CC BY
16
ГЕНЕЗИС И ГЕОГРАФИЯ ПОЧВ
УДК 631.453; 631.15
ЗАКОНОМЕРНОСТИ МИНЕРАЛИЗАЦИИ ОРГАНИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ ПОЧВЕННЫХ РАСТВОРОВ ПОДЗОЛИСТОЙ ПОЧВЫ
Е.И. Караванова, П.Е. Одинцов, А.А. Степанов
Исследован процесс минерализации органических веществ почвенных растворов, выделенных методом вакуумных лизиметров из горизонтов подзолистой почвы. Устойчивость растворенных органических веществ (РОВ) различается в зависимости от горизонта. Наибольшее количество устойчивых к биодеструкции РОВ (минерализуется < 50%) содержится в верхних органогенных горизонтах, вниз по профилю оно уменьшается. Доля минерализованного углерода обратно пропорциональна относительному содержанию в составе РОВ гидрофобной фракции и фенольных соединений. Самую низкую долю (23%) минерализуемого углерода имеют вещества из гор. ЕЬЫ, где максимально содержание гидрофобной фракции (44%). В ходе окислительной трансформации повышается степень ароматичности РОВ: коэффициент экстинкции (Е-280) увеличивается в 2—12 раз, доля фенольных соединений возрастает в 2—10 раз, до 5—5,5 кДа уменьшается молекулярная масса. Эти признаки интенсивнее изменяются в растворах из нижних горизонтов. Таким образом, неразлагаемый остаток этих РОВ представлен веществами, максимально устойчивыми к разложению.
Ключевые слова: устойчивость, растворенные органические вещества, почвенный раствор, вакуумные лизиметры, минерализация, гидрофобность, фенольные соединения, биодеградация.
Введение
Во многих наземных экосистемах, особенно переувлажненных, растворимые органические вещества (РОВ) вносят значительный вклад в общий цикл углерода [6]. Изменения водно-теплового режима и биологической активности почв, прогнозируемые как следствие глобального потепления климата, будут сопровождаться дополнительным увеличением продукции и потоков углерода [6,17], что чревато рядом негативных процессов. Возникающий избыток легкоразлагаемого органического субстрата способен дополнительно стимулировать разложение органического вещества твердой фазы почв [6, 21]. В болотных экосистемах увеличение скорости разложения РОВ и торфа ведет к росту концентрации углекислого газа в атмосфере, что в условиях мерзлоты может нарушить устойчивость природных экосистем [14,25]. Усиление поступления органического вещества (содержащего азот и фосфор) в водоемы влечет изменение их трофического статуса, и эта тенденция уже отмечается в ряде стран [23]. Избыточное поступление аллохтонного органического вещества в воды при их последующей очистке сопряжено с ростом риска образования канцерогенных хлорорганических производных, увеличением подвижности и устойчивости гидрофобных органических поллютантов, сорбирующихся на растворенных гумусовых веществах [4, 8]. Во всех этих
сценариях РОВ играют заметную роль. Представления об их термодинамической и биохимической устойчивости, закономерностях образования и деструкции, процессах, ограничивающих концентрацию в водах, важны для решения многих прогностических задач.
Цель данной работы — изучение скорости и закономерностей минерализации (биодеградации) органических веществ, присутствующих в естественной жидкой фазе (почвенные растворы) подзолистой почвы, для чего был поставлен ряд задач:
1) исследование и сравнение устойчивости к разложению РОВ почвенных растворов, выделенных in situ из разных горизонтов подзолистой почвы;
2) изучение изменений состава РОВ (содержания фенольных соединений, молекулярной массы, оптических свойств) вследствие биодеградации; 3) изучение взаимосвязи между свойствами РОВ и их устойчивостью к разложению.
Объекты и методы исследования
Объекты исследования — почвенные растворы, выделенные в первой половине июня in situ с применением вакуумных лизиметров, из горизонтов Oh, ELhi, EL, ELBT, ВТ текстурно-дифференцированной подзолистой перегнойной почвы Центрально-Лесного государственного природного биосферного заповедника (ЦЛГПБЗ, Тверская обл.). Рас-
творы экстрагировали под давлением 0,4—0,6 атм., влажность почв при отборе проб составляла для гор. ОИ — 138,5%, ЕШ — 66,2, ЕЬ — 19,5, ЕЬВТ — 22,3, ВТ — 21,3%. Перед экспериментом по биодеградации растворы фильтровали через мембранный фильтр 0,45 мкм и разбавляли.
Для изучения динамики минерализации РОВ использовали манометрический метод. Процесс разложения контролировали с применением системы Охйор ОС 110 (ЖТЖ, Германия), позволяющей автоматически измерять количество кислорода, потребляемого для окисления РОВ. В исследуемые растворы перед началом эксперимента вносили микробный инокулят, раствор питательных веществ ^РК); значения рН доводили до 7,2, используя фосфатный буфер; для ингибирования процесса нитрификации добавляли 5%-й раствор ^аллилтиомочевины. В качестве инокулята использовали водную вытяжку из свежей лесной подстилки с примесью небольшого слоя подподсти-лочного органогенного горизонта, полученную при соотношении твердая фаза: вода 1:2. Суспензию инкубировали в течение суток при 23°, перед добавлением к исследуемым растворам ее фильтровали через бумажный фильтр «белая лента».
Подготовленные растворы переливали в бутыли, снабженные тубусом, куда в качестве адсорбента СО2 помещали гранулы сухого гидроксида натрия. Бутыли герметично закрывали крышками-головками, содержащими мембрану, реагирующую на изменения давления кислорода в замкнутом объеме. Пробы ставили в термостат и инкубировали при температуре 20° ± 0,2° в темноте 42 дня при постоянном перемешивании с помощью платформы-мешалки. Программа измерений каждые 4—5 ч фиксировала уровень давления О2 в воздухе над раствором, меняющийся при минерализации РОВ, и переводила его в концентрацию на основе уравнения Менделеева—Клапейрона. Полученные значения пересчитывали в эквимолярные количества СО2 и минерализованного углерода.
Содержание растворимых фенольных соединений (РФС) измеряли фотометрически с реактивом Фолина—Дэниса, средневзвешенную моле-
кулярную массу РОВ определяли методом гель-фильтрации (сефадекс <^-50»), гидрофобно-гид-рофильное распределение — методом разделительной хроматографии на геле Ойу1 $ерИаго8е СЬ-4В (гидрофобные вещества элюировали 1%-м раствором SDS-Na). Содержание органического углерода (Сорг) в почве и растворах до и после окончания минерализации оценивали по бихроматной окисляемости. Содержание железа в горизонтах почвы, откуда были выделены растворы, определяли атомно-абсорбционным методом в вытяжке Мера—Джексона.
Результаты и их обсуждение
Закономерности профильного изменения содержания РОВ в почвенных растворах можно оценить по величине концентрации Сорг, измеренной сразу после их выделения. Максимум обнаружен в растворах из подстилки и гор. ЕЬЫ, что обусловлено самым высоким его количеством в их твердой фазе (21 и 4,5% соответственно), а в случае гор. ЕЬЫ — и долей подвижного углерода (65%) (табл. 1).
Вниз по профилю концентрация РОВ резко падает, достигая минимума в гор. ВТ, что является закономерным следствием внутрипрофильной миграции, многократно описанной в литературе [1,2]. Концентрация Сорг на выходе из почвенного профиля составляет 5—10% от таковой в подстилке. Данная закономерность трактуется, в основном, как поглощение углерода почвой, хотя не исключаются и другие возможности его частичных потерь (в частности, с боковым стоком и/или вследствие минерализации) [1, 2]. Вклад процессов сорбции и минерализации в убыль количества РОВ с глубиной не вполне ясен. Ответ на этот вопрос, однако, важен для прогноза поведения Сорг в почве при меняющихся условиях среды, например климата. Устойчивость соединений углерода, как сорбированных в почве, так и мигрирующих с раствором, представляет актуальность с точки зрения оценки их перехода в поверхностные и грунтовые воды.
Таблица 1
Изменение концентрации Сорг почвенных растворов при минерализации, мг/л
Показатель Горизонты
ОИ ЕЬЫ ЕЬ ЕЬВТ ВТ
Концентрация непосредственно после пробоотбора 24,1 21,2 10,7 10,4 7,6
Концентрация перед началом инкубации 6,6 13,8 4,0 3,5 3,1
Концентрация после завершения инкубации 3,8 10,6 1,0 0,8 0,5
Всего минерализовано 2,8 3,2 3,0 2,7 2,6
Доля минерализованного углерода от исходного, % 42 23 74 78 84
Представление о том, что сорбция в минеральных горизонтах является основным фактором, регулирующим профильные изменения количества РОВ, подтверждается балансовыми расчетами и математическим моделированием [19,20]. Это обусловлено большой разницей скорости сорбции и скорости минерализации; причем интенсивность последней с глубиной снижается, что способствует сохранению органического вещества в почве.
Вместе с тем сорбция РОВ в почве селективна: преимущественно поглощается наиболее биохимически устойчивая гидрофобная (ГФБ) фракция органических веществ [11—13]. Гидрофильные (ГФЛ) вещества остаются миграционноспособны-ми и могут проникать на большую глубину, где также существуют потенциальные возможности их поглощения и закрепления. Накопление углерода в почве, таким образом, зависит не только от степени гидрофобности РОВ, но и от общей концентрации в растворах, достигающих горизонтов, где их поглощение возможно. Чем дольше время существования РОВ, тем больше возможностей для их поглощения. С этой точки зрения важен и гидрологический режим [10]. При низкой влажности вклад минерализации в концентрацию РОВ выше, так как они длительное время остаются в верхних горизонтах, сорбционные резервы которых ограничены, а биологическая активность и условия аэрации благоприятны для окисления. В такой ситуации меньшая часть образующихся РОВ достигает иллювиальных горизонтов и представлена она более стабильными, преимущественно ГФБ веществами. При ливневых осадках происходит интенсивный вынос веществ из подстилки и перемещение по макропорам. И ГФЛ, и ГФБ вещества движутся быстро, что ограничивает возможность их сорбции и минерализации, и оба типа компонентов проникают на большую глубину.
Во всех исследуемых почвенных растворах доминировала ГФЛ фракция РОВ, составляющая 56—71% от содержания Сорг. Количество ГФБ фракции менялось по профилю: максимальная доля
(43—44%) находилась в гор. ЕЬЫ и ЕЬ, минимальная (29—38%) — в гор. ЕЬВТ и ВТ. Эти величины обратно коррелировали (г = —0,99, п = 5, р = 0,99) с профильным распределением содержания несиликатного железа в данной почве (рис. 1), что полностью соответствует представлению о селективной сорбции ГФБ веществ на гидроксидах железа. ГФЛ вещества остаются в растворах, доминируют среди РОВ и, соответственно, перемещаются с боковым и вертикальным стоками, поступая в поверхностные и почвенно-грунтовые воды. Их содержание регулируется в основном скоростью минерализации.
Устойчивость РОВ к разложению в одинаковых стандартных условиях существенно различается. За время 40-дневной инкубации растворов минерализации подвергается от 23 до 84% присутствующих в них Сорг (табл. 1). При этом доля неустойчивых к окислению веществ наибольшая в растворах из нижних горизонтов, а устойчивых — в гор. ЕЬЫ (> 75%). Исходное РОВ подстилки минерализовалось примерно наполовину (48%). Максимум и минимум минерализации обратно пропорциональны доле ГФБ компонентов в растворах из соответствующих горизонтов: большая доля ГФЛ веществ растворов из двух нижних горизонтов соответствовала большей доле минерализуемого углерода. Однако в целом по профилю почвы связь этих величин неоднозначна — непараметрический коэффициент корреляции у, равный —0,4, значим только с р < 0,25, т.е. на устойчивость РОВ кроме гидрофобности влияют и другие свойства.
Помимо различий в количестве минерализованного углерода, для РОВ из разных горизонтов характерна и разная динамика выделения СО2 (рис. 2). Кривая, описывающая выделение СО2 из гор. ЕЬЫ, более сглаженная, что говорит об отно-
Рис. 1. Связь между долей содержания гидрофобной фракции углерода в почвенных растворах и содержанием несиликатного железа (по Мера—Джексону) в соответствующих горизонтах почвы
Рис. 2. Динамика минерализации органического углерода почвенных растворов из разных горизонтов подзолистой почвы: 1 — ОИ, 2 — ЕЬЫ, 3 — ЕЬ, 4 — ЕЬВТ, 5 — ВТ
сительно постоянной скорости разложения и наличии доступного субстрата. Динамика минерализации РОВ из остальных горизонтов, особенно из ЕЬ, ЕЬВТ и ВТ, совершенно иная: кривые имеют ступенчатую форму, образуя «платообразные» участки с резкими переходами между ними. Касательно природы этих «плато» может быть выдвинуто несколько предположений. Возможно, органическое вещество таких растворов более разнообразно по составу, и отдельные группы соединений отличаются по устойчивости, что проявляется в их последовательной минерализации. Такая ситуация наиболее вероятна для растворов из гор. ОИ. Также можно предположить, что в ходе деструкции РОВ образуются некоторые относительно устойчивые на отдельных этапах промежуточные продукты трансформации, которые подвергаются разложению по мере исчерпания более лабильной фракции. Возможный состав и свойства этих продуктов будут рассмотрены ниже.
Скорость минерализации РОВ со временем убывает. Медленнее всех разлагаются РОВ из гор. ЕЬЫ: они наиболее устойчивы, характеризуются минимальными долей и скоростью минерализации, а также максимальным содержанием ГФБ фракции (44%).
Возможной причиной устойчивости РОВ может быть присутствие среди них фенольных соединений. Многими исследователями показана ключевая роль природных фенолов в контроле разложения органических веществ: они участвуют во многих аллелопатических взаимодействиях, определяя скорость минерализации опада, влияют на скорость роста мицелиальных грибов, на почвенную мезофауну, связывая их пищеварительные ферменты, ингибируют некоторые звенья цикла азота [3, 8], что снижает скорость минерализации Сорг. Добавление к почве РФС, экстрагированных из подстилки, достоверно ингибирует минерализацию органического вещества, причем имеет значение концентрация этих соединений. Выделение СО2 в варианте инкубирования с добавлением 85 мг РФС/кг почвы в два раза ниже, чем при добавлении 43 мг/кг [7].
В силу своей ароматической структуры РФС довольно стабильны, поэтому в первую очередь ми-
нерализуются более доступные соединения. Доказана последовательная деструкция разных групп РОВ из компостированной соломы: минерализация РФС начинается после разложения сахаров и более чем через сутки после начала инкубации [22]. За счет минерализации лабильных веществ в процессе биодеградации происходит относительное накопление фенольных соединений.
В изучаемых растворах абсолютное содержание РФС составляет <1,5 мг/л, причем в таковых из верхних горизонтов оно в 3—4 раза выше, чем из нижних (табл.2). Относительное количество варьирует от 6,6 до 19,5% от Сорг. Максимальная доля РФС отмечается в почвенном растворе из подстилки, далее по профилю она меняется менее значительно. Таким образом, устойчивость к разложению РОВ из гор. ОИ (доля минерализации 42% — второе место после гор. ЕЬЫ), по-видимому, обеспечивается высокой долей РФС в его составе. Корреляционный анализ выявляет и в целом для всей выборки достоверную обратную связь между долей минерализуемого углерода и абсолютным содержанием РФС (коэффициент Спирмана г = —0,80, р = 0,90, п = 5), что доказывает универсальную роль фенолов в устойчивости РОВ.
В ходе минерализации происходит относительное накопление РФС во всех растворах, но с разной интенсивностью: из нижних горизонтов их доля по окончании инкубации возрастает в 9—11 раз, из верхних горизонтов — всего вдвое. Иными словами, степень обогащения РОВ фенольными соединениями пропорциональна доле органического вещества, подвергнувшегося минерализации, т.е. более лабильного. Эти величины тесно коррелируют (коэффициент Спирмана г = 0,90, р = 0,04, п = 5). Таким образом, наименее устойчивые РОВ из нижних горизонтов по окончании минерализации оказываются практически полностью представленными РФС. Эти результаты совпадают с имеющимися в литературе. Так, зафиксировано формирование растворимых ароматических структур с фенилпропановым ядром в ходе разложения соломы ячменя [24], а также обнаружено, что нераз-лагаемый остаток РОВ практически полностью
Таблица 2
Изменение содержания РФС при минерализации органического вещества растворов (над чертой — мг/л, под чертой — %)
Показатель Горизонт
ОИ ЕЬЫ ЕЬ ЕЬВТ ВТ
Содержание фенольных соединений в растворах до инкубации 1,3 19,5 0,9 6,6 0,3 7,2 0,4 10,2 03 8,1
Содержание фенольных соединений после инкубации 1,6 42,4 1,2 11,1 0,7 68,1 0,7 91,5 0,6 90,7
Таблица 3
Изменение средневзвешенной молекулярной массы РОВ при инкубировании почвенных растворов, Да
Раствор Горизонт
ОИ ЕЬЫ ЕЬ ЕЬВТ ВТ
Исходный 7000 6500 8500 8000 5000 6000
По окончании инкубирования 5000 5500 5000 5000 5500
представлен фенолами и полифенолами [5]. В других работах показано, что за 20 дней инкубирования РОВ, выделенных из листовых и хвойных подстилок, разложилось до 48% от исходного содержания Сорг, при этом в составе оставшихся веществ доля РФС достоверно возросла, и неразло-жившиеся РОВ проявляли более высокую устойчивость к дальнейшей деструкции бактериями и грибами [15, 16].
Помимо изменения содержания РФС, в процессе биодеградации происходит уменьшение средневзвешенной молекулярной массы РОВ (табл. 3). При этом во всех растворах остаются однотипные по этому показателю вещества. Если среди исходных РОВ присутствуют соединения с массой от 5 до 8,5 кДа, то у оставшихся после завершения инкубирования, наиболее устойчивых к разложению, этот показатель составляет 5,0—5,5 кДа. Снижение полидисперсности РОВ при разложении органического вещества ранее показано в [15]. Авторы обнаружили, что в процессе биодеструкции из гор. Н подстилки подзола накапливаются компоненты с массой 1—10 кДа, а самые высоко- (ММ > 100 кДа) и низкомолекулярные (ММ <1 кДа) вещества быстрее минерализуются или трансформируются.
Можно предположить, что оставшаяся в почвенных растворах стабильная фракция РОВ имеет определенную ароматическую структуру, обусловленную единым источником растительного материала и однотипным ходом процесса гумификации. О степени ароматичности РОВ принято судить по УФ-спектрам поглощения. Поглощение УФ-излучения в области 250—280 нм тесно коррелирует с содержанием в них ароматических структур и ГФБ фракции [9].
Самые высокие коэффициенты экстинкции в области 250—280 нм имеет раствор из гор. ОИ с наибольшим содержанием РФС. Величина Е-280
для него составляет около 0,043 л/мг С • см, что в 2—3 раза выше, чем для других растворов (табл. 4). Аналогично, более высоким удельным поглощением характеризуются растворы после окончания процесса биодеградации РОВ, что соответствует увеличению среди оставшихся веществ доли РФС. Рост коэффициентов экстинкции в 2—12 раз пропорционален степени минерализации Сорг и относительному накоплению РФС (максимально в двух нижних горизонтах). Рост Е-величин является одним из признаков повышения устойчивости органических веществ [13, 18], т.е. наиболее устойчивые РОВ остаются/образуются в нижних горизонтах.
Выводы
Таким образом, исследование минерализации РОВ почвенных растворов позволяет выявить ряд закономерностей.
• Наиболее устойчивы к биодеструкции (минерализация < 50%) РОВ из верхних органогенных горизонтов. Самой низкой долей (23%) минерализуемого углерода обладают вещества из гор. ЕЬЫ — в их составе максимально содержание ГФБ фракции (44%). РОВ из гор. ЕЬ, ЕЬВТ и ВТ минерализуются на 74% и более.
• При минерализации в составе РОВ возрастает доля РФС (в нижних горизонтах до 90%) и степень ароматичности (коэффициенты Е-280 увеличиваются в 2—12 раз). Эти признаки интенсивнее меняются у РОВ из нижних горизонтов: их неми-нерализуемый остаток максимально устойчив к разложению. Средневзвешенная молекулярная масса РОВ снижается, остающиеся вещества вне зависимости от горизонта имеют массу 5,0—5,5 кДа.
• Степень минерализации РОВ обратно пропорциональна концентрации в почвенных растворах фенольных соединений.
Таблица 4
Изменение коэффициентов экстинкции при минерализации РОВ
Коэффициент экстинкции (Е-280), л/мг С • см Горизонт
ОИ ЕЬЫ ЕЬ ЕЬВТ ВТ
Исходные РОВ 0,043 0,020 0,028 0,019 0,014
РОВ, оставшиеся после минерализации 0,104 0,032 0,126 0,153 0,171
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Ведрова Э.Ф., Корсунов В.М. Состав лизиметрических вод в дерново-палево-подзолистых почвах Западной Сибири // Почвоведение. 1985. № 6.
2. Кауричев И.С., Яшин И.М., Черников В.А. Теория и практика метода сорбционных лизиметров в экологических исследованиях. М., 1996.
3. Bending G.D., Read D.J. Effects of the soluble polyphenol tannic acid on the activities of ericoid and ecto-mycorrhizal fungi // Soil Biol. Biochem. 1996. Vol. 28.
4.Bjorklund K., Li L.Y. Sorption of DOM and hydrophobic organic compounds onto sewage-based activated carbon // Water Sci. Technol. 2016. Vol. 74.
5. Boissier J.M., Fontvieille D. Biodegradable dissolved organic carbon in seepage waters from two forest soils // Soil Biol. Biochem. 1993. Vol. 25.
6. Freeman C., FennerN., Ostle N. et al. Export of dissolved organic carbon from peatlands under elevated carbon dioxide levels // Nature. 2004. Vol. 430.
7. Ganjegunte G.K., Condron L.M., Clinton P.W. etal. Effects of the addition of forest floor extracts on soil carbon dioxide efflux // Biol. Fertil. Soils. 2006. Vol. 43.
8. Golea DM, Upton A., Jarvis P. et al. THM and HAA formation from NOM in raw and treated surface waters // Water Res. 2017. Vol. l.
9. Jaffrain J., Gerard F., Meyer M., Ranger J. Assessing the Quality of DOM in Forest Soils using Ultraviolet Absorption Spectrophotometry // Soil Sci. Soc. Amer. J. 2007. Vol.71.
10. Kaiser K., Guggenberger G. Storm flow flushing in a structured soil changes the composition of dissolved organic matter leached into the subsoil // Geoderma. 2005. Vol. 127.
11. Kaiser K., Guggenberger G. The role of DOM sorption to mineral surfaces in the preservation of organic matter in soils // Org. Geochem. 2000. Vol. 31.
12. Kaiser K., Guggenberger G., Zech W. Sorption of DOM and DOM fractions to forest soils // Geoderma. 1996. Vol.74.
13. KalbitzK., Schmerwitz J., Schwesig D., MatznerE. Biodegradation of soil derived DOM as related to its properties // Geoderma. 2003. Vol. 113.
14. Kawahigashi M., Prokushkin A., Noguchi A. et al. Influence of temperature on solutes release from organic horizons in Siberian permafrost terrain // 19th World Congress of Soil Science: Soil Solutions for a Changing World. Brisbane, Australia. 1—6 August. Brisbane, 2010. Vol. 2.
15. Kiikkila O., Kitunen V., Smolander A. Dissolved soil organic matter from surface organic horizons under birch and conifers: degradation in relation to chemical characteristics // Soil Biol. Biochem. 2006. Vol. 38.
16. Kiikkila O., Kitunen V., Smolander A. Properties of dissolved organic matter derived from silver birch and Norway spruce stands: degradability combined with chemical characteristics // Soil Biol. Biochem. 2011. Vol. 43.
17. Lumsdon D., Stutter M., Cooper R., Manson J. Model assessment of biogeochemical controls on DOC partitioning in an acid organic soil // Environ. Sci. Technol. 2005. Vol. 39.
18. Marschner B., KalbitzK. Controls of bioavailabi-lity and biodegradability of dissolved organic matter in soils // Geoderma. 2003. Vol. 113.
19. Michalzik B., Tipping E., Mulder J. et al. Modelling the production and transport of DOC in forest soils // Biogeochemistry. 2003. Vol. 66.
20. Neff J.C., Asner G.P. Dissolved organic carbon in terrestrial ecosystems: synthesis and a model // Ecosystems. 2001. Vol.4.
21. Prokushkin A.S, Kajimoto T., Prokushkin S.G. Climatic factors influencing fluxes of dissolved organic carbon from the forest floor in a continuous-permafrost Siberian watershed // Can. J. For. Res. 2005. Vol. 35.
22. Reber H., Schara A. Degradation sequences in wheat straw extracts inoculated with soil suspensions // Soil Biol. Biochem. 1971. Vol.3.
23. Ritson J.P., Graham N.J., Templeton M.R. et al. The impact of climate change on the treatability of dissolved organic matter (DOM) in upland water supplies: A UK perspective // Sci. Total Environ. 2014. Vol. 473—474.
24. Wershaw R.L., Rutherford D.W., Leenheer J.A. et al. Biogeochemical processes that produce dissolved organic matter from wheat straw // U.S. Geological Survey Water-Resources Investigations. Report № 03-4213. 2003. URL: http://pubs.water.usgs.gov/wri034213 (дата обращения: 22.10.2018).
25. Yanai Y., Toyota K. Effects of soil freeze-thaw cycles on microbial biomass and organic matter decomposition, nitrification and denitrification potential of soils // Symptom of environmental change in Siberian permafrost region. Proc. of the Intern. Symp. of JSPS Core to Core Program between Hokkaido University and Martin Luther University Halle-Wittenberg in 29—30 November 2005. Sapporo, Japan, 2006.
Поступила в редакцию 23.10.2018 После доработки 20.11.2018 Принята к публикации 28.11.2018
THE PATTERNS OF MINERALIZATION OF ORGANIC SUBSTANCES
FROM SOIL SOLUTIONS OF PODZOLIC SOIL
E.I. Karavanova, P.E. Odintsov, A.A. Stepanov
The dynamics of mineralization of organic substances in soil solutions sampled by the tension lysimeters from podzolic soil has been studied. The stability of dissolved organic matter (DOM) varies with the horizon. The greatest content of resistant to biodegradation DOM (was mineralized less than 50%) was found in the upper organic horizons, down the profile it is decreased. The fraction of mineralized carbon is inversely proportional to the relative content
of hydrophobic and phenolic fractions in DOM. The lowest percentage of mineralized carbon (23%) resides in the upper Elhi-horizon, where DOM is contained maximum of hydrophobic fraction (44%). In the course of oxidative transformation the degree of aromaticity of the DOM and the proportion of phenolic compounds increased (SUVA280 — by 2—12 times; phenols — 2 to 10 fold), while molecular masses decreased up to 5—5,5 kDa. These changes are manifested more intensively in solutions from the lower horizons, thus, the non-decomposable residue of this DOM is represented by substances most resistant to the decomposition.
Key words: stability, dissolved organic matter, soil solution, tension lysimeters, mineralisation, hydrophobicity, phenolic compounds, biodegradation.
Сведения об авторах
Караванова Елизавета Ильинична, канд. биол. наук, доцент каф. химии почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. E-mail: karavanovaei@mail.ru. Одинцов Павел Евгеньевич, аспирант каф. химии почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: odintsov1303@mail.ru. Степанов Андрей Анатольевич, канд. биол. наук, науч. сотр. каф. химии почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В.Ломоносова. E-mail: stepan.1963@mail.ru.
