Fractionering van de bodemdichtheid gebruiken om verschillende koolstofreservoirs in de bodem te scheiden
Summary
Bodemdichtheidsfractionering scheidt organisch materiaal in de bodem in verschillende pools met verschillende stabilisatiemechanismen, chemie en omlooptijden. Natriumpolytungstate-oplossingen met specifieke dichtheden maken de scheiding van vrij zwevend organisch materiaal en mineraal-geassocieerd organisch materiaal mogelijk, wat resulteert in organische stoffracties die geschikt zijn voor het beschrijven van de bodemreactie op beheer en klimaatverandering.
Abstract
Organische stof in de bodem (SOM) is een gecompliceerd mengsel van verschillende verbindingen die het bereik overspannen van vrije, gedeeltelijk afgebroken plantaardige componenten tot meer microbieel veranderde verbindingen in de bodemaggregaten tot sterk verwerkte microbiële bijproducten met sterke associaties met reactieve bodemmineralen. Bodemwetenschappers hebben moeite gehad om manieren te vinden om de bodem te scheiden in fracties die gemakkelijk meetbaar en nuttig zijn voor het modelleren van koolstof (C) in de bodem. Fractionerende grond op basis van dichtheid wordt steeds vaker gebruikt, en het is gemakkelijk uit te voeren en levert C-pools op op basis van de mate van associatie tussen de SOM en verschillende mineralen; zo kan bodemdichtheidsfractionering helpen om de SOM te karakteriseren en SOM-stabilisatiemechanismen te identificeren. De gerapporteerde fractioneringsprotocollen voor bodemdichtheid variëren echter aanzienlijk, waardoor de resultaten van verschillende studies en ecosystemen moeilijk te vergelijken zijn. Hier beschrijven we een robuuste dichtheidsfractioneringsprocedure die deeltjes en mineraal-geassocieerd organisch materiaal scheidt en de voor- en nadelen uitleggen van het scheiden van grond in twee, drie of meer dichtheidsfracties. Dergelijke fracties verschillen vaak in hun chemische en minerale samenstelling, omzettijd en mate van microbiële verwerking, evenals de mate van minerale stabilisatie.
Introduction
De bodem is de grootste opslag van terrestrische koolstof (C), met meer dan 1.500 Pg C in de bovenste 1 m en bijna het dubbele van die hoeveelheid in diepere niveaus wereldwijd, wat betekent dat de bodem meer C bevat dan plantaardige biomassa en de atmosfeer gecombineerd1. Organische stof in de bodem (SOM) houdt water en bodemvoedingsstoffen vast en is essentieel voor de productiviteit van planten en de functie van het terrestrische ecosysteem. Ondanks de wereldwijde erkenning van het belang van voldoende SOM-bestanden voor de gezondheid van de bodem en de productiviteit van de landbouw, zijn de C-voorraden in de bodem aanzienlijk uitgeput als gevolg van niet-duurzaam bos- en landbouwbeheer, landschapsverandering en klimaatopwarming 2,3. De toegenomen belangstelling voor het herstel van de bodemgezondheid en voor het gebruik van bodem-C-retentie als een belangrijke speler in natuurlijke klimaatoplossingen heeft geleid tot inspanningen om de factoren te begrijpen die de vastlegging en stabilisatie van bodem C in diverse omgevingen beheersen 4,5.
Organische stof in de bodem (SOM) is een gecompliceerd mengsel van verschillende verbindingen die het bereik overspannen van vrije, gedeeltelijk afgebroken plantaardige componenten tot meer microbieel veranderde verbindingen in de bodemaggregaten (hier gedefinieerd als een materiaal gevormd door de combinatie van afzonderlijke eenheden of items) tot sterk verwerkte microbiële bijproducten met sterke associaties met reactieve bodemmineralen6 . In gevallen waarin het onpraktisch is om de volledige suite van individuele verbindingen in de SOM te identificeren, richten onderzoekers zich vaak op het identificeren van een kleiner aantal functionele pools van C die bestaan als fysieke realiteiten en die variëren door omloopsnelheden, algemene chemische samenstelling en de mate van stabilisatie met de minerale componenten van de bodem1, 7. Om pools kritisch te kunnen interpreteren en modelleren, is het essentieel dat de gescheiden pools klein in aantal zijn, direct meetbaar zijn in plaats van alleen theoretisch, en duidelijke verschillen in samenstelling en reactiviteit vertonen8.
Veel verschillende technieken, zowel chemisch als fysisch, zijn gebruikt om betekenisvolle poelen van bodem C te isoleren, en deze zijn goed samengevat door von Lützow et al.9 en Poeplau et al.10. Chemische extractietechnieken zijn gericht op het isoleren van specifieke pools, zoals C geassocieerd met slecht kristallijn of kristallijn Fe en Al11. Organische oplosmiddelen zijn gebruikt om specifieke verbindingen zoals lipiden12 te extraheren, en de hydrolyse of oxidatie van SOM is gebruikt als een maat voor een labiele pool van C13,14. Geen van deze extractiemethoden categoriseert echter alle pools van C in meetbare of modeleerbare fracties. De fysische fractionering van de bodem categoriseert alle bodem C in poelen op basis van grootte en gaat ervan uit dat de afbraak van plantenresten resulteert in fragmentatie en steeds kleinere deeltjes. Hoewel grootte alleen vrij plantenafval niet kan scheiden van mineraal-geassocieerd SOM15, is het kwantificeren van deze twee pools van cruciaal belang voor het begrip van bodem C-stabilisatie vanwege gemeenschappelijke ruimtelijke, fysische en biogeochemische verschillen in vorming en omzet16.
De fractionering van bodem C op basis van dichtheid wordt steeds vaker gebruikt, en het is gemakkelijk uit te voeren en identificeert verschillende pools van C op basis van de mate van associatie met verschillende mineralen17,18,19; zo kan bodemdichtheidsfractionering helpen bij het ophelderen van verschillende stabilisatiemechanismen van bodem C. De primaire vereiste voor het fractioneren van grond is het vermogen om de organische en minerale deeltjes volledig te verspreiden. Eenmaal gedispergeerd, drijft afgebroken organisch materiaal dat relatief vrij is van mineralen in oplossingen die lichter zijn dan ~ 1,85 g / cm 3, terwijl mineralen meestal in het bereik van 2-4,5 g / cm 3 vallen, hoewel ijzeroxiden dichtheden tot 5,3 g / cm3 kunnen hebben. De lichte of vrije deeltjesfractie heeft de neiging om een kortere omlooptijd te hebben (tenzij er sprake is van significante verontreiniging door houtskool) en is aangetoond dat het zeer gevoelig is voor teelt en andere verstoringen. De zware (>1,85 g/cm3) of mineraal-geassocieerde fractie heeft vaak een langere omlooptijd vanwege de weerstand tegen microbieel gemedieerde ontleding die ontstaat wanneer organische moleculen binden met reactieve minerale oppervlakken. De zware fractie kan echter verzadigen (d.w.z. een bovengrens bereiken voor minerale complexatiecapaciteit), terwijl de lichte fractie theoretisch bijna onbeperkt kan accumuleren. Het begrijpen van de fysieke verdeling van organisch materiaal in pools van mineraal-geassocieerd versus fijnstof organisch materiaal helpt dus om op te helderen welke ecosystemen kunnen worden beheerd voor efficiënte koolstofvastlegging en hoe verschillende systemen zullen reageren op klimaatverandering en verschuivende patronen van antropogene verstoring20.
Hoewel het gebruik van dichtheidsfractionering met behulp van oplossingen van natriumpolytungstaat bij verschillende dichtheden het afgelopen decennium sterk is toegenomen, variëren de technieken en protocollen aanzienlijk, waardoor de resultaten van verschillende studies en verschillende ecosystemen moeilijk te vergelijken zijn. Hoewel is aangetoond dat een dichtheid van 1,85 g/cm 3 de grootste hoeveelheid vrije lichtfractie terugwint met minimale opname van mineraal-geassocieerd organisch materiaal (MAOM)17, hebben veel studies dichtheden gebruikt variërend van 1,65-2,0 g/cm3. Terwijl de meeste studies bodems hebben gefractioneerd in slechts twee pools (een lichte fractie en een zware fractie, hierna LF en HF), hebben andere studies meerdere dichtheden gebruikt om de zware fractie verder te verfijnen in pools die verschillen door de mineralen waarmee ze worden geassocieerd, de relatieve verhouding van mineralen tot organische coating, of de mate van aggregatie (bijv. Sollins et al.17, Sollins et al.18, Hatton et al.21, Lajtha et al.22, Yeasmin et al.23, Wagai et al.24, Volk et al.25). Daarnaast zijn complexere fractioneringsprocedures voorgesteld die zowel grootte- als dichtheidsscheiding combineren, wat resulteert in een groter aantal pools (bijv. Yonekura et al.26, Virto et al.27, Moni et al.15, Poeplau et al.10) maar ook meer ruimte voor fouten, zowel in de methodologie als in relatie tot de poolgrootte. Verder hebben auteurs ook ultrasoonapparaat gebruikt met verschillende intensiteiten en tijden in een poging om aggregaten en MAOM van minerale oppervlakken te verspreiden28,29,30.
Hier beschrijven we een robuuste dichtheidsfractioneringsprocedure die ten eerste twee unieke pools van bodemkoolstof identificeert (LF en HF, of POM en MAOM), en we bieden zowel de technieken als de argumenten om de HF-pool verder te scheiden in extra fracties die verschillen op basis van hun mineralogie, mate van organische coating of aggregatie. Van de hier geïdentificeerde fracties is aangetoond dat ze verschillen in termen van hun chemische samenstelling, omzettijd, mate van microbiële verwerking en mate van minerale stabilisatie18,19.
De volgende procedure scheidt bulkgrond in deeltjes organisch materiaal (POM) en mineraal-geassocieerd organisch materiaal (MAOM) door een bekende hoeveelheid grond te mengen in een oplossing met een specifieke dichtheid. De doeltreffendheid van de procedure wordt gemeten aan de hand van de gecombineerde terugwinning van bodemmassa en koolstof ten opzichte van de oorspronkelijke massa van het bodemmonster en het C-gehalte. Een dichte oplossing wordt bereikt door natriumpolytungstate (SPT) op te lossen in gedeïoniseerd water. De grond wordt in eerste instantie gemengd met de dichte SPT-oplossing en geroerd om de bodemaggregaten grondig te mengen en te verspreiden. Centrifugatie wordt vervolgens gebruikt om de bodemmaterialen te scheiden die ofwel drijven (lichte fractie) of zinken (zware fractie) in de oplossing. De meng-, isolatie-, herstel- en wasstappen worden meerdere keren herhaald om de scheiding van de lichte en zware fracties te garanderen, samen met de verwijdering van SPT uit het materiaal. Ten slotte worden de bodemfracties gedroogd, gewogen en geanalyseerd op C-gehalte. Het gefractioneerde materiaal kan worden gebruikt voor latere procedures en analyses.
Protocol
Representative Results
Discussion
In het hele bodemdichtheidsfractioneringsprotocol zijn er een paar specifieke procedures die nauwlettend moeten worden gevolgd om fouten in de scheiding en analyse van de bodemfracties te helpen verminderen. Een cruciale stap in de bodemdichtheidsfractioneringsprocedure is het herhaaldelijk verifiëren van de dichtheid van de SPT-oplossing. Vocht in het bodemmonster zal de SPT-oplossing vaak verdunnen, waardoor de dichtheid van de SPT wordt verlaagd. Daarom moet de onderzoeker er altijd voor zorgen dat de volledige schei…
Declarações
The authors have nothing to disclose.
Acknowledgements
Voor dit werk werd ondersteuning geboden door National Science Foundation Grants DEB-1257032 aan K.L. en DEB-1440409 aan het H.J. Andrews Long Term Ecological Research-programma.
Materials
| Aspirator/vacuum tubing 1/4 x 1/2" | Kimble | 10847-216 | |
| Conical polypropylene centrifuge tube, 250mL | Thermo Scientific | 376814 | |
| Conical rubber gasket for filtering flasks | DWK Life Sciences | 292020001 | |
| Double flat ended stainless steel spatula/scraper | Fisher Scientific | 14-373-25A | |
| Glass fiber filter, grade GF/F, 110 mm | Whatman | WHA1825110 | |
| Glass mason jar, 16 oz | Ball Corporation | 500 ml beaker or glass weigh dish are also suitable | |
| Polypropylene conical bottle adapter, 250mL | Beckman Coulter | 369385 | |
| Porcelain buchner funnel, 90mm | FisherBrand | FB966F | |
| Reciprocating shaker, 2-speed | Eberbach | E6000.00 | |
| Sidearm flask, 1000mL | VWR | 89000-386 | |
| Sodium Polytungstate, crystalline | Sometu | SPT-0 or SPT-1, see Discussion for SPT choice | Shipping via FedEx from Germany |
| Swinging bucket centrifuge | Beckman Coulter | 3362020 |
Referências
- Jackson, R. B., et al. The ecology of soil carbon: Pools, vulnerabilities, and biotic and abiotic controls. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics. 48, 419-445 (2017).
- Crowther, T. W., et al. Quantifying global soil carbon losses in response to warming. Nature. 540 (7631), 104-108 (2016).
- Deng, L., Zhu, G., Tang, Z., Shangguan, Z. Global patterns of the effects of land-use changes on soil carbon stocks. Global Ecology and Conservation. 5, 127-138 (2016).
- Griscom, B. W., et al. Natural climate solutions. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America. 114 (44), 11645-11650 (2017).
- Fargione, J. E., et al. Natural climate solutions for the United States. Science Advances. 4 (11), (2018).
- Kögel-Knabner, I., Rumpel, C. Advances in molecular approaches for understanding soil organic matter composition, origin, and turnover: A historical overview. Advances in Agronomy. 149, 1-48 (2018).
- Schmidt, M. W. I., et al. Persistence of soil organic matter as an ecosystem property. Nature. 478 (7367), 49-56 (2011).
- Billings, S. A., et al. Soil organic carbon is not just for soil scientists: Measurement recommendations for diverse practitioners. Ecological Applications. 31 (3), 02290 (2021).
- von Lützow, M., et al. SOM fractionation methods: Relevance to functional pools and to stabilization mechanisms. Soil Biology and Biochemistry. 39 (9), 2183-2207 (2007).
- Poeplau, C., et al. Isolating organic carbon fractions with varying turnover rates in temperate agricultural soils – A comprehensive method comparison. Soil Biology and Biochemistry. 125, 10-26 (2018).
- Heckman, K., Lawrence, C. R., Harden, J. W. A sequential selective dissolution method to quantify storage and stability of organic carbon associated with Al and Fe hydroxide phases. Geoderma. 312, 24-35 (2018).
- Frostegård, &. #. 1. 9. 7. ;., Tunlid, A., Bååth, E. Microbial biomass measured as total lipid phosphate in soils of different organic content. Journal of Microbiological Methods. 14 (3), 151-163 (1991).
- Plante, A. F., Conant, R. T., Paul, E. A., Paustian, K., Six, J. Acid hydrolysis of easily dispersed and microaggregate-derived silt- and clay-sized fractions to isolate resistant soil organic matter. European Journal of Soil Science. 57 (4), 456-467 (2006).
- Eusterhues, K., Rumpel, C., Kögel-Knabner, I. Stabilization of soil organic matter isolated via oxidative degradation. Organic Geochemistry. 36 (11), 1567-1575 (2005).
- Moni, C., Derrien, D., Hatton, P. -. J., Zeller, B., Kleber, M. Density fractions versus size separates: does physical fractionation isolate functional soil compartments. Biogeosciences. 9 (12), 5181-5197 (2012).
- Lavallee, J. M., Soong, J. L., Cotrufo, M. F. Conceptualizing soil organic matter into particulate and mineral-associated forms to address global change in the 21st century. Global Change Biology. 26 (1), 261-273 (2020).
- Sollins, P., et al. Organic C and N stabilization in a forest soil: Evidence from sequential density fractionation. Soil Biology and Biochemistry. 38 (11), 3313-3324 (2006).
- Sollins, P., et al. Sequential density fractionation across soils of contrasting mineralogy: evidence for both microbial- and mineral-controlled soil organic matter stabilization. Biogeochemistry. 96 (1-3), 209-231 (2009).
- Crow, S. E., Swanston, C. W., Lajtha, K., Brooks, J. R., Keirstead, H. Density fractionation of forest soils: methodological questions and interpretation of incubation results and turnover time in an ecosystem context. Biogeochemistry. 85 (1), 69-90 (2007).
- Cotrufo, M. F., Ranalli, M. G., Haddix, M. L., Six, J., Lugato, E. Soil carbon storage informed by particulate and mineral-associated organic matter. Nature Geoscience. 12 (12), 989-994 (2019).
- Hatton, P. -. J., et al. Transfer of litter-derived N to soil mineral-organic associations: Evidence from decadal 15N tracer experiments. Organic Geochemistry. 42 (12), 1489-1501 (2012).
- Lajtha, K., et al. Changes to particulate versus mineral-associated soil carbon after 50 years of litter manipulation in forest and prairie experimental ecosystems. Biogeochemistry. 119 (1-3), 341-360 (2014).
- Yeasmin, S., Singh, B., Johnston, C. T., Sparks, D. L. Organic carbon characteristics in density fractions of soils with contrasting mineralogies. Geochimica et Cosmochimica Acta. 218, 215-236 (2017).
- Wagai, R., Kajiura, M., Asano, M., Hiradate, S. Nature of soil organo-mineral assemblage examined by sequential density fractionation with and without sonication: Is allophanic soil different. Geoderma. 241-242, 295-305 (2015).
- Volk, M., Bassin, S., Lehmann, M. F., Johnson, M. G., Andersen, C. P. 13C isotopic signature and C concentration of soil density fractions illustrate reduced C allocation to subalpine grassland soil under high atmospheric N deposition. Soil Biology and Biochemistry. 125, 178-184 (2018).
- Yonekura, Y., et al. Soil organic matter dynamics in density and particle-size fractions following destruction of tropical rainforest and the subsequent establishment of Imperata grassland in Indonesian Borneo using stable carbon isotopes. Plant and Soil. 372 (1-2), 683-699 (2013).
- Virto, I., Moni, C., Swanston, C., Chenu, C. Turnover of intra- and extra-aggregate organic matter at the silt-size scale. Geoderma. 156 (1-2), 1-10 (2010).
- Poeplau, C., et al. Reproducibility of a soil organic carbon fractionation method to derive RothC carbon pools. European Journal of Soil Science. 64 (6), 735-746 (2013).
- Cerli, C., Celi, L., Kalbitz, K., Guggenberger, G., Kaiser, K. Separation of light and heavy organic matter fractions in soil – Testing for proper density cut-off and dispersion level. Geoderma. 170, 403-416 (2012).
- Kaiser, K., Guggenberger, G. Distribution of hydrous aluminium and iron over density fractions depends on organic matter load and ultrasonic dispersion. Geoderma. 140 (1-2), 140-146 (2007).
- Helbling, E., Pierson, D., Lajtha, K. Sources of soil carbon loss during soil density fractionation: Laboratory loss or seasonally variable soluble pools. Geoderma. 382, 114776 (2021).
- Nelson, D. W., Sommers, L. E., Sparks, D. L., Page, A. L., Helmke, P. A., Loeppert, R. H. Total carbon, organic carbon, and organic matter. Methods of Soil Analysis: Part 3 Chemical Methods. , 539-579 (2015).
- Pierson, D., et al. Mineral stabilization of soil carbon is suppressed by live roots, outweighing influences from litter quality or quantity. Biogeochemistry. 154 (3), 433-449 (2021).
- Kramer, M. G., Lajtha, K., Thomas, G., Sollins, P. Contamination effects on soil density fractions from high N or C content sodium polytungstate. Biogeochemistry. 92 (1-2), 177-181 (2009).
- Throop, H. L., Lajtha, K., Kramer, M. Density fractionation and 13C reveal changes in soil carbon following woody encroachment in a desert ecosystem. Biogeochemistry. 112 (1-3), 409-422 (2013).
- Amelung, W., Zech, W. Minimisation of organic matter disruption during particle-size fractionation of grassland epipedons. Geoderma. 92 (1-2), 73-85 (1999).
- Kaiser, M., Asefaw Berhe, A. How does sonication affect the mineral and organic constituents of soil aggregates?-A review. Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 177 (4), 479-495 (2014).
