Распределение изотопного состава углерода между компонентами органического вещества в целинном и пахотном типичном черноземе

1ФИЦ “Почвенный институт им. В.В. Докучаева”, Россия, 119017, Москва, Пыжевский пер, 7, стр. 2, *, e-mail: , ****,

*****, ******

7 Bld. 2 Pyzhevskiy per., Moscow 119017, Russian Federation, *, e-mail: , ****, *****, ******

29 Staromonetnyi per., Moscow 119017, Russian Federation, **

3Federal Research Center “Computer Science and Control” RAS, bld. 2, 44 Vavilova, Moscow 119333, Russian Federation, ***

Органическое вещество (ОВ) почвы является крупнейшим наземным резервуаром органического углерода (С) (Lal, 2008; Lehmann, Kleber, 2015). Более того, органический углерод почвы (SOC) в настоящее время рассматривается в качестве основной составляющей глобального цикла углерода (Golchin et al., 1994; Piccolo et al., 2004; Olk, Gregorich, 2006; Basile-Doelsch et al., 2020). В связи с этим можно предполагать, что даже незначительное уменьшение ОВ почв способно влиять на уровень СО 2 в атмосфере, усиливая парниковый эффект по принципу обратной связи. Органическое вещество почв – континуум гетерогенных по составу, свойствам, структуре, функциям, радиоуглеродному возрасту, временам обновления компонентов, что во многом обусловлено их разным пространственным расположением в почвенной матрице. Это, в свою очередь, обусловливает разные условия его биодеградации, что чрезвычайно важно с точки зрения стабилизации углерода (С) в почве.

Анализ стабильных изотопов углерода (δ13C) все чаще используется для оценки степени разложения ОВ в почвах, а также для выявления долговременных изменений в составе ОВ почвы (Wedin et al. 1995; Connin et al., 2001; Werth, Kuzyakov, 2010; Gunina, Kuzyakov, 2014; Liu et al., 2018; Atere et al., 2020). Кроме того, анализ δ13C в сочетании с фракционированием ОВ, в первую очередь, учитывающим пространственное расположение разных пулов ОВ в почве, обеспечивает мощный способ количественной оценки динамики ОВ почвы в ответ на изменения варианта земле- пользования (Liu et al., 2018). В дополнение это может быть полезно для изучения небольших изменений в запасах углерода в почве, которые будут значительными в долгосрочной перспективе, но не могут быть обнаружены с помощью традиционных методологий (del Galdo et al., 2003).

Этот подход основан на известном биологическом правиле, согласно которому биоразложение органических материалов приводит к накоплению 13C в результате: 1) субстратного эффекта (предпочтительная стабилизация органических материалов с легкой или тяжелой сигнатурой δ13C; 2) увеличения количества циклов утилизации микробов (Powers, Schlesinger, 2002; Werth, Kuzy-kov, 2010; Гунина, Кузяков, 2014; Liu et al., 2018).

Кроме того, естественное содержание 13С дает информацию о вероятности прямых потоков С между различными пулами ОВ на основе следующих предположений: 1) обогащение 13С между пулами ОВ соответствует последовательным стадиям образования ОВ; 2) фракционирование 13С (Δ13С) зависит в основном от стадий превращения (минимальные различия между Δ13C фракций ОВ между различными экосистемами соответствуют максимальной вероятности путей образования ОВ) (Powers, Schlesinger, 2002; Werth, Kuzyakov, 2010; Gunina, Kuzyakov, 2014; Liu et al., 2018; Артемьева и др., 2023).

Разложение/переработка ОВ чувствительна ко многим факторам, включая климат (Cheng et al., 2011), методы управления почвой (Alvaro-Fuentes et al., 2008; He et al., 2015), а также вариантам землепользования (Soinne et al., 2016). Долгосрочные полевые эксперименты дают наиболее точную информацию о влиянии различных вариантов землепользования на стабилизацию углерода. Почва, длительное время функционирующая в режиме чистого пара, представляет собой крайнюю стадию деградации (Jensen et al., 2020). Соответственно, анализ влияния истощения ОВ может дать новый взгляд на механизмы, лежащие в основе стабилизации углерода (Schweizer et al., 2024). Поэтому в представленном здесь исследовании мы изучили фракционирование стабильных изотопов C, которое происходит при разложении ОВ в условиях контрастных вариантов землепользования: степь и длительный (52 года) чистый пар.

Целями данного исследования были: 1) оценить влияние длительного режима чистого пара на состав стабильных изотопов С пулов ОВ типичного чернозема; 2) разработать расширенную схему потоков углерода в системе пулов ОВ; и 3) оценить их динамику в контрастных вариантах землепользования.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объект исследования – типичный чернозем (Haplic Chernozems; WRB, 2022) в условиях контрастных вариантов использования: степь (Центрально-Черноземный государственный биосферный заповедник “Стрелецкая степь” Курская область) и длительный (52 г.) чистый бессменный пар без удобрений (Курский Федеральный Аграрный Исследовательский Центр). Подробная информация о климатических условиях исследованной территории, породах, а также некоторых химических свойствах представлена ранее (Artemyeva et al., 2021).

Ненарушенные монолитные образцы почвы (размером 25 × 25 × 15 см) (3-кратная повторность) были отобраны с одинаковой глубины (5–25 см) (n = 6). После высушивания образцов в лабораторных условиях они были просеяны через сито (d =1 мм), остаток на сите был осторожно растерт пестиком с резиновым наконечником и также пропущен через сито. Все просеянные части из каждого образца были объединены. Далее образцы были подвергнуты грануло-денсиметрическому фракционированию.

Был использован модифицированный метод грануло-денситометрического фракционирования почв; полная схема представлена ранее (Artemyeva et al., 2021b). Свободное ОВ (неаг-регированное ОВ (ЛФ СВ ), локализуемое в межагрегатном пространстве агрегатов) – легкие фракции (плотность < 1.8 г/см³) выделялись с помощью бромоформ-этанольной смеси (БЭC). После удаления ЛФ СВ с помощью ультразвукового диспергатора зондового типа ЛУЗД-0,5К-02-00000 ПС (Криамид, Россия) разрушали агрегаты. После озвучивания (71 Дж/мл) образца почвы (10 г + 50 мл деионизированной воды) в течение 1 минуты с последующим центрифугированием получали илистые частицы, процедуру повторяли 15 раз. После удаления илистых частиц (Ил) из образца с помощью тяжелой жидкости БЭC выделялось агрегированное

ОВ (локализованное внутри микроагрегатов (ЛФ АГР )) – легкие фракции (плотность < 1.8 г/cм³). Все фракции, исключая Ил, отмывались от остатков БЭС и высушивались (60 °C, время сушки определялось визуально). Все выделения проводили в 3-кратной повторности (n = 6).

Примененная схема фракционирования позволяет выделить 4 пула ОВ: неагрегированное (свободное) ОВ (ЛФсв), агрегированное ОВ (ЛФ АГР ), ОВ ила (Ил) и Остатка (Ост).

ЛФ АГР и Ил – компоненты микроагрегатов внутри агрегатов (мA) (Golchin et al., 1994b; Puget et al., 1995), связь между компонентами слабая, поэтому они легко высвобождаются под влиянием кавитации. Микроагрегаты, устойчивые в ультразвуковом поле, состоят из илистых частиц и адсорбированных на них микробных метаболитов и микробной биомассы (Tisdall, Oades, 1982; Oades, Waters, 1991; Golchin et al., 1997; Chenu, Plante, 2006; Asano, Wagai, 2014), локализуются во фракции Остаток.

Содержание углерода и азота в грануло-денсиметрических фракциях определяли методом каталитического сжигания на анализаторе ТОС Analyzer (Shimadzu, Japan).

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

Изотопный состав углерода органического вещества выражали в тысячных долях отклонения от международного эталона (vPDB):

6(%о): бХобразец — [(^образец  Стандарт) / Стандарт] X 1000, где Х – это элемент (С), а R – молярное соотношение изотопов в анализируемом образце и эталоне. В эталонах по определению δ13С равно нулю.

Образцы были проанализированы относительно референтного газа (CO 2 ), откалиброванного по стандартам МАГАТЭ.

Для оценки статистической значимости различий в массе, C, N, соотношении C/N в разных пулах ОВ, а также содержании ¹³С и дискриминации ¹³С (Δ¹³С) использован непарный t-критерий (Microsoft Excel 2010, Microsoft Corporation, Redmond, WA, USA). Выбранный уровень значимости p < 0.05.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Масса, С, N, а также C/N пулов ОВ разной локализации в почвенной матрице

Функционирование типичного чернозема в режиме чистого пара в течение 52 лет вызвало резкие изменения в распределении пулов ОВ: количество свободного (ЛФ СВ ) и агрегированного (ЛФ АГР ) ОВ уменьшилось с 0.52 до 0.04% (в 13 раз) и с 4.28 до 1.27% (в 3.4 раза) соответственно; количество илистой фракции увеличилось с 18.32 до 22.18% (> 1.2 раза), а фракции Остаток практически не изменилась. Все различия между вариантами землепользования были статистически значимыми, за единственным исключением (Остаток) (рис. 1).

Величины концентрации C и N в исследованных фракциях всегда были выше в варианте степь по сравнению с вариантом пар. Все различия между вариантами землепользования были статистически значимыми, за единственным исключением (концентрация С в ЛФ СВ ) (рис. 2а, b). Отношение C/N во всех фракциях варианта пар всегда было выше по сравнению с таковыми варианта степь (рис. 2c), что связано с более выраженными потерями N по сравнению с C (рис. 2b). Все различия между вариантами землепользования были статистически значимыми, за единственным исключением (Ил).

Содержание 13С в различных пулах ОВ

Средние значения δ13C нефракционированных почв (–25.94 ± 0.02‰ (степь) и –25.72 ± 0.01‰ (пар) укладываются в диапазон, характерный для почв умеренного климата: от –24 до –29‰ (Balesdant et al., 1987).

Рис. 1 . Распределение разных пулов ОВ типичного чернозема (Курская область) контрастных вариантов землепользования ( p < 0.05). Здесь и далее: статистически значимые различия обозначены звездочкой.

Fig. 1 . The distribution of different OM pools in Haplic Chernozem (Kursk region) in the contrasting variants of land use ( p < 0.05). Hereafter: statistically significant differences are marked with the symbol *.

Рис. 2. Распеределение C ( a ), N ( b ), а также величина отношения C/N ( c) разных пулах ОВ типичного чернозема (Курская область) контрастных вариантов землепользования ( p < 0.05).

Fig. 2. The distribution of C ( a ), N ( b ), and the C/N ratio ( c ) in different OM pools in Haplic Chernozem (Kursk region) in the contrasting variants of land use ( p < 0.05).

Анализ изотопной сигнатуры разных пулов ОВ типичного чернозема показал незначительные различия между значениями δ13C (рис. 3).

Рис. 3. Величина δ¹³C в разных пулах ОВ и в почве в целом типичного чернозема (Курская область) в контрастных вариантах землепользования: черный цвет – степь, серый цвет – пар.

Fig. 3. The δ¹³C values of different OM pools, as well as of unfractionated soil in Haplic Chernozem (Kursk region) in the contrasting variants of land use ( p < 0.05). Hereafter: black symbols are the three replicates from the steppe, and gray symbols are the three replicates from the bare fallow.

Столь небольшие различия между значениями δ13C пулов ОВ являются обычными и отмечаются многими авторами (Balesdent et al. 1987; Bonde et al. 1992; Golchin et al., 1995a; Preston et al., 2009). Различия в степени обогащенности 13С, как правило, связана с различиями состава разных пулов ОВ (Golchin et al., 1995a).

Значения δ¹³C для дискретного ОВ (ЛФ СВ и ЛФ АГР ) укладываются в диапазон, характерный для биомассы наземных С3-растений (22–32‰), и близки к их средним значениям δ¹³C

(–27‰). Изотопный состав углерода минеральноассоциированного ОВ (Ил и Остаток) значительно отличается от такового дискретного ОВ. Оно обогащено 13C по сравнению с почвой в целом и дискретным ОВ (рис. 3). Согласно литературным данным, увеличение величины δ13C соответствует увеличению степени его микробной переработки, наряду с увеличением степени его ассоциации с минеральной матрицей почвы (Werth, Kuzyakov, 2010).

Для оценки величины “изотопного фракционирования” (¹³С дискриминации) рассчитывали разницу между значениями δ ¹³C каждого пула ОВ и δ¹³C нефракционированной почвы (Δ¹³C = δ¹³C пул – δ¹³C почва ) (рис. 4). По мнению Гуниной, Кузякова (2014), различия в величине Δ¹³С отражают разную степень разложения ОВ в каждом пуле ОВ по сравнению с ОВ почвы.

Рис. 4. Степень изотопной дискриминации (Δ¹³C) в разных пулах ОВ типичного чернозема (Курская область) в контрастных вариантах землепользования: черный цвет – степь, серый цвет – пар.

Fig. 4. ¹³C discrimination values of different OM pools, as well as of mA (microaggregates within aggregates, unstable under the sonication) in Haplic Chernozem (Kursk region) in the contrasting variants of land use ( p < 0.05).

Как показано на рисунке 4, обогащение ¹³C увеличивается по мере увеличения степени ассоциации с минеральной матрицей почвы: от дискретного ОВ (ЛФ СВ и ЛФ АГР ) к минеральноассоциированному (Ил и Остаток) (рис. 4). Таким образом, процессы разложения ОВ приводят к фракционированию ¹³C, соответственно, разные фракции ОВ характеризуются разными значениями δ¹³C.

Содержание 13С в пулах ОВ разной локализации в почвенной матрице

Дискретное ОВ (ЛФСВ и ЛФАГР) обеднено 13C по сравнению с почвой в целом и минерально-ассоциированным ОВ (Ил и Остаток), а также нефракционированной почвой. Как правило, по мере увеличения плотности и степени ассоциации ОВ с минеральной матрицей почвы повышается степень его микробиологической переработки, что находит отражение в увеличении значения δ 13C (Golchin et al., 1995a; Baisden et al., 2002; del Galdo et al., 2003; Crow et al., 2007; Llorente et al., 2010; Atere et al.., 2020). Различия в изотопной сигнатуре ЛФСВ и ЛФАГР, по-видимому, обусловлены, в первую очередь, их разной пространственной локализацией в почвенной матрице: в межпоровом пространстве для (ЛФСВ) и в микроагрегатах (неустойчивых в УЗ-поле – мА) внутри агрегатов (ЛФАГР) (Six et al., 1998). Соответственно, ЛФСВ практически лишено защитных механизмов (в первую очередь, физической защиты) и поэтому в бóльшей степени доступно для микробиоты, по сравнению с ЛФАГР, которое физически защищено от микробных атак внутри мА. Однако, согласно нашим аналитическим данным, изотопная сигнатура δ13C ЛФСВ оказалась более тяжелой по сравнению с таковой ЛФАГР (рис. 3), что не согласуется с предполагаемой бóльшей микробной переработкой ЛФАГР по сравнению с таковой ЛФСВ (Six et al., 1998; Baisden et al., 2002). Тем не менее это согласуется с некоторыми литературными данными о более тяжелой изотопной сигнатуре δ13C ЛФСВ по сравнению с таковой ЛФАГР (Six et al., 1998; Baisden et al., 2002; John et al., 2005; Rasmussen et al., 2005). В частности, “утяжеление” изотопной сигнатуры ЛФСВ может быть обусловлено, в том числе селективным сохранением углей или устойчивых биомолекул, а также утилиза- цией растительных или микробных липидов, которые обычно характеризуются более “легким” изотопным составом С (Park, Epstein, 1961; John et al., 2005; Rasmussen et al., 2005; Badeck et al., 2005). Это согласуется с обогащением ЛФСВ липидами по сравнению с ЛФАГР (в 2.5 раза) (Artemyeva et al., 2021b).

Минерально-ассоциированное ОВ (Ил и Остаток) было обогащено 13C по сравнению с почвой в целом и дискретным ОВ. Это согласуется с многочисленными литературными данными об “утяжелении” изотопного состава С по мере увеличении степени ассоциации с минеральной фазой почвы (Golchin et al., 1995a; Balesdant et al., 1987; Ehleringer et al., 2000; Six et al., 2001; Baisden et al., 2002; del Galdo et al., 2003; Fernández et al., 2003; Crow et al., 2006; Llorente et al., 2010; Atere et al., 2020). Учитывая, что ОВ этих фракций имеет преимущественно микробное происхождение, более высокое содержание 13С в данных фракциях по сравнению с дискретным ОВ свидетельствует об увеличении степени дискриминации 13С по мере прохождения микробных циклов утилизации (Golchin et al., 1994b; Balesdent, Mariotti, 1996; Bol et al., 1999; Ehleringer et al., 2000; Gunina, Kuzyakov, 2014).

Анализ изотопной сигнатуры ОВ почвы в целом (вариант пар) показал незначительные отличия по сравнению с вариантом степь: 25.72±0.01 vs. –25.94±0.02‰ соответственно, что согласуется с литературными данными (Campardella, Elliott, 1992). Кроме того, аналитические данные по δ13C для почвы в целом в варианте пар оказались близки к таковым для типичного чернозема (Курская область), полученным ранее другими авторами (–25.60‰) (Menichetti et al., 2014).

Величины δ¹³C для разных пулов ОВ в варианте пар демонстрируют незначительное, но последовательное увеличение относительно таковых варианта степь (рис. 3). При этом различия более выражены для дискретного ОВ (ЛФАГР), что еще раз подчеркивает его бόльшую чувствительность к изменению экологических условий (например, варианту землепользования) по сравнению с фракциями с бóльшей степенью ассоциации с минеральной фазой (Ил и Остаток) (рис. 3). Единственное исключение наблюдалось для ЛФСВ, чья изотопная сигнатура оказалась “легче” в варианте пар по сравнению с таковой варианта степь. Все различия между вариантами землепользования были статистически значимыми.

По-видимому, в силу отсутствия постоянного поступления свежего растительного материала в течение длительного времени изотопная сигнатура будет все больше смещаться в сторону “утяжеления” за счет субстратного эффекта, т. е. истощения биохимических компонентов с легким составом, сопровождающимся усилением изотопной дискриминации при увеличении количества циклов микробной утилизации (Šantručková et al., 2000; Hobbie, Colpaert, 2004; Boström, 2008). Это согласуется с выводами Menichetti et al. (2014), которые исследовали изменения изотопной сигнатуры (δ13C) в пяти европейских многолетних экспериментах с чистым паром, включая и объект наших исследований. Эти авторы настаивают, что последовательное увеличение δ13C обусловлено потерями С, обедненного 13C, а возможные причины – это микробный метаболизм и субстратные эффекты (Menichetti et al., 2014).

Потоки углерода в системе пулов ОВ

Пути потоков С между пулами ОВ определяли согласно подходу, предложенному Гуниной и Кузяковым (2014), основанному на гипотезе о том, что фракции ОВ со схожими значениями δ13C более тесно связаны/ассоциированы, чем характеризующиеся различающимися значениями δ13C; а также на основе биологического правила, согласно которому степень обогащения 13C увеличивается по мере увеличения циклов микробной утилизации.

Следуя этому подходу (Gunina, Kuzyakov, 2014), для анализа возможных путей образования ОВ мы расположили пулы ОВ в схему, состоящую из пулов ОВ, расположенных по возрастанию их плотности, а также в соответствии с примененной схемой фракционирования: ЛФСВ → ЛФАГР → Ил → Остаток (рис. 5). Такой порядок подразумевает, что увеличение плотности приводит к усилению трансформации растительного С (Sollins et al., 2009; Dorodnikov et al., 2011) и следует логической последовательности разложения ОВ в почве: только частично биологически переработанное и фрагментированное ЛФСВ может быть инкапсулировано глинистыми частицами (ЛФСВ → ЛФАГР) в составе мА; продукты разложения ЛФАГР адсорбируются на минеральной матрице (Ил) (т. е. ЛФАГР → минерально-ассоциированное ОВ (Ил)); ча-сти/фрагменты разрушенных мА, практически утерявшие свое органическое ядро (ЛФАГР), локализуются во фракции Остаток с наиболее стабильным (инертным) ОВ (гумин) (Artemyeva et al., 2021b; Данченко и др., 2022).

Рис. 5. Концептуальная схема потоков углерода в системе разных пулов ОВ типичного чернозема (Курская область) в контрастных вариантах землепользования: а – степь; b – пар. Стрелками показаны направления потоков углерода; их ширина отражает относительную вероятность потока углерода между пулами/почвой, числа вдоль стрелок показывают относительную вероятность потока углерода. Меньшие разности в величинах Δ¹³C соответствуют более высокой степени вероятности потока C: ≤ 0.1 – максимально высокая; 0.1–0.5 – очень высокая; 0.5–1.0 – высокая; 1.0–1.5 – средняя; > 1.5 – маловероятная.

Fig. 5. Conceptual diagram of C flows in the system of different soil OM pools in Haplic Chernozem (Kursk region) in the contrasting variants of land use: a – steppe; b – bare fallow. The arrows show the directions of C flows; their widths reflect the relative probability of C flow between OM pools, the numbers along the arrows indicate the relative probability of C flow. The smaller difference in Δ¹³C values corresponds to a higher probability of C flow: ≤ 0.1 – maximum high; 0.1–0.5 – very high; 0.5–1.0 – high; 1.0–1.5 – medium; >1.5 – unlikely.

Таким образом, мы не следуем общепринятой схеме, основанной лишь на формальном рассмотрении фракции с наименьшей величиной δ¹³C в качестве источника С, а с наибольшей – ее продукта. Тем не менее схема (рис. 5) позволяет сделать вывод, что основное направление потоков С в почве – от ЛФ СВ к минерально-ассоциированному ОВ (Ил и Остаток): слева направо (рис. 5), что согласуется со схемами, представленными ранее (Werth, Kuzyakov, 2010; Gunina, Kuzyakov, 2014; Liu et al., 2018; Atere et al., 2020).

Далее, для количественной оценки вероятности прямого потока С (Δ Δ ), Δ¹³C “продукта” вычитали из Δ¹³C “источника” для каждого пула ОВ, подразумевая, что чем меньше эта разница, тем больше вероятность потока C между этими двумя фракциями (т. е. более обогащенная ¹³С является “продуктом” менее обогащенной за счет разложения ОВ и/или других процессов) (Werth, Kuzyakov, 2010; Gunina, Kuzyakov, 2014).

Прежде всего рассмотрим возможные пути образования ОВ в варианте степь (рис. 5а). Мы считаем, что свободное ОВ (ЛФ СВ ) является отправной точкой потока углерода растительного происхождения в другие пулы ОВ. Несмотря на более тяжелую сигнатуру δ¹³C ЛФ СВ по сравнению с ЛФ АГР (см. выше), это никоим образом не исключает очень высокой вероятности прямого потока C из ЛФ СВ в ЛФ АГР , о чем свидетельствует очень низкая величина Δ Δ = 0.10 (рис. 5а). А более тяжелая изотопная сигнатура ЛФ СВ , по сравнению с ЛФ АГР , лишь отражает более высокую степень физической защищенности от микробных атак последнего (внутри мА) по сравнению с первым (в межагрегатном пространстве).

Несколько удивительно, что прямой поток C из ЛФСВ в мA оценивается как высоковероятный, однако он менее вероятен (>9 раз) по сравнению с потоком в ЛФАГР (очень высокая вероятность). По-видимому, это отражает пространственную локализацию ЛФСВ (в межпоровом пространстве), что предполагает значительную степень фрагментации и ферментации растительных остатков в качестве необходимого условия их инкрустации глинистыми частицами. Таким образом, примененный подход (Gunina, Kuzyakov, 2014) может быть информативным и для оценки про- странственной доступности ОВ для микроорганизмов и ферментов, в том числе его физической защиты.

Очевидно, что при формальном подходе вероятность прямого потока С из ЛФ АГР в илистую фракцию оценивается как средне вероятная: Δ Δ = 1.29 (рис. 5а). Однако, по нашему мнению, это лишь указывает на высокую степень микробиологической переработки органического материала в качестве критического условия адсорбции ОВ на глинистой матрице почвы (т. е. ЛФ АГР → минерально-ассоциированное ОВ (Ил)). Зато вероятность прямого потока из ЛФ АГР в мА, хотя и оценивается на уровне близком к средней (Δ Δ = 1.04)), тем не менее она выше таковой в илистую фракцию (рис. 5). Это сопровождается очень высокой степенью вероятности прямого потока С из илистой фракции в мА (Δ Δ = 0.24). Таким образом, примененный подход хорошо согласуется с принципиальной схемой образования микроагрегатов внутри агрегатов (неустойчивых в УЗ-поле), состоящих 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 белковой и липидной природы. Частичная деградация и фрагментация является обязательным условием для инкрустации твердых растительных остатков глинистыми частицами (т. е. ЛФ СВ → ЛФ АГР ) (Golchin et al., 1994; 1998; Jastrow, 1996; Wagai et al., 2009; Artemyeva et al., 2021b).

Из илистой фракции поток С следует во фракцию Остаток (вероятность очень высокая – Δ Δ = 0.39), однако вероятность прямого потока С во фракцию Остаток из неустойчивых в УЗ-поле микроагрегатов (мА) оказалась выше (Δ Δ = 0.14) (рис. 5а). Это может быть косвенным доказательством пополнения ОВ фракции Остаток преимущественно за счет частей/осколков разрушенных мА (“корок” разрушенных мА, пропитанных микробными продуктами) (Six et al., 2004; Артемьева и др., 2023).

Аналогичная схема потоков С в варианте пар демонстрирует значительные количественные изменения в величине их вероятности (рис. 5б). Тем не менее принципиальные пути преобразования ОВ остались прежними.

Свободное ОВ (ЛФ СВ ) по-прежнему является отправной точкой потока C растительного происхождения в остальные пулы ОВ (рис. 5б). Однако вероятность потока из ЛФ СВ в ЛФ АГР в варианте пар резко снижается (в 6 раз). Это, по-видимому, обусловлено значительно бóльшей разницей в cтепени изотопной дискриминации ¹³С в ЛФ СВ варианта пар по сравнению с таковой в варианте степь (в 2 раза) на фоне значительно менее выраженных различий для ЛФ АГР (в 1.1 раза) (рис. 4). Учитывая незначительные различия в химической структуре ЛФ СВ в контрастных вариантах землепользования (Artemyeva et al., 2021b), можно предполагать, что это связано с резким снижением микробной активности в варианте пар, что приводит к замедлению разложения ОВ, что косвенно подтверждается уменьшением вклада полипептидов (>1.3 раза) в ЛФ СВ в варианте пар. Это согласуется с литературными данными о резком снижении микробной активности в чистом пару в различных почвах прежде всего за счет резкого обеднения азотом (Kot et al., 2015; Завьялова и др., 2020). В частности, потери N в ЛФ СВ в исследованном варианте чистого пара составили около 95%.

Интересно, что прямой поток С из ЛФ СВ в мА в варианте пар практически исключен (вероятность маловероятна) – величина Δ Δ слишком велика (2.29).

Вероятность прямого потока С из ЛФАГР в илистую фракцию в варианте пар оказался еще ниже по сравнению с таковой в варианте степь: 1.78 против 1.29 соответственно. Это также обусловлено бóльшей разницей в cтепени изотопной дискриминации 13С в Иле в варианте пар (в 2 раза) на фоне значительно менее выраженных различий для ЛФАГР (в 1.1 раза). В частности, это может быть связано с резкими негативными изменениями качества ЛФАГР в варианте пар, приводящими к замедлению микробной активности. Как было показано ранее (Artemyeva et al., 2021b), 52-летнее функционирование типичного чернозема в режиме чистого пара вызвало в ЛФАГР резкое увеличение степени разложенности (DI) (>1.4 раза), ароматичности (ARI) (в 1.6 раза) и гидрофобности (HI) (>1.8 раза). Таким образом, ЛФАГР в варианте пар потерял свои наиболее легкодоступные и энергетически привлекательные для микробного сообщества фрагменты органического материала в ходе предыдущих циклов микробной утилизации: вклад фрагментов O-Alk снизился более чем в 1.7 раза по сравнению с таковым в варианте степь. Вследствие чего в ЛФАГР резко упала микробная активность – количество полипептидов снизилось более чем в 1.4 раза по сравнению с вариантом степь. Кроме того, потери N в ЛФАГР в варианте пар превысили 75%. Все это указывает на: 1) снижение микробной активности; 2) снижение вероятности адсорбции продуктов микробного разложения ЛФАГР на минеральную матрицу.

Однако вероятность прямого поступления С из илистой фракции в мА в варианте пар по сравнению с таковой в степи была существенно выше (в 4.6 раза): 1.10 против 0.24 соответственно. Последнее косвенно свидетельствует в пользу резкого снижения доли органического ядра мА (ЛФ АГР ), сопровождающееся увеличением доли минерального компонента в мА. Это находит подтверждение в уменьшении количества ЛФ АГР в варианте пар относительно такого в варианте степь (более чем в 3.5 раза) на фоне увеличения количества Ила (в 1.2 раза) (рис. 1).

Вероятность прямого потока С из илистой фракции во фракцию Остаток в варианте пар остается достаточно высокой (Δ Δ = 0.90), хотя значительно снижается (в 2.3 раза) по сравнению с таковой в варианте степь (Δ Δ = 0.39). Скорее всего, это также связано с бóльшей разницей в величине дискриминации ¹³С во фракции Остаток в варианте пар (в 6.5 раза) на фоне существенно менее выраженных различий в илистой фракции (в 2 раза). По-видимому, это связано с замедлением микробной активности в этих фракциях (вклад полипептидов уменьшился в 1.2 раза (Ил) и более чем в 1.5 раза (Остаток)) за счет негативных изменений качества ОВ (снижение количество привлекательного для микробного сообщества органического материала – вклад фрагментов O-Alk снизился в 1.3 (Ил) и 1.4 раза (Остаток)), а также потерей N (33% (Ил) и 55% (Остаток) (Artemyeva et al., 2021b). В минеральноассоциированном ОВ (Ил и Остаток) длительное функционирование в режиме чистого пара вызывало увеличение степени разло-женности (DI) (в 1.1 и 1.3 раза соответственно), ароматичности (ARI) (в 1.7 и 1.6 раза соответственно) и гидрофобности (HI) (в 1.3

и 1.5 раза соответственно) по сравнению c таковыми в варианте степь.

Таким образом, если в варианте степь вероятность прямых потоков С была достаточно велика для всех пулов ОВ, то в варианте пар она резко снизилась.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Показано, что последовательность разложения ОВ в почвах следует континууму от свежих и частично разложенных растительных остатков в ЛФ СВ и ЛФ АГР до значительно/полностью переработанных – в Иле и Остатке, что находит отражение в “утяжелении” изотопной сигнатуры при переходе от дискретного ОВ к минерально-ассоциированному.

В условиях длительного режима чистого пара, в силу практически полного отсутствия свежего растительного материала в течение длительного времени изотопная сигнатура смещается в сторону “утяжеления” за счет субстратного эффекта, сопровождающегося усилением изотопной дискриминацией при увеличении количества циклов микробной утилизации.

Примененный в нашем исследовании подход (Gunina, Kuzyakov, 2014) продемонстрировал свою эффективность при отслеживании потоков С между пулами ОВ на основе естественных различий в стабильном изотопном составе C. Он хорошо отражает не только последовательность трансформации ОВ, но и локализацию разных пулов ОВ в почвенной матрице.

В варианте пар принципиальные пути преобразования ОВ остались прежними: из дискретного ОВ (ЛФ СВ и ЛФ АГР ) к минерально-ассоциированному ОВ (Ил и Остаток). Тем не менее если в варианте степь вероятность прямых потоков С достаточно велика для всех пулов ОВ, то в варианте пар она резко снизилась за счет увеличения циклов микробного метаболизма и субстратных эффектов. Более того, мы полагаем, что выявленное резкое снижение вероятности прямых потоков С в системе пулов ОВ разной локализации в почвенной матрице в варианте пар, близкое к минимальной, свидетельствует в пользу приближения почвы, длительное время функционирующей в режиме чистого пара, по своему статусу к деградировавшему.