данными об отсутствии значительных различий в составе водоустойчивых макро- и микроагрегатов [41].

Единственное, но очень важное различие – это ЛФ_СВ, которое присутствует лишь в макроагрегатах (1.1% на массу ВСА_ма), в свободных микроагрегатах обнаружены только его следы, что согласуется с литературными данными [10, 43]. Поэтому практически полное отсутствие свободного ОВ в ВСА_ми предполагает, преимущественно, лишь дальнейшее микробиологическое разложение ЛФ_АГР внутри мВСА_ми без возможности пополнения этого пула ОВ за счет ЛФ_СВ. Наряду с практически идентичным составом структурных отдельностей, вне зависимости от их размера это позволяет предполагать, что свободные микрогрегаты являются частями/осколками разрушенных макроагрегатов [10, 25, 27, 28, 36, 41, 42, 44].

Особое внимание следует обратить на неустойчивые микроагрегаты внутри структурных отдельностей (мВСА). Несмотря на то, что их доля, вне зависимости от варианта землепользования, составляет ~1/5 массы структурных отдельностей в целом, они стабилизируют бóльшую часть С_общ ВСА: 59–68 (степь) и 53–61% (пар) (рис. 1b), что согласуется с данными [38].

Изотопный состава углерода. В естественных условиях (степь) величина δ¹³C для ОВ, локализованного в ВСА разного размера была выше по сравнению с таковой для почвы в целом: –25.85 (ВСА_ма) и –25.77‰ (ВСА_ми) (рис. 2), что согласуется с литературными данными [27]. Это сопровождается увеличением степени обогащенности тяжелым изотопом ¹³C по мере уменьшения размера структурных отдельностей (рис. 3), что подтверждается данными [9, 16, 29, 32] и отражает отличие в долевом участии молодого растительного материала в агрегатах разного размера [29]. Следовательно, более тяжелая изотопная сигнатура ОВ свободных микроагрегатов указывает на бόльшую долю в них “старого” С. Все это, как будто, свидетельствует в пользу предположения, что ВСА_ми являются частями/осколками ВСА_ма и, следовательно, органические материалы в них должны быть переработаны в бóльшей степени. Однако это противоречит аналитическим данным по величине отношения C/N, которая, напротив, увеличивается по мере уменьшения размера структурных отдельностей: 11.0 против 10.7 (степь). Это кажущееся противоречие удалось прояснить, изучив изотопный состав С пулов ОВ структурных отдельностей.

С одной стороны, выявлено незначительное облегчение изотопного состава С дискретного ОВ (ЛФ_СВ и ЛФ_АГР), наряду с ОВ ила в ВСА_ми по сравнению с ВСА_ма, что свидетельствует о большей физической защите ОВ в микроагрегатах и согласуется с общепринятым мнением об увеличении устойчивости структурных отдельностей по мере уменьшения их размера [22, 48]. В таком случае ОВ в свободных микроагрегатах должно быть менее подвержено изменениям по сравнению с таковым в макроагрегатах, в том числе за счет микробиологической дискриминации ¹³С. Следовательно, наблюдаемый более легкий изотопный состав С пулов ОВ в свободных микроагрегатах выглядит логичным. Это хорошо согласуется с увеличением величины отношения C : N в них по мере уменьшения размера структурных отдельностей: 14.2 против 13.8 (ЛФ_АГР), 9.5 против 9.2 (ил), а также с данными твердофазной ¹³С ЯМР-спектроскопии, которая выявила меньшую степень разложения указанных пулов ОВ в свободных микроагрегатах по сравнению с таковыми в макроагрегатах [4].

С другой стороны, изотопный состав C фракции остатка в ВСА_ми оказался тяжелее такового в макроагрегатах. По-видимому, это является следствием некоторых различий в качественном составе ОВ данной фракции на разных уровнях структурной организации почвы. Аналитические данные по ¹³С ЯМР-спектроскопии выявили во фракции остатка в ВСА_ми бόльшую долю карбоксильных групп (обогащенных ¹³С), наряду с меньшей долей алкильных фрагментов, в том числе липидов, обедненных ¹³C [4]. Это в совокупности с бόльшей степенью ароматичности ОВ фракции остатка в свободных микроагрегатах и, возможно, большей степенью его микробиологической переработки, и обусловливает более тяжелый изотопный состав С (то есть бόльшую долю старого С) во фракции остатка в свободных микроагрегатах по сравнению с таковым макроагрегатов.

При этом следует учитывать, что общий изотопный состав С структурных отдельностей, аналогично почве в целом, складывается из изотопных сигнатур органических материалов во всех пулах ОВ в почве/водоустойчивых структурных отдельностях с учетом их количественного вклада (массы) [3]. Соотвественно, общий изотопный состав С водоустойчивых структурных отдельностях будет определяться, преимущественно, фракцией остатка в силу ее подавляющего преобладания в почве/ВСА разного размера (рис. 4).

Поэтому, несмотря на несколько облегченный изотопный состав дискретного ОВ и ОВ илистой фракции, локализованных в ВСА_ми по сравнению с таковыми в ВСА_ма, общая изотопная сигнатура свободных микроагрегатов будет более тяжелой по сравнению с таковой макроагрегатов именно за счет более тяжелой сигнатуры ОВ фракции остаток.

Влияние варианта землепользования на изотопную сигнатуру. Сравнительный анализ изотопной сигнатуры ОВ макро- и свободных микроагрегатов в варианте пар выявил тенденцию к ее утяжелению относительно таковой варианта степь, что согласуется с литературными данными об утяжелении изотопного состава С при переводе целинных почв в сельскохозяйственное использование [24].

Аналогично варианту степь, наблюдается тенденция к утяжелению изотопного состава С по мере уменьшения размера структурных отдельностей: ВСА_ма (–25.81‰) < ВСА_ми (–25.50‰).

Следует отметить, что величина обогащенности ¹³С ОВ оставшихся неразрушенными макроагрегатов в варианте пар очень близка к таковой варианта степь (–25.81 против –25.85‰ соответственно), что, по-видимому, является подтверждением гипотезы о высокой консервативности водоустойчивых макроагрегатов (2–1 мм) по сравнению со свободными микроагрегатами – несмотря на то, что они практически полностью исчезли из воздушно-сухих структурных отдельностей такого же размера [8].

Величины δ¹³C для разных пулов ОВ демонстрируют незначительное, но последовательное увеличение относительно таковых варианта степь. Исключение отмечено лишь для свободного ОВ (ЛФ_СВ) макроагрегатов, чья изотопная сигнатура оказалась легче в варианте пар по сравнению с таковой варианта степь.

Более легкий изотопный состав С свободного ОВ в ВСА_ма варианта пар по сравнению с таковым варианта степь согласуется с некоторыми данными ¹³С ЯМР-спектроскопии, которые свидетельствуют об уменьшении в варианте пар доли карбоксильных групп, обогащенных ¹³С, и об увеличении долевого участия алкильных соединений (обедненных ¹³С) [4]. Это в совокупности с резким увеличением степени гидрофобности ЛФ_СВ в ВСА_ма в варианте пар относительно варианта степь (более чем в 2 раза) дает основание предполагать, что в ЛФ_СВ макроагрегатов варианта пар селективно сохраняются наиболее трудно разлагаемые и гидрофобные фрагменты растительного происхождения (например, лигнина) с легким изотопным составом С [4].

Модель множественной линейной регрессии для прогнозирования величины соотношения ¹³С/¹²С (выраженном как δ¹³C). Изотопная сигнатура ОВ складывается из соотношения разнонаправленных процессов. С одной стороны, облегчения изотопного состава С остаточного субстрата за счет относительно более низких скоростей разложения биохимических компонентов растительного материала, имеющих легкий изотопный состав С (например, лигнина), и относительно быстрого разложения более тяжелых соединений (например, полисахаридов) [39]. С другой стороны, утяжеление изотопного состава С остаточного субстрата при прохождении микробных циклов утилизации ОВ при разложении ОВ [51].

Учитывая очевидную комплексность величины отношения ¹³C/¹²C, рассчитали модель множественной линейной регрессии для прогнозирования данного параметра в исследованных пулах ОВ, для чего воспользовались данными твердофазной ¹³С ЯМР-спектроскопии [3, 4].

Оказалось, что наилучшая модель (r = 0.91), в которой все параметры были значимыми (P < 0.05), включала долевое участие алкильных (ALK) и ароматических (AROM) фрагментов, карбоксильных групп (CARBOX) и степень разложения органического материала DI (ALK/∑O-ALK) (табл. 1).

Модельные и аналитические данные (по величине δ¹³C) показали удовлетворительное соответствие ($R_{{adj}}^{2}$ = 0.92, P < 0.05) (рис. 5).

На наш взгляд, модель в большей степени отражает зависимость величины обогащенности тяжелым изотопом (¹²C/¹³C) от субстратного эффекта (то есть соотношения органического материала, обогащенного и обедненного тяжелым изотопом ¹³C), а влияние биологического фактора (микробной утилизации ОВ) не столь очевидно. Поэтому проанализировали возможные пути потоков С между пулами ОВ и классами структурных отдельностей.

Потоки углерода в системе структурных отдельностей разного размера. Пути потоков С в системе пул ОВ/класс структурных отдельностей определяли по методу, предложенному Гуниной и Кузяковым [26]. Метод основан на гипотезе, что пулы ОВ/классы структурных отдельностей с одинаковыми значениями δ¹³C более тесно связаны/ассоциированы, чем те, которые имеют отличающиеся значения δ¹³C, а также на хорошо установленном биологическом правиле, согласно которому органические материалы, прошедшие серию циклов микробной утилизации, в большей степени обогащены ¹³C по сравнению с менее переработанными.

Для анализа возможных путей образования ОВ расположили пулы ОВ, выделенные из структурных отдельностей разного размера, в схему, состоящую из двух линий: верхняя линия – для макроагрегатов (ВСА_ма), нижняя линия – для свободных микроагрегатов (ВСА_ми) (рис. 6). Каждая линия составлена из пулов ОВ, расположенных по возрастанию плотности. Такой порядок предполагает, что увеличение плотности приводит к усилению трансформации С растительного происхождения [46].

Для стандартизации изотопного состава C в пулах ОВ рассчитали разницу (Δ¹³C) между значениями δ¹³C каждого пула ОВ/класса структурных отдельностей и δ¹³C почвы в целом (значения δ¹³C почвы в целом вычитали из δ¹³C пула). Различия в величине Δ¹³C отражают разную степень разложения ОВ каждого пула ОВ/класса структурных отдельностей по сравнению с общей массой ОВ почвы [26].

Соответственно, пул ОВ в начале стрелки рассматривается как источник С, а в конце – как его продукт. После этого Δ¹³C продукта вычитали из Δ¹³C источника для каждого пула ОВ/класса структурных отдельностей. Такой прием позволяет количественно оценить вероятность потока С.

Схема дает возможность сделать вывод, что направление потоков С внутри структурных отдельностей разного размера идет от дискретного ОВ (ЛФ_СВ и ЛФ_АГР) к минерально-ассоциированному (ил и остаток), то есть слева направо. Таким образом, отправной точкой потока C растительного происхождения в структурные отдельности является свободное ОВ ЛФ_СВ (с самой низкой Δ¹³C), а ил и остаток – это последние стадии трансформации ОВ (максимальные Δ¹³C).

Отчетливых различий в путях вероятной трансформации C на уровне макро- и свободных микроагрегатов не наблюдалось, что согласуется с выявленной ранее их весьма схожей химической структурой [4].

Вероятность прямого потока С от ЛФ_СВ в ЛФ_АГР очень высока – Δ¹³C (0.1–0.2), что свидетельствует о незначительной разнице в степени их микробиологической переработки. Далее поток С должен перетекать в илистую фракцию, однако величина Δ¹³C (1.4) предполагает весьма малую степень вероятности прямого потока из дискретного ОВ в ил. По нашему мнению, это только лишний раз подчеркивает существенные различия в происхождении ОВ данных пулов: преимущественно растительное для ЛФ_АГР и микробное – для ила. Соответственно, продукты микробного разложения ЛФ_АГР могут адсорбироваться на глинистых частицах (ил) лишь после их очень интенсивной микробной переработки [13, 20, 21, 24, 33 ].

Последний пул ОВ, куда направлен поток С – фракция остатка. Возможные источники поступления С в данный пул ОВ в структурных отдельностях разного размера располагаются в ряд по мере увеличения вероятности потока С: (ВСА_ма) ЛФ_СВ ≤ ил (0.8) < ЛФ_АГР (0.7) < мВСА_ма (0.5); (ВСА_ми) ЛФ_АГР (0.9) < ил (0.5) < мВСА_ми (0.3).

Вероятность потока С в структурные отдельности из разных пулов ОВ и неустойчивых микроагрегатов внутри ВСА увеличивается в следующем ряду: (ВСА_ма): ЛФ_СВ (0.9) < ЛФ_АГР (0.8) < ил (0.7) < < мВСА_ма (0.4) < остаток (0.1); (ВСА_ми): ЛФ_АГР (0.9) < < ил (0.5) < мВСА_ми (0.2) < остаток (0.1). Следует отметить, что такой порядок хорошо отражает количественный вклад разных пулов ОВ в общий изотопный состав С структурных отдельностей, продемонстрированный ранее.

Однако преобразования C могут происходить не только в пределах одного класса структурных отдельностей, но и между макро- и свободными микроагрегатами, а также между разными пулами ОВ.

Велика вероятность потока С из всех исследованных пулов ОВ и мВСА_ма макроагрегатов в соответствующие пулы и ВСА_ми свободных микроагрегатов: ЛФ_АГР = ил = мВСА_ма = остаток (0.1). Следует отметить очень высокую вероятность потока С из ЛФ_СВ макроагрегатов в ЛФ_АГР свободных микроагрегатов (0.1). Наряду с очень большой долей вероятности прямого потока С из макроагрегатов в свободные микроагрегаты (Δ¹³C = 0.1), это подтверждает гипотезу, что свободные микроагрегаты представляют собой осколки/фрагменты разрушенных макроагрегатов.

Существенно меньше вероятность потока С из ЛФ_АГР макроагрегатов в ил свободных микроагрегатов (1.3), вероятность потока из ЛФ_АГР свободных микроагрегатов в ил макроагрегатов еще менее вероятна (1.5).

При этом бóльшая вероятность потока С во фракцию остатка из неустойчивых микроагрегатов внутри структурных отдельностей (мВСА) по сравнению с прямыми потоками С из ЛФ_АГР и ил соответствующих структурных отдельностей (0.5 против 0.7–0.8 соответственно (ВСА_ма) и 0.3 против 0.5–0.9 соответственно (ВСА_ми)), свидетельствует в пользу гипотезы о том, что фракция остатка в большой степени представлена частями/осколками разрушенных неустойчивых микроагрегатов (мВСА).

Водоустойчивые макро- и свободные микроагрегаты. Проведенные исследования приводят к ряду гипотез относительно образования и строения структурных отдельностей разного размера и последующего накопления и оборота ОВ в почве, а также факторов, регулирующих их формирование и изменение под влиянием внешних условий.

Разложение твердых растительных остатков в почве зависит от их локализации в почвенной матрице: экологические условия для биодеградации должны существенно различаться для ОВ, локализованного в межагрегатном пространстве (ЛФ_СВ) и внутри структурных отдельностей (ЛФ_АГР). Проведенные исследования продемонстрировали, что иерархический уровень структурных отдельностей также имеет значение для процессов биодеградации ОВ.

Водоустойчивые макроагрегаты состоят из свободного ОВ (ЛФ_СВ), микроагрегатов (мВСА) и межагрегатной массы (остаток) (рис. 7).

В свою очередь, неустойчивые микроагрегаты внутри макроагрегатов (мВСА) состоят из органического ядра – агрегированного ОВ (ЛФ_АГР) и минеральной компоненты (ил), которая его (ядро) инкрустирует. Инкрустация дискретного ОВ минеральными частицами почвы возрастает благодаря постоянному микробиологическому разложению дискретного ОВ и образованию различных клеящих агентов белкового и липидного характера. Частичная деградация и фрагментация является обязательным условием для инкрустации твердых растительных остатков глинистыми частицами, так как только частично биологически переработанные и фрагментированные (до размера ≤100 мкм) частицы органического материала могут быть инкапсулированы глинистыми частицами (ЛФ_СВ → ЛФ_АГР) [11, 23, 25, 27, 50]. Еще одним обязательным условием является степень гидрофобности ОВ: чем она меньше, тем вероятность инкрустации ОВ глинистыми частицами и, в итоге, включения его в микроагрегат больше [11]. В противном случае фрагменты растительного материала будут продолжать функционировать как свободное ОВ (ЛФ_СВ), параллельно подвергаясь биодеградации/фрагментации до достижения ими размера и качества, обеспечивающих возможность его инкрустации минеральными частицами (ЛФ_АГР) и включения внутрь микроагрегата (мВСА) [11, 23].

Размеры такого рода микроагрегатов колеблются в пределах 50–250 мкм, они неустойчивы к ультразвуковому воздействию, однако обладают водоустойчивостью, поэтому их часто называют стабильными [22]. Конкретный размер мВСА в естественных условиях (степь) определяется исключительно ОВ. Внутри свободных микроагрегатов он в 1.7 раза, а количество в 1130 раз меньше по сравнению с таковыми в макроагрегатах. Плотность упаковки такого рода микроагрегатов внутри макроагрегатов в 1.7 раза меньше по сравнению с таковой внутри свободных микроагрегатов. Распределение мВСА в матрице ВСА, по-видимому, неравномерное [25, 30, 47].

В относительно замкнутом внутреннем пространстве мВСА экологические условия существенно отличаются от внешних. Близость в микрометровом масштабе субстрата (ОВ) и микроорганизмов, его разлагающих, стимулирует биодеградацию ОВ [18, 40], а наличие тесного контакта с минеральной матрицей (ил) обеспечивает возможность быстрой адсорбции новообразованных продуктов разложения ОВ [11]. Продукты метаболизма микробного сообщества ризосферы, колонизирующего свежее дискретное ОВ (ядро микроагрегата), поступающее из корневых и растительных остатков, выступают в качестве пропитки/клея, придавая микроагрегату стабильность.

Выявленные структурные изменения ОВ при переходе от свободного (ЛФ_СВ) к агрегированному (ЛФ_АГР) свидетельствуют об активной деполимеризации лигнина именно в агрегированном ОВ внутри микроагрегатов, то есть именно внутри микроагрегатов (мВСА) инициируется процесс активной трансформации вновь поступившего органического материала [11]. Это согласуется с литературными данными о селективном накоплении лигнина и продуктов типа лигнина, преимущественно, в агрегированном ОВ [23]. Интегральные показатели химической структуры свидетельствуют о бóльшей степени трансформации ЛФ_АГР по сравнению с ЛФ_СВ: 0.56 против 0.49 (DI – индекс разложения ОВ), 0.50 против 0.35 (ARI – индекс ароматичности ОВ) и 0.81 против 0.61 (HI – индекс гидрофобности ОВ), соответственно) [4]. Это подтверждается и более тяжелой изотопной сигнатурой ЛФ_АГР по сравнению с таковой ЛФ_СВ (–26.62 против –26.78‰ соответственно).

Глинистые частицы (ил) – минеральный компонент микроагрегатов внутри макроагрегатов (мВСА) – обеспечивают физическую защиту ОВ [14], а также являются минеральной матрицей, на которую продукты микробного разложения ЛФ_АГР быстро адсорбируются и стабилизируются. Микроскопические исследования с применением техники USAXS продемонстрировали, что сохранение ОВ является результатом инкапсуляции свежего ОВ минералами в процессе формирования и эволюции микроагрегатов [34].

Следует отметить, что в современных моделях образования агрегатов неустойчивым (в УЗ-поле) микроагрегатам внутри структурных отдельностей (мВСА) придают особую важность [10, 20, 25, 27, 36, 41, 42]. Наши исследования полностью поддерживают эту точку зрения, более того, полагаем, что неустойчивые микроагрегаты (50–250 мкм), состоящие из ЛФ_АГР (ядро) и частиц глины (инкрустируют ядро), могут рассматриваться как центры агрегации почвенной массы [2, 11]. Основными аргументами в пользу этого предположения являются:

1) относительно небольшое внутреннее пространство микроагрегата обеспечивает близость микробного сообщества, источника ОВ и минеральной матрицы, на которую могут адсорбироваться продукты разложения ОВ;

2) максимально наблюдаемое обогащение органического ядра (ЛФ_АГР) микроагрегата продуктами деполимеризации лигнина предполагает высокую интенсивность процессов разложения ОВ, и соответственно высокую продуктивность адгезионных фрагментов/веществ;

3) максимально наблюдаемое обогащение минерального компонента микроагрегата (ил) полипептидами и липидами микробного происхождения, то есть максимальное наблюдаемое количество микробной биомассы и продуктов метаболизма, позволяет предполагать, что вероятность локализации биологически активных зон, так называемых “hotspots” микробиологической активности внутри микроагрегата, очень высока, если не максимальна;

4) неустойчивые микроагрегаты стабилизируют бóльшую часть С структурных отдельностей.

Следовательно, весьма вероятно, что “hotspots” структурообразующей активности (по аналогии с “hotspots” микробиологической активности) локализованы, в основном, именно внутри неустойчивых (крупных) микроагрегатов (мВСА). Это согласуется с мнением авторов [34], которые называют микроагрегаты внутри макроагрегатов инкубаторами.

Следуя концептуальной модели Гольчина с соавт. [25], в силу того, что разложение ОВ происходит внутри мВСА, по мере уменьшения в их ядре (ЛФ_АГР) привлекательного для микробиоты биологического материала, в нем будет накапливаться все более устойчивый к биодеградации органический материал, микробная активность будет замедляться, соответственно, будет снижаться выработка клеящих и стабилизирующих веществ; микроагрегаты будут терять стабильность [22]. В итоге это приведет к их дезинтеграции, при этом часть их останется в пуле крупных 50–250 мкм мВСА (рис. 7), и при условии неполной потери ими энергетически привлекательного гидрофильного органического материала, далее они смогут участвовать в новом цикле образования крупных мВСА [11].

Фрагменты разрушенных неустойчивых (в УЗ-поле) микроагрегатов (мВСА), практически утерявшие свое органическое ядро в процессе биологического разложения (преимущественно, пылеватого размера), пополнят пул мелких (устойчивых в УЗ-поле) микроагрегатов (остаток) внутри макроагрегатов. Поэтому можно предполагать, что устойчивые в УЗ-поле микроагрегаты – это, преимущественно, минеральные “корки” разрушенных мВСА, пропитанные микробными продуктами [44].

Свободные микроагрегаты – это части дезинтегрированных макроагрегатов; оснований в пользу гипотезы их образования внутри макроагрегата, как специфического процесса, не обнаружили. Основными доводами в пользу этого являются: 1) практически одинаковый, исключая ЛФ_СВ, компонентный состав; 2) близкий количественный и качественный состав ОВ, включая химическую структуру; 3) очень высокая вероятность прямого потока С из макро- в свободные микроагрегаты; 4) одинаковый размер илистых частиц, инкрустирующих органическое ядро (~400 нм) мВСА; 5) бóльшая степень выраженности негативных изменений количества и качества ОВ в ВСА_ми в варианте пар, обусловленная высвобождением ОВ, ранее защищенного в составе ВСА_ма при их разрушении, и соответственно, увеличением его доступности для микробиоты. Таким образом, свободные микроагрегаты состоят из мВСА и межмикроагрегатной массы (фракция остатка), унаследованных от макроагрегатов.

Предельно низкое количества макроагрегатов (<0.3% массы воздушно-сухих агрегатов 2–1 мм) в варианте пар (в течение 52 лет), свидетельствующее об их практически полном разрушении [8], связываем с малыми размерами мВСА внутри макроагрегатов и количеством ОВ, стабилизированного в них (как в органическом ядре, так и в илистых частицах, инкрустирующих его), предельной степенью зрелости ОВ, его высокой гидрофобностью и увеличением доли минеральной матрицы, истощенной в ОВ [5]. Все это негативно сказывается на продуцировании связующих агентов микробиотой, что приводит к ослаблению связей внутри макроагрегатов и их стремительному разрушению. Теоретически в почве могут остаться только свободные микроагрегаты [25]. Однако фактически это вряд ли возможно, так как поступление свежего ОВ растительного происхождения, наряду с биологическим материалом, имеет место, хотя количественно совершенно неадекватное и спорадическое, за счет, в том числе, эолового заноса, а также зоохории.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Впервые проведенные исследования изотопного состава С пулов ОВ в водоустойчивых макро- и свободных микроагрегатах типичного чернозема позволили количественно оценить потоки C в системе агрегат/пул ОВ. Концептуальная схема демонстрирует, что основные потоки C в пулах ОВ идут от свободного ОВ (ЛФ_СВ) к фракции остатка через микроагрегаты внутри структурных отдельностей (мВСА). Выявлено, что фракционирование ¹³C на отдельных этапах формирования пулов ОВ является относительно постоянным, независимо от уровня структурной организации.

Свободное ОВ (ЛФ_СВ) – отправная точка потока C растительного происхождения в структурные отдельности, о чем свидетельствует его изотопная сигнатура, в наибольшей степени приближенная к таковой растительности.

Агрегированное ОВ (ЛФ_АГР) – продукт фрагментации/гумификации свободного ОВ почвы, один из двух основных компонентов мВСА. Для данного пула ОВ характерна значительная степень деградации и фрагментации растительных остатков, что является необходимым условием для преобразования ЛФ_СВ в ЛФ_АГР, поскольку только частично биологически переработанные и фрагментированные (до размера ≤100 мкм) частицы органического материала могут быть инкапсулированы глинистыми частицами. Бόльшая по сравнению с ЛФ_СВ степень микробиологической переработки органических материалов в ЛФ_АГР находит отражение в его более тяжелом изотопном составе С.

Органо-глинистые комплексы (ил) – это продукты микробного разложения ЛФ_АГР, которые, наряду с белковыми структурами, адсорбируются на глинистых частицах. Ил в наибольшей степени обогащен ¹³С среди всех исследованных пулов ОВ.

ЛФ_АГР и ил – это компоненты неустойчивых в УЗ-поле микроагрегатов (мВСА), образующихся внутри макроагрегатов одновременно с первичным капсулированием свежего ОВ. Размеры такого рода микроагрегатов колеблются в пределах 50–250 мкм, они неустойчивы к ультразвуковому воздействию, однако обладают водоустойчивостью.

Микроагрегаты внутри структурных отдельностей (мВСА) играют важнейшую роль в структурообразовании и стабилизации С в средне- и долгосрочной перспективе. Именно внутри мВСА инициируется процесс трансформации вновь поступившего органического материла, в частности, активной деполимеризации лигнина. Поэтому неустойчивые микроагрегаты (мВСА) можно рассматривать как центры агрегирования почвенной массы (“hotspots” структурообразующей активности).

Фракция остатка – это межмикроагрегатная масса, заполняющая внутренний объем макроагрегата между мВСА. Содержит устойчивые в УЗ-поле микроагрегаты размером 50–1 мкм с незначительной примесью наиболее трудно разлагаемых гидрофобных фрагментов ОВ растительного происхождения, а также углеподобные вещества. Устойчивые в УЗ-поле микроагрегаты – это части/осколки разрушенных неустойчивых (в УЗ-поле) микроагрегатов (мВСА), практически утерявших свое органическое ядро (ЛФ_АГР). Во фракции остатка накапливается наиболее стабильное (инертное) ОВ. Тем не менее, изотопная сигнатура фракции остаток несколько легче таковой илистой фракции, по-видимому, за счет присутствия трудноразлагаемых гидрофобных фрагментов ОВ растительного происхождения с легким изотопным составом.

Свободные микроагрегаты – это части дезинтегрированных макроагрегатов; оснований в пользу гипотезы их образования внутри макроагрегатов, как специфического процесса, не обнаружено. Таким образом, свободные микроагрегаты состоят из мВСА и межмикроагрегатной массы (фракция остатка), унаследованных от макроагрегатов.

И в макро-, и в свободных микроагрегатах имеется лабильное ОВ (в составе мВСА, наряду с ЛФ_СВ (только в макроагрегатах)) и стабильное ОВ (остаток). Компоненты мВСА внутри ВСА_ми в бóльшей степени физически защищены по сравнению с таковыми внутри ВСА_ма (более легкий изотопный состав), что, по-видимому, является следствием мéньшего размера мВСА внутри ВСА_ми. Однако наиболее стабильный пул ОВ, сосредоточенный во фракции остатка внутри ВСА_ми, характеризуется бόльшей степенью микробиологической переработки (обогащенность ¹³С) по сравнению с таковой в ВСА_ма. Учитывая, что фракция остатка определяет общий изотопный состав С в ВСА, общий изотопный состав С в свободных микроагрегатах (ВСА_ми) более тяжелый по сравнению с таковым макроагрегатов. Таким образом, снято противоречие между общепринятым мнением об увеличении устойчивости структурных отдельностей по мере уменьшения их размера (увеличение степени физической защиты ОВ) и хорошо установленным фактом увеличения степени обогащенности ¹³С по мере уменьшения размера структурных отдельностей (бóльшая степень микробиологической переработки ОВ).