Влияние микрофауны на продукцию и групповой состав комплекса почвенных микроорганизмов тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.00.07, кандидат биологических наук Мамилов, Анвар Шамилевич

• Мамилов, Анвар Шамилевич
• кандидат биологических наук
• 1999

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Мамилов, Анвар Шамилевич

СОДЕРЖАНИЕ

1. ВВЕДЕНИЕ

2. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

2.1. Почва как среда обитания

2.2. Методические подходы к определению биомассы почвенных микроорганизмов

2.2.1. Метод фумигации-инкубации

2.2.2. Метод фумигации-экстракции

2.2.3. Метод субстрат-индуцированного дыхания

2.2.4. Метод, основанный на определении концентрации в

почве АТР

2.3. Экологическая характеристика представителей почвенной

фауны

2.4. Роль трофических взаимодействий в функционировании

почвенной экосистемы

3. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

3.1. Объекты исследования

3.2. Методы исследования

3.2.1. Определение общей биомассы почвенных микроорганизмов

3.2.2. Дифференцированное определение грибной и бактериальной биомассы

3.2.3. Определение численности почвенных нематод и микроартропод

3.2.4. Определение интенсивности дыхания почвы

3.2.5. Определение концентрации растворимого органического вещества (РОВ)

3.2.6. Определение содержания в почве минеральных форм азота

3.2.7. Определение функционального разнообразия микробного комплекса

3.2.8. Изучение влияния почвенных нематод и микроартропод на формирование микробной биомассы и интенсивность дыхания

3.2.9. Изучение роли качества субстрата в характере трофического влияния микрофауны

3.2.10. Изучение влияния численности естественного комплекса нематод на продукцию почвенных микроорганизмов

3.2.11. Изучение регулирующего влияния микрофауны на продукцию микробной биомассы и скорость минерализации

3.2.12. Статистическая обработка

4. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

4.1. Разработка способа дефаунирования почвы

4.2. Влияние нематод и микроартропод на формирование микробной биомассы и интенсивности дыхания

4.3. Дифференцированный учет грибной и бактериальной биомассы

в почве, обогащенной растительными остатками

4.4. Влияние почвенных нематод и микроартропод на продукцию микроорганизмов в ходе разложения различных по составу растительных остатков

4.5. Определение уровня оптимальной трофической активности нематод

4.6. Изучение механизмов регулирования микрофауной комплекса почвенных микроорганизмов

4.7. Концептуальная модель трофической регуляции микрофауной микробного комплекса почвы

5. ВЫВОДЫ

6. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Влияние микрофауны на продукцию и групповой состав комплекса почвенных микроорганизмов»

L ВВЕДЕНИЕ

Актуальность. Продукция комплекса почвенных микроорганизмов определяет важные аспекты функционирования почвенных экосистем, связанные с минерализацией поступающего органического вещества, круговоротом питательных элементов и потоками энергии, В почвах умеренных широт большую роль в функционировании микробного комплекса играет почвенная фауна (Persson, 1983; Anderson, 1987), несмотря на то, что ее доля в общей почвенной биомассе и вклад в гетеротрофную продукцию СО2 составляет* не более 1-10% (Reichte, 1975).

Микроорганизмы и беспозвоночные животные составляют биотическое сообщество любой почвы. Взаимодействия этих групп основываются на трофических и метаболических связях. Трофические взаимодействия микроорганизмов и беспозвоночных были предметом интенсивных экспериментальных исследований в последние годы. Показано, что в присутствии беспозвоночных увеличивается скорость минерализации труднодоступных субстратов, повышается содержание минеральных форм питательных элементов и увеличивается продукция растений (Coleman et а!., 1983; Huhta et al., 1991), беспозвоночные влияют на интенсивность дыхания и рост микроорганизмов в почве (Андерсон, Инесон, 1987). К настоящему времени вопрос о механизмах регуляции состава и продуктивности микробного комплекса со стороны фауны остается открытым.

Несмотря на то, что трофическая деятельность почвенной микрофауны -нематод и микроартропод является более специфичной в отношении микробного комплекса, чем для представителей макрофауны (дождевых червей, многоножек, мокриц и др.) (Anderson, 1985), остается неясным в какой степени нематоды или

микроартроподы формируют микробную продукцию, состав и физиологическое состояние почвенных микроорганизмов.

С появлением современных методов в биологии почв, таких как оценка функционального разнообразия, определение живой микробной биомассы, интенсивности дыхания и др., стало возможным изучение микробного комплекса в естественной среде обитания. Разрабатываемая в последние годы техника микрокосмов дает возможность, контролируя физико-химические и биологические свойства почвы, моделировать трофические взаимодействия, оценивать их результат и экологическую функцию в почве.

Цель: Оценить роль трофической деятельности нематод и микроартропод в формировании состава и продукции комплекса почвенных микроорганизмов.

Задачи:

1) Разработать метод дефаунирования почвы для моделирования трофических взаимодействий микрофауны и комплекса почвенных микроорганизмов.

2) Оценить влияние микрофауны на краткосрочную динамику микробной продукции, общей и удельной интенсивности дыхания, соотношение грибной и бактериальной биомассы в ходе разложения растительных остатков.

3) Оценить особенности влияния почвенной фауны на формирование микробной биомассы в ходе разложения субстратов с различным соотношением С:1Ч.

4) Установить зависимость между микробной продукцией, скоростью минерализации и популяционной плотностью нематод.

5) Установить возможные механизмы регуляции микробного роста и активности со стороны микрофауны.

Новизна. Предложена модификация метода дефаунирования почвы, позволяющая эффективно элиминировать нематод и микроартропод, не меняя

такие микробиологические характеристики почвы как микробная биомасса, интенсивность дыхания, функциональное разнообразие, оцениваемое на основе физиологического подхода, а также содержание растворимого органического вещества. Предложена модификация метода субстрат-инАудированного дыхания для определения грибной и бактериальной биомассы в почве, обогащенной растительными остаткам!.

Показано, что характер трофического влияния почвенной микрофауны на микробную продукцию определяется степенью доступности лимитирующих питательных элементов для почвенных микроорганизмов (показано на примере азота), и может изменяться от сдерживающего микробный рост и интенсивность дыхания до стимулирующего.

Механизм стимулирования микробной продукции и скорости минерализации в большей степени связан с изменением активности почвенных микроорганизмов, чем с ускорением оборота питательных элементов.

Практическая значимость, Результаты работы могут быть использованы при экологической оценке почвенного плодородия и роли фауны в его сохранении. Предложенные модификации методов дефаунирования и субстрат-индуцированного дыхания могут быть использованы для экспериментальных исследований трофических взаимодействий и продуктивности микробного комплекса в почвах. Результаты работы используются в лекциях "Биология почв" и "Почвенные беспозвоночные: экологические функции и взаимодействия" на факультете почвоведении МГУ.

2. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

2.1. Почва как среда обитания.

Почва представляет собой особую сложную биогенную среду обитания (Звягинцев, Добровольская, 1992). Ее формирование происходит в результате взаимодействия геофизических оболочек - атмосферы, литосферы, гидросферы и биосферы (Ковда, 1973). Анализ разнообразных функций почв, как в отдельных экосистемах, так и в биосфере в целом получил признание и активно развивается (Бабьева, Зенова, 1989). Комплексы микроорганизмов почв и водоемов выполняют важные биосферные функции, связанные с минерализацией и круговоротом биогенных элементов (Звягинцев, 1979). Во многих отношениях почвы являются главным вместилищем живого вещества -почвенных животных, корней растений, микроорганизмов, а также приемником продуктов метаболизма, пожнивных остатков и источником водного, азотного, зольного питания растений и других организмов (Кордуняну, 1990; .Тепкашоп, 1988).

Специфика почвы, как среды обитания, состоит в том, что это трехфазная система с развитой твердой поверхностью, находящейся во взаимодействии с жидкой и газообразной (Звягинцев, 1987). Твердые частицы и агрегаты делят почву на многочисленные микро- и мезозоны, с соответствующими разнообразными условиями. Этим объясняется одновременное существование организмов-антагонистов, как например, ацидо-и алкалофилы, термо- и психрофилы и т.д., с противоположными функциями -

азотфиксация, нитрификация и денитрификация, дыхание и автотрофная фиксация СОг (Звягинцев, Голимбет, 1984).

Установлено, что для всех почвенных микроорганизмов характерно явление адгезии в большей или меньшей степени к твердой фазе почвы (Звягинцев, 1972). Она экологически оправдана, так как препятствует вымыванию (Кожевин, 1989). Почва, в целом, на протяжении большей части времени представляет собой бедную среду с рассеянным доступным органическим веществом, поэтому другим важным аспектом является то, что микроорганизмы оказываются на границе раздела твердой и жидкой фаз, где сосредоточены питательные вещества. Таким образом, адгезия способствует улавливанию веществ из рассеянного состояния, при этом, ассоциированные с почвенными частицами, микроорганизмы взаимодействуют не непосредственно с минеральной поверхностью, а ч^>ез органоминеральный гель (Звягинцев, 1987). Адгезия влияет на физиологическую активность микроорганизмов - азотфиксацию, нитрификацию, окисление метана, спиртовое брожение. В экологическом отношении, почва резко отличается от таких местообитаний, как рубец жвачных животных, ротовая полость или активный ил, в которых проявляются закономерности соответствующие проточному культивированию - непрерывно поступает доступное органическое вещество и большинство клеток находится в состоянии деления (Звягинцев, 1979). Один из механизмов, обеспечивающих функционирование комплекса почвенных микроорганизмов основан на существовании микробного пула - организмов, не обеспеченных доступным органическим веществом и другими элементами питания. Значение микробного пула велико для выживания каждого вида микроорганизма, а следовательно и

полной переработки, поступающих в почву веществ (Кожевин, Звягинцев, 1980). В связи с этим необходимы данные о размерах комплекса почвенных микроорганизмов - микробной биомассе. На протяжении всего развития почвенной микробиологии представления о численности микроорганизмов в почве сильно изменялись, причем учитываемое количество постоянно росло. Сначала применяли метод посева на питательные среды и таким образом, учитывали сравнительно немного микроорганизмов - порядка нескольких млн. на 1 г почвы. Применение прямого микроскопического метода Виноградского позволило учесть в тысячи раз больше - от сотен млн. до 1-2 млрд. клеток в 1 г почвы. Использование люминесцентной микроскопии в отраженном свете еще более увеличило, учитываемое количество микроорганизмов (Кожевин, 1989). Электронная микроскопия позволила выявить ультрамикроскопические и редкие формы (Гузев и др., 1984; Никитин и др., 1966). Количество бактерий составляет от 1 до 10 млрд., а иногда и несколько десятков млрд. клеток на 1 г почвы (Звягинцев, 1987). В последнее время, для характеристики размеров комплекса почвенных микроорганизмов перешли от микробного числа к микробной биомассе. Мотивировано это тем, что сухой вес отдельных бактерий - около 0,1*10"6 мкг углерода, и поэтому малые изменения (порядка 10%) в биомассе, например, с 500 на 550 мкг С/г - представляют 5*108 бактерий, что может казаться значительным, определяя изменения прямым счетом, тем более что вклад микроорганизмов в функционирование экосистемы не пропорционален их количеству (Sparimg, 1985).

2.2. Методические подходы к определению биомассы почвенных

микроорганизмов.

Для того чтобы понять сложные механизмы, контролирующие потоки питательных элементов и энергии в почвенной экосистеме, требуется точное определение микробной биомассы. Количество иммобилизованных в микробной биомассе питательных элементов часто превышает годовое количество, вносимое с удобрениями. Высвобождение или связывание их определяется динамикой микробной биомассы. Существует ряд методов определения углерода биомассы почвенных микроорганизмов, каждый из которых имеет свои преимущества и недостатки. Выбор конкретного метода определяется спецификой поставленных научных задач.

2.2.1. Метод фумигации-инкубации.

Метод фумигации-инкубации был предложен на основании наблюдаемого феномена, когда микробная активность была выше в почве после частичной стерилизации путем экспозиции в парах бромоформа (СНВгз), хлороформа (СНСЬ), высушивании при 80° С и подверженной ионизирующему облучению. Все четыре обработки вызывали сопоставимую величину выделения СОг из почвы со сходной долей меченого углерода. Сходность результатов трудно объяснить полагая, что частичная стерилизация делает часть мертвого органического вещества более минерализуемой. Если это так, то четыре различные обработки должны действовать на одну и ту же часть почвенного органического вещества в равной степени. Общим объяснением действия всех

этих обработок являлось бы то, что они убивают микроорганизмы, и всплеск минерализации углерода и азота может быть вызван только их разложением. В добавок к этому было обнаружено, что в образцах почв, вторично подверженных частичной стерилизации, количество СОг , выделяющегося из образца было незначительным (.Гепктйоп, 1966), что говорит о том, что повторная стерилизация убивает значительно меньше микроорганизмов и не влияет на минерализацию немикробного почвенного органического вещества. Это дало основания сделать заключение, что величина вспышки выделения СО2 после фумигации представляет оценку содержания микробной биомассы.

В настоящее время нашел повсеместное применение метод фумигации-инкубации для определения углерода микробной биомассы, предложенный позднее. Этот метод был четко развит в серии из пяти работ (1еп1ап8оп е1 а1., 1976а; 1епкт80п е! а1., 1976Ь; Лпктвоп й а1. 1976с, Ромркоп е1 а1. 1976; .Гепктзоп, 1976). Для получения точных результатов необходимо выполнение двух основных требований. (1) Количество СОг, продуцируемое за счет разложения убитых микроорганизмов, должно быть на много больше в фумигированном образце, чем выделяющееся за счет разложения микроорганизмов, отмирающих в нефумигированной почве в ходе 10 дней инкубации. (2) Количество СО2, продуцируемое за счет разложения немикробной части почвенного органического вещества должно быть одинаковым в фумигированной и нефумигированной почве. В соответствии с этими требованиями контроль не должен содержать более высокое количество мертвых организмов, что может быть в случае когда исследуется сухая почва. В таких условиях рекомендуется прединкубация увлажненной почвы в течение по крайне мере 10 суток. Сходная обработка желательна для почв, хранившихся в замороженном состоянии.

Второе условие наиболее важно, так как многие научные интересы сосредоточены на формировании микробной биомассы в почвах, вовлеченных в сельскохозяйственный оборот, где необходимо определение в почвах, получающих дополнительные органические добавки в виде органических удобрений или растительных остатков. В этом случае применение фумигации-инкубации будет давать значения микробной биомассы крайне низкие или даже отрицательные. Подробно это проблема была рассмотрена (Martens, 1985) при добавлении перемолотых меченых корней пшеницы. Было показано, что достоверность оценки зависела от количества доступного органического вещества и повышалась с течением времени после добавления этих растительных остатков.

Проблему различных показателей минерализации в фумигированном и нефумигированном вариантах пытались решить выбором различных образцов в качестве контроля. В некоторых исследованиях для расчета биомассы микроорганизмов использовалась величина количества СОг, выдыхаемого за период между 10-ми и 20-ми сутками из фумигированного образца (Jenkinson et al., 1980). Основываясь на проведенных экспериментах (Voroney, Paul, 1984) заключили, что углерод биомассы может быть рассчитан без вычета контроля. Шен (Shen et al., 1987) исследовал величину микробной биомассы в зависимости от выбора различного контроля. Было показано, что необходим достаточный период прединкубадии, а также использование дыхания нефумигированного образца за период 0-10 дней в качестве контроля.

Другое ограничение выявилось с распространением метода: это проблематичность использования метода фумигации-инкубации на почвах с pH ниже 5. Это в основном объяснялось задержкой развития бактериальных

популяций в фумигированных и реинокулированных образцах при низких рН, что в свою очередь снижает скорость минерализации убитых микроорганизмов. Основные критические замечания относительно применения данного метода были сформулированы Алефом (Alef, 1993): (1) хлороформ не убивает всех микроорганизмов в почве; (2) прямой учет почвенных микроорганизмов другими методами - не соответствует результатам метода фумигации-инкубации; (3) фумигация с СНСЬ делает некоторые гуминовые фракции в почве более доступными для деградации; (4) пересчетный коэффициент кс, связывающий величину выделившегося СО) после фумигации с размерами микробной биомассы, зависит от состава микробного комплекса и от рН. Первое замечание было сформулировано на основании наблюдений (Ingham et al., 1987; Ingham et aL, 1991; Schnurer et al., 1985), о том что бактериальные и грибные популяции в почвах прерий после фумигации снижаются только на 3779 %. Однако, эти наблюдения противоречат некоторым другим исследованиям (Lynch et al., 1980; McGill et al., 1986), где указывалось на то, что численность бактерий, грибов и актиномицетов снижались на 90-100 % после фумигации с СНСЬ. На основании результатов, что вторая обработка парами СНСЬ незначительно увеличивает прирост выделения меченого 14СОг и СОг Дженкинсон (Jenkinson, 1966) заключил, что пары хлороформа убивают почти всех почвенных микроорганизмов. С точки зрения этих результатов представляется возможным, что неполное отмирание микроорганизмов после обработки СНС1з может быть результатом некорректного выполнения процедуры фумигации (Joergensen, 1995). Также указывалось на большое количество тонкостей, необходимых для правильного проведении фумигации (Joergensen, Brookes, 1991). Учитывая, что наблюдается иногда несоответствие

результатов, получаемых методом фумигации-инкубации и прямой микроскопии, необходимо принимать во внимание тот факт, что результаты прямой микроскопии очень сильно зависят от применяемой техники окрашивания, ее способности различать мертвые и живые клетки и используемого пересчетного коэффициента наблюдаемого объема клеток в соответствующие величины углерода биомассы. Большое значение в результатах подсчета имеет также опыт исследователя (Martens, 1995). При таких условиях можно ожидать высокую степень вариации получаемых результатов (Chaussod, Nicolardot, 1982). Большое количество работ указывало на близкую корреляцию результатов фумигации-инкубации и прямой микроскопии (Jenkinson, 1977; Sparling, 1985; Vance et al., 1987; Martikainen et al., 1990). Вопрос о том, может ли в ходе инкубации также высвобождаться легкоминерализуемый С из немикробной части почвенного органического вещества активно обсуждался (Couteaux et al., 1989; Couteaux et al., 1990; Shields et al., 1974; Täte et al.,1982). Основным доводом, подтвердившим это было то, что обработка различными фумигантами, прогревание при 80° С, гамма-стерилизация вызывали выделение сходного количества СОг , которое происходило в основном за счет разложения убитых микроорганизмов, но нельзя исключить и разложение малой части органического вещества почвы, так как предполагается, что точность метода фумигации - экстракции - не более ± 20 %.

Большая разница в величинах пересчетного коэффициента кс (0,2-0,6) была обнаружена (Vance et al., 1987b) при фумигации различных почвенных микроорганизмов и при различных почвенных pH. Отмечалось, что значительная вариабельность величины кс существенно снижается, если

следовать рекомендации избегать применение этого метода на почвах с pH ниже 5. Было продемонстрировано (Jenkinson, 1988а), что средний кс фактор составляет 0,46 ± 0,046, полученный для почв с pH 5-8 и температурой инкубации +25° С. Однако, состав микробного комплекса почв вносит в некоторой степени изменения в величину кс, так как например, убитый мицелий грибов деградирует в почве с большей скоростью, чем бактерии в течении 10 дней инкубации (Yance et al., 1987b). Андерсон и Домш (Anderson, Domsch, 78а) оценивали kc -фактор для 27 видов почвенных грибов и бактерий, меченых 14С и рассчитывали возможную ошибку в случае различного состава микробного комплекса. Оказалось, что показатель минерализации грибов был чувствительным фактором в определении величины кс, который составил 0,411 при 22° С.

Сопоставляя преимущества и недостатки метода фумигации-инкубации, можно полагать, что он подходит для определения микробной биомассы, если исследователей удовлетворяет вариабельность результатов ± 20 %.

2.2.2. Метод фумигации-экстракции

Ранее упоминалось, что после фумигации парами СНС1з в почве увеличивалось количество растворимого органического углерода, экстрагируемого 0,5 М K2SO4. В работах (Voroney et al., 1984) была отмечена четкая корреляция между количеством экстрагируемого углерода после фумигации и содержанием углерода микробной биомассы в почве. В последующих работах (Yance et al. 1987b) это предположение было подтверждено и предложен способ расчета содержания в почве углерода

микробной биомассы по следующему уравнению: Вс= кес*Ес, где Ес - прирост содержания в почве экстрагируемого органического углерода после фумигации. Пересчетный коэффициент, равный 2,64, был получен, чтобы соотнести величину вспышки экстрагируемого углерода с содержанием биомассы почвенных микроорганизмов. Аналогично пересчетному коэффициенту кс метода фумигации-инкубации, в методе фумигации-экстракции он называется кес. Смысл этого коэффициента заключается в том, что он отражает величину углерода микробной биомассы, которая высвобождается из убитых клеток после фумигации в парах СНС1з. Многие исследовательские группы пытались проверить или установить новый кес фактор (Sparling, West, 1988; Ross 1990; Bremer, van Kessel, 1990). Эти эксперименты включали исследование меченой по углероду микробной биомассы с использованием различных способов калибровки прироста содержания экстрагируемого углерода после фумигации.

Помимо различных способов калибровки экстрагируемого углерода из микроорганизмов, на данный момент используется две методики для определения содержания органического углерода в экстрактах. Одна состоит в определении этого показателя путем мокрого озоления с К2СГ2О7 и последующим оттитровываиием остаточного бихромата (Vance et al., 1987с) или его колориметрическим определением. Другая методика - это использование автоматического анализатора органического углерода, где окисление происходит в жестком ультрафиолетовом облучении в присутствии K2S2O8. Во многих работах показано, что при использовании мокрого озоления кес фактор варьировал от 0,30 до 0,35 и составлял в среднем 0,32. Однако, с применением автоматического анализатора определяется большее количество углерода. Это согласуется с общехимическими представлениями о том, что сложные

органические молекулы труднее окисляются К2СГ2О7, к тому же частично окисленные молекулы потреблять меньший окислительный эквивалент, что приведет к недооценке органического С. Было показано, что для того чтобы получить четкое соответствие результатов определения этими двумя методиками кес фактор бихроматного окисления необходимо умножить на 1,19 (Wu et al., 1990).

Основное преимущество метода фумигации-экстракции состоит в том, что он подходит для широкого ряда условий и там, где не подходит метод фумигации-инкубации, особенно при низких pH и в почвах с высоким содержанием легкоминерализуемого органического вещества (Zagal, 1993). Были предложены модификации процедуры фумигации-экстракции для определения микробной биомассы в затопляемых почвах, например рисовых полей (Inubushi et al., 1991), в почвах с высоким содержанием корней растений, что часто имеет место на лугах и культивируемых почвах (Mueller et al., 1992). Большим преимуществом метода фумигации-экстракции является возможность определения микробной биомассы в полевых образцах вне зависимости от содержания влаги, хотя не рекомендуется фумигация воздушно-сухих образцов, так как это сильно занижает результаты (Ross, 1989).

2.2.3. Метод субстрат-индуцированного дыхания

Наиболее широко распространенным методом определения грибной и бактериальной биомассы в почве является метод субстрат-индуцированного дыхания СИД (Anderson, Domsch, 1978b). Данный метод основан на явлении того, что после добавления к почве глюкозы интенсивность дыхания почвы

резко возрастает до более высокого уровня и сохраняется 2-8 часов, после чего наблюдается экспоненциальное увеличение эмиссии СОг из почвы обусловленное ростом почвенных микроорганизмов. Этот более высокий уровень принято называть максимальным респираторным откликом, который индуцируется оптимальным количеством глюкозы. Применение селективных ингибиторов метаболизма грибов и бактерий, которыми являются антибиотики цикл01 ексимид и стрептомицин (или хлорамфеникол) соответственно (Anderson, Domsch, 1973; Anderson, Domsch, 1975), позволяет оценить относительную долю эукариотных и прокариотных популяций в почве, однако не позволяет определить их биомассу. На основании глюкозо-индуцированного отклика при сопоставлении с размерами микробной биомассы было рассчитано, что 40 мг углерода биомассы выдыхают 1 мл СОг в час при максимальном респираторном отклике (Anderson 1978а). Это положение подтвердилось соответствующими измерениями выполненными с чистыми культурами почвенных грибов. Первоначально глюкозу вносили в виде смеси с тальком, но в последующих модификациях рекомендовали вносить в виде раствора (West, Sparling, 1986). Прирост содержания СОг после добавления глюкозы анализировался газохроматографическим методом (Sparling, 1981), однако это не позволяло определить респираторный отклик в почвах с pH выше 6,5, так как накапливающийся СОг будет растворяться в воде в виде НСОз" и прирост СОг будет не полностью учтен (Martens, 1987). В дальнейшем, чтобы определить количество выдыхаемого СОг в почвах с рН>6,5 были предложены проточные анализаторы (Heinemeyer et al., 1989; Cheng, Coleman, 1989).

Применение этого метода проблематично в образцах почвы после различной обработки, особенно таких как высушивание или замораживание.

Все это влияет на интенсивность дыхания микробного комплекса почвы. Андерсон и Домш (Anderson, Domsch, 1978b) указывали, что наибольшая корреляция между величиной максимального респираторного отклика и содержанием углерода почвенной микробной биомассы наблюдается, когда клетки представлены всеми физиологическими возрастами, включая покоящиеся. Преобладание в микробном комплексе более молодых клеток будет иметь результатом более высокую продукцию СОг.

Многими авторами была обнаружена высокая корреляция между величиной микробной биомассы, получаемой методами субстрат-индуцированного дыхания и фумигации-экстракции (Wardie, Parkinson, 1991; Kaiser et al., 1992). Однако, с увеличением содержания в почве глинистых минералов, точность оценки снижалась.

Оценка микробной биомассы в почвах, получавших различные добавки, представляет особый интерес, поскольку отражает фиксацию и высвобождение питательных элементов в микробных клетках, что влияет на количество форм питательных элементов доступных растениям. Сопоставимость методов фумигации-инкубации, фумигации-экстракции и субстрат-индуцированного дыхания оценивалась в различных условиях содержания влаги, хранения и органических добавках (West et al., 1986; Duraontet, Mathur, 1989; Ocio, Brookes, 1990; Wardle, Parkinson 1990; Tate et al., 1988; Ross 1991) и была обнаружена высокая сопоставимость результатов.

Необходимо отметить, что метод субстрат-индуцированного дыхания оценивает микробную биомассу, утилизирующую глюкозу, тогда как фумигационные методы определяют хлороформ-чувствительную биомассу (Wardle, Parkinson, 1991). Вопрос о том является ли активизируемая глюкозой

микробная биомасса постоянной частью хлороформ-чувствительной биомассы до сих пор остается открытым.

2.2.4. Метод, основанный на определении концентрации в почве АТР

Альтернативным методом определения биомассы почвенных микроорганизмов является метод, основанный на определении содержания в почве АТР. Микробная биомасса теоретически может быть оценена путем количественного определения клеточных компонентов микроорганизмов (Jenkinson, Oades, 1979). Дженкинсоном и Лад (Jenkinson, Ladd, 1981) были сформулированы основные требования к этому подходу. Определяемый компонент должен быть во всех живых почвенных организмах, чтобы его концентрация относительно не менялась во времени и чтобы он мог быть количественно экстрагирован, а также он не должен присутствовать в почве. Для определения его в почвенном экстракте должны быть применены точные и чувствительные методы. Всем этим требования отвечает АТР, который является универсальным компонентом, представленным во всех живых клетках, и может быть оценен с высокой точностью люциферин-люциферазной системой (Knowles, 1977). Как внутриклеточный АТР в мертвых организмах, так и свободный АТР быстро деградирует в почве. Как указывалось (Oades, Jenkinson, 1979) основные сложности в использовании АТР для количественного определения микробной биомассы являются: 1) неполная экстракция АТР из клеток; 2) АТР разлагается в ходе экстракции ферментативным или химическим гидролизом; 3) после экстракции АТР сильно адсорбируется почвенными частицами. В ходе проведения анализов все эти трудности должны приниматься

во внимание. Эти проблемы пытались преодолеть путем добавления к почве микроорганизмов, культивируемых in vitro, в качестве стандарта. Предполагалось, что это отражает потери АТР при адсорбции и гидролизе. Однако, этот подход подвергался критике с той точки зрения, что АТР-пул почвенных микроорганизмов реагирует очень быстро на изменения в окружающей среде, в результате происходит неконтролируемое изменение содержания АТР в клетке, а также трудно получить объективную картину по эффективности экстракции АТР из клеток. К тому же сложность создания и поддержания таких стандартов привела к использованию АТР-стандарта как химического продукта. Предполагается, что подходящий экстрагент и одновременная ультразвуковая обработка почвенной суспензии может обеспечить полную экстракцию и избежать гидролиза (Cisardi, Nannipieri, 1990). Обнаружено, что этим целям наиболее удовлетворяют кислые экстрагенты, подобно трихлоруксусной кислоте или H2SO4. Свойство АТР устойчиво адсорбироваться почвенными частицами преодолевается добавлением органических или неорганических веществ, которые конкурируют с АТР за связывающие сайты в почве. Было показано, что составные компоненты АТР: фосфат и аденозин, снижают адсорбцию, сходными эффектами обладали и синтетические цвиттер-ион детергенты (Webster et al., 1984). В последнее время исследовалось большое число экстрагентов (Bai et al., 1988), однако, до сих пор не рекомендован наиболее эффективный. Возможная оценка эффективности процедуры может быть проведена на основе отношения в биомассе микроорганизмов С: АТР. Высоко эффективные методы оценки АТР характеризуются низким отношением (Tate, Jenkinson, 1982; Eiland, 1983), хотя обнаруживается высокая вариабельность (Ross et al., 1980; Sparling, 1981),

которая снижается после нескольких дней прединкубации. Было показано, что соотношение между содержанием углерода биомассы и АТР в почве было ниже, чем для чистых культур (Karl, 1980). Однако достаточно четко было сформулировано представление, что подавляющее большинство почвенных микроорганизмов находится в глубоко дормантном состоянии (Звягинцев, 1987), с характерной низкой скоростью метаболизма (Jenkinson, Ladd, 1981). Феномен высокого уровня содержания АТР в почвенной микробной биомассе обсуждался (Brookes, 1987), при этом определенного объяснения не было получено. Наиболее важным аспектом исследований в этом направлении представляется изучение феномена высокого содержания АТР в клетках почвенных микроорганизмов, указывающего на высокий энергетический потенциал почвенной микробной биомассы и микробной продукции. Хотя с другой стороны, этот феномен может иметь место и в результате неполного определения биомассы почвенных микроорганизмов.

Для разделения грибного и бактериального вклада в общую микробную биомассу широко использовался подход, заключающийся в определении специфических клеточных компонентов, таких как хитин, диаминопимелиновая кислота, эргостерол (Grant, West, 1986; Millar, Casida 1970), а также определение физиологически активного грибного мицелия по скорости гидролиза флуоресциндиацетата (ФДА) (Soderstrom, 1977). Однако очевидно, что определение компонентов клеточных стенок не подходит для оценки биомассы в условиях с высокой скоростью отмирания микроорганизмов, так как будет переоценивать как долю живой биомассы, так и метаболически активного компонента. В более поздних работах (Soderstrom, 1979) было показано, что гидролизующий ФДА физиологически активный мицелий составлял в почве

лишь 1-5% от ег о общего количества. Очевидно этот тест более приемлем для мест обитания, где основная часть биомассы находится в активном состоянии.

Анализируя все существующие описанные методы определения почвенной микробной биомассы, необходимо подчеркнуть, что при выборе конкретного необходимо придерживаться следующих правил. Метод должен быть достаточно развитым и откалиброванным на почвах, где микробная биомасса находится в более или менее устойчивом состоянии (Martens, 1995); должна существовать высокая корреляция между различными методами, наблюдаемая для большого числа почв, хотя в отдельно выбранной почве пересчетный фактор может отличаться от рассчитанной средней величины. Рекомендуется избегать использования методов фумигации-инкубации и определения АТР, если почвенная микробная биомасса находится в состоянии быстрых краткосрочных изменений или когда окружающие условия могут их вызвать (присутствие доступных органических субстратов, более благоприятные климатические условия). Если почва не удовлетворяет этим требованиям, то необходимо использовать соответствующую предобработку, как удаление растительных остатков и прединкубация до анализов. Многие исследователи останавливаются на выборе метода хлороформ фумигации-экстракции, эффективность которого не зависит от физиологического состояния микроорганизмов, а также не существует проблемы выбора контроля, свойственной фумигации-инкубации. Необходимо отметить, что ответственность в выборе конкретного метода остается за исследователем. Отмечалось, что не требуется высокая точность результатов ког да показатель почвенной микробной биомассы используется чтобы выявить относительную

разницу между различными почвами» влиянием сельскохозяйственной практики или сезонными флуктуациями (Sparling et al., 1990).

2.3. Экологическая характеристика представителей почвенной фауны.

Почвенная фауна является важным компонентом почвенной экосистемы. В почвах средней полосы России на каждом квадратном метре можно встретить до 100 разных видов почвенных обитателей, численность которых может достигать больших величин. Внутри экосистем животное население тесно связано с почвенными микроорганизмами и растительностью. Высока зависимость комплексов почвенных животных от гидротермического режима, механического состава и свойств почв (Гиляров, 1982). К почвенным животным относят подавляющее число видов простейших, свободноживущих и корнеобитающих нематод, почти всех многоножек и наземных олигохет. Богатая видами группа клещей также представлена главным образом обитателями почв.

Экологические причины такого богатого разнообразия видов и высокой популяционной плотности почвенных беспозвоночных связаны с особенностями почвы как среды обитания. Как было отмечено, почвы представляют сложную трехфазную полидисперсную систему. Соотношение жидкой и газовой фаз в различных почвах меняется в зависимости от сезона и природных условий. Воду в жидком состоянии в почве принято делить на различные формы. Вода, заполняющая обширные пространства между почвенными агрегатами -составляет гравитационную воду. Вода между близко соседствующими твердыми частицами, находится под влиянием сил поверхностного натяжения,

носит название капиллярной. Вода, образующая пленку на поверхности твердых частиц, называется пленочной. Тончайший молекулярный слой воды, связанной на поверхности твердых частиц представляет гигроскопическую влагу. С каждой из этих форм нахождения в почве воды связаны различные группы представителей почвенной фауны. При всех уровнях влажности выше двойного содержания гигроскопической воды воздух в почве содержит водяные пары. Следовательно, потери воды почвенными беспозвоночными практически отсутствуют. В присутствии всех форм воды активны физиологически водные животные, такие кале простейшие и мелкие многоклеточные. Общая поверхность микрокапель, капиляров и пор между почвенными частицами столь велика, что позволяет существовать огромному количеству микроскопических животных. Различные размерные группы почвенных беспозвоночных могут находиться в большой степени независимо друг от друга.

Разнообразие почвенных условий позволяет одновременно существовать представителям различных экологических групп почвенной фауны - от физиологически водных до строго наземных с различным спектром распространения и характера трофической деятельности. Следует подчеркнуть, что почва для различных групп почвенных животных представляет весьма неодинаковую среду. Для простейших, коловраток, мелких нематод - это система микрокапель, иногда отдельных, иногда разветвленную, включающую большие скопления воды. Для микроартропод - это система пустот ходов и трещин, и только для крупных представителей она представляет полностью твердый субстрат. Многоуровневый характер, огромная поверхность и длина путей передвижения животных в почве позволяет поддерживать высокую плотность микроартропод в почве, размеры которых меньше размеров

различных пустот между почвенными агрегатами. Они находят в почве приемлемые условия среды, пищу и защиту, позволяющую избегать высыхания и врагов. Возможность мигрировать по профилю, используя разломы и пустоты, позволяет им находить слой с необходимым гидротермическим режимом. Существует хорошо выраженное общее правило, что с уменьшением размеров тела почвенных животных увеличивается популяционная плотность (Гельцер, 1982). Этот вывод особенно важен в связи с тем, что вклад любой группы представителей почвенной фауны в функционирование почвенной экосистемы пропорционален ее биомассе, так как подавляющее большинство особей находится в физиологически активном состоянии. Такой закономерности нельзя отметить для почвенных микроорганизмов, где подавляющая часть биомассы микробного комплекса находится в неактивном состоянии (Звягинцев, 1987). У животных - обитателей почв развиваются различные приспособления в связи с особенностями почвенной среды обитания. Адаптации выражаются в особом ритме жизненных циклов, сроках размножения, миграциях и таксисах. Адаптации затрагиваю! также морфологические признаки: изменение конечностей, редукция органов зрения, уменьшение размеров тела. Анатомические адаптации проявляются в строении покровов, органов дыхания и выделения; физиологические - в особенностях обмена веществ, водном обмене, температурном режиме. Аналогично наземным биогеоценозам потоки вещества и энергии в почве также можно представить в виде пищевых цепей (Одум, 1986). Для пастбищной пищевой цепи это продуценты - зеленые растения, консументы первого порядка или потребители первичной продукции, консументы второго порядка - потребите™ консументов первого порядка или хищники, консументы третьего порядка и т. д. В детритной

пищевой цепи начальное звено сборное. В нем представлены и растительный опад, и микроорганизмы. Представители почвенной фауны входят в последующие трофические уровни. Консументами первого порядка являются детритофаги, потребляющие в той или иной степени все эти источники пищи. На третьем трофическом уровне находятся хищники первого порядка, затем хищники второго порядка и т.д. Предложивший эту схему детритной пищевой цепи Одум (Одум, 1974) подчеркнул ключевую роль детритофагов - этой смешанной группы, которую при моделировании потока энергии можно рассматривать как некий "черный ящик", поскольку учесть долю энергии от разных источников пищи методически трудно. В модели Б. Р. Сригановой, 1980 на первом гетеротрофном трофическом уровне находятся фитосапрофаги -первичные и вторичные разрушители отмерших растительных остатков. Детритофаги в этой схеме заняли промежуточное положение как смешанная трофическая группа. Существенно, что в этих схемах и соответствующих исследованиях упор делался на преобразование и усвоение углеводов на отдельных трофических уровнях, поскольку исследователи исходили только из энергетических представлений о пищевой цепи. Таков в целом традиционный взгляд на трофическую структуру и поток энергии в сообществах животных. Однако, как было подчеркнуто А. М. У голевым (1985), тип питания, определяемый по внешним признакам, может не соответствовать характеру процессов пищеварения. К примеру, жвачные животные, относимые к фитофагам, фактически являются микробофаговыми животными. Потребности в незаменимых аминокислотах ставят животных в зависимость от источников микробиального и белка. Поэтому в отношении аминокислотного (белкового) питания такие экологические группы почвенной фауны как фитофаги и

фитосапрофаги - первичные и вторичные разрушители - являются потребителями микроорганизмов. Представители почвенной фауны употребляющие в качестве пищи растительные остатки и отмершие ткани растений для получения фосфора должны питаться почвенными микроорганизмами, поскольку в потребляемых ими растительных остатках и почве количество фосфора недостаточно для поддержания жизнедеятельности популяций (Покаржевский, 1985). Таким образом, пути получения организмом животного энергии и питательных элементов оказываются разобщенными. Аминокислоты и белки, которые являются основным конструкционным материалом организма животных, не являются основными энергоносителями, функции которых несут сахара и липиды. Следовательно, энергию животные получают непосредственно из поглощенной пищи, а получение например азота связано у растительноядных форм с дополнительным звеном пищевой цепи -микроорганизмами почвы и пищеварительного тракта. Ряд элементов связан почвенными минералами или почвенными органическими частицами, содержание которых в растительной пище относительно мало . К таким элементам относят натрий, кремний, медь, фосфор, хлор (Покаржевский, 1987). Это обуславливает такое явление как литофагия или поглощение почвы, широко распространенное у крупных почвенных сапрофагов и растительноядных почвенных животных. Микроорганизмы пищеварительного тракта могут способствовать переходу элементов в более подвижные соединения или иммобилизовывать их в своей биомассе. Таким образом, поступление ряда элементов в организм почвенных фитофагов происходит по двум или даже по трем пути: непосредственно из пищи, из неорганических соединений поглощенной почвы и через популяции микроорганизмов почвы и

пищеварительного тракта. В связи с этим, известная формула расчета ассимиляции, потребляющих растения почвенных животных должна претерпеть некоторые изменения. Вместо A=P+R, где А - ассимиляция, Р - продукция и R-дыхание, должно быть уравнение г де учитывается дыхание микроорганизмов пищеварительного тракта, т. е. R=Rk + Rm, где Rm - дыхание микроорганизмов, Кж - дыхание животных (Покаржевский, 1987). Эта формула хорошо объясняет падение величины дыхания у почвенных животных, питавшихся пищей обработанной антибиотиками.

Переход от внешних признаков в характере питания и от энергетических показателей к биохимическим (баланс аминокислот, фосфора, энергоносителей, зольных макро- и микроэлементов) позволит точнее и надежнее оценить продуктивность популяций и сообществ животных, перейти к поискам механизмов управления продукционным процессом в различных экосистемах.

Необходимо отметить, что в целом для экологической характеристики почвенных животных в последнее время оценка трофической активности находит все большее применение. Классификация трофических типов по гильдиям важна для понимания роли видов в их биотопах. Их функция в сообществе может быть - измельчение органического вещества, изменение микробной активности или распространение микроорганизмов участвующих в разложении (Wallwork, 1983), некоторые виды могут быть почвообитающими растительноядными без участия в разложении. Классификация настоящего времени по трем фитофаговым группам, т. е. макрофитофаги (потребляющие растительный материал, либо древесину, либо листья), микрофитофаги (питающиеся строго микрофлорой) и панфитофаги (потребляющие как грибы, так и растительные ткани) - основывается первично на функциях орибатидных

клещей в фрагментации подстилки. Однако четко известно, что орибатиды могут также иметь влияние на скорость разложения через потребление грибов и бактерий (Van der Drift, et al., 1977; Hanlon, Anderson, 1979; Hanlon, 1981). Поэтому, было предложено классифицировать группу орибатидных клещей на основании ферментативной активности по отношению к главным компонентам питания: целлюлоза - компонент клеточных стенок зеленых растений; хитин -компонент оболочки клеток грибов; и трегалоза - компонент грибного клеточного содержимого (Siepel et al., 1993). Были выделены следующие трофические группы: исключительно травоядные, исключительно грибоядные, траво-грибоядные, объедающие нежные части грибного мицелия и всеядные. Предложенные трофические группы представляют более удобные в обращении термины в соответствии с используемым источником питания.

Неоднократно отмечалось, что распределение и структура комплексов почвенных микроартропод и нематод обусловлены отдельными характеристиками почвы (Armendariz, Arpin, 1996; Jandl et al., 1997; Glazer et al., 1996: Vreekenbuijs et al., 1998). Было отмечено (Хогвар, 1987), что число видов коллембол возрастало с повышением плодородия почвы. Предполагалось, что это связано с разнообразной подстилкой, формируемой остатками большего числа видов растений, что создает большее число экологических ниш для коллембол. Выло показано, что при осушение болот приводило к увеличению числа почвенных нематод, энхигреид и микроартропод (Вилкамаа, 1987), что связано с улучшением воздушного режима и увеличенным доступом О?.. Исследования круговоротов питательных элементов показали, что особое место среди ресурсов питания почвенных животных занимает азот и его соединения (Покаржевский, 1981). Именно дефицит азота, как было показано (Satchel!,

1980), определяет возможность заселения дождевыми червями почв. Вместе с тем, во многих работах было показано, что увеличение количества вносимых минеральных форм не сказывается на обилии фауны в почвах под сельскохозяйственными культурами (Coleman et al., 1990). Это объясняется тем, что животные не способны использовать в пищу минеральные формы азота, многие из которых для них ядовиты. В качестве источников азота различными представителями почвенной фауны используется только органические соединения (белки и др.). Было продемонстрировано, что на скорость роста и размножения коллембол (Folsomia candida), питающихся почвенным грибом Goriolus versicolor влияло от содержания азота в виде аспарагина в культуральной среде и, следовательно, аминокислотный состав протеина этого гриба (Booth, Anderson, 1979). Становится очевидным, что функционирование комплекса почвенной микрофауны (микроартропод и нематод) зависит от биотопической сложности почвы и опада, пищевой ценности опада для роста грибов (Nieminen, Setala, 1997). Однако, функционирование микробного комплекса, характер влияния фауны на микробную продукцию в этих условиях до сих пор остается неизученным.

Необходимо отметить, что распространение почвенных животных затрагивает все климатические зоны. В литературе отмечены некоторые закономерности, связанные с этим (Freckman, Virginia, 1997; Uvarov, Byzova, 1995). Наиболее широко распространены представители микро- и мезофауны. Характерной особенностью комплексов беспозвоночных как тундровых, так и таежных почв района вечной мерзлоты является резкое доминирование в них одной или двух групп (Криволуцкий, 1987). В подавляющем большинстве это энхитреиды и микрооартроподы, а среди более крупных представителей

макрофауны - двукрылые (Рубцова, Турчанинова, 1979; Берман, Бухкало, 1983). Энхитреиды доминировали в лиственничнике, заселяя влажную подстилку и верхний слой почвы. Мерзлота и глубина ее оттаивания определяли структуру вертикального распределения беспозвоночных по профилю.

В аридных и семиаридных экосистемах, где наиболее важным регулирующим фактором являлось содержание влаги, было продемонстрировано влияние плотности микроартропод и нематод (биотические факторы) на активность грибных популяций (2як е! а1., 1995).

При изучении пространственного и временного распределения микофаговых микроартропод в лесной почве были выявлены наиболее важные факторы вариабельности, которые определяли структуру сообщества микроартропод - это температура, содержание влаги, рН, общая длина грибных гиф и разнообразие темноокрашенных грибов (КНгопошоз е1 а1., 1995а). Относительный вклад этих факторов менялся с увеличением размеров тела (КИгопотоБ й а1., 1995Ь). Изучение трофических предпочтений клещей коллембол показало, что микроартроподы преимущественно питаются в подстилке, а не в более глубоких горизонтах почвы. Преимущественно потребляются почвенные грибы, чем микоризные (КИгопотоз е1 а1., 1996), грибы с более толстым мицелием потребляются чаще (Капеко е1 а1., 1995).

На величину биомассы почвенных микроартропод влияет механический состав и содержание органического вещества в почве (УгеекепЬиця е! а1., 1996). Так, в песчаной почве биомасса микроартропод была выше, чем в глинистой, а в почвах лугов выше, чем на полях под пшеницей. Промежуточное положение занимали минеральные горизонты лесной почвы.

Важно отметить, что вовлечение почв в сельскохозяйственный оборот приводит к существенным изменениям как физико-химических, так и биологических характеристик почвы. Показано, что в почвах под культурными растениями снижается доля представителей макрофауны и увеличивается доля микрофауны, вместе с тем происходит изменение и комплексов почвенных нематод и микроартропод (Koehler, 1997; Parmelee, Alston, 1986). Это придает особую актуальность вопросу о влиянии микрофауны на функционирование почвенной экосистемы. Поэтому роль биотических факторов в агросистемах становится последние годы объектом особого внимания (Crossley et al., 1989; Hodda et al., 1997; Hu et al., 1995; Ronn et al., 1996).

Необходимо отметить, что специфичность проявления трофической деятельности почвенных животных крайне различна по отношению к комплексу почвенных микроорганизмов (Newell, 1984b). Наименее специфичны в потреблении почвенных микроорганизмов крупные представители почвенной фауны, такие как дождевые черви, многоножки, мокрицы. В последнее время было предложено рассматривать их как потребителей сообществ, так как на разлагающихся растительных остатках развиваются целые сообщества микроорганизмов, участвующих в минерализации (Pokarzhevrkii et al., 1997).

Многими исследованиями подчеркивалось, что питание наиболее мелких почвенных беспозвоночных, таких как наматоды, коллемболы и клещи, носит более специфичный характер (Bengtsson et al., 1991). Для обозначения этого пищевого режима был предложен термин микрофитофагия (Стриганова, 1980), под которым понимают потребление беспозвоночными бактерий, грибов или водорослей. Беспозвоночные-микрофитофаги играют большую роль в регуляции группового состава сапротрофной микрофлоры. Потребление

бактерий или бактериофагия в большей степени свойственна простейшим и нематодам из группы рабдитид. Альгофагия, как основной пищевой режим, встречается у некоторых видов коловраток, нематод, мокриц и личинок жуков. К микофагам относят беспозвоночных, потребляющих грибной мицелий и споры - это клещи, энхитреиды, коллемболы, личинки жуков и двукрылых. Причем микофагам, как уже отмечалось свойственна избирательность в отношении потребления определенных видов (Стригзнова, 1989).

2.4. Роль трофических взаимодействий в функционировании

почвенной экосистемы.

Часто предполагалось, что значение фауны за исключением термитов и дождевых червей невелико. В последние годы, однако, становится очевидным, что наблюдаемые уровни микробной активности - это суммарный эффект явлений, происходящих в мозаичных, очень изменчивых в пространстве и времени биотопах подстилки, почвы и ризосферы (Alphei et al., 1996). Почвенная фауна воздействует на поступление питательных веществ в почву благодаря ее влиянию на микробную минерализацию и иммобилизацию (Newell, 1984а; Sulkava et al., 1996). Минерализация и иммобилизация - два неразрывно связанных процесса, неизменно участвующих в разложении. Баланс между этими процессами (чистая минерализация) определяет уровень снабжения высших растений питательными веществами и непосредственно связан с доступностью того или иного элемента для почвенных организмов (грибов, бактерий и животных), вовлеченных в разложение органического материала. Как отмечалось (Anderson, 1987) величины доступного азота и фосфора

лимитируют вторичную продуктивность в почве точно также как они

лимитируют первичную продуктивность в большинстве естественных наземных экосистем.

В почвах, подверженных резким климатическим колебаниям, основным процессом в круговороте питательных элементов является мобилизация азота из микробных клеток в результате действия абиотических факторов, таких как замораживание-оттаивание, увлажнение-высыхание (Witkamp, Frank, 1970). Очевидно, в условиях умеренных зон большее значение имеют биотические факторы. Микробный лизис и автолиз несомненно вносят свой вклад в оборот бактериальных и грибных популяций (Shields et al., 1973), но полученные в последнее время результаты дают основания считать, что пищевая активность почвенных беспозвоночных - фактор более значимый в количественном отношении (Anderson, 1987). Широко признается, что пищевая активность животных стимулирует рост и жизнедеятельность микроорганизмов в почве. Баланс бактериального и грибного роста, а также скорости потребления их животными является важной переменной величиной при определении уровня чистой минерализации (Visser, 1985). В связи с этим изучению роли почвенной фауны в циклах энергии и вещества стало придаваться большее значение. Однако, до последнего времени мало было известно о вкладе фауны в потоки питательных элементов между подстилкой, почвой и корнями растений. Механизмы разложения и трансформации питательных элементов в почве обычно представлялись в почве в виде последовательности процессов, проводимых микроорганизмами, и компонент почвенных беспозвоночных редко включался в эти процессы. В некоторых литературных данных подчеркивалась функциональная важность разложения и циклов питательных

элементов, напрямую или косвенно влияющих на почвенные процессы (Anderson et al., 1983; Hasegawa, Takeda, 1996; Satchel et al., 1980; Anderson et al., 1985; Seestedt et al., 1984; Schräder et al., 1997). Минерализация, проводимая непосредственно представителями почвенной микро-, мезо- и макрофауны, оценивается лишь в несколько процентов (Persson et al., 1980). Однако, через влияние на активность почвенных микроорганизмов процессы разложения значительно ускоряются (Ingham et al., 1986). В целом, влияние почвенных беспозвоночных на микробные популяции, минерализацию питательных элементов и почвенные процессы принято делить на прямое и непрямое (Anderson, 1987). К прямым влияниям относит исе эффекты, связанные с непосредственным потреблением микробных популяций почвенными беспозвоночными. Так, во многих работах изучалось прямое влияние микофагии и бактериофагии нематодами и простейшими (Vreekenbuijs et al., 1997). Было показано, что микрофауна может регулировать динамику роста бактерий и грибов и потребление питательных элементов растениями (Jandl et al., 1997). Косвенное влияние на активность грибных и бактериальных сообществ проявляется, например, через измельчение подстилки и растительных остатков, отмечена роль фауны в формировании структуры почвы и агрегатов, распространении микроорганизмов по почвенному профилю и т. п.

Широко признается, что разложение органических субстратов в почве и высвобождение связанных в почвенном гумусе питатательных элементов главным образом обусловлено метаболической активностью гетеротрофных микроорганизмов (Alexander, 1977). Однако эти микроорганизмы представляют лишь некоторый потенциал в циклах иммобилизации-минерализации питательных элементов, проявление которого контролируется рядом

»биотических и биотических факторов (Звягинцев, 1987; Smith et al., 1986). Прямое влияние почвенной фауны на циклы элементов минерального питания широко изучалось (Anderson, 1983; Persson, 1983: Hunt 1987; Setala et al. 1990). Ряд исследований был проведен по изучению влияния макрофауны на поступление питательных веществ из разлагающегося листового опада (Gosz et al., 1973). В виде измельченных частиц размером 2-4 мм листовой опад был инокулирован гомогенатом из разлагающейся подстилки. После инкубации в течение 3-х недель при +15° С, подселяли различное количество мокриц (Oniscus asellus) или многоножек (Glomeris marginata). Каждую неделю проводили анализ смывной жидкости. Было выявлено, что в присутствии животных значительно увеличивались потери аммония из подстилки, а после 16 недель потери NH.t+ более чем в 3 раза превышали таковые в контроле (без животных). Как величина одномоментного высвобождения, так и суммарные потери NH-Г зависели от количества многоножек, т. е. скорость минерализации зависела от трофической нагрузки со стороны фауны. Наибольшая величина высвобождения азота была отмечена при подселении 4 экземпляров. Увеличение их числа снижало потери в виде аммония. Удаление же особей приводило к падению скорости высвобождения аммония до контрольного уровня. Было отмечено, что в присутствии мокриц микробное дыхание в опаде увеличивалось в два раза, что указывает на повышение скорости минерализации субстратов. Однако, при увеличении числа особей микробное дыхание снижалось, за счет более высокого, чем оптимальный уровня выедания их биомассы. Предполагалось, что измельчение опада являлось главным фактором, вносящим вклад в усиление минерализации углерода.

Обнаруженное явление увеличения содержания доступных минеральных форм питательных элементов в почве и смывных жидкостях обострило интерес к роли почвенных беспозвоночных в динамике питательных элементов.

Серии последующих работ показали, что представители почвенной микрофауны, такие как простейшие, нематоды, клещи, коллемболы, коловратки, вносят большой вклад в потоки питательных элементов и их доступность в почве (Clarholm et al., 1981). Было установлено, что косвенное влияние, через изменение физических свойств почв, увеличивается с увеличением размеров тела животного, т. е. более свойственно представителям макрофауны (Brussard, 1998). Однако, согласно общеэкологическому правилу, с увеличением размеров тела снижается показатель удельного метаболизма (Setala et al., 1996). Следовательно, представители микрофауны, обладающие меньшей массой тела и размерами, но более высокой плотностью особей, будут оказывать большее влияние на потоки углерода и азота через потребление микроорганизмов, чем сходная биомасса макрофауны (Petersen, Luxton, 1982). Такие представители почвенных беспозвоночных как простейшие и нематоды имеют сходное время генерации с грибными и бактериальными популяциями, составляющее от нескольких часов до нескольких дней. Таким образом, они способны к более быстрому отклику на временные изменения в микробных популяциях (Anderson, 1975). Все это дает основания считать, что роль почвенной микрофауны в функционировании микробного комплекса выше, чем представителей макрофауны. Было показало, что на луговых почвах и полях под ячменем получающих азотные удобрения только за счет деятельности нематод и простейших содержание минерального азота увеличивалось на 19 %. Причем, доля минерализации азота обусловленной потреблением

беспозвоночными грибов и бактерий составляла одну треть на полях под ячменем и пятую часть в луговой почве. Однако, остается открытым вопрос о том, связан ли прирост содержания в почве доступного азота с экскрецией беспозвоночными минерального азота, или же он обусловлен увеличением скорости минерализации, проводимой микроорганизмами. Авторами предполагалось, что почвенные нематоды и простейшие могут экскретировать значительное количество минерального азота. Хотя более поздние исследования показывают, что экскреция азота после потребления бактериальных клеток и грибного мицелия, не является доминирующим процессом, в результате которого высвобождается органический азот. Прямая экскреция составляла одну восьмую или еще меньшую часть от общей минерализации (Mcgonigl, 1995). Сходные результаты были получены и для бактериофаговых нематод (Ferris, 1997), которые за счет прямой экскреции лишь незначительно увеличивали содержание минерального азота в ризосферной почве.

В некоторых работах было показано, что потребление грибного мицелия может увеличивать высвобождение питательных элементов, но одновременно с этим явлением может иметь место и их иммобилизация за счет микробной продукции (Mcgonigl, 1995). Показано, что фунгиворовые участвуют в циклах питательных элементов также за счет совместного эффекта от измельчения, перемешивания и распространения инокулюма . Оценивалось, что пассаж через кишечный тракт коллембол способен в 42 раза увеличивать концентрацию нитратов от пищи к экскрементам. Полагается на экосистемном уровне это может иметь результатом удвоение уровня нитратов. Однако, недавние лабораторные исследования показали, что трофическая деятельность фунгифаговых беспозвоночных преимущественно затрагивает менее грубые

.......... ■ 41

микоризные гифы, которые находятся на некотором удалении от корней растений, а не более грубые гифы ризопланы (Klirinomos, Kendrick, 1995а). Этим объяснялся тот факт, что потребление грибов приводило к незначительному увеличению поглощения питательных элементов из почвы. Большинство экспериментальных доказательств роли фауны в почвенных процессах было получено зачастую в сильно упрощенных неестественных лабораторных условиях. Использовались более или менее гомогенные субстраты, а компонент фауны, разлагающего сообщества часто был представлен одним видом (Coleman, 1983). Было предположено (Coleman, 1984), что различная длина пищевых цепей в почвенной экосистеме имеет различное влияние на доступность питательных элементов (Allen-Morley, Coleman, 1989). Таким образом, состав почвенной фауны может быть важным фактором в минерализации питательных элементов и их доступности растениям. Отмечалось, что межвидовые взаимодействия имеют регуляторную роль в процессах разложения и динамики питательных элементов (Brown, 1995; Huhta, Setala, 1990). Например, было продемонстрировано влияние фунгиворовых и хищных почвенных микроартропод на свободноживущих нематод (Hyvonen, Person, 1996). Разнообразное сообщество фунгиворовых артропод (коллембол и орибатидных клещей), представленное в численности сходной с полевой, снижало обилие нематод. Дальнейшее увеличение состава сообщества путем включения хищных микроартропод (гамазовых клещей) еще более усиливало этот репрессирующий эффект. Хотя некоторые поколения нематод были подвержены этому менее остальных. Эти исследования указывают на то, что численность нематод может регулироваться комплексом и видами взаимодействующих хищников. Также отмечалось, что численность одного

вида микроартроиод в микрокосме становится более высокой, чем в присутствии других видов (Иа|*уаг, 1982). Отмечалось, что дождевые черви подавляли популяции нематод в почвах лугов. Таким образом, назревает вопрос влияет ли состав и сложность последующих трофических уровней детритной пищевой цепи на функционирование микробного комплекса? В ряде исследований недавнего времени изучалось влияние структуры сообщества почвенной фауны на потоки питательных элементов (ЭиЦсауа е1 а!., 1996; ЕесЬте181егЬо11еш1ет е1 а1., 1998). Положительный эффект на процессы минерализации сообществом почвенной фауны мог быть обусловлен более широкой представленностью трофических гильдий в сравнении с простой системой, где представлены в основном только бактериоядные формы. Естественная трофическая организация сообщества, включающая хищников и сапрофагов, несомненно ведет к более разнообразному и эффективному использованию субстратов (Раггае1ее еХ а!., 1997). Массовое развитие бактериоядных нематод приводило к снижению скорости минерализации органических веществ и минерализации азота. Предполагалось, что это происходит за счет крайне высокого потребления бактерий. Было обнаружено, что сообщество почвенной фауны повышало содержание РО43" и КН4+ в сравнении с упрощенной системой (8е1а1а, НиЫа, 1990). Различия в структуре сообществ почвенной фауны приводили к изменениям в процессах иммобилизации и минерализации, осуществляемых почвенными микроорганизмами. В эксггериментах с микрокосмами, содержащими подстилку листвы березы и гумус, было продемонстрировано, что различные представители почвенной фауны оказывают различные представители почвенной фауны оказывают различное действие на высвобождение

неорганического фосфора (Yeates, et aL, 1997). В повторностях, содержащих бактериоядных нематод был обнаружен отрицательный отклик на минерализацию фосфора, тогда как в системах, содержащих простейших, энхитреид или коллембол минерализация фосфора увеличивалась (Setala et al., 1990).

Огромная роль в циклах питательных элементов и формировании физико-химических свойств почвы как отдельных представителей почвенной фауны, так и целых сообществ становится все более очевидной и подтверждается многочисленными исследованиями (Dilly, Irmler, 1998; Yeates, Wardle, 1996; Zhang, Schräder, 1993; Siepel, Maaskamp, 1994). Влияние почвенных беспозвоночных на содержание и динамику доступных форм питательных элементов в почве в значительной степени определяет и продукцию растений. Это явление было наглядно продемонстрировано как в лабораторных условиях, так и в поле. При наблюдении за растениями, выращиваемыми в присутствии либо бактериофаговых простейших (Elliot et al., 1979), либо микофаговых нематод, был отмечен более интенсивный рост растения, увеличивалось содержание азота в листьях в сравнении с контрольными растениями, выращиваемыми в почве не содержащей животных. Сходный эффект наблюдался при выращивании пшеницы в автоклавированной пахотной почве, содержащей и несодержащей простейших (Clarholm, 1985). Почва при этом реинокулировалась естественным бактериальным комплексом. После 6 недель растение, выращиваемое в почве, содержащей простейших, было на 60 % больше по массе и отношение биомассы стебля к корню было выше чем в контроле, содержащем только бактерий. Предполаг алось, что одна треть азота, иммобилизованного в результате роста бактерий высвобождается в результате

экскреции простейшими. При этом, не учитывалось, что изменение активности бактериального комплекса может приводить к увеличению минерализации почвенного органического азота. Несмотря на тот факт, что в присутствии почвенной фауны может увеличиваться минерализация питательных элементов, до недавнег о времени существовало относительно мало информации о влиянии беспозвоночных непосредственно на продуктивность растений. Было известно о положительной роли дождевых червей в пахотных и целинных почвах (Lee, 1985). При исследовании продукции саженцев березы, была показана роль как отдельных представителей почвенной фауны так и целых сообществ (Huhta et al., 1991; Maxwell, Coleman, 1995). Продукция биомассы растений была значительно выше в присутствии животных. Дождевые черви Lumbrikus rubellus увеличивалась биомасса стебля и листьев на 20-30 %. Присутствие других представителей почвенной фауны еще более стимулировало продукцию листьев, стебля и корня (Setala et al., 1990). После подселения во все варианты опыта, включая контроль, почвенных нематод и простейших наблюдалась значительная гибель дождевых червей. Примечательным оказалось то, что количество азота высвобождаемого из мертвых тканей животного было недостаточным, чтобы объяснить увеличение содержания азота в растении (Huhta et al., 1991). В другой серии экспериментов было показано, что наряду с увеличением содержания азота и фосфора в растении, выращиваемом в почве содержащей фауну, количество К, Са, Mg в листьях растений не изменялось по сравнению с контролем без животных.

Интересный эффект был обнаружен по влиянию коллембол Folsomia Candida на микоризу сои в полевых условиях (Lussenhop, 1996). В лабораторных условиях было обнаружено, что когда подселялась высокая плотность особей

коллембол, количество инфицирования ризобиями корней растений увеличивалось на 52 %. Когда в полевых условиях в цилиндрический сосуд, изолирующий растение от остальной почвы, подселялась естественная численность коллембол Рокот1а и ТиПЪег^га, длина микоризы корней увеличивалась на 40 % и на 5 % было выше содержание азота в тканях листьев. Однако, при этом не изменялось количество инфекцированных корней, масса корней и содержание фосфора в листьях. Указывалось, что численность коллембол в полевых условиях слишком мала, чтобы увеличить количество инфекций на растение, как наблюдалось в лабораторных условиях. Автором отмечалось, что на данный момент нет механизмов чтобы объяснить 5 % увеличение содержания азота в листьях, связанное с присутствием коллембол в полевых условиях.

Все эти факты указывают на то, что основным медиатором, определяющим минерализацию органического вещества, содержание доступных питательных элементов и продукцию растений-является комплекс почвенных микроорганизмов. Существует много литературных данных о роли микроорганизмов в формировании структуры и функционирования комплекса почвенной фауны. Например, изучалась роль качества микроорганизмов как источника питания для беспозвоночных, влияние на продукцию фауны, скорость генерации, пищевые предпочтения (КИгопошоб, Кеп<Мск, 1995Ь). Несмотря на то, что достаточно хорошо известна роль фауны в увеличении микробного дыхания, повышение темпов минерализации, ускорение циклов питательных элементов, существует относительно мало данных о влиянии на функционирование микробного комплекса, формирование его состава, микробную продукцию, физиологическое состояние почвенных

микроорганизмов (Daniel, Anderson, 1992). Было показано, что при пассаже через пищеварительных тракт представителей почвенной макрофауны, таких как дождевые черви, многоножки, мокрицы, меняется качественный состав микроорганизмов от пищи к экскрементам (Kristufek et al., 1992 ).

3. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

3.1. ОЯт.лсты исследования

Почва: Использовали дерново-подзолистую почву под ельником-кисличником, район агробиостанции МГУ "Чашниково". Образцы отбирали с глубины 0-15 см горизонта Ai. Содержание С органического 1,21%; общего N (по Кьельдалю) 0,09%; рН водной суспензии (1:2,5) 4,6; NH4+-N 7,2 мг/кг почвы; МОз'-N 5,8 мг/кг почвы.

Перед анализами почву освобождали от крупных растительных остатков и просеивали через сито с диаметром отверстий 5 мм.

3.2. Методы исследования

3.2.1. Определение общей биомассы почвенных микроорганизмов

Общую биомассу почвенных микроорганизмов определяли методом фумигации-экстракции (Vance et al., 1987с). Процедура определения была следующей. Перед анализами почву тщательно перемешивали. Отбирали навески почвы массой эквивалентной 2,5 г абсолютно сухой почвы (просушенной в течение 2 часов при 105° С). Образцы помещали в вакуумный эксикатор вместе с флаконом, содержащим 25 мл хлороформа, очищенного от этанола. На дно эксикатора клали влажную фрщьтровальную бумагу, чтобы предотвратить пересыхание почвы Г: ходе фумигации. Разрежение в эксикаторе создавалось до тех пор пока

хлороформ нс будет кипеть в течение 2 минут. Эксикатор помещали в темноту при постоянной температуре 23° С на 24 часа. После периода инкубации флакон с хлороформом доставали из эксикатора и остаточные пары удаляли путем проведения серий повторных разрежений. Для экстракции к почве в те же флаконы добавляли дистиллированную воду в соотношении почва:экстрагент 1:4. после чего флаконы выдерживали на круговой качалке в течение 30 мин. при скорости - 170 об/мии. Чтобы отделить экстракт от почвы, суспензию центрифугировали при 6 тыс. ^бЫии. Определение содержания экстрагируемого органического углерода в надосадочной жидкости проводили путем мокрого озоления. Для этого к 1,6 мл экстракта добавляли 2,4 мл сернохромовой смеси, которую готовили следующим образом: 1,16 г К2СГ2О7 растворяли в 20 мл дистиллированной воды и осторожно приливали 100 мл концентрированой H2SO4 с плотностью 1,86 г/см3. Для каждого определения рекомендуется готовить свежий раствор. Пробирки со смесыо отжигали в течение 20 мин. при 140° С. После этого проводили колориметрическое определение продуктов озоления.

Калибровочный график получали путем озоления серии концентраций глюкозы. Биомассу почвенных микроорганизмов определяли по приросту содержания экстрагируемого органического углерода после фумигации по сравнению с его содержанием в нефумигированной почве. Углерод биомассы почвенных микроорганизмов определяли по уравнению B=(Cf-C„f)/kc. Для расчетов использовали исправленный коэффициент кс равный 0,33 (Sparling et al., 1988), предложенный для определения биомассы микроорганизмов в почвах, получающих регулярные органические добавки или с высоким содержанием органического вещества, вместо 0,41 как было предложено ранее (Vance et al., 1987). Также следили за тем, чтобы

содержание влаги во всех образцах было одинаковым и не ниже 33 % полной влах оемкости.

3.2.2. Дифференцированное определение грибной и бактериальной биомассы

Дифференцированный учет грибной и бактериальной биомассы проводили с использованием метода субстрат-индуцированного дыхания (СИД) (West, Sparling, 1986) применением антибиотиков в качестве селективных ингибиторов метаболизма эукариот и прокариот (Anderson, Domsch, 1973) с последующими модификациями рекомендующими вносить антибиотики в виде раствора (West, 1986). Для подавления субстрат-индуцированного дыхания бактерий использовали стрептомицин (Fluka); грибов циклогексимид (Sigma). После добавления раствора антибиотика к гючве образцы прединкубировали в течение 3,5 часов, после этого добавляли раствор глюкозы и образцы инкубировали при 25° С в течение 3,5-4 часа. Каждый час определяли прирост содержания СОг в газовой фазе газохроматографическим методом, первые 30 мин дыхания почвы после добавления раствора глюкозы не принимали в расчет. Расчет грибной и бактериальной биомассы проводили на основании из вклада в общее иеингибироваипое субстрат-индуцированного дыхание почвы.

3.2.3. Определение численности почвенных нематод и микроартропод

Почвенных нематод учитывали после экстракции с использованием

воронок Бермака (Количественные методы почвенной зоологии, 1987) из 10 г почвы при 25° С. Подсчет численности особей в экстрактах проводили под световым микроскопом. При этом также определяли численность стилетных и бесстилетных форм нематод. В дальнейшем полагали, что к бесстилетным относятся нематоды, потребляющие бактерий, а к стилетным -потребляющие грибов (Frekman, 1982).

Определение численности почвенных микроартропод проводили по методу Тульгрена с использованием градиентного экстрактора (Количественные методы почвенной зоологии, 1987). В экстрактах под бинокуляром проводили подсчет численности почвенных коллембол и клещей.

3.2.4. Определение интенсивности дыхания почвы

Интенсивность дыхания определяли по скорости эмиссии СОг из почвы. Для этого навеску, эквивалентную 5 г абсолютно сухой почвы, помещали в пенициллиновые флаконы, герметично закрывали и инкубировали в течение суток при 23° С. Определение количества СОг проводили на газовом хроматографе ЛХМ-80 с детектором по теплопроводности. Длина колонок 2,7 м, заполнены адсорбентом Полисорб-1, температура термостата 40° С, расход газ а-но сите ля (гелий) 35 мл/мин, объем анализируемой пробы газа 0,5 см3.

3.2.5. Определение концентрации растворимого орг анического вещества (РОВ)

РОВ определяли в водной вытяжке после 30-минутного встряхивания

на круговой качалке. Отношение почва :вытяжка 1:4. Концентрацию углерода РОВ определяли методом мокрого озоления в сернохромовой смеси с последующим колориметрированисм продуктов озоления.

3.2.6. Определение содержания в почве минеральных форм азота

Определение концентрации М-МОз~ проводили с использованием ион-селективных электродов в водной вытяжке. Во флаконы, содержащие 8 г почвы добавляли дистиллированную воду в качестве экстрагента в отношении почва: вода 1:2,5. Затем флаконы откачивали на круговой качалке в течение 30 мин. при 170 об/мин.

Определение содержания в почве М-МН^ проводили в солевой вытяжке также с использованием ион-селективных электродов. К 8 г почвы добавляли раствор 0,05 н N82804 в качестве экстрагента, в отношении почва:экстрагент 1:2,5. Затем флаконы откачивали на круговой качалке в течение 1 часа при 170 об/мин.

Калибровочный график получали путем определения содержания К-N03" и N-N114"' в серии стандартных разведений.

3.2.7. Определение функционального разнообразия микробног о комплекса

Микробное функциональное разнообразие почвы оценивалось на основе физиологического подхода (Оеуег.з е1 а!., 1997) по отклику показателей дыхания почвенных микроорганизмов на увлажнение и

внесение субстратов различных метаболических путей: углеводов (глюкоза, галактоза, арабиноза); аминокислот (аланин, глутаминовая кислота), жиров (цитрат натрия, глицерин). Для всех субстратов определяли максимальную концентрацию, при добавлении которой отмечается максималльный респираторный отклик микробного комплекса нативной почвы. Субстраты в оптимальных концентрациях в виде растворов добавляли в пенициллиновые флаконы, содержащие количество почвы, эквивалентное 1 г абсолютно сухой нативной или дефаунированной почвы, а также почвы, доведенной до воздушно-сухого состояния и просушенной в течение суток при 40° С. Флаконы помещали без пробок в термостат при 25° С на 30 мин., затем герметично закрывали и инкубировали в течение 3,5 часа при той же температуре. Каждый час отбирали пробы воздуха из газовой фазы для определения количества СОг на газовом хроматографе.

3.2.8. Изучение влияния почвенных нематод и микроартропод на

формирование микробной биомассы и интенсивность дыхания

Изучение влияния почвенных нематод и микроартропод на комплекс почвенных микроорганизмов в ходе разложения пшеничной соломы проводили с использованием техники микрокосмов. В стеклянные флаконы объемом 150 мл помещали по 90 г нативной или дефаунированной почвы естественной влажности. К экспериментальным микрокосмам добавляли перемолотую пшеничную солому (C:N=87) в количестве 1% от массы почвы. В качестве контроля служил вариант нативной почвы без добавления соломы. Микрокосмы инкубировали в темноте при 23° С в течение 1 месяца.

По одному микрокосму из каждого варианта опыта отбирали после 3, 7, 10, 14, 18, 21 и 23 суток инкубации. Перед анализами почву тщательно перемешивали и отбирали навески почвы для определения биомассы почвенных микроорганизмов и интенсивности дыхания. Численность почвенных нематод определяли до начала эксперимента, на 15, 21 или 23-ие сутки инкубации. Численность почвенных клещей и коллембол определяли после 1 и 23 суток суток инкубации. Эксперимент был повторен дважды, сразу после отбора почвы (эксперимент 1) и с почвой, хранящейся в течение 2 месяцев при 12° С (эксперимент 2).

Для того чтобы оценить возможные эффекты от процедуры дефаупирования к части микрокосмов, содержащих дефаунированную почву, после добавления пшеничной соломы был подселен естественный комплекс почвенных нематод и микроартропод. Процедуру проводили следующим образом. Нематоды для инокуляции были получены путем экстракции животных из равного количества перемешанной нативной почвы. Нематод экстрагировали из почвы, отобранной в октябре 1997 г., из 450 г почвы в 15 воронках Берманя. Нематод осаждали до содержания их в 20 мл, затем по 5 мл экстракта, содержащего равное количество живых нематод добавляли на поверхность каждого микрокосма. Почвенных микроартропод экстрагировали непосредственно в экспериментальные микрокосмы под температурным градиентом. Чтобы задержать деятельность микроорганизмов и нематод в течение экстракции микроартропод, экспериментальные микрокосмы содержали при 7° С. Перед началом эксперимента содержание влаги в почве доводили до 17 %. Биомассу почвенных микроорганизмов и интенсивность дыхания

определяли на 3, 7, 10 и 14 сутки инкубации.

3.2.9. Изучение роли качества субстрата в характере трофического влияния микрофауны

Изучалась влияние почвенных микроартропод и нематод на динамику биомассы почвенных грибов и бактерий, интенсивность дыхания почвы, а также динамику содержания в почве форм минерального азота в ходе разложения различных по составу растительных остатков. Были выбраны люцерновая мука (С¡N=28), перемолотая пшеничная солома (С:Н=87) и крахмал (без азота). К экспериментальным микрокосмам, содержащим 90 г нативной или дефаунированной почвы, добавляли один из субстратов в количестве 1 % по массе. Микрокосмы также как в предыдущих экспериментах инкубировали в темноте при 23° С. Периодически, с интервалом в 3-7 суток отбирали по одному флакону из каждого варианта для анализов.

3.2.10. Изучение влияния численности естественного комплекса нематод на продукцию почвенных микроорганизмов

Для изучения влияния трофической нагрузки со стороны микрофауны

па продукцию микробной биомассы был проведен эксперимент с увеличенным содержанием нематод в микрокосме. Для этого к части образцов, содержащих нативную почву, был подселен комплекс нематод, выделенный из равного объема почвы, естественного состава и численности.

Таким образом, количество нематод в микрокосме было удвоено. Наблюдение за динамикой микробной биомассы и интенсивностью дыхания проводили в микрокосмах несодержащих нематод (дефаунированный вариант), содержащих естественную численность нематод и содержащих удвоенное их количество.

3.2.11. Изучение регулирующего влияния микрофауны на продукцию микробной биомассы и скорость минерализации

Образцы почвы после процедуры дефаунирования инкубировали ^ течение 14 суток без добавления дополнительного органического вещества. Затем почву подвергли повторному дефаунированию и к экспериментальным микрокосмам, содержащим по 90 г дефаунированной почвы добавляли перемолотую пшеничную солому в количестве 1% от массы почвы. Затем почву увлажняли до содержания влаги 17 %. После 10 суток инкубации в часть микрокосмов был подселен комплекс почвенных нематод естественного состава и численности, экстрагированный из равного объема почвы, как было описано выше. В другие варианты дефаунированной почвы были внесены различные дозы минеральных форм азота в виде КМОз, составляющие 0,35; 0,78; 2,52 и 5,75 мг М-ККОз/г почвы. Дозы минеральных добавок подбирали таким образом, чтобы получить соотношение С:И на пшеничной соломе равное 6, 10, 35 и 80, соответственно. В течение 10 суток после внесения добавок следили за динамикой биомассы почвенных микроорганизмов и интенсивностью дыхания.

3.12. Статистическая обработка

Все определения проводили в 3-х или 5-кратной повторности. Рассчитывали величину стандартного отклонения среднего (на рисунках -планки доверительных интервалов).

4. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

4.1. Разработка способа дефаунирования почвы

Для изучения влияния почвенной микрофауны на продукцию микробной биомассы и интенсивность дыхания почвы предложен

новый способ дефаунирования почвы. Существующие способы дефаунирования, прогрев почвы во влажном состоянии, замораживание-оттаивание, обработка микроволнами, достаточно эффективно убивают микрофауну, однако они значительно изменяют физико-химические и биологические свойства почвы, такие как концентрация доступных питательных элементов, минеральных форм фосфора и азота, интенсивность дыхания почвы (Huhta et al., 1989). До сих пор не было известно, как изменяются микробиологические свойства почвы во время и после дефаунирования. Когда стоит задача оценить роль микрофауны в формировании состава и продуктивности комплекса почвенных микроорганизмов, важно, чтобы изменения в микробном комплексе в результате дефаунировании почвы были минимальными. Для изучения влияния микрофауны на продукцию микробной биомассы и интенсивность дыхания нами был модифицирован метод температурной обработки почвы во влажном состоянии (Wright et al., 1989). В первоначально предложенном методе почву прогревали дважды при 70°в течение 3 часов, что приводило к значительному снижению интенсивности дыхания. При этом другие биологические показатели не контролировались. Модификация состояла в том, что слой нативной почвы 2-2,5 см, покрытый влажной фильтровальной

бумагой, прогревался при температуре 55° С в течение 5 часов без значительной потери влажности. Эффективность дефаунирования проверяли сразу после обработки. Предложенный способ оказался эффективным а элиминировании активных жизненных форм почвенных нематод и микроартропод. При этом достоверно не менялись микробиологические свойства почвы: содержание микробной биомассы, интенсивность дыхания (табл. 1).

Таблица 1

Характеристика нативной к дсфаунированной почвы

Нативная почва

Дефаунированная почва

С-биомассы: 965 ± 51 мкг С/г почвы РОВ нефумигированной почвы: 171 +. 34 мкг С/г РОВ фумигированной почвы: 597 +43 мкг С/г Интенсивность дыхания: 41,5 ± 3,7 мкг С-С02 /г/сут. Численность нематод, экз./10 г: 25 ±7

1002 ± 47 мкг С/г почвы

183 ±42 мкг С/г

601 +48 мкг С/г

52,1 + 4,2 мкг С-СОг /г/сут.

0

Численность микроартропод, экз/90 г:

коллемболы 6±2 ^

0

клещи

5±1

Интенсивность дыхания дефаунированной почвы (не обогащенной органическим веществом), определяемая каждые двое суток в течение 11 дней после обработки, была сходной с нативной почвой и варьировала соответственно от 17,0 до 19,4 мкг ССЬ-С/г/сут и от 17,7 до 21,4 мкг СОг-С/г/сут. Процедура дефаунирования не изменяла также дыхание почвенных микроорганизмов, индуцированное различными субстратами (рис. 1). Данный подход был предложен (Degens, Harris, 1997) для количественной оценки функционального разнообразия почвы. Это позволяет предположить, что не только физиологический статус микроорганизмов, но и качественный состав микробного комплекса не меняется существенно после предложенной температурной обработки почвы во влажном состоянии. Однако, в образцах доведенных до воздушно-сухого состояния и прогретых в течение суток при 40° С, значительно снижалось дыхание микроорганизмов индуцированное внесением субстратов, участвующих в метаболизме аминокислот (цитрат натрия, аланин и глутаминовая кислота). При этом, величина респираторного отклика на внесение различных углеводов была одинаковой при всех способах обработки почвы. Полученные результаты дают четкие основания полагать, что предложенная процедура дефаунирования не изменяет функциональное разнообразие почвы, оцениваемое на основе физиологического подхода.

В почве после обработки предложенным режимом влажного прогрева оставалась неизменным концентрация в о до экстрагируем о го растворимого органического вещества (РОВ), увеличение содержания которого могло бы служить источником дополнительных питательных элементов для микробного роста.

Внативная почва ■ дефаунированная почва

□ почва,высушенная при 40е С в течение суток

Рис. 1. Респираторный отклик, индуцированный различными субстратами в нативной и дефаунированной почве в сравнении с почвой,

высушенной при 40° С в течение суток

Неизменность этого показателя позволяет говорить о сохранении свойств немикробного почвенного органического вещества, так как не меняется доля экстрагируемого компонента после прогрева почвы во влажном состоянии. Таким образом, предложенная процедура дефаунирования почвы представляется оптимальной для изучения трофических взаимодействий между почвенной фауной и микроорганизмами в краткосрочных экспериментах с использованием микрокосмов, так как сохраняются наиболее важные свойства, такие как начальный статус комплекса почвенных микроорганизмов и свойства почвенного органического вещества. В противном случае изменение этих показателей может скрыть прямое влияние почвенной микрофауны на микробную продуктивность.

4.2. Влияние нематод и микроартропод на формирование микробной биомассы и интенсивности дыхания

Прирост содержания в почве углерода микробной биомассы был выше в течение первой недели в дефаунированной почве - с 350 до 670 мкг С/г почвы и достигал максимальных значений (около 1000 мкг С/г почвы) на 10-е сутки инкубации. В присутстви нематод и микроартропод пик этого показателя наблюдался позднее, где микробная продукция достигала значений 1300-1600 мкг С/г почвы, что на 15-30% выше, чем в почве без животных. Эксперимент был повторен дважды со свежеотобранной почвой (рис. 2 А) и почвой, хранившейся при 12° в течение 2 месяцев (рис. 2 Б).

Сутки

Сутки

—о—контроль

—а—дефаунизированная почва + солома —а—нативная почва + солома

Рис. 2. Динамика микробной биомассы, определяемая методом фумигации-экстракции, в ходе разложения пшеничной соломы в двух независимых экспериментах (А - свсжсотобранная почва; Б - хранившаяся 2 месяца при 12° С).

Сходная картина наблюдалась по динамике интенсивности дыхания (рис, 3 А, Б). В отсутствие почвенной микрофауны более высокие значения интенсивности дыхания были отмечены также в первую неделю, однако затем интенсивность дыхания стала выше в нативной почве, чем в дефаунированной. При этом величина пиков в обоих вариантах была сходкой. Кaic Микробная биомасса, так и интенсивность дыхания в нативной и дефаунированной почве к концу периода инкубации достигали сходных величин и были на более высоком уровне, чем в контрольном варианте.

Более высокие значения микробной продукции и интенсивности дыхания в дефаунированной почве в первую неделю инкубации могут быть объяснены снятием трофического контроля со стороны потребителей микроорганизмов, таких как нематоды и микроартроподы. С другой стороны более высокие значения микробной биомассы, как относительные, так и абсолютные, в последующие сроки в нативной почве указывают на наличие стимулирующего эффекта почвенной фауны на микробную продукцию, интенсивность дыхания и, следовательно, процессы минерализации. После внесения пшеничной соломы на 2-е сутки инкубации в почве увеличивалось содержание водоэкстрагируемого растворимого органического вещества (РОВ) с 225 до 350 мкг С/г почвы (рис. 4 А, Б). Однако, затем концентрация РОВ снизилась до 190 мкг С/г почвы. После 14-х суток эксперимента этот показатель не изменялся существенно и составлял около 300 мкг С/г почвы в дефаунированном варианте и около 200-250 мкг С/г почвы в нативном. Относительно низкая концентрация РОВ и снижение его содержания в последующие сроки в почве указывает на то, что формирование продукции микробной биомассы в основном происходит

Сутки

Сутки

-о—контроль

—л—дефаунизированная почва + солома —о—нативная почва + солома

Рис. 3. Динамика интенсивности дыхания в ходе разложения пшеничной соломы в двух независимых экспериментах (А - свежеотобранная почва; Б - хранившаяся 2 месяца при 12° С).

Сутки

Суши

Рис. 4. Динамика содержания в почве растворимого органического

вещества в ходе разложения пшеничной соломы в двух независимых экспериментах (А, Б) (обозначения см. Рис. 3).

за счет разложения пшеничной соломы.

Динамика численности нематод и микроартропод приведена в таблице 2. Видно, что численность животных в контрольном варианте не менялась значительно на протяжении инкубации. В нативной почве с пшеничной соломой к 16 суткам численность нематод возросла в 1,4 - 6,6 раз, а к концу опыта увеличилась в 35-52 раза, тогда как численность микроартропод возросла только в 5-6 , _ В дефаунированной почве численность нематод либо не восстанавливалась (эксперимент 1), либо достигала начального уровня к 14-25 суткам (эксперимент 2). Возможно, применение двух или более раздельных обработок позволит избежать этого, как предполагалось в других исследованиях (Wright et al., 1989). В лесной почве Чашниково количество нематод составляло 85, 240 и 517 в 10 г почвы в горизонте А\ в декабре, ноябре и сентябре 1997 г соответственно (Zvyagintsev et al., 1998). В горизонте А) лесной почвы может содержаться до 50-70 микроартропод в 90 г почвы (Kuznetzova, 1994). В данном эксперименте использовали почву, отобранную в апреле. Она содержала 25-43 нематод/10 г почвы и 8-11 микроартропод/90 г почвы, что составляет 225-387 нематод и 8-11 микроартропод в микрокосме. Таким образом, размер популяций микрофауны, трофическая деятельность которой отражается на продукции микроорганизмов и интенсивности дыхания, может быть очень невелик. В дефаунированном варианте популяции нематод восстанавливались раньше, чем популяции коллембол и клещей. Это может частично объяснять то, что размеры микробной биомассы и интенсивность дыхания в дефаунированной почве становятся сходными с этими показателями в нативной почве. Необходимо отметить, что, по-видимому, почвенные нематоды оказывают

Таблица 2.

Динамика численности почвенной микрофауны в нативной и дефаунированной почве при разложении пшеничной соломы

Вариант

Эксперимент 1 Эксперимент 2

1 сут. 16 сут. 25 сут. 1 сут. 16 сух. 25 су г. Численность нематод, экз. /10 г почвы

Нативная почва +

пшеничная солома

25 + 7 34 + 8 1310 ±75 43 ±12 282 ±27 1517 ±83

Дефаунированная почва + 0 пшеничная солома

435 + 62 0

78 ± 17 480 ± 54

Контроль

25 + 7 27 ± 5 155 + 34 43 ±12 36 + 8 223 ±31

Численность микроартропод, экз./90 г почвы

Нативная почва + солома

коллемболы 4 ± 3

клещи

5 ± 2

36 ±5

5± 1

9 ± 3

3± 1

61 ±6

Дефаунированная почва +

солома

Контроль

коллемболы 0

клещи

коллемболы 4 ± 3

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Мамилов, Анвар Шамилевич, 1999 год

6. СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Андерсон Дж. М.. Инесол П. Взаимоотношения почвенных членистоног их

и микробного населения в процессах поступления углерода, азота и минеральных веществ из разлагающегося листового опада // Почвенная фауна Северной Европы. - М.: Наука. - 1987. - С. 18- 33

2. Бабьева И.П.. Зенова Г.М, Биология почв. - М.: МГУ. - 1989. - 336 с.

3. Берман Д. И., Бухкало С. II. Население почвооби тающих животных Верхней Колымы II Биологические проблемы севера. - 1983. - Ч. 2. - С. 346347

4. Бызов Б. А., Гузев В. С., Звягинцев Н. Д., Звягинцев Д. Г. Особенности эффекта пролонгированной катаболитной репрессии в почве // Вест. Моск. Ун-та. - сер. почвовед. - 1988. - N 3. - С. 38-44

5. Вилкамаа П. Влияние осушения на численность и биомассу почвенных беспозвоночных в сосновых болотах // Почвенная фауна Северной Европы. - М.: Наука. - 1987. - С. 103- 109

6. Гельцер Ю. Г. Почвенная зоология. - М.: Наука. - .1982. - 346 с.

7. Гиляров М. С. Почему так много видов и так много особей может существовать в почве // Почвенная фауна Северной Европы. - М.: Наука. -1987.- С. 7- И

8. Гузев В. С., Куличевская И. С., Звягинцев Д. Г. Сканирующая электронная микроскопия при изучении взаимодействия

микроорганизмов с растениями // Микроорганизмы как компонент биогеоценоза. - М.: Наука. - 1984. - С. 92-107

9. Гузев В. С., Вызов Б. А., Звягинцев Д. Г. Эффект "задержки" в регуляции микробного разложения полимеров в почве по типу катаболитной репрессии // Изв. АН СССР. - сер. биол. - 1986. - N 6. - С. 834-841

10. Звягинцев Д. Г. Методы учета численности микроорганизмов в почвах // Вопросы чисденности, биомассы и продуктивности почвенных микроорганизмов. - Л. - 1972. - С. 27-32

11. Звягинцев Д. Г. Задачи в области и изучения динамики биологических показателей в почве // Биодинамика и плодородие почвы. - Талин. -1979.- С. 5- К)

12. Звягинцев Д. Г., Коженин П. А., Кочкина Г. А,, Полянская Л. М. Микробная сукцессия в почве и определение экологических стратегий конкретных популяций // Микробиология. - 1981. - т. 50. - N 2. - С. 63-68

13. Звягинцев Д. Г., Голимбет В. Е. Биомасса микроорганизмов в почве и их активность // С.-х. биология. - Пущино. ■• 1983, N 12, с. 112-118

14. Звягинцев Д. Г., Кирилова Н. П., Кочкина Г. А., Полянская Л. М. Методы изучения микробных сукцессий в почве // Микроорганизмы как компонент биогеоценоза. - М.: Наука. - 1984. - С. 31-55

15. Звягинцев Д. Г., Кочкина Г. А., Кожевин П. А. Новые подходы к изучению сукцессий микроорганизмов в почве // Почвенные организмы как компоненты биогеоценоза. - М.: Наука. - 1984. - С. 41-48

16. Звягинцев Д. Г. Почва и микрорганизмы. - М.: МГУ. - 1987,-256 с.

17. Звягинцев Д. Г., Добровольская Т. Г. Роль микроорганизмов в биоценотических функциях почв // Почвоведение. - 1992. - N 6. - С. 63-78

18. К'овда В. А. Основы учения о почвах. - М.: Наука. - 1973. - т. 1,2.- 448 с.

19. Кожепин П. А., Звягинцев Д. Г. Проблема оценки численности почвенных микроорганизмов // ДАН СССР. - 1980. - т. 250. - N 2. ■• С. 4551

20. Кожевин П. А. Микробные популяции в природе. - М.: МГУ. - 1989. -175 с,

21. Количественные методы почвенной зоолог ии. - 1987. - М: Наука. - 332 с.

22. Кордуняну П. Н. Биологический круговорот элементов питания при интенсивном землепользовании. - М.: МГУ. - 3990. - 256 с.

23. Криволуйкий Д. А. Основные направления современной почвенной зоологии // Почвенная фауна Северной Европы. - М.: Наука. - 1987. - С. 11-18

24. Мишустин Е. Н., Верииченко JI. Ю. Влияние соломы на почвенные процессы и урожай сельскохозяйственных культур // Использование соломы как органического удобрения. - М.: Наука. - 1980. - С. 3-33

25. Никитин Д. И., Васильева Л. В., Лохмачева Р. А. Новые и редкие формы почвенных микроорганизмов. - М.: МГУ. - 1966. - 238 с.

26. О дум Ю. Основы экологии. - М.: Мир. - 1974. - 556 с.

27. Одум Ю. Экология. - М.: Мир. - 1986. - т. 1,2

28. Покаржеиский А. Д., Криволуцкий Д. А. Круговорот элементов и структура сообществ животных в лесостепи // Экология. - 1981. - N 4. - С.

67-72

29. Иокаржевский А. Д. Геохимическая экология наземных животных. - М.: Наука. - 1985. - 300 с.

30. Покаржевский А. Д. Концептуальная модель миграции веществ в сообществах почвенных животных // Почвенная фауна Северной Европы.

- М.: Наука. - 1987. - С. 34- 38

31. Рубцова 3. И., Турчанинова В. А. К. почвенной фауне Чукотки // Фауна и экология беспозвоночных. - М. - 1979. - С. 68-75

32. Стриганова Б. Р. Питание почвенных сапрофагов. - М.: Наука. - 1980. -243 с.

33. Стриганова Б. Р. Зоодеструкция органических остатков в почве // Механизмы биотической деструкции органических веществ в почве (чтения памяти акад. В. Н. Сукачева). - М. - 1989. - С. 33-62

34. Уголев А. М. Эволюция пищеварения и принципы эволюции функций. -Л.: Наука. - 1985. - 544 с.

35. Хогвар С. Коллемболы хвойных лесов Норвегии: вертикальное распределение и связь с плодородием почвы // Почвенная фауна Северной Европы. - М.: Наука. - 1987. - С. 84- 89

36. Alef К. Bestinimung mikrobieller Biomassc im Boden : Bine kritische Betrachtung // Z, Pilamenern&hr. Bodenkd . - 1993. - N 1. - v. 156. - S. 109-114

37. Alexander M. Introduction to soil microbiology. - New York. J. Wiley. - 1977.

- 2nd edit.

38. Allen-Morley C. R., Coleman D. C. Resilience of soil biota in various food webs to freezing perturbations // Ecology. - 1989. - v. 70. - N 4. - P. 1127-1141

39. Alphei J., Bonkowski M., Scheu S. Protozoa, Nematoda and Lumbricidae in the Rhizosphere of Hordelvmus Europaeus (Poaceae) - Faunal Interactions, Response of Microorganisms and Effects on Plant-Growth // Oecologia. - 1996. -v. 106. - N l.-P. 111-126

40. Anderson A. R. A., Young L M., Sleeman B. D., Griffiths B. S., Robertson W. M. Nematode Movement Along a Chemical Gradient in a Structurally Heterogeneous Environment. 1. Experiment // Fundamental Appl. Hematology. - 1997a. - v. 20. - N 2. - P. 157-163

41. Anderson A. R. A., Sleeman B. D., Young I. M., Griffiths B. S. Nematode Movement Along a Chemical Gradient in a Structurally Heterogeneous Environment .2. Theory // Fundamental Appl. Hematology. - 1997b. - v. 20. -N 2. - P. 165-172

42. Anderson .1. M., Ineson P., Huish S. A. Nitrogen and cation mobilization bv soil fauna feeding on kef litter and soil organic matter from deciduous woodlands // Soil Biol. Biochem. - 1983. - v. 15. - P. 463-467

43. Anderson J. M., Leonard M. A., Ineson P., Huish S. A. Faunal biomass: a key component of a general model of nitrogen mineralization It Soil Biol. Biochem. - 1985. - v. 17. - P. 735-737

44. Anderson J. M. interactions between invertebrates and microorganisms ; Noise or necessity for soil processes? // Ecology of Microbial Communities, Cabrige University Press. - 1987. - P. 125-145

45. Anderson J. P. E., Domsch K. II. Quantification of bacterial and fungal contributions to soil respiration 11 Arch Mikrobiol. - 1973. - v. 93. - N 2 - P. 113-127

46. Anderson J. P. E., Domsch K. H. Measurement of bacterial and fungal contributions to respiration of selected agricultural and forest soils // Can. J. Microbiol. - 1975. - v. 21. - N 3. - P. 314-322

47. Anderson J. P. E., Domsch K. H. Mineralisation of bacteria and fungi in chloroform-fumigated soils // Soil Biol. Biochem. - 1978a. - v. 10. - N 2. - P. 207-213

48. Anderson J. P. E.. Domsch K. II. A physiological method for the quantitative

measurement of microbial biomass in soils // Soil Biol. Biochem. - 1978b. - v. 10.

- P. 215-221

49. Armendariz I., Arpin P. Nematodes and Their Relationship to Forest Dynamics .1. Species and Trophic Groups // Biol. Fértil. Soils. - 1996. - v. 23. -N 4. - P. 405-413

50. Baath E., Lohm U.s Lundgren B.f Rosswall T., Soderstrom B., Sohlenius B.. Wiren A. The effect of nitrogen and carbon supply on the development of soil organism populations and pine seedlings: a microcosm experiment // Gikos. -1978.-v. 31.-P. 153-163

51. Beare M. H., Neely C. L., Coleman D. C., Hargrove W. L. A substrate-induced respiration (SIR) method for measurement of fungal and bacterial biomass on plant residues// Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. •• N 2. - P. 585-594

52. Bai Q. Y,. Zeiles L., Scheunert L., Korte F. A simple effective procedure for the

determination of adenosine triphosphate in soils // Chemosphere. - 198S. - v. 17. - P. 2461-2470

53. Bengtsson G., H ediung K... Rundgren S. Selective odor perception in the soil collembola Onychiurus armatus 11 Journ. of Chemical Ecol. - 1991. - v. 17. - N 11.- P. 2113-2125

54. Bengtsson G.. Rundgren S. Respiration and growth of a fungus Mor tier ella isabellina in responce to grazing by Onychiurus armatus (Collembola) // Soil

Biol. Biochem. - 1983. - v. 15. - N 4. - P. 469-473

55. Booth R. G., Anderson J. M. The Influence of Fungal Food Quality on the Gowth and Fecundity of Folsomia Candida (Collembola : Isotomidae) // Oecologia. - 1979. - v. 38. - P. 317-323

56. Bremer E., van Kessel C. Extractability of microbial 14C and 15N following addition of variable rates of labelled glucose and (N114)2804 to soil It Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 707-713

57. Brookes P. C., Newcombe A. D., Jenkinson D. S. Adenylate energy charge measurements in soil It Soil Biol. Biochem. - 1987. - v. 19. P. 211-2.17

58. Brown G. G. How Do Earthworms Affect Microflora! and Faunal Community Diversity // Plant and Soil. - 1995. - v. 170. -N 1. - P. 209-231

59. Brussard L. Soil fauna, guilds, functional groups and ecosystem processes // Applied Soil Ecol. - 1998. - v. 9. - N 1-3. - P. 123-135

60. Byzov B. A., Kurakov A. ¥., Tretyakova E. B., Thanh Y. N., Luu N. D. T., Rabinovich Y. M. Principles of the digestion of mocroorganisms in the gut of soil millipedes: specificity and possible mechanisms // Appl. Soil Ecol. -1998.-v. 9.-N 1-3. - P. 145-151

61. Campbell C. A., Biederbeck V. Q., Zentner R. P., Lafond G. P. Effect of crop rotations and cultural practices on soil organic matter, microbial biomass and respiration in a thin Black Chernozem // Can. Joum. Soil Sci. - 1991a. - v. 71. -P. 363-376

62. Campbell C. A., Bowren K. E., Schnitzer M., Zentner R. P., Townley-Smith L. Effect of crop rotations and fertilization on soil organic matter and some biochemical properties of a thick Black Chernozem it Can. Journ. Soil Sci. -1991b. - v. 71. - P. 377-387

63. Chaussod R., Nicolardot B. Measure de la biomass microbienne dans les sols cultives. L Approche einetique et estimation simplifiee du carbons facilcment mineralisable // Rev. Ecol. Biol. Sol. -1982. - v. 19. - P. 501-512

64. Cheng W,, Coleman D. C. A simple method for measuring CO?, in a continuous air-flow system: Modifications to the substratc-idcuced rsepiration technique // Soil Biol. Biochem. - 1989. - v. 21. - N 3. - P. 385-388

65. Chew F. S., Rodman J. E. Plant resources for chemical defence // Herbivores; They Interaction with Secondary Plant Metabolites. Eds. Rosenthal G. A., Jansea D. F. Academic press. London. - 1979. - P. 271-307

66. Ciardi C., Nannipieri P. A . A comparison of methods for measuring ATP in soil // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 725-727

67. Clarholm M., Popovic B., Rosswall T„ Soderstrom B., Sohlenius B., Staaf II., Wiren A. Biological aspects of nitrogen mineralization in humus from a pine forest podsol incubated under different moisture and temperature conditions // Oikos. - 1981.-v. 37. - N 2. - P. 137-145

68. Clarholm M. Interactions of bacteria, propozoa and plants leading to mineralization of soil nitrogen // Soil Biol. Biochem. - 1985. - v. 17. - P. 181-188

69. Cochran V. L., Horton K. A., Cole C. Y. Ail estimation of microbial death rate and limitations of N or C during wheat straw decomposition // Soil BioL Biochem. - 1988. -v. 20. - N 3. - P. 293-298

70. Coleman D. C., Reid C. P. P., Cole C. V. Biological strategies of nutrient cycling in soil systems // Macfadyen A., Ford E. D. (eds). Advances in ecological research. - 1983. - v. 13. - P. 1-55

71. Coleman D. C., Brussaard L., Beare M. H., Hendrix P. F., Hassink J., Heinjen C. E., Marinissen J. C. Y. Microbial-Faunal Interactions as They Influence Soil

Organic Matter Dynamics / In: Recent Advances in Microbial Ecology. Proceedings of 5th ISME. eds. Hattory Т., Ishida Y., Maruyama Y.. Morita R. Y., Uchida A. Kioto. Japan. - 1990. - P. 1/5-179

72. Couteaux M. M.. Henkinet R., Pitta P., Bottner P., Billes G., Palka L., Yannier G. Native carbon mineralisation of an acid organic soil after use of the chloroform-fumigation method to estimate microbial biomass // Biol. Fertil. Soils. - 1989. - v. 8. -P. 172-177

73. Couteaux M, M., Henkinet R., Boner P. Anomalies in microbial biomass measurements in acid organic soils using extractable carbon following chloroform fumigation // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 955-957

74. Crosslev D. A., Coleman D. С,, Hendrix P. F. The Impotance of the fauna in Agricultural Soils : Researches Approaches and Perspectives // Agric. Ecosyst. Environ. - 1989. - v. 27. - P. 47-55

75. Daniel Q., Anderson J. M. Microbial biomass and activity in contrasting soil materials after passage through the gut of the earthworms Lurnbricus rubeilus Hoffmeister // Soil Biol. Biochem. - 1992. - v. 24. - P. 465-470

76. Degens B. P., Harris J. A. Development of a physiological approach to measuring the catabolic diversity of soil microbial, communities // Soil Biol. Biochem. - 1997. - v. 29. - N 9-10. - P. 1309-1320

77. Diily O., Irmler I J. Succession in the Food-Web During the Decomposition of Leaf-Litter in a Black Alder (Alnus-Glutmosa (Gaertn.) L.) Forest // Pcuobiulogia. - 1998. - v. 42. - N 2. - P. 109-123

78. Dumontei S., Mathur S. P. Evaluation of respiration-based methods for measuring microbial biomass in metal-contaminated acidic mineral and organic soils // Soil Biol. Biochem. - 1989. - v. 21. - P. 431-436

79. Ellaad F. A simple method for quantitative determination of ATP in soil // Soil Biol. Biochem. - 1983, - v. 15. - P. 665-670

80. Elliot E. T., Coleman D. C., Cole C. V, The influence of amoebae on the uptake of nitrogen by plants in gnotobiotic soil // The Root-Soil Interface. Eds. Harley J. L., Scott- Russel R. New York. London. Academic press. - 1979. - P. 221-229

81. Ferris IT., Venette R. C., Lau S. S. Population energetics of bacterial - feeding nematodes: carbon and nitrogen budget // Soil Biol. Biochem. - 1997. -v. 29. -N 8.-P. 1183-1194

82. Freckman D. W., Virginia R. A. Low-Diversity Antarctic Soil Nematode Communities - Distribution and Response to Disturbance // Ecology. - 1997. -v. 78.- N 2.- P. 363-369

83. Glazer L, Kozodoi E., Salame L., Nest el D. Spatial and Temporal Occurrence of Natural-Populations of Heterorhabditis spp (Nematoda. Rhabditida) in a Semiarid Region // Biol. Control. - 1996. - v. 6. - N 1. - P. 130-136

84. Giant W. D., West A. W. Measurement of ergosterol, diaminopimelic acid and glucosamine in soil: evaluation as indicators of microbial biomass // Journ. Microbiol. Methods. - 1986. - N 6. - P. 47-53

85. Griffiths B.S., Caul S. Migration of bacterial-feeding nem;~Uides, but not protozoa, to decomposing grass residues // Biol. Fertil. Soils. - 1993. - v. 15. - P. 201-207

86. Griffiths B. S., Wheatley R. E., Olesen T., Henriksen K., Ekelund F., Ronn R. Dynamics of Nematodes and Protozoa Following the Experimental Addition of Cattle or Pig Slurry to Soil // Soil Boiio. Boichem. - 1998. - v. 30. - N 10-11. -

P. 1379-1387

87. Gosz I. R., Likens G. E., Bormann F. H. Nutrient release from decomposing leaf and branch litter in Hubbard Brook Forest II New Hampshire Ecol. Monogr. - 1973. -• v. 47. - P. 173-191

88. Hagvar S. Collembola in Norwegian coniferous forest soils. II: Relations to plant communities and soil fertility // Pedobiologia. - 1982. - v. 24. - N 2. - P. 255-296

89. Hanion R. D., Anderson J. M. The effects of collembola grazing on micriobial activity in decomposing leaf litter // Oecologia (Berlin). - 1979. - v. 38. - N 1. • P. 93-99

90. Hanlon R. D. G. Influence of grazing by collembola on the activity of senescent fungal colonies grown on media of different nutrient concentration // Oikos. - 1981. - v. 36. - N 3. - P. 362-367

91. Hasegawa M., Takeda H. Carbon and Nutrient Dynamics in Decomposing Pine Needle Litter in Relation to Fungal and Faunal Abundances // Pedobiologia. - 1996. - v. 40. - N 2. - P. 171-184

92. Hediung K. Fungivore- fungal interactions // Introductory paper N 46. Department of Ecology, Animal Ecology. Lund. - 1987. - P. 5-20

93. Hedlung K., Boddy L., Preston C. M. Mycelial responses of the soil fungus, Mortierella isabeffina, to grazing by Onychiurus arrnatus (Collembola) // Soil Biol. Biochem. - 1991.-v. 23. - N 4. - P. 361-366

94. Heinemeyer 0., Insam H., Kaiser E. A., Walenzik G. Soil microbial biomass and respiration measurements : An automated technique based on infra-red gas analysis // Plant and Soil. - 1989. - v. 116. - P. 191-195

95. Hodda M., Bloemers G. F., Lawton J. H., Lambshead P. J. D. The Effects of Clearing and Subsequent Land-Use on Abundance and Biomass of Soil Nematodes in Tropical Forest // Pedobiologv. - 1997. - v. 41. - N 4. - P. 279-294

96. Hu S., Coleman D. C., Hendrix P. F., Beare M. Ft. Biotic Manipulation Effects on Soil Carbohydrates and Microbial Biomass in a Cultivated Soil // Soil Biol. Biochem. - 1995. - v. 27. - N 9. - P. 1127-1135

97. Huhta V., Wright D. II., Coleman D. C. Characteristics of defaunated soil. I. A comparison of three techniques applied to two different forest soils // Pedobiologia. - 1989. - v. 33. - P. 417-426

98. Huhta V., Setala H. Laboratory design to simulate complexity of forest floor for studying the role of fauna in the soil processes // Biol. Fértil. Soils. - 1990. -v. 10.-P. 155-162

99. Huhta Y., ITaiim J., Setala II. Role of the fauna in soil processes : techniques using simulated forest floor // Agriculture, Ecosystems and Environment. -1991.-v. 34.-P. 223-229

100. Hunt H. W., Coleman D. C., Ingham E. R., Ingham R. E., Elliot E.T., Moor J. C., Rose S. L., Reid C. P. P., Morley C. R. The detrital food web in a shortgrass prairie // Biol. Fértil. Soils. - 1987. - v. 3. - P. 57-68

101. Hyvonen R., Persson T. Effects of Fungivorous and Predatory Arthropods on Nematodes and Tardigrades in Microcosms with Coniferous Forest Soil // Biol. Fértil. Soils. - 1996. - v. 21. - N 1-2. - P. 121-127

102. Ingham R. E., Trofymow J. A., Ingham E. R., Coleman D. C. Interactions of bacteria fungi and their nematode grazers: effect on nutrient cycling and plant growth // Eco!. Monogr. - 1985. - v. 55. - P. 119-140

103. Ingham E. R., Trofymow J. A., Ames R. N., Hunt H. W., Motley C. R., Moore J. C., Coleman D. C. Trophic interactions and nitrogen cycling in a semi-arid grassland soil. Part II. System responses to removal of different groups of soil microbes or fauna// J. Appl. EcoL - 1986. - v. 23. - P. 615-630

104. Ingham E. R., Horten K. A. Bacterial, fungal and protozoan responses to chloroform fumigation in stored soil // Soil Biol. Biochem. - 1987. - v. 19. - P. 545-550

105. Ingham E. R., Griffiths R. P., Cromack K., Entry J. A. Comparison of direct vs fumigation incubation microbial biomass estimates from ectomycorrhizal mat and non-mat soils // Soil Biol. Biochem. - 1991. - v. 23. - P. 465-471

106. Ineson P., Leonard M. A., Anderson J. M. Effect of collembolan grazing upon nitrogen and cation leaching from decomposing leaf litter // Soil Biol. Biochem. - 1982. - v. 14. - P. 601-605

107. Inubushi K., Brookes P. C., Jenkinson D. S. Soil microbial biomass C, N and nonhydrin-N in aerobic and anaerobic soils measured by the fumigation-extraction method // Soil Biol. Biochem. - 1991. - v. 23. - P. 737-741

108. .Tandl R., Kopeszki H., Glatzel G. Effect of a Dense Allium-Ursinum (L) Ground Cover on Nutrient Dynamics and Mesofauna of a Fagus-Sylvatica (L) Woodland // Plant Soil. - 1997. - v. 189. - N 2. » P. 245-255

109. Jenkinson D. S. Studies on the decomposition of plant material in soil. II // J. Soil Sci. - 1966. -v. 17.-N 1. - P. 280-302

110. Jenkinson D. S. The effects of biocidal treatment on metabolism in soil. IY. The decomposition of fumigated organisms in soil // Soil Biol. Biochem.-1976. - v. 8. - P. 203-208

111. Jenkinson D. S. The soil biomass if NZ Soil News. - 1977. - v. 25. - P. 213-218

112. Jenkinson D. S. Determination of microbial biomass carbon and nitrogen in soil. In : Wilson J. R. (ed) Advances in nitrogen cycling in agricultural ecosystems. CAB, Wallingford. - 1988. - P. 368-386

113. Jenkinson D. S. Quantifying the Effects of Soil Organic Matter on Yields of Arable Crops // Journ. of the Sci. of Food A ^culture. •• 19R8 « 45 N 2. - P. 29-31

114. Jenkinson D. S. , Ladd J. N. Microbial biomass ■ ' ;asurement and turnover. In: Paul EA, Ladd JN (eds) Soil Biochemistry, Marcel Dekker, New York. - 1981. - v. D. - P. 415-4?!

115. jenkinson D. S., Oades J. M. A method for measuring hu ■ — "-'phosphate m soil // Soil Biol Biochem. - 1979. - v. 11. - P.

116. Jenkinson D. S., Powlso^ U. 'J. The c№ - * hiocidal truit^i^t on metabolism in soil. I. Fumigation with chloroform // Soil Biol. Biochem. -1976 a. - v. 8. - P. 167-M

11/. Jenkinson D. S., Powlson D. S. The effects of biocidai treatment on metabolism in soil. V. A method for measuring soil biomass // Soil Bioi. Biochem. - 1976b. v. 8. P. ->09-213

118. .taijLnson D. S., PowLon D. S., WakLitwn R. W. M. The effects of bi^JJ. treatment on metabolism in soil. III. The relationship between soil biovolume, measured by optical microscopy, and the flush of decomposition caused by fumigation // Soil Biol. Biochem. - 1976. - v. 8. - P. 189-202

119. JcnVir-^- - S., 1Pk S. Measurement of microbial biorn~~~

soil coiva cuJ m -HI // Soil Bio« W<v*em. - 1980. - v. 12. - N 6. - l\

579 581

120. Jentschke G., Bonkowski M., Codbolt D. L., Scheu S. Soil protozoa and forest tree growth non-nutritional effects and interaction with mycorrhizae // Biol. Pc Soils. - 1995. - v. 20. - N 4. - P. 263-269

121. Joergensen R. G., Brookes P. C. Soil microbial biomass estimations by fumigation-extraction !! M«t*. Deutschen Bodenk. Ges, 1991 . ■ v 66. - N 1. -P. 511-514

122. Joergensen R. G. The Fumigation Extraction ? " ! > Estimate Soil Microbial Biomass - Extraction with 0.01 M CaCh // Agribiol. Res. - Zeitschr. Agrarbiol. Agric. Okologie. - 1995. - v. 48. - N 3-4. - P. 3iy-3z4

123. Kaiser E. A., Mueller T., Joergensen R. G., Insam H., Heinemeyer O. Evaluation of methods to estimate the soil Ki/>mass and the relationship with soil texture and organic matter // Soil Biol. Biochem. - 1992. - v. 24. - P. 675-683

124 Kaneko N., Mclean M. A., Parkinson D. Grazing Preih « ' tychiurus subtenuis (Collembola) and Oppieila nova (Oribatei) for Fungal Species on Pn">T~~J1~-"Pedobinlr^; j. - v. 39. ■ '., v. ¿36-5-1Î

125. Kiui D. M. Cciiuitu iiucleof ? = uuients anJ i , : ^ in microbe? ecology !! hliaob. Rev. - 1980, v ' ' P. 739-796

126. Klironomos J. N., Kendrick W. B. Stimulative Effects of Arthropods on Endomycorrhizas of Sugar Maple in 'h ' sence of dcaiyi ;.; t."*. // Functional Ecol. - 1995a. - v. 9. - N 3. - P. 528-536

127. Kjiiouomos J. N., Kendrick jb. Relationships Among Microarthropods, Fungi, and Their Environment // Plant and Soil. - - v. 170.• N ï . 183-197

128. Klironomos J. N., Kendrick W. B. Palatability of Microfungi to Soil Arthropods in Relation to the Functioning of Arbuscular Mycorrhizae // Biol. Fertil. Soils. - 1996. - v. 21.- N 1-2. - P. 43-52

129. Knowles C. J. Microbial metabolic regulation by adenine nucleotide pools // Symp Soc. Gen. Microbiol. - 1977. - v. 27. - P. 241-283

130. Koehler H. H. Mesostigmata (Gamasina, Uropodina), Efficient Predators in Agroecosystems // Agric. Ecosyst. Environ. - 1997. - v. 62. - N 2-3. - P. 105117

131. Kristufek V., Ravasz K., Pizl V. Changes in Densities of Bacteria and Microfungi during Gut Transit in Lurnbricus rubellns and Aporrectodea calliginosa (Oligochaeta : Lumbricidae) // Soil Biol. Biochem. - 1992. - v. 24. -N 12.-P. 1499-1500

132. Kuznetsova N. A. Collembolan guild structure as an indicator of tree plantation conditions in urban areas // Memorabilia Zool. - v. 49. - P. 197-205

133. Larsen J., Jakobsen I. Interactions Between a Mycophagous Collembola, Dry Yeast and the External Mycelium of an Arbuscular Mycorrhizal Fungus // Mycorrhyza. - 1996. - v. 6. - N 4. - P. 259-264

134. Lee K. E. Earthworms. They Ecology and Relationships with Soils and Land Use / Academic Press. Sidney. - 1985. - 411 P.

135. Leonard M. J., Anderson J. M. Grazing interaction between a collembolan and fungi in a leaf litter matrix // Pedobiologia. - 1991. - v. 35. - N 4. - P. 239246

136. Lussenhop J. Collembola as Mediators of Microbial Symbiont Effects upon Soybean // Soil Biol. Biochem. - 1996. - v. 28. - N 3. - P. 363-369

137. Lynch J. M., Panting L. M. Cultivation and the soil biomass // Soil Biol. Biochem. - 1980. - v. 12. - N 1. - P. 29-33

138. Martikainen P. J., Palojarvi A. Evaluation of the fumieation-extraction method for the determination of microbial C and N in a range of forest soils // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 792-802

139. Martens R. Limitations in the application of the fumigation technique for biomass estimations in amended soils // Soil Biol. Biochem. - 1985. - v. 17. - P. 57-63

140. Martens R. Estimation of microbial biomass in soil by the respiration method : Importance of soil pH and flushing methods for the measurement of respired C02 // Soil Biol. Biochem. - 1987. - v. 19. - P. 77-81

141. Martens R. Current methods for measuring microbial biomass C in soil: Potentials and limitations // Biol. Fertil. Soils. - 1995. - v. 19. - N 1. - P. 87-99

142. Maxwell R. A., Coleman D. C. Seasonal dynamics of nematode and microbial biomass in soils of riparian-zone forests of the Southern Appalachians // Soil Biol. Biochem. - 1995. - v. 27. - N 1. - P. 79-84

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

144. Mcgonigle T. P. The Significance of Grazing on Fungi in Nutrient Cycling If Can. Journ. Bot - Rev Can. Botanique. - 1995. - v. 73. - P. 1370-1376

145. Millar W. N., Casida L. E. Evidence for muramic acid in soil if Can. Journ. Microbiol. - 1970. - v. 16. - N 2. - P. 299-304

146. Mueller T., Joergensen R. G., Meyer B. Estimation of soil microbial biomass C in the presence of living roots by fumigation-extraction // Soil Biol. Biochem. - 1992. - v. 24. -P. 179-181

147. Neely C. L., Beare M. H., Hargrove W. L., Coleman D. C. Relationships between fungal and bacterial substrate-induced respiration, biomass and plant residue decomposition// Soil Biol. Biochem. - 1991. - v. 23. - N 10. - P. 947954

148. Newell K. Interactions between two decomposer Basidiomycetes and a collembolan under Sitka spruce : Grazing and its potential effects on fungal distribution and litter decomposition // Soil Biol. Biochem. - 1984a. - v. 16. -N 3. - P. 235- 239

149. Newell K. Interactions between two decomposer Basidiomycetes and a collembolan under Sitka spruce : Distribution, abundance and selective grazing // Soil Biol. Biochem. - 1984b. - v. 16. - N 3. - P. 227- 233

150. Nieminen J. K., Setala H. Enclosing Decomposer Food-Web - Implications for Community Structure and Function // Biol. Fertil. Soils. - 1997. - v. 26. -N l.-P. 50-57

151. Oades J. M., Jenkinson D. S. Adenosine triphosphate content of the soil microbial biomass // Soil Biol. Biochem. - 1979. - v. 11. - P. 201-204

152. Ocio J. A., Brookes P. C. An evaluation of methods for measuring the microbial biomass in soils following recent additions of wheat straw and the characterization of the biomass that develops // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 685-694

153. Parmelee R. W., Alston D. Nematode trophic structure in conventional and no-tillage agrosystems // J. Nematol. - 1986. - v. 18. - N 4. - P. 403-407

154. Parmelee R. W., Phillips C. T., Checkai R. T., Bohlen P. J. Determining the Effects of Pollutants on Soil Faunal Communities and Trophic Structure Using a Refined Microcosm System // Environ. Toxicol. Chem. - 1997. - v. 16. -N6.-P. 1212-1217

155. Persson T„ Baath E., Clarholra M., Lundkvist H., Soderstrom B. E., Sonlenius B. Trophic structure, biomass dynamics and carbon metabolism of soil organisms in Scots pine forest // Ecol. Bull. - 1980. - v. 32. - P. 419-459

156. Persson T. Influence of soil animals on nitrogen mineralization // New Trends in Soil Biology. Eds. P. Lebrun, H. M. Andre., A. de Medts, C. Gregoire-Wibo. Louvain-la-Neuve, Dieu-Brichart. - 1983. - P. 117-126

157. Petersen D., Luxton M. A comparative analysis of soil fauna populations and their role in decomposing process // Oikos. - 1982. - v. 39. - P. 287-388

158. Pokarzhevrkii A. D., Zaboyev D. P., Ganin G. N., Gordievko S. A. Amino acids in earthworms: are earthworms ecosystemivorous? // Soil Biol. Biochem. - 1997. - v. 29. - N 3-4. - P. 559-567

159. Powlson D. S., Jenkinson D. S. The effects of biocidal treatment on metabolism in soil. II. Gamma irradiation, autoclaving, air-drying and fumigation // Soil Biol. Biochem. - 1976. - v. 8. - P. 179-188

160. Reichle D. E. The Role of Soil Invertebrates in Nutrient Cycling // Soil Organisms as Components of Ecosystems. Ecol. Bull. - 1975. - v. 25. - P. 145156

161. Ronn R., Griffiths B. S., Ekelund F., Christensen S. Spatial-Distribution and Successional Pattern of Microbial Activity and Micro-Faunai Populations on Decomposing Barley Roots // Journ. Appl. Ecol. - 1996. - v. 33. - N 4. - P. 662-672

162. Ross D. J. Estimation of soil microbial C by a fumigation-extraction procedure: influence of soil moisture content // Soil Biol. Biochem. - 1989. - v. 21. • N6. -P. 767-772

163. Ross D. J. Estimation of soil microbial C by a fumigation-extraction method : Influence of seasons, soils and calibration with the fumigation-incubation procedure // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 295-300

164. Ross D. J. Microbial biomass in a stored soil : A comparison of different estimation procedures // Soil Biol. Biochem. - 1991. - v. 23. - P. 1005-1007

165. Ross D. J., Tate K. R., Cairns A., Pansier E. A. Microbial biomass estimations in soils from tussock grasslands by three biochemical procedures // Soil Biol. Biochem. - 1980. - v. 12. - P. 375-383

166. Satchell J. E. Potential of the Silpho Moor experimental birch plots as a habitat for Lumbricus terrestris H Soil Biol. Biochem. - 1980. - v. 12. - P. 317323

167. Schlatte G., Kampichler C., Kandeler E. Do Soil Microarthropods Influence Microbial Biomass and Activity in Spruce Forest Litter // Pedobiologia. -1998. - v. 42. - N 3. - P. 205-214

168. Schnurer J., Clarholm M., Rosswall T. Microbial biomass and activity in an agricultural soil with different organic matter contents // Soil Biol. Biochem. -1985,-v. 17.-P. 611-618

169. Schrader S., Langmaack M., Helming K. Impact of Collembola and Enchytraeidae on Soil Surface - Roughness and Properties // Biol. Fertil. Soils. - 1997. - v. 25. - N 4. - P. 396-400

170. Seastedt T. R. The role of microarthropods in decomposition and mineralization processes // Ann. Rev. Entomology. 1984. - v. 29. - P. 25-46

171. Setala H., Martikainen N., Tyynismaa M., Huhta V. Effects of soil fauna on leaching of nitrogen and phosphorus from experimental systems simulating coniferous forest floor// Biol. Fertil. Soils. - 1990. - v. 10. - P. 170-177

172. Setala H., Huhta Y. Evaluation of the soil fauna impact on decomposition in a simulated coniferous forest soil // Biol. Fertil. Soils. - 1990. - v. 10. - P. 11631169

173. Setala H., Huhta V. Soil fauna increase Betula pendula growth : laboratory experiments with coniferous forest floor I I Ecology. - 1991. - v. 72. - N 2. - P. 665-671

174. Setala H., Marshall V. G., Trofymow J. A. Influence of Body-Size of Soil Fauna on Litter Decomposition and ,5N Uptake by Poplar in a Pot Trial H Soil Biol. Biochem. - 1996. - v. 28. - N 12. - P. 1661-1675

175. Shen S. M., Brookes P. C., Jenkinson D. S. Soil respiration and the measurement of microbial biomass C by the fumigation technique in fresh and air-dried soil // Soil Biol. Biochem. - 1987. - v. 19. - P. 153-158

176. Shields J. A., Paul E. A., Lowe W. E. Turnover of microbial tissue in soil under field conditions // Soil Biol. Biochem. - 1973. - v. 5. - P. 753-764

177. Shields J. A., Paul E. A., Lowe W. E. Factors influencing the stability of labelled microbial materials in soils // Soil Biol. Biochem. - 1974. - v. 6. - N 1. -P. 31-37

178. Siepel H., de Ruiter-Dijkman E. M. Feedinf guilds of oribatid mites based on their carbohydrase activities // Soil Biol. Biochem. - 1993. - v. 25. - N 11. - P. 1491- 1497

179. Siepel H., Maaskamp F. Mites of different feeding guilds affect decomposition of organic matter // Soil Biol. Biochem. - 1994. - v. 26. - N 10. -P. 1389-1394

180. Smith M. S., Rice C. W. The role of micro-organisms in the soil nitrogen cycle If Microflora! and faunal interaction in natural and agro-ecosystems. Martinus Nijhoff/ W. Junk Publishers. Dordrecht. - 1986. - P. 245-284

181. Soderstrom B. E. Vital staining of fungi in pure cultures and in soil with fluorescein diacetate// Soil Biol. Biochem. - 1977. - v. 9. - N 1. - P. 59-63

182. Soderstrom B. E. Some problems in assessing the fluorescein diacetate-active fungal biomass in the soil // Soil Biol. Biochem. - 1979. - v. 9. - P. 147-148

183. Sparling G. P. Microcalorimetry and other methods to assess biomass and activity in soil // Soil Biol. Biochem. - 1981. - v. 13. - P. 93-98

184. Sparling G. P., West A. W. A direct extraction method to estimate soil microbial C : Calibration in situ using microbial respiration and 14C labelled cells // Soil Biol. Biochem. - 1988. - v. 20. - N 3. - P. 337-343

185. Sparling G. P., Ord B. G., Vaughan D. Microbial biomass and activity in soils amended with glucose If Soil Biol. Biochem. - 1981. - v. 13. - N 1. - P. 99-104

186. Sparling, G. P. The soil biomass // Soil Organic Matter and Biological Activiy. Eds. D. Vaughan, R. E. Malcolm. Martinus Nijhoff/Dr W Junk, Dordrecht, Boston, Lancaster. - 1985. - P. 223-235.

187. Sparling G. P., West A. W. A direct extraction method to estimate soil microbial C: calibration in situ using microbial respiration and 14C labelled cells if Soil Biol. Biochem. - 1988. - v. 20. - N 3. - P. 337-343

188. Sparling G. P., Feltham C. W., Reynolds J., West A. W., Singleton P. Estimation of soil microbial C by a fumigation-extraction method : Use on soils of organic matter content, and a reassessment of the kec -factor If Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 301-307

189. Sulkava P., Huhta V., Laakso J. Impact of Soil Faunal Structure on Decomposition and N -Mineralization in Relation to Temperature and Moisture in Forest Soil // Ptdobiollogia. - 1996. - v. 40. - N 6. - P. 505-513

190. Tate K. R., Jenkinson D. S. Adenosine triphosphate measurements in soil : An improved method // Soil Biol. Biochem. - 1982. - v. 14. - P. 331-335

191. Tate K. R., Ross D. J., Feltham C. W. A direct extraction method to estimate soil microbial C : Effects of experimental variables and some different calibration procedures // Soil Biol. Biochem. - 1988. - v. 20. - P. 329-335

192. Uvarov A.Y., Byzova J. B. Species diversity and distribution of Collembola in the vicinity of Polish Polar Station, Hornsund area, Spitsbergen // Polish Polar Researches. - 1995. - v. 16. - № 3-4. - P. 233-243

193. Yance E. D., Brookes P. C., Jenkinson D. S. Microbial biomass measurements in forest soil : Determinations of kc values and test of hypotheses to explane the failure of the chloroform fumigation-incubation method in acid soils // Soil Biol. Biochem. - 1987a. - v. 19. - N 6 - P. 689-696

194. Vance E. D., Brookes P. C., Jenkinson D. S. Microbial biomass measurements in forest soils : The use of the chloroform fumigation-incubation method in strongly acid soils If Soil Biol. Biochem. - 1987b. - v. 19.

- N 6 - P. 697-702

195. Vance E. D., Brookes P. C., Jenkinson D. S. An extraction method for measuring soil microbial biomass // Soil Biol. Biochem. - 1987c. - N 6. - v. 19.

- P. 703-707

196. Van der Drift J., Jansen E. Grazing of springtails on hyphal mats and its influence on fungal growth and respiration If Soil Organisms as Components of Ecosystems. Ecol Bull (Stockholm). - 1977. - v. 25. - P. 203-209

197. Visser S. The role of the soil invertebrates in determining the composition of soil microbial communities // Fitter A. H., Atkinsson D., Read D. J., Usher M. B. (eds). Ecological Interactions in Soil, Blackwell Scientific Publications, Oxford. - 1985. - P. 297-317

198. Yreekenbuijs M. J., Brussaard L. Soil Mesofauna Dynamics, Wheat Residue Decomposition and Nitrogen Mineralization in Buried Litterbags // Biol. Fertil. Soils. - 1996. - v. 23. - N 4. - P. 374-381

199. Yreekenbuijs M. J., Geurs M., Deruiter P. C., Brussaard L. The Effects of Bacterivorous Mites and Amebas on Mineralization in a Detrital Based Below-Ground Food Web Microcosm Experiment and Simulation of Interactions // Pedobiologia. - 1997. - v. 41. - N 6. - P. 481-493

200. Yreekenbuijs M. J., Hassink J., Brussaard L. Relationships of Soil Microarthropod Biomass with Organic-Matter and Pore-Size Distribution in Soils Under Different Land-Use // Soil Biol. Biochem. - 1998. - v. 30. - N 1. -P. 97-106

201. Yoroney R. P., Paul E. A. Determination of kc and kN in situ for calibration of the chloroform fumigation-incubation method // Soil Biol. Biochem. -1984.-v. 16.-N 1.-P. 9-14

202. Wallwork J. A. Oribatids in forest ecosystem // Ann. Rev. Entomol. -1983. - v. 28.-P. 109-130

203. Wardle D. A., Parkinson D. Comparison of physiological techniques for estimating the response of the soil microbial biomass to soil moisture // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 817-823

204. Wardle D. A., Parkinson D. A statistical evaluation of equations for predicting total microbial biomass carbon using physi-oloaical and biochemical methods // Agric. Ecosyst. Environ. -1991. - v. 34. - P. 75-86

205. Webster J. J., Hampton G. J., Leach F. R. ATP in soil : A new extract ant and extraction procedure // Soil Biol. Biochem. - 1984. - v. 16. - P. 335-342

206. West A. W, Sparling G. P. Modifications to the substrate induced respiration method to permit measurement of microbial biomass in soil of differing water contents //Journ. Microbiol. Methods. - 1986. - v. 5. - N 2. - P. 177-189

207. West A. W. Improvement of the selective respiratory inhibition technique to measure eukaryote:prokaryote ratios in soil// Journ. Microbiol. Methods. -1986.-N5.-P. 125-138

208. West A. W, Sparling G. P., Grant W. D. Correlation between four methods to estimate total microbial biomass in stored, air-dried and glucose-amended soils // Soil Biol. Biochem. - 1986. - v. 18. - P. 569-576

209. Wilson T. W., Splat P. R., Anderson J. M. Nutrient loading of a forest soil. A manipulative approach using rooted experimental chambers // Oecologia. -1990. - v. 82. - N 5. - P. 507-512

210. Wright D. H., Huhta V., Coleman D. C. Characteristics of defaunated soil. II. Effects of reinoculation and the role of the mineral component // Pedobiologia. - 1989. - v. 33. - P. 427-435

211. Wu J., Joergensen R. G., Pommerening B., Chaussod R., Brookes P. C. Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction - an automated procedure // Soil Biol. Biochem. - 1990. - v. 22. - P. 1167-1169

212. Witkamp M., Frank M. L. Effects of temperature, rainfall and fauna on transfer of 137Cs, K, Mg and mass in consumer-decomposer microcosm // Ecology. - 1970. - v. 51. - P. 465-474

213. Yeates G. W., Wardle D. A. Nematodes as Predators and Prey -Relationships to Biological Control and Soil Processes If Pedobiologia. - 1996. -v.40.-N l.-P 43-50

214. Yeates G. W., Saggar S., Daly B. K. Soil Microbial C, N, and P, and Microfaunal Populations under Pinus-Radiata and Grazed Pasture Land-Use Systems // Pedobiologia. - 1997. - v. 41. - N 6. - P. 549-56

215. Young I. M., Griffiths B. S., Robertson W. M., Mcnicol J. W. Nematode (Caenorhabditis Elegans) Movement in Sand as Affected by Particle-Size, Moisture and the Presence of Bacteria (Escherichia Coli) // Europ. Journ. Soil Sci. - 1998. - v. 49. - N 2. - P. 237-241

216. Zagal E. Measurement of microbial biomass in rewetted air-dried soil by fumigation-incubation and fumigation-extraction techniques // Soil Biol. Biochem. - 1993. - v. 25. - P. 553-559

217. Zak J. C., Sinsabaugh R., Mackay W. P. Windows of Opportunity in Desert Ecosystems - Their Implications to Fungal Community-Development // Can. Journ. Botany.-Rev. Can. Botanique. - 1995. - v. 73. - S1E. - P. 1407-1414

218. Zechmeisterboltenstern S., Baumgarten A., Bruckner A., Kampichler C., Kandeler E. Impact of Faunal Complexity on Nutrient Supply in Field Mesocosms from a Spruce Forest Soil // Plant Soil. - 1998. - v. 198. - N 1. - P. 45-52

219. Zhang H., Schräder S. Earthworms effects on selected physical and chemical properties of soil aggregates // Biol. Per til. Soils. - 1993. - v. 15. - N 2. - 229234

220. Zvyagintsev D. G., Kurakov A. V., Umarov M. M., Filip Z. Microbial complex of urban and roadsides soil in Moscow and region // Pustovoy Y. (ed) Ecology of cities. International Conference Proceedings, 8-12 June, Rhodes, Greece. - 1998. - P. 208-224