CC BY
108
УДК 631.4 I 7 Т. А. Банкина
Вестник СПбГУ. Сер. 3, 2006, вып. 1
ОПТИМИЗАЦИЯ ЦИКЛА АЗОТА
В ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТЫХ ПОЧВАХ АГРОЦЕНОЗОВ
Почва представляет собой среду, в которой происходит полный цикл превращения азота: азотфиксация, минерализация (аммонификация, нитрификация) и денитрификация. От интенсивности отдельных звеньев круговорота азота зависят общие процессы накопления азота в почвах, интенсивность вымывания его в грунтовые воды, улетучивание в атмосферу в виде нитрозных газов. В большинстве почв естественных ценозов отдельные звенья азотного цикла сбалансированы между собой, и загрязнения основных биосферных сред -воды, воздуха и почвы - практически не происходит.
В агроэкосистемах чрезмерное использование антропогенных факторов - удобрений, пестицидов, обработки почвы - приводит к дисбалансу между основными звеньями азотного цикла, что сопровождается загрязнением грунтовых вод, атмосферного воздуха, почвы, растительной продукции конечными и промежуточными продуктами жизнедеятельности почвенной биоты, осуществляющей внутрипочвенный азотный цикл. Взаимодействие всех параметров метаболизма азота в почвах в основном устанавливает общее экологическое состояние агроландшафта. Степень замкнутости азотного цикла определяет экологическое равновесие агроэкосистемы, ее устойчивость, саморегуляцию. Организует и замыкает азотный цикл микробная система почвы, осуществляющая такие процессы, как азотфиксация, аммонификация, нитрификация и денитрификация. Восстановление, сохранение и повышение биоразнообразия почвенной микробиоты азотного цикла в агроэкосистемах - путь устойчивого земледелия. В настоящее время в России зависимость производства сельскохозяйственной продукции от естественных факторов (благоприятной погоды) составляет 50%, а,в Англии, Франции, Швеции, Германии - только 7-10%. Это естественно, так как доля биологического фактора в производстве продуктов растениеводства в России составляет 1%, а в странах Западной Европы - 20-25%.
Экология территории и проблемы обеспечения населения продовольствием тесно связаны с проблемой использования биологического азота. Переход растениеводства на альтернативные системы земледелия (органические, органоминеральные, биологические, сидеральные и др.), способствующие улучшению экологического состояния агроэкосистем и повышению их продуктивности, в значительной степени тормозятся отсутствием достаточно результативных способов повышения эффективности азотфиксации, поскольку в этих системах источником азотного питания растений является азот биологический. Накопленный в результате жизнедеятельности азотфиксирующих микроорганизмов, он находится в форме органических соединений, преимущественно белка, и используется растениями только после отмирания микробных клеток и их распада. До сих пор остаются спорными вопросы, касающиеся оптимального сочетания минеральных азотных и органических удобрений дня создания высокой активности почвенных азотфиксаторов. Проблемным остается вопрос энергетических субстратов для процессов связывания молекулярного азота: свежих сиде-ральных удобрений, соломы, различных растительных остатков, их количества и качества. В результате деятельности азотфиксаторов земная поверхности получает 230-330 млн т связанного азота [8], из них на пашни поступает около 90 млн т азота, что составляет только 20% потребности растениеводства.
© Т. А. Банкина. 2006
Использование биологического азота в земледелии имеет как экологический, так и экономический приоритет. Происходит усиление средоулучшающих процессов за счет постепенного и комплементарного использования растениями и микроорганизмами минеральных соединений азота, образующихся при минерализации органических азотсодержащих компонентов (микробная плазма, биомасса растений, грибов, водорослей). Использование биологического азота позволяет сбалансировать процессы азотного цикла: азотфик-сацию, аммонификацию, нитрификацию и денитрификацию, не позволяет минеральным соединениям азота проникать в различные сферы биосферы и загрязнять их.
Экологическая значимость биологического азота состоит также и в том, что, применяя его, можно повысить качество сельскохозяйственной продукции. В растениях при использовании биологического азота не происходит накопления избыточного количества нитратов, нитритов, а следовательно, не образуются канцерогенные нитрозоамины при их потреблении. Углеводный и белковый обмены, как правило, сбалансированы, произведенная на биологическом азоте растительная продукция полезна как человеку, так и животным. Экономическая выгодность использования биологического азота осознана земледельцами практически всех стран. Это связано с тем, что азот минеральных удобрений используется в агроэкосистемах растениями на 20-35%, а постепенное использование биологического азота повышает коэффициент его усвоения до 60-70%. Кроме того, на производство минерального азота приходится затрачивать немалые средства, биологический же азот, полученный в результате процесса азотфиксации - бесплатный.
Количественную оценку азотфиксирующего процесса можно осуществлять газохро-матографическим методом по восстановлению ацетилена в этилен [11]. В данном методе используется способность азотфиксирующих бактерий восстанавливать не только азот, но и другие соединения, имеющие в молекуле тройную связь, в частности ацетилен.
Аммонификация - второй этап цикла азота. Избыток аммония в почвенной среде (>140 мг/кг) представляет определенную экологическую опасность. Жизнедеятельность практически всех групп почвенных микроорганизмов ингибируется или замедляется избытком аммония в почве и аммиака в почвенном воздухе. Минерализация белков приостанавливается на стадии образования вторичных аминов - ядовитых соединений как для растений, так и для микроорганизмов. В связи с этим газохроматографический контроль процесса аммонификации крайне необходим в условиях разложения богатых белком растительных остатков. Избыточное накопление в почве аммония свидетельствует о сравнительно низкой биологической активности почвы, так как аммиачный азот должен быстро, в течение 2-3 дней трансформироваться в нитратный.
Отсутствие аммония в почвах или небольшие количества его не говорят о малой интенсивности процесса аммонификации, поскольку аммиачный ион может быстро поглощаться почвенным раствором, почвенными коллоидами и минералами, трансформироваться в нитраты, поглощаться растениями и микроорганизмами. Определить действительную интенсивность минерализации азотсодержащих органических соединений возможно только путем оперативного газохроматографического контроля, когда за небольшие промежутки времени определяются практически следовые количества наработанного аммонификатора-ми аммиака.
В анаэробных условиях выделение аммиака почвенными микроорганизмами сопровождается образованием токсичных для растений и микроорганизмов веществ: аминов, меркаптанов, индола, скатола, сероводорода и др. Поэтому мониторинг процесса аммонификации в переувлажненных почвах или почвах с временно избыточным увлажнением особенно необходим.
В нормально функционирующих почвах интенсивность процесса аммонификации в аг-роценозах в течение вегетационного периода не должна превышать 0,15-0,20 мг/кг-1 • сут^1,
что соответствует содержанию аммиачного азота 30—40 кг/га. Это оптимальная концентрация аммиачного азота в почве, при которой происходит нормальное развитие как растений, так и почвенной биоты. Низкие показатели содержания аммиачного азота в почве могут свидетельствовать о довольно значительной интенсивности процесса иммобилизации аммонийного иона почвенной биотой. В последнем случае растения будут испытывать недостаток в азоте, микроорганизмы, напротив, будут в избытке его поглощать. Биосферная функция процесса аммонификации состоит в минерализации азотсодержащих органических соединений до аммиака и установлении динамического равновесия между всеми звеньями азотного цикла.
Часть аммиачного азота, образовавшаяся в результате процесса аммонификации, окисляется в нитраты. В этой форме азот преимущественно используется большинством высших растений. В этой же форме он подвергается значительным потерям из почвы - вымывается в грунтовые воды и денитрифицируется. Способность почвы трансформировать аммоний в нитраты является одним из показателей ее биологической активности. Однако содержание нитратов в почве выше предельно допустимой концентрации (ПДК - 135 мг/кг) ингибирует большинство биологических процессов не только азотного цикла, но и всех других. Нитраты, восстанавливаясь в нитриты, служат материальной основой для образования канцерогенных нитрозоаминов. Попадая в гидросферу, растения, нитраты в повышенных концентрациях представляют опасность для здоровья человека.
Мониторинг интенсивности процесса нитрификации в поверхностных слоях Земли необходим с целью прогнозирования появления избытка нитрозных газов, оказывающих разрушающее действие на озоновый слой атмосферы, поскольку материальной основой для образования окислов азота являются, в основном, нитраты и нитриты.
В биологическом цикле превращения азота в биосфере денитрификация является процессом, заключающим круговорот азота. С одной стороны, она способствует снижению накопления нитратов в почвах, с другой - является основной причиной потерь азота удобрений из почвы в результате улетучивания его газообразных соединений. В результате де-нитрификации ежегодно сбрасывается 270-230 млн т азота [3]. Денитрификация, таким образом, является механизмом, посредством которого глобальный азотный цикл поддерживается в равновесии и сопоставим с азотфиксацией. Развитие процесса денитрификации сопряжено со скоростью процесса минерализации углерода почвы, так как интенсивность восстановления нитратов зависит, прежде всего, от состава и количества легкодоступного органического вещества. В процессе денитрификации углерод лабильных органических соединений (Сахаров, органических кислот, аминокислот и др.) окисляется кислородом нитратов до углекислого газа и воды. В результате происходит уменьшение содержания доступных микроорганизмам органических соединений, что является причиной снижения биологической активности почвы, ее биоразнообразия, устойчивости.
Другим отрицательным моментом слишком эффективной денитрификации в почвах агроценозов является образование весьма существенных потерь азота, вносимых азотных удобрений, которые могут составлять в определенных условиях 40-80%. Потери происходят в основном в виде закиси азота (К20) и молекулярного азота (N2), выделение других нитрозных газов незначительно. Если потери молекулярного азота в естественных ценозах, предположетельно, уравновешиваются азотфиксацией, и на баланс его в атмосфере денитрификация не влияет, то для закиси азота в настоящее время известен только один сток -фотохимические реакции, связанные с разрушением озонового слоя. В связи с этим оценка интенсивности денитрификации и ее продуктов является исключительно важной, однако до настоящего времени остается затруднительной [7].
Положительное биосферное значение процесса денитрификации состоит в том, что это единственный биологический процесс, благодаря которому связанный азот преобразу-
ется в свободный. С глобальной точки зрения этот процесс имеет решающее значение для сохранения жизни на земной суше. В нормально аэрируемых почвах нитрат-материальная основа процесса денитрификации представляет собой конечный продукт минерализации, легко вымывается из почв и накапливается в гидросфере. Содержание молекулярного азота в атмосфере в отсутствие денитрификации стало бы уменьшаться, и процессы роста растений и продукции биомассы на суше, в конце концов, прекратились бы.
Оптимизация интенсивности процесса денитрификации, как и других процессов азотного цикла, необходима как с экологической, так и с экономической (потеря почвенного плодородия)точек зрения.
Таким образом, азот - это проблемный элемент для агроценозов: мало внесешь в почву - получишь небольшой урожай, много - получишь высокий урожай, но ухудшишь состояние окружающей среды, снизишь плодородие и увеличишь затраты на производство продукции. В связи с этим оптимизация внутрипочвенного азотного цикла представляет собой одну из важнейших проблем агроэкологии и земледелия.
Отечественное сельское хозяйство переживает сейчас глубокий кризис. Только в Ленинградской области более 100 тыс. га земель оставлено под залежь, в 7 раз сократились площади посева зерновых культур, в 2,5 раза - под овощными и кормовыми культурами. Применение минеральных удобрений уменьшилось в 5 раз. В России различным формам деградации подвержено 230 млн га земли, при этом сельскохозяйственные земли деградировали на 48%, пастбища и сенокосы - на 25%. Из сельскохозяйственного оборота за последние 10 лет выпало более 30 млн га земли [1]. В этих условиях оптимальный способ использования земли представляется особенно актуальным.
В 1992 г. на конференции ООН в Рио-де-Жанейро была принята концепция устойчивого развития (sustainable development), в том числе развития земледелия (sustainable agriculture), для всех стран мира. Критерием устойчивого земледелия является получение устойчивых средних урожаев культур, характерных для того или иного биоклиматического потенциала.
Известно [6], что природные биоценозы способны сохранять саморегулирующееся функционирование, основными параметрами которого являются сбалансированность биогеохимических круговоротов и устойчивая биологическая продуктивность. Агроэкосистемы должны гармонизированно встраиваться в естественные ценозы и существовать, в основном в соответствии с законами естественной природы. Основным таким законом является принцип саморегуляции и самовозобновления в большей степени по сравнению с антропогенным воздействием. Само существование природных и агроэкосистем предполагает применение системного подхода для выявления резервов их оптимизации. В каждой оптимально организованной системе должны быть внутренние механизмы саморегуляции и саморазвития. Попытки управлять агроценозом без учета этих механизмов, только ценой антропогенных факторов приводят к деградации системы, что мы и наблюдали в 1960-1990-е годы химизации.
Естественные биологические системы живут и развиваются за счет гармонично функционирующего комплекса механизмов саморегуляции. По этому же принципу должны работать и агросистемы.
В последнее время наметилась тенденция к разработке научных основ устойчивых, сбалансированных, экономически выгодных агроэкосистем, обеспечивающих получение устойчивых урожаев при одновременном сохранении окружающей среды. Ввиду масштабности задачи, успехи в ее решении будут определяться появлением нетрадиционных подходов к данной проблеме.
Одним из таких подходов является экологизация и биологизация агроэкосистем, что предполагает в первую очередь проведение мероприятий, направленных на оптимизацию циклов биофильных элементов, особенно азотного цикла, определяющего урожайность
культур и экологическое состояние дерново-подзолистых почв. Это позволит сохранить аграрные ландшафты от загрязнений, повысить урожайность и качество сельскохозяйственной продукции.
Основная идея оптимизации агроэкосистем состоит в том, чтобы они работали, в основном, по принципу природных экосистем, где все процессы сбалансированны и стремятся к равновесию. В полной мере, естественно, это осуществить невозможно, однако оптимизация процессов должна проводиться на всех уровнях - от молекулярного до ландшафтного.
В настоящее время общепризнанной в мире концепцией является необходимость гармоничного сочетания сельскохозяйственной деятельности с природными процессами. Однако научные исследования в области экологизации и биологизации процессов в сельском хозяйстве имеют до сих пор малые масштабы.
Под оптимизацией азотного цикла почв агроэкосистем следует понимать, прежде всего, сбалансированность отдельных звеньев этого цикла. Микробиологическая трансформация соединений азота в почвах агроценозов обеспечивается энергией благодаря процессам минерализации лабильных органических веществ (ЛОВ). Поэтому азотный и углеродный круговороты в почвах осуществляются сопряженно и одновременно. В связи с этим оптимизация азотного цикла может рассматриваться только при одновременном контролировании процессов минерализации ЛОВ и иммобилизации-минерализации соединений азота.
Таким образом, оптимизация азотного цикла рассматривается в работе как результат сбалансированности его отдельных звеньев между собой и с потребностями почвенных микроорганизмов в органическом веществе, а растений в минеральном азоте.
Объекты и методы исследования. Исследования проводились на опытном поле Меньковской опытной станции Агрофизического института (МОС-АФИ) Гатчинского района Ленинградской области в условиях 7-польного зерно-травяно-пропашного и 3-польного зерно-сидерально-пропашного севооборотов. Минеральные удобрения рассчитывались под действительно возможный урожай и составили 60-90 кг/га азота, фосфора и калия и под климатически обеспеченный урожай, где они составили 180-300 кг/га действующего вещества ЫРК. В зерно-сидеральном севообороте выращивали озимую рожь, однолегний синий люпин и бюджетонаполняющую культуру - картофель.
Интенсивность процессов азотного цикла определяли газохроматографическим методом [4] по разработанным нами методикам (табл. 1), химические анализы проводили общепринятыми методами [2, 10].
Таблица 1. Микробиологические процессы трансформации соединений азота в почве, контролируемые методом газовой хроматографии
Процесс Исходные и конечные соединения Размерность Детектор
Азотфиксация Ы2—ЫН3 (мг/(кг ■ сут)) ДИП
Аммонификация 1Ч,ын; Смг/(кг " с^)) ПФД
Нитрификация (мг/(кг' СУТ)) Кмо. (мг/(кг ■ сут)) «
Денитрификация Ы03~—>Ы20 (мг/(кг • сут)) N^0 (мг/(кг ■ сут)) «
Углеродно-азотное отношение Слаб. * ^N,0 с /к «
Примечание. ПФД - пламенно-фотометрический детектор, ДИП - детектор ионизации пламени.
Результаты исследования и их обсуждение. Тренды урожайности за две ротации семипольного севооборота показали среднегодовое снижение продуктивности всех культур на всех дозах минеральных удобрений от 0,5 до 4,1 ц/га, за исключением многолетних трав на контрольном варианте, однако абсолютные ежегодные значения урожайности с возрастанием дозы минеральных удобрений увеличивались. Это «скрытое» отрицательное действие многолетнего внесения азотных удобрений объясняется снижением содержания в почве лабильных органических соединений в процессе денитрификации (табл. 2).
Таблица 2. Влияние различных доз минерального азота на среднегодовое изменение гумусного состояния дерново-подзолистой супесчаной почвы (2 ротации 7-иольного севооборота)
Варианты опыта Собщ. Сн,0 С ПнрофОС.
% % к контр. % % к контр. % % к контр.
Контроль (почва) 2,07 100 272 100 2160 100
N 60-90 кг/га 2,01 -2,9 256 -5,8 2122 -1,8
N 180-300 кт/га 2,02 -2,4 258 -5,1 2118 -2,0
Ежегодно происходило использование почвенной гетеротрофной микрофлорой, в основном денитрификаторами, 5-6% самых лабильных водорастворимых органических соединений и 1,5-2% среднеустойчивых, определяемых нейтральной пирофосфагной вытяжкой. В результате баланс органического вещества под всеми культурами севооборота, за исключением многолетних трав, и в целом по севообороту, через 14 лет после внесения минерального азота стал отрицательным (табл. 3).
Таблица 3. Баланс органического вещества в 7-польном севообороте на дерново-подзолистой супесчаной почве
Культура Произведено Сорг.. и/га Отторгнуто Сорг.. и/га в почве (зерно, солома, клубни) Минерализовано Сорг., и/га Баланс Сорг.. и/га
Зерно, клубни, сено Солома, ботва Растит, остатки
Ячмень+мн. травы 7,4 8,9 13,7 16,3 31,7 18,0
Многолетние травы 30,0 - 73,0 30,0 46,0 +27,0
1 -го года
Многолетние травы 32,7 - 70,7 32,7 47,2 +23,0
2-го года
Картофель 60,2 15,1 45,0 60,2 105,1 -45.0
Ячмень 10,1 18,4 22,2 38,4 -20,0
Однолетние травы 31,9 12,1 36,3 31,2 27,3 +9,0
Озимая рожь 11,9 20,5 28,8 32,4 37,8 -9,0
Накапливаемый многолетними травами углерод полностью расходовался последующими культурами - картофелем и ячменем.
Влияние культур севооборота на углеродно-азотные показатели дерново-подзолистой супесчаной почвы отражено в табл. 4. Интенсивность фиксации атмосферного азота сво-бодноживущей, несимбиотической микрофлорой невысокая, особенно в почве под пропашной культурой. Отношение интенсивности процесса азотфиксации к денитрификации ( ас-симиляционно-диссимиляционный коэффициент [5]) показывает резкое преобладание ми-нерализационных процессов под картофелем, состояние системы, близкое к равновесию под зерновыми и значительную устойчивость под многолетними травами.
Таблица 4. Влияние культур севооборота на среднегодовые углеродно-азотные показатели дерново-подзолистой супесчаной почвы
Культура Азотфиксация N. кг/га Денитрификация Ы, к г/га с-со, N-N,0
Картофель 0,8-0,9 11-12 9-10
Ячмень, озимая рожь 3-4 5-6 24-25
Многолетние травы 12-13 2-3 70-75
р _ СО
Эмиссионное метаболическое отношение ^ , определяемое газохроматографи-
ческим методом отражает минерализационно-иммобилизационное состояние азотного цикла и может быть применено в целях диагностики. Это отношение характеризует выброс из почвы углекислого газа минерализуемых органических соединений и накопление минерального азота.
Определяя динамику эмиссионного С/И отношения (ЭМС1Ч) путем последовательно осуществляемых на одних и тех же образцах почвы чередующихся процессах аэробной минерализации и анаэробной денитрификации можно оценить пулы доступного для минерализации органического углерода и поступающего в почву минерального азота. Таблица 4 демонстрирует резкий дисбаланс звеньев азотного цикла и накопление минерального азота в почве под пропашной культурой, некоторое преобладание минерализационных процессов под зерновыми и иммобилизационных под многолетними травами. Такая система земледелия неминуемо приводит к снижению плодородия почвы и ухудшению экологической ситуации в агроценозе. Ассимиляционные процессы азотного цикла резко тормозятся уже на стадии азотфиксации. Резервами оптимизации азотного цикла в почвах является максимальное использование естественных возобновляемых факторов: бобовые и крестоцветные сидераты, ассоциативные и свободноживущие азотфиксаторы, мобилизация азота почвы "промежуточными культурами, внесение соломы зерновых в почву. Дозы азотных удобрений должны лишь дополнять снабжение азотом вегетирующих растений, но не выступать решающим фактором повышения продуктивности посевов, особенно на почвах низкого плодородия.
На основании исследования в зерно-сидерально-пропашном свообороте установлена возможность получения урожая зерновых 20-22 ц/га, картофеля 120-130 ц/га без применения минеральных удобрений. По дозе азота, фосфора и калия равной 30 кг/га действующих веществ, внесенных по фону сидерата, урожайность зерна озимой ржи составила 25-29 ц/га, картофеля 241-245 ц/га против контроля (без удобрений) 9-11 ц/га и 68-72 ц/га соответственно.
Вносимые в почву зеленые удобрения активизировали все биологические процессы как минерализационные, так и иммобилизационные, результатом чего явилось новообразование лабильного углерода и появилась тенденция к накоплению гумусовых кислот (табл. 5).
Для оптимизации азотного цикла необходимо знать не только изменения в содержании лабильных органических соединений, но и их пул для компенсации энергетических затрат почвенной биотой на трансформационные процессы соединений азота.
Количество минерализованного за вегетационный период Слаб. (пул) рассчитывалось по выходу минерального азота через эмиссионное С/К отношение и суммарное потребление азота растениями в вариантах без применения удобрений (табл. 6).
Таким образом, на основании многолетнего стационарного полевого опыта установлено, что современные 7-8-польные зерно-травяно-пропашные севообороты на дерново-шг золистых почвах не повышают гумусированность почвы. Применение минеральных азотньд
Таблица 5. Влияние сидератов на гумусное состояние почвы
Вид сидерата Г4 ^обш.. /0 Сщо. мг/кг (М±т) Спирофос.. мг/кг (М±т) /О К С общ. Сгк /Сфк
Сгк Сфк
Без удобрений 1,85 155±21 1758±58 35,7 35,0 1,03
Овес песчаный 1,89 252±17 2119±44 36,9 37,9 0,97
Рапс яровой 1,87 221±19 2110±37 36,6 38,8 0,93
Бобово-гороховая смесь 1,90 255±13 2152±23 36,8 37,4 0,98
Таблица 6. Влияние культур семипольного севооборота на пулы С.ц«.. ^чин.. и эмиссионное C/N отношение
в дерново-подзолистой супесчаной почве
Культуры севооборота Содержание Слаб (0-20 см), кг/га C/N эмиссион. NM,„. в Слаб, кг/га Вынос N урожаем (пул), кг/га Оборачиваемость Слаб за вегетацию, п раз Пул Слаб (С„й •#!) кг/га
Ячмень+многолетние травы 633 17,1 43 45 1.1 640
Многолетние травы 1 -го года 723 20,1 42 75 1,8 1301
Многолетние травы 2-го года 543 14,7 43 90 2,1 1140
Картофель 811 23,1 41 79 1,9 1540
Ячмень 693 13,4 52 34 0,7 485
Однолетние травы 690 15,4 45 40 0,9 621
Озимая рожь 590 14,9 40 46 1,1 645
удобрений от 60 до 300 кг/га, повышая продуктивность посевов, одновременно приводят к дисбалансу азотного цикла, усиливают денитрифицирующую активность почвы за счет остаточного не востребованного растениями азота.
Предложена экологически адаптированная ресурсосберегающая система земледелия на основе внедрения зерно-сидерально-пропашных севооборотов, позволяющая получать устойчивые средние урожаи зерновых и картофеля. Установлено, что в связи с продуцированием почвенной биотой нитрозных и углеродсодержащих газов можно оценить соотношением (C-C02)/(N-N02) (эмиссионное C/N отношение) активность почвенной биоты, траты лабильного органического вещества на высвобождение и накопление минерального азота. Показано, что эмиссионное C/N отношение отражает минерализационно-иммобилиза-ционное состояние азотного цикла и может быть применено в целях его диагностики.
Статья рекомендована проф. Н. П. Битюцким. Summary
Bankina Т. A. Optimization of a nitrogen cycle in paddy-podzolic soils of agrocenosises.
The ecologically adapted and resource-keeping system of agriculture based on intrusion of grain-siderate-plough crop rotations to receive steady average crops of grain and potato is suggested. It is roted, that emission C/N ratio reflects mineralization-immobilisation conditions of a nitrogen cycle and can be applied with a view of its diagnostics.
Литература
1. Апарин Б. Ф. Эволюционные модели плодородия почв. СПб., 2001. 2. Аринушкина Е. В. Руководство по химическому анализу почв. М., 1970. 3. Бабьева И. П., Зенова И. Н. Биология почв. М., 1989. 4. БанкинаТ. А. Петров М. Ю., Петрова Т. М., БанкинМ.П. Хроматография в агроэкологии.
СПб., 2002. 5. Панкина Т. А., Банкин М. П., Таразанов В. А. Эмиссионное отношение (C-C02)/(N-N02) как показатель устойчивости азотного цикла в почве // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям. М., 2002. С. 54-55. 6. Кирюшин В. И. Экологическая устойчивость агроланд-шафтов и почв // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям. М., 2002. С. 6-9. 7. Кудеяров В. Н. Цикл азота в почве и эффективность удобрений. М., 1989. 8. Мишустин Е. Н. Микроорганизмы и продуктивность земледелия. М., 1972. 9. Сычев В. Г. Агрохимическое и агроэкологи-ческое состояние почв. М., 2001. 10. Цыпленков В. П., Банкина Т. А., Федоров А. С. Определение зольного состава растительных материалов. Л., 1981. 11. Hardy R. W. The acetylene - ethylene assay for N-. fixation//Plant Physiol. 1968. Vol. 43, N 8. P. 1185-1207.
Статья поступила в редакцию 24 ноября 2006 г.
