Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве

Благодатский, Сергей Александрович

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве
ВАК РФ 03.00.07, Микробиология

Автореферат диссертации по теме "Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве"

005012225

Благодатский Сергей Александрович

МИКРОБНАЯ БИОМАССА И МОДЕЛИРОВАНИЕ ЦИКЛА АЗОТА В ПОЧВЕ

Специальность

03.02.03 - микробиология 03.02.13 - почвоведение

12 ид? тг

Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

Пущино -2011

005012225

Работа выполнена в лаборатории почвенных циклов азота и углерода Учреждения Российской академии наук Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, г. Пущино, Московская обл.

Научный консультант: чл.-корр. РАН, проф. В.Н. Кудеяров

Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор, А.Л. Степанов

доктор биологических наук, профессор, Н.П, Бипоцкий доктор биологических наук, В.А. Романенков

Ведущее учреждение: Учреждение Российской Академии Наук Институт

биохимии и физиологии микроорганизмов им. Г.К. Скрябина РАН

Защита диссертации состоится «_20_»_марта_2012 года в 15:30 в аудитории М-2 на

заседании диссертационного совета Д 501.002.13 при МГУ имени М.В. Ломоносова на факультете почвоведения по адресу: 119991, ГСП-1, Москва, Воробьевы горы, МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке факультета почвоведения МГУ. Автореферат разослан «_»_2012 г.

Приглашаем Вас принять участие в обсуждении диссертации на заседании диссертационного совета или присылать отзывы на автореферат в двух экземплярах, заверенные печатью, по адресу: 119991, ГСП-1, Москва, Воробьевы горы, д.1, стр. 12, МГУ имени М.В. Ломоносова, ф-т Почвоведения, Ученый совет (или по факсу (4967) 330595).

Ученый секретарь диссертационного совета, доктор биологических наук

Г.М, Зенова

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность темы. Почвенные микроорганизмы контролируют потоки углерода и азота в биосфере, осуществляя такие ключевые процессы, как деструкция и минерализация органического вещества почвы, иммобилизация азота, нитрификация, денитрификация и азотфиксация [Кудеяров 1989; Умаров и др. 2007]. Понимание фундаментальных основ этих процессов становится в последнее время особенно актуальным из-за глобальных изменений природной среды и климата, вызванных деятельностью человека. Согласно концепции предельных изменений биосферы [Rockström et al. 2009], пороговые значения трех из девяти взаимосвязанных условий, необходимых для поступательного развития человеческой цивилизации, уже нарушены. Самая критическая ситуация (наряду с изменением климата и уменьшением биоразнообразия) сложилась в связи с влиянием человека на глобальный цикл азота. Скорость, с которой инертная форма азота (N2) удаляется из атмосферы и переводится посредством химических реакций в промышленности в т.н. реакционноспособные формы, используемые для нужд человека, выросла до 120 млн т в год. Эта величина превышает суммарные скорости всех природных процессов на суше и почти в 4 раза выше величины, критической для устойчивого функционирования экосистем планеты (35 млн т в год). Азот в виде нитритов, нитратов, мочевины и в органической форме приводит к эвтрофикации и загрязнению наземных и водных экосистем, а в форме газообразных оксидов и аммиака загрязняет атмосферу и усиливает парниковый эффект.

Для смягчения и предотвращения негативных последствий нарушения цикла азота необходимо точное описание микробиологических процессов превращения соединений азота в природе. Количественная характеристика цикла азота в почве особенно важна при рассмотрении наземных экосистем. Химически связанный азот атмосферы поступает в почву в виде минеральных азотных удобрений, которые, помимо потребления растениями, закрепляются в органической форме в почве, вымываются за пределы почвенного профиля и улетучиваются в атмосферу в виде реакциониоспособных газообразных соединений азота. Относительные пропорции этих потоков определяются особенностями и интенсивностью внутрипочвенного цикла азота для конкретных почвенных условий. Почвы являются основным источником N20, который составляет около 60-70% от глобального бюджета атмосферного N20 [Conrad 2002]. Таким образом, в основном почвенная эмиссия ответственна за увеличение концентрации этого парникового газа в атмосфере.

Накопленные научные сведения позволяют говорить о смене парадигмы о полной зависимости растений от доступности минерального азота в почве [Schimel, Bennett 2004] и требуют точного количественного описания скоростей иммобилизации и минерализации азота в почве с учетом конкуренции микроорганизмов и растений за органический и минеральный азот.

Количественная характеристика превращений азота и раскрытие механизмов взаимодействия азотного и углеродного циклов, которые тесно сопряжены в почве, невозможны без использования математического моделирования. Такой подход необходим как для описания процессов на локальном уровне, так и для перехода от локальных к региональным и глобальным оценкам. Требования Киотского протокола, к которому присоединилась Российская Федерация, включают ежегодную инвентаризацию источников парниковых газов с территории России, которая может быть выполнена лишь на основе моделирования процессов образования и эмиссии этих газов и последующих уточнений расчетов согласно экспериментальным измерениям.

органического вещества. Однако для точного и надежного описания обмена парниковых газов между почвой и атмосферой необходимо использовать процессно-ориентированные модели, в явном виде описывающие динамику микробной биомассы в почве.

Цель работы. Усовершенствование системы методов оценки микробной биомассы и ее активности в почве и разработка модели круговорота азота и углерода в почве, описывающей динамику микробной биомассы и пригодной для расчета экосистемных потоков СОг и N20 из почвы.

Задачи исследования.

Разработка и усовершенствование методов определения азота и углерода микробной биомассы, применимых для ее количественного описания при моделировании. Определение скоростей оборачиваемости С и N микробной биомассы и эффективности роста микроорганизмов в почве в зависимости от доступности азота и углерода и присутствия растений.

Оценка использования растениями реминерализованного азота почвенной микробной биомассы по динамике распределения меченого азота между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями.

Разработка модели внутрипочвенного цикла азота, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов.

Количественное описание круговорота азота и углерода в почве и эмиссии парниковых газов (СО2 и N20) в зависимости от климатических и экологических факторов с помощью разработанной новой модели, встроенной в мультимодульную экосистемную модель МоВ1ЬЕ.

Научная новизна, теоретическая и практическая значимость исследований.

Доказана целесообразность применения регидратационного метода определения азота микробной биомассы для количественных исследований роли микроорганизмов в азотном питании растений.

Предложена модификация фумигационного и регидратационного методов определения азота микробной биомассы в почве, основанная на измерении отношения в почвенных экстрактах после фумигации или регидратации,

Впервые определена зависимость изменения скорости оборачиваемости микробной биомассы от доступности азота и углерода в почве. Установлено, что поток азота и углерода через микробную биомассу меняется при наличии растений и в зависимости от количества вносимых удобрений.

Впервые показано, что внесение азота может подавлять или стимулировать дыхание почвы в зависимости от наличия доступного источника углерода и энергии.

Предложена новая модель (№Са), описывающая рост микроорганизмов в почве, минерализацию органического вещества и внутрипочвенный цикл азота. Используемый подход основан на классических уравнениях микробного роста с включением переменной физиологического состояния, которая характеризует микробную активность. Новая модель способна описывать такие особенности микробного роста в почве, как 1) переход популяции микроорганизмов из активного в покоящееся состояние при лимитировании роста углеродом или азотом; 2) «затравочный эффект», т.е. изменение скорости разложения нерастворимого органического вещества почвы при росте микроорганизмов на легкодоступном субстрате; 3) уменьшение эффективности микробного биосинтеза при дефиците азота.

Впервые на основе современных научных представлений были одновременно смоделированы следующие почвенные процессы: разложение и минерализация растительных остатков и почвенного гумуса; динамика микробной биомассы (С и денитрификация с описанием образования и потребления интермедиатов; автотрофная

нитрификация с описанием роста нитрификаторов и процесса денитрификации у нитрификаторов; гетеротрофная нитрификация и хемоденитрификация. Динамическое изменение соотношения между аэробной и анаэробной частями почвы и транспорт газов и растворимых субстратов между этими зонами и по профилю почвы завершает систему уравнений в новой модели М1СМТ, которая может использоваться для расчета интенсивности эмиссии парниковых газов (СОг, К20, N0) разными почвами, а в перспективе - и для оценки и инвентаризации потоков парниковых газов в региональном и глобальном масштабах.

Материалы диссертации используются в курсах лекций Путинского государственного университета «Учение о биосфере» и «Микробоценозы в агроэкосистемах», а также включены в коллективную монографию «Пулы и потоки углерода в наземных экосистемах России» (2007). Модель МГСМГГ в составе комплексной платформы МоВИ.Е может быть использована для выполнения прогнозных оценок потоков парниковых газов для территории Российской Федерации, разработки мер по регулированию этих величин и оценки эффективности предлагаемых мер в рамках выполнении обязательств Российской Федерации, предусмотренных рамочной Конвенцией ООН об изменении климата и Киотским протоколом.

Основные защищаемые положения диссертации.

• Предложенная модификация фумигационного и регидратационного методов определения азота микробной биомассы в почве, учитывающая эффективность воздействия биоцидной обработки, позволяет существенно повысить точность этих методов, необходимую для исследования динамики соединений азота в почве и использования данных при математическом моделировании.

• Оценки влияния экофизиологических условий роста микроорганизмов на круговорот углерода и эмиссию СО2 из почвы должны учитывать сопряженные изменения процессов азотного цикла и лимитирование роста микроорганизмов азотом.

• Точное описание процессов минерализации азота и углерода в почве и сопряженной эмиссии парниковых газов СО2 и Ы20 невозможно без моделирования динамики роста микроорганизмов.

• Содержание азота в почвенной микробной биомассе динамично изменяется, что влияет на скорость иммобилизации и минерализации азота в почве и другие сопряженные процессы азотного цикла и, следовательно, должно учитываться при моделировании круговорота С и N в почве.

• Применение функции физиологического состояния микроорганизмов при описании микробиологических процессов превращения азота в почве позволяет упростить структуру модели, выражая адаптивное изменение метаболической активности микроорганизмов через единственную переменную.

Личный вклад соискателя. Автором осуществлялась постановка проблемы и методическая разработка путей ее решения, планирование и проведение экспериментов, обработка, систематизация и интерпретация полученных данных, апробация и публикация результатов. Все полевые и лабораторные опыты проводились самим автором или при его непосредственном участии. Основные теоретические положения, выдвинутые автором, сопровождались соответствующей формализацией в виде новых математических моделей 1ЧЮа и М^МТ. Им был написан программный код и проведена калибровка и верификация этих моделей. В работе использованы материалы, полученные в соавторстве с аспирантами и студентами, выполнявшими свои исследования под руководством автора.

Апробация работы. Материалы, вошедшие в диссертацию, были доложены на заседаниях Ученого Совета ИФХиБПП РАН (1998, 1999, 2002, 2005, 2007, 2011); III

(Суздаль, 2000), и V (Ростов-на-Дону, 2008) съездах Общества почвоведов им В.В. Докучаева; I, II и III Национальных конференциях с международным участием "Эмиссия и сток парниковых газов на территории Северной Евразии" (Пущино, 2000, 2003, 2007); 3rd International conference of Chekhoslovakian Scientific-Technical Society "Nitrogen-fertilizer-soil-plant'' (Czech Republic, Prague, 1990); II республиканской конференции "Микробиология в сельском хозяйстве" (Кишинев, 1991); 6th International Meeting of International Humic Substances Society "Humic substances in the global environment and implications in human health" (Bari, Italy, 1992); IV Всесоюзной конференции "Микроорганизмы в сельском хозяйстве" (Пущино, 1992); XI International Symposium on Environmental Biogeochemistry (Salamanca, Spain, 1993); International meeting SUBMECO -"Substrate use for characterization of microbial communities in terrestrial ecosystems", (Innsbruck, Austria, 1996); 9th, 10th, 11th and 12lh Nitrogen Workshop, (Braunshweig, Germany, 1996; Denmark, Copenhagen, 1999; Reims, France, 2001; UK, Exeter, 2003); съездах и совещаниях немецкого общества почвоведов, (Jahrestagung, ■ Konstanz, 1997; Jahrestagung, Hannover, 1999; Tagung „Die Bedeutung der Bodenorganismen filr den Erhalt von Bodenfunktionen", München, 2002; Jahrestagung, Dresden, 2007; Jahrestagung, Bonn, 2009); 9th International Symposium on Microbial Ecology (the Netherlands, Amsterdam, 2001); международном симпозиуме "Функции почв в биосферно-геосферных системах" (Москва, 2001); Всероссийской конференции "Устойчивость почв к меняющимся условиям окружающей среды и антропогенному воздействию" (Москва, 2002); International symposium "Biologische Senken für atmosphärischen Kohlenstoff in Deutschland" (Braunschweig, Germany, 2003); научных семинарах Института Метеорологии и Исследования Климата (Garmisch-Partenkirchen, Germany, 2003, 2004, 2009); 7th (Boulder, Colorado, USA, 2005) и 8th (Jena, Germany, 2009) International Carbon Dioxide Conferences; Eurosoil Congresses (Freiburg, Germany, 2004, Vienna, Austria, 2008); International Soil Modelling Conference and Workshop on Propagation of Uncertainties in the Representation of Soil Processes Underlying Carbon Fluxes from Measurements to Modelling (Aberdeen, Scotland, 2005); Международном рабочем совещании "Методы исследования органического вещества почв", (Владимир, 2005); Fifth European Conference on Ecological Modelling (Pushchino, 2005); General Annual Assembly of European Geosciences Union (Austria, Vienna, 2005, 2006, 2007, 2008, 2009, 2010); II Международной научно-практической конференции, посвященной 75-летию кафедры почвоведения Иркутского государственного университета «Почва как связующее звено функционирования природных и антропогенно-преобразованных экосистем» (Иркутск, 2006); Open Science Conference on „The GHG cycle in Northern hemisphere" (Sissi-Lassithi, Crete, Greece, 2006); International Conference Rhizosphere-2 (Montpellier, France, 2007); научных семинарах кафедры агроэкологии Университета Байройта (Bayreuth, 2007, 2008); International Symposium «Soil Processes Under Extreme Meteorological Conditions» (Bayreuth, Germany, 2007); International Symposium "Organic matter dynamics in agro-ecosystems" (Poitiers, France, 2007); Final Conference of the ESF Programme «The Role of Soils in the Terrestrial Carbon Balance" (Pont a Mousson, France, 2007); International conference „Mountain Soils under a changing climate and land-use" (Birmensdorf, Switzerland, 2008); научного семинара института Биогеохимии общества Макса Планка (MPI für Biogeochemie, Jena, Germany, 2008); Joint European Stable Isotope User Meeting JESIUM (Presquile de Giens, France, 2008); BayCEER Workshop (Bayreuth, Germany, 2008, 2009); Open Science Conference "Reactive Nitrogen and the European Greenhouse Gas Balance" (Ghent, Belgium, 2008); International Symposium on Soil Organic Dynamics: Land use, Management and Climate Change (Colorado Springs, USA, 2009); International Symposium "SOM 2010: Organic matter stabilization and ecosystem functions" (Presquile de Giens, France, 2010), International conference "Ecology of Soil Microorganisms" (Prague, Czech Republic, 2011), научных семинарах Institute of Biological and Environmental Sciences, University of Aberdeen (Aberdeen, Scotland, 2010, 2011); и заседании кафедры биологии почв факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова (Москва, 2011).

Публикации. Основное содержание диссертации и защищаемые положения отражены в 134 публикациях, включая 1 коллективную монографию, 7 глав в книгах и 36 статей в рецензируемых журналах, рекомендованных ВАК РФ.

Организация исследований. Работа проводилась с 1989 по 2011 гг. в Лаборатории почвенных циклов азота и углерода Института физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН (г. Пущино, Московская область) по плановым темам (№ гос/рег. 01.2.00902108; 01.2.00607393) при поддержке Министерства промышленности, науки и технологий Российской Федерации (проекты «Глобальные изменения природной среды и климата: дыхание почв», «Биогенные стоки, источники и резервуары парниковых газов»), Министерством образования и науки РФ (Госконтракт № 43.016.11.1625; «Методы оценки пулов и потоков парниковых газов в наземных экосистемах, обоснование механизмов их регулирования»), Президиума РАН (Программы фундаментальных исследований №13 «Изменение природной среды и климата; природные катастрофы» и №16 «Глобальные изменения климата и природной среды»), Российского фонда фундаментальных исследований (гранты 96-04-48757-а, 99-04-48698-а, 01-04-48533-а, 02-04-49843-а, 02-04-48623-а, 05-04-58847-3, 0б-04-48527-а, 07-04-90835-моб_ст), Еврокомиссии (проект NitroEurope-IP «Цикл азота и его влияние на европейский баланс парниковых газов»). Ряд исследований проведен в Техническом Университете Брауншвейга (Германия), Институте Агроэкологии Федерального сельскохозяйственного научного центра (Брауншвейг, Германия), Институте Метеорологии и Исследования Климата Исследовательского центра Карлсруэ (Германия), Научном Центре Биосфера - 2 (Оракл, США).

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, 7 глав, заключения, выводов и списка литературы. Общий объем составляет 330 страниц машинописного текста, включая 35 таблиц и 56 рисунков. Список литературы содержит 357 работ, в том числе 312 на иностранных языках.

Благодарности. Автор выражает глубокую благодарность директору ИФХиБПП РАН заведующему лабораторией почвенных циклов азота и углерода проф. В.Н. Кудеярову за постоянное внимание и поддержку. Искреннюю признательность за многолетнюю совместную работу, поддержку идей, консультации и дискуссии, а также за помощь при выполнении отдельных разделов работы автор выражает сотрудникам и аспирантам ИФХиБПП РАН Е.М. Гультяевой, Е.Г. Демьяновой, И.В. Евдокимову, Е.И. Кобзевой, И.Н. Кургановой, A.A. Ларионовой, В.О. Лопесу де Гереню, Т.Н. Мякшиной, A.A. Реветневу, Л.Н. Розановой, Т.Э. Хомутовой. Автор признателен за плодотворное сотрудничество О. Richter, J. Richter (TU Braunschweig), T.-H. Anderson, О. Heinemeyer (BFAL, Braunschweig), H.C. Паникову, M.B. Глаголеву, B.B. Зеленеву (ИНМИ РАН), A.B. Куракову, Б.А. Вызову, A.B. Якушеву (МГУ), И.Н. Богомоловой, A.A. Авксентьеву (ВГУ), Я.В. Кузякову, М.А. Дородникову, Т.В. Ююкиной (University of Bayreuth), К. Butterbach-Bahl, А. De Bruijn, R. Grote, R. Kiese, M. Kesik, С. Werner (IMK-IFU, Garmisch-Partenkirchen). Огромное спасибо за все любимой жене, вдохновителю и соавтору Е.В. Благодатской.

ОСНОВНОЕ СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1. Обзор современных методов определения микробной биомассы в почве

Приведена классификация методов определения микробной биомассы в почве. Детально рассмотрены преимущества и недостатки методов, используемых для оценки потоков азота и углерода в почве, включающих прямое экстрагирование микробной биомассы; определение численности микроорганизмов с помощью микроскопии;

Фумигационный (Jenkinson and Powlson) и физиологический методы

(Anderson and Domsch)

биохимические методы определения микробной биомассы: метод фумигации-инкубации, метод фумигации-экстракции и определение биомассы грибов по содержанию эргостерола; физиологические методы определения микробной биомассы. Особое внимание уделено возможностям применения перечисленных методов для определения активной микробной биомассы и ее взаимосвязи с интенсивностью микробиологических процессов в почве (Рис.

О-

Глава 2. Разработка и усовершенствование методов определения азота и углерода микробной биомассы в почве

Изложены собственные ислледования, направленные на усовершенствование методов фумигации-экстракции (ФЭ) и регидратации для определения микробной биомассы в почве.

Метод ФЭ был опробован на различных лесных и пахотных почвах, причем в противоположность методу фумигации-инкубаци была показана его пригодность для изучения почв со свежевнесенными органическими и

минеральными удобрениями, а также карбонатных почв [Jenkinson 1988; Joergensen, Mueller 1996]. Наиболее эффективной и селективной обработкой, сравнимой по действию с фумигацией хлороформом, является

высушивание почвы при температуре 70°С [Jenkinson 1966, Marumoto et al. 1982; Stockdale, Rees 1994]. Регидратационный метод определения углерода

микробной биомассы основан на явлении ее лизиса при высушивании почвы

(доведении до постоянной массы при 70°С)

[Благодатский и др. 1987]. Было показано, что прямая экстракция из почвы после высушивания при 70°С подходит и для измерения азота микробной биомассы в почве [Благодатский, Паников 1989]. Методы регидратации-инкубации (РИ) и регидратации-экстракции (РЭ) применялись на нескольких типах российских и американских почв [Благодатский, Паников 1989; Sikora et al. 1994].

Кинетический метод

(Van der Werf and Verstraete, Schmidt)

Кинетический метод

(Паников и др, Stenstroem et al.)

Рис. 1. Разделение микробной биомассы согласно ее физиологическому состоянию и методы, используемые для определения различных фракций микробной биомассы.

Основной проблемой при использовании метода ФЭ для определения микробного азота в почве, также как и для метода РЭ, является нестабильность пересчетного коэффициента kEN (или kRN для РЭ). Этот показатель равен доле микробного азота, извлекаемого из почвы после биоцидной обработки. Величины keN, определяемые путем метки почвенной микробной биомассы в специальных экспериментах, зависят от дозы вносимого в почву субстрата и продолжительности периода инкубации и варьируют в пределах от 0,06 [Merckx, van der Linden 1988] до 0,55 [Azam et al. 1989b, Bremer, Kessel 1990b], На вариабельность значений пересчетных коэффициентов для определения микробного азота методом фумигации-инкубации (кы) оказывает воздействие также влажность почвы и сезонные изменения других почвенных свойств [Davidson et al. 1989; Ross 1990]. Для этого варианта метода (ФИ) было предложено использовать переменные значения коэффициента кы, зависящие от соотношения C/N в приросте извлекаемого азота и углерода [Voroney, Paul 1984]. В то же время, зависимость квы для метода ФЭ от соотношения C:N не была описана в литературе.

Еще одной важной проблемой является доказательство избирательности фумигации хлороформом (или высушивания при 70°С). Очень трудно доказать экспериментально , что биоцидная обработка не повышает экстрагируемости органического вещества почвы, а разрушает только биомассу микроорганизмов. Утверждалось [Brookes et al. 1985b], что фумигация разрушает лишь микробные клетки, а раствор 0,5 M K2SO4 экстрагирует только микробный азот. С другой стороны, было установлено, что фумигация с CHCI3 заметно усиливает экстрагируемость почвенного азота [Azam et al. 1989а; Azam et al. 1989b]. В заключительном разделе главы 2, посвященной разработке и модификации новых методов, проведено сравнение фумигационного и регидратациоиного методов определения азота в микробной биомассе. Нашей целью являлось определение величин ken и kRN и нахождение зависимости этих коэффициентов от соотношения C:N в экстрагируемой вытяжке для контрастных условий иммобилизации азота. Мы также исследовали, действительно ли высушивание почвы при 70°С увеличивает экстрагируемость азота почвы в большей степени, чем обработка хлороформом.

В работе были использованы воздушно-сухие образцы пахотной серой лесной почвы и мощного слабовыщелоченного чернозема. После прединкубации в почву вносили дистиллированную воду или раствор глюкозы с минеральными солями с таким расчетом, чтобы результирующая влажность составляла 60% от ППВ. В первом эксперименте в серую лесную почву (№ 1) вносили 2 мг С глюкозы и 0,2 мг N (NH4)2S04/r почвы (соотношение C:N=i0). Во втором эксперименте с этой же почвой соотношение C:N во вносимом субстрате было доведено до 20 при внесении 2 мг С и 0,1 мг N/r почвы. В третьем эксперименте в образцы чернозема (№ 2-4) вносили по 4 мг С глюкозы и по 0,08 мг N и Р /г в виде (NH4)2S04 и К2НР04 соответственно (соотношение C:N=50). В эксперименте 1 определяли пересчетные коэффициенты (kN) только по количеству общего азота (уравнение 2.1), а в экспериментах 2 и 3 - как по содержанию общего, так и меченого азота (уравнения 2.1 и 2.2, соответственно). Избыток меченого азота составлял 19,56 и 23,10% соответственно для экспериментов 2 и 3. Определение микробной биомассы и химические анализы проводили на 1, 2, 4, 7, 10 и 14 сутки после внесения субстратов в первом и втором экспериментах (почва №1) и на 7 сутки в третьем эксперименте (почвы №2 - 4). Пересчетный коэффициент рассчитывали как

N= . ['И,-['И

где [N]tK и [N],""— содержание азота в солевых вытяжках из исходной почвы, соответственно до и после высушивания; [N]," и [N], — аналогичные показатели для почвы после инкубации с глюкозой в течение 1—7 дней.

0.12 0.10 0.08 0.06 0.04 0.02 0.00

0.04

0.03 0.02 0.01 0.00

■ о- без С, N + С, N

- о- реплдратация без С, N

- а- фумигация без С, N —регидратация + С, N

-а— фумигация + С, N

Время, сутки

Рис. 2. Действие внесения глюкозы и (N¡44)2804 на динамику минерального азота (А) и увеличение содержания азота в вытяжках после высушивания и фумигации (Б) в серой лесной почве. Сплошные символы обозначают варианты с обогащением почвы глюкозой и (N144)2804, полые символы - контрольные варианты; стандартные отклонения (п=3) показаны вертикальными штрихами.

Величину (доля солюбилизирующихся азотных компонентов клеток, растущих на внесенном в почву субстрате) рассчитывали по формуле

^лчг-т.

кк/ — -

(2.2).

[плч0-гла

Во всех экспериментах с обогащением почвы глюкозой и (N№4)2804 были получены типичные кривые иммобилизации и минерализации азота (Рис. 2). Количество азота, экстрагируемого из микробной биомассы после регидратации или фумигации, приблизительно отражало размеры иммобилизации. Однако разница между приростами (величинами (№ - N5 согласно формуле 2.1) экстрагируемого азота для обогащенной и нативной почвы не равна количеству иммобилизованного азота. Более того, количество фактически измеряемого азота микробной биомассы является функцией как запасов N в микробных клетках, так и экстрагируемости клеточного содержимого.

Применение биоцидных методов для определения микробной биомассы, в частности ФЭ, основывается на двух основных предположениях: 1) доля микробной биомассы, извлекаемой после обработки (Ац), является постоянной величиной для любой почвы, приведенной к стандартным условиям (т.е. эффективность метода является константой); 2) обработка почвы фумигантом (или высушивание при 70°С) не затрагивает немикробное

почвенное органическое вещество, т.е. биоцидная обработка селективна по отношению к микробной биомассе.

Эффективность этих методов измерения микробной биомассы может быть оценена при помощи определения коэффициента кц (¿en для метода фумигации экстракции и km для метода регидратации-экстракции), который применяется для калибровки. Для этого используют, в частности, непрямую калибровку, а именно расчет кп на основе измеренного кс и теоретической величины C/N в микробной биомассе [Shen et al. 1984; Jenkinson 1988; Joergensen, Mueller 1996] по формуле

Нами было предложено использовать постоянную величину соотношения C:N в микробной биомассе (ß=6.7) и постоянное отношение C:N в дополнительно экстрагируемом солевой вытяжкой органическом веществе после фумигации (а=5.55). Однако для различных типов почв и природных условий эти величины не могут быть константами [Davidson et al. 1989], поэтому данный подход приводит к неточному определению азота микробной биомассы, особенно , когда в почве создаются условия для иммобилизации азота. В наших экспериментах соотношение С :N в вытяжке после биоцидной обработки (величина а) изменялось от 3.86 до 14.54 с наибольшими величинами для почвы, обогащенной глюкозой и аммонийным азотом с соотношением C:N 50. Величины а, измеренные для 104 почв, при определении микробной биомассы методом ФИ подчинялись логнормальному распределению с наибольшей частотой для величины 3.9 [Joergensen, Mueller 1996]. Для некоторых почв эта величина была равна 7.4. Это означает, что экспериментально определяемые величины для соотношения C:N в микробной биомассе существенно отличаются от теоретических даже для почв без предварительного субстратного обог ащения.

Мы предложили подход для расчета An [Blagodatsky, Yevdokimov 1998], основанный на измерении отношения C:N в вытяжках после фумигации или регидратации и следующих теоретических допущениях: 1) соотношение C:N в структурных компонентах клеток постоянно (или варьирует в узких пределах, так что его изменением можно пренебречь); 2) соотношение C:N цитоплазматической части клеток (метаболических компонентов) может варьировать в широких пределах в процессе роста микроорганизмов и иммобилизации азота за счет быстрого транспорта глюкозы и других растворимых компонентов и минерального азота через клеточную мембрану [Coody et al. 1986; Bremer, van Kessel 1990; Bremer, Kuikman 1994]. Как известно, после биоцидной обработки экстрагируются в основном цитоплазматические компоненты клеток [Jenkinson 1988; Joergensen, Mueller 1996]. Поэтому параметр ß (отношение C:N в микробной биомассе) в уравнении 2.3 можно заменить суммой у (отношение C:N в структурных компонентах клеток) и а (отношение C:N в цитоплазматических, экстрагируемых, компонентах клеток) взятых пропорционально их долям:(1-£с) икс:

Экспериментальные значения Аиы, полученные нами в опытах с мечением азота, хорошо описываются уравнением 2.4 (Рис.3, сплошная линия) с найденными в результате оптимизации величинами параметров у = 4.72 и кс - 0.21. Найденная зависимость была достоверна при уровне вероятности Р<0.004 (г2 = 0.34). Так как различия для коэффициентов, рассчитанных для фумигационного и регидратационного методов, были незначительными, одна и та же зависимость была использована для описания всех экспериментальных данных.

2.3.

у*(\-к,)-а-к.

"к,

2.4.

0.6

0.5

0.4

0.3

0.2

0.1

0.0

V фумигация

О регидратация С: N=10

--1Ь

А фумигация, N

• регидратация, Д фумигация ^.N=20

° регидратация

регидратация, N о регидратация С:М=50

А"*

5 ю

С:М в вытяжке после биоцидной обработки

Рис. 3. Зависимость пересчетного коэффициента ки от отношения С/Ы в органических соединениях, дополнительно экстрагируемых после высушивания или фумигации Затравочный эффект при добавлении субстрата: А - отрицательный; Б - положительный Представлены экспериментальные данные для трех опытов с разным соотношением С/К во вносимых в почву субстратах. Сплошная кривая рассчитана по величинам кк определенным в опытах с .меченым азотом (уравнение 2.2), пунктирная кривая - то же, по балансу общего

азота, но с исключением точек в областях А и В.

- иммобилизованный "ы

- N биомассы (переменный кк) • N биомассы (ки=0.54)

Рис. 4. Иммобилизация азота (включение |5Ы в органическое вещество) и динамика микробного азота, определенного методом фумигации-экстракции с постоянным коэффициентом кеи и с переменным коэффициентом кц,

рассчитанным по формуле 2.4.

Время,сутки

Величины кн. рассчитанные без использования метки l5N по балансовому уравнению 2.1 и представленные на рисунке 3 полыми символами, не могут быть описаны в целом уравнением вида 2.4. Уменьшение экстрагируемости почвенного (немеченого) азота, приводящее к отрицательному затравочному эффекту (область А на Рис. 3), также как и усиленная минерализация почвенного азота (область Б на Рис. 3), приводящая к положительному затравочному эффекту, искажают зависимость кN от соотношения C:N в дополнительно экстрагируемых соединениях после фумигации или регидратации. Однако, если не брать в расчет эти данные, то остальные точки хорошо ложатся на кривую (штриховая линия Рис. 3), увеличивая коэффициент регрессии (r2=0.47, Р0.001). Увеличение содержания азота в микробной биомассе, рассчитанное на основе постоянного коэффициента (0.54 согласно [Joergensen, Mueller 1996]) и измеренных величин прироста содержания азота в вытяжке после фумигации (треугольные символы на Рис.4), не отражает реальную динамику иммобилизации 15N (квадратные символы на Рис.4). Динамика запасов микробного азота в биомассе, рассчитанная с использованием переменной величины fen. меняющейся согласно формуле 2.4 (круглые символы на Рис.4), гораздо лучше соответствует данным по содержанию иммобилизованного меченого азота. Увеличивающаяся к концу эксперимента разница между сравниваемыми кривыми может быть объяснена отмиранием микробной биомассы и переходом части меченого азота во фракцию органического вещества, не определяемую уже как микробная биомасса методом ФЭ.

Глава 3. Микробная биомасса как ключевое звено внутрипочвенного цикла азота

Небольшой в сравнительном отношении пул микробной биомассы - запасы углерода в микробных клетках составляют обычно 1-4% от общего содержания углерода в почве [Anderson, Domsch 1980] - играет исключительно важную роль в превращениях всех биогенных макроэлементов (в первую очередь азота) в экосистеме. Почвенные микроорганизмы являются не только и не столько пассивным резервуаром, содержащим некоторое количество углерода или азота, но в первую очередь движителем, осуществляющим процессы разложения и минерализации высокомолекулярных органических соединений, поступающих в почву. Сложные превращения азота в почве обусловлены в значительной степени активностью почвенных микроорганизмов, которые контролируют процессы иммобилизации минерального азота и минерализации азота органических соединений. Эти два противоположно направленных процесса образуют малый или внутрипочвенный цикл азота. Напряженность этого цикла или скорость оборачиваемости азота микробной биомассы определяет, в свою очередь, доступность минеральных форм азота растениям, интенсивность микробиологических процессов нитрификации и денитрификации и интенсивность вымывания нитратов из почвы.

В вегетационных опытах с кукурузой и внесением в почву биомассы убитых микроорганизмов [Евдокимов и др. 1991] было обнаружено значительное (в 3—4 раза) увеличение оборачиваемости микробного азота и углерода при дефиците азота и при максимальной дозе внесения азотного удобрения без роста запасов углерода биомассы. Т. е. происходило уменьшение эффективности использования микроорганизмами питательных субстратов в условиях несбалансированного питания. В отсутствии азотного удобрения это может быть объяснено увеличением поступления в почву корневых экссудатов растений, при высоких дозах азота - переходом микробного сообщества из зоны стресса в зону резистентности.

При выполнении исследования, описываемого в настоящем разделе, ставились следующие цели: 1) оценить возможности растений в использовании реминерализованного азота почвенной микробной биомассы по динамике распределения меченого азота между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями; 2) описать при помощи простой математической модели процессы иммобилизации, минерализации и поступления азота в растения.

Для исследований была взята .серая лесная окультуренная среднесуглинистая почва, ОПС, Пущино. Вегетационный опыт с кукурузой (гибрид Молдавская-215) содержал варианты N0, N3, N6 и N13, на которых вносили меченую аммиачную селитру в дозах 0; 3.23,6.45 и 12.9 мг N/100 г почвы соответственно, совместно с калийными и фосфорными удобрениями в дозе 5.35 мг К/100 г почвы и 2.82 мг Р/100 г почвы. Опыт состоял из двух серий: с растениями и без растений (пар).

Были использованы также и три варианта полевого мелкоделяночного опыта с озимой пшеницей - РК (контрольный), №К и ^К + солома (ТЧРКС). На всех вариантах осенью внесено по 60 кг/га N аммиачной селитры, а на варианте №КС была внесена солома в дозе 5.58 т/га. Весной на соответствующих делянках опыта внесли меченую 15Ы аммиачную селитру в объеме 1л раствора на площадках 0.3 х 0.3 м (варианты №К и №КС). Количество меченой аммиачной селитры соответствовало дозе азота, внесенной весной на делянках полевого опыта (60 кг/га). Почвенные образцы отбирали в 3-кратной повторности в виде монолитов цилиндрической формы (диаметр 10 см) с глубины 0-20 см.

Биомассу почвенных микроорганизмов определяли методом регидратации-экстрации. Разницу в содержании углерода и азота между высушенной и контрольной почвами делили на пересчетные коэффициенты кс - 0.25 и км = 0.22, которые были определены в калибровочных экспериментах [Благодатский и др. 1987; Благодатский, Паников 1989].

Во всем диапазоне доз внесения аммиачной селитры наблюдали характерные колебания содержания минерального и микробного азота в противофазе. На рис.5 представлен ход кривых для вариантов N13 и №КС вегетационного и полевого опытов соответственно. Азот удобрений иммобилизовывался микроорганизмами, а затем в процессе реминерализации вновь поступал в пул минерального азота. Циклы иммобилизации -реминерализации азота удобрений в наших экспериментах лучше прослеживались при рассмотрении динамики меченого (рис. 5, II), а не общего азота. Дело в том, что на динамику последнего оказывали воздействие превращения почвенного азота, которые и маскировали поведение метки.

Характер распределения меченого азота был сходным во всех трех вариантах вегетационного опыта. Для варианта N13 доля меченого азота, иммобилизованного микроорганизмами, была максимальной в период 4-7 суток (до 79% от внесенного азота удобрений), затем происходило постепенное ее уменьшение (рис. 5, I А). Доля меченого азота, поступившего в растения, превысила соответствующую долю в микробной биомассе только к 61 суткам опыта.

В отличие от вегетационного опыта, в полевом опыте использовали растения озимой пшеницы в фазе кущения, то есть метка начала поступать в растения с самого начала эксперимента. Тем не менее, размеры микробной иммобилизации в варианте №КС к 4 суткам опыта достигли 77% от внесенного, то есть и в этом случае большая часть азота удобрений была быстро иммобилизована. Только к 14 суткам накопление меченого азота растениями превысило долю иммобилизованного N в составе микробной биомассы (рис. 5,1 Б). В варианте №К полевого опыта суммарное количество меченого азота в составе минеральных форм, микробной биомассы и растений не превышало 60%. Так как азот удобрения иммобилизовывался в варианте №К со сравнительно низкой скоростью, вероятно, уже в первые дни опыта происходили потери азота в газообразной форме (рис. 6).

Быструю иммобилизацию метки почвенными микроорганизмами без

дополнительного внесения источника углерода и энергии можно объяснить по-разному. Если существует лимитирование роста микроорганизмов азотом при наличии в почве некоторого количества доступного углерода, то внесение азота вызывает быстрый рост микроорганизмов, сопровождающийся интенсивной иммобилизацией этого элемента. Исходя из теории микрозональности почвы [Звягинцев, 1987], такое объяснение может быть предложено для вегетационного опыта, где после набивки сосудов дополнительное

количество углерода оказалось доступным для микробной атаки в результате перемешивания почвы. Прирост микробной биомассы к 4-м суткам составил 30 мг С/100 г почвы.

80 100 Сутки

Рис 5 Динамика общего азота (1) и меченого азота удобрений (И) в составе минеральных форм (1), микробной биомассы (2) и растений (3) в условиях вегетационного (А) и полевого (В) опытов. Кривые для периодов 0 -7 суток вегетационного (Б) и 0 -14 суток полевого (Г) опытов рассчитаны согласно модели, включающей иммобилизацию и минерализацию азота микроорганизмами и потребление азота растениями (линейные зависимости от количества азота в соответствующих пулах).

Для полевого опыта увеличение запасов С микробной биомассы к б суткам составило б мг С/100 г почвы. Соотношение C:N для вновь образованной биомассы для обоих опытов приблизительно равно 2. Объяснить такую низкую величину можно, привлекая другую

гипотезу, объясняющую быструю иммобилизацию азота. Известно, что при повышенной концентрации солей в окружающей среде, микроорганизмы для предотвращения осмотического шока осуществляют быстрый транспорт ионов в клетку [Harris, 1981; Kieft et al,, 1987]. Поглощенный таким образом азот может и не включаться затем в клеточный

метаболизм, а присутствовать в цитоплазме в виде низкомолекулярных соединений * %

Сутки сутки

Рис. 6. Динамика распределения азота удобрений между минеральными формами (1), микробной биомассой (2) и растениями (3) в условиях вегетационного, вариант N6 (а) и полевого, вариант №КС (б) опытов.

Быструю реминерализацию 151Ч можно объяснить при этом как элиминированием микробной биомассы, например в результате выедания бактерий простейшими [Горбенко, Паников 1989; С1аАо1т 1985; Клпктап е1 а1. 1990], так и выбросом поглощенных ранее азотсодержащих соединений после насыщения почвы влагой [КлеЛ е! а1. 1987]. Увеличение скорости иммобилизации в варианте №КС в 2 раза по сравнению с №К объясняется большей активностью микроорганизмов и более широким отношением С.^ в микробной биомассе в момент весеннего внесения удобрений (5.3 по сравнению с 4.6 в №К). В варианте N3 скорость минерализации была в 3 раза выше, чем в N6. Очевидно, азот новообразованной в период 0-7 суток биомассы с узким отношением С^ (5.0 по сравнению с 6.8 в N6) оказался более подверженным реминерализации.

Выполненные балансовые расчеты свидетельствуют, что из общего количества меченого азота, поступившего в растения, как минимум 69% подверглось микробной иммобилизации и реминерализации в течение 4 суток. Так как иммобилизация и реминерализация продолжались и после 4 суток эксперимента, доля азота удобрений, поступившего в растения непрямым путем за период вегетации, превышала 69%.

Глава 4. Скорость и эффективность роста микроорганизмов в почве в зависимости от доступности углерода и азота

В первой серии лабораторных инкубационных опытах со светло-серой лесной среднесуглинистой пахотной почвой были исследованы причины уменьшения интенсивности дыхания микробного сообщества почвы под действием минеральных азотных удобрений. Эффективность роста микроорганизмов или экономический коэффициент, равный приросту микробной биомассы на единицу потребленного субстрата (У>л= -Дх/Дэ), оценивали в почве, обогащенной глюкозой, и после ее исчерпания, в условиях лимитированного роста двумя различными способами. Во-первых, измеряли количество выделившегося СО2 и убыль углерода из водорастворимой фракции за равные и достаточно большие промежутки времени (вычитая соответствующие значения для контрольной почвы). Отношение этих величин — Урл = Др/Дэ однозначно связано с эффективностью роста: У«/5 = 1 - Урл, Однако таким способом можно определить только кажущийся экономический коэффициент (Ук), характеризующий рост сообщества почвенных микроорганизмов, сопровождающийся многократной реутилизацией микробной биомассы [Абу-Эль-Нага и др. 1983].

Второй способ предусматривает определение степени окисления глюкозы по отношению скоростей образования ИС02 и потребления ,4С-глюкозы в течение небольших интервалов инкубации. Таким образом, учитывается выделение СОг за счет минерализации собственно глюкозы. Это позволяет оценить истинный экономический коэффициент (У), или величину выхода углерода микробной биомассы на единицу углерода использованной глюкозы без влияния реутилизации.

Кажущаяся и истинная величины экономического коэффициента связаны У = У • У"

соотношением к р , где Ур — величина У, характеризующая выход биомассы на единицу реутилизированной биомассы, а показатель степени равен числу циклов реутилизации. Динамика изменения кажущихся величин Ук позволяет оценить величину Ур при условии, что можно определить величину п хотя бы для двух различных моментов времени (Благодатский и др. 1992).

Мы определили величину экономического коэффициента роста микроорганизмов на глюкозе (У) и проследили в динамике изменение кажущихся величин Ук в вариантах с внесением и без внесения минерального азота. Используя в расчетах экспериментально найденные значения Ук и принимая на основе определения баланса |4С, что У равен в нашем случае 0,83 и 0,84 для разных вариантов, находим, что стехиометрический коэффициент роста микроорганизмов при реутилизации (Ур) в случае недостатка азота равен 0,5, а в варианте с внесением минерального азота - 0,61. Различие между значениями величины Ук для вариантов без азота и с его внесением оказалось достоверным (степень вероятности > 99%) при анализе попарно сопряженных выборок по Вилкоксону. Даже небольшого различия в эффективности использования субстрата достаточно, чтобы со временем проявилась разница в выделении СОг для разных вариантов.

В проведенных экспериментах были получены два противоположных отклика микробного сообщества почвы на внесение минерального азота. В условиях лимитирования роста микроорганизмов углеродом (варианты без внесения глюкозы) минеральный азот подавлял выделение СОг из почвы. В случае роста микроорганизмов на глюкозе аммонийные и нитратные соли ускоряли потребление субстрата и способствовали интенсификации дыхания. Запасы углерода в микробной биомассе были примерно равными для контрольного и азотного вариантов, изменялось только соотношение СЛМ в микробной биомассе. Прирост биомассы и количество выделившегося СО? превышали в сумме количество потребленной глюкозы, что свидетельствует об ускорении минерализации органического вещества, находящегося в почве. То есть внесение глюкозы вызывало положительный затравочный эффект. После исчерпания глюкозы интенсивность дыхания в варианте с внесением азота уменьшалась по сравнению с контролем. С течением времени (которое зависит от

количества внесенной глюкозы) суммарное количество СО2, выделившегося из почвы с внесением глюкозы, начинает превышать соответствующую величину для почвы, обогащенной ранее глюкозой и азотом. Возникала ситуация, противоположная первоначальной и характерная для роста микроорганизмов в условиях недостатка углеродного субстрата. При росте микроорганизмов на глюкозе СОг выделяется в основном за счет окисления используемого субстрата, тогда как при голодании - за счет эндогенного метаболизма, критического роста и при реутилизации отмирающих микробных клеток, а также за счет роста простейших, выедающих бактерии. В данной работе под реутилизацией мы понимали все перечисленные процессы, отличая их от роста на внесенной в почву глюкозе. Оценивая изменение величины У и абсолютных величин накопления СО2 после внесения азота, можно ответить на вопрос, существует ли реальное уменьшение скорости роста микроорганизмов, или причиной уменьшения интенсивности дыхания является перераспределение углерода - большая его часть остается в клетке, а меньшая минерализуется до СО2.

Итак, уменьшение интенсивности дыхания почвы, обогащенной азотом при недостатке легкодоступного углеродного субстрата, мы связываем с более эффективной реутилизацией микробной биомассы, обогащенной азотом. Такое объяснение косвенно подтверждается статистически достоверной связью (Р = 95%) между удельной интенсивностью дыхания микроорганизмов в почве и величиной соотношения С/Ы в микробной биомассе. Рассматривая обсуждаемую проблему с более общих позиций, следует отметить, что только недостаток энергии может лимитировать рост всего комплекса почвенных микроорганизмов. При недостатке азота скорость роста отдельных групп микроорганизмов может не уменьшаться, а выделение СОг, как мы видим, даже . увеличиваться. Существует два объяснения этого факта: микроорганизмы способны при наличии достаточного количества энергии и углерода фиксировать азот из атмосферы или же использовать азот реутилизированной микробной биомассы. Эти процессы сопровождаются дополнительными тратами энергии и, следовательно, увеличением выделения углекислого газа,

Таблица 1. Изменение показателей роста и активности микроорганизмов в почве после внесения минерального азота.

Показатель роста и

активности микроорганизмов

Нелимитированный источником энергии рост (внесено 2 мг С/г почвы)

Условия роста

Лимитированный рост (без добавления С или после исчерпания глюкозы)

Интенсивность выделения С02

Увеличивается после добавления азота

Уменьшается после добавления азота

Скорость потребления субстрата

Уменьшается после добавления азота

Скорость реутилизации достоверно не изменяется

Выход С биомассы на единицу С потребленного субстрата (У)

У не изменяется

Ур возрастает после добавления азота

В целом механизм зависимости интенсивности выделения СОг из почвы от наличия в ней минерального азота можно описать следующим образом (табл. 1). Эффективность роста микробного сообщества в почве на глюкозе (в отсутствие лимитирования источником энергии и углерода) не зависит от количества минерального азота, внесенного в почву. В то

же время, количество С02 в варианте с внесением азота увеличивается за счет более быстрого потребления и минерализации глюкозы. В условиях лимитирования роста микроорганизмов источником углерода и энергии (опыты без внесения глюкозы или после ее исчерпания) СОг выделяется за счет распада и реутилизации микробной биомассы- При этом выход микробной биомассы на единицу реутилизированного субстрата (Ур) становится выше для вариантов с внесением азота. Это приводит к уменьшению интенсивности дыхания на этих вариантах по сравнению с почвой, инкубируемой без внесения азота. Следовательно, добавление азота может оказывать диаметрально противоположное влияние на интенсивность дыхания почвы в зависимости от наличия доступного источника углерода и энергии.

Глюкоза, используемая чаще всего в лабораторных модельных экспериментах, обладает некоторой селективностью, и при определении биомассы микроорганизмов после инициирования их роста этим субстратом возможен недоучёт части микробного сообщества. Во избежание этого, при изучении кинетических характеристик микробного сообщества в качестве источника углерода и энергии, альтернативного глюкозе, использовали стерилизованную почву. При стерилизации высвобождаются самые разнообразные органические и минеральные соединения, которые в исходной почве входят в состав микробных клеток и термолабильных соединений почвенного органического вещества. Поэтому кинетика роста на стерилизованной почве является более сложной, и использование теоретической величины (Ухд), определенной для роста на глюкозе, может приводить к ошибкам. В связи с этим, актуальным является определение значения экономического коэффициента (Ухл) при росте почвенных микроорганизмов на смеси природных субстратов в качестве источника углерода.

Целью второй серии экспериментов, описываемых в настоящем разделе [Благодатский и др. 2002], было экспериментальное определение стехиометрического коэффициента дыхания (Ур/5) для почвенных микроорганизмов в динамике в модельных опытах после обогащения почвы глюкозой или смесью доступных микроорганизмам органических веществ, содержащихся в простерилизованной почве. Предполагалось оценить вариабельность Ур/5 на основе сравнения данных, полученных для дерново-подзолистой и серой лесной почв под луговым и лесным ценозами.

Определение эффективности роста почвенных микроорганизмов (У^) в исследуемых почвах проводили на основе параллельных измерений динамики потребления вносимых субстратов (методом бихроматного окисления) и интенсивности дыхания (ИД) (газохроматографическим методом) в инкубационных экспериментах. В качестве субстрата использовали раствор глюкозы, вносимой в количестве 3,6 мг С/г почвы. Для исключения лимитирования роста микроорганизмов элементами минерального питания, совместно с глюкозой вносили раствор минеральных солей (Ш4)2804+КН2Р04 (С:Ы:Р=1:10:1 и С^:Р=1:30:1).

В других вариантах опыта субстратом служила серая лесная почва, отобранная под разнотравным лугом и стерилизованная сухим жаром (1 = 170°С, экспозиция 3 часа). В дальнейшем её смешивали с нативной в соотношении 5:1. Влажность почвы во всех случаях доводили до 60% полной полевой влагоёмкости (ППВ). Каждый эксперимент проводили в двукратной повторности. В результате параллельного определения количества выделившегося С02 и потребленного субстрата рассчитывали коэффициенты Урй и У>л за одинаковые промежутки времени как это описано в начале раздела.

На рисунках 7 и 8 представлены результаты экспериментов, в которых одновременно измеряли потребление микроорганизмами внесенного субстрата и накопление СОг, выделившегося из почвы. Увеличение скорости потребления глюкозы после лаг-фазы всегда соответствовало увеличению количества продуцированного С02. Для всех образцов почвы, кроме серой лесной под лесом, длительность лаг-фазы при росте на глюкозе была меньше, чем при росте на органических веществах стерилизованной почвы (Рис. 7 и 8,

соответственно). На основании данных, приведенных на рисунках 7 и 8, были рассчитаны величины Yx/s. Сообщества микроорганизмов как серой лесной, так и дерново-подзолистой почв исследуемых ценозов интенсивно потребляют глюкозу сразу же после её внесения. В то же время, сравнение кривых продуцирования СОг с кривыми потребления субстрата (Рис. 7) свидетельствует о несогласованности во времени процессов потребления и окисления субстрата. В первые 8-10 часов эксперимента величина Yx/S была очень высока для всех изучаемых почв и составляла - 0.8-0.95. Со временем, по мере исчерпания глюкозы, данный показатель уменьшался и принимал значения порядка 0.2-0.1. Значения Yx/S, рассчитанные для промежутков времени с момента внесения глюкозы до завершения фазы экспоненциального роста, колебались в пределах от 0.54 для дерново-подзолистой почвы под лугом до 0.73 для серой лесной почвы под лугом. Таким образом, на основании параллельного определения потребления глюкозы и измерения интенсивности выделения СО2 сообществами микроорганизмов двух исследуемых почв под двумя ценозами обнаружена несогласованность этих процессов. На фоне резкой убыли углерода глюкозы за счет потребления в первые часы эксперимента выделение углекислого газа было довольно низким, что приводило к высоким значениям Yx/S. В ряде экспериментальных работ показано, что в почве в условиях голодания значения экономического коэффициента могут превышать теоретическую величину 0.6 [Благодатский, Благодатская 1996; Bremer, van Kessel 1990; Bremer, Kuikman 1994; Coody et al. 1986; Majadon 1971; Parsons, Smith 1989; Van Veen et al. 1985]. Наиболее приемлемым объяснением этого явления, на наш взгляд, может быть поглощение углерода глюкозы микроорганизмами без одновременного его включения в конструктивный метаболизм. Такой вывод был сделан также Бремером и Кайкманом [Bremer, Kuikman 1994]. Если глюкоза поступает в почву в небольших количествах, то роста и активизации дыхания не происходит, а величина Y^s так и остается аномально высокой [Coody et al. I986;Nguen, Guckert 2001].

Рис. 7. Потребление глюкозы и эмиссия С02 в почвах с разными свойствами. Кривые рассчитаны согласно модели, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов в почве (Паников, 1992).

В нашем случае после завершения лаг-фазы через 10-20 часов после внесения глюкозы начинается истинный рост, который сопровождается увеличением энергетических затрат. При этом выход биомассы по субстрату (УхЛг) уменьшается и приближается к установленному для хемостатных культур. Так же, как и при внесении в качестве субстрата глюкозы совместно с минеральными солями, эффективность роста на стерилизованной почве оказывается высокой в первые часы эксперимента (~ 0.9) из-за очень слабого продуцирования СОг, т.е. происходит поглощение углерода субстрата микроорганизмами без немедленного включения его в процессы биосинтеза.

Рассчитанные экономические коэффициенты У*/, при росте на легкоминерализуемых веществах органического вещества почвы для всего промежутка времени экспоненциального роста показали, что их значения для почв, изучаемых в опыте, варьируют в широких пределах. Однако, феномен экстремально высоких значений У*/5 для начального периода инкубации после обогащения почвы субстратом наблюдался для всех изученных почв. Если для сообществ микроорганизмов луговых ценозов значения У>л оставались высокими до 35 часов, а затем резко падали, то для сообществ лесных ценозов величины экономического коэффициента уменьшались во времени более плавно. Наибольшая эффективность использования субстрата микроорганизмами характерна для серой лесной почвы как при росте на глюкозе, так и на стерилизованной почве.

В наших опытах отсутствовала зависимость эффективности роста почвенных микроорганизмов от типа использованного субстрата. Учитывая динамичность изучаемого параметра во времени, следует заключить, что величина Ухл при росте как на глюкозе, так и на легкоминерализуемых веществах почвенного гумуса, высвобождающихся при стерилизации, была практически одинаковой для двух типов изученных почв.

. 4

л в . хз

а2

Серая лесная почва (лесной ценоз)

о Потребление субстрата ■ Продуцирование С02

N-

О \

ОЧ

Дерново-подзолистая почва (лесной ценоз) I

г.

0 20 40 60

Серая лесная почва (луговый ценоз)

20 40 60 80

^Дерново-подзолистая почваТлуговый ценоз)

Рис. 8. Потребление растворимого углерода, содержащегося в простерилизованной почве, и эмиссия СОг в почвах с разными свойствами. Кривые рассчитаны согласно модели, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов в почве (Паников 1992).

Эффективность использования углерода глюкозы сообществами микроорганизмов серой лесной почвы отчетливо выше по сравнению с таковой для сообществ дерново-подзолистой почвы. Скорее всего, величина экономического коэффициента зависит от качественной структуры сообществ микроорганизмов определённого типа почв, связанной с различиями в гранулометрическом составе почв [Saggar et al. 1999].

Таким образом, установлено, что интенсивность продуцирования СОг почвенными микроорганизмами зависит, прежде всего, от используемого ростового субстрата (глюкоза и простерилизованная почва). Начальная ИД при внесении в качестве источника легкодоступного С стерилизованной почвы во всех случаях значительно превышала таковую для вариантов с добавлением глюкозы. Различия между рассчитанными на основании кинетического метода величинами общей и активной микробной биомассы зависели от выбранного субстрата. В то же время, в большинстве случаев количество биомассы в лесных почвах было выше, чем в луговых. Экономический коэффициент выхода биомассы по субстрату изменяется во времени, уменьшаясь от 0.9 до 0.1 к концу эксперимента. Для исследованных почв наблюдалась несбалансированность процессов потребления субстрата и его окисления до СОг сразу после инициирования роста микроорганизмов. Эффективность роста почвенных микроорганизмов зависела от определенного типа почв.

Глава 5. Моделирование внутрипочвелного цикла азота с учетом физиологического состояния микроорганизмов.

Микробные процессы разложения органического вещества и превращения элементов минерального питания в почве чаще всего описывали с использованием кинетики первого порядка с эмпирически подобранными коэффициентами для скоростей, варьирующими в зависимости от изменения экологических условий [Parton et al. 1987; Pansu et al. 2004]. Хотя такие модели могут быть полезными при решении некоторых прикладных задач, считается, что для описания микробных процессов в почве лучше использовать подходы, учитывающие механизм процессов [Pamas 1975; McGill et al. 1981; Smith 1982; Knapp et al. 1983; Darrah 1991]. Концептуальные схемы предлагаемых моделей выглядят обычно достаточно простыми, тогда как реальные процессы на уровне биохимии и динамики микробных популяций в действительности чрезвычайно сложны, В почве существует множество различных видов ростовых субстратов и микроорганизмов, так что представляется почти невозможным создать модель, включающую все переменные, необходимые для реалистичного описания системы. Для сложных моделей, основанных на описании причинно-следственных зависимостей, необходимо соблюдать баланс между смысловой прозрачностью и уровнем детализации - так, чтобы главные принципы не терялись, и, в то же самое время, результаты моделирования соответствовали наблюдениям. Лучший путь для реализации этого требования заключается в верификации всех переменных относительно надежного и полного набора экспериментальных данных и оценке чувствительности параметров модели к варьированию исходных данных [Blagodatsky et al. 1998].

Ключевым моментом при моделировании динамики почвенной микробной биомассы является описание функционального разнообразия микроорганизмов. Обычно микробный пул разделяют на два или более компонентов [McGill et al. 1981; Paustain, Schnuerer 1987]. Однако, большинство моделей не допускает трансформацию одних частей биомассы в другие или переход углерода между различными фракциями биомассы. Разные пулы биомассы существуют независимо: они отличаются по скоростям роста и отмирания, отношениям N:C, и другим параметрам, но никоим образом не связаны между собой. Отдельные исключения - такие, как, например, моделирование перемещения цитоплазмы из старых клеток в новые клеточные стенки в грибных гифах [Paustian, Schnuerer 1987] лишь доказывают необходимость моделирования внутренних свойств микробных популяций. Более того, почвенные микроорганизмы могут переходить из активного состояния в состояние покоя и наоборот. "Уровень активности" биомассы может быть оценен по

соотношению между активной и общей микробной биомассой почвы, определяемой различными методами [van de Werf, Verstreate 1987a], или по соотношению между ростовым и непродуктивным дыханием микроорганизмов в обогащенной субстратом почве [Panikov,

Sizova 1996].

Другой существенный момент, который следует отметить, это необходимость координации циклов азота и углерода. Обычно считается, что скорость круговорота азота определяется доступностью для микроорганизмов

источника углерода (энергии). Обратная зависимость

скорости потребления углерода микроорганизмами от

доступности N, однако, не включена в большинство Рис. 9. Блок-схема модели NICA. Сплошными линиями показаны моделей. Поэтому, если потоки углерода, пунктирными - потоки азота, моделируется рост

лимитируемый, например С и N [Pamas 1975; Smith 1982; Knapp et al. 1983], приходится включать в модель функцию запасания углерода и другие дополнительные характеристики микробного роста, лимитированного N. Следует учитывать также и влияние отношения N:C в биомассе на скорость потребления углерода микроорганизмами [Grant et al. 1993а]. Однако такая зависимость часто не подтверждается экспериментальными данными: микроорганизмы могут потреблять доступный углеродный субстрат типа глюкозы без источника азота и формировать биомассу с низким отношением N:C [Zagal, Persson 1994]. Несмотря на признание того, что доступность азота влияет на эффективность микробного роста и дыхание поддержания [Paustian et al. 1992], эта особенность не включена в явном виде в большинство опубликованных моделей.

Нами предложена теоретическая модель NICA [Blagodatsky, Richter 1998], которая 1) содержит число переменных и уравнений, не превышающее значительно число переменных, измеряемых в стандартном эксперименте; 2) включает функцию, описывающую "активность" микробной биомассы, которая изменяется в зависимости от экологических условий; 3) описывает N:C зависимый баланс между иммобилизацией и минерализацией.

Модель NICA описывает 5 основных процессов: потребление углеродсодержащего субстрата микроорганизмами, микробный рост (биосинтез), отмирание микроорганизмов, разложение органического вещества почвы и иммобилизацию азота (Рис. 9, Табл. 2, 3). Микроорганизмы могут потреблять растворимые в воде субстраты (включая низкомолекулярные углеводы и неорганический азот) и запасать их внутриклеточно как промежуточные продукты или полимеры. Поток реутилизации подразумевает биосинтез структурных компонентов клетки и поддержание микробной биомассы. Биомасса может отмирать, и некромасса поступает в пул нерастворимого органического вещества почвы, которое может разлагаться внеклеточно, образуя растворимые в воде продукты (С5 для углерода и N¡ для азота). Этот процесс сопровождается дополнительной продукцией С02 из-за завышенных трат энергии на микробный синтез ферментов. Переменная физиологического состояния, определяющая микробную активность, описывается согласно уравнению 5.8 (Табл.2) и лимитирована растворимым в воде углеродом (Cs) и неорганическим азотом (N¡) согласно функции отклика (р (Cs, Щ (Табл.3).

В модели NICA почва рассматривается как гомогенная система, хорошо перемешиваемый реактор. Мы полагаем, что это упрощение справедливо для лабораторных

* В®'

•угфроз» С, - -

потребление у—

Микробная биомасса

отмирание

Органическое вещество почвы

:ÍFcT

Nil

реутилизация..

минерализация

инкубационных экспериментов, в которых можно контролировать распределение субстрата и однородность системы. Применение этой модели в полевых условиях должно совмещаться с использованием связанных с ней модулей, описывающих пространственную изменчивость процессов в почве.

В нашей модели впервые предложено обоюдное регулирование азотного и углеродного метаболизма при росте микроорганизмов в почве. Для расчета скоростей минерализации и

Таблица 2. Расчет скоростей изменения пулов углерода и азота в модели NICA.

Переменная Уравнение

Водорастворимый субстрат, . í ¿í(Cs)

мг С (г почвы)-1 5.1 Cí = С» 'Г \ Y1' + qiC") ' Yr

Микробная биомасса, мг С (г почвы)-' 5.2

СС>2, мг С (г почвы)'1 5.3

Нерастворимый органический углерод, мг С (г почвы)"1 5.4

С6= Cb-r-{M{Cs)-a(Cs)-amx.( 1- Yr))

Сщ ■O-i'J+rf^Mi-K,)

Ch= Cb-r\a(Cs)- q{Ch))

Минеральный азот, & _ ... „ f ^ U

MrN(r почвы) 5.5 ^ 4'

Азот микробной биомассы, мг N (г почвы)"1 5.6

v ц/

Нерастворимый . ^ q{Ch)-Nh •Сь-Г

органический азот, ^ h ~ ^V-^s)' ^Ь 'г

мг N (г почвы)"' 5.7 .

Переменная f = ¿l(Cs)-(<f>(Cs,N¡)-r)

физиологического

состояния, безразмерная 5.8

СЛ

иммобилизации азота (уравнения 5.5 и 5.6) мы использовали выражение для пстах (Табл.3), которое включает постоянные критические значения для максимально возможного соотношения Ы:С для лабильных и устойчивых к разложению пулов биомассы. При росте биомассы отношение между этими частями сохраняется постоянным. Гибкость такой модели достигается простым способом - мы используем одно уравнение (5.8) для описания переменной физиологического состояния (активности), которая выступает как ключевая переменная. Таким образом, скорости всех процессов и зависящее от активности критическое отношение N.'0 (пстах) могут варьировать. Доступный растворимый углерод может потребляться микроорганизмами даже при дефиците азота.

Этот экспериментальный факт [Chapman, Gray 1981] был отражен при моделировании другими авторами, но на основе более сложных подходов [Knapp et al. 1983]. Хотя увеличение пула общей биомассы замедляется из-за недостатка N, углерод все-таки может потребляться с более низкой скоростью, приводящей к образованию микробной биомассы с низким отношением N:C. Биологический смысл этой особенности,

воспроизводимой нашей моделью NICA, заключается в потреблении углерода с целью его запасания в неактивной части биомассы при дефиците N (кривые 1 и 2 на Рис. 10 Б).

Калибровка (параметризация) модели была выполнена на основе данных двухнедельного инкубационного

эксперимента (Blagodatsky et al. 1998), в котором в серую лесную почву вносили глюкозу (2 мг С г'1 почвы) или глюкозу и раствор (i5NH<)2S04 (0.1 мг N г"1 почвы). Модель NICA после проведенной калибровки хорошо описывает сложное поведение микроорганизмов в почве после внесения легкодоступных субстратов как в условиях азотного лимитирования, так и при избытке азота. Тот же самый набор статистически достоверных параметров позволяет описать данные эксперимента, в котором соблюдаются условия приблизительного постоянства скоростей и пулов, так называемые steady-state conditions (Рис.11). Доля дисперсии данных, описываемая моделью (г:), составляла - 0.985 для варианта «глюкоза + N» и 0.5 для варианта с внесением глюкозы. Модель предсказывает быстрое потребление растворимого в воде доступного углеродного субстрата (в данном случае С-глкжозы), добавленного в почву (Рис. 11). Неорганический азот, который содержался в почве перед внесением глюкозы или был добавлен одновременно с углеродом, потреблялся также очень быстро. Если в почве присутствовал избыток минерального азота, растущая микробная биомасса имела высокое содержание N. Однако, в этом случае иммобилизованный азот повторно минерализовался после исчерпания доступного углерода (Рис 11). Микроорганизмы создают биомассу с более низким содержанием N, и впоследствии используют иммобилизованный азот повторно, если существует недостаток неорганического азота, доступного для микробного роста. В этом случае не происходит заметной реминерализации азота. Нехватка доступного азота замедляет скорость потребления растворимого С, однако это не влияет на общее количество вновь образованного С биомассы. Сравнение динамики активности микробной биомассы показывает, что меньшая часть биомассы активизируется, если существует недостаток N. Таким образом, в модели NICA реализуется механизм запасания С в микробной биомассе при недостатке доступного азота. Модель предсказывает уменьшение микробной активности

2 з Время, сутки

Рис 10. Динамика углерода активной (1) и покоящейся (2) микробной биомассы и соотношения N10 (3) в общей микробной биомассе после внесения в почву глюкозы с азотом (А) или глюкозы (Б).

минеральный N

* Глюкоза + N - - - « Глюкоза .... 0 НО

5 10

Время, сутки

5 10

Время, сутки Рис. II. Соответствие модели и экспериментальных данных для эксперимента с внесением в почву глюкозы, глюкозы и (NH4)2S04, и воды.

через 16 часов, несмотря на продолжающееся потребление

растворимого С, который все еще остается в почве в этот момент.

Однако, общая биомасса все еще увеличивается из-за увеличения покоящейся части популяции.

Причина такого поведения - недостаток минерального азота для построения активной богатой азотом биомассы и, с другой стороны, нехватка доступного С для того, чтобы поддержать выросшую популяцию в активном состоянии. Скорость микробной иммобилизации азота (первый член правой части уравнения 5.6) зависит, прежде всего, от фактической концентрации N в биомассе. Если микроорганизмы нуждаются в этом элементе, они поглошают азот с более высокой скоростью. С другой стороны, только активная биомасса нуждается в азоте как источнике роста. Поэтому скорость иммобилизации N зависит от фактора активности т.

Применение концепции "активности", то есть моделирование перехода микробной биомассы из активного состояния в состояние покоя и наоборот, позволяет избежать введения скоростей отмирания, зависящих от плотности популяции (что, по-видимому, малореалистично для условий почвы). В модели NICA может отмирать только активная часть биомассы. Другая особенность поведения микробной биомассы, включенная в нашу модель, заключается в следующем: микробная популяция с более высокой скоростью роста отличается также и более высокой скоростью отмирания. Этот факт воспроизводится за счет использования переменной физиологического состояния (активность г) для микробной популяции. Кроме того, скорость отмирания зависит от уровня доступного субстрата. Поэтому в модель NICA включена обратная зависимость между скоростью отмирания и

количеством доступного С. Эта формулировка имеет ясный биологический смысл: нехватка субстрата для роста и поддержания приводит к отмиранию микроорганизмов.

Таблица 3. Функции, применяемые в модели NICA.

Обозначение функции_Описание функции, размерность

удельная скорость роста микроорганизмов, сутки'1

удельная скорость разложения органического вещества почвы, сутки'1

удельная скорость иммобилизации N. сутки'1

субстрат-зависимая удельная скорость отмирания микроорганизмов, сутки"1

функция, ограничивающая микробную активность, безразмерная

максимальное соотношение N¡0 в микробной

биомассе, мг»/мг С эффективность минерализации органического вещества почвы и реутилизации микробной _биомассы, безразмерная_

В модели существует две возможности для "реутилизации" биомассы. Первая представлена на структурной схеме (Рис.9) стрелкой «реутилизация» и подразумевает внутриклеточный круговорот метаболитов, который включает поддержание и биосинтез структурных компонентов клетки. В предыдущих экспериментах с меткой С [Благодатский и др. 1992] мы показали, что начальная эффективность потребления глюкозы (У, в нашей модели) не зависит от лимитирования азотом. Последующая динамика выделения С02, однако, свидетельствует о более низкой эффективности внутриклеточного метаболизма в случае дефицита N. Это экспериментальное наблюдение было учтено путем включения в модель параметра У, (Табл. 2, уравнения 5.1-5.3), который зависит от различия между максимальным (пстлх) и текущим отношением в микробной биомассе. Другими словами, клетки, сформировавшиеся с максимальным отношением N¡0, отличаются низким уровнем дыхания поддержания и дыхания, связанного с биосинтезом. Второй поток микробной "реутилизации" осуществляется за счет отмирания микроорганизмов и последующего разложения некромассы в составе пула органического вещества почвы. Растворимые продукты разложения могут вновь потребляться микроорганизмами. Модель №Са описывает этот процесс упрощенно: разложение органического вещества почвы, включающее все биохимические процессы, описывается кинетикой Михаэлиса-Ментен и переменной активностью микробной биомассы. Такой подход применим для относительно краткосрочных экспериментов с однократным внесением субстрата в почву. Кроме того, рассматриваемая модель демонстрирует устойчивое и реалистичное поведение также и для более длительных промежутков времени, и поэтому может быть полезна как основа для создания более сложных моделей "экосистемного" уровня.

Поведение модели исследовали в численных экспериментах для условий однократного и непрерывного поступления субстрата при разных уровнях микробной активности и содержания С и N в почве. Модель №СА способна воспроизводить такие черты микробного роста в почве как переход популяции микроорганизмов из активного в покоящееся состояние

¡le) = fim'%Cs

Q -С,

4ich)= -гтк

k„+N, а(С,)---^ —

1+ к.-С, *(С„*() = núnC-j-^; j-^J)

= 0,15-(r+ 1,6)

Ym-(nca„-

при лимитировании роста углеродом или азотом, а также затравочный эффект - ускорение или замедление разложения органического вещества почвы при поступлении в почву легкодоступных соединений азота или углерода.

Глава. 6. Продуцирование оксидов азота в процессе гетеротрофной нитрификации у бактерий: эксперименты и моделирование

Несмотря на усилия ученых в прошедшие десятилетия, механизмы, ответственные за эмиссию азотсодержащих парниковых газов из почвы, все еще не до конца понятны [Conrad 2002]. Эти трудности обусловлены, главным образом, сложностью объекта исследования: множество взаимосвязанных факторов, как физико-химических, так и биологической природы, определяют интенсивность эмиссии этих газов из почвы. Ключом для точного предсказания масштабов такой эмиссии является понимание условий и механизмов, регулирующих цепочку ферментативных реакций в микробных клетках, а именно -нитрификацию и денитрификацию. Помимо автотрофных микроорганизмов (бактерий и архей) широкий ряд гетеротрофных микроорганизмов также может окислять аммиак до нитратов или в некоторых случаях до нитритов и других промежуточных продуктов [Кураков и др. 1995, 2001]. Вслед за Конрадом [Conrad 2002] мы называем этот процесс гетеротрофной нитрификацией, имея в виду, что, согласно современным представлениям, микроорганизмы не получают энергию для роста в ходе процесса как такового и нуждаются в органическом источнике энергии для роста. Относительная роль гетеротрофной (как бактериальной, так и грибной) и автотрофной нитрификации в продукции и эмиссии газообразных окислов азота из почвы до конца не ясна. Разные авторы предполагают, что, по крайней мере, в почвах с низким pH, таких как кислые лесные почвы, гетеротрофная нитрификация может быть доминирующим источником NO и N2O [Killham 1990; Papen, Berg 1998]. Прямое определение вклада гетеротрофных нитрификаторов в эмиссию NO и N2O невозможно в настоящее время из-за отсутствия селективных ингибиторов, подавляющих целевую группу микроорганизмов [Pennington, Ellis 1993; Conrad 2002]. Надежная оценка величин эмиссии NO и N2O из почв затрудняется к тому же высокой временной и пространственной изменчивостью процессов нитрификации и денитрификации.

За последние десятилетия были обнаружены новые метаболические пути, свидетельствующие о большой гибкости метаболизма микроорганизмов, использующих соединения азота [Jetten et al. 1997]. Выяснилось, что некоторые микроорганизмы способны выполнять одновременно биохимические реакции в окислительном (нитрификация) и восстановительном (денитрификация) направлении, осуществляя так называемую аэробную денитрификацию, которая может быть определена как способность микроорганизмов использовать одновременно два различных акцептора электронов: кислород и окисленные формы азота: нитрат, нитрит, NO, N20 [Kuenen, Robertson 1994]. Денитрификаторы, обычно обнаруживаемые в почвах, довольно часто оказываются способны к гетеротрофной нитрификации и аэробной денитрификации [Patureau et al. 2000], поэтому в природных условиях совмещение этих процессов может приводить к образованию N0 и N2O [Papen, Berg 1998]. Таким образом, традиционное представление о денитрификации и нитрификации как о пространственно разделенных процессах, зависящих от аэрации почвы, должно быть уточнено, поскольку накопленные экспериментальные данные для различных микроорганизмов свидетельствуют о возможности совмещенного процесса аэробной денитрификации и гетеротрофной нитрификации. На Рис. 12 приведена схема возможных метаболических путей, приводящих к эмиссии NO и N2O гетеротрофными нитрификаторами. Наиболее важно то, что в ходе такого гибридного процесса денитрификации - нитрификации возможно выделение достаточно высоких количеств NO и N2O.

Цель экспериментов, описываемых в настоящей главе, состояла в том, чтобы исследовать динамику продуцирования NO и N20 культурой Alcaligenes faecalis subsp. parafaecalis при росте в стационарном режиме при различных уровнях насыщенности

кислородом, во время переходов от аэробных к анаэробным условиям культивирования, а также при обратной смене условий.

¿iesseMà-ïisssga^

щШ'.....I

эзотл а кудмуре <Ucaiig«oes , j

«о, I г ......-

.......

• -.«¡в г] щ И ¡а 1 % 1 I : ;

Накопительные и

непрерывные культуры

выращивали при 28°С и непрерывно барботировали (I л мин ") профильтрованным (размер пор фильтра 0.2 мкм) воздухом или смесью N5 и Ог определенного состава. Кроме того среда перемешивалась со скоростью 100 или 300 оборотов в минуту. Концентрацию растворенного кислорода (в % от концентрации в атмосферном воздухе),

окислительно-восстановительный

потенциал

величину

автоматически

датчиками

кислорода,

регистрировали растворенного окислительно-

Рис. 12. Схема процессов, приводящих к эмиссии

оксидов азота культурой Alcaligenes faecalis subsp.

Parafaecalis.

восстановительного потенциала

или же электродами на pH. Работа хемостата BioFlo III, включая все результаты измерений,

контролировалась с помощью "Advanced Fermentation Software" (New Brunswick Scientific,

Nürtingen, Германия). Эксперименты в непрерывных культурах проводили при постоянной

величине pH (7.0) и со средней скоростью разбавления 0.1 ч"', если другая величина не

указана в тексте. В некоторых экспериментах уровень аэрации поддерживали на заданном

постоянном уровне с помощью автоматического регулирования расхода N2 и 02 (или

синтетического воздуха), используя Advanced Fermentation Software и регулятор расхода

воздуха.

На Рис. 13 представлены результаты эксперимента с непрерывной культурой (Blagodatsky et al. 2006). демонстрирующие, как скорость образования NO и N2O зависит от контролируемых изменений в скорости подачи кислорода. В данном эксперименте изменяли только концентрацию О2 в среде, тогда как другие факторы, определяющие особенности роста культуры, такие как скорость разбавления и концентрация питательных веществ в среде, оставались неизменными. Стационарное состояние относительно уровня микробной биомассы установилось в культуре приблизительно через 40 часов. На рисунке видно, что i) скорости нетто-продукции NO, N2O и NO2" зависели от концентрации кислорода в среде, и и) наивысшая скорость нетто-продукции NO (> 50 мкг NO-N л"' ч"1) наблюдалась в течение короткой переходной фазы непосредственно после того, как была прекращена подача 02, и среда продувалась с N2 (содержание воздуха в этот момент составляло приблизительно 0.11.5 %, то есть были созданы микроаэрофильные условия для роста культуры). Это принудительное ограничение доступа кислорода привело к уменьшению микробной биомассы от 98 до 32 мг белка л'1 и к уменьшению скорости образования СО2 микроорганизмами (Рис. 13). Через 30 часов после уменьшения подачи кислорода культура достигла нового стационарного состояния.

В наших экспериментах самые высокие скорости образования NO были зарегистрированы при низких концентрациях растворенного кислорода в среде (уровень насыщенности воздухом 6.5 %), однако в не полностью анаэробных или близких к ним условиях. Самые высокие скорости образования N20 наблюдались в поздней

экспоненциальной фазе роста накопительной культуры и во время переходного состояния непрерывной культуре.

Рис.13. Влияние разного уровня насыщенности кислородом на скорость продуцирования С02 (А), скорости негго-продукции N20, N0 (Б) и продукции 1М02' (В) в проточной культуре А1саИ%епе$/аесаШ гиБвр. рага/аесаШ.

Эта пиковые значения для скорости образования N0 и К20 были зарегистрированы во время коротких периодов, когда в среде изменялась концентрация кислорода. Важно подчеркнуть, однако, что во время изменения уровня кислорода от высокого к низкому пик скорости образования N0 был сопоставимым или более выраженным по сравнению с

тогда как во время обратного перехода (от низкого содержания кислорода к высокому) заметно увеличилась лишь скорость образования N20, но не N0 (Рис. 13). Можно предположить, что различное поведение культуры при переходе от аэробного роста к росту в условиях кислородного лимитирования и при обратном переходе обусловлено более высокой чувствительностью ^О-редуктазы к кислороду по сравнению с NO-редуктазой. Это означает, что краткосрочное увеличение концентрации кислорода в среде влияло в одинаковой степени на активность ферментов нитрит-редуктазы и NO-редуктазы. Следовательно, скорость образования N0 была уравновешена его потреблением в ходе восстановления до N20, тогда как восстановление N20 до N2 было подавлено увеличившейся концентрацией кислорода. В результате наблюдалось достоверное увеличение образования N20 при переходе от лимитированных по кислороду условий к аэробным условиям роста. При этом такого увеличения не наблюдалось для скорости образования N0. Различная чувствительность N20- и NO-редуктаз к кислороду может быть использована для объяснения увеличения отношения N20/N0 при повышенных концентрациях кислорода в среде. Другое возможное объяснение этого явления - химическое или биологическое [Baumgartner et al„ 1996] окисление N0 в среде с более высокой концентрацией кислорода. Такой механизм, однако, остается неподтвержденным.

Высокая скорость образования N0 и N20 при изменении скорости подачи воздуха (доступности кислорода) - достаточно общий феномен, который показан для денитрифицирующих бактерий [McKenney et al. 1994, Baumann et al. 1996], также как и для автотрофных [Kester et al. 1997; Remde, Conrad 1990] и гетеротрофных нитрификаторов, которые обладают способностью к денитрификации (настоящая работа). По-видимому, во всех трех случаях главный источник образования N0 и N20 - восстановление нитритов в ходе реакции денитрификации, иначе говоря, приходится признать существенную роль денитрификации у нитрификаторов. Высокие скорости продуцирования газообразных окислов азота в переходной (от аэробных к анаэробным условиям) фазе объяснимы лишь при допущении, что последовательные реакции восстановления в ходе денитрификации не сбалансированы, то есть каждая последующая стадия восстановления оксида азота подавлена по сравнению с предыдущей. Скорости востановления, в свою очередь, контролируются активностью соответствующих ферментов денитрификации и концентрацией кислорода.

Наблюдаемая динамика нетто-продукции N0 и N20 A.faecalis subsp. parafaecalis была описана в рамках концепции сопряженного процесса денитрификации-нитрификации (Рис. 12). Этот подход основан на существующих моделях, связывающих скорости восстановления оксидов азота с доступностью субстратов и активностью соответствующих ферментов [Betlach, Tiedje 1981; Leffelaar, Wessel 1988; Dendooven et al. 1994; Dendooven, Anderson 1995]. Дифференциальные уравнения, используемые для описания скоростей превращения субстрата, приведены в таблице 4. В описываемей модели мы принимали следующие допущения: скорости превращения NO3', NO2", N0 и N20 зависят от концентраций соответствующих соединений азота и относительной активности соответствующих ферментов денитрификации; считается, что концентрация микробной биомассы и количество С и источников энергии являются постоянными или не влияют на скорость превращений N, скорость образования нитрита в ходе гетеротрофной нитрификации зависит только от уровня 02. В моделируемых экспериментах всегда наблюдался избыток аммония, поэтому мы допускаем, что нитрификация не была лимитирована субстратом.

Согласно модели, концентрация кислорода в среде контролировалась парциальным давлением кислорода в подаваемом потоке воздуха (уравнение 6.1). Кинетику индукции и репрессии ферментов денитрификации описывали с помощью "переменной физиологического состояния", которая принимает значения от 0 до 1 (уравнение 6.2). Активность ферментов денитрификации определяется долей анаэробного объема среды (anvf) и вычисляется отдельно для каждого фермента (уравнение 6.3). Эмпирическая anvf-

функция [У е1 а). 2000] описывает возникновение анаэробных зон в зависимости от парциального давления кислорода и потребления Ог в ходе микробного метаболизма. Величины параметров р_М1Я, р_>1(Ж и р_^(Ж определяют различную

чувствительность соответствующих ферментов к уровню кислорода.

Таблица 4 Модель, описывающая скорости продуцирования и потребления оксидов азота культурой гетеротрофного нитрификатора А/аесаНз аиЬэр. Раг^аесаИв._■

Переменная

Уравнение

Парциальное давление кислорода в хемостате, безразмерная величина

Относительная активность ферментов денитрификации, безразмерная величина

Эмпирическая функция для расчета доли анаэробного объема [У е1 а1., 2000], безразмерная величина

Скорость денитрификации для реакций 1-4 в соответствии с Рис.7.1

Концентрация нитратов, г расчете на объем хемостата

dO.

2 _

= k_flow-02 _in-k_ßow 02

6.1

где Ог_1п - парциальное давление кислорода во входящем воздухе

dNxR

= Мш<ат/ш,-NxR)

6.2,

где NxR обозначает: нитрат-редуктазу (NaR), нитрит-редуктазу (NiR), NO-редуктазу (NOR), КгО-редуктазу (N2OR), и anvfnXR - доля анаэробного объема для сответствующего фермента

anvfh

_ A(P-NxR°2)2)

NxR

denitrific ation _ i = dnf _ i ■ NxR • NsOy

6.3

6.4

dnitrate dt

= nitrif _2 - denitrif _\ + D- (nitrate _in - nilrate)

Наблюдаемая динамика образования NO и N2O в периоды уменьшения и увеличения содержания кислорода в среде была удовлетворительно описана с помощью предложенной модели (Рис. 14). Кратковременные пики в скорости образования NO и N2O были вызваны последовательной индукцией ферментов денитрификации: нитрит-редуктазы (NiR), NO-редуктазы (NOR), ^О-редуктазы (N2OR) после прекращения подачи кислорода в ферментер. (Рис. 14). Предложенная нами модель демонстрирует, что более высокая чувствительность N2OR к кислороду по сравнению с NOR (Рис. 14А) может быть использована для объяснения различного изменения скоростей образования NO и N2O во время уменьшения и увеличения содержания кислорода в среде. Однако, полагаясь лишь на имеющиеся данные, нельзя полностью исключить альтернативные объяснения наблюдаемой динамики. Иная, чем для N2O, динамика образования N0 в переходном режиме может быть связана с его различной химической стабильностью и/или скоростью диффузии в окислительных и восстановительных условиях. Дальнейшие исследования с применением

1.0

0.8-

0.6-

0.4-

-NaR

---NiR

■ • • NOR -NO-R

у---

n2o

-NO ■0.

.. r?

время (ч)

~1—

стабильных изотопов

необходимы для

окнчательного ответа на этот вопрос. Несомненно, однако, что предложенный подход для описания данных, полученных в наших экспериментах, будет полезен для дальнейшего улучшения существующих моделей денитрификации.

Рис. 14. уменьшения содержания среде и

Моделирование и увеличения кислорода в сопряженной

кинетики продуцирования N0 и N26. Уравнения приведены в Табл.3. А -динамика относительной активности ферментов

денитрификации, Б -концентрация кислорода и нетто скорости

продуцирования N0 и N20, приведены

экспериментальные данные из эксперимента с проточной культурой АкаНдепеэ.

Глава. 7. Моделирование циклов азота и углерода в почве для оценки эмиссии парниковых газов

Определение масштабов эмиссии закиси азота (N20), также как и других парниковых газов, в региональном и национальном масштабе требует проведения расчетов с использованием геоинформационных систем и компьютерного моделирования. Используемые для этой цели модели должны достаточно точно и надежно описывать временную динамику и пространственные закономерности процессов, приводящих к эмиссии парниковых газов (N20, С02 СН4). Их разработка затрудняется тем, что зависимость эмиссии азотсодержащих газов от факторов окружающей среды и свойств почв носит нетривиальный характер. Так, например, данные полевых наблюдений свидетельствуют о наличии резких всплесков эмиссии закиси азота после обильных осадков или оттаивания почвы весной [de Bruijn et al. 2009]. Однако такие явления не носят регулярный (ежегодный) характер. Поэтому для описания и более полного понимания происходящих явлений необходима разработка сложных процессно-ориентированных экосистемных моделей, учитывающих все особенности микробиологических превращений азота в почве. Примером такой модели является модульная система MoBiLE (Mfidular Biosphere simulation Environment), в состав которой входит разработанная нами модель MiCNiT (Microbial Carbon and Nitrogen Turnover) [Blagodatsky et al. 2011] - биогеохимическая модель круговорота микробного азота и углерода в почве, которая может быть использована в комплексных моделях для описания потоков вещества в наземных экосистемах, включая эмиссию парниковых газов С02, NO, N20, а также молекулярного азота (N2). Модульная система MoBiLE включает несколько групп «экосистемных процессов» и предоставляет возможность

выбора альтернативных модулей, используемых для описания роста и физиологии растений, водного баланса, микроклимата и проч. Центральный блок модели генерирует входные значения для показателей, которые используются в описываемом модуле биогеохимии почв MiCNiT. Так, потребление азота растениями, поступление растительного опада в почву, динамика температуры и влажности в почве рассчитываются в комплексной структуре MoBiLE с использованием хорошо зарекомендовавших себя моделей, например PnET-N-DNDC [Li et al. 2000]. Модель биогеохимических превращений азота и углерода в почве MiCNiT была разработана на основе нескольких опубликованных ранее подходов, в частности, моделей DNDC [Li 2000; Li et al. 2000], ECOSYS [Grant 1995; Grant, Pattey 1999; Grant 2001], модели Леффелаара и Весселя [Leffelaar, Wessel 1988], а также модели Шимела и Вайнтрауба [Schimel, Weintraub 2003]. Кроме того, в модель включена концепция переменной физиологического состояния микроорганизмов или активности микробной биомассы [Powell 1967; Паников ¡995], которая была апробирована в нашей работе для почвенных условий [Blagodatsky, Richter 1998; Blagodatsky et al. 1998].

Все основные микробиологические процессы моделируются в MiCNiT в явном виде. Микробная биомасса (или ее отдельные компоненты) включена в качестве переменной во все кинетические уравнения биологического круговорота. Микробная активность и динамика микробной биомассы зависят от условий окружающей среды. Следует отметить, что этот простой принцип не всегда применяется в моделях, описывающих круговорот углерода и азота в почве и эмиссию парниковых газов. Хотя важность этого принципа для практического применения была подчеркнута уже пятнадцать лет назад (McGill 1996; Smith et al. 1998), в настоящее время такой подход используется лишь в немногих моделях,

Число включенных в модель почвенных пулов органического вещества в MiCNiT ограничено четырьмя, а значит, меньше по сравнению с альтернативными моделями, такими как DNDC. Это ограничение было сделано преднамеренно для сокращения числа пулов в модели, которые не могут быть измерены экспериментально. Такая модель лучше поддается верификации по данным полевых измерений. В этом случае чувствительность модели к изменению начальных значений ее переменных и параметров может быть успешно проанализирована.

Концептуальная схема М'ОМТ представлена на Рис. 15. Модель описывает:

- цикл углерода, включающий минерализацию растительных остатков и почвенного гумуса, а также динамику углерода и азота почвенной микробной биомассы, с учетом ее физиологического состояния или активности;

- внутрипочвенный цикл азота, зависящий от и влияющий на цикл углерода: цикл азота включает иммобилизацию минеральных и растворимых органических соединений азота, а также минерализацию органического азота;

- денитрификацию: анаэробный рост микроорганизмов на растворимых соединениях углерода с использованием окисленных форм азота в качестве акцепторов электронов; детальное описание продуцирования и потребления интермедиатов, а также моделирование индукции и репрессии ферментов денитрификации;

- автотрофную и гетеротрофную нитрификацию с описанием роста соответствующих групп нитрификаторов, а также денитрификацию у нитрификаторов;

- хемоденитрификацию: зависящий от температуры и рН химический распад нитритов на N0 и нитраты;

- транспорт газообразных и растворимых веществ как между анаэробными и аэробными зонами почвы (концепция анаэробного баллона), так и вертикальный перенос по почвенному профилю.

Изменение доли анаэробного объема почвы, который определяет интенсивность денитрификации в данном слое почвы, рассчитывается с помощью модифицированной версии программы [1л е1 а1. 2000]. Нитрификация, наоборот, может происходить только в аэробной зоне. Размер "анаэробного баллона" определяется концентрацией кислорода в почве, которая, в свою очередь, зависит от потребления Ог в процессе микробного и корневого дыхания, а также в ходе нитрификации. Кроме того, учитывается диффузия 02, которая рассчитывается исходя из порозности и содержания влаги в почве, так же как и диффузия азотсодержащих газов.

7 Активность

^микроорганизмов^

лимитирование, температура, влажность

Рис. 16. Цикл углерода в почве, описываемый моделью М1С№Т. Двойные линии показывают потоки углерода, пунктирные - отражают зависимости, описываемые моделью.

Основным ядром модели является цикл углерода (Рис. 16), интенсивность которого определяется ростом и ферментативной активностью гетеротрофных микроорганизмов. Согласно модели МГСЛ^П", микроорганизмы используют для роста растворимые соединения углерода. В зависимости от их доступности изменяется переменная физиологического состояния микроорганизмов (уравнение 5.8), а в случае недостатка субстрата происходит отмирание микробной популяции. Уравнения роста микроорганизмов на растворимых субстратах приведены в таблицах 2 и 3, ферментативное разложение растительных остатков и почвенного гумуса описано согласно уравнениям 7.1 - 7.6 в таблице 5. Значения постоянных параметров модели, выделенных жирным шрифтом, а также подробное описание использованных функций приведены в статье [В^осЫзку е1 а!. 2011] и в диссертационной работе.

Таблица 5. Расчет скоростей изменения пулов углерода при разложении растительного опада в модели МЮМТ.

Переменная

Уравнение

Углерод растительного (листового) опада

7.1

Качество (доступность разложению) листового опада 7,2

Эффективность разложения (листового) опада 7,3

dC>" jaat К-ЦвДТ • 9 JolUt ■ ст, ■ Ст,с. rlf - = лаас flMl

Y I

q_follit =-

V "film

У l = Y M - NC DC-

Nr„

-■/от, у

Активность микробных экзоферментов 7.4

ti d t

С,

Cfotm + KFOIJJT

• fact _mt-(\-anvf)-ref

Скорость продуцирования экзоферментов 7.5

/V = MUMAX ■ F ENZ •

■r+C,

Углерод гумуса

7.6

&chum . К HUM • Cm,_ • n —^ = microbial death—=-^—

Y H

В модели М!С№Т цикл N (Рис. 17) тесно связан с углеродным циклом. Скорость микробной оборачиваемости определяет темпы минерализации и иммобилизации N и, следовательно, количество минерального азота в почве. Динамика минерального азота, в свою очередь, влияет на скорость нитрификации и денитрификации. Эффективность роста микроорганизмов (7Г, Табл. 3) и доля активной биомассы (уравнение 5.8) зависят от доступности N для микроорганизмов. Скорость разложения органического вещества и выход СОг на единицу минерализованного органического С также зависят от содержания азота в соответствующих пулах (уравнения 7.2, 7.3). С другой стороны, скорость минерализации и иммобилизации N определяется темпами разложения органического вещества и роста микроорганизмов, соответственно.

Органический азот в растительных остатках и почвенном гумусе является источником растворимых органических и минеральных соединений азота в почве. Текущее содержание N в растительных остатках определяется балансом между разложением и поступлением N с спадом (например, см. уравнение 7.7 для листового опада). Уменьшение скорости минерализации этого пула N пропорционально отношению N:С в опаде и соответствующей скорости разложения соединений углерода в этом пуле (сПеаГ = второму члену в уравнении 7.1).

Рис.17. Цикл азота в почве, описываемый моделью MiCNiT. Двойные линии показывают потоки азота, пунктирные - отражают зависимости, описываемые моделью.

Уравнения, аналогичные 7.7, используются для расчета содержания N во всех других фракциях растительного опада. Динамика азота в почвенном гумусе рассчитывается согласно уравнению 7.8, где первое слагаемое в правой части уравнения - поступление N за счет отмирания микробной биомассы и гумификации некромассы с фиксированным отношением C:N. Динамика растворимого органического N (DON) в почве определяется скоростями трех процессов (уравнение 7.9): разложением всех компонентов растительного опада и гумуса (N_min), минерализацией DON (donjate) и гетеротрофной нитрификацией (het_nit2). Динамика содержания аммонийного азота в почве описывается уравнением 7.10. Концентрация NH<+ увеличивается за счет минерализации органического азота (donjate) и потерь азота при отмирании микробной биомассы (Njecycle) и уменьшается за счет иммобилизации N аэробно растущими гетеротрофами (NH4Jmm), денитрификаторами (ravimmjkn) и автотрофными нитрификаторами (NHAjiimm), а также в ходе рН-зависимого обратимого преобразования NH4+ в NH3 (d_NH3) и потребления аммония при гетеротрофной нитрификации (hetjiitl). Скорость изменения содержания азота в микробной биомассе (Nmic) описывается уравнением 7.11. При этом увеличение содержания азота происходит за счет

иммобилизации растворимого органического азота (с1оп_га1е), аммонийного или нитратного азота (ЫН4_тт, Ю3_гтт, \mm_den; уравнения 7Л0Ь, 7.11с, и 7.21а, соответственно) или за счет азотфиксации (део/ис).

Таблица 5. Скорости изменения азотных пулов в модели МЮ^ПТ. Подробное описание переменных в тексте и в работе В^ос^ку а1. (2011)._

Переменная Уравнение

Азот в растительном dNfcm _ _ djeaf ■ Nf„m опаде (на примере ^ "* f°m у ¡.q листового опада) 7.7 _~

/паи

Азот почвенного гумуса ^t.» _ jy death - ^^'*■»»

7.8 df " V_H ■ С,

Растворимый àDON

органический азот(ООЫ) ^ = N_min - don _r ate - het _nit2

7.9

- don_rate-{\-don_eff) + N _recycle

Аммонийный азот 7.10 df

-NH4 imm-NHA nimm-rai-imm den-d _NH3-het_nit\

Азот микробной -jl^ = NH4Jmm+N02Jmm+lmm_der,+azofix

би0МаССЫ , , „,..., Nmlc den death

+ donjate■ don_eff-death _ rate ■

7.11 __C„,c CN_DEN

Азот нитратов, аэробные - nitrify 2 + chemoN • (1 - V_CHEM) - N03 _ imm условия 7.12 _dl _

Азот нитритов, аэробные &N£2 _ _ nitrify2-chemoN

условия 7.13 _d[_

_ dan_N03 = h h ni(2^ (1 _Y HN) Азот нитратов, v - _ ✓ v _ анаэробные условия 7.14 -red _NQ3-{\-rai)-imm_den_

dan_N02 = ЛгОЗ + {het niA + het пЩ- Y HN Азот нитритов, dr ~ ~ ~

анаэробные условия 7.15 -red_N02 -/_N02• Y_C NDEN

Динамика окиси азота = red_N02 + f_N02■ V_CNDH4 + chemoN■ Y_CHEM

7.16 -red _NO- f _ NO' Y_CNDEN_

Динамика закиси азота ton N20 =red_N0 + f_N0.y_CNPEN

7.1 7_-red _N%0 - f _N2Q ■ Y_C NDEN_

Динамика N2 7.18 ^ ^red^N20+f jnO-У C^-azofa

Убыль азота в пуле микробной биомассы происходит за счет отмирания микроорганизмов в аэробной и анаэробной зонах почвы. Динамика нитритов, ниратов, а также газообразных оксидов азота и N2 в почве рассчитывается отдельно для аэробной и анаэробной зон почвы (7.12-7.18). Нитраты образуются в аэробных условиях в ходе автотрофной нитрификации {nitrify!), хемоденитрификации {chemoN), а в условиях недостатка кислорода за счет

гетеротрофной нитрификации (первый член в 7.14). В анаэробных условиях нитраты восстанавливаются до нитритов в ходе денитрификации (red_N03). Также учитывается ассимиляция нитратов в условиях аэробного (N03_imm) и анаэробного роста (третий член в 7.14). Нитриты образуются в аэробных условиях за счет первой ступени нитрификации и потребляются в ходе дальнейшего окисления до нитратов и при хемоденитрификации (7.13). В анаэробных условиях нитриты образуются при восстановлении нитратов в процессе денитрификации (red_N03) и при гетеротрофной нитрификации, а потребляются в ходе дальнейшего восстановления при денитрификации у гетеротрофов и автотрофных нитрификаторов (red_N02 и /_N02-Y_CNDEN, соответственно). Похожим образом рассчитывается динамика газообразных оксидов азота, которые образуются и потребляются в ходе денитрификации (7.16-7.17), тогда как молекулярный азот образуется в процессе денитрификации и может потребляться при азотфиксации (azofix).

Денитрификация описана в модели MiCNiT очень детально, так как этот процесс является ключевым для точного прогнозирования продукции и эмиссии азотсодержащих парниковых газов из почвы. В основе расчетов, как и в случае с аэробными процессами, лежит описание роста гетеротрофных микроорганизмов на растворимом углероде, но в этом случае осуществляющих денитрификацию. Рост и метаболизм денитрификаторов связан в модели явным образом с восстановлением соединений азота, т.е. нитратов, нитритов и газообразных оксидов азота. Денитрификация возможна только в анаэробных зонах почвы. Потенциальная скорость окисления углерода в процессе денитрификации пропорциональна количеству растворимого углерода (С,_„„) и микробной биомассы в анаэробных зонах (anvf

Cltlic)'

den_potC = MU_MAX • F_DEN • ——■ anvf ■ Cmlc ■ fact _t

(4._™ + K_s) 7.19,

где MU_MAX и F_DEN - параметры, характеризующие максимальную удельную скорость роста гетеротрофных микроорганизмов и отношение скорости роста в анаэробных условиях к таковой в аэробных. Влияние температуры на денитрификацию описывается эмпирической функцией О'Нила [O'Neill et al. 1972] для биологических процессов.

Актуальная скорость окисления углерода с использованием окислов азота в качестве акцепторов электронов зависит также и от активности ферментов-редуктаз (r_NxOy): нитратредуктазы, нитритредуктазы, NO-редуктазы и ^О-редуктазы и концентрации соответствующих соединений азота в анаэробных зонах почвы. Преимущественное использование более окисленных соединений N моделируется с помощью уравнений:

fc N01 = den potC--ап_Ж)Ъ r N03

J ~ - [an _ N02 + KM_N03) 7.20,

fc N02 = (den potC-fc NOi)-r-___-r _N02

J ~ - J ~ (ot_JV02 + KM_N02) 1.21,

а также уравнений аналогичных 7.21, описывающих скорости преобразования N0 и NjO в

ходе денитрификации с соответствующей заменой параметров и переменных, как это

описано в диссертации и работе [Blagodatsky et al. 2011]. Относительная активность

ферментов-редуктаз зависит от скорости их образования/активации и ингибирования,

которая, в свою очередь, определяется концентрацией NxOy и растворенного органического

углерода в анаэробных зонах почвы, а также величинами соответствующих констант

Михаэлиса-Ментен и рассчитывается по формулам аналогичным 5.8 и 6.2. Скорость расхода

углерода в процессе дыхания денитрифицирующих микроорганизмов определяется

следующим образом:

den_resp = fc _N03 + fc _N02 + fc _NO+fc_N20

Эта скорость используется для расчета скорости роста и отмирания денитрификаторов. Скорости восстановления оксидов азота, используемые в уравнениях 7.14-7.18 (гес!_А'03, и т. д.) пропорциональны скорости окисления углерода. Так, например, скорость восстановления N03' равна скорости окисления углерода в ходе соответствующей стадии денитрификации (й_МОЗ) умноженной на постоянную величину которая равна

выходу восстановленного N на единицу окисленного углерода:

/Ы_мэз=/с • у_сшш 7 23

Автотрофная нитрификация описывается в модели МОСТ как последовательное окисление 1ЧНз и N02" двумя специализированными группами микроорганизмов, которые получают энергию в ходе этих реакций. Эти автотрофные микроорганизмы используют С02 в качестве источника углерода для роста. Динамика биомассы автотрофных нитрификаторов, а то есть скорость изменения пула углерода С„1м для микроорганизмов, окисляющих аммоний, и пула С„м для микроорганизмов, окисляющих нитриты, рассчитывается как разница между скоростью ассимиляции углерода и скоростью убыли углерода за счет отмирания микроорганизмов. Так, биомасса микроорганизмов окисляющих аммоний:

—га. = С_^1-а_МТ1-Ся„,т„а,

й' 7.24,

где а_ШТ1 - удельная скорость отмирания микроорганизмов и гпй| - индекс физиологического состояния автотрофных микрооргнаизмов, окисляющих аммиак. Для скорости роста, связанной с окислением аммиака, получаем:

С_пПф\ = пЩу\ ■ У_Ш5_С02 • У_АМТ ? 25

где У_А1Ч1Т - эффективность роста автотрофов; У_РШЗ_С02 - количество восстановленого С-СОг на единицу окисленного N-N143. Скорость нитрификаци рассчитывается как:

1 = П - от/)-Ми N133--—- • С .„ • г ,

- км_1чнз + шз 726

где (1 - аф) - доля аэробных зон в данном слое почвы, См-гшп - количество активной биомассы нитрификаторов и - доступный источник энергии (для первой стадии нитрификации). Переменная, определяющая активность ферментов аммоний-монооксигеназы и нитрит-оксидазы аналогична используемой для расчета гидролитической ферментативной активности (7.4). Так, например, относительная активность аммоний-монооксигеназы, варьирующая в диапазоне от 0 до 1, рассчитывается следующим образом:

_______ ( шъ

Нитрификаторы восстанавливают углерод из СОг в ходе аэробного окисления восстановленного азота (ЫНз или N02"). В то же самое время, восстановленный углерод окисляется в ходе катаболических реакций, обеспечивая энергией рост микроорганизмов. В случае дефицита кислорода автотрофные микроорганизмы способны использовать альтернативные акцепторы электронов, такие как нитраты, N0 или N2O в процессе окисления углерода. Этот процесс, названный денитрификацией у нитрификаторов (nitrifier denitrification [Poth, Focht 1985]), считается существенным источником эмиссии N0 и N2O из почвы [Wrage et al. 2001]. Потенциальная скорость денитрификации у нитрификаторов (nidnfj>ot) пропорциональна доле анаэробного объема почвы (anvj) и скорости потребления углерода в ходе автотрофной нитрификации:

nidnf pot = anvf-(CnitirJy\ + Cnitrify2)•(1"■ YCNDEN

Y_ANIT 7>28

Оксиды азота в ходе денитрификации у нитрификаторов используются последовательно. Схема преимущественного использования соединений азота с более высокой степенью окисления аналогична используемой при расчете обычной денитрификации (7.20, 7.21).

Для выполнения расчетов в MiCNiT пользователю необходимо задать, как минимум, следующие начальные условия: плотность почвы, общее содержание углерода на глубине 5 и 30 см, величину pH в верхнем горизонте почвы, толщину лесной подстилки и глубину почвенного профиля. В случае, если имеется более подробная информация, MoBiLE позволяет задать начальные условия более точно, учитывая свойства почвы, соотнесенные с конкретным горизонтом. Так, в качестве входных данных могут быть использованы содержание С и N, величина pH, содержание физической глины, водно-физические свойства почвы, такие как водоудерживающая способность, величина влаги завядания и полная полевая влагоемкость. MoBiLE позволяет выполнять расчеты с временным шагом меньше чем один день для модулей, предусматривающих такую возможность. Так, температура почвы и динамика водного баланса рассчитывается с часовым шагом (на основе входной климатической информации), тогда как процессы, описывающие физиологию растений (т.е. потребление азота и опад) рассчитываются с суточным шагом. MoBiLE обращается к модели MiCNiT, включенной в качестве модуля, предназначенного для описания биогеохимических превращений в почве, каждый час. Однако, следует отметить, что численное решение дифференциальных уравнений в MiCNiT реализовано с переменным шагом.

В результате расчетов модель выдает ежедневные значения скоростей эмиссии СОг, NO, N2O и N2 с поверхности почвы, также как и поток NO3' и DOC на нижней границе моделируемого профиля. Ежедневные значения содержания С и N в микробной биомассе, в водорастворимых формах, а также общее содержание минеральных и органических форм этих элементов в каждом почвенном горизонте также входят в стандартный набор выходных данных модели.

Параметры уравнений, описывающих круговорот углерода и аэробный рост микроорганизмов, представлены в главе 5 (Табл.2,3). Небольшие изменения, внесенные в модель по сравнению с исходной версией модели NiCa для однородной почвы [Blagodatsky, Richter 1998], не повлияли на выбор оптимальных значений параметров, которые позволяют достаточно точно описывать динамику роста микроорганизмов. Параметры уравнений, описывающих ферментативное разложение растительных остатков и гумуса (7.1-7.6), были выбраны так, чтобы размер соответствующих пулов органического вещества в модели определяемый величинами скоростей их разложения, соответствовал экспериментально измеренным в изучаемой лесной экосистеме. Были заданы такие значения констант скоростей разложения (KJLEAF, K_ROOT, K_WOOD и KJHUM), чтобы скорость разложения была наивысшей для корневого опада и листовой подстилки и более низкой для гумусовых веществ и древесины. Кажущиеся константы сродства к субстрату уменьшаются для ферментов в следующем порядке: корневой опад (K_FRTLIT) < листовая подстилка (KJFOLLIT) < мертвая древесина (K_WODLIT) = гумус (KJHMIN). Такой подход учитывает меньшую доступность разложению опадающей листвы (по сравнению с опадом тонких корней). Доля С микробной биомассы, используемого для биосинтеза ферментов (F_ENZ=0,05), соответствует значению, предложенному Шимелом и Вайнтраубом [Schimel, Weintraub 2003]. Эффективность разложения гумуса (Y_H=0,3) была принята равной аналогичному показателю, использованному в модели ECOSYS [Grant, Pattey 1999].

Значения параметров уравнений, описывающих превращения азота в почве, были заимствованы из литературы или определены в ходе калибровки предложенных нами уравнений для расчетов скоростей реакций. Скорости минерализации и иммобилизации N (Табл. 5) помимо скоростей трансформации углеродных пулов зависят от соотношения C:N в пуле микробной биомассы и в соответствующих пулах органического вещества.

Содержание азота в разлагающемся опаде и в биомассе гетеротрофных микроорганизмов изменяется в зависимости от свойств опада, а также от количества минерального азота доступного для микробной иммобилизации. Кроме того, несколько постоянных параметров задают: ¡) минимальное отношение C:N в микробной биомассе - ncjnax (Табл.3), ii) постоянное отношение C:N в биомассе нитрификаторов - CNNITR [Grant et al. 1993a], iii) постоянное отношение C:N в биомассе денитрификаторов - CN_DEN [Van Verseveld, Stouthamer 1978], iv) эффективность разложения подстилки - NC_DC, и v) постоянное отношение C:N в некромассе микроорганизмов, которая поступает в гумус - RCNM (последние два показателя были определены в ходе калибровки модели). Параметры, контролирующие скорость иммобилизации аммония гетеротрофными микроорганизмами (MUIMNH4, K_NH4) были определены в ходе верификации модели NiCa (глава 5). Скорость иммобилизации NCV определяется величиной KM_N03 [McKenney et al. 1994] и удельной скоростью потребления (MU_IMN03).

Основные параметры, определяющие денитрификацию (Y_DN, FDEN, KM_N03, KMNO, KM_N02, KMJV20), заимствованы из опубликованных работ для лабораторных культур микроорганизмов [Koike, Hattori 1975; McKenney et al. 1994; Yoshinari et al. 1977; Zumft 1997].

Модель была верифицирована относительно экспериментальных данных для бурой лесной почвы под еловым лесом (примерно 100-летнего возраста), расположенным в Южной части Германии (48°30'N и 11°10' Е) [Butterbach-Bahl et al. 2002]. При расчетах использовали климатические данные для 1994 и 1995 годов. Почвенный профиль был разделен на 2 части мощностью 0-7,5 см - лесная подстилка и 7,5-110 см - минеральные горизонты почвы. Расчеты для этих слоев почвы проводилсь с шагом по глубине 2 см для нижних горизонтов и 2,5 см для лесной подстилки. В дальнейшем приводятся результаты расчетов потоков с поверхности почвы и общее содержание С и N в различных пулах в подстилке и в почве до глубины 30 см.

о"

£ 0.4 -

Рис.18. Сезонная динамика субстратов микробного роста (растворимый С и КНДМ) и относительной активности гетеротрофных микроорганизмов и нитрификаторов в в верхнем минеральном горизонте бурой лесной почвы (7.5 - 9.5 см с поверхности) в 1995 году. Кривые -результаты моделирования, символы - экспериментальные измерения.

На Рис. 18 показано, как модель МЮМТ описывает изменение активности микроорганизмов в зависимости от доступности соответствующих субстратов в полевых условиях. Сезонная динамика водорастворимых соединений углерода и переменная физиологического состояния для гетеротрофов, растущих в аэробных условиях, представлены на Рис. 18а. Летнее увеличение минерализационной активности и сопряженное увеличение концентрации растворимого С вызывает увеличение активности аэробных гетеротрофов. Отчетливое запаздывание между динамикой концентрации С и активностью гетеротрофов отражает время, необходимое микроорганизмам для адаптации к изменившимся условиям окружающей среды согласно уравнению 5.8 (в данном случае - к

- растворимый С

- активность гетеротрофов

......активность

нитрификаторов

300 СуТКИ 400

изменению концентрации углерода). Достаточно полное соответствие кривых указывает на то, что активность микроорганизмов определялась в этом случае доступностью растворимого углерода, а не температурой или влажностью. Динамика содержания NH4 в лесной подстилке (Рис. 18Ь) показана вместе с изменением активности автотрофных нитрификаторов, окисляющих аммоний. Сезонная динамика NH4+ хорошо соответствует относительной активности нитрификаторов в первые 150 дней года, тогда как во второй половине года модель недоучитывает концентрацию NH4+ в подстилке. Уменьшение относительной активности нитрификаторов в середине года (130-300 сутки) вызвано уменьшением относительной доли аэробного объема почв, т.е. увеличением анаэробного объема почвы, как показано на Рис. 19, и одновременным потреблением NH4'. Экспериментально измеренные и предсказываемые моделью значения эмиссии СО2 из почвы показаны на Рис. 20а. Сезонная динамика и абсолютные величины для этого показателя описываеются моделью достаточно хорошо. Учитывая стабильность запасов углерода в почвенных пулах, очевидную при более длительном анализе модели (например запасы углерода подстилки меняются в диапазоне 32,2 - 33,5 Т га"1 за 10 лет), следует констатировать, что подход использованный в MiCNiT достаточно точно описывает реальные процессы круговорота углерода.

Календарный день года Рис Годовая динамика

10р ,5.° zoo «и »о зу 01 изменения доли анаэробного объема

-- в верхних 30 см почвенного

профиля - расчет по модели для бурой лесной почвы.

На Рис. 20 Б показано соответствие модели и данных для эмиссии N20. MiCNiT в целом хорошо предсказывает сезонную динамику, однако слегка недоучитывает поток N20 из почвы в зимний и весенний период. ../ Мы проанализировали

чувствительность избранных переменных модели к варьированию свойств почвы, которые изменялись в заданном интервале. Для этого содержание глины, параметры водоудерживающей способности почвы, общее содержание почвенного С и N уменьшали или увеличивали на 25% от экспериментально измеренного значения. 25% варьирование содержания глины и общего содержания азота почти не влияло на эмиссию С02 из исследуемой почвы. Эмиссия N20, однако, сильно зависела как от содержания С в почве, так и от факторов, контролирующих степень анаэробности почвы: водоудерживающей способности и содержания глины. Наибольшее увеличение интенсивности эмиссии N20 (на 743 и 406%) было вызвано 25%-ным увеличением содержания общего углерода и максимальной полевой влагоемкости. Общее содержание азота в почве, напротив, лишь незначительно влияло на эмиссию N20.

Такие результаты свидетельствуют о том, что образование N20 было лимитировано углеродным субстратом (источником энергии) и ускорялось при увеличении доли анаэробного объема в почве. Это заключение отражает особенность изучаемой почвы, которая характеризуется избыточным поступлением азота с атмосферными выпадениями и насыщенностью экосистемы азотом. Количество микробной биомассы в почве (как С, так и N) зависело больше всего от общего содержания углерода, но относительные изменения биомассы были меньше по сравнению с таковыми для эмиссионных потоков газов. Такой результат моделирования закономерно отражает сглаженный отклик микробных пулов по

сравнению с потоками С и К, контролируемыми почвенными микроорганизмами. Относительное изменение активности гетеротрофных микроорганизмов варьировало в таком же диапазоне, как и запасы микробной биомассы (+/- 25%), в то время как активность нитрификаторов была более чувствительна к изменениям большинства протестированных факторов: ее среднегодовые значения изменялись от -70 до +295%. Такие различия могут быть обусловлены тем обстоятельством, что в 1уПС№Т гетеротрофная активность зависит от доступности С и М, тогда как активность автотрофных нитрификаторов зависит только от поступления азотных субстратов. Изменение доступности углерода также влияло и на активность нитрификации, что свидетельствует о косвенном влиянии содержания доступного углерода на процессы минерализации и иммобилизации азота.

о 7 и в

™ 21 -0 -

-50

Рис.20. Сезонная динамика эмиссии С02 из почвы: данные измерений показаны символами, результаты моделирования - кривыми для гетеротрофного дыхания и общего потока С02 из почвы (А); и сезонная динамика эмиссии ^О (Б) для бурой лесной почвы под елью в 1995 (НбяЫМ).

Необходимо отметить, что различие между скоростью разложения органического вещества в аэробных и анаэробных условиях учитывается все еще в небольшом количестве моделей, например [ОазвопуШе й а1. 2004], и не применяется в сложных экосистемных моделях, предназначенных для описания эмиссии из почвы таких парниковых газов как С02 и N¡>0.

Мы впервые включили в модель разделение микробного роста на аэробный и анаэробный в зависимости от соотношения аэробного и анаэробного объема в конкретном слое почвы. Скорость роста в этих двух случаях также зависит от количества субстрата доступного микроорганизмам в соответствующих зонах почвы. Модель учитывает снижение эффективности разложения субстрата в анаэробных условиях [МсСШ 2007], связывая относительную активность ферментов (гф гег, г„, гк уравнение 7.6) с долей аэробного объема в почве (1 -апу^.

Одна из новых особенностей МЮ№Т - это решение системы уравнений для вертикальной диффузии кислорода и азотсодержащих газов совместно с расчетом скоростей биологических превращений, приводящих к образованию и потреблению этих газов в почве (дыхание микроорганизмов, денитрификация и т.п.). Такой подход позволяет более точно рассчитывать профильное распределение и потоки всех рассматриваемых газов (02, N20, N0, N2), включая возможные отрицательные потоки на поверхности почвы (то есть потребление газов). Последняя особенность крайне важна для моделирования, так как экспериментально подтверждено, что в определенных условиях почвы могут быть стоком, а

СОг эксперимент - СОг модель

■ СОг модель, гетротрофное дыхание

т* Щ

Г*].»..«. ' .ЯА,

О 50 100 150 200 260 300 350 400

т 1,0 &

0.8-1

2~ 0.4 к £

В 02-

0.0

N^0 эксперимент - N„0 модель

»"'С-,]

50 100 150 200 250 300 350 400

Сутки

не источником N2O [Chapuis-Lardy et al. 2007], например почвы бедные азотом [Rosenkranz et al. 2006]. Для исследуемой лесной экосистемы это, однако, очень маловероятное событие из-за большого количества азота поступающего с выпадениями из атмосферы.

Согласно модели, максимальная концентрация N2O в почвенном профиле формируется на глубине приблизительно 5-7 см в нижней части лесной подстилки. Такое поведение модели хорошо соответствует выводу о расположении наиболее активной зоны образования N20 в верхних, богатых органическим веществом горизонтах, если другие факторы также способствуют этому. Если газовая диффузия затруднена из-за высокой влажности или низкой порозности почвы, наивысшая концентрация N2O может обнаруживаться на глубине 0.5 см [Wolf et al. 2011].

Еще одна отличительная особенность MiCNiT состоит в раздельном описании в модели двух типов нитрификации - автотрофной и гетеротрофной. Аммонийный азот может превращаться в аммиак (NH3) в ходе химической реакции, зависящей от величины рН почвы, и затем служит субстратом для автотрофных нитрификаторов (группы аммонийокисляющих микроорганизмов). Другая группа автотрофных нитрификаторов окисляет нитриты до нитратов. Эти реакции (автотрофная нитрификация) описываются в явном виде (Рис. 17, уравнения 7.24-7.27). Кроме этого метаболического пути N02' образуется в процессе гетеротрофной нитрификации (7.14, 7.15), которая может быть значимым источником N02" в органогенных горизонтах почвы с доминирующим грибным сообществом и превращаться в дальнейшем в NO, N2O и N2 [LaugKlin et al. 2009].

Модель MiCNiT является точечной или одномерной моделью, пригодной для описания круговорота азота и углерода в почве в полевом масштабе. Микробные процессы в почве рассматриваются в модели не изолированно, а во взаимосвязи с массопереносом в почве. Законченная структура модели и интерфейс для обмена данными позволяет включить MiCNiT в систему большего размера (экосистемную модель) для того, чтобы соединить нашу модель с другими моделями, используемыми для описания физических процессов почве, рост и метаболизм растений, микрометеорологию в пределах растительного сообщества и ландшафта.

Результаты обсуждаемой версии модели (размеры эмиссии N20, NO, и С02 ) в значительной мере зависят от варьирования свойств, определяющих воздухопроницаемость почвы, например механического состава почвы. Поэтому критически важно инициализировать модель с использованием как можно более детальных и точных данных, описывающих свойства каждого горизонта почвы и подстилки. Отсутствие такой детальной информации и вызванное этим применение обобщенной информации, характеризующей, например, тип почвы, может очень сильно влиять на окончательные результаты

Рис. 21. Сезонная динамика содержания закиси азота в верхнем 30-см слое почвы под еловым лесом (РК^КтаМ) в 1995 году: результаты получены с помощью модели

мгагг.

Расчетная динамика распределения N20 в почвенном профиле (Рис. 21) иллюстрирует возможности М1С№Т для моделирования воздействия факторов окружающей среды, таких как изменение влажности почвы и доступности субстрата, на процессы образования и потребления азотсодержащих парниковых газов.

моделирования. Поэтому мы разрабатываем альтернативную модификацию модели, которая позволит использовать МО^ГТ при отсутствии детальной информации о свойствах почвы. Это особенно важно для применения модели в региональном масштабе, так как в этом случае требуемая для настоящей версии детальная информация обычно недоступна. Несомненно, модель должна быть апробирована на большем числе различных экспериментальных участков (отличающихся от исследуемой экосистемы кислотностью почвы и насыщенностью питательными элементами). Тем не менее, на основе проведенного анализа чувствительности можно утверждать, что модель может применяться для почв с различными свойствами.

ВЫВОДЫ

1. Микробная биомасса почвы играет исключительно важную роль в превращениях азота во внутрипочвенном цикле и в экосистеме. Она является не только и не столько пассивным резервуаром, содержащим некоторое количество углерода и азота, но в первую очередь движущей силой процессов разложения и минерализации высокомолекулярных органических соединений, а также процессов азотного цикла, ответственных, в частности, за потери этого элемента из почвы. Именно в таком качестве микробная биомасса должна рассматриваться при создании математических моделей, предназначенных для описания динамики органического вещества почвы и эмиссии парниковых газов.

2. Точное определение содержания азота в микробной биомассе может быть выполнено на основе установленной гиперболической зависимости между отношением С:К в вытяжке после биоцидной обработки почвы и величиной пересчетного коэффициента

характеризующего эффективность этой биоцидной обработки.

3. Установлено, что значительная часть азота удобрений, прежде чем поступить в растения, проходит через циклы микробной иммобилизации-минерализации. Размеры микробной иммобилизации азота удобрений могут достигать 4/5 от внесенного в почву количества в течение первой недели. Измеренная в вегетационных и полевых экспериментах скорость поступления минерального азота в растения в З-б раз ниже максимально возможной скорости микробной иммобилизации азота.

4. Интенсивность продуцирования С02 после внесения субстратов различной доступности в почву зависит от эффективности роста микроорганизмов, которая, в свою очередь, определяется доступностью азота. Лимитирование роста микроорганизмов азотом приводит к уменьшению эффективности реутилизации микробной биомассы. При эпизодическом поступлении ростового субстрата в почву наблюдается его быстрое потребление без одновременного окисления до СОг, увеличение интенсивности дыхания происходит с задержкой во времени. Несбалансированность процессов потребления и дыхания приводит к уменьшению с течением времени кажущейся эффективности роста микроорганизмов в почве.

5. Эспериментальные исследования и расчеты с помощью математической модели роста микроорганизмов №Са показали взаимозависмость микробных превращений соединений азота и углерода в почве: скорость минерализации органического азота зависит от доступности углерода и энергии для микроорганизмов, также как доступность азота определяет скорость и эффективность роста микроорганизмов. Для условий лабораторного эксперимента были определены функциональные зависимости скоростей роста микроорганизмов и минерализации органического вещества почвы от наличия доступного азота.

6. Включение пула микробной биомассы, активность которой может изменяться в зависимости от доступности ростовых субстратов (С и 1М), в модель круговорота азота и углерода в почве позволяет количественно описывать и предсказывать величину

затравочного эффекта - ускорения или замедления скорости минерализации гумуса при поступлении в почву растворимых соединений азота и углерода.

7. Максимальное количество N20 и N0 в хемостатных культурах гетеротрофных бактерий, способных к нитрификации, образуется в переходном режиме роста, когда резко меняется содержание кислорода в среде. Эти результаты позволяют понять биологический механизм кратковременного увеличения эмиссии N2O из почвы после интенсивных осадков.

8. Разработанная модель MiCNiT детально описывает рост микроорганизмов, минерализацию органического вещества, все ступени денитрификации, автотрофную и гетеротрофную нитрификацию и диффузию газов в профиле почвы. С помощью MiCNiT было показано, что интенсивность использования микроорганизмами кислорода контролирует долю анаэробных зон в почве и определяет интенсивность денитрификации, нитрификации и минерализации органического вещества почвы. Соотношение NO, N2O и N2 в потоке эмиссии также зависит от динамики концентрации кислорода в почве. Предложенная модель позволяет предсказывать поток закиси азота и углекислого газа в зависимости от физико-химических условий (влажности, температуры, pH) и интенсивности биологических процессов в почве в сезонной и многолетней динамике.

СПИСОК ОСНОВНЫХ ПУБЛИКАЦИЙ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ1

1. Благодатский С.А., Паников Н.С. Количественная оценка размеров биологической иммобилизации азота в почвенных микроорганизмах // Биологические науки. 1989. № 8. С. 96-102.

2. Kudeyarov V.N., Blagodatsky S.A., Kuznetsova T. V., Larionova A.A. Carbon compensation of "extra-nitrogen" appeared after nitrogen fertilization. / In: Poda aprodukcia agroekosystemov. Sbornic 1.1990. Bratislava: DK OH 22-25, pp. 140-148.

3. Кудеяров B.H., Благодатский C.A., Ларионова A.A. Изменение внутрипочвенных потоков азота при внесении азотных удобрений // Агрохимия. 1990. № 11. С. 47-53.

4. Ананьева Н.Д., Демкина Т.С., Благодатский С.А., Самаркин В.А., Ривкина Е.М., Цыганков A.A., Гоготов И.Н., Якунин А.Ф. Микробиологические объекты в экологической системе. Экспериментальная экология. Москва: Наука; 1991. с. 48-103.

5. Евдокимов И.В., Благодатский С.А., Ларионова A.A., Розонова Л.Н., Орлинский Д.Б., Кудеяров В.Н. Скорость оборачиваемости микробной биомассы в почве в зависимости от доз азотного удобрения//Агрохимия, 1991.№ I2.C.49-56.

6. Panikov N.S., Blagodatsky S.A., Blagodatskaya J.V., Glagolev M.V. Determination of microbial mineralization activity in soil by modified Wright and Hobby method // Biology and Fertility of Soils. 1992. V. 14. P. 280-287.

7. Благодатский C.A., Ларионова A.A., Евдокимов И.В. Действие минеральных соединений азота на интенсивность дыхания и эффективность роста микроорганизмов в почве // Почвоведение. 1992. V. № 9. Р. 88-96.

8. Larionova A.A., Blagodatsky S.A., Does the nitrogen fertilization increase humus mineralization ? / In: Senesi N„ Miaño T.M. (Eds) "Humic substances in the global environment and implications in human health", Proceedings of 6th International Meeting of International humic substances society. 1993. Amsterdam: Elsevier, pp. 975-981.

9. Евдокимов И.В., Благодатский С.А., Кудеяров В.Н. Микробиологическая иммобилизация, реминерализация и поступление в растения азота удобрений // Почвоведение. 1993. № 4. С. 57-64.

' Жирным шрифтом выделены издания, рекомендуемые ВАК России для публикации результатов диссертационных работ

10. Yevdokimov I.V., Blagodatsky S.A. Nitrogen Immobilization and Remineralization by Microorganisms and Nitrogen Uptake by Plants: Interactions and Rate Calculations // Geomicrobiology Journal. 1994. V. 11. №3-4. P. 185-193.

11. Благодатский C.A,, Благодатская E.B., Розанова Л.Н. Кинетика и стратегии роста микроорганизмов в черноземной почве после длительного применения различных систем удобрений II Микробиология. 1994. Т. 63. № 2. С. 298-307.

12. Blagodatsky S.A., Richter J. Assessment of nitrogen immobilization as depend on input of available carbon by simulation of microbial growth in soil. Braunshweig; 1996. pp. 197-200.

13. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V. Extractability of microbial N as influenced by C:N ratio in the flush after drying or fumigation. Braunshweig; 1996. pp. 23-26.

14. Благодатский СЛ., Благодатская E.B. Динамика микробной биомассы и соотношение эукариотных и прокариотных микроорганизмов в серой лесной почве // Почвоведение. 1996. № 12. С. 1485-1490.

15. Harden Т., Blagodatsky S., Nieder R., Richter J. Modellierung der zeitlichen Dynamik von mikrobieller Boimasse und Nmin waehrend einer Langzeitinkubation mit Stroh // Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft. 1997. V. 25. P. 501-504.

16. Благодатский С.А., Евдокимов И.В., де Люка Т.Х. Эффективность и избирательность двух методов определения азота микробной биомассы в почве // Почвоведение. 1997. № 9. С. 1138-1147.

17. Blagodatsky S.A., Richter О. Microbial growth in soil and nitrogen turnover: a theoretical model considering the activity state of microorganisms // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 13. P. 1743-1755.

18. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V. Extractability of microbial N as influenced by C:N ratio in the flush after drying or fumigation // Biology and Fertility of Soils. 1998. V. 28. № I. P. 5-11.

19. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V., Larionova A.A., Richter J. Microbial growth in soil and nitrogen turnover: model calibration with laboratory data // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 13. P. 1757-1764.

20. Heinemeyer О., Hoeper H., Kleefish В., Blagodatski S. Differenzierung von "aktiver" und "ruhender" mikrobieller Biomasse in Boeden mittels Respirometrie. - Erprobung eines neuen Verfahrens und erste Ergebnisse von Messungen an Boeden unterschiedlicher Genese // Mitteilungen der Deutsche Bodenkundlichen Gesellschaft. 1999. V. 91. P. 626-629.

21. Blagodatsky S.A., Heinemeyer O., Richter J. Estimating the active and total soil microbial biomass by kinetic respiration analysis // Biology and Fertility of Soils. 2000. V. 32. № 1. P. 73-81.

22. Благодатская E.B., Богомолова И.Н., Благодатский C.A. Изменение экологической стратегии микробного сообщества почвы, инициированное внесением глюкозы // Почвоведение. 2001. № 5. Р. 600-608.

23. Blagodatsky S.A., Blagodatskaya E.V., Anderson Т.Н. Kinetic respiration analysis as a tool for monitoring of soil microbial communities under environmental impact // Mitteilungen der Deutsche Bodenkundlichen Gesellschaft. 2002. V. 99. P. 145-146.

24. Kudeyarov V.N., Ponizovskii A.A., Bil K.Y., et al. Soil in the intensive forestry biome at the Biosphere 2 station, Columbia university (Arizona, United States) // Eurasian Soil Science. 2002. V. 35. № Suppi. 1. P. S34-S45.

25. Благодатский С.А., Демьянова Е.Г., Кобзева Е.И., Кудеяров В.Н. Изменение эффектиности роста микроорганизмов после обогащения почвы легкодоступными субстратами // Почвоведение. 2002. № 8. С. 985-992.

26. Благодатская Е.В., Благодатский СЛ., Андерсон Т.Х. Количественная экстракция микробной ДНК из разных типов почв природных и агроценозов // Микробиология. 2003. Т. 72. №6. С. 840-846.

27. Благодатская Е.В., Хохлова О.С., Андерсон Т.Х., Благодатский С.А. Пул

экстрагируемой микробной ДНК и микробиологическая активность палеопочв Южного Приуралья // Микробиология. 2003. V. 72. № 6. Р. 847-853.

28. Понизовский А.А., Кудеяров В.Н., Благодатский С.А., Алексеев А.О., Биль К.Я., Марфи Р. Почва как компонент "Биосферы-2" // Природа. 2003. V. № 7. Р. 46-52.

29. Blagodatskii S.A., Kesik М„ Papen Н., Butterbach-Bahl К. Nitrogen oxide and nitrous oxide production by the Alcaligenesfaecalisparafaecalis culture: the influence of pH and aeration //Eurasian Soil Science. 2004. V. 37. № Suppl 1. P. S107-S110.

30. Blagodatsky S.A., Blagodatskaya E.V., Anderson Т.Н., Weigel H.J. Kinetics of substrate induced respiration of bulk soil and rhizosphere microorganisms at different levels of atmospheric C02 and N fertilization. Full Papers of the Congress EUROS01L-2004. Freiburg Germany; 2004. pp. 1-10.

31. Kesik M„ Blagodatsky S.A., Papen H., Butterbach-Bahl K. Dynamics ofN20 and NO production by Alcaligenes faecalis parafaecalis: effect of pH, temperature, substrate and oxygen supply. In: D. J. Hatch, D. R. Chadwick, S. C. Jams, et al., editors. Controlling nitrogen flows and losses: Wageningen Academic Publishers; 2004. pp. 326-328.

32. Благодатский C.A., Кесик M., Папен X., Буттербах-Баль К. Продуцирование N2O и N0 культурой Alcaligenes faecalis parafaecalis: влияние величины pH и аэрации. Эмиссия и сток парниковых газов на территории Северной Евразии. Путцино; 2004. с. 206-211.

33. Blagodatsky S.A., Blagodatskaya E.V., Anderson Т.Н., Weigel H.J. Effects of different levels of atmospheric C02 and N fertilization on soil microbial biomass: Kinetics of microbial growth of bulk soil and rhizosphere microorganisms. Biologische Senken fuer atmosphaerischen Kohlenstoff in Deutschland - Tagunsband. Vol 280. Branschweig, Germany: Hans-Joachim Weigel//Ulrich Daemmgcn; 2005. pp. 145-152.

34. Kuzyakov Y., Blagodatsky S. Approaches for priming effect modelling. 5th European Conference on Ecological Modelling. Pushchino, Russia; 2005. pp. 112-113.

35. Благодатский C.A., Благодатская E.B. Определение содержания микробного углерода в почве на основе дыхательного отклика микроорганизмов на внесение глюкозы. / В сб.: Методы исследований органического вещества почв. Россельхозакадемия - ГНУ ВНИПТИОУ.2005. Владимир, с. 385-400.

36. Евдокимов И.В., Саха С., Благодатский С.А., Кудеяров В.Н. Иммобилизация азота почвенными микроорганизмами в зависимости от доз его внесения // Почвоведение. 2005. №5. С. 581-589.

37. Blagodatsky S.A., Kesik М„ Papen Н., Butterbach-Bahl К. Production of NO and N 20 by the heterotrophic nitrifier Alcaligenes faecalis parafaecalis under varying conditions of oxygen saturation // Geomicrobiology Journal. 2006. V. 23. № 3. P. 165-176.

38. Kesik M., Blagodatsky S.A., Papen H., Butterbach-Bahl K. Effect of pH, temperature and substrate on N2O, NO and C02 production by Alcaligenes faecalis p // Journal of Applied Microbiology. 2006. V. 101. P. 655-667.

39. Kudeyarov V.N., Biel K., Blagodatsky S.A., Semenov V.M., Dem'yanova E.G., Dorodnikov M.V. Fertilizing Effect of the Increasing CO2 Concentration in the Atmosphere // Eurasian Soil Science. 2006. V. 39. № Suppl. 1. P. S6-S14.

40. Благодатская E.B., Благодатский C.A. Биомасса и дыхательная активность микробных сообществ почвы и ризосферы в полевом опыте с разным уровнем внесения азотных удобрений. / В кн.: В. Н. Кудеяров, ред. Почвенные процессы и пространственно-временная организация почв. Наука.2006. Москва, с. 185-195.

41. Благодатский С.А., Благодатская Е.В., Андерсон Т.Х., Вайгель Х.Й. Кинетика дыхательного отклика микробных сообществ почвы и ризосферы в полевом опыте с повышенной концентрацией атмосферного СОг // Почвоведение. 2006. № 3. С. 325-333.

42. Благодатский С.А., Реветнев А.А. Моделирование эмиссии закиси азота из почв с учетом оборачиваемости микробной биомассы. Материалы II Международной научно-практической конференции, посвященной 75-летию кафедры почвоведения Иркутского

Государственного Университета "Почва как связующее звено функционирования природных и антропогенно-преобразованных экосистем": Издательство ИГУ; 2006. с. 357-358.

43. Blagodatskaya E.V., Blagodatsky S.A., Anderson Т.Н., Kuzyakov У. Priming effects in Chernozem induced by glucose and N in relation to microbial growth strategies // Applied Soil Ecology. 2007. V. 37. № 1-2. P. 95-105.

44. Кудеяров B.H., Заварзин Г.А., Благодатский С.А., и др. Пулы и потоки углерода в наземных экосистемах России. Наука. 2007. Москва.

45. Blagodatskiy S.A., Avksent'ev А.А., Davydova М.А., Blagodatskaya E.V., Kurakov A.V. Nitrous Oxide Production in Soils and the Ratio of the Fungal to Bacterial Biomass // Eurasian Soil Science. 2008. V. 41. № 13. P. 1448-1455.

46. Благодатский C.A., Богомолова И.Н., Благодатская E.B. Микробная биомасса и кинетика роста микроорганизмов в черноземах при различном сельскохозяйственном использовании//Микробиология. 2008. Т. 77, № 1. С. 113-120.

47. Blagodatskaya Е„ Blagodatsky S„ Anderson Т.Н., Kuzyakov У. Contrasting effects of glucose, living roots and maize straw on microbial growth kinetics and substrate availability in soil // European Journal of Soil Science. 2009. V. 60. P. 186-197.

48. de Bruijn A.M.G., Butterbach-Bahl K., Blagodatsky S., Grate R. Model evaluation of different mechanisms driving freeze-thaw NjO emissions // Agriculture, Ecosystems & Environment. 2009. V. 133. № 3-4. P. 196-207.

49. Kuzyakov Y., Blagodatskaya E., Blagodatsky S. Comments on the paper by Kemmitt et al. (2008) «Mineralization of native soil organic matter is not regulated by the size, activity or composition of the soil microbial biomass - A new perspective»[Soil Biology & Biochemistry 40, 61-73]: The biology of the Regulatory Gate // Soil Biology and Biochemistry. 2009. V. 41. № 2. P. 435-439.

50. Якушев A.B., Благодатский C.A., Вызов Б.А. Действие дождевых червей на физиологическое состояние микробного сообщества при вермикомпостировании // . Микробиология. 2009. Т. 78. № 4. С. 565-574.

51. Dorodnikov М., Blagodatskaya Е., Blagodatsky S., Fangmeier A., Kuzyakov У. Stimulation of г- vs. К- selected microorganisms by elevated atmospheric CO2 depends on soil aggregate size // FEMS Microbiology Ecology. 2009. V. 69. P. 43-52.

52. Dorodnikov M., Blagodatskaya E., Blagodatsky S., Marhan S., Fangmeier A., Kuzyakov Y. Stimulation of microbial extracellular enzyme activities by elevated CO2 depends on soil aggregate size // Global Change Biology. 2009. V. 15. № 6. P. 1603-1614.

53. Blagodatskaya E., Blagodatsky S., Dorodnikov M., Kuzyakov Y. Elevated atmospheric C02 increases microbial growth rates in soil: results of three C02 enrichment experiments // Global Change Biology. 2010. V. 16. № 2. P. 836-848.

54. Blagodatsky S., Blagodatskaya E., YuyukinaT., Kuzyakov Y. Model of apparent and real priming effects: Linking microbial activity with soil organic matter decomposition // Soil Biology and Biochemistry. 2010. V. 42. № 8. P. 1275-1283.

55. Blagodatskaya E., Yuyukina Т., Blagodatsky S., Kuzyakov Y. Turnover of soil organic matter and of microbial biomass under C3-C4 vegetation change: Consideration of l3C fractionation and preferential substrate utilization // Soil Biology and Biochemistry. 2011. V. 43. № 1. P. 159166.

56. Blagodatskaya E., Yuyukina Т., Blagodatsky S., Kuzyakov Y. Three-source-partitionmg of microbial biomass and of C02 efflux from soil to evaluate mechanisms of priming effects // Soil Biology and Biochemistry. 2011. V. 43. № 4. P. 778-786.

57. Blagodatsky S., Grote R., Kiese R., Werner C„ Butterbach-Bahl K. Modeling of microbial carbon and nitrogen turnover in soil with special emphasis on N-trace gases emission // Plant and Soil. 2011. V. 346. P.297-330.

Напечатано с готового оригинал-макета

Подписано в печать 31.01.2012 г. Формат 60x90 1/16. Усл.печл. 2,0. Тираж 100 экз. Заказ 031.

Издательство ООО "МАКС Пресс" Лицензия ИД N 00510 от 01.12.99 г. 119992, ГСП-2, Москва, Ленинские горы, МГУ им. М.В. Ломоносова, 2-й учебный корпус, 527 к. Тел. 939-3890. Тел./факс 939-3891.

Содержание диссертации, доктора биологических наук, Благодатский, Сергей Александрович

ВВЕДЕНИЕ

1. ОБЗОР СОВРЕМЕННЫХ МЕТОДОВ ОПРЕДЕЛЕНИЯ МИКРОБНОЙ БИОМАССЫ В ПОЧВЕ И

1.1. Определение микробной биомассы в почве путем прямого экстрагирования

1.2. Методы определения микробной биомассы, основанные на оценке численности микроорганизмов в почве

1.3. Биохимические методы определения микробной биомассы в почве

1.3.1. Метод фумигации-инкубации (ФИ): принцип лежащий в основе и трудности применения.

1.3.2. Метод фумигации-экстракции (ФЭ): принцип лежащий в основе и трудности применения.

1.3.3. Определение биомассы грибов по содержанию эргостерола в почве

1.4. Физиологические методы определения микробной биомассы в почве

1.4.1. Физиологический метод определения микробной биомассы (метод субстрат-индуцированного дыхания или SIR).

1.4.2. Кинетический метод определения общей и активной микробной биомассы (SIGR метод)

1.4.3. Соотношение между величинами микробной биомассы, определяемой физиологическим и кинетическим методами.

2. РАЗРАБОТКА И УСОВЕРШЕНСТВОВАНИЕ МЕТОДОВ ОПРЕДЕЛЕНИЯ АЗОТА И УГЛЕРОДА МИКРОБНОЙ БИОМАССЫ В ПОЧВЕ

2.1. Почвы и аналитические методы

2.2. Регидратационный метод определения углерода микробной биомассы в почве

2.3. Определение азота микробной биомассы в почве регидратационным методом

2.4. Эффективность и избирательность фумигационного и регидратационного методов определения азота микробной биомассы в почве

3. МИКРОБНАЯ БИОМАССА КАК КЛЮЧЕВОЕ ЗВЕНО ВНУТРИПОЧВЕННОГО ЦИКЛА АЗОТА

3.1. Современные представления о роли микробной биомассы в иммобилизационно-минерализационных превращениях азота в почве

3.2. Скорость оборачиваемости микробной биомассы в почве в зависимости от доз азотного удобрения

3.3. Микробиологическая иммобилизация и реминерализация азота и поступление его в растения: расчет и сравнительная оценка скоростей процессов

3.3.1. Динамика распределения азота удобрений между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями.

3.3.2. Скорости иммобилизации, минерализации и потребления азота растениями.

4. СКОРОСТЬ И ЭФФЕКТИВНОСТЬ РОСТА МИКРООРГАНИЗМОВ В ПОЧВЕ В ЗАВИСИМОСТИ ОТ ДОСТУПНОСТИ УГЛЕРОДА И АЗОТА

4.1. Действие минеральных соединений азота на эффективность использования глюкозы микроорганизмами и реутилизацию микробной биомассы

4.2. Изменение эффективности роста микроорганизмов после обогащения почвы субстратами разной степени доступности.

4.3. Расчет эффективности роста микроорганизмов в почве с использованием математического моделирования

5. МОДЕЛИРОВАНИЕ ВНУТРИПОЧВЕННОГО ЦИКЛА АЗОТА С УЧЕТОМ

ФИЗИОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ МИКРООРГАНИЗМОВ

5.1. Формулировка модели NICA

5.1.1. Общие положения и переменная физиологического состояния

5.1.2. Массовый баланс углерода

5.1.3. Массовый баланс соединений азота.

5.2. Анализ модели NICA

5.2.1. Однократное внесение субстрата

5.2.2. Непрерывное поступление субстрата

5.3. Сравнение предложенных решений с существующими подходами

5.3.1. Неоднородность микробной биомассы и моделирование ее активности

5.3.2. Отношение N:C в биомассе и иммобилизационно-минерализационное равновесие

5.3.3. Отмирание микроорганизмов и реутилизация микробной биомассы

5.4. Калибровка модели NICA на основе экспериментальных данных, полученных в лабораторном эксперменте

5.4.1.Экспериментальные методы, использованные в калибровочном эксперименте

5.4.2. Применение модели для описания результатов эксперимента

5.4.3. Результаты калибровки модели и сопоставление найденных значений параметров с литературными данными

5.4.4. Азот микробной биомассы: иммобилизация 15N и определение коэффициента экстрагируемости

6. ПРОДУЦИРОВАНИЕ ОКСИДОВ АЗОТА В ПРОЦЕССЕ ГЕТЕРОТРОФНОЙ НИТРИФИКАЦИИ У БАКТЕРИЙ: ЭКСПЕРИМЕНТЫ И МОДЕЛИРОВАНИЕ

6.1. Роль гетеротрофной нитрификации в образовании оксидов азота: состояние вопроса и нерешенные проблемы

6.2. Культивирование микроорганизмов

6.3. Аналитические методы

6.4. Результаты экспериментов: влияние колебаний в уровне кислорода на продуцирование окиси и закиси азота культурой А. /аесаИя виЬзр. рага/аесаИ$.

6.5. Скорости продуцирования N0 и N20 культурой А./аесаШ виЬвр. рага/аесаШ: сравнение с данными, имеющимися в литературе

6.6. Моделирование ускоренного образования N0 и N20 культурой гетеротрофных нитрификаторов в переходном режиме снабжения кислородом

6.7. Гетеротрофная нитрификация -взаимосвязь между аэробным метаболизмом и денитрификацией

7. МОДЕЛИРОВАНИЕ ЦИКЛОВ АЗОТА И УГЛЕРОДА В ПОЧВЕ ДЛЯ ОЦЕНКИ

ЭМИССИИ ПАРНИКОВЫХ ГАЗОВ

7.1. Главные постулаты и общая структура модели

7.2. Круговорот углерода и рост гетеротрофных микроорганизмов

7.3. Разложение растительных остатков и почвенного гумуса

7.4. Внутрипочвенный цикл азота

7.5. Денитрификация - расчет скоростей процессов и активности ферментов

7.6. Автотрофная нитрификация: рост микроорганизмов и скорости трансформации азота

7.7. Динамика подвижных соединений и потери азота из почвы

7.8. Программирование, требование модели к входным данным и переменные, получаемые на выходе

7.9. Верификация модели

7.10. Обсуждение результатов моделирования

7.10.1. Рост микроорганизмов в почве и разложение органического вещества

7.10.2. Круговорот азота в почве и описание денитрификации в модели 1УПС№Т

7.10.3. Образование оксидов азота при нитрификаци

Введение Диссертация по биологии, на тему "Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве"

Актуальность темы

Почвенные микроорганизмы контролируют потоки углерода и азота в биосфере, осуществляя такие ключевые процессы, как деструкция и минерализация органического вещества почвы, иммобилизация азота, нитрификация, денитрификация и азотфиксация [Кудеяров, 1989; Умаров и др., 2007]. Понимание фундаментальных основ этих процессов становится в последнее время особенно актуальным из-за глобальных изменений природной среды и климата, вызванных деятельностью человека. Согласно концепции предельных изменений биосферы [Яоск^гот е1 а1., 2009], пороговые значения трех из девяти взаимосвязанных условий, необходимых для поступательного развития человеческой цивилизации, уже нарушены (Рис.1). Самая критическая ситуация (наряду с изменением климата и уменьшением биоразнообразия) сложилась в связи с влиянием человека на глобальный цикл азота. Скорость, с которой инертная форма азота (N2) удаляется из атмосферы и переводится посредством химических реакций в промышленности в т.н. реакционноспособные формы, используемые для нужд человека, выросла до 120 млн т в год. Эта величина превышает суммарные скорости всех природных процессов на суше и почти в 4 раза выше величины, критической для устойчивого функционирования экосистем планеты (35 млн т в год). Азот в виде нитритов, нитратов, мочевины и в органической форме приводит к эвтрофикации и загрязнению наземных и водных экосистем, а в форме газообразных оксидов и аммиака загрязняет атмосферу и усиливает парниковый эффект.

Для смягчения и предотвращения негативных последствий нарушения цикла азота необходимо точное описание микробиологических процессов превращения соединений азота. Количественная характеристика цикла азота в почве особенно важна при рассмотрении наземных экосистем.

Аэрозольное загрязнение атмосферы

Уменьшение биоразнообразия

Изменение землепользования

Химическое загрязнение "

Изменение климата

Подкисление океана

Уменьшение озона в стратосфере

Цикл азота (нарушение биогеохимических потоков)

Запасы пресной I воды

Цикл фосфора (нарушение биогеохимических потоков)

Рис.1. Превышение пороговых значений: внутреннее зеленое кольцо представляет собой предполагаемое безопасное пространство для функционирования 9 планетарных систем, Красные и зеленые сектора отражают текущее состояние для каждого показателя.

Химически связанный азот атмосферы поступает в почву в виде минеральных азотных удобрений, которые, помимо потребления растениями, закрепляются в органической форме в почве, вымываются за пределы почвенного профиля и улетучиваются в атмосферу в виде газообразных соединений азота. Относительные пропорции этих потоков определяются особенностями и интенсивностью внутрипочвенного цикла азота для конкретных почвенных условий. Почвы являются основным источником N2O, который составляет около 60-70% от глобального бюджета атмосферного N2O [Conrad,

2002]. Таким образом, в основном почвенная эмиссия ответственна за увеличение концентрации этого парникового газа в атмосфере.

Накопленные научные сведения позволяют говорить о смене парадигмы о полной зависимости растений от доступности минерального азота в почве [Schimel, Bennett, 8

2004] и требуют точного количественного описания скоростей иммобилизации и минерализации азота в почве с учетом конкуренции микроорганизмов и растений за органический и минеральный азот.

Огромное разнообразие микроорганизмов, ответственных за осуществление азотного цикла в природе, а также сложность и многообразие бихимических превращений в микробных клетках затрудняют разработку моделей, согласованно описывающих активность микроорганизмов и круговорот макроэлементов в почве. Поэтому модели динамики почвенного органического вещества обычно не учитывают особенности микробного метаболизма в почве или рассматривают микробную биомассу как пассивный пул органического вещества. Однако для точного и надежного описания обмена парниковых газов между почвой и атмосферой необходимо использовать процессно-ориентированные модели, в явном виде описывающие динамику микробной биомассы в почве.

Цель работы

Усовершенствование системы методов оценки микробной биомассы и ее активности в почве и разработка модели круговорота азота и углерода в почве, описывающей динамику микробной биомассы и пригодной для расчета экосистемных

ПОТОКОВ СОг и N20 из почвы.

Задачи исследования.

- Разработка и усовершенствование методов определения азота и углерода микробной биомассы, применимых для ее количественного описания при моделировании.

- Определение скоростей оборачиваемости С и N микробной биомассы и эффективности роста микроорганизмов в почве в зависимости от доступности азота и углерода и присутствия растений.

- Оценка использования растениями реминерализованного азота почвенной микробной биомассы по динамике распределения меченого азота между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями.

- Разработка модели внутрипочвенного цикла азота, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов.

- Количественное описание круговорота азота и углерода в почве и эмиссии парниковых газов (СОг и N20) в зависимости от климатических и экологических факторов с помощью разработанной новой модели встроенной в мультимодульную экосистемную модель МоЕНЬЕ.

Заключение Диссертация по теме "Микробиология", Благодатский, Сергей Александрович

Выводы

Микробная биомасса почвы играет исключительно важную роль в превращениях азота во внутрипочвенном цикле и в экосистеме. Она является не только и не столько пассивным резервуаром, содержащим некоторое количество углерода и азота, но в первую очередь движущей силой процессов разложения и минерализации высокомолекулярных органических соединений, а также процессов азотного цикла, ответственных, в частности, за потери этого элемента из почвы. Именно в таком качестве микробная биомасса должна рассматриваться при создании математических моделей, предназначенных для описания динамики органического вещества почвы и эмиссии парниковых газов. Точное определение содержания азота в микробной биомассе может быть выполнено на основе установленной гиперболической зависимости между отношением в вытяжке после биоцидной обработки почвы и величиной пересчетного коэффициента кн, характеризующего эффективность этой биоцидной обработки.

Установлено, что значительная часть азота удобрений, прежде чем поступить в растения, проходит через циклы микробной иммобилизации-минерализации. Размеры микробной иммобилизации азота удобрений могут достигать 4/5 от внесенного в почву количества в течение первой недели. Измеренная в вегетационных и полевых экспериментах скорость поступления минерального азота в растения в 3-6 раз ниже максимально возможной скорости микробной иммобилизации азота.

4. Интенсивность продуцирования СО2 почвенными микроорганизмами после внесения субстратов различной доступности непосредственно в почву зависит от эффективности роста микроорганизмов, которая, в свою очередь, определяется доступностью азота. При эпизодическом поступлении ростового субстрата в почву наблюдается его интенсивное потребление без окисления до СО2.

6. Включение пула микробной биомассы, активность которой может изменяться в зависимости от доступности ростовых субстратов (С и Ы), в модель круговорота азота и углерода в почве позволяет количественно описывать и предсказывать величину затравочного эффекта - ускорения или замедления скорости минерализации гумуса при поступлении в почву растворимых соединений азота и углерода.

7. Максимальное количество N20 и N0 в хемостатных культурах гетеротрофных бактерий, способных к нитрификации, образуется в переходном режиме роста, когда резко меняется содержание кислорода в среде. Эти результаты позволяют понять биологический механизм кратковременного увеличения эмиссии N20 из почвы после интенсивных осадков.

8. Разработанная модель МЮ№Т детально описывает рост микроорганизмов, минерализацию органического вещества, все ступени денитрификации, автотрофную и гетеротрофную нитрификацию и диффузию газов в профиле почвы. С помощью МЮЫГГ было показано, что интенсивность использования микроорганизмами кислорода контролирует долю анаэробных зон в почве и определяет интенсивность денитрификации, нитрификации и минерализации органического вещества почвы. Соотношение N0, N20 и N2 в потоке эмиссии также зависит от динамики концентрации кислорода в почве. Предложенная модель позволяет предсказывать поток закиси азота и углекислого газа в зависимости от физико-химических условий (влажности, температуры, рН) и интенсивности биологических процессов в почве в сезонной и многолетней динамике.

Заключение

В диссертационной работе изложены авторские исследования роли и значения микробной биомассы в круговороте азота в почве и продуцировании парниковых газов (С02 и N20). В своих исследованиях превращений азота в экспериментах разного масштаба: от лабораторной культуры микроорганизмов до однородного участка почвенного покрова мы опирались на несколько основопологающих принципов, которые позволили добиться успешных результатов. Так как большинство процессов превращения азота в почве имеют биологическую природу, мы опирались в своих экспериментах и теоретических построениях на знании количественных закономерностей роста и метаболизма микроорганизмов, работатя на стыке микробиологии и почвоведения. Использование математического моделирования для анализа обнаруженных зависимостей, раскрытия механизмов процессов круговорота азота и углерода в почве и прогноза изменений, вызванных внешними биогенными и физико-химическими факторами позволило прийти к конкретным выводам и определить достоверность полученных результатов.

Основой для экспериментальных исследований и верификации предложенных моделей послужила разработка новых методических подходов. В диссертации доказана целесообразность применения регидратационного метода определения азота микробной биомассы для количественных исследований роли микроорганизмов в азотном питании растений. Предложенная модификация фумигационного и регидратационного методов определения азота микробной биомассы в почве, основанная на измерении отношения С:И в почвенных экстрактах после фумигации или регидратации позволяет получать более точные и надежные данные, необходимые для проверки новых концепций.

Успех в исследованиях был достигнут во многом за счет комплексного подхода, рассматривающего циклы азота и углерода в почве с учетом их взаимозависимости. Так, впервые была определена зависимость изменения скорости оборачиваемости микробной биомассы от доступности азота и углерода в почве. Установлено, что поток азота и углерода через микробную биомассу меняется при наличии растений и в зависимости от количества вносимых удобрений. Было обнаружено, что внесение азота может подавлять или стимулировать дыхание почвы в зависимости от наличия доступного источника углерода и энергии.

В качестве завершающего шага во всех разделах работы мы старались выстроить концептуальную схему, объясняющую механизмы процессов и взаимодействий, и, если это было возможно, разработать математическую модель для количественного описания и прогноза явлений. Нами была разработана новая модель (№Са), описывающая рост микроорганизмов в почве, минерализацию органического вещества и внутрипочвенный цикл азота. Использованный подход основан на классических уравнениях микробного роста с включением переменной физиологического состояния, которая характеризует микробную активность. Новая модель способна описывать такие особенности микробного роста в почве, как 1) переход популяции микроорганизмов из активного в покоящееся состояние при лимитировании роста углеродом или азотом; 2) «затравочный эффект», т.е. изменение скорости разложения нерастворимого органического вещества почвы при росте микроорганизмов на легкодоступном субстрате; 3) уменьшение эффективности микробного биосинтеза при дефиците азота.

Развитие этих модельных построений было сделано в ходе раработки модели МЮМТ. В ней впервые на основе современных научных представлений были одновременно смоделированы следующие почвенные процессы: разложение и минерализация растительных остатков и почвенного гумуса; динамика микробной биомассы (С и 14); денитрификация с описанием образования и потребления интермедиатов; автотрофная нитрификация с описанием роста нитрификаторов и процесса денитрификации у нитрификаторов; гетеротрофная нитрификация, хемоденитрификация и азотфиксация. Динамическое изменение соотношения между аэробной и анаэробной частями почвы и транспорт газов и растворимых субстратов между этими зонами и по профилю почвы завершает систему уравнений в новой модели М1С№Т, которая была встроена в мультимодульную экосистемную модель МоВШЕ и может использоваться для расчета интенсивности эмиссии парниковых газов (СОг, N20, N0) разными почвами, а в перспективе - и для оценки и инвентаризации потоков парниковых газов в региональном и глобальном масштабах.

Библиография Диссертация по биологии, доктора биологических наук, Благодатский, Сергей Александрович, Пущино

2. Kudeyarov V.N., Blagodatsky S.A., Kuznetsova T.V., Larionova A.A. Carbon compensation of "extra-nitrogen" appeared after nitrogen fertilization. / In: Poda aprodukcia agroekosystemov. Sbornic 1.1990. Bratislava: DK OH 22-25, pp. 140-148.

4. Ананьева Н.Д., Демкина Т.С., Благодатский С.А., Самаркин В.А., Ривкина Е.М., Цыганков А.А., Гоготов И.Н., Якунин А.Ф. Микробиологические объекты в экологической системе. Экспериментальная экология. Москва: Наука; 1991. с. 48-103.

5. Евдокимов И.В., Благодатский С.А., Ларионова А.А., Розонова Л.Н., Орлинский Д.Б., Кудеяров В.Н. Скорость оборачиваемости микробной биомассы в почве в зависимости от доз азотного удобрения // Агрохимия. 1991. № 12. С. 49-56.

6. Panikov N.S., Blagodatsky S.A., Blagodatskaya J.V., Glagolev M.V. Determination of microbial mineralization activity in soil by modified Wright and Hobby method //Biology and Fertility of Soils. 1992. V. 14. P. 280-287.

8. Евдокимов И.В., Благодатский C.A., Кудеяров В.Н. Микробиологическая иммобилизация, реминерализация и поступление в растения азота удобрений // Почвоведение. 1993. № 4. С. 57-64.

9. Yevdokimov I.V., Blagodatsky S.A. Nitrogen Immobilization and Remineralization by Microorganisms and Nitrogen Uptake by Plants: Interactions and Rate Calculations // Geomicrobiology Journal. 1994. V. 11. № 3-4. P. 185-193.

10. Благодатский C.A., Благодатская E.B., Розанова Л.Н. Кинетика и стратегии роста микроорганизмов в черноземной почве после длительного применения различных систем удобрений // Микробиология. 1994. Т. 63. № 2. С. 298-307.

11. Жирным шрифтом выделены издания, рекомендуемые ВАК России для публикации результатов диссертационных работ

12. Blagodatsky S.A., Richter J. Assessment of nitrogen immobilization as depend on input of available carbon by simulation of microbial growth in soil. Braunshweig; 1996. pp. 197-200.

13. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V. Extractability of microbial N as influenced by C:N ratio in the flush after drying or fumigation. Braunshweig; 1996. pp. 23-26.

14. Благодатский C.A., Благодатская E.B. Динамика микробной биомассы и соотношение эукариотных и прокариотных микроорганизмов в серой лесной почве//Почвоведение. 1996. № 12. С. 1485-1490.

18. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V. Extractability of microbial N as influenced by C:N ratio in the flush after drying or fumigation // Biology and Fertility of Soils. 1998. V. 28. № l.P. 5-11.

20. Blagodatsky S.A., Heinemeyer O., Richter J, Estimating the active and total soil microbial biomass by kinetic respiration analysis // Biology and Fertility of Soils. 2000. V. 32. № l. p. 73-81.

21. Благодатская E.B., Богомолова И.Н., Благодатский C.A. Изменение экологической стратегии микробного сообщества почвы, инициированное внесением глюкозы // Почвоведение. 2001. № 5. Р. 600-608.

22. Blagodatsky S.A., Blagodatskaya E.V., Anderson Т.Н. Kinetic respiration analysis as a tool for monitoring of soil microbial communities under environmental impact // Mitteilungen der Deutsche Bodenkundlichen Gesellschaft. 2002. V. 99. P. 145-146.

23. Kudeyarov V.N., Ponizovskii A.A., Bil K.Y., et al. Soil in the intensive forestry biome at the Biosphere 2 station, Columbia university (Arizona, United States) // Eurasian Soil Science. 2002. V. 35. № Suppl. 1. P. S34-S45.

24. Благодатский C.A., Демьянова Е.Г., Кобзева Е.И., Кудеяров В.Н. Изменение эффектиности роста микроорганизмов после обогащения почвы легкодоступными субстратами // Почвоведение. 2002. № 8. С. 985-992.

25. Благодатская Е.В., Благодатский С.А., Андерсон Т.Х. Количественная экстракция микробной ДНК из разных типов почв природных и агроценозов // Микробиология. 2003. Т. 72. № 6. С. 840-846.

26. Благодатская Е.В., Хохлова О.С., Андерсон Т.Х., Благодатский С.А.

27. Пул экстрагируемой микробной ДНК и микробиологическая активность палеопочв Южного Приуралья // Микробиология. 2003. V. 72. № 6. Р. 847-853.

29. Blagodatskii S.A., Kesik М., Papen Н., Butterbach-Bahl К. Nitrogen oxide and nitrous oxide production by the Alcaligenes faecalisparafaecalis culture: the influence of pH and aeration // Eurasian Soil Science. 2004. V. 37. № Suppl 1. P. S107-S110.

30. Благодатский C.A., Кесик M., Папен X., Буттербах-Баль К. Продуцирование N2O и NO культурой Alcaligenes faecalis parafaecalis: влияние величины pH и аэрации. Эмиссия и сток парниковых газов на территории Северной Евразии. Пущино; 2004. с. 206-211.

31. Kuzyakov Y., Blagodatsky S. Approaches for priming effect modelling. 5th European Conference on Ecological Modelling. Pushchino, Russia; 2005. pp. 112113.

32. Евдокимов И.В., Саха С., Благодатский С.А., Кудеяров В.Н. Иммобилизация азота почвенными микроорганизмами в зависимости от доз его внесения // Почвоведение. 2005. № 5. С. 581-589.

33. Blagodatsky S.A., Kesik М., Papen Н., Butterbach-Bahl К. Production of NO and N2O by the heterotrophic nitrifier Alcaligenes faecalis parafaecalis under varying conditions of oxygen saturation // Geomicrobiology Journal. 2006. V. 23. № 3.P. 165-176.

34. Kesik M., Blagodatsky S.A., Papen H., Butterbach-Bahl K. Effect of pH, temperature and substrate on N2O, NO and CO2 production by Alcaligenes faecalis p //Journal of Applied Microbiology. 2006. V. 101. P. 655-667.

35. Kudeyarov V.N., Biel K., Blagodatsky S.A., Semenov V.M., Dem'yanova E.G., Dorodnikov M.V. Fertilizing Effect of the Increasing CO2 Concentration in the Atmosphere // Eurasian Soil Science. 2006. V. 39. № Suppl. 1. P. S6-S14.

36. Благодатский С.А., Благодатская Е.В., Андерсон Т.Х., Вайгель Х.Й. Кинетика дыхательного отклика микробных сообществ почвы и ризосферы в полевом опыте с повышенной концентрацией атмосферного СОг // Почвоведение. 2006. № 3. С. 325-333.

37. Blagodatskaya E.V., Blagodatsky S.A., Anderson Т.Н., Kuzyakov Y. Priming effects in Chernozem induced by glucose and N in relation to microbial growth strategies // Applied Soil Ecology. 2007. V. 37. № 1-2. P. 95-105.

38. Кудеяров B.H., Заварзин Г.А., Благодатский C.A., и др. Пулы и потоки углерода в наземных экосистемах России. Наука. 2007. Москва.

39. Blagodatskiy S.A., Avksent'ev А.А., Davydova М.А., Blagodatskaya E.V., Kurakov A.V. Nitrous Oxide Production in Soils and the Ratio of the Fungal to Bacterial Biomass // Eurasian Soil Science. 2008. V. 41. № 13. P. 1448-1455.

40. Благодатский C.A., Богомолова И.Н., Благодатская E.B. Микробная биомасса и кинетика роста микроорганизмов в черноземах при различном сельскохозяйственном использовании // Микробиология. 2008. Т. 77. № 1. С. 113-120.

41. Якушев A.B., Благодатский C.A., Вызов Б.А. Действие дождевых червей на физиологическое состояние микробного сообщества при вермикомпостировании // Микробиология. 2009. Т. 78. № 4. С. 565-574.

42. Dorodnikov М., Blagodatskaya Е., Blagodatsky S., Fangmeier А., Kuzyakov Y. Stimulation of r- vs. K- selected microorganisms by elevated atmospheric C02 depends on soil aggregate size // FEMS Microbiology Ecology. 2009. V. 69. P. 43-52.

43. Dorodnikov M., Blagodatskaya E., Blagodatsky S., Marhan S., Fangmeier A., Kuzyakov Y. Stimulation of microbial extracellular enzyme activities by elevated CO2 depends on soil aggregate size // Global Change Biology. 2009. V. 15. № 6. P. 1603-1614.

44. Blagodatskaya E., Blagodatsky S., Dorodnikov M., Kuzyakov Y. Elevated atmospheric CO2 increases microbial growth rates in soil: results of three C02enrichment experiments // Global Change Biology. 2010. V. 16. № 2. P. 836-848.

45. Blagodatsky S., Blagodatskaya E., Yuyukina T., Kuzyakov Y. Model of apparent and real priming effects: Linking microbial activity with soil organic matter decomposition // Soil Biology and Biochemistry. 2010. V. 42. № 8. P. 1275-1283.

46. Blagodatskaya E., Yuyukina T., Blagodatsky S., Kuzyakov Y. Three-source-partitioning of microbial biomass and of CO2 efflux from soil to evaluate mechanisms of priming effects // Soil Biology and Biochemistry. 2011. V. 43. № 4. P. 778-786.

47. Blagodatsky S., Grote R., Kiese R., Werner C., Butterbach-Bahl K. Modeling of microbial carbon and nitrogen turnover in soil with special emphasis on N-trace gases emission // Plant and Soil. 2011. V. 346. P.297-330.1. Литература

48. Аристовская T.B. Теоретические аспекты проблемы численности, биомассы и продуктивности микроорганизмов. / Вопросы численности, биомассы и продуктивности почвенных микроорганизмов. Наука. 1972. Ленинград, с. 7-20.

49. Абу-Эль-Нага С.А., Паников Н.С., Звягинцев Д.Г. Кинетический анализ кривых дыхания почв // Вестник МГУ сер 17 почвоведение. 1983. № 4. С. 40-48.

50. Благодатская Е.В., Хомутова Т.Э., Демьянова Е.Г. Влияние высушивания и термической обработки на доминирующую экологическую стратегию микробного сообщества почвы под сеяным лугом // Агрохимия. 2002. № 7. С. 61-66.

51. Благодатская Е.В., Хохлова О.С., Андерсон Т.Х., Благодатский С.А. Пул экстрагируемой микробной ДНК и микробиологическая активность палеопочв Южного Приуралья // Микробиология. 2003. Т. 72. № 6. С. 847-853.

52. Благодатский С.А., Благодатская Е.В. Динамика микробной биомассы и соотношение эукариотных и прокариотных микроорганизмов в серой лесной почве//Почвоведение. 1996. № 12. С. 1485-1490.

53. Благодатский С.А., Благодатская Е.В., Горбенко А.Ю., Паников Н.С. Регидратационный метод определения микробной биомассы в почве // Почвоведение. 1987. № 4. С. 64-71.

54. Благодатский С.А., Благодатская Е.В., Розанова JT.H. Кинетика и стратегии роста микроорганизмов в черноземной почве после длительного применения различных систем удобрений // Микробиология. 1994. Т. 63. № 2. С. 298-307.

55. Благодатский С.А., Богомолова И.Н., Благодатская Е.В. Микробная биомасса и кинетика роста микроорганизмов в черноземах при различном сельскохозяйственном использовании // Микробиология. 2008. Т. 77. №1 С.113-120.

56. Благодатский С.А., Евдокимов И.В., де Люка Т.Х. Эффективность и избирательность двух методов определния азота микробной биомассы в почве//Почвоведение. 1997. № 9. С. 1138-1147.

57. Благодатский С.А., Ларионова A.A., Евдокимов И.В. Действие минеральных соединений азота на интенсивность дыхания и эффективность роста микроорганизмов в почве // Почвоведение. 1992. № 9. С. 88-96.

58. Благодатский С.А., Паников Н.С., Самойлов Т.И. Влияние агротехнических приемов на динамику запасов микробного азота в серой лесной почве // Почвоведение. 1989. № 2. С. 52-60.

59. Бочкарев А.Н., Кудеяров В.Н. Определение нитратов в почве, воде и растениях // Химия в сельском хозяйстве. 1982. Т. 20. № 4. С. 49-51.

60. Горбенко А.Ю., Паников Н.С. Количественное описание динамики роста гетеротрофных микроорганизмов в почве в связи с первичным продукционным процессом в биогеоценозе // Журнал общей биологии. 1989. Т. L. № 1.С. 38-59.

61. Гузев B.C., Бондаренко Н.Г., Вызов Б.А., Мирчинк Т.Г., Звягинцев Д.Г. Структура инициированного микробного сообщества как интегральный метод оценки микробиологического состояния почвы // Микробиология. 1980. Т. 49. № 1.С. 134-140.

62. Демкина Т.С., Мирчинк Т.Г. Определение грибной биомассы методом мембранных фильтров // Микология и фитопатология. 1983. Т. 17. № 6. С. 517-520.

63. Дорофеев А.Г., Паников Н.С. Количественное описание роста микроорганизмов в периодической культуре в зависимости от состояния инокулята// Микробиология. 1991. Т. 60. № 4. С. 652-660.

64. Еремеев Н.Л., Карякин A.A., Казанская Н.Ф. Кинетика растворения твердых белковых субстратов протеиназами: выбор механизма реакции // Биохимия. 1989. Т. 54. С. 503-510.

65. Звягинцев Д.Г. Почва и микроорганизмы 1987. М.: МГУ.

66. Звягинцев Д.Г. (Ред.) Методы почвенной микробиологии и биохимии. 1991. Москва: МГУ.

67. Звягинцев Д.Г., Дмитриев Е.А., Кожевин П.А. О люминесцентно-микроскопическом изучении почвенных микроорганизмов // Микробиология. 1978. Т. 47. С. 1091-1096.

68. Костычев П.А. Избранные труды по физиологии и биохимии микроорганизмов. Vol 2. 1956. M.: Изд-во АН СССР.

69. Кураков A.B., Попов А.И., Евдокимов И.В. Гетеротрофная нитрификация в почве // Почвоведение. 2001. № 10. С. 1250-1260.

70. Кураков A.B., Попов А.И., Евдокимов И.В., Култышева Е.М. Нитрифицирующая активность почвенных микроскопических грибов на питательных средах и в стерильной почве // Вестник МГУ сер 17 почвоведение. 1995. № 1. С. 54-62.

71. Кудеяров В.Н. Колометрическое определение аммонийного азота в почвах и растениях феноловым методом // Агрохимия. 1965. № 6. С. 146150.

72. Кудеяров В.Н. К методике определения общего азота в почвах и растениях//Агрохимия. 1972. № 11. С. 129-132.

73. Кудеяров В.Н. Цикл азота в почве и эффективность удобрений. 1989. М.: Наука.

74. Кудеяров В.Н., Егорова Е.Ф. Метод подготовки образцов для масс-спректрометрического определения различных форм азота в почве // Агрохимия. 1974. № 11. С. 129-132.

75. Ларионова A.A., Розонова Л.Н., Самойлов Т.Н. Динамика газообмена в профиле серой лесной почвы // Почвоведение. 1988. № 11. С. 68-74.

76. Ларионова A.A., Розонова Л.Н., Стрекозова В.И., Самойлов Т.Н. Влияние различных агроприемов на скорость газообмена серой лесной почвы // Агрохимия. 1988. № 9. С. 75-87.

77. Мирчинк Т.Г., Паников Н.С. Современные подходы к оценке биомассы и продуктивности грибов и бактерий в почве // Успехи микробиологии. 1985. Т. 20. С. 198-226.

78. Мунблит В.Я., Тальрозе B.JL, Трофимов В.И. Термоинактивация микроорганизмов. 1985. М.

79. Наниташвили А.П., Конниц В.А., Черников В.А. Термографическая характеристика гумусовых кислот коричневых почв Грузии // Изв ТСХА. 1975. №6. С. 113-126.

80. Орлов Д.С., Гришина JI.A. Практикум по химии гумуса. 1981. Москва: Изд-во МГУ.

81. Паников Н.С. Кинетика роста микроорганизмов: общие закономерности и экологические приложения. 1992. Москва: Наука.

82. Паников Н.С., Палеева М.В., Дедыш С.Н., Дорофеев А.Г. Кинетические методы определения биомассы и активности различных групп почвенных микроорганизмов // Почвоведение. 1991. № 8. С. 109-120.

83. Паников Н.С., Палеева М.В., Куличевская И.С., Глаголев М.В. Вклад бактерий и грибов в эмиссию СОг из почвы. / Г. А. Заварзин, Дыхание почвы.1993. Пущино, с. 33-51.

84. Перт Д. Основы культивирования микроорганизмов и клеток. 1978. Москва: Мир.

85. Тарвис Т.Б. Использование поглощенного микроорганизмами азота удобрений растениями в зависимости от их биологических особенностей. / In: Круговорот и баланс азота в системе: почва удобрение - растение -вода. 1979. Москва: Наука, с. 199-201.

86. Тарвис Т.В. О мобилизации в почве азота, поглощенного микроорганизмами. / Вопросы численности, биомассы и продуктивности почвенных микроорганизмов. Наука.1972. JL, с. 117-192.

87. Тарвис Т.В. Использование растениями азота удобрений, поглощенного микроорганизмами. / Азот в земледелии нечерноземной полосы. Колос.1973. Ленинград, с. 181-212.

88. Умаров М.М., Кураков А.В., Степанов А.Л. Микробиологическая трансформация азота в почве. Изд-во Геос. 2007. М.

89. Филипас Н.А. Трансформация иммобилизованного азота удобрения в дерново-подзолистых почвах // Агрохимия. 1985. № 6. С. 27-34.

90. Хмельницкий Р.А., Лукашенко И.М., Калинкевич Р.А., Кончиц В.А., Бродский Е.С. Исследование кинетики термического разложения высокомолекулярных соединений методом пиролитической масс-спектрометрии // Изв ТСХА. 1975. № 6. С. 170-174.

91. Хомутова Т.Э., Демкина Т.С., Демкин В.А. Оценка суммарной и активной микробной биомассы разновозрастных подкурганных палеопочв // Микробиология. 2004. Т. 73. № 2. С. 241-247.

92. Adams Т.М., Laughlin R.J. The effects of agronomy on the carbon and nitrogen contained in the soil biomass //J Agric Sci. 1981. V. 97. № 2. P. 319327.

93. Akimenko V.K., Trutko S.M., Medentsev A.G., Korobov V.P. Distribution of cyanide-resistant respiration among yeasts and bacteria and its relation to oversynthesis of metabolites // Archives of Microbiology. 1983. V. 136. № 3. P. 234-241.

94. Almeida J.S., Reis M.A.M., Carrondo M.J.T. A unifying kinetic model of denitrification // Journal of Theoretical Biology. 1997. V. 186. P. 241-249.

95. Amato M., Ladd J.N. Assay for microbial biomass based on ninhydrin-reactive nitrogen in extracts of fumigated soils // Soil Biology and Biochemistry. 1988. V. 20. № 1. P. 107-114.

96. Anderson J.P.E., Domsch K.H. Mineralization of bacteria and fungi in chloroform fumigated soils // Soil Biology and Biochemistry. 1978. V. 10. № 3.P. 207-213.

97. Anderson J.P.E., Domsch K.H. A physiological method for the quantative measurement of microbial biomass in soils // Soil Biology and Biochemistry. 1978. V. 10. №3. P. 215-221.

98. Anderson J.P.E., Domsch K.H. Quantity of plant nutrients in the microbial biomass of selected soils // Soil Science. 1980. V. 130. P. 211-216.

99. Anderson T.H., Domsch K.H. Maintenance carbon requirements of actively metabolizing microbial populations under in situ conditions // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. № 2. P. 197-203.

100. Anderson T.H., Joergensen R. Relationship between SIR and FE estimates of microbial biomass C in deciduous forest soils at different pH // Soil Biology and Biochemistry. 1997. V. 29. № 7. P. 1033-1042.

101. Arah J.R.M., Smith K.A. Steady-state denitrification in aggregated soils: a mathematical model // J Soil Sci. 1989. V. 40. P. 139-149.

102. Arah J.R.M., Vinten A.J.A. Simplified models of anoxia and denitrification in aggregated and simple-structured soils // European Journal of Soil Science. 1995. V. 46. №4. P. 507-517.

103. Arneth A., Sitch S., Bondeau A., et al. From biota to chemistry and climate: towards a comprehensive description of trace gas exchange between the biosphere and atmosphere // Biogeosciences. 2010. V. 7. № 1. P. 121-149.

104. Arts P.A.M., Robertson L.A., Kuenen J.G. Nitrification and denitrification by Thiosphaera pantotropha in aerobic chemostat cultures // FEMS Microbiology Ecology. 1995. V. 18. №4. P. 305-315.

105. Ayanaba A., Tuckwell S.B., Jenkinson D.S. The effects of clearing and cropping on the organic reserves and biomass of tropical forest soils // Soil Biology and Biochemistry. 1976. V. 8. № 6. P. 519-527.

106. Azam F., Malik K.A., Hussain F. Microbial biomass and mineralization-immobilization of nitrogen in some agricultural soils // Biology and Fertility of Soils. 1986. V. 2. № 3. P. 157-163.

107. Azam F., Mulvaney R.L., Stevenson F.J. Synthesis of 15N-labelled microbial biomass in soil in situ and extraction of biomass N // Biology and Fertility of Soils. 1989. V. 7. № 2. P. 180-185.

108. Azam F., Stevenson F.J., Mulvaney R.L. Chemical extraction of newly immobilized 15N and native soil N as influenced by substrate addition rate and soil treatments // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 5. P. 715-722.

109. Baath E. Thymidine incorporation into macromolecules of bacteria extracted from soil by homogenization-centrifugation // Soil Biology and Biochemistry. 1992. V. 24. № 11. P. 1157-1165.

110. Baath E. Measurement of protein synthesis by soil bacterial assemblages with the leucine incorporation technique // Biology and Fertility of Soils. 1994. V. 17. P. 147-153.

111. Badalucco L., De Cesare F., Grego S., Landi L., Nannipieri P. Do physical properties of soil affect chloroform efficiency in lysing microbial biomass? //

112. Soil Biology and Biochemistry. 1997. V. 29. № 7. P. 1135-1142.

113. Badalucco L., Nannipieri P., Grego S., Ciardi C. Microbial biomass and anthrone-reactive carbon in soils with different organic matter contents // Soil Biology and Biochemistry. 1990. V. 22. № 7. P. 899-904.

114. Bakken L.R. Separation and purification of soil bacteria by density gradient centrifugation // 1985. V. 49. P. 1482-1487.

115. Bakken L.R., Olsen R.A. Buoyant densities and dry-matter contents of microorganisms: conversion of a mesuared biovolume into biomass // Appl Environ Microbiol. 1983. V. P.

116. Bashkin V.N., Kudeyarov V.N., Kuznetzova T.V. Technique of soil sample pretreatment for analysis of 15N:14N ratio // Communs Soil Sci Plant Anal. 1986. V. 17. № l.P. 115-123.

117. Baumann B., Snozzi M., Zehnder A.J., Van Der Meer J.R. Dynamics of denitrification activity of Paracoccus denitrificans in continuous culture during aerobic-anaerobic changes //J. Bacteriol. 1996. V. 178. № 15. P. 4367-4374.

118. Baumgartner M., Koschorreck M., Conrad R. Oxidative consumption of nitric oxide by heterotrophic bacteria in soil // FEMS Microbiology Ecology. 1996. V. 19. №3. P. 165-170.

119. Bazin M.J., T. S.P., I. P.J. Models of microbial interaction in soil // Critical Rev Microbiology. 1976. V. 5. P. 463-498.

120. Betlach M.R., Tiedje J.M. Kinetic explanation for accumulation of nitrite, nitric oxide, and nitrous oxide during bacterial denitrification // Applied and Environmental Microbiology. 1981. V. 42. № 6. P. 1074-1084.

121. Biederbeck V.O., Janzen H.H., Campbell C.A., Zentner R.P. Labile soil organic matter as influenced by cropping practices in an arid environment // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 12. P. 1647-1656.

122. Birch H.F. Further observations on humus decomposition and denitrification // Plant and Soil. 1959. V. 11. P. 262-287.

123. Birch H.F. Nitrification in soils after different periods of dryness // Plant and Soil. 1960. V. 12. P. 81-97.

124. Bjarnason S. Calculation of gross nitrogen immobilization and mineralization in soil // J Soil Sci. 1988. V. 39. № 3. P. 393-406.

125. Blagodatsky S.A., Heinemeyer O., Richter J. Estimating the active and total soil microbial biomass by kinetic respiration analysis // Biology and Fertility of Soils. 2000. V. 32. № 1. P. 73-81.

126. Blagodatsky S.A., Kesik M., Papen H., Butterbach-Bahl K. Production of NO and N20 by the heterotrophic nitrifier Alcaligenes faecal is parafaecalis under varying conditions of oxygen saturation // Geomicrobiology J. 2006. V. 23. № 3.P. 165-176.

127. Blagodatsky S.A., Richter O. Microbial growth in soil and nitrogen turnover: a theoretical model considering the activity state of microorganisms // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 13. P. 1743-1755.

128. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V. Extractability of microbial N as influenced by C:N ratio in the flush after drying or fumigation // Biology and Fertility of Soils. 1998. V. 28. № l.P. 5-11.

129. Blagodatsky S.A., Yevdokimov I.V., Larionova A.A., Richter J. Microbial growth in soil and nitrogen turnover: model calibration with laboratory data // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 13. p. 1757-1764.

130. Bloem J., Veninga M., Shepherd J. Fully automatic determination of soil bacterial numbers, cell volumes, and frequencies of dividing cells by confocallaser scanning microscopy and image analysis // Appl Environ Microbiol. 1995. V. 61. P. 926-936.

131. Bollmann A., Conrad R. Influence of O2 availability on NO and N2O release by nitrification and denitrification in soils // Global Change Biology. 1998. V. 4. № 4. P. 387-396.

132. Bonde T.A., Schnuerer J., Rosswall T. Microbial biomass as a fraction of potentially mineralizable nitrogen in soils from long-term field experiments // Soil Biology and Biochemistry. 1988. V. 20. № 4. P. 447-452.

133. Bosatta E., Agren G.I. Theoretical analysis of carbon and nitrogen interactions in soil under energy-limited conditions // Soil Sci Soc Am J. 1991. V. 55. № 3. P. 728-733.

134. Bosatta E., Agren G.I. Theoretical analysis of microbial biomass dynamics in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 1. P. 143-148.

135. Bothe H., Jost G., Schloter M., Ward B.B., Witzel K.P. Molecular analysis of ammonia oxidation and denitrification in natural environments // FEMS Microbiology Reviews. 2000. V. 24. № 5. P. 673-690.

136. Bremer E., Kuikman P. Microbial utilisation of 14CU.glucose in soil is affected by the amount and timing of glucose additions // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. P. 511-517.

137. Bremer E., van Kessel C. Appraisal of the nitrogen-15 natural abundance method for quantifying dinitrogen fixation // Soil Sci Soc Am J. 1990. V. 54. №2. P. 404-411.

138. Bremer E., Van Kessel C. Extractability of microbial 14C and 15N following addition of variable rates of labelled glucose and (NH4)2S04 to soil // Soil Biology and Biochemistry. 1990. V. 22. № 5. P. 707-713.

139. Bristow A.W., Ryden J.C., Whitehead D.C. The fate at several time intervals of 15N-labelled ammonium nitrate applied to established grass sward // J Soil Sci. 1987. V. 38. № 2. P. 245-254.

140. Brookes P.C., Kragt J.F., Powlson D.S., Jenkinson D.S. Chloroform fumigation and the release of soil nitrogen: the effects of fumigation time and temperature // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. № 6. P. 831-837.

141. Brookes P.C., Landman A., Pruden G., Jenkinson D.S. Chloroform fumigation and release of soil nitrogen: a rapid direct extraction method to measure microbial biomass nitrogen in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. № 6. P. 837-843.

142. Butterbach-Bahl K., Berger U., Brrjggemann N., Duyzer J. Profiles of C- and N-trace gas production in N-saturated forest soils // Biogeosciences Discuss. 2005. V. 2. №4. P. 1127-1157.

143. Butterbach-Bahl K., Gasche R., Breuer L„ Papen H. Fluxes of NO and N20 from temperate forest soils: impact of forest type, N deposition and of liming on the NO and N2O emissions // Nutrient Cycling in Agroecosystems. 1997. V. 48. P. 79-90.

144. Butterbach-Bahl K., Gasche R., Willibald G., Papen H. Exchange of N-gases at the Hitglwald forest a summary // Plant and Soil. 2002. V. 240. P. 117123.

145. Carter M.R., Rennie D.A. Changes in soil quality under zero tillage farmingsystems: distribution of microbial biomass and mineralizable C and N potentials // Can J Soil Sci. 1982. V. 62. P. 587-597.

146. Carter M.R., Rennie D.A, Dynamics of soil microbial biomass N under zero and shallow tillage for spring wheat using lsN urea // Plant and Soil. 1984. V. 76. № 157-164. P.

147. Cataldo D.A., Haroon M., Schrader L.E., Youngs V.L. Rapid colorimetic determination of nitrate in plant tissue by nitration of salicylic acid // Communnications in Soil Science and Plant Analysis. 1975. V, 6. P. 71-80.

148. Chapman S.J., Gray T.R.G. Importance of cryptic growth, yield factors and maintenance energy in models of microbial growth in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1986. V. 18. № 1. P. 1-4.

149. Chapuis-Lardy L., Wrage N., Metay A., Chotte J.-L., Bernoux M. Soils, a sink forN2O? A review// Global Change Biology. 2007. V. 13. № 1. P. 1-17.

150. Chen D., Li Y., Grace P., Mosier A. N20 emissions from agricultural lands: a synthesis of simulation approaches // Plant and Soil. 2008. V. 309. № I. P. 169-189.

151. Cheng W., Virginia R.A. Measurement of microbial biomass in arctic tundra soils using fumigation-extraction and substrate-induced respiration procedures //Soil Biology and Biochemistry. 1993. V. 25. № l.P. 135-141.

152. Cho C.M., Mills J.G. KINETIC FORMULATION OF THE DENITRIFICATION PROCESS IN SOIL// Canadian Journal of Soil Science. 1979. V. 59. P. 249-257.

153. Chotte J.L., Ladd J.N., Amato M. Measurement of biomass C,N, and 14C of a soil at different water contents using a fumigation-extraction assay // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 8/9. P. 1221-1224.

154. Clarholm M, Interactions of bacteria, protozoa and plants leading to mineralization of soil nitrogen // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. P. 181-187.

155. Colores G.M., Schmidt S.K., Fisk M.C. Estimating the biomass of microbial functional groups using rates of growth-related soil respiration // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. 28. № 12. P. 1569-1577.

156. Conrad R. Microbiological and biochemical background of production and consumption of NO and N20 in soil. / In: R. Gasche, H. Papen, H. Rennenberg, editors. Trace gas exchange in forest ecosystems.2002. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers, pp. 3-33.

157. Coody P.N., Sommers L.E., Nelson D.W, Kinetics of glucose uptake by soil microorganisms // Soil Biology and Biochemistry. 1986. V. 18. № 3. P. 283289.

158. Darrah P.R. Models of the rhizosphere. I. Microbial population dynamics around a root releasing soluble and insoluble carbon // Plant and Soil. 1991. V. 133. P. 187-199.

159. Dassonville F., Renault P., Vallès V. A model describing the interactions between anaerobic microbiology and geochemistry in a soil amended with glucose and nitrate // European Journal of Soil Science. 2004. V. 55. № 1. P. 29-45.

160. Daum M., Zimmer W., Papen H., Kloos K., Nawrath K., Bothe H.

161. Physiological and molecular biological characterization of ammonia oxidation of the heteotrophic nitrifier Pseudomonas putida // Current Microbiology. 1998. V. 37. P. 281-288.

162. Davidson E.A., Eckert R.W., Hart S.C., Firestone M.K. Direct extraction of microbial biomass nitrogen from forest and grassland soils of California // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 6. P. 773-778.

163. De Wit C.T., Van Keulen H. Modelling Production of Field Crops and its Requirements // Geoderma. 1987. V. 40. № 3,4. P. 253 265.

164. Del Grosso S.J., Ogle S.M., Parton W.J., Breidt F.J. Estimating uncertainty in N20 emissions from US cropland soils // Global Biogeochemical Cycles. 2010. V. 24. P.

165. Dendooven L., Anderson J.M. Use of a "least square" optimization procedure to estimate enzyme characteristics and substrate affinities in the denitrification reactions in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1995. V. 27. № 10. P. 12611270.

166. Dendooven L., Splatt P., Anderson J.M., Scholefield D. Kinetics of the denitrification process in a soil under permanent pasture // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 3. P. 361-370.

167. Dictor M.C., Tessier L., Soulas G. Reassessment of the kEC coefficient of the fumigation-extraction method in a soil profile // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 2. P. 119-127.

168. Fang C., Smith P., Smith J.U., Moncrieff J.B. Incorporating microorganisms as decomposers into models to simulate soil organic matter decomposition // Geoderma. 2005. V. 129. P. 139-146.

169. Fog K. The effect of added nitrogen on the rate of decomposition of organic matter//Biological Reviews. 1988. V. 63. № 3. P. 433-462.

170. Fry J.C. Direct methods and biomass estimation // Methods in microbiology. 1990. V. 22. P. 41-85.

171. Gamble T.N., Betlach M.R., Tiedje J.M. Numerically dominant denitrifying133.134.135.136.137.138,139,140,141,142,143,144,145,146147,148bacteria from world soils // Applied and Environmental Micobiology. 1977. V. 33. P. 926-939.

172. Grant R.F. A review of the Canadian ecosystem model ecosys. / In: M. G. Shaffer, M. Liwang, S. Hansen, editors. Modelling carbon and nitrogen dynamics for soil management. Vol CRC Press.2001. Boca Raton, pp. 175264.

173. Grant R.F., Pattey E. Mathematical modeling of nitrous oxide emissions from an agricultural field during spring thaw// Global Biogeochemical Cycles. 1999. V. 13. №2. P. 679-694.

174. Grant R.F., Pattey E. Modelling variability in N20 emissions from fertilized agricultural fields // Soil Biology and Biochemistry. 2003. V. 35. № 2. P. 225243.

175. Grant W.D., West A.W. Measurement of ergosterol, diaminopimelic acid and glucosamine in soil: evaluation as indicators of microbial biomass // J Microbiol Meth. 1986. V. 6. P. 47-53.

176. Greenfield L.G. Release of microbial cell N during chloroform fumigation // 1995. V. 27. P. 1235-1236.

177. Grote R., Kiese R., Griinwald T., Ourcival J.-M., Granier A. Modelling forest carbon balances considering tree mortality and removal // Agricultural and Forest Meteorology. 2011. V. 151, No2. P.179-190.

178. Hadas A.J., Molina J.A.E., Feigenbaum S., Clapp C.E. Simulation of nitrogen-15 immobilization by the model NC SOIL // Soil Sci Soc Am J. 1987. V. 51. P. 102-106.

179. Hanssen J.F., Thingstad T.F., Goksoyr J. Evaluation of hyphal lengths and fungal biomass in soil by membrane filter technique // Oikos. 1974. V. 25. P. 102-107.

180. Harris D., Voroney R.P., Paul E.A. Measurement of microbial biomass N:C by chloroform fumigation-incubation // Can J Soil Sci. 1997. V. 77. P. 507-514.

181. Harrison M.J., Wright R.R., Morita R.Y. Method for measuring mineralization in lake sediments // Applied Microbiology. 1971. V. 21. P. 698-702.

182. Haubensak K.A., Hart S.C., Stark J.M. Influences of chloroform exposure time and soil water content on C and N release in forest soils // Soil Biology and Biochemistry. 2002. V. 34. P. 1549-1562.

183. He X.T., Stevenson F J. Revised formulas for calculating extractability ratios of immobilized N in soils// Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 3. P.463-467.

184. Heinemeyer O., Insam H., Kaiser E.A., Walenzik G. Soil microbial biomass and respiration measurements: an automated technique based on infra-red gas analysis Plant Soil 116:191-195//Plant and Soil. 1989. V. 116. P. 191-195.

185. Heinen M. Simplified denitrification models: Overview and properties // Geoderma. 2006. V. 133. № 3-4. P. 444-463.

186. Henault C., Germon J.C. NEMIS, a predictive model of denitrification on the field scale // European Journal of Soil Science. 2000. V. 51. № 2. P. 257-270.

187. Herbert D., Phipps P., Strange R. Chemical analysis of microbial cells. Vol 5B. 1971.

188. Hobbie J.E., Daley R.J., Jasper S. Use of Nucleopore filters for counting bacteria by fluorescence microscopy // Appl Environ Microbiol. 1977. V. 33. P. 1225-1228.

189. Hopkins D.W., Macnaughton S.J., O'Donnell A.G. A dispersion and differential centrifugation technique for representatively sampling microorganisms from soil // Soil Biology and Biochemistry. 1991. V. 23. № 3. P. 217-225.

190. Horwath W.R., Paul E.A., Harris D., Norton J., Jagger L., Horton K. Defining a realistic control for the chloroform fumigation-incubation method using microscopic counting and 14C-substrates // Can J Soil Sci. 1996. V. 76. P. 459-467.

191. Hu S., Van Bruggen A.H.C. Efficiences of chloroform fumigation in soil: effects of physiological states of bacteria// Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 13. P. 1841-1844.

192. Ingham E.R., Horton E.A. Bacterial, fungal and protozoan responses tochloroform fumigation in stored soils // Soil Biology and Biochemistry. 1987.1. V. 19. P. 545-550.

193. Jackson L., Schimel J., Firestone M. Short-term partitioning of ammonium and nitrate between plants and microbes in an annual grassland // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 3. P. 409-415.

194. Jenkinson D.S. Studies on the decomposition of plant material in soil. II Partial sterilization of soil and soil biomass // J Soil Sci. 1966. V. 17. P. 280302.

195. Jenkinson D.S. The effect of biocidal treatments on metabolism in soil. IV.The decomposition of fumigated microorganisms in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1976. V. 8. № 3. P. 203-208.

196. Jenkinson D.S. Determination of microbial biomass carbon and nitrogen in soil. / In; Advances in Nitrogen Cycling in Agriculture Ecosystems. Vol C.A.B. International.1988. Wallingford: J.R.Wilson, pp. 368-386.

197. Jenkinson D.S., Ladd J.N., Paul E.A., Ladd J.N. Microbial biomass in soil: measurement and turnover. / In: Soil Biochemistry. 1981. N Y: Marcel Dekker, pp. 415-471.

198. Jenkinson D.S., Oades J.M. A method for measuring adenosine triphosphate in in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1979. V. 11. P. 193-199.

199. Jenkinson D.S., Parry L.C. The nitrogen cycle in the Broadbalk Wheat Experiment: a model for the turnover of nitrogen through the soil microbial biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 4. P. 535-541.

200. Jenkinson D.S., Powlson D.S. The effects of biocidal treatments on metabolism in soil. I Fumigation with chloroform // Soil Biology and Biochemistry. 1976. V. 8. № 3. P. 167-177.

201. Jenkinson D.S., Powlson D.S. The effects of biocidal treatments on metabolism in soil. V. A method for measuring soil biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1976. V. 8. № 3. P. 209-213.

202. Jetten M.S.M., Logemann S., Muyzer G., Robertson L.A., De Vries S., van Loosdrecht M.C.M., Kuenen J.G. Novel principles in the microbial conversion of nitrogen compounds // Antonie van Leeuwenhoek. 1997. V. 71. P. 75-93.

203. The State of Greenhouse Gases in the Atmosphere Based on Global Observations through 2009 // WMO Greenhouse Gas Bulletin. 2010. V. № 6.

204. Joergensen R.G. The fumigation-extraction method to estimate soil microbial biomass: calibration of the kEC value // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. 28. № l.P. 25-31.

205. Joergensen R.G., Mueller T. The fumigation-extraction method to estimate soil microbial biomass: calibration of the kEN value // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. 28. P. 33-37.

206. Jones P.C.T., Mollison J.E. A technique for the quantitative estimation of soil microorganisms // J Gen Microbiol. 1948. V. 2. P. 54-69.

207. Juma N.G., Paul E.A. Mineralizable soil nitrogen: amounts and extractability ratios // Soil Sci Soc Am J. 1984. V. 48. P. 76-80.

208. Kaiser E.A., Mueller T., Joergensen R.G., Insam H., Heinemeyer O. Evaluation of methods to estimate the soil microbial biomass and the relationship with soil texture and organic matter // Soil Biology and Biochemistry. 1992. V. 24. P. 675-683.

209. Kelley K.R., Stevenson F.J. Characterization and extractability of immobilized 15N from the soil microbial biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. №4. P. 517-523.

210. Kersebaum K.C., Richter J. Modelling nitrogen dynamics in a plant-soil system with a simple model for advisory purposes // Fertilizer Res. 1990. V. 27. P. 273-291.

211. Kersebaum K.C., Richter O. A model approach to simulate C and N transformations through microbial biomass. / In: J. J. Neeteson, J. Hassink, editors. Nitrogen mineralization in agricultural soils. 1994. Haren, The Netherlands, pp. 221-230.

212. Kesik M„ Blagodatsky S.A., Papen H., Butterbach-Bahl K. Effect of pH, temperature and substrate on N20, NO and CO2 production by Alcaligenes faecalis p // Journal of Applied Microbiology. 2006. V. 101. P. 655-667.

213. Kester R.A., de Boer W., Laanbroek H.J. Production of NO and N20 by Pure Cultures of Nitrifying and Denitrifying Bacteria during Changes in Aeration // Applied and Environmental Microbiology. 1997. V. 63. № 10. P. 3872-3877.

214. Kieft T.L., Soroker E., Firestone M.K. Microbial biomass response to a rapid increase in water potential when dry soil is wetted // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. P. 119-126.

215. Killham K. Nitrification in coniferous forest soils // Plant & Soil. 1990. V. 128. P. 31-44.

216. Kirkham D., Bartolomew W.V. Equations for following nutrient transformations in soil utilizing tracer data I // Proceedings of Soil Science Society of America. 1954. V. 18. P. 33-34.

217. Knapp E.B., Elliott L.F., Campbell G.S. Carbon, nitrogen and microbial biomass interrelationships during the decomposition of wheat straw: a mechanistic simulation model // Soil Biology and Biochemistry. 1983. V. 15. № 4. P. 456-463.

218. Koike I., Hattori A. Growth yield of a denitrifying bacterium, Pseudomonas denitrißcans, under aerobic and denitrifying conditions // Journal of General Microbiology. 1975. V. 88. P. 1-10.

219. Körner H., Zumft W.G. Expression of denitrification enzymes in response to the dissolved oxygen level and respiratory substrate in continuous culture of Pseudomonas stutzeri // Applied and Environmental Microbiology. 1989. V. 55. №7. P. 1670-1676.

220. Kreutzer K., Butterbach-Bahl K., Rennenberg H., Papen H. The complete nitrogen cycle of an N-saturated spruce forest ecosystem // Plant biology (Stuttgart, Germany). 2009. V. 11. № 5. P. 643-649.

221. Kuenen J.G., Robertson L.A. Combined nitrification-denitrification processes //FEMS Microbiology Reviews. 1994. V. 15. P. 109-117.

222. Kuikman P.J., Jansen A.G., Van Veen J.A., Zehnder A.J.B. Protozoan predation and the turnover of soil organic carbon and nitrogen in the presentsof plants // Biology and Fertility of Soils. 1990. V. 10. № 1. P. 22-28.

223. Langeveld C.A., Leffelaar P.A. Modelling belowground processes to explain field-scale emissions of nitrous oxide // Ecological Modelling. 2002. V. 149. № 1-2. P. 97-112.

224. Leffelaar P.A. Dynamics of partial anaerobiosis, denitrification, and water in a soil aggregate: simulation // Soil Science. 1988. V. 146. № 6. P. 427-444.

225. Leffelaar P.A., Wessel W.W. Denitrification in a homogeneous, closed system: experiment and simulation // Soil Science. 1988. V. 146. № 5. P. 335349.

226. Legg J.O., Chichester F.W., Standford G., DeMar W.H. Incorporation of 15N-tagged mineral nitrogen into stable forms of soil organic nitrogen // Soil Sci SocAm Proc. 1971. V. 35. P. 273-276.

227. Lethbridge G., Davidson M.S. Microbial biomass as a source of nitrogen for cereals // Soil Biology and Biochemistry. 1983. V. 15. № 3. P. 375-376.

228. Li C. Modelling trace gas emission from agricultural ecosystems // Nutrient Cycles in Agroecosystems. 2000. V. 58. P. 259-276.

229. Li C., Aber J.D., Stange F., Butterbach-Bahl K., Papen H. A process-oriented model ofN20 and NO emissions from forest soils: 1. model development// Journal of Geophysical Research. 2000. V. 105. № D4. P. 4369-4384.

230. Li C., Frolking S., Frolking T.A. A model of nitrous oxide evvolution from soil driven by rainfall events: 1. model structure and sensitivity // Journal of Geophysical Research-Atmospheres. 1992. V. 97. № D9. P. 9759-9776.

231. Lin Q., Brookes P.C. Comparison of methods to measure microbial biomass in unamended, ryegrass-amended and fumigated soils // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. 28. № 7. P. 933-939.

232. Lynch J.M., Painting L.M. Variations in the size of the soil biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1980. V. 12. № 6. P. 547-551.

233. Lynch J.M., Painting L.M. Effects of season, cultivation and nitrogen fertilizer on the size of the soil microbial biomass // J Sci Food Agric. 1982. V. 33. P. 249-252.

234. Lynch J.M., Poole N.J. Microbial ecology. A conceptual approach. 1979. London etc: Blackwell Scientific Publications

235. Majadon J. Use of radiorespirometry in soil microbiology and biochemistry. / In: A. D. McLaren, J. Skujins, editors. Soil Biochemistry. Vol 2.1971. New York: Marcell Dekker, pp. 202-256.

236. Manzoni S., Porporato A. A theoretical analysis of nonlinearities and feedbacks in soil carbon and nitrogen cycles // Soil Biology and Biochemistry. 2007. V. 39. № 7. P. 1542-1556.

237. Manzoni S., Porporato A. Soil carbon and nitrogen mineralization: Theory and models across scales // Soil Biology and Biochemistry. 2009. V. 41. № 7. P. 1355-1379.

238. Martens R. Limitations in the application of the fumigation technique for biomass estimations in amended soils // Soil Biology and Biochemistry. 1985. V. 17. №1. P. 57-65.

239. Martens R. Current methods for measuring microbial biomass C in soil: Potentials and limitations // Biology and Fertility of Soils. 1995. V. 19. № 1.1. P. 87-99.

240. Martin N.J., MacDonald R.M. Separation of nonfilamentous microorganisms from soil by density gradient centrifugation in Percoll // Journal of Applied Bacteriology. 1981. V. 51. P. 243-251.

241. Marumoto T., Anderson J.P.E., Domsch K.H. Mineralization of nutrients from soil microbial biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1982. V. 14. P. 469475.

242. McGill W.B. The Physiology and Biochemistry of Microorganisms. / In: E. A. Paul, editor. Soil Microbiology, Ecology, and Biochemistry

243. Vol Academic Press.2007. Amsterdam, Boston, pp. 231-256.

244. McGill W.B., Cannon K.R., Robertson J.A., Cook F.D. Dynamics of soil microbial biomass and water-soluble organic C in Breton L after 50 years of cropping to two rotations // Can J Soil Sci. 1986. V. 66. P. 1-19.

245. McGill W.B., Hunt H.W., Woodmansee R.G., O. R.J. Phoenix, a model of the dynamics of carbon and nitrogen in grassland soils. / In: F. E. Clark, T. Rosswall, editors. Terrestrial nitrogen cycles.1981. Stockholm, pp. 49-115.

246. McKenney D.J., Drury C.F., Findlay W.I., Mutus B., McDonnell T., Gajda C. Kinetics of denitriflcation by Pseudomonas fluorescens: Oxygen effects // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 7. P. 901-908.

247. McKenney D.J., Drury C.F., Wang S.W. Effects of Oxygen on Denitriflcation Inhibition, Repression, and Derepression in Soil Columns // Soil Science Society of America Journal. 2001. V. 65. № 1. P. 126-132.

248. Merckx R., Dijkstra A., Den Hartog A., Van Veen J.A. Production of root-derived material and associated microbial growth at different nutrient levels // Biology and Fertility of Soils. 1987. V. 5. P. 126-132.

249. Merckx R., van der Linden A.M.A. The extraction of microbial biomass components from soils. In: D. S. Jenkinson, K. A. Smith, editors. London New-York: Elsevier applied science; 1988. pp. 327-339.

250. Millar N., Baggs E.M. Chemical composition, or quality, of agroforestry residues influences N20 emissions after their addition to soil // Soil Biology and Biochemistry. 2004. V. 36. № 6. P. 935-943.

251. Molina J.A.E., Clapp C.E., Shaffer M.J., Chichester F.W., Larson W.E. NCSOIL, a model of nitrogen and carbon transformations in the soil: Decomposition, calibration and behavior// Soil Sci Soc Am J. 1983. V. 47. P. 85-91.

252. Monod J. Recherches sur la croissanse des cultures bacteriennes. 1942. Paris: Hermann.

253. Montgomery H.J., Monreal C.M., Young J.C., Seifert K.A. Determination of soil fungal biomass from soil ergosterol analyses // Soil Biology and Biochemistry. 2000. V. 32. P. 1207-1217.

254. Moorhead D.L., Sinsabaugh R.L. A THEORETICAL MODEL OF LITTER DECAY AND MICROBIAL INTERACTION // Ecological Monographs. 2006. V. 76. №2. P. 151-174.

255. Biochemistry. 1991. V. 23. № 7. P. 609-616.

256. Müller C., Sherlock R.R., Williams P.H. Mechanistic model for nitrous oxide emission via nitrification and denitrification // Biology and Fertility of Soils. 1997. V. 24. №2. P. 231-238.

257. Müller C., Stevens R.J., Laughlin R.J. Evidence of carbon stimulated N transformations in grassland soil after slurry application // Soil Biology and Biochemistry. 2003. V. 35. № 2. P. 285-293.

258. Müller C., Stevens R.J., Laughlin R.J. A 15N tracing model to analyse N transformations in old grassland soil // Soil Biology and Biochemistry. 2004. V. 36. № 4. P. 619-632.

259. Nicolardot B., Chaussod R., Catroux G. Decomposition de corps microbiens dans des sols fumiges au chloroforme: effects du type de sol et de microorganisme// Soil Biology and Biochemistry. 1984. V. 16. № 5. P. 453458.

260. Nunan N., Ritz K.A., Crabb D., Harris K., Wu K., Crawford J.W., Young I.M. Quantification of the in situ distribution of soil bacteria by large-scale imaging of thin sections of undisturbed soil // FEMS Microbiology Ecology. 2001. V. 37.№ l.P. 67-77.

261. Otte S., Grobben N.G., Robertson L.A., Jetten M.S.M., Kuenen J.G. Nitrous Oxide Production by Alcaligenes faecalis under Transient and Dynamic Aerobic and Anaerobic Conditions // Applied and Environmental Microbiology. 1996. V. 62. № 7. P. 2421-2426.

262. Panikov N.S., Blagodatsky S.A., Blagodatskaya J.V., Glagolev M.V. Determination of microbial mineralization activity in soil by modified Wright and Hobby method // Biology and Fertility of Soils. 1992. V. 14. P. 280-287.

263. Panikov N.S., Sizova M.V. A kinetic method for estimating the biomass of microbial functional groups in soil // Journal of microbiological methods. 1996. V. 24. P. 219-230.

264. Pansu M., Bottner P., Sarmiento L., Metselaar K. Comparison of five soil organic matter decomposition models using data from a 14C and 15N labelling field experiment // Global Biogeochemical Cycles. 2004. V. 18. P.

265. Papen H., Berg R. A most probable number method (MPN) for the estimation of cell numbers of heterotrophic nitrifying bacteria in soil // Plant and Soil. 1998. V. 199. P. 123-130.

266. Papen H., Berg R., Hinkel I., Thoene B., Rennenberg H. Heterotrophic nitrification by Alcaligenes faecalis: NO2-, NO3-, N2O, and NO production in exponentially growing cultures // Applied and Environmental Microbiology. 1989. V. 55. № 8. P. 2068-2072.

267. Parkinson D., Coleman D.C. Microbial communities, activitiy and biomass // Agric Ecosyst Environ. 1991. V. 34. P. 3-33.

268. Parnas H.A. Model for decomposition of organic material by microorganisms // Soil Biology and Biochemistry. 1975. V. 7. P. 161-169.

269. Parsons L.L., Smith M.S. Microbial utilization of carbon-14-glucose in aerobic vs. anaerobic denitrifying soils // Soil Sci Soc Am J. 1989. V. 53. № 4. P. 1082-1085.

270. Parton W.J., Holland E.A., Del Grosso S.J., Hartman M.D., Martin R.E., Mosier A.R., Ojima D.S., Schimel D.S. Generalized model for NOx and N20 emissions from soils // J.Geophysical Research. 2001. V. 106. № D15. P. 17,403^17,420.

271. Parton W.J., Mosier A., Ojima D.S., Valentine D., Schimel D., Weier K.L., Kulmala A.E. Generalized model for N2 and N2O production from nitrification and denitrification // Global Biogeochemical Cycles. 1996. V. 10. № 3. P. 401-412.

272. Parton W.J., Schimel D.S., Cole C.V., Ojima D.S. Analysis of factors controlling soil organic matter levels in great plains grasslands // Soil Sci Soc Am J. 1987. V. 51. №5. P. 1173-1179.

273. Patureau D., Zumstein E., Delgenes J.P., Moletta R. Aerobic denitrifiers isolated from natural and managed ecosystems // Microbial Ecology. 2000. V. 39. P.145-152.

274. Paul E.A., Clark F.E. Soil microbiology and biochemistry. / In. Vol Academic Press. 1989. San Diego, California.

275. Paustian K., Parton W.J., Persson J. Modeling soil organic matter in organic-amended and nitrogen-fertilized long-term plots // Soil Sci Soc Am J. 1992. V. 56. № 2. P. 476-488.

276. Paustian K., Schnuerer J. Fungal growth response to carbon and nitrogen limitation: a theoretical model // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. №5. P. 613-620.

277. Payne J.W. Energy yields and growth of heterotrophs // Annual Review of Microbiology. 1970. V. 24. P. 17-52.

278. Pennington P.I., Ellis R.C. Autotrophic and heterotrophic nitrification in acidic forest and native grassland soils // Soil Biology and Biochemistry. 1993. V. 25. № 10. P. 1399-1408.

279. Poth M., Focht D.D. 15N kinetic analysis of N2O production by Nitrosomonas europaea: an examination of nitrifier denitrification. // Applied and Environmental Microbiology. 1985. V. 49. P. 1134-1141.

280. Powell E.O. The growth rate of microorganisms as a function of substrate concentration. / In: E. O. Powell, editor. Continuous cultivation of microorganisms. 1967. Salisbury: H.M. Stationery Office, pp. 34-55.

281. Powlson D.S., Jenkinson D.S. The effects of biocidal treatments on metabolism in soil. II Gamma-irradiation, autoclaving, air-drying and fumigation // Soil Biology and Biochemistry. 1976. V. 8. № 3. P. 179-188.

282. Prosser J.I. Autotrophic nitrification in bacteria // Advances in Microbial Physiology. 1989. V. 30. P. 125-181.

283. Remde A., Conrad R. Production of nitric oxide in Nitrosomonas europea by reduction of nitrite // Arch Microbiol. 1990. V. 154. P. 187-191.

284. Renault P., Sierra J. Modeling oxygen diffusion in aggregated soils: II. Anaerobiosis in topsoil layers // Soil Sci.Soc.Am.J. 1994. V. № 58. P. 10231030.

285. Renault P., Stengel P. Modeling Oxygen Diffusion in Aggregated Soils: I. Anaerobiosis inside the Aggregates // Soil Science Society of .America Journal. 1994. V. № 58. P. 1017-1023.

286. Richter O., Diekkriiger B., Nortersheuser P. Environmental fate modelling of pesticides. 1996. Weinheim, FRG: VCH.

287. Riis V., Lorbeer H., Babel W. Extraction of microorganisms from soil: evaluation of the efficiency by counting methods and activity measurements // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 12. P. 1573-1581.

288. Ritz K., Robinson D. Temporal variations in soil microbial biomass C and N under a spring barley crop // Soil Biology and Biochemistry. 1988. V. 20. № 5. P. 625-630.

289. Robertson L.A., Cornelisse R., de Vos P., Hadioetomo R., Kuenen R. Aerobic denitrification in various heterotrophic nitrifiers // Antonie van Leeuwenhoek. 1989. V. 56. P. 289-299.

290. Robertson L.A., Kuenen J.G. Combined heterotrophic nitrification and aerobic denitrification in Thiosphera panthotropha and other bacteria // Antonie van Leeuwenhoek. 1990. V. 57. P. 139-152.

291. Robinson J.A. Determining microbial kinetic parameters using nonlinear regression analysis: advantages and limitations in microbial ecology // Advances in Microbial Ecology. 1984. V. 7. P. 61-114.

292. Rockstrom J., Steffen W., Noone K., et al. A safe operating space for humanity//Nature. 2009. V. 461. № 7263. P. 472-475.

293. Roever M., Heinemeyer O., Kaiser E.A. Microbial induced nitrous oxide emissions from an arable soil during winter // Soil Biology and Biochemistry. 1998. V. 30. № 14. P. 1859-1865.

294. Rosenkranz P., Brueggemann N., Papen H., Xu Z., Seufert G., Butterbach-Bahl K. N20, NO and CH4 exchange, and microbial N turnover over a Mediterranean pine forest soil // Biogeosciences. 2006. V. 3. P. 1-13.

295. Ross D.J. Estimation of soil microbial C by a fumigation-extraction method: influence of seasons, soils and calibration with the fumigation-incubation procedure // Soil Biology and Biochemistry. 1990a. V. 22. № 3. P. 295-300.

296. Ross D.J. Measurements of microbial biomass C and N in grasssland soils by fumigation-incubation procedures: influence of inoculum size and the control // Soil Biology and Biochemistry. 1990b. V. 22. № 3. P. 289-294.

297. Ross D.J. Microbial biomass in a stored soil: a comparaison of different estimation procedures // Soil Biology and Biochemistry. 1991. V. 23. № 10. P. 1005-1007.

298. Ross D.J., Sparling G.P., West A.W. Influence of Fusarium oxysporum age on proportion of C, N, and P mineralized after chloroform fumigation in soil // Austral Journal of Soil Research. 1987. V. 25. № 4. P. 563-566.

299. Ross D.J., Tate K.R., Cairns A., Meyrick K.F. Influence of storage on soil microbial biomass estimated by three biochemical procedures // Soil Biology and Biochemistry. 1980. V. 12. № 4. P. 369-374.

300. Rutting T., Muller C. N-15 tracing models with a Monte Carlo optimization procedure provide new insights on gross N transformations in soils // Soil Biology and Biochemistry. 2007. V. 39. № 9. P. 2351-2361.

301. Saggar S., Parshotam A., Hedley C., Salt G. 14C-Iabelled glucose turnover in New Zealand soils // Soil Biology and Biochemistry. 1999. V. 31. P. 20252037.

302. Schimel J.P., Bennett J. Nitrogen mineralization: challenges of a changing paradigm // Ecology. 2004. V. 85. № 3. P. 591-602.

303. Schimel J.P., Jackson L.E., Firestone M.K. Spatial and temporal effects on plant-microbial competition for inorganic nitrogen in California annual grassland // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. № 8. P. 1059-1066.

304. Schimel J.P., Weintraub M.N. The implications of exoenzyme activity on microbial carbon and nitrogen limitation in soil: a theoretical model // Soil Biology and Biochemistry. 2003. V. 35. № 4. P. 549-563.

305. Schmidt S.K. A substrate-induced growth-response method for estimating the biomass of microbial functional groups in soil and aquatic systems // FEMS Microbiology Ecology. 1992. V. 101. №3. P. 197-206.

306. Schnuerer J., Rosswall T. Mineralization of nitrogen from 15N labelled fungi soil microbial biomass and roots and its uptake by barley plants // Plant and

307. Soil. 1987. V. 102. P. 71-78.

308. Schurgers G., Dorsch P., Bakken L., Leffelaar P., Haugen L.E. Modelling soil anaerobiosis from water retention characteristics and soil respiration // Soil Biology and Biochemistry. 2006. V. 38. № 9. P. 2637-2644.

309. Searle P.L. The Berthelot or indophenol reaction and its use in the analytical chemistry of nitrogen. A review // Analyst. 1984. V. 109. P. 549-568.

310. Shen S.M., Brookes P.C., Jenkinson D.S. Soil respiration and the measurement of microbial biomass C by the fumigation technique in fresh and air-dried soil // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. № 2. P. 153-158.

311. Shen S.M., Hart P.B.S., Powlson D.S., Jenkinson D.S. The nitrogen cycle in the Broadbalk Wheat Experiment: 15N-labelled fertilizer residues in the soil and in the soil microbial biomass // Soil Biology and Biochemistry. 1989. V. 21. №4. P. 529-533.

312. Shields J.A., Paul E.A., Lowe W.E. Factors influencing the stability of labelled microbial materials in soils // Soil Biology and Biochemistry. 1974. V. 6. № LP. 31-37.

313. Sikora L.J., Yakovchenko V., Kaufman D.D. Comparison of the rehydration method for biomass determination to fumigation- incubation and substrate-induced respiration method // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 10. P. 1443-1445.

314. Smith J.L., Halvorson J.J., Bolton H., Jr. Determination and use of a corrected control factor in the chloroform fumigation method of estimating soil microbial biomass // Biology and Fertility of Soils. 1995. V. 19. P. 287-291.

315. Smith K.A. A model of the extent of anaerobic zones in aggregated soils and its potential application to estimates of denitrification // Journal of Soil Science. 1980. V. 31. P. 263-277.

316. Smith K.A., Ball T., Conen F., Dobbie K.E., Massheder J., Rey A. Exchange of greenhouse gases between soil and atmosphere: interactions of soil physical factors and biological processes // European Journal of Soil Science. 2003. V. 54. P. 779-791.

317. Smith M.S., Rice C.W., Paul E.A. Metabolism of labeled organic nitrogen in soil: regulation by inorganic nitrogen // Soil Science Society of .America Journal. 1989. V. 53. № 3. P. 768-773.

318. Smith O.L. Soil microbiology: a model of decomposition and nutrient cycling. 1982. Boca Raton, USA: CRC Press.

319. Smith P., Andren O., Brussaard L., Dangerfield M., Ekschmitt K., Lavelle P., Tate K. Soil biota and global change at the ecosystem level: describing soil biota in mathematical models // Global Change Biology. 1998. V. 4. P. 773784.

320. Snell F.D., Snell C.T. Colorimetric Methods of Analysis. Vol 3. 1949. New York:: VanNoslrand.

321. Soderstrem B., Baath E., Lundgren B. Decrease in soil microbial activity and biomass owing to nitrogen amendments // Can Journal of Microbiology. 1983. V. 29. № 11. P. 1500-1506.

322. Sorensen L.H. The influence of stress treatments on the microbial biomass and the rate of decomposition of humified matter in soils containing different amounts of clay // Plant and Soil. 1983. V. 75. P. 107-119.

323. Stenstrom J., Svensson K., Johansson M. Reversible transition between active and dormant microbial states in soil // FEMS Microbiol Ecol. 2001. V. 36. P. 93-104.

324. Stockdale E.A., Rees R.M. Relationships between biomass nitrogen and nitrogen extracted by other nitrogen availability methods // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 9. P. 1213-1220.

325. Vance E.D., Brookes P.C., Jenkinson D.S. An extraction method for measuring soil microbial biomass C // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. № 6. P. 703-707.

326. Vance E.D., Brookes P.C., Jenkinson D.S. Microbial biomass measurements in forest soils: The use of the chloroform-incubation method in strongly acid soils // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. № 6. P. 697-702.

327. Voroney R.P., Paul E.A. Determination of Kc and Kn in situ for calibration of the chloroform fumigation-incubation method // Soil Biology and Biochemistry. 1984. V. 16. № 1. P. 9-14.

328. Wardle D.A., Ghani A. Why is the strength of relationships between pairs of methods for estimating soil microbial biomass often so variable? // Soil Biology and Biochemistry. 1995. V. 27. № 6. P. 821-828.

329. West A.W., Grant W.D., Sparling G.P. Use of ergosterol, diaminopimelic acid and glucosamine contents of soils to monitor changes in microbial populations // Soil Biology and Biochemistry. 1987. V. 19. P. 607-612.

330. West A.W., Sparling G.P., Grant W.D. Correlation between four methods to estimate microbial biomass in stored, air-dried and glucose amended soils // Soil Biology and Biochemistry. 1986. V. 18. P. 569-576.

331. Whipps J.M. Carbon economy. / In: J. M. Lynch, editor. The rhizosphere.1990. Chichester: John Wiley, pp. 59-97.

332. White D., Wright D.A., Glover L.A., Prosser J.I., Atkinson D„ Killham K. A partial chloroform fumigation technique to characterize the spatial location of bacteria introduced into soil // Biology and Fertility of Soils. 1994. V. 17. P. 191-195.

333. Whitmore A.P. Describing the mineralization of carbon added to soil in crop residues using second-order kinetics // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. № 28. P. 1435-1442.

334. Winter J.P., Zhang Z., Tenuta M., Voroney R.P. Measurement of microbial biomass by fumigation-extraction in soil stored frozen // Soil Science Society of .America Journal. 1994. V. 58. P. 1645-1651.

335. Wolf B., Chen W., Brueggemann N., Zheng X., Pumpanen J., Butterbach-Bahl

336. K. Applicability of the soil gradient method for estimating soil atmosphere CO2, CH4 and N2O fluxes for steppe soils in Inner Mongolia // Journal of Plant Nutrition and Soil Science. 2011. V. 174. № 3. p. 359-372.

337. Wood P., Prosser J.I. Nitrification as a bacterial energy source. / In: Nitrification. 1986. Oxford: IRL Press, pp. 39-62.

338. Wrage N., Velthof G.L., van Beusichem M.L., Oenema O. Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous oxide // Soil Biology and Biochemistry. 2001. V. 33. № 12-13. P. 1723-1732.

339. Wu J., Brookes P.C., Jenkinson D.S. Evidence for the use of a control in the fumigation-incubation method for measuring microbial biomass carbon in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1996. V. 28. № 4/5. P. 511-518.

340. Wu J., Joergensen R.G., Pommerening B., Chaussod R., Brookes P.C. Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction an automated procedure // Soil Biology and Biochemistry. 1990. V. 22. № 8. P. 1167-1169.

341. Yoshinari T., Hynes R., Knowles R. Acetylene inhibition of nitrous oxide reduction and measurement of denitrification and nitrogen fixation in soil // Soil Biology and Biochemistry. 1977. V. 9. № 3. P. 177-183.

342. Zagal E., Persson J. Immobilization and remineralization of nitrate during glucose decomposition at four rates of nitrogen addition // Soil Biology and Biochemistry. 1994. V. 26. № 10. P. 1313-1321.

343. Zhao X.R., Lin Q., Brookes P.C. Does soil ergosterol concentration provide a reliable estimate of soil fungal biomass? // Soil Biology and Biochemistry. 2005. V. 37. P. 311-317.

344. Zhou Z., Zheng X., Xie B., Han S., Liu C. A Process-based Model of N20 Emission from a Rice-Winter Wheat Rotation Agro-Ecosystem: Structure, Validation and Sensitivity // ADVANCES IN ATMOSPHERIC SCIENCES. 2010. V. 27. № l.P. 137-150.

345. Zumft W.G. Cell biology and molecular basis of denitrification // Microbiology and Molecular Biology reviews. 1997. V. 61. № 4. P. 553-616.1. Благодарности

Информация о работе

Благодатский, Сергей Александрович
доктора биологических наук
Пущино, 2012
ВАК 03.00.07

Диссертация

Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы