CC BY
63
Е. В. Балашов, А. В. Бурова, Т. А. Банкина
СЕЗОННАЯ ДИНАМИКА ВОДОПРОЧНЫХ АГРЕГАТОВ В ЗАВИСИМОСТИ ОТ СОДЕРЖАНИЯ СОЕДИНЕНИЙ УГЛЕРОДА И БИОЛОГИЧЕСКОЙ АКТИВНОСТИ ПОЧВЫ
Введение
В последнее время большое внимание уделяется научным исследованиям в области устойчивого землепользования. В почвах с высокой устойчивостью, несмотря на антропогенные и естественные воздействия, поддерживается баланс их основных экологических функций: геохимический и биохимический круговорот, распределение влаги, накопление и вынос питательных элементов, буферная способность, распределение энергии, обеспечение биоразнообразия [1, 9].
Одна из задач устойчивого землепользования — сохранение почвенной структуры, которая является важной доминантой, контролирующей микробиологические процессы разложения органического вещества, и, следовательно, круговорот и динамику углерода в почвах [7]. Восстановление водопрочных агрегатов после антропогенных и естественных воздействий свидетельствует о высокой устойчивости почв [17]. Наряду с гранулометрическим составом почв, органическое вещество, его разнообразные лабильные формы и микробное сообщество являются важными факторами формирования водопрочных агрегатов. В связи с этим современные междисциплинарные исследования посвящены, во-первых, выявлению роли этих показателей в формировании и сохранении благоприятного структурного состояния сельскохозяйственных почв, и, во-вторых, их стандартизации и нормированию в различных агроклиматических условиях для разработки рациональных и эффективных агротехнологий [5, 8, 12, 15, 16].
Цель исследований — установить сезонную динамику водопрочных агрегатов в зависимости от биологической активности почвы и содержания различных соединений углерода при применении органических и зеленых удобрений.
Объекты и методы исследования
Исследования проводили на дерново-слабоподзолистой супесчаной почве Ленинградской области (Меньковская опытная станция ГНУ Агрофизический НИИ Россель-хозакадемии).
Смешанные образцы почвы отобрали из слоя 0-10 см в сентябре 2004 г. и в мае, июле и сентябре 2005 г. Схема полевого эксперимента включала варианты: контроль с применением зеленых удобрений, 80 и 160 т/га навоза крупного рогатого скота с зелеными удобрениями. Внесение навоза совместно с растительными остатками (зелеными удобрениями) озимой ржи (Ббоа1б 0бтба1б) и вики мохнатой (У1от уШово) проведено в июне 2004 г. Затем осуществили посев вики мохнатой и овса посевного (Лубпо воЫуо) с последующей заделкой растений в почву в сентябре 2005 г. Агрохимическая характеристика почвы представлена в табл. 1.
© Е. В. Балашов, А. В. Бурова, Т. А. Банкина, 2010
Таблица 1. Агрохимическая характеристика дерново-слабоподзолистой супесчаной почвы в вариантах с навозом и зелеными удобрениями (ЗУ)
Вариант г г/ О рНВ0Дн КИ4+, мг/кг К03 , мг/кг Ш4++Ш3", мг/кг
Сентябрь 2004 г.
Контроль, ЗУ 80 т/га навоза + ЗУ 160 т/га навоза + ЗУ 15,9 ± 0,4 22,7 ± 0,3 33,0 ± 0,6 6.4 ± 0,03 6.4 ± 0,03 6,7 ± 0,03 4,0 ± 0,3 3,6 ± 0,1 2,3 ± 0,2 31,9 ± 0,2 56,5 ± 0,2 32,4 ± 0,2 35,9 ± 0,4 60,1 ± 0,3 34,7 ± 0,4
Май 2005 г.
Контроль, ЗУ 80 т/га навоза + ЗУ 160 т/га навоза + ЗУ 16.1 ± 0,3 19.2 ± 0,5 21,0 ± 0,1 6,8 ± 0,02 6,3 ± 0,02 6,5 ± 0,03 8.5 ± 0,8 8.5 ± 1,9 6.5 ± 1,3 18,8 ± 1,5 33,3 ± 2,5 50,2 ± 1,1 27,3 ± 1,9 41,8 ± 2,0 56,7 ± 0,9
Июль 2005 г.
Контроль, ЗУ 80 т/га навоза + ЗУ 160 т/га навоза + ЗУ 15,2 ± 0,3 18,0 ± 0,4 21,9 ± 0,3 6,9 ± 0,03 6,5 ± 0,03 6,8 ± 0,02 3,1 ± 0,2 3,7 ± 0,2 14,6 ± 0,4 65.3 ± 2,1 45,8 ± 1,6 44.3 ± 2,5 68.4 ± 2,4 49.5 ± 1,6 58,2 ± 2,5
Сентябрь 2005 г.
Контроль, ЗУ 80 т/га навоза + ЗУ 160 т/га навоза + ЗУ 20.0 ± 0,4 20,2 ± 0,3 23.1 ± 0,2 7,0 ± 0,02 7,7 ± 0,02 7,6 ± 0,01 0,7 ± 0,03 0,3 ± 0,05 2,5 ± 0,09 108,9 ± 2,5 73,3 ± 2,0 222,4 ± 3,5 109.6 ± 5,0 73.6 ± 2,0 224,9 ± 4,5
Общее содержание водопрочных агрегатов и распределение их фракций (0,25— 0,5 мм — 5,0—7,0 мм) в почве определяли методом «мокрого» просеивания [2]. В смешанных образцах почвы и в водопрочных агрегатах (средневзвешенная сумма фракций — 0,25-7,0 мм) измеряли содержание общего органического углерода по методу Тюрина [3], его «легкой» фракции (слаборазложившиеся растительные остатки с удельным весом < 1,6 г/см3) с помощью диспергирования почвы в водном 0,5%-ном растворе гексаметафосфата натрия [6], биологическую активность почвы по продуцированию СО2 газохроматографическим методом, а также содержание углерода в биомассе микроорганизмов по методу субстрат-индуцированного дыхания [4]. Одновременно с измерениями биологической активности почвы проводили определение эмиссии N20 из смешанных образцов и водопрочных агрегатов (средневзвешенная сумма фракций — 0,25-7,0 мм) с использованием газового хроматографа, оснащенного детектором электронного захвата. Исследования выполняли в трехкратной повторности. Статистическая обработка результатов включала вычисления значений средних, стандартных отклонений и коэффициентов линейной корреляции при уровне надежности р < 0,05. Достоверность различий средних значений оценивали с помощью однофакторного дисперсионного анализа (AN0VA) при р < 0,05.
Результаты исследования
Внесение в почву навоза в дозах 80 и 160 т/га совместно с зелеными удобрениями в июне 2004 г. изменило содержание общего органического вещества, его «легкой» фракции, биомассы микроорганизмов и биологическую активность. Тем не менее спустя
3 месяца после внесения органических удобрений и растительных остатков их достоверное аддитивное влияние на общее содержание водопрочных агрегатов не обнаружено ни в одном из вариантов опыта. Однако известно, что внесение в почвы навоза крупного рогатого скота приводит к увеличению биомассы грибов, биологической активности и содержания «легкой» фракции органического вещества, которые вовлечены в формирование и стабилизацию водопрочных агрегатов [12, 19]. В сентябре 2004 г. общее содержание водопрочных агрегатов в почве составляло 39,5 ± 3,2% (контроль),
28,1 ± 2,0% (80 т/га навоза) и 41,9 ± 1,4% (160 т/га навоза), тогда как в мае 2004 г. оно варьировало от 34,6 ± 2,9% до 45,6 ± 5,9% на этих участках. Среди факторов, влияющих на агрегатное состояние почв, только биологическая активность водопрочных агрегатов показала наибольшую положительную (г = 0,52), но недостоверную (р > 0,05) корреляционную связь с их общим содержанием. По-видимому, взаимодействие доступного органического вещества и микроорганизмов с минеральной твердой фазой почвы в течение трех месяцев оказалось недостаточно продолжительным для формирования максимально возможного количества водопрочных агрегатов в ней [8].
Анализ распределения фракций водопрочных агрегатов по размерам все же позволил выявить достоверное и положительное совместное влияние максимальной дозы навоза и растительных остатков на агрегатное состояние почвы в сентябре 2004 г. Результаты наших исследований показали, что в почве наблюдалось достоверно (р < 0,01) большее содержание фракций водопрочных агрегатов (1,0—7,0 мм) в варианте — 160 т/га навоза с зелеными удобрениями, тогда как почва контрольного варианта была преимущественно представлена фракциями 0,25—1,0 мм (табл. 2).
Таблица 2. Содержание фракций водопрочных агрегатов в дерново-слабоподзолистой супесчаной почве в вариантах с навозом и зелеными удобрениями (ЗУ), сентябрь 2004 г.
Вариант Фракции водопрочных агрегатов (мм), %
0,25-0,5 0,5-1,0 1,0-3,0 3,0-5,0 5,0-7,0
Контроль, ЗУ 80 т/га навоза + ЗУ 160 т/га навоза +ЗУ 13.9 ± 0,9 8,8 ± 0,6 7.9 ± 1,7 9,3 ± 1,5 7,8 ± 0,4 8,7 ± 1,2 7,2 ± 1,1 5,8 ± 0,3 9,6 ± 0,6 5,3 ± 1,0 3,8 ± 0,5 9,1 ± 1,0 3,8 ± 0,5 2,0 ± 0,2 6,6 ± 1,0
Наблюдались тесные положительные корреляционные связи средневзвешенного диаметра водопрочных агрегатов (0,40—1,10 мм) с биологической активностью (г = 0,80, р = 0,01), содержанием общего органического вещества (г = 0,65, р = 0,05) и его «легкой» фракции (г = 0,72, р <0,05). Таким образом, наши результаты подтвердили данные других ученых о большой значимости размера и активности микробного сообщества, «легкой» фракции органического вещества в формировании и стабилизации водопрочных агрегатов [21].
Согласно результатам исследований, достоверные межвариантные различия в содержании общего органического вещества, его «легкой» фракции и биологической активности наблюдались в смешанных образцах почвы (р < 0,01) и водопрочных агрегатах (р < 0,05) в сентябре 2004 г. (табл. 3).
Эмиссия закиси азота (N20) образуется в почве в результате микробиологических процессов нитрификации (при аэробных условиях) и денитрификации (при анаэробных
Таблица 3. Содержание общего органического вещества (Собщ), его «легкой» фракции (ЛФ), биомассы микроорганизмов (Смик) и биологическая активность (БА) в смешанных образцах почвы (П) и водопрочных агрегатах (Агр), в вариантах с навозом и зелеными удобрениями (ЗУ) в сентябре 2004 г.
Вариант Образец почвы Со6щ’ г С/кг Смик, мг С/кг ЛФ, г/кг БА, мг СО2-С/кг/ч
Контроль, ЗУ П 15,9 ± 0,4 724,9 ± 0,1 14,1 ± 0,1 2,2 ± 0,3
Агр 6,6 ± 0,4 775,8 ± 85,9 11,4 ± 0,9 1,4 ± 0,5
80 т/га навоза +ЗУ П 22,7 ± 0,3 721,0 ± 72,8 21,1 ± 1,1 2,9 ± 0,1
Агр 22,3 ± 0,6 2108,3 ± 118,2 20,7 ± 1,3 1,6 ± 0,3
160 т/га навоза + ЗУ П 33,0 ± 0,6 892,3 ± 119,8 29,2 ± 0,9 6,6 ± 1,4
Агр 30,2 ± 0,2 947,6 ± 136,1 41,6 ± 0,9 2,6 ± 0,4
условиях) и является одним из показателей ее биологического состояния. Содержание влаги, О2, минеральных форм азота, доступного органического вещества, температура и рН оказывают влияние на скорость этих процессов, которые часто происходят в почвах одновременно [10].
Несмотря на достоверные (р < 0,01) различия в содержании минеральных форм азота в смешанных образцах почвы, из всех вариантов эксперимента в сентябре 2004 г. (см. табл. 1), не выявлены достоверные межвариантные различия в эмиссии N20:
1,7± 0,6 мкг ^О^/кг/ч (контроль) и 1,9 ± 0,3 мкг ^О^/кг/ч (80 и 160 т/га навоза). Отсутствие достоверных межвариантных различий в эмиссии N20, возможно, обусловлено повышенной иммобилизацией минерального азота микробным сообществом вследствие присутствия в почве большого количества доступного органического вещества. Слабые положительные корреляции эмиссии N20 с содержанием общего органического вещества (г = 0,20) и его «легкой» фракции (г = 0,22) могут свидетельствовать о малой доступности микроорганизмам азота из органических субстратов, минерализуемых в ходе процессов нитрификации и денитрификации.
Водопрочные агрегаты могут быть источником повышенной эмиссии N20, поскольку их свойства, возможно, благоприятны для процессов денитрификации и нитрификации [20]. Результаты наших исследований показали, что в сентябре 2004 г. эмиссия N20 была достоверно выше из водопрочных агрегатов, чем из смешанных образцов в вариантах: контроль — 5,4 ± 0,6 мкг ^0^ /кг/ч (р = 0,001) и 80 т/га навоза — 11,9 ± 0,9 мкг ^0^/кг/ч (р < 0,001), но не в варианте со 160 т/га навоза — 2,5 ± 1,2 мкг ^0^/кг/ч.
В мае 2005 г. по сравнению с сентябрем 2004 г. наблюдалось достоверно (р < 0,01) большее общее содержание водопрочных агрегатов во всех вариантах эксперимента. В июле 2005 г. выявлено достоверное (р <0,001) повышение общего содержания водопрочных агрегатов только в варианте со 160 т/га навоза в отличие от двух других вариантов. Осенью общее содержание водопрочных агрегатов достоверно (р < 0,01) уменьшилось в контроле и в варианте со 160 т/га навоза, но достоверно не изменилось в варианте с 80 т/га навоза (табл. 4).
Анализ распределения фракций водопрочных агрегатов показал, что в почве всех вариантов эксперимента с сентября 2004 г. по май 2005 г. произошло достоверное (р < 0,05) увеличение содержания фракций 0,25—0,5 мм (до 19,6—29,2%) за счет разрушения фракций 3,0—7,0 мм. В последующие месяцы вегетационного периода наблюдалось
Таблица 4. Содержание общего органического вещества (Собщ), его «легкой» фракции (ЛФ), биомассы микроорганизмов (Смик) и биологическая активность (БА) в смешанных образцах почвы (П) и в водопрочных агрегатах (Агр) в вариантах с навозом и зелеными удобрениями (ЗУ) в мае, июле и сентябре 2005 г.
Вариант Образец почвы Со6щ’ г С/кг мг С/кг ЛФ, г/кг БА, мг СО2-С/кг/ч Агр, °/ %
Май 2005 г.
Контроль, ЗУ П 16,1 ± 0,3 184,9 ± 15,7 14,0 ± 0,8 1,8 ± 0,2
Агр 17,2 ± 0,4 854,3 ± 13,8 14,9 ± 0,6 5,7 ± 0,6 41,3 ± 0,1
80 т/га навоза + ЗУ П 19,2 ± 0,5 457,3 ± 19,0 20,4 ± 1,6 1,9 ± 0,1
Агр 21,7 ± 0,1 1141,3 ± 28,7 23,8 ± 0,3 7,3 ± 2,1 46,2 ± 0,3
160 т/га навоза + ЗУ П 21,0 ± 0,1 292,5 ± 9,7 28,2 ± 1,1 2,5 ± 0,6
Агр 22,6 ± 0,5 1492,7 ± 53,2 31,8 ± 0,3 6,3 ± 0,3 45,6 ± 0,4
Июль 2005 г.
Контроль, ЗУ П 15,2 ± 0,3 1439,8 ± 12,5 13,5 ± 1,1 10,8 ± 0,4
Агр 15,3 ± 0,4 1069,0 ± 11,4 15,1 ± 0,3 10,8 ± 0,5 45,5 ± 0,2
80 т/га навоза + ЗУ П 18,0 ± 0,4 1357,0 ± 12,1 21,8 ± 0,6 11,8 ± 0,1
Агр 18,3 ± 0,2 1458,5 ± 26,9 23,7 ± 0,9 8,7 ± 0,5 35,1 ± 0,2
160 т/га навоза + ЗУ П 21,9 ± 0,3 1157,3 ± 33,7 23,7 ± 0,7 11,2 ± 1,3
Агр 23,1 ± 0,5 1353,2 ± 26,5 40,1 ± 1,5 3,9 ± 0,2 51,6 ± 0,1
Сентябрь 2005 г.
Контроль, ЗУ П 20,0 ± 0,4 761,6 ± 26,6 13,8 ± 0,8 12,4 ± 0,1
Агр 16,1 ± 0,3 671,8 ± 33,0 13,8 ± 0,9 3,5 ± 0,2 39,3 ± 0,5
80 т/га навоза + ЗУ П 20,2 ± 0,3 1113,6 ± 24,5 23,7 ± 1,1 14,3 ± 0,6
Агр 21,1 ± 0,4 1133,5 ± 39,1 27,7 ± 1,4 7,5 ± 0,6 40,5 ± 0,4
160 т/га навоза + ЗУ П 23,1 ± 0,2 1286,9 ± 24,1 39,6 ± 0,6 11,5 ± 0,2
Агр 24,1 ± 0,3 1327,8 ± 40,7 40,2 ± 0,9 10,9 ± 0,2 37,7 ± 0,4
уменьшение содержания мелких (0,25-0,5 мм) и формирование крупных (5,0—7,0 мм) фракций водопрочных агрегатов во всех вариантах эксперимента.
В период с сентября 2004 г. по май 2005 г. содержание общего органического вещества, его «легкой» фракции, биомассы микроорганизмов и биологическая активность почвы уменьшились в ее смешанных образцах во всех вариантах опыта (см. табл. 3, 4). В водопрочных агрегатах за этот период, напротив, выявлено достоверное накопление «легкой» фракции органического вещества (р < 0,01 и р < 0,05) и усиление биологической активности почвы (р <0,001) в вариантах — контроль и 80 т/га навоза соответственно, а в варианте со 160 т/га навоза — достоверное (р < 0,01) увеличение содержания биомассы микроорганизмов.
В течение вегетационного периода 2005 г. содержание общего органического вещества и его «легкой» фракции в смешанных образцах и водопрочных агрегатах достоверно (р < 0,05) и устойчиво возрастало только в варианте со 160 т/га навоза (см. табл. 4),
в котором вклад сезонного накопления «легкой» фракции органического вещества в его общее содержание был достоверным в смешанных образцах почвы (р < 0,01), но не в водопрочных агрегатах (р > 0,05).
Сезонная динамика биомассы микроорганизмов достоверно (р <0,001) проявилась в увеличении летом и уменьшении осенью в смешанных образцах почвы и в водопрочных агрегатах в вариантах — контроль и 80 т/га навоза. В варианте со 160 т/га навоза наблюдалось достоверное увеличение (р < 0,001) биомассы микроорганизмов в смешанных образцах почвы и уменьшение (р < 0,01) в водопрочных агрегатах от весны к осени. Биологическая активность в смешанных образцах почвы, в отличие от водопрочных агрегатов, достоверно (р <0,01) возрастала в течение вегетационного периода во всех вариантах эксперимента (см. табл. 4).
Достоверные (от р < 0,001 до р < 0,05) различия в содержании общего органического вещества, его «легкой» фракции и биомассы микроорганизмов в почве контрольного варианта и вариантов с навозом на фоне зеленых удобрений свидетельствовали о его продолжительном и благоприятном последействии на почву в течение вегетационного периода 2005 г.
Лабильные формы органического вещества и микроорганизмы, будучи одновременно вовлеченными в процессы формирования и стабилизации водопрочных агрегатов, могут различаться по своей значимости в течение вегетационного периода. Например, биомасса микроорганизмов выступает в качестве более значимого фактора формирования водопрочных агрегатов преимущественно весной, а «легкая» фракция органического вещества — летом и осенью [11, 19]. Если все варианты эксперимента рассматривать в совокупности, то наиболее тесные корреляционные связи общего содержания и средневзвешенного диаметра водопрочных агрегатов наблюдались при наличии биомассы микроорганизмов в мае (г = 0,76 и 0,85), общего органического вещества (г = 0,95 и
0,98), его «легкой» фракции (г = 0,82 и 0,90) и в июле (г = 0,52 и 0,80) соответственно. Согласно результатам наших исследований, межвариантные различия этих свойств почвы были более значимы для изменения параметров ее агрегатного состояния, чем их сезонная динамика в каждом варианте эксперимента.
Тем не менее в мае 2005 г. различия в общем содержании водопрочных агрегатов почвы между вариантами с 80 и 160 т/га навоза на фоне зеленых удобрений все же были недостоверны. Эти результаты объясняются, вероятно, тем, что насыщение минеральной твердой фазы почвы органическим веществом и его лабильными формами достигло предельных значений [13], превышение которых уже не способствовало формированию и стабилизации большего количества водопрочных агрегатов. По нашим данным, в исследуемой почве такое предельное содержание общего органического вещества, его «легкой» фракции и биомассы микроорганизмов варьировало в интервалах — 21—23 г С/кг, 24—30 г/кг и 1100—1300 мг С/кг почвы соответственно.
В течение вегетационного периода 2005 г. аккумуляция общего органического вещества и его лабильных форм, за исключением биомассы микроорганизмов весной, была недостоверно больше в водопрочных агрегатах, чем в почве в целом, если рассматривать все варианты эксперимента в совокупности (см. табл. 4). Небольшое сезонное накопление общего органического вещества и его «легкой» фракции в водопрочных агрегатах свидетельствует об их слабой защите от минерализации микробным сообществом в супесчаной почве в связи с малым содержанием в ней глинистых минералов [11]. Поэтому устойчивость общего органического вещества и его лабильных форм в водопрочных агрегатах, несмотря на внесение чрезмерных доз навоза совместно с зелеными удобрениями, оставалась относительно невысокой в течение вегетационного периода.
В мае 2005 г. по сравнению с сентябрем 2004 г. эмиссия N20 из смешанных образцов почвы была достоверно (р < 0,01) выше во всех вариантах эксперимента и достигала: 3,6 ± 0,3 мкг ^0^/кг/ч (контроль), 17,7 ± 0,4 мкг ^0^/кг/ч (80 т/га навоза) и
25,1 ± 0,6 мкг ^0^/кг/ч (160 т/га навоза). Тесные положительные корреляционные связи эмиссии N20 выявлены с содержанием NH+ (г = 0,92—0,99, р < 0,001) в почве, которое было достоверно (р <0,01) больше в мае 2005 г. (12,3—18,3 мг NH+-N/ кг), чем в сентябре 2004 г. (2,3—4,0 мг NH+ ^/кг). Эти результаты подтверждаются данными других ученых [14], согласно которым, весенние процессы оттаивания почвы сопровождаются высвобождением NH+ из почвенного поглощающего комплекса и усилением микробиологического процесса нитрификации, в результате чего происходило повышенное образование N20.
В течение вегетационного периода 2005 г. эмиссия N20 из смешанных образцов почвы устойчиво увеличивалась в вариантах — контроль и 80 т/га навоза, но уменьшалась в варианте со 160 т/га навоза (табл. 5).
Таблица 5. Эмиссия закиси азота (мкг N2O-N/кг/ч) из смешанных образцов (П) и водопрочных агрегатов (Агр) дерново-слабоподзолистой супесчаной почвы в вариантах с навозом и зелеными удобрениями (ЗУ) в мае, июле и сентябре 2005 г.
Вариант Образец почвы Месяц
Май Июль Сентябрь
Контроль, ЗУ П 3,6 ± 0,3 36,0 ± 0,3 58,8 ± 0,5
Агр 3,5 ± 0,0 9,5 ± 0,1 2,2 ± 0,0
80 т/га навоза + ЗУ П 17,7 ± 0,4 25,5 ± 0,1 37,3 ± 0,5
Агр 7,2 ± 0,3 5,0 ± 0,1 1,1 ± 0,2
160 т/га навоза + ЗУ П 25,1 ± 0,6 14,7 ± 0,2 10,9 ± 0,2
Агр 3,8 ± 0,0 5,7 ± 0,1 4,1 ± 0,4
Сезонное повышение эмиссии N20 из смешанных образцов в вариантах — контроль и 80 т/га навоза было тесно связано с содержанием общего органического вещества (г = 0,52—0,70) и биологической активностью (г = 0,90—0,96, р <0,001), а также с рН (г = 0,94—0,96, р <0,001), который изменялся в интервале от 6,4 до 7,7. В варианте со 160 т/га навоза тесные и положительные корреляции сезонного снижения эмиссии N20 выявлены только с динамикой содержания NH+ (г = 0,78, р = 0,01). Эмиссия N20 из водопрочных агрегатов в течение вегетационного периода была достоверно (р < 0,001) меньше, чем из смешанных образцов. Возможно, эти различия в эмиссии N20 обусловлены различиями в содержании доступного азота и углерода для почвенных микроорганизмов.
Если рассматривать все варианты эксперимента в совокупности, то биологическая активность в водопрочных агрегатах была также меньше по сравнению со смешанными образцами летом и осенью, за исключением весны. Согласно результатам других ученых [18], общее органическое вещество и его «легкая» фракция в агрегированной части почвы могли быть более «старыми» по возрасту и поэтому в большей степени подвержены гумификации или минерализации, чем аналогичные формы органического вещества в неагрегированной части почвы. В водопрочных агрегатах, вероятно, находилось менее доступное органическое вещество с меньшим содержанием доступного азота для почвенных микроорганизмов, чем в неагрегированной части почвы. Поэтому сезон-
ное накопление и микробиологическая трансформация общего органического вещества и его «легкой» фракции в водопрочных агрегатах привели к уменьшению эмиссии N2O из почвы во время вегетационного периода 2005 г.
Выводы
Результаты исследований показали, что внесение навоза крупного рогатого скота совместно с зелеными удобрениями способствовало достоверному увеличению в дерново-слабоподзолистой супесчаной почве содержания общего органического вещества и его «легкой» фракции в течение всего вегетационного периода и биомассы микроорганизмов в его начале. Внесение двух доз навоза совместно с зелеными удобрениями проявилось в достоверных и аддитивных различиях содержания водопрочных агрегатов также лишь в начале вегетационного периода. Эмиссия N2O из водопрочных агрегатов была меньше, чем из смешанных образцов почвы в течение всего вегетационного периода вики мохнатой и овса посевного.
Литература
1. Апарин Б. Ф. Почва как носитель биоразнообразия // Материалы по изучению русских почв. СПб., 2001. Вып. 2 (29). С. 6-9.
2. Растворова О. Г. Физика почв. Л., 1983. 196 с.
3. Растворова О. Г., Андреев Д. П., Гагарина Э.И., Касаткина Г. А., Федорова Н. Н. Химический анализ почв. СПб., 1995. 254 с.
4. Anderson J. P. E., Domsch K. H. A physiological method for the quantitative measurement of microbial biomass in soils // Soil Biol. and Biochem. 1978. Vol. 10. P. 215-221.
5. Biichs W. Biotic indicators for biodiversity and sustainable agriculture introduction and
background // Agriculture, Ecosystems and Environment. 2003. Vol. 98. P. 1-16.
6. Cambardella C. A., Elliott E. T. Particulate soil organic matter changes across grassland
cultivation sequence // Soil Sci. Soc. Am. J. 1992. Vol. 56. P. 777-783.
7. Christensen B. T. Physical fractionation of soil and structural and functional complexity in organic matter turnover // European J. Soil Sci. 2001. Vol. 52. P. 345-353.
8. De Gryze S., Six J., Brits C., Merckx R. A quantification of short-term macroaggregate dynamics: influences of wheat residue input and texture // Soil Biol. and Biochem. 2005. Vol. 37. P. 55-66.
9. De Kimpe C. D., Warkentin B. P. Soil functions and the future of natural resources // Ad-
vances in Geoecology 31. Reiskirchen, 1998. Vol. 1. P. 3-10.
10. Dobbie K. E., McTaggart I. P., Smith K. A. Nitrous oxide emissions from intensive agricultural systems: variations between crops and seasons, key driving variables, and mean emissions factors // J. Geophys. Research. 1999. Vol. 104. P. 891-899.
11. Franzluebbers A. J., Arshad M. A. Soil microbial biomass and mineralisable carbon of water-stable aggregates // Soil Sci. Soc. Am. J. 1997. Vol. 61. P. 1090-1097.
12. Guggenberger G., Elliott E. T., Frey S. D., Six J., Paustian K. Microbial contributions to the aggregation of a cultivated soil amended with starch // Soil Biology and Fertility. 1999. Vol. 31. P. 407-419.
13. Hassink J. The capacity of soils to preserve organic C and N by their association with clay and silt particle // Plant and Soil. 1997. Vol. 191. P. 77-87.
14. MUller Ch., Martin M., Stevens R. J., Laughlin R. J., Kammann C. J., Ottow C. G., Jager H.-J. Processes leading to N2O emissions in grassland soil during freezing and thawing // Soil Biol. and Biochem. 2002. Vol. 34. P. 1325-1331.
15. Nortcliff S. Standardization of soil quality attributes // Agriculture, Ecosystems and Environment. 2002. Vol. 88. P. 161-168.
16. Seybold C. A., Six J., Elliott E. T., Paustian K. Soil macroaggregate turnover and microaggregate formation: a mechanism for C sequestration under no-tillage agriculture // Soil Biol. and Biochem. 2000. Vol. 32. P. 2099-2103.
17. Shaxson T. E. Concepts and indicators for assessment of sustainable land // Advances in Geoecology 31. Reiskirchen, 1998. P. 11-19.
18. Six J., Elliott E. T., Paustian K. Soil macroaggregate turnover and microaggregate formation: a mechanism for C sequestration under no-tillage agriculture // Soil Biol. and Biochem. 2000. Vol. 32. P. 2099-2103.
19. Six J., Bossuyt H., De Gryze S., Denef K. A history of research on the link between (mi-cro)aggregates, soil biota, and soil organic matter dynamics // Soil and Tillage Research. 2004. Vol. 79. P. 7-31.
20. Smith K. A. A model of the extent of anaerobic zones in aggregated soils, and its potential application to estimates of denitrification // J. Soil Sci. 1980. Vol. 31. P. 263-277.
21. Yamashita T., Flessa H., John B., Helfrich M., Bernard L. Organic matter in density fractions of water-stable aggregates in silty soils: Effects of land use // Soil Biol. and Biochem. 2006. Vol. 38. P. 3222-3234.
Статья поступила в редакцию 5 апреля 2010 г.
