Микробная биомасса и моделирование цикла азота в почве
На правах рукописи
Благодатский Сергей Александрович МИКРОБНАЯ БИОМАССА И МОДЕЛИРОВАНИЕ ЦИКЛА АЗОТА В ПОЧВЕ Специальность 03.02.03 – микробиология 03.02.13 – почвоведение
Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук
Пущино – 2011
Работа выполнена в лаборатории почвенных циклов азота и углерода Учреждения Российской академии наук Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, г. Пущино, Московская обл.
Научный консультант: д.б.н., профессор В.Н. Кудеяров
Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор, А.Л. Степанов доктор биологических наук, профессор, Н.П. Битюцкий доктор биологических наук, В.А. Романенков Ведущее учреждение: Учреждение Российской Академии Наук Институт биохимии и физиологии микроорганизмов им. Г.К.
Скрябина РАН
Защита диссертации состоится «» 2012 года в 15:30 в аудитории М-2 на заседании диссертационного совета Д 501.002.13 при МГУ имени М.В. Ломоносова на факультете почвоведения по адресу: 119991, ГСП-1, Москва, Воробьевы горы, МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке факультета почвоведения МГУ.
Автореферат разослан «»2012 г.
Приглашаем Вас принять участие в обсуждении диссертации на заседании диссертационного совета или присылать отзывы на автореферат в двух экземплярах, заверенные печатью, по адресу: 119991, ГСП-1, Москва, Воробьевы горы, д.1, стр. 12, МГУ имени М.В. Ломоносова, ф-т Почвоведения, Ученый совет (или по факсу (4967) 330595).
Ученый секретарь диссертационного совета, доктор биологических наук Г.М. Зенова
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность темы. Почвенные микроорганизмы контролируют потоки углерода и азота в биосфере, осуществляя такие ключевые процессы, как деструкция и минерализация органического вещества почвы, иммобилизация азота, нитрификация, денитрификация и азотфиксация [Кудеяров 1989;
Умаров и др. 2007]. Понимание фундаментальных основ этих процессов становится в последнее время особенно актуальным из-за глобальных изменений природной среды и климата, вызванных деятельностью человека. Согласно концепции предельных изменений биосферы [Rockstrm 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 СO2 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 C 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 (СO2 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 (CO2, N2O, NO) 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 СО2 из почвы должны учитывать сопряженные изменения процессов азотного цикла и лимитирование роста микроорганизмов азотом.
Точное описание процессов минерализации азота и углерода в почве и сопряженной эмиссии парниковых газов СО2 и 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 C 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);
3rd International conference of Chekhoslovakian Scientific-Technical Society Nitrogen-fertilizer-soil plant (Czech Republic, Prague, 1990);
II pеспубликанской конфеpенции Микpобиология в сельском хозяйстве (Кишинев, 1991);
6th International Meeting of International Humic Substances Society Humic substances in the global environment and implications in human health (Bari, Italy, 1992);
IV Всесоюзной конфеpенции Микpооpганизмы 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 fr den Erhalt von Bodenfunktionen, Mnchen, 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 fr atmosphrischen Kohlenstoff in Deutschland (Braunschweig, Germany, 2003);
научных семинарах Института Метеорологии и Исcледования 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- (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 fr 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 № «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-з, 06-04-48527-а, 07-04-90835-моб_ст), Еврокомиссии (проект NitroEurope-IP «Цикл азота и его влияние на европейский баланс парниковых газов»). Ряд исследований проведен в Техническом Университете Брауншвейга (Германия), Институте Агроэкологии Федерального сельскохозяйственного научного центра (Брауншвейг, Германия), Институте Метеорологии и Исследования Климата Исследовательского центра Карлсруэ (Германия), Научном Центре Биосфера - 2 (Оракл, США).
Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, 7 глав, заключения, выводов и списка литературы. Общий объем составляет 330 страниц машинописного текста, включая 35 таблиц и 56 рисунков. Список литературы содержит 357 работ, в том числе 312 на иностранных языках.
Благодарности. Автор выражает глубокую благодарность директору ИФХиБПП РАН заведующему лабораторией почвенных циклов азота и углерода проф. В.Н. Кудеярову за постоянное внимание и поддержку. Искреннюю признательность за многолетнюю совместную работу, поддержку идей, консультации и дискуссии, а также за помощь при выполнении отдельных разделов работы автор выражает сотрудникам и аспирантам ИФХиБПП РАН Е.М. Гультяевой, Е.Г. Демьяновой, И.В. Евдокимову, Е.И. Кобзевой, И.Н.
Кургановой, 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 O. Richter, J. Richter (TU Braunschweig), T.-H. Anderson, O. Heinemeyer (BFAL, Braunschweig), Н.С.
Паникову, М.В. Глаголеву, В.В. Зеленеву (ИНМИ РАН), А.В. Куракову, Б.А. Бызову, А.В.
Якушеву (МГУ), И.Н. Богомоловой, А.А. Авксентьеву (ВГУ), Я.В. Кузякову, М.А.
Дородникову, Т.В. Ююкиной (University of Bayreuth), K. Butterbach-Bahl, A. De Bruijn, R.
Grote, R. Kiese, M. Kesik, C. Werner (IMK-IFU, Garmisch-Partenkirchen). Огромное спасибо за все любимой жене, вдохновителю и соавтору Е.В. Благодатской.
ОСНОВНОЕ СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
Глава 1. Обзор современных методов определения микробной биомассы в почве Приведена классификация методов определения микробной биомассы в почве.
Детально рассмотрены преимущества и недостатки методов, используемых для оценки потоков азота и углерода в почве, включающих прямое экстрагирование микробной биомассы;
определение численности микроорганизмов с помощью микроскопии;
биохимические методы определения микробной биомассы: метод фумигации-инкубации, метод фумигации-экстракции и определение биомассы грибов по содержанию эргостерола;
физиологические методы определения микробной биомассы. Особое внимание уделено возможностям применения перечисленных методов для определения активной микробной биомассы и ее взаимосвязи с интенсивностью микробиологических процессов в почве (Рис.
1).
Глава 2. Разработка и усовершенствование методов определения азота и углерода микробной биомассы в почве Изложены собственные ислледования, направленные на усовершенствование методов фумигации-экстракции (ФЭ) и регидратации для определения микробной биомассы в почве.
Метод ФЭ был Фумигационный опробован на различных (Jenkinson and Powlson) лесных и пахотных почвах, и физиологический причем в противоположность методы методу фумигации-инкубаци (Anderson and Domsch) была показана его пригодность для изучения почв со свежевнесенными органическими и минеральными удобрениями, а также карбонатных почв [Jenkinson 1988;
Joergensen, Кинетический 1996]. Наиболее Mueller метод эффективной и селективной (Van der Werf обработкой, сравнимой по and Verstraete, действию с фумигацией Schmidt) хлороформом, является Кинетический высушивание почвы при метод температуре 70°С [Jenkinson (Паников и др, 1966, Marumoto et al. 1982;
Stockdale, Rees 1994].
Stenstroem et al.) Регидратационный метод определения углерода микробной биомассы основан на явлении ее лизиса при высушивании почвы (доведении до постоянной 70оС) массы при [Благодатский и др. 1987].
Было показано, что прямая экстракция из почвы после 70оС высушивания при Рис. 1. Разделение микробной биомассы согласно ее подходит и для измерения физиологическому состоянию и методы, используемые для азота микробной биомассы в определения различных фракций микробной биомассы. почве [Благодатский, Паников 1989]. Методы регидратации инкубации (РИ) и регидратации-экстракции (РЭ) применялись на нескольких типах российских и американских почв [Благодатский, Паников 1989;
Sikora et al. 1994].
Основной проблемой при использовании метода ФЭ для определения микробного азота в почве, также как и для метода РЭ, является нестабильность пересчетного коэффициента k EN (или kRN для РЭ). Этот показатель равен доле микробного азота, извлекаемого из почвы после биоцидной обработки. Величины kEN, определяемые путем метки почвенной микробной биомассы в специальных экспериментах, зависят от дозы вносимого в почву субстpата и продолжительности периода инкубации и варьируют в пределах от 0,06 [Merckx, van der Linden 1988] до 0,55 [Azam et al. 1989b, Bremer, Kessel 1990b]. На вариабельность значений пересчетных коэффициентов для определения микробного азота методом фумигации-инкубации (kN) оказывает воздействие также влажность почвы и сезонные изменения других почвенных свойств [Davidson et al. 1989;
Ross 1990]. Для этого варианта метода (ФИ) было предложено использовать переменные значения коэффициента kN, зависящие от соотношения C/N в приросте извлекаемого азота и углерода [Voroney, Paul 1984]. В то же время, зависимость kEN для метода ФЭ от соотношения C:N не была описана в литературе.
Еще одной важной проблемой является доказательство избирательности фумигации хлоpофоpмом (или высушивания при 70оС). Очень трудно доказать экспериментально, что биоцидная обработка не повышает экстрагируемости органического вещества почвы, а разрушает только биомассу микpооpганизмов. Утверждалось [Brookes et al. 1985b], что фумигация разрушает лишь микробные клетки, а раствор 0,5 M K2SO4 экстpагиpует только микробный азот. С другой стороны, было установлено, что фумигация с CHCl3 заметно усиливает экстpагиpуемость почвенного азота [Azam et al. 1989a;
Azam et al. 1989b]. В заключительном разделе главы 2, посвященной разработке и модификации новых методов, проведено сравнение фумигационного и регидратационного методов определения азота в микробной биомассе. Нашей целью являлось определение величин k EN и kRN и нахождение зависимости этих коэффициентов от соотношения C:N в экстpагиpуемой вытяжке для контрастных условий иммобилизации азота. Мы также исследовали, действительно ли высушивание почвы при 70оС увеличивает экстpагиpуемость азота почвы в большей степени, чем обработка хлоpофоpмом.
В работе были использованы воздушно-сухие образцы пахотной серой лесной почвы и мощного слабовыщелоченного чернозема. После прединкубации в почву вносили дистиллированную воду или раствор глюкозы с минеральными солями с таким расчетом, чтобы результирующая влажность составляла 60% от ППВ. В первом эксперименте в серую лесную почву (№ 1) вносили 2 мг С глюкозы и 0,2 мг N (NH 4)2SO4/г почвы (соотношение С:N=10). Во втором эксперименте с этой же почвой соотношение С:N во вносимом субстрате было доведено до 20 при внесении 2 мг С и 0,1 мг N/г почвы. В третьем эксперименте в образцы чернозема (№ 2-4) вносили по 4 мг С глюкозы и по 0,08 мг N и Р /г в виде (NH 4)2SO и K2HPO4 соответственно (соотношение С:N=50). В эксперименте 1 определяли пересчетные коэффициенты (kN) только по количеству общего азота (уравнение 2.1), а в экспериментах и 3 - как по содержанию общего, так и меченого азота (уравнения 2.1 и 2.2, соответственно).
Избыток меченого азота составлял 19,56 и 23,10% соответственно для экспериментов 2 и 3.
Определение микробной биомассы и химические анализы проводили на 1, 2, 4, 7, 10 и сутки после внесения субстратов в первом и втором экспериментах (почва №1) и на 7 сутки в третьем эксперименте (почвы №2 - 4). Пересчетный коэффициент рассчитывали как [ N ] В [ N ]t [ N ]tВК [ N ]tК t kN 2.1, [15N ]0 [15N ]t где [N]tK и [N]tВК— содержание азота в солевых вытяжках из исходной почвы, соответственно до и после высушивания;
[N]tВ и [N]t — аналогичные показатели для почвы после инкубации с глюкозой в течение 1—7 дней.
0. A 0. без C, N 0. N, мг г почвы + C, N 0. - 0. 0. 0. регидратация без C, N Б фумигация без C, N 0. регидратация + C, N фумигация + C, N N, мг г почвы 0. - 0. 0. 0. 5 10 Время, сутки Рис. 2. Действие внесения глюкозы и (NH4)2SO4 на динамику минерального азота (А) и увеличение содержания азота в вытяжках после высушивания и фумигации (Б) в серой лесной почве. Сплошные символы обозначают варианты с обогащением почвы глюкозой и (NH4)2SO4, полые символы – контрольные варианты;
стандартные отклонения (n=3) показаны вертикальными штрихами.
Величину k15N (доля солюбилизирующихся азотных компонентов клеток, растущих на внесенном в почву субстрате) рассчитывали по формуле [15N ]tВ [15N ]t k 15 (2.2).
N [ N ]0 [15N ]t Во всех экспериментах с обогащением почвы глюкозой и (NH4)2SO4 были получены типичные кривые иммобилизации и минерализации азота (Рис. 2). Количество азота, экстрагируемого из микробной биомассы после регидратации или фумигации, приблизительно отражало размеры иммобилизации. Однако разница между приростами (величинами (Nв - N) согласно формуле 2.1) экстрагируемого азота для обогащенной и нативной почвы не равна количеству иммобилизованного азота. Более того, количество фактически измеряемого азота микробной биомассы является функцией как запасов N в микробных клетках, так и экстрагируемости клеточного содержимого.
Применение биоцидных методов для определения микробной биомассы, в частности ФЭ, основывается на двух основных предположениях: 1) доля микробной биомассы, извлекаемой после обработки (kN), является постоянной величиной для любой почвы, приведенной к стандартным условиям (т.е. эффективность метода является константой);
2) обработка почвы фумигантом (или высушивание при 70°С) не затрагивает немикробное почвенное органическое вещество, т.е. биоцидная обработка селективна по отношению к микробной биомассе.
Эффективность этих методов измерения микробной биомассы может быть оценена при помощи определения коэффициента kN (kEN для метода фумигации экстракции и kRN для метода регидратации-экстракции), который применяется для калибровки. Для этого используют, в частности, непрямую калибровку, а именно расчет kN на основе измеренного kC и теоретической величины C/N в микробной биомассе [Shen et al. 1984;
Jenkinson 1988;
Joergensen, Mueller 1996] по формуле kN kC 2.3.
Нами было предложено использовать постоянную величину соотношения С:N в микробной биомассе (=6.7) и постоянное отношение С:N в дополнительно экстрагируемом солевой вытяжкой органическом веществе после фумигации (=5.55). Однако для различных типов почв и природных условий эти величины не могут быть константами [Davidson et al.
1989], поэтому данный подход приводит к неточному определению азота микробной биомассы, особенно, когда в почве создаются условия для иммобилизации азота. В наших экспериментах соотношение C :N в вытяжке после биоцидной обработки (величина ) изменялось от 3.86 до 14.54 с наибольшими величинами для почвы, обогащенной глюкозой и аммонийным азотом с соотношением C:N 50. Величины, измеренные для 104 почв, при определении микробной биомассы методом ФИ подчинялись логнормальному распределению с наибольшей частотой для величины 3.9 [Joergensen, Mueller 1996]. Для некоторых почв эта величина была равна 7.4. Это означает, что экспериментально определяемые величины для соотношения C:N в микробной биомассе существенно отличаются от теоретических даже для почв без предварительного субстратного обогащения.
Мы предложили подход для расчета kN [Blagodatsky, Yevdokimov 1998], основанный на измерении отношения C:N в вытяжках после фумигации или регидратации и следующих теоретических допущениях: 1) соотношение C:N в структурных компонентах клеток постоянно (или варьирует в узких пределах, так что его изменением можно пренебречь);
2) соотношение C:N цитоплазматической части клеток (метаболических компонентов) может варьировать в широких пределах в процессе роста микроорганизмов и иммобилизации азота за счет быстрого транспорта глюкозы и других растворимых компонентов и минерального азота через клеточную мембрану [Coody et al. 1986;
Bremer, van Kessel 1990;
Bremer, Kuikman 1994]. Как известно, после биоцидной обработки экстрагируются в основном цитоплазматические компоненты клеток [Jenkinson 1988;
Joergensen, Mueller 1996]. Поэтому параметр (отношение C:N в микробной биомассе) в уравнении 2.3 можно заменить суммой (отношение C:N в структурных компонентах клеток) и (отношение C:N в цитоплазматических, экстрагируемых, компонентах клеток) взятых пропорционально их долям: (1- kC) и kC:
* (1 k C ) * k C kN * kC 2.4.
Экспериментальные значения k15N, полученные нами в опытах с мечением азота, хорошо описываются уравнением 2.4 (Рис.3, сплошная линия) с найденными в результате оптимизации величинами параметров = 4.72 и kC = 0.21. Найденная зависимость была достоверна при уровне вероятности P0.004 (r2 = 0.34). Так как различия для коэффициентов, рассчитанных для фумигационного и регидратационного методов, были незначительными, одна и та же зависимость была использована для описания всех экспериментальных данных.
фумигация C:N= регидратация 0. фумигация, N регидратация, N C:N= фумигация 0. регидратация регидратация, N 0.4 C:N= регидратация 0. kN Б 0. 0. A 0. 0 5 10 C:N в вытяжке после биоцидной обработки Рис. 3. Зависимость пересчетного коэффициента kN от отношения C/N в органических соединениях, дополнительно экстрагируемых после высушивания или фумигации.
"Затравочный" эффект при добавлении субстрата: А - отрицательный;
Б - положительный.
Представлены экспериментальные данные для трех опытов с разным соотношением C/N во вносимых в почву субстратах. Сплошная кривая рассчитана по величинам kN, определенным в опытах с меченым азотом (уравнение 2.2), пунктирная кривая - то же, по балансу общего азота, но с исключением точек в областях А и В.
0.15 иммобилизованный N N биомассы (переменный k N) N биомассы (kN=0.54) Рис. 4. Иммобилизация азота 0. (включение в N N, мг г почвы органическое вещество) и динамика микробного азота, - определенного методом фумигации-экстракции с 0. постоянным коэффициентом и с переменным kEN коэффициентом kN, рассчитанным по формуле 2.4.
0. 0 5 10 Время, сутки Величины kN, рассчитанные без использования метки 15N по балансовому уравнению 2.1 и представленные на рисунке 3 полыми символами, не могут быть описаны в целом уравнением вида 2.4. Уменьшение экстрагируемости почвенного (немеченого) азота, приводящее к отрицательному затравочному эффекту (область А на Рис. 3), также как и усиленная минерализация почвенного азота (область Б на Рис. 3), приводящая к положительному затравочному эффекту, искажают зависимость kN от соотношения C:N в дополнительно экстрагируемых соединениях после фумигации или регидратации. Однако, если не брать в расчет эти данные, то остальные точки хорошо ложатся на кривую (штриховая линия Рис. 3), увеличивая коэффициент регрессии (r2=0.47, P0.001). Увеличение содержания азота в микробной биомассе, рассчитанное на основе постоянного коэффициента kEN (0.54 согласно [Joergensen, Mueller 1996]) и измеренных величин прироста содержания азота в вытяжке после фумигации (треугольные символы на Рис.4), не отражает реальную динамику иммобилизации 15N (квадратные символы на Рис.4). Динамика запасов микробного азота в биомассе, рассчитанная с использованием переменной величины kEN, меняющейся согласно формуле 2.4 (круглые символы на Рис.4), гораздо лучше соответствует данным по содержанию иммобилизованного меченого азота. Увеличивающаяся к концу эксперимента разница между сравниваемыми кривыми может быть объяснена отмиранием микробной биомассы и переходом части меченого азота во фракцию органического вещества, не определяемую уже как микробная биомасса методом ФЭ.
Глава 3. Микробная биомасса как ключевое звено внутрипочвенного цикла азота Небольшой в сравнительном отношении пул микробной биомассы – запасы углерода в микробных клетках составляют обычно 1-4% от общего содержания углерода в почве [Anderson, Domsch 1980] – играет исключительно важную роль в превращениях всех биогенных макроэлементов (в первую очередь азота) в экосистеме. Почвенные микроорганизмы являются не только и не столько пассивным резервуаром, содержащим некоторое количество углерода или азота, но в первую очередь движителем, осуществляющим процессы разложения и минерализации высокомолекулярных органических соединений, поступающих в почву. Сложные превращения азота в почве обусловлены в значительной степени активностью почвенных микроорганизмов, которые контролируют процессы иммобилизации минерального азота и минерализации азота органических соединений. Эти два противоположно направленных процесса образуют малый или внутрипочвенный цикл азота. Напряженность этого цикла или скорость оборачиваемости азота микробной биомассы определяет, в свою очередь, доступность минеральных форм азота растениям, интенсивность микробиологических процессов нитрификации и денитрификации и интенсивность вымывания нитратов из почвы.
В вегетационных опытах с кукурузой и внесением в почву биомассы убитых микроорганизмов [Евдокимов и др. 1991] было обнаружено значительное (в 3—4 раза) увеличение оборачиваемости микробного азота и углерода при дефиците азота и при максимальной дозе внесения азотного удобрения без роста запасов углерода биомассы. Т. е.
происходило уменьшение эффективности использования микроорганизмами питательных субстратов в условиях несбалансированного питания. В отсутствии азотного удобрения это может быть объяснено увеличением поступления в почву корневых экссудатов растений, при высоких дозах азота - переходом микробного сообщества из зоны стресса в зону резистентности.
При выполнении исследования, описываемого в настоящем разделе, ставились следующие цели: 1) оценить возможности растений в использовании реминерализованного азота почвенной микробной биомассы по динамике распределения меченого азота между пулом минерального азота, микробной биомассой и растениями;
2) описать при помощи простой математической модели процессы иммобилизации, минерализации и поступления азота в растения.
Для исследований была взята серая лесная окультуренная среднесуглинистая почва, ОПС, Пущино. Вегетационный опыт с кукурузой (гибрид Молдавская-215) содержал варианты N0, N3, N6 и N13, на которых вносили меченую 15N аммиачную селитру в дозах 0;
3.23,6.45 и 12.9 мг N/100 г почвы соответственно, совместно с калийными и фосфорными удобрениями в дозе 5.35 мг К/100 г почвы и 2.82 мг Р/100 г почвы. Опыт состоял из двух серий: с растениями и без растений (пар).
Были использованы также и три варианта полевого мелкоделяночного опыта с озимой пшеницей - РК (контрольный), NPK и NPK + солома (NPKC). На всех вариантах осенью внесено по 60 кг/га N аммиачной селитры, а на варианте NPKC была внесена солома в дозе 5.58 т/га. Весной на соответствующих делянках опыта внесли меченую 15N аммиачную селитру в объеме 1л раствора на площадках 0.3 х 0.3 м (варианты NPK и NPKC). Количество меченой 15N аммиачной селитры соответствовало дозе азота, внесенной весной на делянках полевого опыта (60 кг/га). Почвенные образцы отбирали в 3-кратной повторности в виде монолитов цилиндрической формы (диаметр 10 см) с глубины 0-20 см.
Биомассу почвенных микроорганизмов определяли методом регидратации-экстрации.
Разницу в содержании углерода и азота между высушенной и контрольной почвами делили на пересчетные коэффициенты kC = 0.25 и kN = 0.22, которые были определены в калибровочных экспериментах [Благодатский и др. 1987;
Благодатский, Паников 1989].
Во всем диапазоне доз внесения аммиачной селитры наблюдали характерные колебания содержания минерального и микробного азота в противофазе. На рис. представлен ход кривых для вариантов N13 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. 5, II), а не общего азота. Дело в том, что на динамику последнего оказывали воздействие превращения почвенного азота, которые и маскировали поведение метки.
Характер распределения меченого азота был сходным во всех трех вариантах вегетационного опыта. Для варианта N13 доля меченого азота, иммобилизованного микроорганизмами, была максимальной в период 4-7 суток (до 79% от внесенного азота удобрений), затем происходило постепенное ее уменьшение (рис. 5, I А). Доля меченого азота, поступившего в растения, превысила соответствующую долю в микробной биомассе только к 61 суткам опыта.
В отличие от вегетационного опыта, в полевом опыте использовали растения озимой пшеницы в фазе кущения, то есть метка начала поступать в растения с самого начала эксперимента. Тем не менее, размеры микробной иммобилизации в варианте NPKC к суткам опыта достигли 77% от внесенного, то есть и в этом случае бльшая часть азота удобрений была быстро иммобилизована. Только к 14 суткам накопление меченого азота растениями превысило долю иммобилизованного N в составе микробной биомассы (рис. 5, I 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. 6).
Быструю иммобилизацию метки 15N почвенными микроорганизмами без дополнительного внесения источника углерода и энергии можно объяснить по-разному. Если существует лимитирование роста микроорганизмов азотом при наличии в почве некоторого количества доступного углерода, то внесение азота вызывает быстрый рост микроорганизмов, сопровождающийся интенсивной иммобилизацией этого элемента.
Исходя из теории микрозональности почвы [Звягинцев, 1987], такое объяснение может быть предложено для вегетационного опыта, где после набивки сосудов дополнительное количество углерода оказалось доступным для микробной атаки в результате перемешивания почвы. Прирост микробной биомассы к 4-м суткам составил 30 мг С/100 г почвы.
Рис. 5. Динамика общего азота (I) и меченого азота удобрений (II) в составе минеральных форм (1), микробной биомассы (2) и растений (3) в условиях вегетационного (А) и полевого (В) опытов. Кривые для периодов 0 -7 суток вегетационного (Б) и 0 -14 суток полевого (Г) опытов рассчитаны согласно модели, включающей иммобилизацию и минерализацию азота микроорганизмами и потребление азота растениями (линейные зависимости от количества азота в соответствующих пулах).
Для полевого опыта увеличение запасов С микробной биомассы к 6 суткам составило мг С/100 г почвы. Соотношение С:N для вновь образованной биомассы для обоих опытов приблизительно равно 2. Объяснить такую низкую величину можно, привлекая другую гипотезу, объясняющую быструю иммобилизацию азота. Известно, что при повышенной концентрации солей в окружающей среде, микроорганизмы для предотвращения осмотического шока осуществляют быстрый транспорт ионов в клетку [Harris, 1981;
Kieft et al., 1987]. Поглощенный таким образом азот может и не включаться затем в клеточный метаболизм, а присутствовать в цитоплазме в виде низкомолекулярных соединений.
Рис. 6. Динамика распределения азота удобрений между минеральными формами (1), микробной биомассой (2) и растениями (3) в условиях вегетационного, вариант N6 (а) и полевого, вариант NPKC (б) опытов.
Быструю реминерализацию 15N 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 [Kieft et al. 1987]. Увеличение скорости иммобилизации в варианте NPKC в 2 раза по сравнению с NPK объясняется большей активностью микроорганизмов и более широким отношением С:N в микробной биомассе в момент весеннего внесения удобрений (5.3 по сравнению с 4.6 в NPK). В варианте N3 скорость минерализации была в 3 раза выше, чем в N6. Очевидно, азот новообразованной в период 0-7 суток биомассы с узким отношением С:N (5.0 по сравнению с 6.8 в N6) оказался более подверженным реминерализации.
Выполненные балансовые расчеты свидетельствуют, что из общего количества меченого азота, поступившего в растения, как минимум 69% подверглось микробной иммобилизации и реминерализации в течение 4 суток. Так как иммобилизация и реминерализация продолжались и после 4 суток эксперимента, доля азота удобрений, поступившего в растения непрямым путем за период вегетации, превышала 69%.
Глава 4. Скорость и эффективность роста микроорганизмов в почве в зависимости от доступности углерода и азота В первой серии лабораторных инкубационных опытах со светло-серой лесной среднесуглинистой пахотной почвой были исследованы причины уменьшения интенсивности дыхания микробного сообщества почвы под действием минеральных азотных удобрений. Эффективность роста микроорганизмов или экономический коэффициент, равный приросту микробной биомассы на единицу потребленного субстрата (Y x/s= -x/s), оценивали в почве, обогащенной глюкозой, и после ее исчерпания, в условиях лимитированного роста двумя различными способами. Во-первых, измеряли количество выделившегося СO2 и убыль углерода из водорастворимой фракции за равные и достаточно большие промежутки времени (вычитая соответствующие значения для контрольной почвы).
Отношение этих величин — Yp/s = р/s однозначно связано с эффективностью роста: Yx/s = 1 - Yp/s. Однако таким способом можно определить только кажущийся экономический коэффициент (YK), характеризующий рост сообщества почвенных микроорганизмов, сопровождающийся многократной реутилизацией микробной биомассы [Абу-Эль-Нага и др.
1983].
Второй способ предусматривает определение степени окисления глюкозы по отношению скоростей образования 14СO2 и потребления 14С-глюкозы в течение небольших интервалов инкубации. Таким образом, учитывается выделение СO2 за счет минерализации собственно глюкозы. Это позволяет оценить истинный экономический коэффициент (Y), или величину выхода углерода микробной биомассы на единицу углерода использованной глюкозы без влияния реутилизации.
Кажущаяся и истинная величины экономического коэффициента связаны Y Y Ypn соотношением K, где Yp — величина Y, характеризующая выход биомассы на единицу реутилизированной биомассы, а показатель степени равен числу циклов реутилизации. Динамика изменения кажущихся величин YK позволяет оценить величину Y p при условии, что можно определить величину n хотя бы для двух различных моментов времени (Благодатский и др. 1992).
Мы определили величину экономического коэффициента роста микроорганизмов на глюкозе (Y) и проследили в динамике изменение кажущихся величин YK в вариантах с внесением и без внесения минерального азота. Используя в расчетах экспериментально найденные значения YK и принимая на основе определения баланса 14С, что Y равен в нашем случае 0,83 и 0,84 для разных вариантов, находим, что стехиометрический коэффициент роста микроорганизмов при реутилизации (Yp) в случае недостатка азота равен 0,5, а в варианте с внесением минерального азота - 0,61. Различие между значениями величины YK для вариантов без азота и с его внесением оказалось достоверным (степень вероятности 99%) при анализе попарно сопряженных выборок по Вилкоксону. Даже небольшого различия в эффективности использования субстрата достаточно, чтобы со временем проявилась разница в выделении СO2 для разных вариантов.
В проведенных экспериментах были получены два противоположных отклика микробного сообщества почвы на внесение минерального азота. В условиях лимитирования роста микроорганизмов углеродом (варианты без внесения глюкозы) минеральный азот подавлял выделение СO2 из почвы. В случае роста микроорганизмов на глюкозе аммонийные и нитратные соли ускоряли потребление субстрата и способствовали интенсификации дыхания. Запасы углерода в микробной биомассе были примерно равными для контрольного и азотного вариантов, изменялось только соотношение C/N в микробной биомассе. Прирост биомассы и количество выделившегося СO2 превышали в сумме количество потребленной глюкозы, что свидетельствует об ускорении минерализации органического вещества, находящегося в почве. То есть внесение глюкозы вызывало положительный затравочный эффект. После исчерпания глюкозы интенсивность дыхания в варианте с внесением азота уменьшалась по сравнению с контролем. С течением времени (которое зависит от количества внесенной глюкозы) суммарное количество СO2, выделившегося из почвы с внесением глюкозы, начинает превышать соответствующую величину для почвы, обогащенной ранее глюкозой и азотом. Возникала ситуация, противоположная первоначальной и характерная для роста микроорганизмов в условиях недостатка углеродного субстрата. При росте микроорганизмов на глюкозе СO2 выделяется в основном за счет окисления используемого субстрата, тогда как при голодании - за счет эндогенного метаболизма, криптического роста и при реутилизации отмирающих микробных клеток, а также за счет роста простейших, выедающих бактерии. В данной работе под реутилизацией мы понимали все перечисленные процессы, отличая их от роста на внесенной в почву глюкозе. Оценивая изменение величины Y и абсолютных величин накопления СO2 после внесения азота, можно ответить на вопрос, существует ли реальное уменьшение скорости роста микроорганизмов, или причиной уменьшения интенсивности дыхания является перераспределение углерода - большая его часть остается в клетке, а меньшая минерализуется до СO2.
Итак, уменьшение интенсивности дыхания почвы, обогащенной азотом при недостатке легкодоступного углеродного субстрата, мы связываем с более эффективной реутилизацией микробной биомассы, обогащенной азотом. Такое объяснение косвенно подтверждается статистически достоверной связью (Р = 95%) между удельной интенсивностью дыхания микроорганизмов в почве и величиной соотношения C/N в микробной биомассе.
Рассматривая обсуждаемую проблему с более общих позиций, следует отметить, что только недостаток энергии может лимитировать рост всего комплекса почвенных микроорганизмов.
При недостатке азота скорость роста отдельных групп микроорганизмов может не уменьшаться, а выделение СO2, как мы видим, даже увеличиваться. Существует два объяснения этого факта: микроорганизмы способны при наличии достаточного количества энергии и углерода фиксировать азот из атмосферы или же использовать азот реутилизированной микробной биомассы. Эти процессы сопровождаются дополнительными тратами энергии и, следовательно, увеличением выделения углекислого газа.
Таблица 1. Изменение показателей роста и активности микроорганизмов в почве после внесения минерального азота.
Условия роста Показатель роста и Нелимитированный Лимитированный рост (без активности источником энергии рост добавления С или после микроорганизмов (внесено 2 мг С/г почвы) исчерпания глюкозы) Увеличивается после Уменьшается после Интенсивность выделения добавления азота добавления азота СO Уменьшается после Скорость реутилизации Скорость потребления добавления азота достоверно не изменяется субстрата Выход С биомассы на Yp возрастает после Y не изменяется единицу С потребленного добавления азота субстрата (Y) В целом механизм зависимости интенсивности выделения СO2 из почвы от наличия в ней минерального азота можно описать следующим образом (табл. 1). Эффективность роста микробного сообщества в почве на глюкозе (в отсутствие лимитирования источником энергии и углерода) не зависит от количества минерального азота, внесенного в почву. В то же время, количество СO2 в варианте с внесением азота увеличивается за счет более быстрого потребления и минерализации глюкозы. В условиях лимитирования роста микроорганизмов источником углерода и энергии (опыты без внесения глюкозы или после ее исчерпания) СO2 выделяется за счет распада и реутилизации микробной биомассы. При этом выход микробной биомассы на единицу реутилизированного субстрата (Yp) становится выше для вариантов с внесением азота. Это приводит к уменьшению интенсивности дыхания на этих вариантах по сравнению с почвой, инкубируемой без внесения азота. Следовательно, добавление азота может оказывать диаметрально противоположное влияние на интенсивность дыхания почвы в зависимости от наличия доступного источника углерода и энергии.
Глюкоза, используемая чаще всего в лабораторных модельных экспериментах, обладает некоторой селективностью, и при определении биомассы микроорганизмов после инициирования их роста этим субстратом возможен недоучт части микробного сообщества.
Во избежание этого, при изучении кинетических характеристик микробного сообщества в качестве источника углерода и энергии, альтернативного глюкозе, использовали стерилизованную почву. При стерилизации высвобождаются самые разнообразные органические и минеральные соединения, которые в исходной почве входят в состав микробных клеток и термолабильных соединений почвенного органического вещества.
Поэтому кинетика роста на стерилизованной почве является более сложной, и использование теоретической величины (Yx/s), определенной для роста на глюкозе, может приводить к ошибкам. В связи с этим, актуальным является определение значения экономического коэффициента (Yx/s) при росте почвенных микроорганизмов на смеси природных субстратов в качестве источника углерода.
Целью второй серии экспериментов, описываемых в настоящем разделе [Благодатский и др. 2002], было экспериментальное определение стехиометрического коэффициента дыхания (Yp/s) для почвенных микроорганизмов в динамике в модельных опытах после обогащения почвы глюкозой или смесью доступных микроорганизмам органических веществ, содержащихся в простерилизованной почве. Предполагалось оценить вариабельность Yp/s на основе сравнения данных, полученных для дерново-подзолистой и серой лесной почв под луговым и лесным ценозами.
Определение эффективности роста почвенных микроорганизмов (Y x/s) в исследуемых почвах проводили на основе параллельных измерений динамики потребления вносимых субстратов (методом бихроматного окисления) и интенсивности дыхания (ИД) (газохроматографическим методом) в инкубационных экспериментах. В качестве субстрата использовали раствор глюкозы, вносимой в количестве 3,6 мг С/г почвы. Для исключения лимитирования роста микроорганизмов элементами минерального питания, совместно с глюкозой вносили раствор минеральных солей (NH4)2SO4+KH2PO4 (C:N:P=1:10:1 и C:N:P=1:30:1).
В других вариантах опыта субстратом служила серая лесная почва, отобранная под разнотравным лугом и стерилизованная сухим жаром (t = 170оС, экспозиция 3 часа). В дальнейшем е смешивали с нативной в соотношении 5:1. Влажность почвы во всех случаях доводили до 60% полной полевой влагомкости (ППВ). Каждый эксперимент проводили в двукратной повторности. В результате параллельного определения количества выделившегося СО2 и потребленного субстрата рассчитывали коэффициенты Yp/s и Yx/s за одинаковые промежутки времени как это описано в начале раздела.
На рисунках 7 и 8 представлены результаты экспериментов, в которых одновременно измеряли потребление микроорганизмами внесенного субстрата и накопление СО2, выделившегося из почвы. Увеличение скорости потребления глюкозы после лаг-фазы всегда соответствовало увеличению количества продуцированного СО 2. Для всех образцов почвы, кроме серой лесной под лесом, длительность лаг-фазы при росте на глюкозе была меньше, чем при росте на органических веществах стерилизованной почвы (Рис. 7 и 8, соответственно). На основании данных, приведенных на рисунках 7 и 8, были рассчитаны величины Yx/s. Сообщества микроорганизмов как серой лесной, так и дерново-подзолистой почв исследуемых ценозов интенсивно потребляют глюкозу сразу же после е внесения. В то же время, сравнение кривых продуцирования СО2 с кривыми потребления субстрата (Рис. 7) свидетельствует о несогласованности во времени процессов потребления и окисления субстрата. В первые 8-10 часов эксперимента величина Yx/s была очень высока для всех изучаемых почв и составляла ~ 0.8-0.95. Со временем, по мере исчерпания глюкозы, данный показатель уменьшался и принимал значения порядка 0.2-0.1. Значения Yx/s, рассчитанные для промежутков времени с момента внесения глюкозы до завершения фазы экспоненциального роста, колебались в пределах от 0.54 для дерново-подзолистой почвы под лугом до 0.73 для серой лесной почвы под лугом. Таким образом, на основании параллельного определения потребления глюкозы и измерения интенсивности выделения СО2 сообществами микроорганизмов двух исследуемых почв под двумя ценозами обнаружена несогласованность этих процессов. На фоне резкой убыли углерода глюкозы за счет потребления в первые часы эксперимента выделение углекислого газа было довольно низким, что приводило к высоким значениям Y x/s. В ряде экспериментальных работ показано, что в почве в условиях голодания значения экономического коэффициента могут превышать теоретическую величину 0.6 [Благодатский, Благодатская 1996;
Bremer, van Kessel 1990;
Bremer, Kuikman 1994;
Coody et al. 1986;
Majadon 1971;
Parsons, Smith 1989;
Van Veen et al. 1985]. Наиболее приемлемым объяснением этого явления, на наш взгляд, может быть поглощение углерода глюкозы микроорганизмами без одновременного его включения в конструктивный метаболизм. Такой вывод был сделан также Бремером и Кайкманом [Bremer, Kuikman 1994]. Если глюкоза поступает в почву в небольших количествах, то роста и активизации дыхания не происходит, а величина Yx/s так и остается аномально высокой [Coody et al. 1986;
Nguen, Guckert 2001].
7 Серая лесная почва (лесной ценоз) Дерново-подзолистая почва (лесной ценоз) 6 Потребление субстрата С мг (г почвы)- Продуцирование СО 4 Расчет по модели 0 0 20 40 60 80 0 20 40 60 10 Серая лесная почва (луговый ценоз) Дерново-подзолистая почва (луговый ценоз) С мг (г почвы)- 3 Время,час Время,час 0 0 20 40 60 80 0 20 40 60 Рис. 7. Потребление глюкозы и эмиссия СО2 в почвах с разными свойствами. Кривые рассчитаны согласно модели, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов в почве (Паников, 1992).
В нашем случае после завершения лаг-фазы через 10-20 часов после внесения глюкозы начинается истинный рост, который сопровождается увеличением энергетических затрат.
При этом выход биомассы по субстрату (Yx/s) уменьшается и приближается к установленному для хемостатных культур. Так же, как и при внесении в качестве субстрата глюкозы совместно с минеральными солями, эффективность роста на стерилизованной почве оказывается высокой в первые часы эксперимента (~ 0.9) из-за очень слабого продуцирования СО2, т.е. происходит поглощение углерода субстрата микроорганизмами без немедленного включения его в процессы биосинтеза.
Рассчитанные экономические коэффициенты Yx/s при росте на легкоминерализуемых веществах органического вещества почвы для всего промежутка времени экспоненциального роста показали, что их значения для почв, изучаемых в опыте, варьируют в широких пределах. Однако, феномен экстремально высоких значений Y x/s для начального периода инкубации после обогащения почвы субстратом наблюдался для всех изученных почв. Если для сообществ микроорганизмов луговых ценозов значения Y x/s оставались высокими до часов, а затем резко падали, то для сообществ лесных ценозов величины экономического коэффициента уменьшались во времени более плавно. Наибольшая эффективность использования субстрата микроорганизмами характерна для серой лесной почвы как при росте на глюкозе, так и на стерилизованной почве.
В наших опытах отсутствовала зависимость эффективности роста почвенных микроорганизмов от типа использованного субстрата. Учитывая динамичность изучаемого параметра во времени, следует заключить, что величина Y x/s при росте как на глюкозе, так и на легкоминерализуемых веществах почвенного гумуса, высвобождающихся при стерилизации, была практически одинаковой для двух типов изученных почв.
6 4. Серая лесная почва (лесной ценоз) Дерново-подзолистая почва (лесной ценоз) 3. 5 Потребление субстрата 3. Продуцирование СО С мг (г почвы)- 2. 3 2. 1. 1. 0. 0 0. 0 20 40 60 80 0 20 40 60 4. Дерново-подзолистая почва (луговый ценоз) Серая лесная почва (луговый ценоз) 3. С мг (г почвы)- 4 2. 1. Время,час 0. Время,час 0 10 20 30 40 50 0 10 20 30 40 50 60 70 Рис. 8. Потребление растворимого углерода, содержащегося в простерилизованной почве, и эмиссия СО2 в почвах с разными свойствами. Кривые рассчитаны согласно модели, учитывающей физиологическое состояние микроорганизмов в почве (Паников 1992).
Эффективность использования углерода глюкозы сообществами микроорганизмов серой лесной почвы отчетливо выше по сравнению с таковой для сообществ дерново подзолистой почвы. Скорее всего, величина экономического коэффициента зависит от качественной структуры сообществ микроорганизмов определнного типа почв, связанной с различиями в гранулометрическом составе почв [Saggar et al. 1999].
Таким образом, установлено, что интенсивность продуцирования СО 2 почвенными микроорганизмами зависит, прежде всего, от используемого ростового субстрата (глюкоза и простерилизованная почва). Начальная ИД при внесении в качестве источника легкодоступного С стерилизованной почвы во всех случаях значительно превышала таковую для вариантов с добавлением глюкозы. Различия между рассчитанными на основании кинетического метода величинами общей и активной микробной биомассы зависели от выбранного субстрата. В то же время, в большинстве случаев количество биомассы в лесных почвах было выше, чем в луговых. Экономический коэффициент выхода биомассы по субстрату изменяется во времени, уменьшаясь от 0.9 до 0.1 к концу эксперимента. Для исследованных почв наблюдалась несбалансированность процессов потребления субстрата и его окисления до СО2 сразу после инициирования роста микроорганизмов. Эффективность роста почвенных микроорганизмов зависела от определенного типа почв.
Глава 5. Моделирование внутрипочвенного цикла азота с учетом физиологического состояния микроорганизмов.
Микробные процессы разложения органического вещества и превращения элементов минерального питания в почве чаще всего описывали с использованием кинетики первого порядка с эмпирически подобранными коэффициентами для скоростей, варьирующими в зависимости от изменения экологических условий [Parton et al. 1987;
Pansu et al. 2004]. Хотя такие модели могут быть полезными при решении некоторых прикладных задач, считается, что для описания микробных процессов в почве лучше использовать подходы, учитывающие механизм процессов [Parnas 1975;
McGill et al. 1981;
Smith 1982;
Knapp et al. 1983;
Darrah 1991]. Концептуальные схемы предлагаемых моделей выглядят обычно достаточно простыми, тогда как реальные процессы на уровне биохимии и динамики микробных популяций в действительности чрезвычайно сложны. В почве существует множество различных видов ростовых субстратов и микроорганизмов, так что представляется почти невозможным создать модель, включающую все переменные, необходимые для реалистичного описания системы. Для сложных моделей, основанных на описании причинно-следственных зависимостей, необходимо соблюдать баланс между смысловой прозрачностью и уровнем детализации - так, чтобы главные принципы не терялись, и, в то же самое время, результаты моделирования соответствовали наблюдениям. Лучший путь для реализации этого требования заключается в верификации всех переменных относительно надежного и полного набора экспериментальных данных и оценке чувствительности параметров модели к варьированию исходных данных [Blagodatsky et al. 1998].
Ключевым моментом при моделировании динамики почвенной микробной биомассы является описание функционального разнообразия микроорганизмов. Обычно микробный пул разделяют на два или более компонентов [McGill et al. 1981;
Paustain, Schnuerer 1987].
Однако, большинство моделей не допускает трансформацию одних частей биомассы в другие или переход углерода между различными фракциями биомассы. Разные пулы биомассы существуют независимо: они отличаются по скоростям роста и отмирания, отношениям N:C, и другим параметрам, но никоим образом не связаны между собой.
Отдельные исключения – такие, как, например, моделирование перемещения цитоплазмы из старых клеток в новые клеточные стенки в грибных гифах [Paustian, Schnuerer 1987] лишь доказывают необходимость моделирования внутренних свойств микробных популяций.
Более того, почвенные микроорганизмы могут переходить из активного состояния в состояние покоя и наоборот. "Уровень активности" биомассы может быть оценен по соотношению между активной и общей микробной биомассой почвы, определяемой различными методами [van de Werf, Verstreate 1987a], или по соотношению между ростовым и непродуктивным дыханием микроорганизмов в обогащенной субстратом почве [Panikov, Sizova 1996].
Другой существенный момент, который следует Водорастворимый отметить, это необходимость углерод, Cs C-CO2 координации циклов азота и потребление углерода. Обычно считается, что скорость круговорота азота Микробная определяется доступностью биомасса для микроорганизмов реутилизация Cb Nb источника углерода (энергии).
отмирание Обратная зависимость Минеральный скорости потребления углерода Органическое азот, Ni вещество почвы минерализация микроорганизмами от доступности N, однако, не Ch Nh включена в большинство моделей. Поэтому, если Рис. 9. Блок-схема модели NICA. Сплошными линиями показаны потоки углерода, пунктирными – потоки азота. моделируется рост лимитируемый, например C и N [Parnas 1975;
Smith 1982;
Knapp et al. 1983], приходится включать в модель функцию запасания углерода и другие дополнительные характеристики микробного роста, лимитированного N. Следует учитывать также и влияние отношения N:C в биомассе на скорость потребления углерода микроорганизмами [Grant et al. 1993a]. Однако такая зависимость часто не подтверждается экспериментальными данными: микроорганизмы могут потреблять доступный углеродный субстрат типа глюкозы без источника азота и формировать биомассу с низким отношением N:C [Zagal, Persson 1994]. Несмотря на признание того, что доступность азота влияет на эффективность микробного роста и дыхание поддержания [Paustian et al. 1992], эта особенность не включена в явном виде в большинство опубликованных моделей.
Нами предложена теоретическая модель NICA [Blagodatsky, Richter 1998], которая 1) содержит число переменных и уравнений, не превышающее значительно число переменных, измеряемых в стандартном эксперименте;
2) включает функцию, описывающую "активность" микробной биомассы, которая изменяется в зависимости от экологических условий;
3) описывает N:C зависимый баланс между иммобилизацией и минерализацией.
Модель NICA описывает 5 основных процессов: потребление углеродсодержащего субстрата микроорганизмами, микробный рост (биосинтез), отмирание микроорганизмов, разложение органического вещества почвы и иммобилизацию азота (Рис. 9, Табл. 2, 3).
Микроорганизмы могут потреблять растворимые в воде субстраты (включая низкомолекулярные углеводы и неорганический азот) и запасать их внутриклеточно как промежуточные продукты или полимеры. Поток реутилизации подразумевает биосинтез структурных компонентов клетки и поддержание микробной биомассы. Биомасса может отмирать, и некромасса поступает в пул нерастворимого органического вещества почвы, которое может разлагаться внеклеточно, образуя растворимые в воде продукты (Cs для углерода и Ni для азота). Этот процесс сопровождается дополнительной продукцией CO2 из за завышенных трат энергии на микробный синтез ферментов. Переменная физиологического состояния, определяющая микробную активность, описывается согласно уравнению 5.8 (Табл.2) и лимитирована растворимым в воде углеродом (Cs) и неорганическим азотом (Ni) согласно функции отклика (Cs, Ni) (Табл.3).
В модели NICA почва рассматривается как гомогенная система, хорошо перемешиваемый реактор. Мы полагаем, что это упрощение справедливо для лабораторных инкубационных экспериментов, в которых можно контролировать распределение субстрата и однородность системы. Применение этой модели в полевых условиях должно совмещаться с использованием связанных с ней модулей, описывающих пространственную изменчивость процессов в почве.
В нашей модели впервые предложено обоюдное регулирование азотного и углеродного метаболизма при росте микроорганизмов в почве. Для расчета скоростей минерализации и Таблица 2. Расчет скоростей изменения пулов углерода и азота в модели NICA.
Переменная Уравнение ( Cs ) Водорастворимый субстрат, Cs Cb r q (Ch ) Yr мг C (г почвы)-1 Ys 5. Cb Cb r (Cs ) a(Cs ) a max (1 Yr ) Микробная биомасса, мг C (г почвы)-1 5. CO2, мг C (г почвы)-1 5. (Cs ) (1 Ys ) CCO2 Cb r amax (1 Yr ) q(Ch ) (1 Yr ) Ys Ch Cb r a(Cs ) q(Ch ) Нерастворимый органический углерод, мг C (г почвы)-1 5. Nb q (Ch ) N h Cb r Минеральный азот, N i ( N i ) Cb r ncmax Cb Ch мг N (г почвы)-1 5. Nb Азот микробной биомассы, N b ( N i ) Cb r ncmax a (Cs ) N b r Cb мг N (г почвы)-1 5. q (Ch ) N h Cb r Нерастворимый N h a (Cs ) N b r органический азот, Ch мг N (г почвы)-1 5. r = (Cs ) ( (Cs, Ni ) - r ) Переменная физиологического состояния, безразмерная 5. иммобилизации азота (уравнения 5.5 и 5.6) мы использовали выражение для ncmax (Табл.3), которое включает постоянные критические значения для максимально возможного соотношения N:C для лабильных и устойчивых к разложению пулов биомассы. При росте биомассы отношение между этими частями сохраняется постоянным. Гибкость такой модели достигается простым способом - мы используем одно уравнение (5.8) для описания переменной физиологического состояния (активности), которая выступает как ключевая переменная. Таким образом, скорости всех процессов и зависящее от активности критическое отношение N:C (ncmax) могут варьировать. Доступный растворимый углерод может потребляться микроорганизмами даже при дефиците азота.
Этот экспериментальный факт [Chapman, Gray 1981] был отражен при А моделировании другими авторами, но на 1. основе более сложных подходов [Knapp 0. 1. et al. 1983]. Хотя увеличение пула общей - Биомасса, мг С (г почвы) Отношение N:C биомассы замедляется из-за недостатка 0.8 0. N, углерод все-таки может потребляться с более низкой скоростью, приводящей к 0. образованию микробной биомассы с 0. низким отношением N:C. Биологический 0. смысл этой особенности, 3 0. воспроизводимой нашей моделью NICA, 0. заключается в потреблении углерода с 0.0 0. целью его запасания в неактивной части биомассы при дефиците N (кривые 1 и Б 2. на Рис.10 Б).
0. - Калибровка (параметризация) модели Биомасса, мг С (г почвы) Отношение N:C была выполнена на основе данных 1. 0. двухнедельного инкубационного эксперимента (Blagodatsky et al. 1998), в 1. 0. котором в серую лесную почву вносили глюкозу (2 мг C г-1 почвы) или глюкозу и раствор (15NH4)2SO4 (0.1 мг N г-1 почвы).
0.5 2 0. Модель NICA после проведенной калибровки хорошо описывает сложное 0.0 0. поведение микроорганизмов в почве 0 1 2 3 4 Время, сутки после внесения легкодоступных субстратов как в условиях азотного Рис 10. Динамика углерода активной (1) и лимитирования, так и при избытке азота.
покоящейся (2) микробной биомассы и Тот же самый набор статистически соотношения N:C (3) в общей микробной достоверных параметров позволяет биомассе после внесения в почву глюкозы с описать данные эксперимента, в котором соблюдаются условия приблизительного азотом (А) или глюкозы (Б).
постоянства скоростей и пулов, так называемые steady-state conditions (Рис.11). Доля дисперсии данных, описываемая моделью (r2), составляла - 0.985 для варианта «глюкоза + N» и 0.5 для варианта с внесением глюкозы.
Модель предсказывает быстрое потребление растворимого в воде доступного углеродного субстрата (в данном случае C-глюкозы), добавленного в почву (Рис. 11). Неорганический азот, который содержался в почве перед внесением глюкозы или был добавлен одновременно с углеродом, потреблялся также очень быстро. Если в почве присутствовал избыток минерального азота, растущая микробная биомасса имела высокое содержание N.
Однако, в этом случае иммобилизованный азот повторно минерализовался после исчерпания доступного углерода (Рис 11). Микроорганизмы создают биомассу с более низким содержанием N, и впоследствии используют иммобилизованный азот повторно, если существует недостаток неорганического азота, доступного для микробного роста. В этом случае не происходит заметной реминерализации азота. Нехватка доступного азота замедляет скорость потребления растворимого C, однако это не влияет на общее количество вновь образованного C биомассы. Сравнение динамики активности микробной биомассы показывает, что меньшая часть биомассы активизируется, если существует недостаток N.
Таким образом, в модели NICA реализуется механизм запасания C в микробной биомассе при недостатке доступного азота. Модель предсказывает уменьшение микробной активности Водорастворимый С 2.0 0. минеральный N 0. Глюкоза + N Глюкоза + N 1. Глюкоза Глюкоза 0. H2O H2O 1.0 0. - 0. мг N (г почвы) 0. 0. 0.0 0. 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 5 2. - N биомассы мг C (г почвы) 0. 2. СО2 0. 1. 0. 1. 0. 0. 0. 0. 0 5 10 5 1. Время, сутки С биомассы 1. 1. Рис. 11. Соответствие модели и 1. экспериментальных данных для 0. эксперимента с внесением в почву 0. глюкозы, глюкозы и (NH4)2SO4, и воды.
0. 0. через 16 часов, несмотря на 0. продолжающееся потребление 0 5 10 растворимого C, который все еще Время, сутки остается в почве в этот момент.
Однако, общая биомасса все еще увеличивается из-за увеличения покоящейся части популяции.
Причина такого поведения - недостаток минерального азота для построения активной богатой азотом биомассы и, с другой стороны, нехватка доступного C для того, чтобы поддержать выросшую популяцию в активном состоянии. Скорость микробной иммобилизации азота (первый член правой части уравнения 5.6) зависит, прежде всего, от фактической концентрации N в биомассе. Если микроорганизмы нуждаются в этом элементе, они поглощают азот с более высокой скоростью. С другой стороны, только активная биомасса нуждается в азоте как источнике роста. Поэтому скорость иммобилизации N зависит от фактора активности r.
Применение концепции "активности", то есть моделирование перехода микробной биомассы из активного состояния в состояние покоя и наоборот, позволяет избежать введения скоростей отмирания, зависящих от плотности популяции (что, по-видимому, малореалистично для условий почвы). В модели NICA может отмирать только активная часть биомассы. Другая особенность поведения микробной биомассы, включенная в нашу модель, заключается в следующем: микробная популяция с более высокой скоростью роста отличается также и более высокой скоростью отмирания. Этот факт воспроизводится за счет использования переменной физиологического состояния (активность r) для микробной популяции. Кроме того, скорость отмирания зависит от уровня доступного субстрата.
Поэтому в модель NICA включена обратная зависимость между скоростью отмирания и количеством доступного C. Эта формулировка имеет ясный биологический смысл: нехватка субстрата для роста и поддержания приводит к отмиранию микроорганизмов.
Таблица 3. Функции, применяемые в модели NICA.
Обозначение функции Описание функции, размерность maxC s удельная скорость роста микроорганизмов, (С s ) сутки- Cs ks q max Ch удельная скорость разложения органического q (Ch ) вещества почвы, сутки- k h Ch n N удельная скорость иммобилизации N, сутки- (N i ) max i kn N i amax субстрат-зависимая удельная скорость a(C s ) отмирания микроорганизмов, сутки- 1 ka Cs функция, ограничивающая микробную Cs Ni (Cs, N i ) min( ;
) активность, безразмерная k rC Cs k rN N i максимальное соотношение N:C в микробной ncmax 0,15 (r 1, 6) биомассе, мг N/мг С Nb эффективность минерализации органического Y r Y m ( ncmax ) вещества почвы и реутилизации микробной Cb биомассы, безразмерная В модели существует две возможности для реутилизации" биомассы. Первая представлена на структурной схеме (Рис.9) стрелкой «реутилизация» и подразумевает внутриклеточный круговорот метаболитов, который включает поддержание и биосинтез структурных компонентов клетки. В предыдущих экспериментах с меткой 14C [Благодатский и др. 1992] мы показали, что начальная эффективность потребления глюкозы (Ys в нашей модели) не зависит от лимитирования азотом. Последующая динамика выделения CO2, однако, свидетельствует о более низкой эффективности внутриклеточного метаболизма в случае дефицита N. Это экспериментальное наблюдение было учтено путем включения в модель параметра Yr (Табл. 2, уравнения 5.1-5.3), который зависит от различия между максимальным (ncmax) и текущим отношением N:C в микробной биомассе. Другими словами, клетки, сформировавшиеся с максимальным отношением N:C, отличаются низким уровнем дыхания поддержания и дыхания, связанного с биосинтезом. Второй поток микробной "реутилизации" осуществляется за счет отмирания микроорганизмов и последующего разложения некромассы в составе пула органического вещества почвы. Растворимые продукты разложения могут вновь потребляться микроорганизмами. Модель NiCa описывает этот процесс упрощенно: разложение органического вещества почвы, включающее все биохимические процессы, описывается кинетикой Михаэлиса-Ментен и переменной активностью микробной биомассы. Такой подход применим для относительно краткосрочных экспериментов с однократным внесением субстрата в почву. Кроме того, рассматриваемая модель демонстрирует устойчивое и реалистичное поведение также и для более длительных промежутков времени, и поэтому может быть полезна как основа для создания более сложных моделей "экосистемного" уровня.
Поведение модели исследовали в численных экспериментах для условий однократного и непрерывного поступления субстрата при разных уровнях микробной активности и содержания C и N в почве. Модель NiCA способна воспроизводить такие черты микробного роста в почве как переход популяции микроорганизмов из активного в покоящееся состояние при лимитировании роста углеродом или азотом, а также затравочный эффект – ускорение или замедление разложения органического вещества почвы при поступлении в почву легкодоступных соединений азота или углерода.
Глава. 6. Продуцирование оксидов азота в процессе гетеротрофной нитрификации у бактерий: эксперименты и моделирование Несмотря на усилия ученых в прошедшие десятилетия, механизмы, ответственные за эмиссию азотсодержащих парниковых газов из почвы, все еще не до конца понятны [Conrad 2002]. Эти трудности обусловлены, главным образом, сложностью объекта исследования:
множество взаимосвязанных факторов, как физико-химических, так и биологической природы, определяют интенсивность эмиссии этих газов из почвы. Ключом для точного предсказания масштабов такой эмиссии является понимание условий и механизмов, регулирующих цепочку ферментативных реакций в микробных клетках, а именно нитрификацию и денитрификацию. Помимо автотрофных микроорганизмов (бактерий и архей) широкий ряд гетеротрофных микроорганизмов также может окислять аммиак до нитратов или в некоторых случаях до нитритов и других промежуточных продуктов [Кураков и др. 1995, 2001]. Вслед за Конрадом [Conrad 2002] мы называем этот процесс гетеротрофной нитрификацией, имея в виду, что, согласно современным представлениям, микроорганизмы не получают энергию для роста в ходе процесса как такового и нуждаются в органическом источнике энергии для роста. Относительная роль гетеротрофной (как бактериальной, так и грибной) и автотрофной нитрификации в продукции и эмиссии газообразных окислов азота из почвы до конца не ясна. Разные авторы предполагают, что, по крайней мере, в почвах с низким pH, таких как кислые лесные почвы, гетеротрофная нитрификация может быть доминирующим источником NO и N2O [Killham 1990;
Papen, Berg 1998]. Прямое определение вклада гетеротрофных нитрификаторов в эмиссию NO и N2 O невозможно в настоящее время из-за отсутствия селективных ингибиторов, подавляющих целевую группу микроорганизмов [Pennington, Ellis 1993;
Conrad 2002]. Надежная оценка величин эмиссии NO и N2O из почв затрудняется к тому же высокой временной и пространственной изменчивостью процессов нитрификации и денитрификации.