Содержание к диссертации
Введение
1. Обзор современных методов определения микробной биомассы в почве 11
1.1. Определение микробной биомассы в почве путем прямого экстрагирования 12
1.2. Методы определения микробной биомассы, основанные на оценке численности микроорганизмов в почве 14
1.3. Биохимические методы определения микробной биомассы в почве 16
1.3.1. Метод фумигации-инкубации (ФИ): принцип лежащий в основе и трудности применения. 17
1.3.2. Метод фумигации-экстракции (ФЭ): принцип лежащий в основе и трудности применения 20
1.3.3. Определение биомассы грибов по содержанию эргостерола в почве 24
1.4. Физиологические методы определения микробной биомассы в почве 26
1.4.1. Физиологический метод определения микробной биомассы (метод субстрат-индуцированного дыхания или SIR) 26
1.4.2. Кинетический метод определения общей и активной микробной биомассы (SIGR метод) 32
1.4.3. Соотношение между величинами микробной биомассы, определяемой физиологическим и кинетическим методами. 36
2. Разработка и усовершенствование методов определения азота и углерода микробной биомассы в почве 41
2.1. Почвы и аналитические методы 41
2.2. Регидратационный метод определения углерода микробной биомассы в почве 44
2.3. Определение азота микробной биомассы в почве регидратациоиным методом 55
2.4. Эффективность и избирательность фумигационного и регидратационного методов определения азота микробной биомассы в почве 65
3. Микробная биомасса как ключевое звено внутрипочвенного цикла азота 85
3.1. Современные представления о роли микробной биомассы в иммобилизационно-минерализационных превращениях азота в почве 85
3.2. Скорость оборачиваемости микробной биомассы в почве в зависимости от доз азотного удобрения 89
3.3. Микробиологическая иммобилизация и реминерализация азота и поступление его в растения: расчет и сравнительная оценка скоростей процессов 98
3.3.1. Динамика распределения азота удобрений между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями 101
3.3.2. Скорости иммобилизации, минерализации и потребления азота растениями. 107
4. Скорость и эффективность роста микроорганизмов в почве в зависимости от доступности углерода и азота 112
4.1. Действие минеральных соединений азота на эффективность использования глюкозы микроорганизмами и реутилизацию микробной биомассы 112
4.2. Изменение эффективности роста микроорганизмов после обогащения почвы субстратами разной степени доступности. 126
4.3. Расчет эффективности роста микроорганизмов в почве с использованием математического моделирования 144
5. Моделирование внутрипочвенного цикла азота с учетом физиологического состояния микроорганизмов 149
5.1. Формулировка модели NICA 152
5.1.1. Общие положения и переменная физиологического состояния 152
5.1.2. Массовый баланс углерода 160
5.1.3. Массовый баланс соединений азота. 161
5.2. Анализ модели NICA 163
5.2.1. Однократное внесение субстрата 163
5.2.2. Непрерывное поступление субстрата 171
5.3. Сравнение предложенных решений с существующими подходами 173
5.3.1. Неоднородность микробной биомассы и моделирование ее активности 173
5.3.2. Отношение N:C в биомассе и иммобилизационно-минерализационное равновесие 175
5.3.3. Отмирание микроорганизмов и реутилизация микробной биомассы 177
5.4. Калибровка модели NICA на основе экспериментальных данных, полученных в лабораторном эксперменте 180
5.4.1.Экспериментальные методы, использованные в калибровочном эксперименте 182
5.4.2. Применение модели для описания результатов эксперимента 183
5.4.3. Результаты калибровки модели и сопоставление найденных значений параметров с литературными данными 185
5.4.4. Азот микробной биомассы: иммобилизация 15N и определение коэффициента экстрагируемости 194
6. Продуцирование оксидов азота в процессе гетеротрофной нитрификации у бактерий: эксперименты и моделирование 197
6.1. Роль гетеротрофной нитрификации в образовании оксидов азота: состояние вопроса и нерешенные проблемы 197
6.2. Культивирование микроорганизмов 202
6.3. Аналитические методы 204
6.4. Результаты экспериментов: влияние колебаний в уровне кислорода на продуцирование окиси и закиси азота культурой A. faecalis subsp. parafaecalis. 205
6.5. Скорости продуцирования NO и N2O культурой A. faecalis subsp. parafaecalis: сравнение с данными, имеющимися в литературе 214
6.6. Моделирование ускоренного образования N0 и N20 культурой гетеротрофных нитрификаторов в переходном режиме снабжения кислородом 220
6.7. Гетеротрофная нитрификация -взаимосвязь между аэробным метаболизмом и денитрификацией 223
7. Моделирование циклов азота и углерода в почве для оценки эмиссии парниковых газов 228
7.1. Главные постулаты и общая структура модели 234
7.2. Круговорот углерода и рост гетеротрофных микроорганизмов 237
7.3. Разложение растительных остатков и почвенного гумуса 241
7.4. Внутрипочвенный цикл азота 244
7.5. Денитрификация - расчет скоростей процессов и активности ферментов 250
7.6. Автотрофная нитрификация: рост микроорганизмов и скорости трансформации азота 253
7.7. Динамика подвижных соединений и потери азота из почвы 256
7.8. Программирование, требование модели к входным данным и переменные, получаемые на выходе 260
7.9. Верификация модели 264
7.10. Обсуждение результатов моделирования 274
7.10.1. Рост микроорганизмов в почве и разложение органического вещества 274
7.10.2. Круговорот азота в почве и описание денитрификации в модели MiCNiT 277
7.10.3. Образование оксидов азота при нитрификаци 280
7.10.4. Заключение и перспективы применения модели MiCNiT 281
Заключение 284
Выводы 287
Список основных работ, опубликованных по теме диссертации 290
Литература 295
Благодарности 317
Приложение 318
- Метод фумигации-экстракции (ФЭ): принцип лежащий в основе и трудности применения
- Динамика распределения азота удобрений между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями
- Результаты калибровки модели и сопоставление найденных значений параметров с литературными данными
- Верификация модели
Введение к работе
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 [Rockstrom 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 реакционноспособных 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 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.
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 ССЬ и N2O 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 N2O) в зависимости от климатических и экологических факторов с помощью разработанной новой модели, встроенной в мультимодульную экосистемную модель MoBiLE.
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 C:N 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 (NiCa), 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 N); 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 MiCNiT, которая может использоваться для расчета интенсивности эмиссии парниковых газов (СО2, N2O, 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 Пущинского 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 MiCNiT в составе комплексной платформы MoBiLE 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 СОг 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 СОг и N2O 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 NiCa и MiCNiT. 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); Зг International conference of Chekhoslovakian Scientific-Technical Society "Nitrogen-fertilizer-soil-plant" (Czech Republic, Prague, 1990); II республиканской конференции "Микробиология в сельском хозяйстве" (Кишинев, 1991); б1 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 12th 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 fur den Erhalt von Bodenfunktionen", Miinchen, 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 fur atmospharischen 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 fur 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, 06-04-48527-а, 07-04-9083 5-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 ЕМ. Гультяевой, Е.Г. Демьяновой, ИВ. Евдокимову, Е.И. Кобзевой, И.Н. Кургановой, А.А. Ларионовой, В.О. Лопесу де Гереню, Т.Н. Мякшиной, А.А. 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, MB. Глаголеву, ВВ. Зеленеву (ИНМИ РАН), А.В. Куракову, БА. Вызову, А.В. Якушеву (МГУ), И.Н. Богомоловой, А.А. Авксентьеву (ВГУ), Я.В. Кузякову, М.А. Дородникову, Т.В. Ююкиной (University of Bayreuth), К. Butterbach-Bahl, A. 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.
Метод фумигации-экстракции (ФЭ): принцип лежащий в основе и трудности применения
Перечисленные в предыдущем подразделе ограничения метода ФИ и длительность определения микробной биомассы (результаты могут быть получены через 10-14 дней для разных вариантов метода) привели исследователей к созданию метода фумигации-экстракции. В его основе лежит схожий принцип селективного воздействия хлороформа на живую микробную биомассу. Однако сразу после фумигации вместо инкубации и измерения накопившихся продуктов минерализации (СОг, минеральные формы азота) проводится солевая экстракция соединений азота и/или углерода [Brookes et al., 1985; Vance et al., 1987a]. По количеству углерода или азота, дополнительно экстрагированному после фумигации и определенному в солевой вытяжке тем или иным методом, и судят о количестве микробной биомассы [Joergensen, 1996; Amato, Ladd, 1988]. Наиболее экспрессной является модификация метода, в которой образцы почвы не фумигируются в парах хлороформа 24 часа, что требует поддержания вакуума в специальных эксикаторах, а встряхиваются со смесыо K2SO4 и хлороформа [Gregorich et al., 1990]. Метод ФЭ свободен от ряда проблем, присущих методу ФИ и связанных с различиями в интенсивности минерализационных процессов и в составе микробных сообществ в профумигированной и контрольной почвах. Тем не менее, варьирование пересчетных коэффициентов (кЕс и KEN) для перехода от экстрагируемого количества С или N к микробной биомассе остается существенной проблемой и для этого метода [Azam et al., 1989; Bremer, Kessel, 1990; Ross, 1990a; Sparling et al., 1990; Sparling, Zhu, 1993]. Иными словами, эффективность метода ФЭ не является постоянной величиной. Согласно некоторым исследованиям обработка хлороформом увеличивает экстрагируемость немикробного углерода в разной степени для разных почв [Badalucco et al., 1990; Couteaux et al., 1989]. To есть избирательность обработки в методе ФЭ (как и для метода ФИ) также не является постоянной величиной. Факторы, влияющие на избирательность и эффективность обоих методов, основанных на фумигации, рассмотрены ниже. Физико-химические свойства почвы.
В работе [Toyota et al., 1996] не было обнаружено достоверного влияния влажности почвы (величины давления почвенной влаги) и плотности почвы на эффективность воздействия паров хлороформа. Однако другими авторами [Davidson et al., 1989; Chotte et al. 1998; Haubensak et al., 2002] было показано, что низкое содержание влаги уменьшает эффективность фумигации-экстракции. По-видимому, следует все же считать [Winter et al., 1994], что те свойства почвы (содержание органического вещества или глины) или внешние воздействия (высушивание-увлажнение, замораживание-оттаивание), от которых зависит структура почвы, определяют в конечном итоге эффективность воздействия хлороформа на микробные клетки и количество экстрагируемого микробного С или N. В работе итальянских ученых [Badalucco et al., 1997] было исследовано влияние таких физико-химических факторов, как водоудерживающая способность почвы, содержание глинистой, илистой и песчаной фракций, а таюке порозность почвы, ее структурированность, содержание органического углерода и величина рН, на количество СОг, выделяющегося в процессе фумигации и на количество углерода, экстрагируемого после фумигации раствором сульфата калия. Положительные достоверные коэффициенты линейной регрессии, полученные в цитируемой работе, свидетельствуют о взаимосвязи структуры почвы и ее порозности с эффективностью лизиса микробных клеток хлороформом. Большее содержание глины, равно как и наличие большего количества пор и водопрочных агрегатов, уменьшает биоцидное воздействие хлороформа. Авторы [Badalucco et al., 1997] заключают, что варьирование пересчетного коэффициента при определении микробной биомассы методами ФИ и ФЭ, во многом определяется физико-химическими свойствами почвы, от которых зависит диффузия фумиганта внутри почвы. Локализация макроорганизмов в почве
Эффективность воздействия хлороформа и, следовательно, величина пересчетного коэффициента кис были значительно ниже для верхних органогенных горизонтов почв и подстилок по сравнению с минеральными горизонтами почв [Sparling, West, 1988]. Объяснение таким различиям может быть дано как действительно разной эффективностью фумигации-экстракции, так и некорректным определением коэффициента пересчета. Было показано [Tessier et al., 1998; Dictor et al., 1998], что величина пересчетного коэффициента kec уменьшалась вниз по профилю пахотной почвы. В частности, при переходе от слоя 20-40 см к слою 40-60 см от величина КЕС для неудобряемой почвы изменялась от 0.44 до 0.30 [Tessier et al., 1998], что может свидетельствовать о различном воздействии фумиганта на микроорганизмы из этих слоев почвы. Разница для величин коэффициента в верхних горизонтах почвенного профиля и в подстилающей породе на глубине более 2-х метров оказалось еще более сильной: кес уменьшался от 0.33 до 0.18 в одном из вариантов опыта с меткой микробного сообщества с помощью 14С-глкжозы [Dictor et al., 1998]. Авторы этой работы объясняют такое уменьшение экстрагируемости С из микробной биомассы преобладанием в нижних горизонтах карликовых клеток с большей долей компонентов клеточных стенок и мембран в общей биомассе [White et al. 1994]. Видовой состав микробного сообщества почвы
Если предположить, что фумигант воздействует по-разному на отдельные группы почвенных микроорганизмов, то эффективность обработки хлороформом, также как и получаемые на основе стандартного пересчетного коэффициента значения биомассы, будут зависеть от состава микробного сообщества почвы. Действительно, было обнаружено [Toyota et al., 1996], что бактерии более устойчивы к действию хлороформа, чем грибы. Число колоний-образующих единиц для бактерий уменьшилось на 91% после фумигации, тогда как лишь около 0.5% клеток грибов были способными к прорастанию после обработки. Различия в эффективности экстрагирования как азота [Greenfield, 1995], так и углерода были отмечены для грибных и бактериальных культур, причем наиболее низкие значения были отмечены для бактерий (кнс изменялся от 0.1 до 0.68), для грибов варьирование этого коэффициента было ниже со значениями от 0.44 до 0.54 [Eberhardt et al., 1996]. Согласно данным еще одного исследования [Ingham, Horton, 1987], значительная доля бактериальной и грибной популяции (37-79%) была жизнеспособна после фумигации, тогда как простейших не удавалось обнаружить. Физиологическое состояние микроорганизмов
Было показано [Ни, van Bruggen, 1998], что обработка хлороформом действует в разной степени на голодающие и активные микроорганизмы. Эффективность воздействия фумиганта на бактерии в контрольных и обогащенных растительными остатками образцах почв варьировала в пределах 91-96 и 98-99 % соответственно. Возраст культуры Fusarium sp. влиял на эффективность экстрагирования углерода после фумигации (КЕС) [ROSS et al., 1987].
Факторы, влияющие на эффективность воздействия хлороформа и экстрагирование микробного углерода в фумигационном методе суммированы на схеме 1.2. Очевидно, что целый комплекс взаимодействующих факторов будет определять конечное значение величины пересчетного коэффициента (кис ш)- Поэтому среднее значение такого коэффициента, установленное для какого-то набора образцов, должно применяться с известной осторожностью. Становится ясной также и необходимость определения зависимостей, связывающих свойства почвы и микробной биомассы с пересчетными коэффициентами для нахождения точных значений содержания микробного азота и углерода в почве.
Динамика распределения азота удобрений между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями
Во всем диапазоне доз внесения аммиачной селитры наблюдали характерные колебания содержания минерального и микробного азота в противофазе. На рис.3.6 представлен ход кривых для вариантов Nu и NPKC 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. 3.6, 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 (табл. 3.3).
Для варианта N із доля меченого азота, иммобилизованного микроорганизмами в условиях вегетационного опыта, была максимальной в период 4-7 суток (до 79% от внесенного азота удобрений), затем происходило постепенное ее уменьшение (рис. 3.6,1 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 мы имели дело с растениями озимой пшеницы в фазе кущения, то есть метка начала поступать в растения с самого начала эксперимента (табл. 3.4). Тем не менее, размеры микробной иммобилизации в варианте NPKC 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 в составе микробной биомассы (рис. 3.6,1 Б). В варианте NPK полевого опыта суммарное количество меченого азота в составе минеральных форм, микробной биомассы и растений не превышало 60%. Так как азот удобрения иммобилизовывался в варианте NPK со сравнительно низкой скоростью, вероятно, уже в первые дни опыта происходили потери азота в газообразной форме (рис. 3.7). Таблица 3.4. Распределение азота удобрений между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями в полевом опыте (%).
Близкие к нашим результаты были получены в работе английских авторов [Bristow et al., 1987]. В полевых условиях (почва под луговой растительностью) в течение первых двух недель происходила быстрая иммобилизация и реминерализация азота удобрений, наблюдалось интенсивное циркулирование метки между пулом минерального азота и почвенными микроорганизмами. На 2-е сутки около 37% метки включилось в микробную биомассу. В полевом опыте уже через сутки размеры иммобилизации достигали 44%.
Похожие цифры были получены и другими авторами в кратковременных лабораторных и полевых экспериментах [Jackson et al., 1989; Okereke, Meints, 1985]. Так, в модельных экспериментах с пахотными, лесными и органогенными почвами размеры иммобилизации аммонийного азота за 12 часов инкубации достигали соответственно 1.4, 5.7 и 10.4% от внесенного при дозе аммонийного азота 10 мг/100 г почвы [Okereke, Meints, 1985], то есть в микробную биомассу включалось 0.14 - 1.04 MrN/100 г. почвы. % 120
Для нашего опыта соответствующая цифра равна 0.61 мг N/100 г почвы. В кратковременных полевых опытах с луговой почвой было показано, что микроорганизмы способны в течение суток иммобилизовывать весь пул почвенного минерального азота [Jackson et al., 1989]. Таким образом, хотя в литературе не имеется данных о максимальных размерах микробной иммобилизации азота сразу после внесения минеральных азотных удобрений на пахотных почвах в полевых условиях, величины иммобилизации, определенные нами, не представляются завышенными.
Быструю иммобилизацию метки 5N почвенными микроорганизмами без дополнительного внесения источника углерода и энергии можно объяснить по-разному: во-первых, лимитированием роста микроорганизмов азотом при наличии в почве некоторого количества доступного углерода. Внесение азота в этом случае 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 в результате перемешивания почвы для микробной атаки оказалось доступным дополнительное количество углерода. Прирост микробной биомассы к 4-м суткам составил 30 мг С/100 г почвы. Для полевого опыта увеличение запасов С микробной биомассы к б суткам составило 6 мг С/100 г почвы. Соотношение С : N для вновь образованной биомассы для обоих опытов приблизительно равно 2. Объяснить такую низкую величину можно, привлекая вторую 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.
Быструю реминерализацию 5N можно объяснить при этом как элиминированием микробной биомассы, например в результате выедания бактерий простейшими [Горбенко, Паников, 1989; Clarholm, 1985; Kuikman et al., 1990], так и выбросом поглощенных ранее азотсодержащих соединений после насыщения почвы влагой в результате дождей [Kieft et al., 1987].
К моменту максимальной иммобилизации (4 сут полевого опыта) растениями было усвоено около 10% от внесенного азота удобрений. Предположим, что эти 10% поступили в растения, не подвергаясь предварительной иммобилизации и реминерализации. Допустим также, что к моменту уборки урожая растения потребили весь минеральный меченый азот, который находился в почве на 4 сутки опыта, без предварительных иммо-билизационно-минерализационных превращений.
Результаты калибровки модели и сопоставление найденных значений параметров с литературными данными
Интенсивность потребления глюкозы и выделение СОг почвенными микроорганизмами отличались для почвы, обогащенной глюкозой, и для почвы, обогащенной глюкозой и минеральным азотом (рис.5.9). Дефицит азота привел к замедлению потребления глюкозы микроорганизмами. Уже к окончанию первых суток весь доступный азот в почве, обогащенной только глюкозой, был потреблен (рис.5.10А). Часть потребляемого углерода при N-лимитировании, по-видимому, запасалась в клетках без дальнейшего окисления и этот процесс сопровождался уменьшением выделения СС 2 из почвы. Процессы биосинтеза в микробных клетках, связанные с потреблением энергии и выделением СОг, протекали с более высокой скоростью в почве, обогащенной N и глюкозой, по сравнению с почвой, испытывающей недостаток азота. Это различие становится заметным только после первого дня инкубации, когда исчерпывается азот, содержащийся в клетках и в почвенном растворе. Динамика микробного С была схожей в обоих вариантах с внесением глюкозы, исключая первый день, когда прирост микробного С после фумигации (или регидратации) был выше в почве, обогащенной глюкозой без азота (рис. 5.9В). Такой результат можно объяснить лучшей экстрагируемостью запасенного, но неусвоенного (т.е. не включенного в структурные клеточные компоненты) углерода сразу после потребления глюкозы [Bremer, Kuikman, 1994]. В последующие дни инкубации в обогащенной глюкозой почве содержалось несколько больше микробного С по сравнению с почвой, обогащенной С и N. Такое увеличение микробной биомассы могло быть вызвано уменьшением скорости дыхания в варианте лимитированном по азоту (рис. 5.9Б). Различия между вариантами по содержанию азота в микробной биомассе зависели главным образом от уровня минерального N (рис.5.10). Более высокий уровень минерального N позволял микроорганизмам иммобилизовавать больше азота при его потреблении совместно с глюкозой.
В нашем эксперименте наблюдалось достаточно хорошее соответствие модели NICA экспериментальным данным. Доля дисперсии данных, описываемая моделью (г2) составляла - 0.985 для варианта глюкоза +N и 0.5 для варианта с внесением глюкозы. Исключение только одной экспериментальной точки для углерода биомассы С в первый день измерения улучшает соответствие данных и модели для последнего варианта до г2 =0.92. Начальные величины параметров модели были выбраны исходя из литературных данных. После процедуры оптимизации (метод наименьших квадратов) были найдены новые значения параметров, при подстановке которых модель наилучшим образом соответствовала экспериментальным данным. Значения оптимизированных параметров, общие для всех вариантов опыта приведены в Таблице 5.1. Значения большинства параметров нашей модели соответствуют аналогичным величинам, которые используются в похожих моделях для описания роста микроорганизмов в чистых культурах. Используемая нами величина удельной скорости роста микроорганизмов (jimax)"очень близка к встречающимся в литературе и соответствует по порядку величинам, характерным для роста чистых культур (см. например [McGill et al., 1981]).
Константа сродства к субстрату (ks), оптимизированная для нашей модели, в 2-3 раза выше чем используемая в других моделях, описывающих рост микроорганизмов на глюкозе в почве [Paustian, Schniirer, 1987; van der Werf, Verstraete, 1987a; Darrah, 1991; Grant et al., 1993a]. Величину близкую к нашей можно найти в работах Андерсон и Домша [Anderson, Domsch, 1985): ks = 356 ug С (г почвы)"1 и Кнапп с соавторами [Knapp et al., 1983]: ks = 130 ug С (г почвы) 1. Разброс экспериментальных данных в первые два дня эксперимента, когда глюкоза быстро потреблялась микроорганизмами, не позволяет точно оценить ks (Таблица 5.1, коэффициент вариации). Уровень растворимого углерода, измеренного для фазы голодания и отмирания микробной биомассы, то есть в течение 3-14 дня инкубации, может быть удовлетворительно описан моделью только с параметрами, представленными в Таблице 5.1. Возможное объяснение различий для величин ks, полученных нами и в других исследованиях, может состоять в том, что некоторые количества растворимого С не доступны для потребления, так как этот углерод расположен в микрозонах отделенных пространственно от активных микроорганизмов. Такая ситуация, по-видимому, типична для случая, когда наблюдается голодание микроорганизмов при низких концентрациях доступного субстрата. "Реальная" константа сродства к субстрату, по-видимому, должна быть ближе к величинам, которые характеризуют рост микроорганизмов в чистых культурах. Такой параметр может использоваться в моделях, подобных предложенной нами, только после включения какой-либо специальной функции, описывающей пространственное распределение субстрата (С и N) и почвенных микроорганизмов.
Трудно найти общую максимальную удельную скорость разложения (qmax) для различных субстратов из-за разнообразия почвенных микробных сообществ и различий в обилии доминирующих видов в меняющихся условиях поступления субстрата. По той же самой причине трудно найти в литературе универсальную константу сродства ферментных систем микроорганизмов к нерастворимому органическому веществу (к/,). В нашем случая, qmax и к/, характеризуют микробную активность при разложении некромассы и нерастворимых гумусовых веществ. Первый параметр (qmax) - близок к величине приводимой Дарра [Darrah, 1991): 0.05 h"1. Нерастворимое органическое вещество почвы - единственный пул, не измеренный в течение эксперимента (начальные величины были приняты равные общему количеству С и N). Поэтому найденная нами величина к/, варьирует при оценке чувствительности сильнее, чем другие параметры. Выбор начальных величин для оптимизации к и qmax базируется на допущении, что удельная скорость разложения нерастворимого органического вещества меньше, чем скорость потребления глюкозы, и сродство ферментных систем микроорганизмов к нерастворимому органическому веществу меньше, чем к глюкозе.
Субстрат-зависимая удельная скорость отмирания микроорганизмов а(Сц) (Таблица 5.1) определяется параметрами атах и ка, и принимает значения от 0.05 до 0.947 обратных суток, которые находятся в верхнем диапазоне встречающихся в литературе величин. Кнапп с соавторами [Knapp et al., 1983] использовали максимальную скорость отмирания атах = 0.144 обратных суток, а Грант с соавторами [Grant et al., 1993] amax = 0.006 - 0.204 обратных суток. Однако в этих моделях скорость отмирания относится ко всей микробной биомассе, тогда как в нашем случае этот параметр используется для расчета динамики активной части биомассы. Если умножить удельную скорость отмирания на фактор активности г, который изменяется от 0.03 до 0.58 для нашего эксперимента, то величины скорости отмирания (0.028-0.039 дня "1) - будут более близкими к опубликованным. То же самое объяснение справедливо для величин других удельных скоростей, таких как скорость потребления минерального N или глюкозы.
Динамика минерального азота в нашей модели определяется двумя процессами: минерализацией азота при разложении нерастворимого органического вещества и потреблением N микроорганизмами или иммобилизацией N. С одной стороны, внесение глюкозы вызывает увеличение скорости минерализации органического вещества, в результате так называемого затравочного эффекта. В нашем эксперименте количество углерода, выделившегося в виде СОг и включившегося в микробную биомассу, превышает количество внесенной глюкозы. Это означает, что для сведения баланса углерода необходимо использовать при моделировании высокие потенциальные скорости минерализации органического вещества, то есть высокие величины для qmax. С такими величинами параметров модель предсказывает значительное увеличение брутто-минерализации N. С другой стороны, данные по динамике минерального азота свидетельствуют о высокой нетто иммобилизации в течение первых двух дней после внесения глюкозы.
Верификация модели
Модель была верифицирована относительно экспериментальных данных для бурой лесной почвы (Hoglwald Forest, [Butterbach-Bahl et al., 2002]). Описываемый участок преставляет собой зрелый еловый лес (примерно 100-летнего возраста), расположенный в Южной части Германии (4830 N и 1110 Е). Модель была инициализирована с использованием данных отнсительно состояния древостоя и свойств почвы, отражающих состояние в 1994 году (данные, необходимые для инициализации перечислены в предыдущем разделе). При расчетах использовали климатические данные для 1994 и 1995 годов. Подробные сведения об экспериментальных данных приведены в работе [Рареп and Butterbach-Bahl, 1999]. Почвенный профиль был разделен на 2 части мощностью 7,5 см -лесная подстилка и 110 см - минеральные горизонты почвы. Расчеты для этих слоев почвы проводилсь с шагом 2 см по глубине 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. Некоторые неточности в расчетах были связаны с использованием стандартных значений для инициализации некоторых пулов с высокой скоростью оборачиваемости (DOC, DON, минеральные соединения азота в аэробной и анаэробной частях почвы). Для обеспечения более стабильного поведения модели и для того, чтобы такие погрешности не влияли на результаты, далее рассматриваются результаты моделирования для второго года (1995), тогда как расчеты в течение первого года используются для «разгона» (spin-up) модели. Все параметры, необходимые для расчетов и инициализации модели MiCNiT, в основном были взяты из литературы, как указано в таблице 7.2 и описано в предыдущем разделе. Значения для вновь предлагаемых параметров были определены для однородной почвы, описанной в главе 5 [Blagodatsky et al., 1998] во время предварительной калибровки модели (без учета вертикальной стратификации) с использованием программы ModelMaker. Таким образом, все используемые при верификации параметры были определены предварительно вне зависмости и от свойств исследуемой почвы. Основная часть N2O, выделяющегося из почвы, образуется в процессе восстановления окисленных соединений азота (например, классической денитрификации и денитрификации у нитрификаторов) [Wrage et al., 2001], и зависит от доступности этих соединений азота и растворимого углерода, а также от степени анаэробиозиса в почве, а то есть от доли анаэробного объема почвы (7.17a-d, [Smith et al., 2003]). На рисунке 7.6 показано, как модель MiCNiT описывает для полевых условий изменение активности микроорганизмов в зависимости от доступности соответствующих субстратов. Сезонная динамика водорастворимых соединений углерода и переменная физиологического состояния для гетеротрофов, растущих в аэробных условиях, представлены на Рис. 7.6а, а динамика содержания NH/ в почве и активность автотрофных микроорганизмов окисляющих 1ЧНз - на рис. 7.6Ь.
Как видно на рисунке 7.6а, летнее увеличение минерализационной активности и сопряженное увеличение концентрации растворимого С вызывает увеличение активности аэробных гетеротрофов. Отчетливый интервал между кривыми отражает время, необходимое микроорганизмам для адаптации к изменившимся условиям окружающей среды согласно уравнению 7.2 (в данном случае - к изменению концентрации углерода). Достаточно полное соответствие кривых содержания растворимого углерода и активности гетеротрофных микроорганизмов указывает на то, что активность микроорганизмов определялась в этом случае доступностью растворимого углерода, а не температурой или влажностью. Динамика содержания NH/ в подстилочном горизонте (Рис. 7.6Ь) показана вместе с изменением активности автотрофных нитрификаторов, окисляющих аммоний. Сезонная динамика NH/ хорошо соответствует относительной активности нитрификаторов в первые 150 дней года, тогда как во второй половине года модель недоучитывает концентрацию NH4+ в подстилке. Это расхождение для летних измерений может быть связано с неточным описанием в модели потребления азота корнями растений, так как текущее значение конценрации NH/ определяется балансом всех процессов азотного цикла, включая потребление азота корнями и разными групами микроорганизмов.
Уменьшение относительной активности нитрификаторов в середине года (130-300 сутки) вызвано уменьшением относительной доли аэробного объема почв, т.е. увеличения анаэробного объема почвы, как показано на рис. 7.7 (см. также уравнение 7.19), и одновременным потреблением NHV. Экспериментально измеренные и предсказываемые моделью значения эмиссии СОг из почвы показаны на Рис. 7.8а. Сезонная динамика и абсолютные величины для этого показателя описываеются моделью достаточно хорошо (см. также статистичекую оценку точности модели в таблице 7.1). Учитывая стабильность запасов углерода в почвенных пулах, что становится очевидным при более длительном анализе модели (например запасы углерода подстилки меняются в диапазоне 32,2 - 33,5 Т га" за 10 лет), следует констатировать, что подход использованный в модели MiCNiT для описания круговорота углерода достаточно хорошо описывает реальные процессы.
На нижней части рисунка (Рис. 7.8Ь) показано соответствие предсказаний модели динамике эмиссии N2O. Модель в целом хорошо предсказывает сезонную динамику, однако слегка недоучитывает поток N2O из почвы в зимний и весенний период (см. Таб.7.1).
Мы проанализировали чувствительность избранных переменных модели к варьированию свойств почвы, которые изменялись в заданном интервале, основываясь на экспериментальных данных. Содержание глинистой фракции, параметры водоудерживающей способности почвы, общее содержание почвенного С и N уменьшали или увеличивали на 25% от стандартного (экспериментально измеренного) значения. Диапазон изменения переменных модели, инициированный такими изменениями исходных свойств почвы, приведен в Таблице 7.2. 25% варьирование содержания глины и общего содержания азота почти не влияло на эмиссию СОг из исследуемой почвы. Однако, эмиссия N2O сильно зависела как от содержания С в почве, так и от факторов, контролирующих степень анаэробности в почве: водоудерживающей способности и содержания глины. Наибольшее увеличение интенсивности эмиссии N20 (на 743 и 406%) было вызвано 25% увеличением содержания общего углерода и максимальной полевой влагоемкости (Табл. 7.2). Общее содержание азота в почве, напротив, лишь незначительно влияло на эмиссию N2O. Такие результаты свидетельствуют, что образование N2O было лимитировано углеродом (источником энергии) и ускорялось при увеличении доли анаэробного объема в почве.
Это заключение отражает характерную особенность изучаемой почвы - Hoglwald характеризуется избыточным поступлением азота с атмосферными выпадениями и насыщенностью экосистемы азотом. Микробная биомасса в почве (как С, так и N) зависела больше всего от общего содержания углерода, но ее относительные изменения были меньше по сравнению с таковыми для эмиссионных потоков газов. Такой закономерный результат моделирования отражает сглаженный отклик микробных пулов по сравнению с потоками С и N, контролируемыми почвенными микроорганизмами. Относительное изменение активности гетеротрофных микроорганизмов изменялось в таком же диапазоне, как и запасы микробной биомассы (+/- 25%), в то время как активность нитрификаторов была более чувствительна к изменениям большинства пртестированных факторов, так среднегодовые значения изменялись от -70 до +295%. Такие различия могут быть обусловлены тем обстоятельством, что в MiCNiT гетеротрофная активность зависит от доступности С и N (7.2), тогда как активность автотрофных нитрификаторов зависит только от поступления азотных субстратов (7.19). Интересно отметить, что изменение доступности углерода также влияло и на активность нитрификации, что, по-видимому, связано с косвенным эффектом углерода на процессы минерализации и иммобилизации азота.
