Abstract All soils harbor microaggregates, i.e ., compound soil structures smaller than 250 µm. These microaggregates are composed of diverse mineral, organic and biotic materials that are bound together during pedogenesis by various physical, chemical and biological processes. Consequently, microaggregates can withstand strong mechanical and physicochemical stresses and survive slaking in water, allowing them to persist in soils for several decades. Together with the physiochemical heterogeneity of their surfaces, the three‐dimensional structure of microaggregates provides a large variety of ecological niches that contribute to the vast biological diversity found in soils. As reported for larger aggregate units, microaggregates are composed of smaller building units that become more complex with increasing size. In this context, organo‐mineral associations can be considered structural units of soil aggregates and as nanoparticulate fractions of the microaggregates themselves. The mineral phases considered to be the most important as microaggregate forming materials are the clay minerals and Fe‐ and Al‐(hydr)oxides. Within microaggregates, minerals are bound together primarily by physicochemical and chemical interactions involving cementing and gluing agents. The former comprise, among others, carbonates and the short‐range ordered phases of Fe, Mn, and Al. The latter comprise organic materials of diverse origin and probably involve macromolecules and macromolecular mixtures. Work on microaggregate structure and development has largely focused on organic matter stability and turnover. However, little is known concerning the role microaggregates play in the fate of elements like Si, Fe, Al, P, and S. More recently, the role of microaggregates in the formation of microhabitats and the biogeography and diversity of microbial communities has been investigated. Little is known regarding how microaggregates and their properties change in time, which strongly limits our understanding of micro‐scale soil structure dynamics. Similarly, only limited information is available on the mechanical stability of microaggregates, while essentially nothing is known about the flow and transport of fluids and solutes within the micro‐ and nanoporous microaggregate systems. Any quantitative approaches being developed for the modeling of formation, structure and properties of microaggregates are, therefore, in their infancy. We respond to the growing awareness of the importance of microaggregates for the structure, properties and functions of soils by reviewing what is currently known about the formation, composition and turnover of microaggregates. We aim to provide a better understanding of their role in soil function, and to present the major unknowns in current microaggregate research. We propose a harmonized concept for aggregates in soils that explicitly considers the structure and build‐up of microaggregates and the role of organo‐mineral associations. We call for experiments, studies and modeling endeavors that will link information on aggregate forming materials with their functional properties across a range of scales in order to better understand microaggregate formation and turnover. Finally, we hope to inspire a novel cohort of soil scientists that they might focus their research on improving our understanding of the role of microaggregates within the system of aggregates and so help to develop a unified and quantitative concept of aggregation processes in soils.

Summary Soil minerals are known to influence the biological stability of soil organic matter (SOM). Our study aimed to relate properties of the mineral matrix to its ability to protect organic C against decomposition in acid soils. We used the amount of hydroxyl ions released after exposure to NaF solution to establish a reactivity gradient spanning 12 subsoil horizons collected from 10 different locations. The subsoil horizons represent six soil orders and diverse geological parent materials. Phyllosilicates were characterized by X‐ray diffraction and pedogenic oxides by selective dissolution procedures. The organic carbon (C) remaining after chemical removal of an oxidizable fraction of SOM with NaOCl solution was taken to represent a stable organic carbon pool. Stable organic carbon was confirmed as older than bulk organic carbon by a smaller radiocarbon ( 14 C) content after oxidation in all 12 soils. The amount of stable organic C did not depend on clay content or the content of dithionite–citrate‐extractable Fe. The combination of oxalate‐extractable Fe and Al explained the greatest amount of variation in stable organic C ( R 2 = 0.78). Our results suggest that in acid soils, organic matter is preferentially protected by interaction with poorly crystalline minerals represented by the oxalate‐soluble Fe and Al fraction. This evidence suggests that ligand exchange between mineral surface hydroxyl groups and negatively charged organic functional groups is a quantitatively important mechanism in the stabilization of SOM in acid soils. The results imply a finite stabilization capacity of soil minerals for organic matter, limited by the area density of reactive surface sites.

We compare the performance of three most accepted reagents for organic matter removal: hydrogen peroxide (H2O2), sodium hypochlorite (NaOCl) and disodium peroxodisulfate (Na2S2O8). Removal of organic matter from soil is mostly incomplete with the efficiency of removal depending on reaction conditions and sample properties. Generally, NaOCl and Na2S2O8 are more effective in organic C removal than H2O2 Alkaline conditions and additives favoring dispersion and/or desorption of organic matter, such as sodium pyrophosphate, seem to be crucial for C removal. Pyrophosphate and additives for pH control (bicarbonate) may irreversibly adsorb to mineral surfaces. In soils with a large proportion of organic matter bound to the mineral matrix, for example subsoils, or rich in clay-sized minerals (Fe oxides, poorly crystalline Fe and Al phases, expandable phyllosilicates), C removal can be little irrespective of the reagents used. Residual organic C seems to seems to represent largely refractory organic matter, and comprises mainly pyrogenic materials and aliphatic compounds. If protected by close association with minerals, other organic constituents such as low-molecular weight carboxylic acids, lignin-derived and N-containing compounds may escape chemical destruction. For determination of mineral phase properties, treatment with H2O2 should be avoided since it may promote organic-assisted dissolution of poorly crystalline minerals at low pH, disintegration of expandable clay minerals, and transformation of vermiculite into mica-like products due to NH4+ fixation. Sodium hypochlorite and Na2S2O8 are less harmful for minerals than H2O2 While the NaOCl procedure (pH 9.5) may dissolve Al hydroxides, alkaline conditions favor the precipitation of metals released upon destruction of organic matter. Prolonged heating to >40°C during any treatment may transform poorly crystalline minerals into more crystalline ones. Sodium hypochlorite can be used at 25°C, thus preventing heat-induced mineral alteration.

Mineral-associated organic matter (OM) represents a large reservoir of organic carbon (OC) in natural environments. The factors controlling the extent of the mineral-mediated OC stabilization, however, are poorly understood. The protection of OM against biodegradation upon sorption to mineral phases is assumed to result from the formation of strong bonds that limit desorption. To test this, we studied the biodegradation of OM bound to goethite (α-FeOOH), pyrophyllite, and vermiculite via specific mechanisms as estimated from OC uptake in different background electrolytes and operationally defined as ‘ligand exchange’, ‘Ca2+ bridging’, and ‘van der Waals forces’. Organic matter extracted from an Oa forest floor horizon under Norway spruce (Picea abies (L.) Karst) was reacted with minerals at dissolved OC concentrations of ∼5–130 mg/L at pH 4. Goethite retained up to 30.1 mg OC/g predominantly by ‘ligand exchange’; pyrophyllite sorbed maximally 12.5 mg OC/g, largely via ‘van der Waals forces’ and ‘Ca2+ bridging’, while sorption of OM to vermiculite was 7.3 mg OC/g, mainly due to the formation of ‘Ca2+ bridges’. Aromatic OM components were selectively sorbed by all minerals (goethite ≫ phyllosilicates). The sorption of OM was strongly hysteretic with the desorption into 0.01 M NaCl being larger for OM held by ‘Ca2+ bridges’ and ‘van der Waals forces’ than by ‘ligand exchange’. Incubation experiments under aerobic conditions (initial pH 4; 90 days) revealed that OM mainly bound to minerals by ‘ligand exchange’ was more resistant against mineralization than OM held by non-columbic interactions (‘van der Waals forces’). Calcium bridges enhanced the stability of sorbed OM, especially for vermiculite, but less than the binding via ‘ligand exchange’. Combined evidence suggests that the extent and rate of mineralization of mineral-associated OM are governed by desorption. The intrinsic stability of sorbed OM as related to the presence of resistant, lignin-derived aromatic components appears less decisive for the sorptive stabilization of OM than the involved binding mechanisms. In a given environment, the type of minerals present and the solution chemistry determine the operating binding mechanisms, thereby the extent of OM sorption and desorption, and thus ultimately the bioavailability of mineral-associated OM.

Rising temperatures in the Arctic can affect soil organic matter (SOM) decomposition directly and indirectly, by increasing plant primary production and thus the allocation of plant-derived organic compounds into the soil. Such compounds, for example root exudates or decaying fine roots, are easily available for microorganisms, and can alter the decomposition of older SOM ("priming effect"). We here report on a SOM priming experiment in the active layer of a permafrost soil from the central Siberian Arctic, comparing responses of organic topsoil, mineral subsoil, and cryoturbated subsoil material (i.e., poorly decomposed topsoil material subducted into the subsoil by freeze–thaw processes) to additions of 13C-labeled glucose, cellulose, a mixture of amino acids, and protein (added at levels corresponding to approximately 1% of soil organic carbon). SOM decomposition in the topsoil was barely affected by higher availability of organic compounds, whereas SOM decomposition in both subsoil horizons responded strongly. In the mineral subsoil, SOM decomposition increased by a factor of two to three after any substrate addition (glucose, cellulose, amino acids, protein), suggesting that the microbial decomposer community was limited in energy to break down more complex components of SOM. In the cryoturbated horizon, SOM decomposition increased by a factor of two after addition of amino acids or protein, but was not significantly affected by glucose or cellulose, indicating nitrogen rather than energy limitation. Since the stimulation of SOM decomposition in cryoturbated material was not connected to microbial growth or to a change in microbial community composition, the additional nitrogen was likely invested in the production of extracellular enzymes required for SOM decomposition. Our findings provide a first mechanistic understanding of priming in permafrost soils and suggest that an increase in the availability of organic carbon or nitrogen, e.g., by increased plant productivity, can change the decomposition of SOM stored in deeper layers of permafrost soils, with possible repercussions on the global climate.