Relatie tussen de lange termijn CO 2 - emissie uit bodems en mechanismen voor de stabilisering van bodemorganische stof

Relatie tussen de lange termijn CO2emissie uit bodems en mechanismen voor de stabilisering van bodemorganische stof Studiegebied Industriële Wetenschappen en Technologie Opleiding Milieukunde Academiejaar 2006-2007

Nele Daels

VOORWOORD

Met veel plezier wil ik Prof. Dr. ir. Stefaan De Neve bedanken om mijn stage en eindwerk te mogen doen op de vakgroep Bodembeheer en Bodemhygiëne van de faculteit bio-ingenieurswetenschappen van de universiteit Gent. Op deze manier wil ik hem ook bedanken voor zijn suggesties, het nalezen en het corrigeren van mijn thesis.

Graag had ik iedereen van de vakgroep Bodembeheer en Bodemhygiëne bedankt voor hun technische hulp, maar ook voor de enorm leuke sfeer in en rond het labo. Kader, Shamim, Sofie, Tina, Luc, Winok, Sara, Amako, Amos, Cessar, Jeroen, Annemie en Ben.. Heel erg bedankt voor alles! Kader and Shamim, thanks a lot for all the joy and support you gave me..!

In het bijzonder wil ik mijn mentor Dr. ir. Steven Sleutel oprecht bedanken voor zijn vele geduld en zijn waardevolle hulp bij het schrijven en het corrigeren van mijn eindwerk. Ik hoop dat mijn eindwerk een kleine bijdrage kan leveren aan zijn post-doctoraat.

Ik wil ook graag mijn promotor Dr. ir. Margriet Drouillon van harte bedanken voor haar steun, haar interesse en ook voor het corrigeren van mijn thesis. Mevrouw Velghe verdient zeker ook een hele grote bedanking voor de zovele keren dat ze ons op het goeie pad hielp, voor het helpen bij de administratie en voor haar enthousiaste inzet gedurende mijn hele opleiding.

Hierbij wil ik ook alle mensen uit mijn omgeving bedanken voor hun vele steun en geduld. Mijn vrienden met wie ik wat minder kon optrekken, mijn dansgroep waar ik soms afwezig bleef voor repetities en optredens wegens stage en eindwerk. Ook mijn zus die ik de laatste maanden wat minder gezelschap kon bieden en zeker ook mijn ouders die me in deze periode heel hard hebben gesteund.

In het bijzonder wil ik mijn vriend Steven bedanken voor zijn vrolijkheid en oprechte steun in de perioden dat het wat moeilijker was.

Bedankt!

Inhoudsopgave 1

INLEIDING ___________________________________________________________ 1

2

LITERATUURSTUDIE _________________________________________________ 2 2.1

Koolstofcyclus ___________________________________________________________ 2

2.2

Broeikaseffect en klimaatverandering________________________________________ 4

2.3

Bodem organische stof (BOS)_______________________________________________ 6

2.3.1

Vorming en afbraak van bodem organische stof _______________________________________ 6

2.3.2

Samenstelling _________________________________________________________________ 7

2.3.3

Belang van BOS _______________________________________________________________ 8

2.4

Stabilisering van BOS tegen microbiële afbraak _______________________________ 9

2.4.1

Fysische stabilisering van BOS___________________________________________________ 11

2.4.1.1

Fysische bescherming van BOS binnen bodemaggregaten _________________________ 11

2.4.1.2

Fysische bescherming van BOS door beperking van de biobeschikbaarheid in de microporiënstructuur ______________________________________________________ 12

2.4.2

Chemische stabilisering van BOS door binding aan mineralen __________________________ 12

2.4.3

Biochemische recalcitrantie _____________________________________________________ 13

2.4.4

Onbeschermde BOS ___________________________________________________________ 14

2.5

Fractionering van BOS ___________________________________________________ 15

2.5.1

Fysische fractionering __________________________________________________________ 15

2.5.2

Chemische fractionering ________________________________________________________ 16

2.5.2.1

Selectieve destructie _______________________________________________________ 16

2.5.2.2

Selectieve extractie________________________________________________________ 17

2.6

3

Bepaling van C-mineralisatie in incubatie-experimenten _______________________ 18

MATERIAAL EN METHODEN _________________________________________ 20 3.1

Staalname______________________________________________________________ 20

3.2

Bepaling algemene bodemparameters_______________________________________ 21

3.2.1

Bepaling organische koolstof (OC) en totale stikstof __________________________________ 21

3.2.2

Bepaling microbiële C (MBC) ___________________________________________________ 21

3.2.2.1

Fumigatie – extractie methode _______________________________________________ 21

3.2.2.2

Bepalen vochtgehalte ______________________________________________________ 21

3.2.2.3

Fumigatie _______________________________________________________________ 22

3.2.2.4

Extractie ________________________________________________________________ 22

3.2.2.5

Berekeningen ____________________________________________________________ 22

III

3.2.3

Bepaling van de bodemtextuur ___________________________________________________ 23

3.2.4

pH bepaling __________________________________________________________________ 24

3.2.5

Fysische fractionering __________________________________________________________ 24

3.3

Voorbehandelingen uitgevoerd op de bodem _________________________________ 25

3.3.1

Verwijdering van het particulair organisch materiaal (POM) ____________________________ 27

3.3.2

Ultrasonicatie ________________________________________________________________ 27

3.3.3

Oxidatie met Na-hypochloriet ____________________________________________________ 28

3.3.4

NH4-oxalaat-extractie __________________________________________________________ 28

3.3.5

Na-pyrofosfaat-extractie ________________________________________________________ 29

3.3.6

Ditihioniet-citraat-bicarbonaat-extractie ____________________________________________ 29

3.4

Incubatie-experimenten __________________________________________________ 30

3.4.1

Opstarten incubaties ___________________________________________________________ 30

3.4.2

Inoculum ____________________________________________________________________ 31

3.4.3

Meting CO2 respiratie __________________________________________________________ 31

3.5

Modellering van C-mineralisatiekinetiek ____________________________________ 31

3.6

Bepaling van chemische bodemeigenschappen na de incubaties _________________ 32

3.6.1

Hot-water extractable OC _______________________________________________________ 32

3.6.2

Extractie Fe en Al-componenten__________________________________________________ 32

3.6.2.1

NH4-oxalaat-extraheerbaar Fe en Al __________________________________________ 32

3.6.2.2

DCB-extraheerbaar Fe en Al ________________________________________________ 32

3.7

4

Statistische analyses _____________________________________________________ 33

RESULTATEN _______________________________________________________ 34 4.1

Initiële verdeling van organische stof over groottefracties ______________________ 34

4.2

OC en ON gehalte na incubatie ____________________________________________ 35

4.2.1

OC gehalte___________________________________________________________________ 35

4.2.2

ON gehalte en C/N verhouding ___________________________________________________ 36

4.3

Gehalte aan Fe en Al _____________________________________________________ 37

4.3.1

Zandleembodem ______________________________________________________________ 37

4.3.2

Zandbodem __________________________________________________________________ 38

4.4

Hot water extractable OC en microbiële OC _________________________________ 40

4.4.1

Hot water extractable carbon (HWC) ______________________________________________ 40

4.4.2

Microbiële C (MBC) ___________________________________________________________ 41

4.5

Microbiële respiratie _____________________________________________________ 42

4.5.1

Zandleembodem ______________________________________________________________ 42

4.5.2

Zandbodem __________________________________________________________________ 46

IV

4.5.3

5

Nulde-eerste orde mineralisatie model _____________________________________________ 49

DISCUSSIE __________________________________________________________ 51 5.1

Totaal OC-gehalte na de incubaties_________________________________________ 51

5.1.1

Zandleembodem ______________________________________________________________ 51

5.1.2

Zandbodem __________________________________________________________________ 52

5.2

Hot water extractable carbon en microbiële OC ______________________________ 53

5.2.1

Hot water extractable carbon_____________________________________________________ 53

5.2.1.1

Zandleembodem __________________________________________________________ 53

5.2.1.2

Zandbodem______________________________________________________________ 53

5.2.2

5.3

Microbiële koolstof ____________________________________________________________ 54

Microbiële respiratie _____________________________________________________ 54

5.3.1

Mineralisatie zandleembodem____________________________________________________ 54

5.3.2

Mineralisatie zandbodem _______________________________________________________ 56

6

CONCLUSIES ________________________________________________________ 58

7

REFERENTIES _______________________________________________________ 60

V

Lijst van figuren

Figuur 2.1 Koolstofcyclus (IPCC, 2001) _______________________________________________________ 2 Figuur 2.2 Absorptiespectrum van de broeikasgassen afzonderlijk (bovenaan) en van de atmosfeer in zijn geheel (onderaan) (Hodell en Thomas, 2007) _________________________________________________________ 4 Figuur 2.3 Evolutie van de atmosferische concentratie van de drie belangrijkste broeikasgassen gedurende de laatste 2000 jaar (IPCC, 2001) _______________________________________________________________ 5 Figuur 2.4 Samenstelling van bodem organische stof (ATTRA, 2007) ________________________________ 7 Figuur 2.5 Conceptueel model van BOS-dynamiek met meetbare C-stocks (Six et al., 2002)______________ 10 Figuur 2.6 Conceptuele voorstelling van de aggregaathiërarchie (Jastrow en Miller, 1997) _______________ 11 Figuur 2.7 Verschillende chemische bindingsmogelijkheden in een klei-humus complex (Stevenson, 1994)__ 13 Figuur 2.8 Fysisch ongecomplexeerd organisch materiaal is een intermediaire BOS-sink tussen plantenresten en BOS. De hoeveelheid en de samenstelling in de bodem worden bepaald door factoren die de kwaliteit en type van residu vastleggen (1) (zoals hoeveelheid, samenstelling en toegankelijkheid) , alsook de microbiële activiteit (2) (zoals omgevingsfactoren) (Gregorich et al, 2006). ___________________________________________ 14 Figuur 3.1 Textuur van de verzamelde bodems volgens de Belgische textuurdriehoek ___________________ 23 Figuur 3.2 Fractioneringsschema voor de scheiding van een mineraal gebonden OS-fractie van een biochemisch stabiele OS fractie. _______________________________________________________________________ 26 Figuur 3.3 Opstelling incubatie-experiment ____________________________________________________ 30 Figuur 4.1 Gehalte aan OC na incubatie van de verschillende voorbehandelde objecten. De foutenbalkjes geven de standaarddeviatie weer (n=2) _____________________________________________________________ 35 Figuur 4.2 Gehalte aan ON na incubatie in de verschillende voorbehandelde objecten ___________________ 36 Figuur 4.3 C/N-verhouding in de verschillende voorbehandelde objecten _____________________________ 36 Figuur 4.4 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Al in de zandleembodem na incubatie 38 Figuur 4.5 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Fe in de zandleembodem na incubatie 38 Figuur 4.6 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Al in de zandbodem na incubatie ___ 39 Figuur 4.7 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Fe in de zandbodem na incubatie ___ 39 Figuur 4.8 Hot water extractable carbon gehalte na incubatie ______________________________________ 41 Figuur 4.9 Microbieel koolstofgehalte na incubatie ______________________________________________ 41 Figuur 4.10 Cumulatieve CO2-C respiratie in de onbehandelde bodem (behandeling 1, referentiebehandeling) 42 Figuur 4.11 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm (behandeling 2) _ 42 Figuur 4.12 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, en extractie door NH4-oxalaat (behandeling 3)________________________________________________________________ 43 Figuur 4.13 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en oxidatie door Nahypochloriet (behandeling 4) _______________________________________________________________ 43 Figuur 4.14 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM >53 µm, en extractie door NH4-oxalaat, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 5) _____________________________________ 43

VI

Figuur 4.15 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en extractie met DCB, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 6)___________________________________________ 44 Figuur 4.16 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, Na-pyrofosfaat extractie na Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 7) ____________________________________________ 44 Figuur 4.17 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, oxidatie met Nahypochloriet, NH4-oxalaat extractie en opnieuw Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 8) _______________ 44 Figuur 4.18 Totale cumulatieve CO2-C respiratie gedurende incubatie van 16 weken (zandleembodem) _____ 45 Figuur 4.19 Cumulatieve CO2-C respiratie in de onbehandelde bodem (behandeling 1, referentiebehandeling) 46 Figuur 4.20 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm (behandeling 2) _ 46 Figuur 4.21 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, en extractie door NH4-oxalaat (behandeling 3) _______________________________________________________________ 47 Figuur 4.22 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en oxidatie door Nahypochloriet (behandeling 4) _______________________________________________________________ 47 Figuur 4.23 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM >53 µm, en extractie door NH4-oxalaat, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 5) _____________________________________ 47 Figuur 4.24 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en extractie met DCB, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 6)___________________________________________ 48 Figuur 4.25 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, Na-pyrofosfaat extractie na Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 7) ____________________________________________ 48 Figuur 4.26 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, oxidatie met Nahypochloriet, NH4-oxalaat extractie en opnieuw oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 8)____________ 48 Figuur 4.27 Totale cumulatieve CO2-C respiratie gedurende incubatie van 16 weken (zandbodem)_________ 49

VII

Lijst van tabellen

Tabel 3.1Algemene eigenschappen van de onderzochte bodems ____________________________________ 23 Tabel 3.2 Verschillende soorten voorbehandelingen uitgevoerd op de bodems _________________________ 26 Tabel 4.1 Verdeling van de hoeveelheid koolstof en stikstof in verschillende fracties van de bodem ________ 34 Tabel 4.2 Gehalten aan kristallijn en zwak kristallijn Fe en Al na incubatie __________________________ 37 Tabel 4.3 Gehalte aan hot water extractable C, microbiële C en vochtgehalte __________________________ 40 Tabel 4.4 Geschatte parameters voor het gefitte C-mineralisatie model_______________________________ 50

VIII

Lijst van gebruikte afkortingen

Al

Aluminium

AlDCB

DCB-extraheerbaar aluminium

Alox

Oxalaat-extraheerbaar aluminium

BOS

Bodem organische stof

C

Koolstof

DCB

Dithioniet-citraat-bicarbonaat

Fe

IJzer

FeDCB

DCB-extraheerbaar ijzer

Feox

Oxalaat-extraheerbaar ijzer

Gton

Gigaton

K

Kalium

LF

Lichte fractie

N

Stikstof

Na-hypochloriet

Natriumhypochloriet

Na-pyrofosfaat

Natriumpyrofosfaat

NH4-oxalaat

Ammoniumoxalaat

OC

Organische koolstof

OS

Organische stof

P

Fosfor

POM

Particulair organisch materiaal

S

Zwavel

TOC

Totale organische koolstof

IX

1 INLEIDING Begin 2002 verbond de Europese Unie zich tot het Verdrag van Kyoto. Dit verdrag houdt in dat de uitstoot van broeikasgassen in de periode 2008 – 2012 met gemiddeld 5% moet dalen ten opzichte van het niveau in 1990. Dit kan bereikt worden door emissiereductie, of door opname van broeikasgassen uit de atmosfeer. In dat laatste geval spreekt men van het gebruik van koolstof “sinks”. Artikels 3.3 en 3.4 in het Kyotoprotocol laten toe dat koolstoffixatie in terrestrische ecosystemen kan aangewend worden voor de vermindering van de globale broeikasgasuitstoot. Door een gericht bodembeheer zouden de Vlaamse bossen, akkers en graslanden als C-put kunnen dienen, en op die manier bijdragen tot de realisatie van de Kyoto-doelstelling. Naast zijn belang in de globale koolstofcyclus speelt bodem organische stof (BOS) eveneens een sleutelrol in nagenoeg alle bodemfuncties. Recente studies duiden echter op een algemeen verlies van BOS in Vlaamse landbouwbodems met evidente nefaste gevolgen voor bodemkwaliteit.

Een deel van het organische materiaal in de bodem mineraliseert snel, terwijl andere BOS slechts zeer traag afgebroken wordt, in een tijdsspanne van honderden tot duizenden jaar. Drie sleutelprocessen zijn vooropgesteld om deze stabilisering van passieve of lange termijn BOS-fracties te verklaren. Selectieve microbiële afbraak van BOS is een eerste mechanisme die de BOS stabiliseert, voornamelijk in de klei- en leemfractie van de bodem. Naast deze biochemisch inerte organische stof bevat deze bodemfractie eveneens organische stof die gestabiliseerd is door binding in organominerale complexen. Een derde mechanisme beschermt een deel van de BOS tegen microbiële afbraak door beperking van de bio-beschikbaarheid in fijne bodemporiën.

Het doel van dit eindwerk was het kwantificeren van de bijdrage van deze verschillende mechanismen in de bescherming van de bodem organische stof in de klei- en leemfractie. Aan de hand van een reeks incubatie-experimenten werd, na verwijdering van het labiele particulair organisch materiaal door middel van densiteitscheiding, de mineralisatie van organische stof gevolgd bij verschillende voorbehandelingen door meting van de CO2-respiratie. De respiratie uit de bodemstalen werd vergeleken met een door middel van ultrasonicatie gedispergeerd staal dat diende als referentie. De voorbehandelingen bestonden eruit, na verwijdering van de onbeschermde labiele organische stof en de relatief labiele organisch stof, extracties uit te voeren van Fe- en Al(hydr)oxiden. Hierdoor kon door vergelijking van verschillende behandelingen, het aandeel van de individuele organische stoffracties bepaald worden op de totale bodemrespiratie.

Inleiding

1

2 L I T E R AT U U R S T U D I E 2.1 Koolstofcyclus Door geochemische en biologische processen circuleert koolstof (C) op globaal niveau tussen vier grote reservoirs: de atmosfeer, de geosfeer, de oceaan en de terrestrische systemen. Het is een dynamisch gebeuren dat mede gekoppeld is aan variaties in ons klimaatsysteem en menselijke activiteiten.

Figuur 2.1 Koolstofcyclus (IPCC, 2001)

Literatuurstudie

2

In de atmosfeer komt koolstof voornamelijk voor als koolstofdioxide (CO2) en komt er ondermeer terecht door respiratie van dieren en planten, afbraak van organisch materiaal en vulkaanuitbarstingen. Als menselijke activiteit dient het gebruik van fossiele brandstoffen te worden vermeld. De verwijdering van koolstof uit de atmosfeer gebeurt ondermeer door diffusie van CO2 in de oceanen en door opname in de plantenbiomassa via fotosynthese. De oceaan bevat 40 000 Gton koolstof (Figuur 2.1) in de vorm van opgeloste CO2 en opgeloste carbonaationen. De atmosfeer bevat 750 Gton koolstof. In de terrestrische ecosystemen is bodem organische stof (BOS) de grootste koolstof sink met 1600 Gton C, gevolgd door vegetatie met 540 tot 610 Gton C. De BOS-sink is dus een belangrijk reservoir voor koolstof en speelt dan ook een belangrijke rol in de globale koolstofcyclus.

Processen in de terrestrische koolstofcyclus

Biologische processen zijn voornamelijk verantwoordelijk voor de koolstofuitwisseling tussen de bodem en de atmosfeer. Door respiratie en door afbraak van BOS wordt de biologisch gefixeerde koolstof terug in de atmosfeer gebracht. De hoeveelheid koolstof die per jaar opgenomen wordt door fotosynthese (61 Gton C) en terug vrijgesteld wordt naar de atmosfeer door respiratie (60 Gton C) is ongeveer 1000 maal groter dan de hoeveelheid koolstof die per jaar door geochemische cyclus wordt verplaatst (earthobservatory, 2007). De geochemische processen die een rol spelen in de koolstofcyclus, moeten dus op een zeer ruime tijdsschaal bekeken worden. Door verwering van mineralen door geochemische en fysische processen, komt carbonaat terecht in rivieren en wordt uitgespoeld in de oceaan. Door bezinking komen de carbonaten als sedimenten op de oceaanbodem terecht waardoor de koolstof voor honderden miljoenen jaren aan de atmosfeer onttrokken blijft.

Wereldwijd accumuleert er jaarlijks zo’n 3.2 Gton C in de atmosfeer. De verbranding van fossiele brandstoffen veroorzaakt een uitstoot van 6.3 Gton C per jaar. De uitwisseling tussen atmosfeer en oceanen veroorzaakt netto een afname van C in de atmosfeer van 2.4 Gton C per jaar. De netto terrestrische C-flux, opname of uitstoot van CO2 uit de vegetatie en de bodem op het land, nam toe van 0.4 Gton C per jaar in de jaren 1980 tot 0.7 Gton C per jaar in de jaren 1990 (MIRA, 2004) .

Literatuurstudie

3

2.2 Broeikaseffect en klimaatverandering De aarde dankt haar temperatuur aan de broeikasgassen aanwezig in de atmosfeer. Indien deze gassen niet aanwezig zouden zijn, zou de gemiddelde temperatuur -18°C bedragen in plaats van +15°C. De broeikasgassen laten de invallende UV zonnestraling door, maar reflecteren de door de aarde geëmitteerde IR-straling. Vandaar de naam broeikaseffect. De belangrijkste natuurlijke broeikasgassen zijn waterdamp (H2O), koolstofdioxide (CO2), methaan (CH4) en lachgas (N2O). De concentratie van deze gassen in de atmosfeer is het resultaat van de talrijke dynamische processen en cycli die op elkaar ingrijpen.

Het absorptiespectrum (Figuur 2.2 (onderste deel)) geeft aan bij welke golflengte de atmosfeer straling absorbeert (gekleurd) en waar ze straling doorlaat (wit). De atmosfeer is bijna volledig transparant voor de inkomende korte golfstraling (met uitzondering van het grootste deel van het ultraviolette gedeelte) terwijl ze zeer sterk de uitgaande lange golfstraling absorbeert. Het bovenste deel van Figuur 2.2 verklaart het individuele aandeel van de belangrijkste broeikasgassen in dit absorptiespectrum.

Figuur 2.2 Absorptiespectrum van de broeikasgassen afzonderlijk (bovenaan) en van de atmosfeer in zijn geheel (onderaan) (Hodell en Thomas, 2007)

Literatuurstudie

4

Gedurende de laatste eeuw kwamen grote hoeveelheden broeikasgassen in de atmosfeer terecht door ondermeer verbranding van fossiele brandstoffen, afvalverwerking en veeteelt. Door ontbossing kwamen grote hoeveelheden van de in de bomen opgeslagen koolstof terecht in de atmosfeer als CO2. In Figuur 2.3 wordt de evolutie van de concentraties van de voornaamste broeikasgassen weergegeven en hun verloop sinds 1000 jaar (IPCC, 2001). Er kan een duidelijke toename worden vastgesteld in de laatste honderd jaar. Zo steeg de CO2-concentratie van 270 ppm midden 19e eeuw naar 370 ppm in 2000.

Figuur 2.3 Evolutie van de atmosferische concentratie van de drie belangrijkste broeikasgassen gedurende de laatste 2000 jaar (IPCC, 2001)

Literatuurstudie

5

Begin 2002 verbond de Europese Unie zich tot het Verdrag van Kyoto. Volgens dit verdrag moet de uitstoot van broeikasgassen in de periode 2008 – 2012 dalen met gemiddeld 5% ten opzichte van het niveau in 1990. Dit kan bereikt worden door emissiereductie, of door opname van broeikasgassen uit de atmosfeer. In dat geval spreekt men van het gebruik van koolstof “sinks”. Artikels 3.3 en 3.4 van het Kyotoprotocol laten toe dat koolstoffixatie in terrestrische ecosystemen kan aangewend worden voor de vermindering van de globale broeikasgasuitstoot. Door een gericht bodembeheer zouden de Vlaamse bossen, akkers en graslanden als koolstof-sink kunnen dienen, en op die manier bijdragen aan de realisatie van de Kyoto-doelstelling. Recente studies duiden echter op een algemeen verlies van BOS in Vlaamse landbouwbodems met evidente nefaste gevolgen voor bodemkwaliteit. De mechanismen voor koolstofstabilisatie in bodems zijn echter nog steeds niet helemaal begrepen en het uiteindelijke totale potentieel voor koolstofstabilisatie in bodem is ongekend.

2.3 Bodem organische stof (BOS) Wanneer plantenen dierenresten na afsterven afgebroken en getransformeerd worden tot op een punt waarbij hun originele stadium onherkenbaar is geworden, wordt dit organische materiaal bodem organische stof (BOS) genoemd. Bodem organische stof omsluit daarmee de volledige niet-minerale fractie van de bodem. Een deel van de BOS is makkelijk mineraliseerbaar, terwijl andere fracties slechts zeer traag afgebroken worden, in een tijdsspanne van honderden tot duizenden jaar. Bovendien is meer dan 60% van de BOS door zwakke tot zeer sterke bindingen geassocieerd met de minerale bodemfase (Schulten en Leinweber, 2000). Het overgrote deel van deze gebonden organische stof bevindt zich in de kleifractie.

2.3.1 Vorming en afbraak van bodem organische stof Onder een gematigd klimaat bevatten bodems een belangrijke organische stoffractie, die in de bovenste horizont ruwweg tussen 2 en 20% varieert. Organisch materiaal van vegetatieve of dierlijke oorsprong dat door de microbiële gemeenschap gemineraliseerd en omgezet wordt in de bodem, voorziet het moedermateriaal van bodem organische stof (BOS). De bodem heeft daarmee een sterk dynamisch karakter. Zowel plantenen dierenresten als stabielere BOS-fracties zijn voortdurend onderworpen aan microbiële afbraak. Verschillende soorten micro-organismen breken deze plantenen dierenresten af en ontbinden deze. Hoewel er een grote variabiliteit is in de aard van het organische materiaal dat toegevoegd wordt aan de bodem, is er een verrassende gelijkenis tussen de BOS van verschillende bodems. De BOS van iedere bodem wordt gekarakteriseerd door haar heterogene samenstelling van uiteenlopende componenten. De graad waarin de verschillende omzettingen gebeuren, hangt af van de interacties van de bodem microbiële, nematode en microarthropode

Literatuurstudie

6

gemeenschappen, chemische interacties en ook van de chemische en fysische parameters van de omgeving. Wanneer er organisch materiaal in de bodem terechtkomt, wordt het meteen onderworpen aan afbraak geassocieerd met de activiteiten van de bodem fauna en flora. Het ondergaat enzymatische oxidatie met CO2, H2O, energie en warmte als belangrijkste eindproducten. De eerste fase van de afbraak van OS heeft een omzettingstijd van ongeveer 1-2 jaar in een gematigd klimaat, met een verlies van ongeveer een vierde tot twee derde van de initiële koolstof. Dit is de actieve of labiele organische stof (Jenkinson en Ladd, 1981). De volgende fase met trage afbraaksnelheid, heeft een totaal verlies van ongeveer 90% organische stof, en duurt 10-100 jaar. Deze fractie wordt beschouwd als de intermediaire organische stof. Het complete afbraakproces bevat nog een derde fase met zeer trage afbraaksnelheden en een omzettijd van honderd tot meer dan duizend jaar. Dit is de trage, moeilijk afbreekbare, recalcitrante BOS-fractie en is verantwoordelijk voor de lange termijn stabilisatie van koolstof in bodems (Falloon en Smith, 2000).

2.3.2 Samenstelling BOS omvat de volledige niet-minerale fractie van de bodem en bestaat samengevat uit humus componenten (70-90%) en deels afgebroken plantenresten die niet langer herkenbaar zijn als plantenmateriaal (10-30%) en de microbiële biomassa (1-4%) (Figuur 2.4).

Figuur 2.4 Samenstelling van bodem organische stof (ATTRA, 2007)

Literatuurstudie

7

Hierdoor is BOS een heterogeen mengsel van OS-componenten die sterk in hun chemische samenstelling variëren met een sterk alifatisch tot een hoog aromatisch karakter (Piccolo and Conte, 1997) dat hoogstwaarschijnlijk afhankelijk is van zowel het bodemtype, de pedogenese als het bodembeheer. De aanwezige organismen zorgen voor de afbraak van de makkelijk afbreekbare plantenen dierenresten tot nutriënten. Deze componenten zijn koolhydraten, proteïnen, aminozuren, vetten en ander laagmoleculaire componenten. Ze zijn labiel en relatief snel afbreekbaar door microorganismen. De rest van het organisch materiaal wordt achteraf getransformeerd of afgebroken door andere organismen tot enkel complexe verbindingen overblijven die moeilijk afbreekbaar zijn. Deze complexe eindproducten van afbraak zijn refractair en beter gekend als humus. Humuscomponenten kunnen worden opgesplitst in drie functionele fracties: fulvuszuren, laagste in moleculair gewicht en lichtst van kleur, oplosbaar in zowel zuren als basen en zijn gevoeligst voor microbiële aanvallen; humuszuren, met een gemiddeld moleculair gewicht en kleur, oplosbaar in alkali maar nemen deel aan zuurvorming; en humine, met het hoogste moleculair gewicht en de donkerste kleur, onoplosbaar in zuur of base en meest resistent tegen microbiële afbraak. In veel huidige BOS-modellen, wordt BOS dan ook beschouwd als bestaande uit verschillende discrete OS-sinks, die verschillen in hun inherente afbraaksnelheid en in de factoren die die afbraaksnelheden controleren. (Sleutel et al, 2006 b)

2.3.3 Belang van BOS Bodem organische stof beïnvloedt de plantengroei door zijn effect op de fysische, chemische en biologische eigenschappen van de bodem en dient als bron van verschillende nutriënten (stikstof, fosfor en zwavel) voor de plantengroei. BOS heeft een biologische functie als substraat voor microflora en microfauna- organismen, en een fysische functie door voor een goede bodemstructuur te zorgen, waarbij de bewerkbaarheid en lucht- en waterhuishouding verbeteren. BOS kan meer dan twintig maal zijn eigen gewicht in water ophouden, wat de waterbergingscapaciteit verhoogt en uitdroging voorkomt, in het bijzonder van zandige bodems. In combinatie met klei- en leemdeeltjes kunnen aggregaten ontstaan met een stabielere structuur als gevolg. In organisch materiaal zijn plantennutriënten zoals stikstof en fosfor, chemisch gebonden. Deze nutriënten worden beschikbaar voor opname door planten na minerale afbraak van BOS. Wanneer het koolstofgehalte erg hoog is in vergelijking met andere elementen (zoals N, K, P en S), moeten meer OS-bindingen gebroken worden waardoor de nutriënten pas traag vrijkomen. In de andere situatie, wanneer het gehalte aan koolstof laag is, vergeleken met de andere nutriënten, gebeurt de vrijstelling van nutriënten relatief snel. Een snelle beschikbaarheid van nutriënten is gewenst wanneer de planten groeien en ze de vrijgekomen nutriënten kunnen gebruiken. Wanneer de planten echter niet actief groeien (zoals in de herfst of de winter het geval is), is een trage vrijstelling gewenst. Idem wanneer er al een overaanbod is aan nutriënten in de bodem (ATTRA, 2007). Literatuurstudie

8

2.4 Stabilisering van BOS tegen microbiële afbraak In tegenstelling tot wat men vroeger dacht, wordt de OS-stabilisering niet gedomineerd door selectief behoud van recalcitrante organische componenten die accumuleren in verhouding tot hun chemische eigenschappen (Lützow et al, 2006): o De bodem biotische gemeenschap is in staat om eender welke OS-verbinding van natuurlijke oorsprong te ontbinden o moleculaire recalcitrantie van OS is eerder relatief dan absoluut o recalcitrantie is enkel belangrijk tijdens vroege afbraak en in actieve oppervlaktebodems o tijdens latere afbraak en in diepere bodemlagen stijgt het belang van organo –minerale interacties (chemische stabilisering) en van de insluiting van OS in microporiën of bodemaggregaten (fysische stabilisering).

Om de stabiliteit van passieve BOS te verklaren werden recentelijk enkele conceptuele modellen opgesteld. Sollins et al. (1996) stelden drie grote mechanismen voorop over hoe OS beschermd is tegen afbraak, namelijk het moleculaire karakter van BOS (‘recalcitrantie’), ‘lage toegankelijkheid’ voor biologische afbraak, en ‘interacties met minerale deeltjes’. Dit deels in overeenstemming met Baldock et al. (2004) die een model suggereerden voor biologische stabilisering gebaseerd op drie mechanismen, namelijk ‘biologische recalcitrantie’, ‘biologische capaciteit en capaciteit van de afbraakorganismen’ en ‘fysische bescherming’. Drie sleutelprocessen werden vooropgesteld om deze stabilisering van passieve of lange termijn BOS-fracties te verklaren (Lützow et al, 2006).

1. Selectieve bescherming door inherente biochemische recalcitrantie tegen microbiële afbraak te wijten aan de stabiele chemische structuur van organische stof componenten en door onderlinge binding van deze OS in macromoleculaire humuscomplexen.

2. Beperking van de biologische beschikbaarheid van BOS door insluiting van organische stof in bodemaggregaten, microporiën, in de interlammelaire ruimte van bepaalde phyllosilicaten, hydrofobie, of inkapseling in poriën in organische macromoleculen.

3. Interactie van OS-componenten met oppervlaktes van bodemdeeltjes en metaalionen aanwezig in de minerale bodemfractie. Deze interacties bevatten ondermeer liganduitwisseling, polyvalente kationbruggen, zwakke interacties en interacties van metaalionen met organische moleculen (complexvorming) (Baldock en Skjemstad, 2000).

Literatuurstudie

9

In iedere bodem, of zelfs in iedere bodemhorizont, treden deze mechanismen wellicht steeds gelijktijdig op, maar in verschillende mate. Six et al (2002) beschreven bijvoorbeeld een conceptueel model van BOS-dynamiek (Figuur 2.5) dat fysicochemische bodemprocessen incorporeert en een modelstructuur bevat met meetbare BOS-sinks. Het model integreert traditionele eerste orde afbraakdynamieken van BOS met de BOS-stabilisatiemechanismen. De drie weergegeven BOS-sinks, namelijk: onbeschermde, fysisch beschermde en biochemisch beschermde BOS-sinks zijn meetbaar doordat ze een fysische tegenhanger hebben. Onbeschermde BOS bestaat uit vrij, grof POM (> 250 µm), en het vrije fijne POM (53-250 µm). De fysisch beschermde BOS-sink omvat de intramicroaggregaat POM (53-250 µm) en OS die beschermd wordt door adsorptie aan klei- en leemdeeltjes (Figuur 2.5). Six et al. (2002) suggereerden dat deze laatste OS-sink kan gemeten worden als de OS aanwezig in de klei- en leemgroottefractie die afbreekbaar is door zure hydrolyse. De derde BOS-sink, de biochemisch beschermde OS, bestaat uit OS die gestabiliseerd wordt tegen microbiële afbraak door zijn inherente chemische recalcitrantie (door zijn samenstelling). Deze sink is meetbaar als de OS aanwezig in de leem- en kleigroottefractie die overblijft na zure hydrolyse.

Figuur 2.5 Conceptueel model van BOS-dynamiek met meetbare C-stocks (Six et al., 2002)

Literatuurstudie

10

2.4.1 Fysische stabilisering van BOS De bodemstructuur speelt een belangrijke rol in de fysische bescherming van BOS door het beheren van de microbiële toegang tot substraten, microbiële afbraakprocessen en interacties in het voedselweb (Elliott and Coleman, 1988).

2.4.1.1

Fysische bescherming van BOS binnen bodemaggregaten

Relatief labiele OS kan fysisch beschermd worden tegen afbraak door inkapseling in stabiele bodemaggregaten. Hierdoor ontstaat er een fysische barrière tussen de bacteriën en hun substraten waardoor microbiële afbraak wordt geremd. Tisdall en Oades (1982) stelden een model voorop dat de rol beschrijft van bodemaggregaten in de dynamiek van BOS. Volgens dit model zijn er vier hiërarchische ruimtelijke niveaus (Figuur 2.6 ). Kleine partikels en kleimicrostructuren worden samengebonden met bacteriële afvalstoffen tot extreem stabiele microaggregaten ter grote van leempartikels (2-20 µm diameter), die op hun beurt samengebonden kunnen worden met afvalstoffen of resten van fungi- en plantenmateriaal tot grotere microaggregaten (20-250 µm diameter). Het organische bindmiddel dat betrokken is bij het stabiliseren van microaggregaten wordt als relatief persistent aanzien en bestaat wellicht uit humusmaterialen of polysaccharide-polymeren die sterk gebonden zijn aan een kleioppervlak, waarbij de meest persistente klei - organische stof bindingen versterkt worden door bruggen van polyvalente metaalkationen.

Figuur 2.6 Conceptuele voorstelling van de aggregaathiërarchie (Jastrow en Miller, 1997)

Literatuurstudie

11

Tenslotte worden microaggregaten op hun beurt gebonden tot macroaggregaten (> 250 µm in diameter) door (i) kortstondig bindmiddel (bijvoorbeeld makkelijk afbreekbaar organisch materiaal, zoals belangrijke polysacchariden afkomstig van microbieel en plantenafval) en (ii) tijdelijke bindmiddelen (zoals bijvoorbeeld fijn plantenmateriaal, bacteriële cellen en algen). Bij stijgende diameter worden de kortstondige bindmiddelen in macroaggregaten minder belangrijk, terwijl het belang van tijdelijke bindmiddelen stijgt.

2.4.1.2

Fysische bescherming van BOS door beperking van de biobeschikbaarheid in de microporiënstructuur

Er zijn twee hoofdredenen voor de belangrijke sturende rol van de bodemporiën verdeling in BOS afbraakprocessen en waarom OS kan accumuleren binnen bepaalde poriëngrootte klassen: 1° Microorganismen verantwoordelijk voor de afbraak hebben enkel toegang tot die poriën die hen fysisch gezien kunnen herbergen. 2° De poriëngrootteverdeling bepaalt de distributie van water binnen het poriënsysteem en aangezien de microflora afhankelijk is van water voor haar mobiliteit, beïnvloedt deze ruimtelijke verdeling van water in sterke mate de biologische activiteit in de verschillende bodemporiën klassen (Strong et al., 2004). Insluiting van BOS op het niveau van kleimicrostructuren (<20 µm) kan gebeuren door abiotische mechanismen zoals vorming van Fe- en Al-(hydr)oxide netwerken (Mayer et al., 2004). Het beperken van het begrip bodemstructuur tot een verzameling van aggregaten zou een sterke vereenvoudiging zijn aangezien de ongestoorde bodem in werkelijkheid juist is opgebouwd uit een aaneengesloten poriënruimte die omgeven wordt door een vaste fractie. De functionele kenmerken van de bodemstructuur hangen af van de driedimensionale verbinding, de tortuositeit en de heterogeniteit van de bodemporiën ruimte, en geïsoleerde gegevens betreffende aggregaten of bodempartikels kunnen dergelijke informatie niet verschaffen (Young et al., 2001).

2.4.2 Chemische stabilisering van BOS door binding aan mineralen Naast stabilisering van BOS door de insluiting van organisch materiaal in bodemaggregaten en door biochemische recalcitrantie die inherent is voor BOS, wordt de afbreekbaarheid van de klei- en leemgrootte BOS-fractie ook bepaald door haar binding met de minerale bodemfase. Minerale bindingen maken de BOS minder ontvankelijk voor biodegradatie dan wanneer deze ongebonden is. Hieruit wordt verondersteld dat deze bindingen een belangrijke controlerende factor spelen bij de stabilisering van BOS. De hoeveelheid van de mineraal gebonden organische stof varieert tussen 60 en 100% (Schulten en Leinweber, 2000).

Literatuurstudie

12

Verschillende mechanismen werden vooropgesteld met betrekking tot de interacties van organisch materiaal met minerale oppervlakken: ligand-uitwisseling, polyvalente kationbruggen en zwakke interacties, zoals hydrofobe interacties, van der Waalskrachten en H-bruggen (Von Lützow et al., 2006) (Figuur 2.7). In het bijzonder worden zwak kristallijn Fe en Al verbindingen (Fe(OH)3 , Al(OH)3) verondersteld een groot potentieel te hebben tot binding van BOS tengevolge van hun groot bindingsoppervlak, hoge hydratatiegraad en variabele lading (Torn et al.,1997). Het bindingspotentieel van kristallijn Fe en Al (goethiet, gibbsiet, ferrihydriet, hematiet) is kleiner, maar hun voorkomen in bodems is algemener.

Figuur 2.7 Verschillende chemische bindingsmogelijkheden in een klei-humus complex (Stevenson, 1994)

2.4.3 Biochemische recalcitrantie Onder biochemische bescherming verstaat men de stabilisering van BOS tegen microbiële afbraak door zijn eigen chemische samenstelling (bijvoorbeeld recalcitrante componenten zoals lignine en polyphenolen) en door de chemische complexeringsprocessen (zoals condensatiereacties) in de bodem (Six et al., 2002). Plantenresiduen zijn mengsels van hoofdzakelijk polysacchariden (zetmeel, cellulose, hemicellulose,…; 50-60%) en lignine (15-20%), maar ook proteïnen, polyfenolen, lipiden en wassen (10-20%). De afbraak van eenvoudige monomeren zoals glucose en aminozuren kan voltooid worden binnen enkele uren. Polymeren (bv. Polysacchariden, proteïnen) hebben afbraaksnelheden van meerdere weken tot maanden. De meest resistente niet-humus polymeren bevatten aromatische ringen (zoals bv lignine) en hebben langere afbraakperiodes. Vele labo-experimenten hebben bevestigd dat deze componenten selectief worden behouden gedurende de beginfasen van de afbraak van plantenmateriaal (Sleutel et al, 2006), maar over hun lange termijn stabiliteit bestaat veel minder

Literatuurstudie

13

bewijzen. Slechts in een beperkt aantal specifieke OS-componenten is een dergelijke recalcitrantie wel duidelijk (mureine, chitine, melanine en bepaalde lipiden) (Lützow et al, 2006).

Gehumificeerd organisch materiaal (zoals bv humuszuren en humine), is wellicht de meest persistente sink van BOS met een gemiddelde verblijftijd van enkele honderden jaren (Piccolo, 1996). Deze fractie is niet hydrolyseerbaar (Leavitt et al, 1996) en is ongeveer 1300 jaar ouder dan de globale BOS (Paul et al., 1984). Het model van Baldock et al. (2004) suggereert dat de biologisch recalcitrante chemische OS-structuren voornamelijk bestaan uit OS-verbindingen met alkyl C en uit verkoolde OS en dat de andere mechanismen (‘biologische capaciteit en capaciteit van de afbraakorganismen’ en ‘fysische bescherming’) verantwoordelijk zijn voor de bescherming van potentieel labiele BOScomponenten en leiden tot de variabele chemische structuur waargenomen voor BOS.

2.4.4 Onbeschermde BOS Onbeschermde BOS omvat de recent gevormde plantenresten die al voor een stuk zijn afgebroken, maar die niet sterk gebonden zijn met bodemmineralen. Six et al. (2002) suggereerden dat deze onbeschermde BOS-sink meetbaar is als enerzijds de lichte fractie (LF) of de vrije BOS-fractie. Omdat de LF en BOS labiele OS-sinks zijn, zijn ze gevoelig aan het beheer van de bodem (Solomon et al., 2000). De onbeschermde BOS werd door Six et al. (2002) gedefinieerd als de fractie BOS van 53– 2000 µm, zonder de aanwezigheid van microaggregaten. Fysisch ongecomplexeerde OS wordt gezien als een intermediaire sink van OS tussen verse plantenresten en stabiele BOS (Figuur 2.8), wat werd bevestigd door een chemische analyse van dit materiaal (Gregorich et al, 2006).

Figuur 2.8 Fysisch ongecomplexeerd organisch materiaal is een intermediaire BOS-sink tussen plantenresten en BOS. De hoeveelheid en de samenstelling in de bodem worden bepaald door factoren die de kwaliteit en type van residu vastleggen (1) (zoals hoeveelheid, samenstelling en toegankelijkheid) , alsook de microbiële activiteit (2) (zoals omgevingsfactoren) (Gregorich et al, 2006).

Literatuurstudie

14

2.5 Fractionering van BOS Bodem organische stof kan gefractioneerd worden door middel van chemische en fysische methodes. Klassieke chemie heeft vroeger de grootste impact gehad op de methodologie die toegepast werd in BOS–onderzoek. Traditioneel werden natte chemische methoden, die gebaseerd zijn op opeenvolgende extracties van humuscomponenten met basen en zuren, veelvuldig toegepast, maar hun nut bij het modeleren van de BOS dynamiek is minimaal gebleken. Fysische fractioneringmethodes die de bodem scheiden op basis van grootte en dichtheid, focussen op het belang van de bodemstructuur en binding van OM aan de minerale fase bij het stabiliseren van BOS en vertonen een directere link met de in situ BOS-dynamiek dan de klassieke natte chemische methodes (Golchin et al., 1994b). Bijgevolg werd in het laatste decennium veel onderzoek verricht naar scheiden van labiele organische stof in fysische fracties.

2.5.1 Fysische fractionering Fysische fractionering wordt veelvuldig gebruikt om de afbraak en turnover van BOS te bestuderen (Christensen, 2001). Fysische fractionering volgens grootte en dichtheid van bodemdeeltjes benadrukt het belang van interacties tussen organische en minerale bodemcomponenten bij de stabilisering van BOS. Het laat de scheiding toe van vrij en ingesloten ongecomplexeerd organisch materiaal en van primaire en secundaire organominerale complexen. Deze methodologische aanpak erkent dat de globale regeling van afbraak bepaald wordt door de bodemstructuur, die de gasuitwisseling bepaald, de beschikbaarheid van substraten en water, en het transport van opgeloste stoffen.

Fractionering gebaseerd op het verschil in grootte van de BOS, bestaat uit het scheiden van de verschillende fracties van BOS door zeven en door sequentiële sedimentatie of centrifugatie. Zowel droog als nat zeven worden gebruikt, afhankelijk van het doel van de fractionering. Kleine aggregaten of bodemdeeltjes worden gescheiden van grotere delen die BOS bevatten, gedeeltelijk beschermd tegen

microbiële

afbraak,

maar

daarom

niet

noodzakelijk

chemisch

recalcitrant.

Deeltjesgroottescheiding kan gebeuren met of zonder een dispersie als voorbehandeling. Een combinatie van dispersie en natte zeving van de zand OS groottefractie kan bijvoorbeeld gebruikt worden om labiel particulair organisch materiaal (POM) te isoleren (Cambardella en Elliott, 1992). In de meeste bodems is het grootste gedeelte van de organische stof opgeslagen in de kleifractie (< 2 µm) (ongeveer 50% van de BOS), klei en fijn leem (< 20 µm) samen bevatten soms tot meer dan 90 % van de totale BOS (Christensen, 1996).

Literatuurstudie

15

De zin van het scheiden van deeltjesgroottefracties werd uitvoerig aangetoond door Schulten en Leinweber (1995, 2000). Deze auteurs stelden een conceptueel model op dat de samenstelling van BOS in groottefracties beschrijft. Samengevat komt het hierop neer: de afbraak van (hemi-)cellulose en lignine wordt duidelijk gereflecteerd door het dalende gehalte van koolhydraat en stijgende lignine monomeer/dimeer verhoudingen van zand tot leem en fijn leem. Een ander fundamenteel punt van BOS-afbraak lijken de geavanceerde “crosslinks” te zijn van moleculaire OS-bouwstenen en de sterkere bindingen met minerale oppervlakken in fijnere bodemfracties.

Fractionering van OS op basis van dichtheid gebeurt door het onderdompelen van bodemstalen in een minerale zoutoplossing met een densiteit die typisch ligt tussen 1.6 en 2.2 g cm–3 (Christensen, 1992). Vaak gebruikte zware vloeistoffen zijn Na-polytungstaat, silicagel en NaI. Een lichte fractie kan gescheiden worden van een zware fractie door flotatie in de zware vloeistof (Gregorisch en Janzen, 1996). De lichte fractie wordt verondersteld labieler te zijn terwijl de zware fractie wordt verondersteld OS te omvatten die gestabiliseerd is door associatie met minerale deeltjes (McLauchlan en Hobbie, 2004) of OS binnen een bodemaggregaat fractie. Bij fractionering door dichtheid kunnen verschillende graden van dispersie voorafgaandelijk worden gebruikt om de organominerale bindingen of bodemaggregaten te breken en de scheiding van ongecomplexeerd OS van verschillende groottefracties van organominerale complexen te bekomen.

2.5.2 Chemische fractionering Een zorgvuldige keuze van chemische fractioneringmethodes, al dan niet gecombineerd met voorafgaandelijk een fysische fractionering, kan worden gebruikt om gebonden en niet-gebonden BOS-fracties en biochemisch labiele en stabiele BOS-fracties van elkaar te scheiden. Slechts de voorbije jaren werd meer aandacht besteed aan het identificeren en scheiden van de mineraal gebonden OS die zich voornamelijk bevindt in de kleifractie van de bodem. Recent onderzoek bevestigde dat de stabilisering van BOS door interactie met in het bijzonder zwak kristallijne mineralen en polyvalente metaalsoorten in het bijzonder, één van de belangrijkste mechanismen is voor het vasthouden van de organische stof (Mikutta et al., 2006) in sommige bodems.

2.5.2.1

Selectieve destructie

Selectieve destructie kan gebruikt worden voor de verwijdering van een oxideerbare en dus labielere BOS-fractie van de bodem. De destructie van organisch materiaal kan gebeuren door thermische oxidatie (Mayer en Xing, 2001) of door natte oxidatie met waterstofperoxide (H2O2), Na-hypochloriet (NaOCl), kaliumpermanganaat (KMnO4) of dinatriumperoxidesulfaat (Na2S2O8) of door hydrolyse Literatuurstudie

16

met HCl. Natte oxidatiemethodes die gebruik maken van waterstofperoxide werden in het verleden frequent gebruikt, maar tasten ook de minerale bodemfractie aan. Recent onderzoek (Siregar et al, 2006) toonde aan dat 6% Na-hypochloriet BOS oxideert met een minimale verstoring van de minerale bodemfase. Daarbij worden belangrijke minerale componenten zoals oxides en hydroxides eveneens slechts beperkt verstoord en wordt slechts een klein deel van het Al afkomstig van de zwak kristallijne mineralen, opgelost.

Analytische technieken zoals

13

C-NMR, pyrolyse massaspectrometrie en IR-spectrometrie werden

recent aangewend voor een verdere opsplitsing van de klei en leem groottefractie in chemische componenten. Technologische vooruitgang in de toepassing van massaspectroscopie in het BOSonderzoek gecombineerd met fractionering van BOS heeft daarmee nieuwe mogelijkheden gecreëerd voor het analyseren van de complexe chemische samenstelling van BOS en BOS-fracties.

2.5.2.2

Selectieve extractie

a) Hot water extractable OS Labiele fracties van organisch materiaal, zoals OS in de microbiële biomassa, opgeloste organische stof en hot water extractable C (HWC) , kunnen snel reageren op veranderingen in de koolstoftoevoer. Deze componenten worden daardoor aanzien als vroege indicatoren voor het effect van landgebruik op de BOS-kwaliteit (Gregorich et al., 1994), en als belangrijke indicatoren voor de bodemkwaliteit. Verlies aan HWC is een indicatie voor het dalen van de organisch labiele stof, microbiële biomassa en een mogelijke degradatie van de bodemstructuur. Door de sterke positieve correlatie met de microbiële koolstof en mineraliseerbare stikstof, die gezien worden als sleutelindicatoren voor bodemkwaliteit, kan HWC gebruikt worden als een meting voor de bodemkwaliteit (Ghani et al., 2003).

Literatuurstudie

17

b) Extractie van Fe en Al-gebonden OS NH4-oxalaat-extraheerbare Fe en Al omvat zwak kristallijne aluminiumsilicaten, ferrohydriet en Al en Fe in organische complexen (Mikutta et al, 2006). DCB extraheert zowel kristallijn als zwak kristallijne Fe en Al verbindingen (goethiet, gibsiet, ferrihydriet) (Schulten en Leinweber, 1996). Napyrofosfaat extraheert laagmoleculaire componenten in organische stof, gecomplexeerd met Fe en Al (Blakemore et al., 1987). Na-pyrofosfaat extraheert tussen de 16% en 55% van de BOS. Theoretisch gezien moet een extractie met NH4-oxalaat, DCB of Na-pyrofosfaat na een destructiebehandeling met bijvoorbeeld Na-hypochloriet, stabiele OS vrijstellen die beschermd werd tegen oxidatieve degradatie door complexatie met deze Fe- en Al-componenten.

c) Klassieke extractie van humuszuren Op basis van hun oplosbaarheid in alkali en zuren, worden humuscomponenten gescheiden in volgende drie fracties: humuszuren, die oplosbaar zijn in verdunde alkali, maar coaguleren door verzuring van het alkali-extract; fulvuszuren, die in oplossing blijven wanneer het alkalisch extract zuur wordt gemaakt: en humine, dat niet geëxtraheerd kan worden door verdunde zuren of basen. Eén van de meest opvallende kenmerken van humus- en fulvozuren is hun vermogen tot interactie met metaaloxiden, hydroxiden, mineralen, en organische componenten zoals polluenten en om wateroplosbare en wateronoplosbare complexen te vormen met een sterk verschillende chemische en biologische stabiliteit. Deze interacties zijn ondermeer ionuitwisseling, chelaatvomring, oppervlakteadsorptie en coagulatie. Beperkingen in de opsplitsing van BOS in dergelijke humuscomponenten zijn: (1) ze vertegenwoordigen slechts een deel (ongeveer 25%) van de BOS; (2) hun extractie en opzuivering vergt veel tijd en werk; en (3) de vorming van artefacten bij bijvoorbeeld oxidatie. (Schulten en Leinweber, 1996)

2.6 Bepaling van C-mineralisatie in incubatie-experimenten In de context van de klimaatsverandering is men vooral geïnteresseerd in de hoeveelheid stabiele koolstof aanwezig in BOS. De hoeveelheidsbepaling van C mineralisatie processen tijdens incubatieexperimenten wordt gebruikt om informatie te bekomen over (1) de fysische status van het katabolisch potentieel van bodemorganismen; (2) de afbreekbaarheid van specifieke organische substraten en bodem C beschikbaarheid; (3) de hoeveelheid en de activiteit van de bodemorganismen; (4) de relatieve bijdrage aan de afbraak van OS van micro-organismen, fauna en abiotische bronnen (bijvoorbeeld de onoplosbaarheid van carbonaatmineralen); en (5) de omvang van C sink en fluxen van bepaalde OS-fracties (Robertson et al., 1999; Zibilske, 1994).

Literatuurstudie

18

Verschillende onderzoekers maakten gebruik van incubatie-experimenten om een actieve fractie van BOS te kunnen identificeren. McLauchlan and Hobbie (2004) vonden sterke en directe relaties tussen verschillende methodes, waaronder incubatie-experimenten, om de labiele BOS-fractie te schatten. Ook Alvarez and Alvarez (2000) vonden sterke verbanden tussen de actieve C-fractie gemeten tijdens de incubaties, de grootte van de lichte fracties (dichtheid < 1.59 g ml–1 ) en de grootte van de microbiële biomassa. Ze evalueerden vijf mineralisatiemodellen (exponentieel, hyperbolisch, dubbel exponentieel, exponentieel en lineair, exponentieel en constant) en vonden dat alle modellen iets verklaarden over de variaties die waargenomen werden in de CO2-fluxen. De exponentieel en hyperbolische modellen echter waren de enige twee die in staat waren goede resultaten te geven bij alle experimenten.

Literatuurstudie

19

3 M AT E R I A A L E N M E T H O D E N Via chemische en fysische fractionering werd de bodem verdeeld in verschillende fracties die verondersteld worden BOS met verschillende beschermingsmechanismen te stabiliseren. Met behulp van incubatie-experimenten werd de afbreekbaarheid nagegaan van deze fracties. Er werden twee bodems onderzocht met elk acht verschillende voorbehandelingen.

3.1 Staalname Twee bodems werden gebruikt voor dit onderzoek en waren afkomstig uit Beernem (zandbodem) en Melle (zandleembodem) (Figuur 3.). De zandleembodem werd verzameld in een loofbosperceel, de zandbodem uit een akkerland. Enkele kg verse grond werd uitgegraven uit de 0-20 cm bodemlaag. Vervolgens werden zichtbare plantenresten handmatig verwijderd en werden de bodems door een 4 mm zeef geduwd om grove macroaggregaten op te breken.

Beernem

Melle

Figuur 3.Locatie van de plaatsen van staalname.

Tenslotte werd de gezeefde grond gedroogd aan de lucht gedurende enkele dagen. Voorafgaandelijk werden verse submonsters genomen ter bepaling van de microbiële biomassa (3.2.2) en voor het aanmaken van inoculum (3.4.2).

Materiaal en methoden

20

3.2 Bepaling algemene bodemparameters Om een inzicht te krijgen in de eigenschapen van de gebruikte bodems, werden vóór de incubatieexperimenten enkele algemene bodemparameters bepaald zoals pH, de textuur van de bodem en de hoeveelheid organische en microbiële koolstof.

3.2.1 Bepaling organische koolstof (OC) en totale stikstof De bepaling OC en N in de bodemstalen gebeurde door middel van een Vario MAX CNS analyzer. De CNS-analyzer werkt volgens het principe van kathodebuis-verhitting in aanwezigheid van een overmaat aan zuurstof en bij een hoge temperatuur (> 850 °C). De dosering van de zuurstof wordt bijgesteld via doseringsparameter die geselecteerd is voor het staal. Een staal van 800 mg wordt in een metalen cup in de verbrandingsbuis van de CNS-analyzer gebracht. De verbrandingsgassen (H2O, NOx, SO2, SO3, CO, CO2,…) worden getransporteerd door He als draaggas naar een naverbrandingsbuis waar de koolstofverbindingen verder worden geoxideerd tot CO2. Vervolgens worden alle NOx gassen omgezet tot N2 in een reductiebuis bij 830°C. Tenslotte werden de hoeveelheden CO2 en N2 bepaald met een thermische geleidbaarheidsdetector (TCD), waaruit het gewichtspercentage aan C en N op het staal berekend werd. Aangezien beide onderzochte bodems geen CaCO3 bevatten, kon het gemeten OC-gehalte gelijk gesteld worden aan het totale C-gehalte.

3.2.2 Bepaling microbiële C (MBC) 3.2.2.1

Fumigatie – extractie methode

De fumigatie-extractie methode is een directe methode voor het bepalen van de OC aanwezig in de microbiële biomassa. Fumigatie van verse bodemstalen met ethanolvrije chloroform (CHCl3) zorgt voor de afdoding van het microbiële leven waardoor de microbiële celcomponenten beschikbaar worden voor extractie. Het verschil tussen geëxtraheerde OC in gefumigeerde en niet-gefumigeerde bodemstalen geeft een aanduiding van de microbiële biomassa aanwezig in het bodemstaal (Voroney et al., 1993). 3.2.2.2

Bepalen vochtgehalte o Per bodemstaal werd 15 g verse, gehomogeniseerde bodem afgewogen in een nikkelschaaltje. o Dit schaaltje werd in een droogstoof geplaatst op 105 °C en gedurende 24 h gedroogd tot een constant gewicht. Uit het gewichtsverlies voor en na drogen wordt het vochtgehalte berekend.


21

3.2.2.3

Fumigatie o Per bodemstaal werden twee 100 ml maatbekers met 30 g (10 g na afloop van de incubaties) verse, gehomogeniseerde bodem in een exsiccator geplaatst samen met een bekertje chloroform (ongeveer 50 ml), met daarin enkele kooksteentjes, en een aantal bevochtigde doeken. o Met een vacuümpomp werd een vacuüm in de exsiccator gezogen totdat de chloroform begon te koken. De exsiccator werd vervolgens afgedekt met een donkere plastiek zak. o Na 24h fumigatie in de donkere en luchtdichte exsiccator, werden de beker met chloroform en de vochtige doekjes verwijderd. Door de vacuümpomp vervolgens gedurende zo’n 10 minuten aan te schakelen, werden de resterende chloroformdampen verwijderd.

3.2.2.4

Extractie o Naast de twee maal 30 g (10 g na afloop van de incubaties) gefumigeerde bodem werd twee maal 30 g verse ongefumigeerde bodem afgewogen. o Na toevoeging van 60 ml (20 ml na afloop van de incubaties) 0.5 N K2SO4, werden de 100 ml maatbekers met de ongefumigeerde en gefumigeerde stalen gedurende 1u op een lineaire schudder geplaatst. o Vervolgens werden de bodemsuspensies gefiltreerd. o Analyse van de OC aanwezig in de extracten gebeurde met een TOC-analyzer (TOC-V CPN, Shimadzu, Japan).

3.2.2.5

Berekeningen 1. Na bepalen van het drooggewicht, kan het vochtgehalte (WS) als volgt berekend worden:

WS (%) = 100 *

gewicht vochtige bodem ( g ) − gewicht droge bodem ( g ) gewicht droge bodem ( g )

2. Massa drooggewicht (MS) genomen voor het bepalen van de microbiële biomassa:

MS ( g ) =

gewicht vochtige bodem ( g ) x100 (100 + WS (%))

3. Totaal volume bodemextract (VS):

VS (ml ) = massa vers gewicht ( g ) − MS ( g ) + volume extractievloeistof ( g )


22

4. Massa van de totale hoeveelheid geëxtraheerde organische C (OC):

OC gefumigeerd of OC niet − gefumigeerd ( µg / g bodem) = extraheerbare C ( µg / ml ) *

VS (ml ) MS ( g )

5. Berekening van het gehalte aan microbiële OC (MBC), waarbij een extractie-efficiëntie KEC van 0.25 werd gebruikt, zoals voorgesteld in Voronoy et al (1993)

MBC = (OC niet − gefumigeerd − OC gefumigeerd ) * K EC

3.2.3 Bepaling van de bodemtextuur De bodemtextuur werd behaald aan de hand van de pipetmethode (Gee and Bauder, 1986). Textuur werd uitgedrukt als percentage (%) zand, leem en klei zoals weergegeven in Tabel 3.1 en Figuur 3.1 .

Tabel 3.1Algemene eigenschappen van de onderzochte bodems

Organische koolstof (%OC) 2,85 3,56

Textuur Zandleembodem Zandbodem

Zand (%) 51,6 86,3

30

70

40

60

U

50

i Kle

50

40

60

70

30

E

80

10

30

40

10

L

P 20

20

A

S Z

0

5.76 2.86

80

20

100

pHKCl

90

10

90

Klei (%) 16,5 5,6

100

0

Za nd

Leem (%) 31,8 8,1

0

50

60

70

80

90

100

Leem Figuur 3.1 Textuur van de verzamelde bodems volgens de Belgische textuurdriehoek


23

3.2.4 pH bepaling De pHKCl werd bepaald voor beide bodemstalen. o Per bodemstaal werd 10 g luchtdroge en gezeefde grond (<2 mm) afgewogen in glazen maatbekers van 50 ml. o Er werd 25 ml KCl, 1 M toegevoegd, vervolgens werd de suspensie even geroerd met een glazen staafje. o Na 10 minuten werd de oplossing terug geroerd. o De pH-KCl werd gemeten met een pH-elektrode

De resultaten worden weergegeven in Tabel 3.1

3.2.5 Fysische fractionering Er werd een fysische fractionering uitgevoerd ter bepaling van de verdeling van OC en N over vijf verschillende groottefracties. o 250 ml water werd toegevoegd aan 50 g droge bodem om een 5:1 water:bodem suspensie te bekomen o Deze bodem-water suspensie werd ultrasoon gedispergeerd bij 60 J ml-1 (3.3.2 ) om de bodemaggregaatstructuur op te breken. o De zandfractie (>53 µm) werd verwijderd door natte zeving. o Daarna onderging de overblijvende vloeistof die de leem- en kleifractie bevatte, voor de tweede maal een ultrasone dispersie bij een hogere energie (440 J ml-1) om de afzonderlijke bodemdeeltjes te dispergeren. o De fijne kleifractie (0-0.2 µm) werd eerst verwijderd door herhaaldelijk centrifugeren van de voorgaande suspensie in 400 ml centrifugeflessen tot een helder supernatans werd verkregen. De snelheid en de duur van de centrifugatie werden bepaald door volgende relatie:

R 18η ln  S t = 2 2  ω d ∆ρ tussen de hoeksnelheid ω van de centrifuge (rad s–1), d, de diameter van het deeltje (cm), ∆ρ, het dichtheidsverschil tussen de deeltjes en het suspensiemedium (1.6 g cm–3), η de viscositeit van het suspensiemedium (g cm–1 s–1), waarbij de viscositeit van water op 20°C 0.010 g cm–1 s–1is, t,de bezinkingstijd (s), R, de afstand (cm) van de rotatie-as naar het niveau waar het supernatans gedecanteerd werd van de centrifugeerfles, en S, de afstand


24

van de rotatie-as tot het oppervlak van de suspensie in de centrifugeerfles (cm). Hierbij

 2π  rpm   60 

wordt ω bekomen uit: ω = 

o Het pellet in de centrifugeerfles die de overblijvende leem en grove klei bevatte (0.253µm), werd gescheiden in grove klei (20-53 µm ) gevolgd door fijne leem (2-20 µm) en grove

leem

(0.2-2

µm)

door

opeenvolgende

sedimentatie

en

aspiratie

in

sedimentatiecilinders. De valsnelheid van de verschillende deeltjesfracties in de sedimentatie cilinders werd hierbij steeds berekend met de wet van Stokes. o De afgescheiden suspensies met de fijne klei, de grove klei en de fijne leem groottefracties werden gecentrifugeerd aan 10000 rpm en na decanteren van het supernatans werden ze gedroogd bij 65°C. o OC en N-gehalte in de geïsoleerde groottefracties werden bepaald met een TOC-analyzer (TOC-V CPN, Shimadzu, Japan) (3.2.1).

3.3 Voorbehandelingen uitgevoerd op de bodem Na dispersie van de bodemaggregaten door middel van ultrasonicatie (3.3.1) werd het particulair organisch

materiaal

(POM)

verwijderd

(3.3.2).

Om

het

aandeel

van

verschillende

stabiliseringmechanismen van BOS verder te onderzoeken, werden binnen deze studie biochemisch stabiele en gebonden OS-fracties geïsoleerd door middel van chemische fractionering. De scheiding van de vrije labiele OS, mineraal gebonden OS en de biochemisch stabiele OS fractie gebeurde door opeenvolgend oxidatie met NaOCl (3.3.3) en extractie met NH4-oxalaat (3.3.4), Na-pyrofosfaat (3.3.5) en ditihioniet-citraat-bicarbonaat (DCB) (3.3.6) na verwijdering van het labiele particulair organisch materiaal (> 53 µm). Tabel 3.2 geeft de verschillende voorbehandelingen weer die werden uitgevoerd op de bodems. Referentiebodem 1 onderging enkel zeving met een 4 mm zeef. Bij behandeling 2 werd het POM > 53 µm verwijderd door verbranding van het POM bij een temperatuur van 550°C in de moffeloven. De vijf andere behandelingen ondergingen deze laatste behandeling eveneens (verbranding POM > 53 µm), maar werden ook geoxideerd met Na-hypochloriet of geëxtraheerd met NH4-oxalaat, DCB of Na-pyrofosfaat. Figuur 3.2 geeft een voorbeeld van één van de gevolgde fractioneringprocedures, voorafgaande aan de incubaties.


25

Tabel 3.2 Verschillende soorten voorbehandelingen uitgevoerd op de bodems nr. Behandeling chemische destructie van vrij labiele OS

fysische destructie 1

chemische destructie vrij labiele OS

extractie

Referentie verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm verwijdering > 53 µm

2 3 4 5 6 7 8

POM POM /

NH4-oxalaat

/

Na-hypochloriet

/

/

Na-hypochloriet

NH4-oxalaat

/

Na-hypochloriet

DCB

/

Na-hypochloriet

Na-pyrofosfaat

/

Na-hypochloriet

NH4-oxalaat

Na-hypochloriet

POM POM POM POM POM

Volledige

extractie

bodem

residu

Verwijdering POM

oxidatie residu

klei+leem fractie

Incubatie

extractie Fe en Al verbindingen (Na-pyrofosfaat)

extract NaOCl oxidatie OS

OS-fractie gebonden aan Fe- en Al-verbindingen

geoxideerde fractie

vrije oxideerbare OS-fractie

Figuur 3.2 Fractioneringsschema voor de scheiding van een mineraal gebonden OS-fractie van een biochemisch stabiele OS fractie.


26

3.3.1 Verwijdering van het particulair organisch materiaal (POM) o De bodemmacrostructuur werd eerst vernietigd door ultrasone dispersie bij 60 J ml -1 om de zandfractie te kunnen verwijderen van de gehele bodem (3.3.2). o Het zand en het POM aanwezig in de gedispergeerde bodemsuspensie, werden afgezeefd met een 53 µm zeef. Het OM in deze zandgroottefractie werd verwijderd door verassing gedurende vijf uur op 550°C in een moffeloven. o De suspensie kleiner dan 53 µm werd opgevangen en twintig minuten gecentrifugeerd bij 10000 rpm. o Het pellet van deze suspensie kleiner dan 53 µm werd gedroogd bij 60°C. o De POM-vrije zandfractie en de fractie kleiner dan 53 µm werden terug door elkaar gemengd.

3.3.2 Ultrasonicatie Een 1:4 bodem:water mengsel werd door middel van een ultrasone sonde (Sonics Vibracell 600 with Sonotrode CV 26, Sonics en Materials Inc., Newton, CT) bij een lage energie gedispergeerd om de macro- en microaggregaten te breken. De vereiste sonicatietijd werd berekend na kalibratie van het toestel door meting van de opwarming van een exact gekend volume water door ultrasonicatie volgens de vergelijking:

E=

( m w xc w x∆T + H ) V

E, de toegevoegde energie per volume (J ml-1), mw, de massa van water (g), cw, de specifieke warmtecapaciteit van water (4.18 J K-1 g-1), ∆T ,de temperatuursstijging (K) tijdens t, de sonicatietijd (s), en V, het monstervolume V (ml).

Uitvoering: o 200 g gedroogde grond werd afgewogen in een 1l maatbeker. o Er werd 800 ml gedemineraliseerd H2O toegevoegd. o De oplossing werd gesoniceerd bij 60 J ml-1 door de ultrasonicator gedurende 11 min en 54 seconden te laten dispergeren.


27

3.3.3 Oxidatie met Na-hypochloriet Na-hypochloriet (NaOCl) oxideert vrije OS. Mikutta et al (2005) vergeleken verschillende oxidatie procedures (H2O2, NaOCl, Na2S2O8) naar hun capaciteit om een stabiele BOS-sink te isoleren voor verdere processtudies naar BOS-stabilisering. Na verder onderzoek volgend op deze vergelijking concludeerde Siregar et al (2005) dat een drievoudige behandeling met 6% NaOCl gedurende 6h bij een pH 8 bij 25°C het meest geschikt is voor selectieve verwijdering van OS waarbij de minerale bodemcomponenten en minerale bindingen het minst worden aangetast. Bij een hogere pH van 9.5 kunnen aluminium oxides oplossen (Kaiser en Zec, 1996). Door opdrijven van de reactietemperatuur kunnen de kristallijne eigenschappen en reactiviteit van ijzerionen veranderen (Schwertmann, 1984). Daarom werd in dit onderzoek de methode, voorgesteld door Siregar et al. (2005), gebruikt.

o Er werd NaOCl, 6% aangemaakt o De oplossing werd op pH 8 gebracht door toevoeging van een beperkt volume HCl, 37% o 750 ml NaOCl werd toegevoegd aan 75 g bodem in een erlenmeyer. o Na even schudden, bleef de erlenmeyer zes uur staan. o Daarna werd de NaOCl-oplossing verwijderd door afzuiging met een vacuümpomp. o Deze cyclus werd drie maal herhaald

3.3.4 NH4-oxalaat-extractie Ammoniumoxalaat (NH4-oxalaat) extraheert zwak kristallijne Fe- en Al-verbindingen. o Er werd 0.2 M (NH4)2C2O4 aangemaakt o De oplossing werd op pH 3 gebracht door toevoeging van 1.5l (NH4)2C2O4 aan 2 l H2C2O4 o 750 ml van de buffer 0.2 M (NH4)2C2O4 -oplossing werd toegevoegd aan 75 g bodem in een erlenmeyer o De oplossing werd gedurende 14 uur geschud op een lineaire schudder o Na bezinking werd het extract bovenop de bodem verwijderd door afzuiging met een vacuümpomp. o Nadien werd de bodem drie maal gewassen met gedestilleerd water.


28

3.3.5 Na-pyrofosfaat-extractie Natriumpyrofosfaat (Na-pyrofosfaat) extraheert laagmoleculaire OS-componenten die voornamelijk gecomplexeerd zijn met Fe3+ en Al3+ -ionen (Blakemore et al., 1987)

o Er werd 0.1 M Na4P2O7 aangemaakt o De oplossing werd op pH 3 gebracht door toevoeging van 1 M NaOH of geconcentreerd HCl o 750 ml 0.1 M Na4P2O7-oplossing werd toegevoegd aan 75 g bodem in een erlenmeyer o De oplossing werd gedurende 14 uur geschud op de lineaire schudder o Na bezinking werd het extract bovenop de bodem verwijderd door afzuiging met een vacuümpomp. o Nadien werd de bodem drie maal gewassen met gedestilleerd water.

3.3.6 Ditihioniet-citraat-bicarbonaat-extractie Ditihioniet Citraat Bicarbonaat (DCB) extraheert zowel kristallijn als zwak kristallijne Fe en Al verbindingen

o Er werd twee maal 35 g bodem met 630 ml 0.3 M C6H4Na3O4 en 70 ml 1M Na2S2O4 in erlenmeyers van 1l in een warmwaterbad geplaatst bij een temperatuur van 80°C. o Nadat de suspensie in de erlenmeyers een temperatuur van 80°C bereikte, werd 35 g 1M Na2S2O4 toegevoegd en werd er gedurende 1 minuut werd constant geroerd. o Daarna werd gedurende 15 minuten iedere 5 minuten geroerd en vervolgens werd een tweede maal 35g 1M Na2S2O4 toegevoegd. o Vervolgens bleef de oplossing 10 minuten staan (met occasioneel roeren) waarna de erlenmeyers uit het warmwaterbad werden gehaald. o Na bezinking werd het extract bovenop de bodem verwijderd door afzuiging met een vacuümpomp.. o Nadien werd de bodem drie maal gewassen met gedestilleerd water.


29

3.4 Incubatie-experimenten 3.4.1 Opstarten incubaties Om de koolstofmineralisatie te meten van de verschillende voorbehandelde bodems, werden incubaties opgezet onder gecontroleerde omstandigheden. De bij microbiële afbraak van BOS gerespireerde CO2 werd gedurende een drietal maanden gemeten. De incubaties vonden plaats bij een constante temperatuur van 25 °C, in afwezigheid van licht. Voor het incubatie-experiment werd per bodem en per behandeling twee maal 60 – 70g bodem afgewogen in PVC-buisjes (diameter 4.5 cm). Door toevoeging van een inoculum-oplossing (3.4.2) met nutriënten werd een vochtgehalte van 18% verkregen.

De PVC-buisjes werden in een luchtdicht afsluitbare 1.5 l glazen bokaal geplaatst. Naast de PVCbuisjes werd een glazen potje geplaatst met daarin 15 ml 1M NaOH om de door respiratie vrijgestelde CO2 op te vangen. Regelmatig werden de bokalen geopend en werd de opgevangen hoeveelheid CO2 (3.4.3) bepaald door terugtitratie van het NaOH. Om het CO2-gehalte van de in de bokalen aanwezige lucht in rekening te brengen, werd de hoeveelheid CO2 opgevangen in 15 ml NaOH van twee blanco bokalen zonder bodem steeds meebepaald. Luchtdicht afsluitbare glazen bokaal

PVC-buisje met daarin de behandelde bodem

Glazen potje met 15 ml 1M NaOH

Figuur 3.3 Opstelling incubatie-experiment


30

3.4.2 Inoculum Het inoculum werd bereid door de extractie van verse grond met gedemineraliseerd water bij een 1:5 bodem:water verhouding: o 4x 50 g grond met 250 ml H2O in een 500 ml glazen erlenmemyer werd gedurende twee uur geschud op een lineaire schudder. o Hierna werd het extract gefiltreerd en bewaard in de koelkast

Het inoculum werd verdund en aangerijkt met een nutriëntenoplossing om zo tot een verhouding van 1:150 te komen. De gebruikte nutriëntenoplossing bestond uit: 8 mM CaCl2, 2 mM K2SO4, 2 mM MgSO4, 4 mM KH2PO4, 1 µM CuSO4, 4 mM KNO3, 5 mM H3BO3, 1 µM Na2MoO4 (Knute, 1990).

3.4.3 Meting CO2 respiratie De koolstofmineralisatie werd gevolgd door de meting van CO2-respiratie. Deze meting gebeurde door regelmatige titratie van 15 ml NaOH met 1 N HCl tot pH 8.3, na toevoeging van 0.5 M BaCl2 (Anderson, 1982). In de eerste week gebeurde deze meting dagelijks, van week twee tot zes werd de respiratie twee maal per week opgevolgd en vanaf de zesde week, gebeurde de meting één maal in de week. Het vochtgehalte van de bodem werd wekelijks gecontroleerd door het wegen van de bokalen en eventueel gecorrigeerd door toediening van gedemineraliseerd water indien het vochtgehalte meer dan 1 % verschilde van het initiële vochtgehalte.

3.5 Modellering van C-mineralisatiekinetiek Om de CO2-vrijstelling te modelleren werd gebruik gemaakt van een parallelle eerste- en nulde-orde kinetisch model. Dit model suggereert dat het organisch materiaal bestaat uit een gemakkelijk mineraliseerbare C-sink die exponentieel mineraliseert (eerste-orde kinetiek), en uit een resistentere fractie die mineraliseert volgens een nulde-orde kinetiek. Met andere woorden, er wordt aangenomen dat de resistente fractie niet significant wordt afgebroken tijdens de beschouwde incubatieperiode (Sleutel et al, 2004):

dC = −k f C + k s dt na integratie geeft dit:

C (t ) = C A, f (1 − exp(− k f t )) + k s t met kf de constante mineralisatieverhouding van de snel afbreekbare C-sink CA,f , en ks de constante mineralisatieverhouding van de resistente sink.


31

3.6 Bepaling van chemische bodemeigenschappen na de incubaties Na afloop van de incubatie-experimenten werden het totale OC en N-gehalte, het microbiële C-gehalte en de gehalten aan Fe en Al nogmaals bepaald. Bovendien werd het “hot water extractable carbon” bepaald als maat voor een vrije beschikbare OS-fractie.

3.6.1 Hot-water extractable OC o Een warmwaterbad werd voorverwarmd op 100°C. o 10.00 g droge grond werd afgewogen in een 65 ml plastieken centrifugeerbuisje. Er werd 50 ml ge gedeïoniseerd H2O toegevoegd, daarna werd geschud met de hand. o De buisjes stonden er gedurende 1h in het warmwaterbad in een stalen rekje. o Na afkoeling werden de buisjes gecentrifugeerd bij 8000 rpm gedurende 20 min. o Het supernatans werd uit de centrifugeerbuisjes gefiltreerd met 0.45 µm filters onder vacuüm. o Het OC-gehalte van de gefiltreerde extracten werd bepaald met een TOC-analyzer (TOC-V CPN, Shimadzu, Japan).

3.6.2 Extractie Fe en Al-componenten 3.6.2.1

NH4-oxalaat-extraheerbaar Fe en Al o Er werd 1.00 g gedroogde grond afgewogen in een 65 ml centrifugeerbuisje. o Daarna werd er 50 ml 0.2M (NH4)2C2O4 toegevoegd. De buisjes werden gedurende 12 h (contact tussen NH4-oxalaat en licht vermijden!) op de lineaire schudder geschud. o Vervolgens werden de buisjes gecentrifugeerd aan 8000 rpm. gedurende 10 min. o Het supernatans werd meteen uit de centrifugeerbuisjes gefiltreerd onder vacuüm. o Fe en Al concentraties werden gemeten met een atoom adsorptie spectrofotometer (Varian, SpectrAA).

3.6.2.2

DCB-extraheerbaar Fe en Al o Er werd 1.00 g gedroogde grond afgewogen in een 65 ml centrifugeerbuisje. o Per staal werd 5 ml 1M NaHCO3 en 45 ml 0.3 M C6H4Na3O4 toegevoegd. o De buisjes in een stalen rekje in voorverwarmd warmwaterbad (80°C) geplaatst tot de temperatuur van 80°C was bereikt in de centrifugeerbuisjes. o Hierna werd 1g Na2S2O4 toegevoegd en gedurende 1 minuut werd constant geroerd.


32

o Nadat er gedurende 15 minuten iedere 5 minuten werd geroerd, werd een tweede maal 1g Na2S2O4 toegevoegd. o Vervolgens bleef de oplossing 10 minuten staan (met occasioneel roeren) waarna de erlenmeyers uit het warmwaterbad werden gehaald. o De erlenmeyers werden gecentrifugeerd aan 5000 rpm. gedurende 10 min na afkoeling. o Het supernatans werd meteen uit de centrifugeerbuisjes gefiltreerd onder vacuüm. o Fe en Al concentraties werden gemeten met een atoom adsorptie spectrofotometer (Varian, SpectrAA).

3.7 Statistische analyses Een one way variantie-analyse (ANOVA) werd uitgevoerd met het softwarepakket SPSS 12.0. om een statistische vergelijking van de gemeten bodemparameters in de verschillende objecten te verkrijgen. Bij een P < 0.05 werd het verschil als significant aanzien. Een univariabele Duncan-test, werd uitgevoerd als post-hoc analyse. Het geselecteerde C-mineralisatiemodel (3.5) werd aan de gemeten CO2-C respiratiegegevens gefit aan de hand van een niet-lineaire regressie in SPSS 12.0.


33

4 R E S U LTAT E N 4.1 Initiële verdeling van organische stof over groottefracties Het totale organische koolstof gehalte (OC-gehalte) in de zandleembodem was significant hoger (P<0.05) dan dat van de zandbodem. De hoeveelheid C en N in verschillende bodemfracties gescheiden door middel van fysische fractionering (Tabel 4.1), steeg in de volgorde: grof leem < fijne klei < fijn leem < grove klei < zand (Tabel 4.1). Voor de zandleembodem was bijgevolg 66% van de aanwezige C en 62% van N aanwezig in de zandfractie, bij de zandbodem waren dit respectievelijk 63% en 60%. De grove kleifractie van de zandbodem bevatte zo’n 23% van de totale OC en 27% van de totale N, bij de zandbodem was dit slechts 16% van de C en 19% van de N. Acht procent van de OC en 7% van de aanwezige N bevonden zich bij de zandleembodem in de fijne leemfractie. Bij de zandbodem was dit iets meer, namelijk 17% C en 16 % N. De overige twee fracties van beide bodems bevatten minder dan 4% van de C of N. Beide bodems bleken dus enerzijds een belangrijke fractie aan grove OS te bevatten, anderzijds had de grove kleifractie eveneens een relatief hoog OC-gehalte.

Tabel 4.1 Verdeling van de hoeveelheid koolstof en stikstof in verschillende fracties van de bodem

Zandleembodem Zandbodem

OC (g) zand (>53µm) 2,476 2,027

grof leem (20-53µm) 0,041 0,051

fijn leem (2-20µm) 0,314 0,535

grove klei (0.2-2µm) 0,878 0,511

fijne klei (<0.2µm) 0,071 0,085


N (g) zand (>53µm) 0,208 0,115

grof leem (20-53µm) 0,001 0,003

fijn leem (2-20µm) 0,023 0,031

grove klei (0.2-2µm) 0,091 0,036

fijne klei (<0.2µm) 0,011 0,007


C/N zand (>53µm) 11,8 17,6

grof leem (20-53µm) 39,3 18,4

fijn leem (2-20µm) 13,6 17,0

grove klei (0.2-2µm) 9,5 14,2

fijne klei (<0.2µm) 6,2 11,8

Totaal 3,780 3,209

Totaal 0,335 0,192

Totaal 11,285 16,725

De C/N-verhouding daalde globaal gezien met kleiner wordende deeltjesgrootte, behalve bij de zandfractie van de zandleembodem waarvan de C/N-verhouding lager lag dan van de fijne leemfractie bij de zandbodem. Grof leem had bij beide bodems de grootste C/N-verhouding. Voor de zandleembodem duidt deze zeer hoge C/N-verhouding erop dat deze OS-fractie voornamelijk uit weinig getransformeerde plantenmateriaal bestaat, dat typisch hoge C/N-verhoudingen heeft. De Resultaten

34

dalende C/N-verhouding met kleiner wordende deeltjesgrootte is indicatief voor de voortgezette transformatie van de OS naar de fijnere bodemfracties toe.

4.2 OC en ON gehalte na incubatie 4.2.1 OC gehalte Zoals in Figuur 4.1 te zien is, verschilde de hoeveelheid OC bij verschillende behandelingen. Bij zowel de zandleembodem als de zandbodem, leidde de verwijdering van het POM groter dan 53 µm (behandeling 2) tot een significant lager koolstofgehalte dan bij de referentiebehandeling. Alle overige behandelingen dienen vergeleken te worden met behandeling 2 aangezien steeds voorafgaandelijk het POM werd verwijderd. Behandeling met NH4-oxalaat (behandeling 3) leverde geen significant verschil met behandeling 2. Het koolstofgehalte na de behandeling met NH4-oxalaat (behandeling 3) in de zandbodem lag zelfs hoger dan bij behandeling 2 waar alleen het POM verwijderd is, eventueel kan dit veroorzaakt zijn door het achterblijven van NH4-oxalaat in de bodem, na de behandeling. Het koolstofgehalte van behandelingen 5, 6, 7 en 8 zijn niet significant verschillend van elkaar, maar gaven wel een significant lager koolstofgehalte dan behandeling 2, waarbij het POM werd verwijderd. De laagste koolstofgehaltes worden gevonden bij de behandelingen waar oxidatie plaatsvond met Nahypochloriet. 4500 4000

totale organische koolstof (mg C / 100 g)

3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling zandleembodem

zandbodem

Figuur 4.1 Gehalte aan OC na incubatie van de verschillende voorbehandelde objecten. De foutenbalkjes geven de standaarddeviatie weer (n=2)

Resultaten

35

4.2.2 ON gehalte en C/N verhouding Het totale N-gehalte na de incubatie volgde ongeveer hetzelfde patroon als OC. Echter, het gehalte aan N na behandeling met NH4-oxalaat (behandeling 3) lag hoger dan de behandeling 2 (Figuur 4.2). Dit was zowel voor de zandleembodem als de zandbodem het geval en duidt erop dat een substantiële hoeveelheid minerale N bij de behandeling met het NH4-oxalaat was achtergebleven.

totale organische stikstof (mg N / 100 g)

400 350 300 250 200 150 100 50 0 1

2

3

4

5

6

7

8


zandbodem

Figuur 4.2 Gehalte aan ON na incubatie in de verschillende voorbehandelde objecten

De C/N-verhouding is erg hoog voor behandelingen 4,6 en 8 bij de zandbodem. Er was dus een sterke selectieve verwijdering van N ten opzichte van C bij deze behandelingen (Figuur 4.3). Behandelingen 6,7 en 8 bij de zandleembodem zijn eveneens hoger dan de referentiebehandeling, maar het verschil tussen de C/N-verhouding van die behandelingen en de referentie is niet zo extreem veel hoger, wat bij de zandbodem wel het geval was . 50 45 C/N-verhouding

40 35 30 25 20 15 10 5 0 1

2

3

4

5

6

7

8


zandbodem

Figuur 4.3 C/N-verhouding in de verschillende voorbehandelde objecten

Resultaten

36

4.3 Gehalte aan Fe en Al De gehalten aan Alox, AlDCB, Feox en FeDCB die weergegeven worden in Tabel 4.2, werden bepaald zoals beschreven in 3.6.2.

Tabel 4.2 Gehalten aan kristallijn en zwak kristallijn Fe en Al na incubatie

zandleembodem

1 2 3 4 5 6 7 8

AlDCBa mg g-1 0,97a be 0,99a b 0,84a 1,23b 0,85b 0,86a 1,12a b 0,87a b

zandbodem

1 2 3 4 5 6 7 8

0,87a b c 0,97c 0,75a b 0,91 b c 0,92 b c 0,67 a 1,21 d 0,75 a b

Behandeling

Aloxb mg g-1 0,55a 0,58a 0,42a 0,81a 0,43a 0,42a 0,92a 0,49a

FeDCBc mg g-1 9,63 d 8,57 c d 4,46 a b 9,49 d 5,15 b 1,31 a 5,85 b c 4,76 b

Feoxd mg g-1 6,83 c 5,09 b 1,62 a 5,18 b 0,80 a 0,22 a 0,83 a 1,43 a

0,46a b 0,59b 0,34a b 0,49a b 0,58b 0,26a 0,85c 0,40a b

4,24 a b c 5,12 a b c 4,94 a b c 6,22 b c 6,94 c 1,74 a 5,50 c 3,29 a

1,20 b 0,90 a b 0,70 a b 0,74 a b 3,54 d 0,23 a 2,68 c 0,33 a

a DCB-extraheerbaar Al b NH4-oxalaat extraheerbaar Al c DCB-extraheerbaar Fe d NH4-oxalaat extraheerbaar Fe e de verschillende letters in de kolommen duiden op een significant verschil tussen de behandelingen van de zelfde bodem (p<0.05)

4.3.1 Zandleembodem Zoals in Tabel 4.2 en Figuur 4.4 te zien is, werden tussen de verschillende behandelingen slechts zeer beperkte verschillen in zowel de gehalten aan Alox als aan AlDCB waargenomen. Het gehalte aan Al lag algemeen zeer laag in deze zandleembodem, wat de beperktheid van de verschillen grotendeels verklaart. Wanneer we echter de vergelijking maken met behandeling 4 (destructie POM + oxidatie met Na-hypochloriet) bij het gehalte aan AlDCB wel lager na extractie met NH4-oxalaat (behandeling 5) en met DCB (behandeling 6). De verschillen in de gehalten aan FeDCB en Feox (Tabel 4.2 en Figuur 4.5) waren groter tussen de behandelingen in vergelijking met de gehalten aan AlDCB en Alox.. FeDCB was hoogst voor de referentiebehandeling (behandeling 1), de behandeling met verwijdering van POM (behandeling 2) en de behandeling met Na-hypochloriet (behandeling 4). Dit duidt erop dat destructie van het POM en oxidatie met Na-hypochloriet inderdaad slechts een beperkte invloed hebben op de Resultaten

37

minerale bodemfractie, terwijl ze het OC-gehalte zeer verregaand beïnvloeden. De andere behandelingen geven statistisch lagere waarden dan de referentiebehandeling. De behandeling met DCB (behandeling 6) gaf logischerwijs de laagste waarde aan FeDCB. Het Feox in de verschillende behandelingen lag overal lager dan de referentiebehandeling. Behandeling 6 gaf opnieuw het laagste gehalte aan Feox.

1,60

geëxtraheerd Al (mg Al/g )

1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling DCB-extraheerbaar Al

oxalaat extraheerbaar Al

Figuur 4.4 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Al in de zandleembodem na incubatie

14

geëxtraheerd Fe (mg Fe/g)

12 10 8 6 4 2 0 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling DCB-extraheerbaar Fe

oxalaat extraheerbaar Fe

Figuur 4.5 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Fe in de zandleembodem na incubatie

4.3.2 Zandbodem In Tabel 4.2 en Figuur 4.6 is te zien dat er voor de zandbodem eveneens geen significant verschil was tussen de referentiebehandeling en de gehalten aan AlDCB en Alox in de verschillende behandelingen. Enkel voor de behandeling 7 met een extractie van Na-pyrofosfaat na destructie van het POM werd een hoger AlDCB en Alox gehalte gevonden. De zandbodem bevatte eveneens slechts een beperkte hoeveelheid Al-(hydr)oxides waardoor de verschillen tussen de individuele behandelingen ook beperkt

Resultaten

38

waren. Het verschil tussen FeDCB en Feox was algemeen groter voor deze zandbodem (Figuur 4.7), wat erop duidt dat de Fe-(hydr)oxiden wat meer in kristallijne vorm aanwezig waren in vergelijking met de zandleembodem. In de zandleembodem blijkt immers een relatief groter deel van de Fe-(hydr)oxiden onder zwak kristallijne vorm aanwezig te zijn. Het FeDCB in de zandbodem verschilde na de meeste behandelingen niet sterk van de referentiebehandeling. Feox lag voor de behandeling met Napyrofosfaat (behandeling 7) significant hoger dan bij de referentiebehandeling (behandeling 1). Mogelijks werd bij de NH4-oxalaat extractie hier door Na-pyrofosfaat vrijgestelde Fe die in de bodem was achtergebleven, mee geëxtraheerd. Lagere waarden dan bij de referentiebehandeling werden logischerwijs gevonden voor de behandeling met DCB (behandeling 6) en voor de behandeling met NH4-oxalaat en Na-hypochloriet na destructie van POM (behandeling 8). We zien geen directe verklaring voor het ongewoon hoge gehalte aan Feox bij behandeling 5.

1,40

geëxtraheerd Al (mg Al / g)

1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 0,00 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling DCB-extraheerbaar Al

oxalaat-extraheerbaar Al

Figuur 4.6 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Al in de zandbodem na incubatie

12

geëxtraheerd Fe (mg Fe / g)

10 8 6 4 2 0 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling DCB-extraheerbaar Fe

oxalaat-extraheerbaar Fe

Figuur 4.7 Dithioniet-citraat-bicarbonaat en NH4-oxalaat extraheerbaar Fe in de zandbodem na incubatie

Resultaten

39

4.4 Hot water extractable OC en microbiële OC De gehalten aan hot water extractable C en microbiële C die weergegeven worden in Tabel 4.3, werden bepaald zoals beschreven werd in 1.6.1.

Tabel 4.3 Gehalte aan hot water extractable C, microbiële C en vochtgehalte

zandleembodem

1 2 3 4 5 6 7 8

Vochtgehaltea % 19,05ad 17,44a 22,87a 19,63a 18,06a 22,04a 21,64a 21,51a

zandbodem

1 2 3 4 5 6 7 8

18,77a b 16,55a 16,90a 18,07a b 16,42a 22,93b 15,05a 18,55a b

Behandeling

HWCb mg kg -1 249,30 a 342,55 a 2227,00 c 1723,00 b c 594,80 a b 1246,00 a b c 1048,20 a b c 860,50 a b

MBCc mg kg -1 249,30a 342,55a 2227,00a 1723,00a 594,80a 1246,00a 1048,20a 860,50a

968,80 c 207,15 a 1762,00 d 215,95 a 84,34 a 407,40 b 75,13 a 119,93 a

293,11a 42,94a 631,97a 49,01a 79,45a 13,44a 49,69a 62,30a

a vochtgehalte b hot water extractable C c microbiële C d de verschillende letters in de kolommen duiden op een significant verschil tussen de behandelingen van de zelfde bodem (p<0.05)

4.4.1 Hot water extractable carbon (HWC) Het gehalte aan HWC steeg bij de behandelingen van de zandleembodem als volgt (Tabel 4.3 en Figuur 4.8): 1<2<5<8<7<6<4<3. Bij behandeling 3 (destructie POM > 53 µm met erna extractie door NH4-oxalaat) werd voor de zandleembodem het hoogste gehalte gevonden, gevolgd door behandeling 4 (destructie van het POM en oxidatie door Na-hypochloriet). Bij de andere behandelingen van de zandleembodem werden geen significante verschillen gevonden met de referentiebehandeling of behandeling 2. Behandeling 3 had eveneens het hoogste gehalte bij de zandbodem. Wanneer we vergelijken met behandeling 2 (alle andere behandelingen ondergingen immers verwijdering van POM) waren enkel behandeling 6 (extractie met DCB na oxidatie met Na-hypochloriet) en de referentiebehandeling hoger. De andere behandelingen hadden significant lager HWC-gehalte dan behandeling 2.

Resultaten

40

3500

HWC (mg C/kg)

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 1

2

3

4

5

6

7

8


zandbodem

Figuur 4.8 Hot water extractable carbon gehalte na incubatie

4.4.2 Microbiële C (MBC) Op de metingen van MBC zaten zéér grote variaties waardoor statistisch gezien geen verschil gevonden werd tussen het MBC-gehalte van de verschillende behandelingen (Tabel 4.3 en Figuur 4.9). De gemeten waarden zijn onrealistisch. We kunnen besluiten dat de manier waarop de MBC werd bepaald voor dit soort experimenten niet geschikt is. 3500

MBC (mg C/kg)

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 1

2

3

4

5

6

7

8


zandbodem

Figuur 4.9 Microbieel koolstofgehalte na incubatie

Resultaten

41

4.5 Microbiële respiratie 4.5.1 Zandleembodem De behandeling waarbij het POM werd verwijderd, een Na-hypochloriet oxidatie en een NH4-oxalaat extractie werd uitgevoerd (behandeling 5), leverde nagenoeg geen verschil op met de referentiebehandeling (Figuur 4.10). Een extreem hoge cumulatieve CO2 C werd gemeten bij behandeling 3 waarbij na verwijdering van het POM enkel een NH4-oxalaat extractie plaatsvond (Figuur 4.12), gevolgd door behandeling 6 (extractie met DCB na verwijdering van POM en oxidatie met Na-hypochloriet, Figuur 4.14). De laagste respiratie werd gemeten voor de behandelingen 4 (met enkel Na-hypochloriet oxidatie, NH4-oxalaat extractie, Figuur 4.13) en 8 (met Na-hypochloriet oxidatie, NH4-oxalaat extractie en opnieuw Na-hypochloriet oxidatie en Figuur 4.17). Behandeling 7 met Na-pyrofosfaat na Na-hypochloriet oxidatie leverde geen significant verschil op met de behandeling met enkel oxidatie door Na-hypochloriet (behandeling 4). 400 Cumulatieve respiratie (mg C/100g)

350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.10 Cumulatieve CO2-C respiratie in de onbehandelde bodem (behandeling 1, referentiebehandeling)

400 Cumulatieve respiratie (mg C/100g)

350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.11 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm (behandeling 2)

Resultaten

42


350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.12 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, en extractie door NH4oxalaat (behandeling 3)

400

Cumulatieve respiratie (mg C/100g)

350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.13 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en oxidatie door Nahypochloriet (behandeling 4)


400 350 300 250 200 150 100 50 0 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 Tijd (weken)

Figuur 4.14 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM >53 µm, en extractie door NH4oxalaat, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 5)

Resultaten

43


400 350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.15 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en extractie met DCB, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 6)


400 350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.16 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, Na-pyrofosfaat extractie na Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 7)


350 300 250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.17 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, oxidatie met Nahypochloriet, NH4-oxalaat extractie en opnieuw Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 8)

Resultaten

44

Zoals in Figuur 4.18 te zien is, steeg de totale cumulatieve CO2 C-respiratie na 16 weken incubatie bij de verschillende behandelingen uitgevoerd op de zandleembodem in de volgorde: 8 < 4, 7< 5, 2, 1 < 6 <3. Ter bepaling van de cumulatieve CO2-C respiratie van de behandelingen 5 (Figuur 4.14) en 7 (Figuur 4.16) werd een extrapolatie uitgevoerd aan de hand van het gefitte C-mineralisatiemodel aangezien bij beide objecten de incubaties slechts 11 in plaats van 16 weken hebben gelopen.

450

cumulatieve CO2-C respiratie (mg C / 100 g)

400 350 300 250 200 150 100 50 0 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling

Figuur 4.18 Totale cumulatieve CO2-C respiratie gedurende incubatie van 16 weken (zandleembodem)

De totale cumulatieve CO2-C respiratie van de zandleembodem ligt tussen de 25 en 400 mg C per 100 g bodem (Figuur 4.17). De individuele curves van de verschillende behandelingen vertonen allemaal eenzelfde soort verloop: eerst is er een exponentieel deel dat afvlakt naar een lineair verloop na ongeveer zes weken. De curves bij behandelingen 4 en 6 tonen echter na zestien weken nog steeds een relatief snelle mineralisatie met nog geen teken van afvlakking op het einde van de incubatieperiode. Opmerkelijk is dat er bij behandeling 8 geen respiratie werd gevonden.

Resultaten

45

4.5.2 Zandbodem De sterkste mineralisatie werd gevonden bij de behandeling met NH4-oxalaat extractie na verwijdering van POM (behandeling 3,Figuur 4.21). Al de ander behandelingen gaven een lager resultaat dan de referentiebehandeling. Nagenoeg geen CO2-respiratie werd gemeten bij van de behandeling met Napyrofosfaat extractie na Na-hypochloriet oxidatie en verwijdering van het POM (behandeling 7, Figuur 4.25 ). Behandeling 6 (DCB extractie na oxidatie met Na-hypochloriet) geeft een hoger resultaat dan wanneer enkel oxidatie met Na-hypochloriet werd uitgevoerd (behandeling 4) (Figuur 4.27).


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.19 Cumulatieve CO2-C respiratie in de onbehandelde bodem (behandeling 1, referentiebehandeling)


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.20 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm (behandeling 2)

Resultaten

46


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.21 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, en extractie door NH4oxalaat (behandeling 3)


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.22 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en oxidatie door Nahypochloriet (behandeling 4)


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.23 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM >53 µm, en extractie door NH4oxalaat, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 5)

Resultaten

47


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.24 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm en extractie met DCB, na oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 6)


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.25 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, Na-pyrofosfaat extractie na Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 7)


250 200 150 100 50 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9 10 11 12 13 14 15 16 17

Tijd (weken)

Figuur 4.26 Cumulatieve CO2-C respiratie in de bodem na verwijdering van POM > 53 µm, oxidatie met Nahypochloriet, NH4-oxalaat extractie en opnieuw oxidatie met Na-hypochloriet (behandeling 8)

Resultaten

48

De cumulatieve respiratie na 16 weken incubatie, lag een stuk lager bij de zandbodem dan bij de zandleembodem. De totale cumulatieve CO2-C respiratie van de zandbodem lag tussen de 10 en de 260 mg C per 100 g bodem. In Figuur 4.27 is te zien dat de totale CO2-respiratie die bekomen werd voor de verschillende behandelingen, steeg in de volgende volgorde: 7, 5 < 8, 4 <2<1<3. Ter bepaling van de totale cumulatieve CO2-C respiratie van behandelingen 5 (Figuur 4.23) en 7 (Figuur 4.25) werd een extrapolatie uitgevoerd aan de hand van het gefitte C-mineralisatiemodel doordat bij beide objecten de incubaties slechts 11 in plaats van 16 weken liepen.

300

cumulatieve C (mg C / 100 g bodem)

250 200 150 100 50 0 1

2

3

4

5

6

7

8

behandeling

Figuur 4.27 Totale cumulatieve CO2-C respiratie gedurende incubatie van 16 weken (zandbodem)

De totale cumulatieve CO2-C respiratie van de zandbodem ligt tussen 10 en 260 mg C per 100 g bodem (Figuur 4.27). De individuele curves van de verschillende behandelingen vertonen allemaal eenzelfde soort verloop: eerst is er een exponentieel deel dat afvlakt naar een lineair verloop na ongeveer zes weken. Bij de behandelingen 4,5 en 8 werd slechts een heel lage respiratie waargenomen, bij behandeling 7 werd geen respiratie gevonden.

4.5.3 Nulde-eerste orde mineralisatie model De parameters k en CA,f (Tabel 4.4) die werden bepaald aan de hand van een niet-lineaire regressie met SPSS voor het parallel eerste- en tweede orde C-mineralisatie kinetisch model met volgende vergelijking:

C (t ) = C A, f {1 − exp(− kt )} + k s t

Resultaten

49

In Tabel 4.4 is te zien dat de modellen een goeie fit vertonen met de mineralisatiecurves. Enkel behandeling 7 van de zandleembodem heeft een R² die lager ligt dan 0.90. De zandleembodem heeft een CA,f –range van 3.2 tot 70 mg C per 100 g bodem. Bij de zandbodem is de range iets groter, namelijk van 13.3 tot 191 mg per 100 g bodem. Kf is sterk afhankelijk van het initieel stijl deel van de mineralisatie, terwijl Ks het lineaire deel van de curve beschrijft. Bij behandeling 3 (Figuur 4.12) moet opgemerkt worden dat het model niet goed fit. Het model geeft een slechte modelering door het Svormig verloop van de CO2-C mineralisatiecurve.

Tabel 4.4 Geschatte parameters voor het gefitte C-mineralisatie model

-1

1

Ca,f (mg C 100 g ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R²

2

Ca,f (mg C 100 g-1 ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 )

3

-1

4

5

6

ks (dag ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 ) -1

7

8

ks (dag ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R² Ca,f (mg C 100 g-1 ) ks (dag-1 ) kf (dag-1 ) R²

Resultaten

Zandleembodem Zandbodem 51,9 (1,3) 30,3 (1,7) 6,2 (0,1) 5,9 (0,1) 1,1 (0,0) 0,5 (0,1) 0,99 0,99 68,3 4,9 0,8 0,99 47,7 25,4 201,8 0,92 3,2 3,4 4,0 0,96 29,9 9,7 0,7 0,99 70,4 13,7 0,4 0,99 29,2 3,7 0,8 0,99 13,8 0,2 0,8 0,97

(1,8) (0,2) (0,1) (12,8) (0.0) (1,8) (1,3) (0,1) (9,9) (7,3) (0,8) (0,2) (10,8) (0,8) (0,1) (2,1) (0,2) (0,1) (0,8) (0,1) (0,1)

25,6 1,4 0,5 0,99 191,6 3,7 0,5 0,98 20,2 0,8 0,4 0,98 1,8 1,3 3,6 0,99 45,6 2,3 0,2 0,99 30,7 0 0,1 0,86 13,3 0,2 0,7 0,97

(1,5) (0,1) (0,1) (13,9) (1,2) (0,1) (2,3) (0,1) (0,1) (0,3) (0,1) (3,2) (11,3) (0,7) (0,1) (60,0) (0) (0,0) (0,8) (0,1) (0,1)

50

5 DISCUSSIE 5.1 Totaal OC-gehalte na de incubaties 5.1.1 Zandleembodem Het totale OC-gehalte kan gelijkgesteld worden aan het gemeten totale C-gehalte wegens de afwezigheid van CaCO3 in deze bodems. In de zandleembodem was er bij verwijdering van het POM groter dan 53 µm een daling van zo’n 36% ten opzichte van het OC-gehalte in de referentiebehandeling. Dit OC- gehalte aanwezig in deze POM-fractie lag echter lager dan verwacht werd op basis van de fysische fractionering. Er werd geen daling gevonden van het OC-gehalte door NH4-oxalaat extractie (behandeling 3). Er was dus wellicht geen verwijdering van OC die gebonden is met zwak kristallijn Fe of Al, door extractie met het NH4-oxalaat. Dit resultaat is opmerkelijk aangezien er wel een beduidende daling was in Feox bij behandeling 3. Mogelijk is er een deel van het oxalaat in de bodem achtergebleven na de behandeling. Wat het uitblijven van een verwachte daling van het OC-gehalte door verwijdering van OS gebonden aan het zwak kristalijn Fe en Al zou kunnen verklaren. De behandeling met Na-hypochloriet (behandeling 4), verwijderde wellicht een deel van de nog aanwezige labiele OS-fractie gezien het gedaalde OC-gehalte bij deze behandeling ten opzichte van behandeling 2. Naast POM groter dan 53 µm, bevatte de bodem dus ook nog een substantieel deel aan vrije OS (zo’n 24% van de totale OC) in de klei- en leemfractie. Wanneer hierna een extractie met NH4-oxalaat werd uitgevoerd, daalde het OC-gehalte echter wel, mogelijks door bijkomende verwijdering van OC uit OS gebonden was aan zwak kristallijn Fe of Al. Ook wanneer de OC uit OS gebonden aan gecomplexeerd Fe en Al (met Na-pyrofosfaat, behandeling 7), of OC gebonden aan kristallijn en zwak-kristallijn Fe en Al (met DCB, behandeling 6) werd verwijderd, daalde het OCgehalte ten opzichte van de behandeling 4, met enkel destructie van vrije OS door Na-hypochloriet. Hieruit kunnen we de aan Fe en Al gebonden OC-fractie schatten op zo’n 15-20% van de totale OC aanwezig in de zandleembodem. Wanneer na deze behandeling opnieuw destructie van vrije OS werd uitgevoerd door Na-hypochloriet oxidatie (behandeling 8), daalde het OC-gehalte niet meer. Dit wijst erop dat er na verwijdering van OS door Na-hypochloriet oxidatie en door extractie van zwak kristallijn Fe en Al door NH4-oxalaat geen vrije OS-fractie nog aanwezig was, die dan nog eens geoxideerd kon worden met Na-hypochloriet.

Samengevat kan besloten worden dat veel OC zat in de POM-fractie (1/3 tot 1/2 van de totale OC) in de zandleembodem. Er was ook nog een groot deel van de OC (1/4 van de OC bij de referentiebodem) nog verder oxideerbaar na verwijdering van het POM. Dit wijst erop dat er dus nog veel labiele OS aanwezig was in de bodem dat niet onder de vorm va POM aanwezig was. Een kleiner deel van de OC

Discussie

51

(15-20%) bleek gebonden te zijn aan Fe- en Al- componenten. Het overblijvend deel (10 – 20%) is wellicht biochemisch stabiel. De relatief hoge gehalten aan POM en vrije OS, die teruggevonden werden, kunnen wellicht gelinkt worden aan het loofbos-landgebruik van deze bodem.

5.1.2 Zandbodem Bij verwijdering van het POM groter dan 53 µm bij de zandbodem, daalde het OC-gehalte in de bodem zéér drastisch (64% ten opzichte van het OC-gehalte in de referentiebehandeling). Dit duidt erop dat er veel OS aanwezig was in de zandfractie, wat overeenstemt met de resultaten die bekomen werden uit de fysische fractionering (Tabel 4.1). Wanneer bijkomend een extractie met NH4-oxalaat werd uitgevoerd (behandeling 3), steeg het OC-gehalte terug. Dit kan er op wijzen dat er onvoldoende verwijdering van het NH4-oxalaat was bij de voorbehandeling van de bodem waardoor er nog restanten organische koolstof waren achtergebleven. De destructie van vrije OS door Na-hypochloriet, leidde tot een OC-gehalte dat nog een stuk lager lag. Dit duidt erop dat er een relatief grote fractie van labiele OS aanwezig was in de leem- en kleifractie van de zandbodem. (zo’n 20% van de totale OC). De verdere behandelingen met DCB, Na-pyrofosfaat en NH4-oxalaat extractie na oxidatie met Nahypochloriet leverden geen significante daling op wegens het al erg lage OC-gehalte aanwezig in de met Na-hypochloriet behandelde bodem (slechts een bijkomende daling van 0-5% ten opzichte van het OC-gehalte in behandeling 4) . De zandbodem bevatte slechts 13 % leem en kleipartikels. Deze spelen echter doorgaans toch een grote rol in de stabilisering van OS, maar hadden hier slechts een kleiner belang als stabiliserend mechanisme.

Er kan besloten worden dat erg veel OC aanwezig was in de POM-fractie (2/3 van het totale OCgehalte). Dit gehalte ligt zelfs dubbel zo hoog als bij de zandleembodem. 1/5 van de OC was oxideerbaar door Na-hypochloriet na verwijdering van het POM. Dit is wat minder dan bij de zandleembodem. Slechts 0-5% van de koolstof was gebonden aan de Fe- en Al-componenten. Dit was te verwachten wegens het beperkte kleigehalte in deze bodem. Verder zou het algemene meer kristallijne karakter van de overige Fe en Al uit (hydr)oxiden in deze zandbodem ook aan de basis kunnen liggen van de beperkte stabilisering van OS aan deze Fe- en Al-componenten. Verscheidene auteurs bevestigden immers reeds dat voornamelijk zwak kristallijne Fe- en Al- (hydr)oxiden een hoog bindingspotentieel bezitten (Percival et al, 2000; Kleber et al, 2005)

Discussie

52

5.2 Hot water extractable carbon en microbiële OC 5.2.1 Hot water extractable carbon 5.2.1.1

Zandleembodem

Er werd een hoog HWC-gehalte gevonden bij behandelingen 4 (enkel Na-hypochloriet na verwijdering POM) en behandeling 7 (Na-pyrofosfaat extractie na vernietiging van het POM en vrije OS) in vergelijking met behandeling 2 (enkel verwijdering van het POM). Dit duidt erop dat zowel Na-hypochloriet oxidatie als extractie van Fe en Al componenten een deel van de organische stof vrijstelde ten opzichte van de onbehandelde bodem. Met andere woorden: dit organisch materiaal werd extraheerbaar met “hot water” . Het lijkt evident dat deze fractie dan ook vrijwel meteen beschikbaar is voor afbraak door de microbiële biomassa. Het hoge HWC-gehalte bij behandeling 3, 6 en 8 kunnen eveneens het gevolg zijn van een vrijstelling van OS tengevolge van extractie en/of oxidatie, maar ten gevolge van het gebruik van C-bevattende extractanten kan niet worden uitgesloten dat tenminste ten dele een deel van het hoge HWC-gehalte afkomstig was van achtergebleven resten oxalaat of citraat. Voornamelijk bij behandeling 3, het enige object zonder Na-hypochloriet oxidatie (wel extractie met NH4-oxalaat) blijkt dit het geval te zijn.

5.2.1.2

Zandbodem

Er was een groot verschil tussen het HWC-gehalte in behandeling 2 (verwijdering POM) in vergelijking met de referentiebehandeling. Dit wijst erop dat een groot deel van het HWC in de zandbodem aanwezig was in de zandfractie. Behandelingen 4,5,7 en 8 gaven geen significant hogere waarden dan behandeling 2. Oxidatie met Na-hypochloriet gevolgd door extracties met NH4-oxalaat of Na-pyrofosfaat brachten OS in oplossing (zoals blijkt uit de lagere OC-gehaltes bij deze behandelingen (Figuur 4.8), maar deze OS werd hier beter verwijderd na de voorbehandelingen. De hoge waarden die gevonden werden bij behandeling 3 (NH4-oxalaat extractie) en behandeling 6 (DCBextractie na oxidatie met Na-hypochloriet) ten opzichte van behandeling 2, kunnen wijzen op contaminatie met restanten van oxalaat en citraat.

Discussie

53

5.2.2 Microbiële koolstof Tengevolge van de vrijstelling van OS door Na-hypochloriet oxidatie en extractie van Fe en Al gebonden OS en door mogelijke aanwezigheid van restanten aan oxalaat of citraat, werd er bij de bepaling van de microbiële OC gemeten ten opzichte van een hoge achtergrondwaarde. Een groot deel van het HWC blijkt eveneens extraheerbaar te zijn met K2SO4, het extractiemiddel dat wordt gebruikt bij de MBC-bepaling. Aangezien de MBC bepaald wordt uit een verschil voor en na fumigatie en aangezien de grootte van dit verschil relatief klein is ten opzichte van de hoge achtergrond geëxtraheerde OC kan berekening een verkeerd of zelfs een onmogelijk resultaat opleveren. Hieruit kan besloten worden dat deze bepalingsmethode wellicht niet geschikt is voor gebruik bij het uitvoeren van deze oxidaties met Na-hypochloriet en extracties met DCB, NH4-oxalaat en Napyrofosfaat. Correctere informatie over de MBC kunnen we bekomen uit de mineralisatiecurven.

5.3 Microbiële respiratie De mineralisatiecurven toonden een hoge initiële CO2-C respiratie gedurende de eerste en soms tweede week van de incubatie. Dit kan wellicht verklaard worden door de snelle afbraak van een gemakkelijk afbreekbare OS-fractie. Bij mineralisatie van de stabielere OS heeft de curve een lineair verloop. Tot deze gemakkelijk afbreekbare fractie behoort mogelijk voornamelijk vrije OS die meteen beschikbaar is voor de microbiële biomassa.

5.3.1 Mineralisatie zandleembodem Na het verwijderen van particulair organisch materiaal (POM) groter dan 53 µm (behandeling 2), was de totale cumulatieve koolstofmineralisatie bij de zandleembodem niet significant verschillend van de mineralisatie bij de referentiebehandeling. Het POM heeft dus schijnbaar een zeer beperkte aandeel in de OS-mineralisatie van deze bodem. De helling echter van de koolstofmineralisatie van de referentiebehandeling 1 (ks is 6.2) en behandeling 2 (ks is 4.9), toont dat de afbraaksnelheid van de referentiebehandeling een stuk hoger ligt. Daaruit kan worden besloten dat het POM toch een relatief grote rol speelt bij de koolstofrespiratie.

Bij de behandeling waar, naast de verwijdering van het POM, ook een extractie met NH4-oxalaat werd uitgevoerd (behandeling 3), bleek de cumulatieve C-mineralisatie een heel stuk hoger te liggen dan bij de referentiebehandeling 1. Er kon echter verwacht worden dat deze mineralisatie lager zou zijn door de verwijdering van organische stof gebonden aan zwak kristallijn Fe en Al. De oorzaak van dit contrasterend resultaat kan tweevoudig zijn. 1° Enerzijds bestaat er de kans dat er bij incubatie nog NH4-oxalaat in de bodem aanwezig was en zodoende een toename van C-mineralisatie veroorzaakte door de snelle afbraak van het oxalaat zelf, 2° anderzijds is het mogelijk dat door het verwijderen van

Discussie

54

Fe- en Al-(hydr)oxiden er OS werd vrijgesteld dat vóór de extractie gebonden was, maar door extractie

beschikbaar

werd

gesteld

voor

afbraak

door

de

microbiële

biomassa.

De

mineralisatiesnelheid (ks is 25.4) is hoger dan voorgaande behandelingen, wat erop wijst dat de extra beschikbare koolstof labieler is voor de micro-organismen dan de beschikbare koolstof aanwezig vóór de behandeling.

Door behandeling van de bodem met Na-hypochloriet (behandeling 4), lag de CO2-C respiratie een stuk lager dan bij de referentiebehandeling. De destructie van beschikbaar labiel OS leidde met andere woorden tot een tragere afbraak. Als mogelijke verklaring kan gesteld worden dat oxidatie met Nahypochloriet het snel afbreekbare deel uit de bodem verwijderde waardoor enkel de stabielere OS overbleef als substraat voor verdere microbiële afbraak, die bijgevolg aanzienlijk trager verliep. Dit is ook te vinden in de relatief kleine ks-waarde. Wanneer na behandeling met Na-hypochloriet ook nog een extractie met NH4-oxalaat werd uitgevoerd (behandeling 5), steeg de mineralisatie terug. Dit kan opnieuw een gevolg zijn van de aanwezigheid van snel afbreekbare NH4-oxalaatrestanten in de bodem, of door vrijstelling van labiel OM na verwijdering van zwak kristallijn Fe en Al. De ks-waarde lag lager dan bij behandeling 3 omdat een labiele OS-fractie reeds weggenomen was door destructie met NaOCl. De veel lagere hoeveelheid HWC bij behandeling 5 suggereert echter niet dat er substantiële hoeveelheid oxalaat zou achtergebleven zijn na de voorbehandeling.

Bij behandeling 6 steeg de CO2-C respiratie in vergelijking met behandeling 4 waarbij enkel een Nahypochloriet oxidatie gebeurde. Dithioniet-citraat-bicarbonaat extractie zorgde dus voor een toename van de mineralisatie bij de extractie van kristallijn en zwak kristallijn Fe en Al. De mineralisatiecurve was na 16 weken nog steeds niet afgevlakt, wat betekent dat nog niet al het labiele organische materiaal gemineraliseerd was op dat tijdstip. De extractie met DCB heeft wellicht een grote hoeveelheid gebonden componenten vrijgegeven die gemakkelijk afbreekbaar zijn. Anderzijds kan ook hier een onvolledige verwijdering van citraat geleid hebben tot de hogere gemeten mineralisatie.

De extractie met Na-pyrofosfaat (behandeling 7) na destructie van het vrije labiele OS met Nahypochloriet, leverde voor de volledige CO2-C mineralisatie geen significant verschil op met behandeling 4, waarbij enkel een Na-hypochloriet oxidatie werd uitgevoerd. De hoeveelheid mineraliseerbaar OC was dus niet erg gestegen of gedaald door de extractie met Na-pyrofosfaat. Kf lag echter wel een heel stuk lager dan bij behandeling 4. Na-pyrofosfaat verwijderde met andere woorden wellicht een grote hoeveelheid snel mineraliseerbare OS die al dan niet gebonden was aan Fe- en Alcomplexen.

Discussie

55

De laatste behandeling 8 gaf de laagste CO2-C respiratie. In vergelijking met behandeling 5, veroorzaakte de bijkomende destructie met Na-hypochloriet bij deze behandeling een stuk lagere koolstofrespiratie door verdere destructie van het ontstane vrije OS bij behandeling 5. De mineralisatiecurve evolueerde zeer snel naar een vlak verloop waaruit geen verdere mineralisatie kon besloten worden. Waarschijnlijk bleef er door de drastische dubbele behandeling met Na-hypochloriet, nagenoeg geen discrete afbreekbare OS over in de bodem.

5.3.2 Mineralisatie zandbodem De mineralisatie lag bij de zandbodem een stuk lager dan bij de zandleembodem. Er was echter slechts een klein verschil in de aanwezige OC tussen beide bodems. De mineralisatiecurve van de referentiebehandeling was na zeventien weken niet afgevlakt maar vertoonde een lineair verloop. Er was dus nog steeds afbreekbaar materiaal aanwezig in de bodem.

Bij verwijdering van het POM groter dan 53 µm werd een lagere mineralisatie verkregen dan bij de referentiebehandeling. Het POM speelde dus een grote rol in de totale CO2-C mineralisatie van de zandbodem. De snelheid (ks), die het lineaire deel van de mineralisatie beschrijft, was lager dan bij de referentiebehandeling wat erop duidt dat hierbij een onstabiel deel van de OS werd weggenomen.

Net als bij de zandleembodem steeg ook hier de cumulatieve hoeveelheid gerespireerde koolstof na extractie met NH4-oxalaat (behandeling 3) ten opzichte van behandeling 2. Dezelfde redenen kunnen hier aangevoerd worden. Er kunnen nog oxalaatresten in de bodem aanwezig geweest zijn waardoor er met ander woorden gemakkelijk afbreekbare OC werd toegevoegd, of er zou gebonden OS vrijgekomen kunnen zijn door extractie van zwak kristallijn Fe en Al. De snelheid van afbraak lag bij deze behandeling hoger dan bij de vorige behandelingen.

Wanneer Na-hypochloriet werd toegevoegd (behandeling 4), daalde de CO2-C respiratie tot onder het niveau van behandeling 2. Een zéér laag totaal OC-gehalte bleef immers over na de oxidatie. Na deze behandeling is meer dan waarschijnlijk al het vrije labiel OS uit de bodem verwijderd en blijft een stabiele fractie over. Dit verklaart de kleinere en ook tragere respiratie (ks is 0.8). De extractie met NH4-oxalaat (behandeling 5) gaf in tegenstelling tot de zandleembodem een nog lagere mineralisatie dan behandeling 4. NH4-oxalaat verwijderde mogelijk een beperkt deel koolstof gebonden aan zwak kristallijn Fe en Al. In tegenstelling tot behandeling 3 werd het NH4-oxalaat dus beter verwijderd uit de bodem. De mineralisatiesnelheid is erg traag, wat er niet noodzakelijk op wijst dat de fractie OS die overbleef in de bodem, stabiel is gezien het zeer lage overblijvende OC-gehalte.

Discussie

56

Wanneer een extractie werd uitgevoerd met DCB (behandeling 6) in plaats van met NH4-oxalaat (behandeling 5), werd een duidelijke toename van de mineralisatie verkregen ten opzichte van behandeling 4. Dit resultaat is in analogie met de zandleembodem. Snel afbreekbare DCB-resten kunnen ook hier nog aanwezig geweest zijn in de bodem, of een deel van het gebonden OM werd vrijgesteld door extractie van kristallijn en zwak-kristallijn Fe en Al.

De behandeling met extractie door Na-pyrofosfaat na destructie van het POM (behandeling 7) resulteerde in geen respiratie. In zandbodems wordt mogelijk een zeer sterke extractie van OS door Na-pyrofosfaat bekomen wat te wijten zou kunnen zijn aan de goede oplosbaarheid van humuscomponenten in het basische Na-pyrofosfaat. Naar alle waarschijnlijkheid is dit dus geen gevolg van extractie van Fe en Al gebonden OS-fractie.

Bij behandeling 8 lag de cumulatieve CO2-C respiratie lager dan bij behandeling 6 door verdere oxidatie van de vrije labiele OS die vrijgesteld werd door de NH4-oxalaat extractie. Analoog als bij de zandleembodem bleef er waarschijnlijk door de drastische dubbele behandeling met Na-hypochloriet, nagenoeg geen direct afbreekbare OS over in de bodem.

Discussie

57

6 CONCLUSIES In dit eindwerk werd de afbraak van organische stof door mineralisatie onderzocht. Aan de hand hiervan was het de bedoeling de bijdrage te kwantificeren van verschillende mechanismen in de bescherming van BOS in de klei- en leemfractie. Enerzijds werd de invloed van kristallijne, zwak kristallijn en gecomplexeerd Fe en Al verduidelijkt in het binden van de organische stof, anderzijds werd ook het belang van het vrije labiele OS bepaald.

In de zandleembodem zat (30-50%) van de totale OC in de POM-fractie. 25% van de totale OC was aanwezig als vrije OS in de klei- en leemfractie. Een kleiner deel van de OC (15-20%) bleek gebonden te zijn aan Fe- en Al- componenten. Het overblijvende, wellicht het recalcitrant biochemisch stabiele deel, had een aandeel van 10 – 20% van de totale OC. Voor de zandbodem kan besloten worden dat er erg veel OC aanwezig was in de POM-fractie (65% van het totale OC-gehalte). Het aandeel van de vrije OS in de klei- en leemfractie bedroeg iets minder dan bij de zandleembodem, namelijk 20% van de totale OC. Slechts 0-5% van de koolstof was gebonden aan de Fe- en Al-componenten.

In beide bodems heeft het POM een beduidend aandeel in de respiratie. Bij verwijdering van het POM verloopt de mineralisatie lager dan bij de referentiebehandeling mét POM. Er blijft echter nog een substantieel deel vrij labiel OS over na verwijdering van het POM. Dit deel kon weggehaald worden door oxidatie met Na-hypochloriet. Dit wijst erop dat een behandeling met Na-hypochloriet zinvol kan zijn als fractioneringsmethode. Het geeft immers een lagere respiratie door de verwijdering van een onstabiele fractie van OS.

Beide bodems hebben dus een grote hoeveelheid onbeschermd labiel OS (het POM) en relatief labiele OS (de Na-hypochloriet oxideerbare fractie van de klei en leem OS-fractie). De zandleembodem heeft als oorsprong een bosbodembeheer, dit kan gelinkt worden aan het hoge gehalte aan POM en vrije OS. De zandbodem heeft een relatief hoog OS en POM-gehalte door de relatief hoge input van OS uit bemesting bij een monocultuur van maïs en afwisseling van teeltrotatie met tijdelijk grasland. Een omschakelijk naar een beheer met beperktere input van vers OM uit plantenresten of bemesting en een grotere verstoring door ploegen en andere bodembewerkingen zou in beide bodems wellicht leiden tot grote verliezen aan OS gezien de grote hoeveelheiden onbeschermd POM en vrije OS.

Conclusies

58

Een verdere verwijdering van mineraal gebonden OS is mogelijk door extractie met NH4-oxalaat, DCB of Na-pyrofosfaat gezien deze behandelingen na oxidatie met Na-hypochloriet leiden tot nog een lager gehalte aan overgebleven OS die biochemisch stabiel is. De stabiliteit van deze OS blijkt ook de C-respiraties die zeer laag zijn. Bij sommige behandelingen is er zelfs geen respiratie.

Wanneer deze behandelingen uitgevoerd werden bij de zandbodem, lag de verkregen cumulatieve CO2-C respiratie (10 - 260 mg C per 100 g bodem) een stuk lager dan bij de zandleembodem (25 - 400 mg C per 100 g bodem). Dit is wellicht te wijten aan het feit dat deze bodem minder zwak kristallijne Fe- en Al-verbindingen bevatte dan de zandleembodem. Percival et al. (2000) en Kleber et al. (2005) toonden immers aan dat zwak kristallijn Fe- en Al (hydr)oxiden een hoog bindingspotentieel van OS bezitten. Ook kan de lagere C-mineralisatie te wijten zijn aan de bodemtextuur. De zandbodem bevatte immers slechts 1/3 van de hoeveelheid klei- en leempartikels die de zandleembodem bevatte. Door het grotere bindingsoppervlak van deze klei- en leemdeeltjes kan de kleinere stabilisatie in deze zandbodem worden verklaard. Directe informatie over de stabiliteit van de overgebleven fractie kan minder gemakkelijk bekomen worden uit mineralisatie-experimenten gezien het gevaar op artefacten. Verder kan er geen uitsluitsel bekomen worden dat een deel van de vrijgestelde OS achtergebleven is bij de voorbehandelingen en zo tot een hogere mineralisatie leiden.

Bij enkele behandelingen bleek echter de respiratie net hoger te liggen dan de referentiebodem na verwijdering van biochemisch onstabiel organische stof. De oorzaak van dit contrasterend resultaat kan tweevoudig zijn. Enerzijds bestaat er de kans dat er bij incubatie nog resten van de extractiemiddelen in de bodem aanwezig waren en zodoende een toename van C-mineralisatie veroorzaakten door de snelle afbraak van de organische solventen zelf, anderzijds is het mogelijk dat door het verwijderen van Fe- en Al-(hydr)oxiden er OS werd vrijgesteld dat vóór de extractie gebonden was, maar door extractie beschikbaar werd gesteld voor afbraak door de microbiële biomassa.

Ook kan besloten worden dat de bepaling van de microbiële biomassa door fumigatie ongeschikt is bij dergelijke voorbehandelingen. Een groot deel van de HWC blijkt eveneens extraheerbaar te zijn met het extractiemiddel dat wordt gebruikt bij deze MBC-bepaling. Door de hoge achtergrondwaarden van het geëxtraheerde OC kan de berekening een onmogelijk resultaat opleveren. Een geschiktere, directere methode van de MBC kan bekomen worden uit de mineralisatiecurves.

Respiratie-experimenten kunnen nuttige informatie verschaffen over de afbreekbaarheid van de BOSfracties, maar er kunnen artefacten gecreëerd worden bij extracties, voornamelijk met organische solventen.

Conclusies

59

7 REFERENTIES Alvarez, R., and Alvarez, C.R. 2000. Soil organic matter pools and their associations with carbon mineralization kinetics. Soil Science Society of America Journal, 164, 184–189.

Anderson, J.P.E. 1982. Soil respiration. In: Methods of Soil analysis: Part 2, Chemical and Microbiological Properties (eds A.L. Page, R.H. Miller, D.R. Keeney), pp. 831-871. Agronomy No 9, American Society of Agronomy, Madison, WI.

Baldock, J.A., Masiello, C.A., Gelinas, Y., Hedges, J.I. 2004. Cycling and composition of organic matter in terrestrial and marine ecosystems. Marine chemistry, 92, 39-64.

Baldock J.A., Skjemstad J.O. 2000. Role of the mineral matrix and minerals in protecting natural organic materials against decomposition. Organic geochemistry, 31, 697-710.

Bellows, B. 2001. Nutrient cycling in pastures. Maart, 2007, van http://attra.ncat.org/attrapub/nutrientcycling.html

Blakemore, L.C., Searle, P.L., Daly, B.K. 1987. Methods for Chemical Analysis of Soils. Scientific Report 80, New Zealand Soil Bureau, Department of Scientific and Industrial Research, Lower Hutt.

Cambardella, C.A., Elliott, E.T. 1992. Particulate soil organic-matter changes across a grassland cultivation sequence. Soil Science Society of America Journal, 56, 777–782.

Christensen, B. 1996. Matching measurable soil organic matter fractions with conceptual pools in simulation models of carbon turnover: A revision of model structure. In: Powlson D.S., Smith P., Smith J.U. (eds.), Evaluation of Soil Organic Models Using Long-Term Data Sets. Springer-Verlag, Berlin, pp. 143–159.

Christensen, B., 2001. Physical fractionation of soil and structural and functional complexity in organic matter turnover. European Journal of Soil Science, 52, 345–353.

Dexter, A.R. 1988. Advances in characterization of soil structure. Soil tillage res., 11, 199-238.

Elliott, E. T., Coleman, D. C. 1988. Let the soil work for us. Ecological Bulletins, 39, 23-32.

Referenties

60

Falloon, P.D., Smith, P. 2000. Modelling refractory soil organic matter. Biology and fertility of soils, 30, 388-398

Falloon, P.D., Smith, P., Smith, J.U., Szabó, J., Coleman, K., Marshall, S. 1998. Regional estimates of carbon sequestration potential: linking the Rothamsted Carbon Model to GIS databases. Biology and Fertility of Soils, 27, 236-241.

Gee G.W., Bauder J.W. (1986) Particle size analysis. In: Klute A. (ed.) Methods of soil analysis. Part I. Physical and mineralogical methods. Agronomy monograph 9. American Society of Agronomy, Madison, WI. pp. 383-411.

Ghani, A., Dexter, M. and Perrott, K. W. 2003. Hot-water extractable carbon in soils: A sensitive measurement for determining impacts of fertilization, grazing and cultivation. Soil Biol. Biochem. 35: 1231–1243.

Golchin, A., Oades, J.M., Skjemstad, J.O., Clarke, P. 1994b. Study of free and occluded particulate organic matter in soils by solid state

13

C CP/MAS NMR spectroscopy and scanning electron

microscopy. Australian Journal of Soil Research, 32, 285–309.

Gregorich, E.G., Carter, M.R., Angers, D.A., Monreal, C.M. and Ellert, B.H. 1994. Towards a minimum data set to assess soil organic matter quality in agricultural soils. Canadian Journal of Soil Science, 74, 367–385.

Gregorich, E.G., Janzen, H.H., 1996. Storage of soil carbon in the light fraction and macroorganic matter. In: Carter, M.R., Stewart, B.A. (eds.), Structure and Organic Matter Storage in Agricultural Soils. CRC press, Boca Raton, pp. 167– 190.

Gregorich, E.G., Beare, M.H., McKim, U.F., and Skjemstad, J.O. 2006. Chemical and biological characteristics of physically uncomplexed organic matter. Soil Science Society of America Journal, 70, 975-985.

Hodell, D., Thomas, R.G. University of Florida's Earth System Science Program. Maart, 2007 van http://ess.geology.ufl.edu/ess/Notes/050-Energy_Budget/absorbspec.jpeg

Jenkinson, D.S., Ladd, J.N., 1981. Microbial biomass in soil: measurement and turnover. In: Paul, E.A., Ladd, J.N. (Eds.), Soil Biochemistry, 5, 415–471.

Referenties

61

IPCC, Intergovernmental Panel on Climate Change, 2001. Climate Change 2001– IPCC Third Assessment Report, Cambridge University Press, UK. 398

Jastrow, J.D., Miller, R.M. 1997. Soil aggregate stabilization and carbon sequestration: feedbacks through organomineral associations. Soil Processes and the Carbon Cycle. CRC Press, Boca Raton, 207-223.

Kaiser, K., Zech, W. 1996. Defects in estimation of aluminium in humus complexes of podzolic soils by pyrophosphate extraction. Soil Science, 161, 452-458.

Kleber, M., Mikutta, R., Torn, M.S., Jahn, R. 2005. Poorly crystallinemineral phases protect organic matter in acid subsoil horizons. European Journal of Soil Science, 56, 717–725

Leavitt, S.W., Follet, R.F., Paul, E.A., 1996. Estimation of slow-and fast-cycling soils organic carbon pools from 6N HCl hydrolysis. Radiocarbon, 38 231-239.

Leinweber, P., Schulten H.R., 2000 Non-hydrolyzable forms of soil organic nitrogen: extractability and composition. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 163, 433-439.

Lützow M.V., Kögel-Knabner I., Ekschmitt K., Matzner E., Guggenberger G., Marschner B., Flessa H. 2006 Stabilization of organic matter in temperate soils: mechanisms and their relevance under different soil conditions- a review. European Journal of Soil Science, 57, 426-445.

Mayer, L.M., Xing, B., 2001. Organic matter-surface area relationships in acid soils. Soil science society of america journal, 65, 250-258.

Mayer, L.M., Schick, L.L., Hardy, K.R., Wagal, R., McCarthy, J. 2004. Organic matter in small mesopores in sediments and soils. Geochimica et Cosmochimica Acta, 68, 3868-3872.

McLauchlan, K.K., Hobbie, S.E. 2004 Comparison of labile soil organic matter fractionation techniques. Soil Science Society of America Journal, 68, 1616-1625.

Mikutta, R., Kleber, M., Torn, M.S., Jahn, R. 2006. Stabilization of soil organic matter: association with minerals or chemical recalcitrance? Biogeochemistry, 77, 25-56.

Referenties

62

Paul, E.A., Follt, R.F., Leavitt, S.W., Halvorson, A., Peterson, G.A., Lyon, D.J., 1997. radiocarbon dating for determination of soil organic matter pool sizes and dynamics. Soil sci. soc. Am. J., 61, 10581067.

Percival, H.J., Parfitt, R.L., Scott, N.A. 2000. Factors controlling soil carbon levels in New Zealand grasslands: Is clay content important? Soil Science Society of America Journal, 64, 1623–1630.

Piccolo A. (1996) Humus and soil conservation. In: Piccolo A. (ed.) Humic Substances in Terrestrial Ecosystems, Elsevier, Amsterdam, pp. 225 -264.

Robertson, G.P., D. Wedin, P.M. Groffman. J.M. Blair, E.A. Holland, K. Nadelhoffer, and D. Harris. 1999. Soil carbon and nitrogen availability. Standard soil methods for long-term ecological research. Oxford Univ. Press, New York., 258-271

Schulten, H.R., Leinweber, P. 1996. Characterization of humic and soil particles by analytical pyrolysis and computer modelling. Journal of analytical and applied pyrolysis, 38, 1-53

Schulten, H.R., Leinweber, P. 1999. Thermal stability and composition of mineral-bound organic matter in density fractions of soil. European journal of soil science, 50, 237-248.

Schulten, H.R., Leinweber, P. 2000. New insights into organic-mineral particles: composition, properties and models of molecular structure. Biology and fertility of soils, 30, 399-432.

Schwertmann, U. 1984. The double dehydroxylation peak of goethite. Thermochimica Acta, 78, 39-46.

Siregar, A. M., Kleber, R.,, Jahn, R. 2005. Sodium hypochlorite oxidation reduces soil organic matter concentrations without affecting inorganic soil constituents, European Journal of Soil Science,56, 481490

Six, J., Conant, R.T., Paul, E.A., Paustian, K. 2002. Stabilization mechanisms of soil organic matter: Implications for C-saturation of soils. Plant and Soil, 241, 155-176.

Sleutel, S., De Neve, S., Prat Roibás, M. R., Hofman, G. 2004. The influence of model type and incubation time on the estimation of stable organic carbon inorganic materials, European Journal of Soil Science, 56, 1-10

Referenties

63

Sleutel S., De Neve S., Hofman G. 2006. Karakterisering en kwantificering van bodem organische stof pools. In: Studiedag Organische stof in de bodem. Technologisch Instituut Genootschap Plantenproductie en Ecosfeer. p 15-27

Sleutel S., De Neve S., Néméth T., Toth T., Hofman G. (2006) Effect of manure and fertilizer application on the distribution of organic carbon in different soil fractions in long-term field experiments. European Journal of Agronomy. 25, 280-288.

Sollins, P., Homann, P., Caldwell, B.A., 1996. Stabilisation and destabilisation of soil organic matter: mechanisms and controls. Geoderma, 74, 65-105.

Solomon, D., Lehmann, J., Zech, W., 2000 Land use effects on soil organic matter properties of chromic Luvisols in semi-arid northern Tanzania: carbon, nitrogen, lignin and carbohydrates. Agriculture Ecosystems & Environment, 78, 203–213.

Stevenson, F.J., 1994. Humus Chemistry, Genesis, Composition, Reactions, 2nd ed., John Wiley & Sons, New York, 496.

Tate, RL. 1987. Soil organic matter. Biological and ecological effects, Wiley-interscience, Canada, 17.

Theng, B.K.G., Churchman, G.J., Newman, R.H. 1986. The occurrence of interlayer clay-organic complexes in two New Zealand soils. Soil Science, 142, 262-266.

Tisdall, J. M. , Oades, J. M. 1982. Organic matter and water-stable aggregates in soils. European Journal of Soil Science, 2, 141-163.

Torn, M.A., Trumbore, S.E., Chadwick O.A., Vitousek, P.M., Hendricks, D.M. 1997. Mineral control of soil organic carbon storage and turnover. Nature, 389, 170-173.

Voroney, R.P., Winter, J.P., and R.P. Beyaert. 1993. Soil microbial biomass C and N. P.277–286. In M.R.Carter (ed.) Soil sampling and methods of analysis. Canadian Society of Soil Science. Lewis Publishers, Boca Raton, FL.

Whitmore, A.P. 1996. Describing the mineralization of carbon added to soil in crop residues using second-order kinetics. Soil Biology and Biochemistry, 28, 1435-1442.

Referenties

64

Zibilske, L.M. 1994. Carbon mineralization. Methods of soil analysis: Part 2—Microbiological and biochemical properties, SSSA Book, Madison, 835–863.

Referenties

65

Relatie tussen de lange termijn CO 2 - emissie uit bodems en mechanismen voor de stabilisering van bodemorganische stof

Recommend Documents