Vliv vlastností půdy na emise skleníkových plynů

Rostoucí populace as tím související zvýšení poptávky lidí po potravinách a energii s sebou přinesly závažné ekologické problémy. Jedním z těchto problémů je globální oteplování, ke kterému dochází s nárůstem skleníkových plynů v atmosféře. Přestože nárůst emisí skleníkových plynů ve světové atmosféře je z velké části způsoben aktivitami v energetickém sektoru, do atmosféry dochází také k významným emisím souvisejícím se zemědělstvím, lesnictvím a využíváním půdy. Emise v důsledku zemědělské činnosti CO₂, CH_4- a ve formě plynů N₂O.

Po přechodu na usedlý způsob života a klasické zemědělství se půda stala jedním z hlavních zdrojů atmosférického CO₂ a dalších skleníkových plynů. Odhaduje se, že emise skleníkových plynů z půdy do atmosféry od průmyslové revoluce jsou 78 ± 12 Pg CO₂-C [1].

Suchozemské ekosystémy jsou však z hlediska uhlíku v pozici rezervoáru, protože uhlík může být zadržován jak v biomase, tak přímo v půdě. Emise z půd do atmosféry a zadržování uhlíku v půdě a biomase mohou být ovlivněny některými vlastnostmi půdy.

Emise skleníkových plynů v důsledku obsahu organického uhlíku v půdě

Jedním z nejdůležitějších problémů, se kterými se setkáváme v mnoha oblastech zemědělství, jsou nízké úrovně organické hmoty v půdě, která je jednou z hlavních složek udržitelnosti zemědělství. V oblastech s intenzivním zemědělstvím dochází v průběhu času k poklesu obsahu organické hmoty v půdě z důvodů, jako je monokulturní pěstování, nadměrné zpracování půdy, spalování posklizňových zbytků. Zvýšení obsahu uhlíku v zemědělských oblastech může zvýšit úrodnost půdy a biologickou rozmanitost, a tím přispět ke zmírnění změny klimatu sekvestrací uhlíku z atmosféry [2].

Přidání různých organických materiálů do půdy a znovuzískání ztraceného uhlíku je jedním z doporučených postupů pro zlepšení vlastností půdy a dokonce i pro boj proti změně klimatu. Přidání těchto materiálů do půdy však může usnadnit uvolňování CO₂. Z tohoto důvodu je důležité vědět, jaký je očekávaný účinek organického materiálu přidaného do půdy, znát schopnost půdy zadržovat uhlík a znát stav uhlíkové bilance půdy krátkodobě i dlouhodobě po aplikaci. Cílem by proto mělo být dlouhodobě zvyšovat biologicky stabilizovanou půdní organickou hmotu v souladu s podmínkami prostředí [3].

Půdní organický uhlík je důležitou součástí globálního uhlíkového cyklu (obrázek 1) a jeho přítomnost v půdách bude mít významný dopad na globální klima, s nímž bude v budoucnu interagovat [4]. Tento účinek je komplexní a může se lišit podle vlastností půdy. Například, protože mikrobiální aktivita bude vyšší v půdách s vysokými teplotami, zrychlí se rozklad organické hmoty a to způsobí zvýšení uvolňování CO₂ a CH₄ do atmosféry. Na druhou stranu může zvýšená sekvestrace uhlíku povzbudit více rostlinné vegetace.

Existují dva základní přístupy, které se běžně používají ke snížení množství CO₂ v atmosféře. Prvním z nich je snížení emisí a druhým sekvestrace uhlíku. Půda hraje v obou případech důležitou roli. Sekvestrace uhlíku znamená, že CO₂ v atmosféře je přijímán rostlinami prostřednictvím fotosyntézy a přenášen do půdy [5]. Obsah organické hmoty v půdě lze zvýšit přimícháním rostlinných zbytků do půdy. Zvyšování zásob uhlíku v půdě znamená podporu procesů, které tvoří stabilizované organické sloučeniny. Má-li se snížit dopad globálního oteplování, bude nepochybně důležitou strategií podpora sekvestrace uhlíku půdou, která je největším terestrickým úložištěm uhlíku [3].

Obrázek 1. Obsah uhlíku v půdě, atmosféře a biotě (převzato z Lal, 2004 [34]).

Ukládání uhlíku a půdní podmínky

Zvyšování obsahu organické hmoty přidáním organické hmoty do půdy se může lišit v závislosti na vlastnostech půdy a typu materiálu, kromě množství přidaného materiálu. Organická hmota přidaná do půdy nemusí vždy znamenat, že uhlík je v půdě uložen. Například pastviny a lesní půdy s dobrými odvodňovacími podmínkami mohou ukládat značné množství uhlíku, zatímco orná půda může být zdrojem uhlíku [32, 33].

Kapacity půd pro ukládání uhlíku nejsou neomezené a mohou se lišit v závislosti na typu půdy. V minerálních půdách přítomnost jílových a naplavených částic zvyšuje stabilitu půdního organického uhlíku adsorpcí, ale jeho množství je omezené [6].

Vliv velikosti půdního agregátu na emisích skleníkových plynů

V závislosti na velikosti půdního agregátu mohou existovat rozdíly v transportu plynu a emisích. Ve studii provedené za tímto účelem byl vliv velikosti půdního agregátu na emise skleníkových plynů porovnáván u dvou půd s písčitohlinitou a jílovitou texturou [7]. Ve studii byly použity půdy s velikostí velikostí půdních částic menší než 0,5 mm, 0,5-1 mm, 1-2 mm a 2-4 mm. Podle získaných výsledků velikost pórů významně ovlivnila uvolňování CO₂ a CH₄ z půdy, ale nevykazovala žádný vliv na uvolňování N₂O. K nejvyšším emisím CO₂ došlo v jílovito hlinité půdě s nejmenší velikostí půdních částic. Na druhou stranu v hlinitopísčitých půdách došlo k nejvyššímu uvolnění CO₂ v půdách s největší velikostí půdních částic. Ve studii bylo uvedeno, že dochází ke zvýšeným tokům CH₄ v půdách s malými agregáty. V důsledku své studie vědci uvedli, že postupy zpracování půdy, které výrazně ovlivňují vlastnosti pórů půdy, mohou mít přímý vliv na emise skleníkových plynů. Bylo konstatováno, že emise CO₂ se snižují s rostoucí velikostí půdních částic v jílovitohlinité půdě [8], zatímco uvolňování CH₄ je vyšší v půdách s malou velikostí půdních částic [9].

Vliv pH půdy na emise skleníkových plynů

Půdní pH představuje množství H+ iontů v půdním roztoku, které je v dynamické rovnováze se záporně nabitou pevnou fází. Ionty H+, které jsou silně přitahovány k záporně nabitým pevným povrchům, mohou nahradit jiné tam přítomné kationty. pH, které úzce souvisí s půdními a rostlinnými biochemickými procesy, je pH půdního roztoku [10].

Existují různé názory týkající se pH půdy na emise skleníkových plynů. pH, které má významný vliv na fyzikální, chemické a biologické vlastnosti půdy, nevyhnutelně ovlivňuje i tok uhlíku v půdě [11]. Alkalické půdy mají výrazně vyšší obsah CO₂ a organický uhlík v těchto půdách není příliš chemicky stabilní pro mineralizaci. Přidání vápenatých činidel do půdy může změnit koncentrace rozpustného organického uhlíku a stimulovat omezenou mineralizaci půdního organického uhlíku [12].

Ve studii s kyselými půdami tropických lesů bylo pH půdy zvýšeno z 3,9 na 5,7 přidáním Ca(OH)₂ a CaSO₄, a v důsledku toho bylo zřejmé, že byla podpořena mineralizace uhlíku v organickém hnojivu [13 ]. Na rozdíl od toho, co bylo uvedeno, v jiné studii bylo zjištěno, že dýchání půdy se snížilo a akumulace organického uhlíku v půdě byla podporována kvůli zvýšení pH v důsledku přidání vápníku do organických tundrových půd [14]. Výzkumníci uvedli, že by mělo být provedeno více studií v přírodních ekosystémech, aby se objasnil účinek změn pH vyvolaných vápníkem na organický uhlík v půdě.

Ve studii zkoumající vliv pH půdy na dlouhodobé emise CO₂ byla měření emisí provedena v půdách s hodnotami pH 3,65, 5,00, 6,90 a 8,55 [15]. Ve studii byly farmy, u kterých nebylo aplikováno dusíkaté hnojivo, a farmy, u kterých bylo provedeno hnojení dusíkem při různých hodnotách pH. Podle získaných výsledků nebyly emise CO₂ ovlivněny hnojením typem použitého hnojiva při různých hodnotách pH půdy. S aplikacemi dusíkatých hnojiv se množství rozpuštěného organického uhlíku snížilo při všech hodnotách pH. Výzkumníci uvedli, že zvýšení pH a hnojení dusíkem zvyšuje emise CO₂ a heterotrofní mikrobiální dýchání v půdě hraje dominantní roli v emisích CO₂.

Půdní vlhkost a uvolňování skleníkových plynů z půdy

Zatímco růst rostlin v nezavlažovaných oblastech je omezen dostupnou půdní vlhkostí, při zavlažování dochází k nárůstu nadzemních částí a rozvoji kořenů. Tato situace také zvyšuje vstup uhlíku do půdy. Hnojením a zavlažováním orné půdy a pastvin se zvyšuje vstup uhlíku do půdy. S rostoucí vlhkostí půdy se zvyšuje i mikrobiální aktivita. Nárůst biomasy, tak nárůst vnosu uhlíku a nárůst mikrobiální aktivity, zrychlení procesu rozkladu organického uhlíku také zvyšuje uvolňování CO₂ z půdy [16].

Ve studii zkoumající vliv omezeného zavlažování na emise skleníkových plynů podle let, kdy se používá systém kapkové závlahy, byly nejvyšší hodnoty emisí CO₂ získány v oblasti s největším zavlažováním a hodnoty emisí naměřené po zavlažování byly vyšší než naměřené hodnoty před zavlažováním [31]. Podobné výsledky byly získány z hlediska hodnot emisí N₂O naměřených ve studii a nejvyšších hodnot emisí bylo dosaženo u subjektu s nejvyšším zavlažováním. Hodnoty N₂O po zavlažování byly vyšší než před zavlažováním, stejně jako hodnoty CO₂. Vědci uvedli, že zavlažování výrazně zvýšilo emise skleníkových plynů. V omezených aplikacích zavlažování však byly pozorovány nižší emise CO₂ v důsledku zpomalení činnosti mikroorganismů [17].

Zatímco emise plynů z půdy jsou ovlivněny množstvím použité závlahové vody, může docházet ke změnám v množství emisí souvisejících s kvalitativními charakteristikami vody používané při závlahách. Salinita závlahové vody je dalším parametrem, který ovlivňuje míru emisí. Ve studii prováděné se závlahovými vodami s různou mírou salinity byl zkoumán vliv solí na mineralizaci půdního organického uhlíku sledováním množství emisí CO₂ z půdy [18]. Podle získaných výsledků bylo pozorováno, že rychlost tvorby CO₂-C klesala se zvyšováním salinity závlahové vody. Kromě toho, podle výzkumníků, když je zdrojem soli NaCl, je pokles mineralizace uhlíku vyšší než u CaCl₂ a MgCl₂.

Teplota půdy a emise skleníkových plynů z půdy

Teplota půdy může být účinná při emisích skleníkových plynů díky svým účinkům na mikrobiální aktivitu spolu s vlhkostí. Za příznivých teplotních podmínek půdy se uvolňování CO₂ zvyšuje v důsledku oxidace organické hmoty [19]. Zvýšení teploty půdy urychluje rozklad organické hmoty, zvyšuje mikrobiální aktivitu a růst kořenů a v důsledku toho urychluje proces mineralizace uhlíku a zvyšují se emise CO₂ [20].

Ve studii byl zkoumán vliv teploty a vlhkosti půdy na koncentraci N₂O a CO₂ v organické půdě ze dvou různých hloubek [21]. Podle výsledků získaných ve studii se koncentrace N₂O zvyšovala souběžně se zvyšováním půdní vlhkosti v hloubce 10-30 cm. Koncentrace CO₂ v půdě rostla s rostoucí teplotou půdy. K tomuto nárůstu došlo jak v hloubce 10-30 cm, tak v hloubce 50-100 cm.

Podobně v jiné studii bylo zaznamenáno, že emise CO₂ rostly s rostoucí teplotou půdy a míra nárůstu dosáhla 59 % [20].

Protože mikrobiální aktivita v půdě může být aktivní mezi určitými teplotními hodnotami, bylo publikováno, že nelze vždy získat lineární vztah mezi emisemi CO₂ a teplotou půdy [22].

Změny v emisích skleníkových plynů související se zpracováním půdy

V důsledku způsobu zpracování půdy může dojít k významným změnám v přenosu skleníkových plynů mezi atmosférou a půdou. Emise skleníkových plynů vznikající při obdělávání půdy mohou být způsobeny používáním fosilních paliv spotřebovaných přímo používanými vozidly a také účinky, které má na vlastnosti půdy.

Ačkoli jsou účinky bezorebného zemědělství, zejména na kontrolu eroze, nyní považovány za zásadní, vědci nadále diskutují o účinnosti bezorebných postupů při snižování emisí CO₂ v současnosti. Je pozoruhodné, že v mnoha studiích byly získány různé výsledky v závislosti na půdě, environmentálních charakteristikách a čase.

Zpracování půdy může ovlivnit distribuci a přeměnu obsahu uhlíku v půdě otevřením nebo uzavřením nových přenosových kanálů mezi povrchem půdy a atmosférou. Navíc změny některých půdních vlastností, jako je stabilita půdních částic, kapacita zadržování vody a teplota v důsledku zpracování půdy, mohou změnit dynamiku rozkladu organické hmoty [23].

Čtyři různé aplikace byly porovnány ve studii, jejímž cílem bylo určit možné účinky redukovaných postupů zpracování půdy na emise CO₂ z půdy [24]. Tyto aplikace jsou 12 cm hluboké zpracování půdy dlátovým pluhem, 5 cm hluboké zpracování půdy dlátovým pluhem, mulčování slámy na povrchu a úhor. Obdělávání půdy dlátovým pluhem v hloubce 10-12 cm v letním období zvýšilo emise CO₂ asi 2x ve srovnání s jinými aplikacemi. Po této aplikaci následovalo mělké (5 cm hluboké) zpracování půdy, mulčování a úhor.

Ve studii porovnávající vliv přímého setí s tradičním zpracováním půdy na emise CO₂ byly sójové boby pěstovány přímým setím vs. talířovými bránami a kultivátorem a emise CO₂ z půdy byly měřeny po dobu 55 dnů. Výsledkem

Pomocí metaanalýzy hodnotící 56 studií zaměřených na emise CO₂ přímo z půdy bylo cílem odhalit stav emisí z bezorebných a konvenčních postupů zpracování půdy [26]. Vědci shrnuli svá zjištění takto:

Bylo zjištěno, že emise CO₂ do půdy jsou téměř dvakrát vyšší v prvních hodinách po zpracování ve srovnání s neobdělávanými půdami. Variabilita emisí CO₂ z půdy souvisela spíše s půdní strukturou, střídáním plodin a obsahem organického uhlíku v půdě než s postupy zpracování půdy. Snížení emisí při aplikacích bez orby bylo dosaženo zejména v půdách s jílovitou texturou, kde se provádí střídání plodin, obsah uhlíku v půdě je nízký a v aridních klimatických podmínkách. Podle výsledků získaných výzkumnými pracovníky je vliv bezorebných aplikací na emise CO₂ předmětem diskuse a že ke snížení emisí většinou dochází za určitých půdních a environmentálních podmínek.

Aby bylo možné změřit a vyhodnotit účinek na emise CO₂ z půdy, byly výsledky 46 studií provedených v různých klimatických a půdních podmínkách vyhodnoceny pomocí metaanalýzy a bylo zjištěno, že vliv zpracování půdy na emise CO₂ z půdy byl nekonzistentní [27]. Podle získaných zjištění vědci uvedli, že obdělávané půdy vypouštějí v průměru o 21 % více CO₂ než neobdělávané půdy. Bylo uvedeno, že tento rozdíl se zvyšuje na 29 % v písčitých půdách, kde je vlhkost půdy a obsah uhlíku v aridních klimatických podmínkách nízký. Bylo však také uvedeno, že v jílovitých půdách s vysokým obsahem organického uhlíku v půdě není žádný rozdíl v emisích souvisejících s typem zpracování půdy. Podle výzkumníků bylo poznamenáno, že bezorebné zemědělství může být účinným opatřením při snižování emisí CO₂ z půd v suchých podmínkách.

Mulčování je jednou z účinných aplikací sekvestrace uhlíku a tento účinek se může lišit v závislosti na vlastnostech půdy a době aplikace mulčovacího materiálu. Mulčování pomáhá snižovat negativní dopady změny klimatu kompenzací emisí skleníkových plynů a zvýšením sekvestrace organického uhlíku v půdě [1]. Pokračující přidávání reziduí však může přivést půdu na úroveň nasycení uhlíkem, což vede k situaci, kdy emise skleníkových plynů z půdy převyšují množství sekvestrace uhlíku [28].

Ve studii, ve které bylo přimíchávání rostlinných zbytků do půdy srovnáváno s aplikací mulče, byly použity dva různé typy půdy a byl sledován uhlík v horní vrstvě půdy [30]. Podle výsledků studie prováděné po dobu dvou let způsobilo přimíchání zbytků kukuřice do půdy v jílovitých půdách zvýšení průtoku CO₂ o 38 % ve srovnání s mulčováním, u písčitých půd byl tento nárůst o 16 %. Při použití mulčování v písčitých půdách byl zachován obsah půdní vlhkosti a zvýšil se rozklad organického uhlíku na povrchu půdy. Vědci proto poukázali na to, že mulčování může z dlouhodobého hlediska vyčerpat zásoby uhlíku v půdě v písčitých oblastech.

V jiné studii byla pšeničná sláma použitá jako mulčovací materiál a aplikována každý rok [29]. V této studii byla aplikace 244 kg N na hektar a žádná aplikace dusíku kombinována s aplikacemi mulče. Na konci 15leté studie byly získány důležité poznatky, z nichž některé jsou následující:

Při dlouhodobých aplikacích mulče došlo v půdě ke zvýšení makroagregátů, zejména těch větších než 250 μm. Tento nárůst byl z velké části způsoben aplikací mulče. To způsobilo akumulaci vysokých koncentrací uhlíku a dusíku v makroagregátech. Ve studii bylo konstatováno, že uhlík v mikroagregátech byl relativně zachován, zatímco uhlík v makroagregátech a mezi mikroagregáty nebyl stabilizován a byl náchylný k mikrobiálnímu rozkladu. Zvyšující se koncentrace uhlíku a dusíku makroagregátů významně ovlivnily toky CO₂, CH₄ a N₂O a vyšší hodnoty emisí byly naměřeny u mulčovacích aplikací. Ve srovnání s kontrolou se koncentrace organického uhlíku v půdě v prvních 10 cm hloubce v půdě zvýšila o 32 % a 90 % s 8 a 16 Mg mulčovací aplikací a přiblížila se kapacitě půdního organického uhlíku s 15 lety mulčování. Nakonec byl ve studii vypočítán potenciál globálního oteplování a výsledky jsou uvedeny v tabulce1 jako ekvivalent CO₂. V souladu s tím byl zjištěn vyšší tok skleníkových plynů a byla vypočtena nejvyšší hodnota čistého potenciálu globálního oteplování.

Tabulka 1. Potenciál globálního oteplování vypočítaný na roční bázi (upraveno podle Lenka & Lal, 2013 [29])

Zdroje

1. Lal. R. (2011). Soil Health and Climate Change: An Overview. In: Singh, B., Cowie, A., Chan, K. (eds) Soil Health and Climate Change. Soil Biology, vol 29. Springer, Berlin, Heidelberg. https://doi.org/10.1007/978-3-642-20256-8_1

2. Kavvadias. V. Papadopoulou. M. Vavoulidou. E. Theocharopoulos. S. Malliaraki. S. Agelaki. K., … Psarras. G. (2018). Effects of Carbon Inputs on Chemical and Microbial Properties of Soil in Irrigated and Rainfed Olive Groves. Soil Management and Climate Change, 137–150. doi:10.1016/b978-0-12-812128-3.00010-0

3. Navarro-Pedreño. J. Almendro-Candel. M.B. Zorpas. A.A. (2021). The Increase of Soil Organic Matter Reduces Global Warming, Myth or Reality? Sci 2021, 3, 18. https:// doi.org/10.3390/sci3010018

4. Govers. G. Merckx. R. van Oost. K. van Wesemael. B. (2012). Soil Organic Carbon Management for Global Benefits: A Discussion Paper. In Proceedings of the Workshop organised by the Scientific and Technical Advisory Panel of the Global Environmental Facility ‘Soil Organic Carbon Benefits: A Scoping Study’, Nairobi, Kenia, 10–12

5. Lal. R. Negassa. W. Lorenz. K. (2015). Carbon sequestration in soil. Curr. Opin. Environ. Sustain. 2015, 15, 79–86.

6. Ingram. J.S.I. Fernandes. E.C.M. (2001). Managing carbon sequestration in soils: Concepts and terminology. Agric. Ecosyst. Environ. 2001, 87, 111–117.

7. Mangalassery. S. Sjögersten. S. Sparkes. D. L. Sturrock. C. J. & Mooney. S. J. (2013). The effect of soil aggregate size on pore structure and its consequence on emission of greenhouse gases. Soil and Tillage Research, 132, 39–46. doi:10.1016/j.still.2013.05.003

8. Drury. C.F. Yang. X.M. Reynolds. W.D. Tan. C.S. (2004). Influence of crop rotation and aggregate size on carbon dioxide production and denitrification. Soil and Tillage Research 79, 87–100

9. Kimura. S.D. Melling. L. Goh. K.J. (2012). Influence of soil aggregate size on greenhouse gas emission and uptake rate from tropical peat soil in forest and different oil palm development years. Geoderma 185–186, 1–5.

10. Rengel. Z. (2011). Soil pH, soil health and climate change. Soil health and climate change, 69-85.

11. Brady. N.C. Weil. R.R. (2002). The Nature and properties of soil [M], 13th ed. Springer Nehterlands, 2002, P249

12. Nambu. K. van Hees. P. A. Jones. D. L. Vinogradoff. S. & Lundström. U. S. (2008). Composition of organic solutes and respiration in soils derived from alkaline and non-alkaline parent materials. Geoderma, 144(3-4), 468-477.

13. Motavalli. P. P. Palm. C. A. Parton W. J. Elliott. E. T. & Frey. S. D. (1995). Soil pH and organic C dynamics in tropical forest soils: Evidence from laboratory and simulation studies. Soil Biology and Biochemistry, 27(12), 1589–1599. doi:10.1016/0038-0717(95)00082-p

14. Hobbie. S.E. Gough. L. (2002). Foliar and soil nutrients in tundra on glacial landscapes of contrasting ages in northern Alaska. Oecologia 131, 453–462

15. Wang. L. Han. Z. & Zhang. X. (2010). Effects of soil pH on CO2 emission from long-term fertilized black soils in Northeastern China. Sci Res, 2010, 58-61.

16. Entry. J. A. Mills. D. Mathee. K. Jayachandran. K. Sojka. R. E. & Narasimhan. G. (2008). Influence of irrigated agriculture on soil microbial diversity. Applied Soil Ecology, 40(1), 146–154. doi:10.1016/j.apsoil.2008.03.012

17. Sinaie. S. Sadeghi-Namaghi. H. Fekrat. L. (2019). Effects of Elevated CO2 and Water Stress on Popu-lation Growth of The Two-spotted Spider Mite, Tetranychus urticae Koch (Acari: Tetranychi-dae), on Sweet Pepper Under Environmentally Controlled Conditions. Journal of Asia-PacificEntomology, 2019; 22 (1), 96-102

18. mancer . H. & Bouhoun . MD (2018). Effect of irrigation water salinity on the organic carbon mineralization in soil (laboratory incubation). In AIP Conference Proceedings (Vol. 1968, No. 1, p. 020007). AIP Publishing LLC.

19. Tüfenkçi . S. native . C. & Cakmakci . T (2021). From Soil to CO2 Release One view . biosystem Engineering II (pp.117-128), Ankara: Academician bookstore .

20. Jabro. J. D. Sainju. U. Stevens. W. B. & Evans R. G. (2008). Carbon dioxide flux as affected by tillage and irrigation in soil converted from perennial forages to annual crops. Journal of Environmental Management, 88(4), 1478–1484. doi:10.1016/j.jenvman.2007.07.012

21. Nosalewicz. M. Stępniewska. Z. Nosalewicz. A. (2013). Effect of soil moisture and temperature on N2O and CO2 concentrations in soil irrigated with purified wastewater. Int. Agrophys., 27(3), 299-304. https://doi.org/10.2478/v10247-012-0098-3

22. Gonzalez-Mendez. B. Webster. R. Fiedler. S. et al., (2015). Short-term Emissions of CO2 and N2O in Response to Periodic Flood Irrigation With Waste Water in The Mezquital Valley of Mexico. Atmospheric Environment, 2015; 101, 116-124

23. Lu. X. Lu. X. Tanveer. S. K. Wen. X. & Liao. Y. (2015). Effects of tillage management on soil CO2 emission and wheat yield under rain-fed conditions. Soil Research, 54(1), 38-48.

24. Mühlbachová. G, Kusá. H. Růžek. P. Vavera. R. (2022). CO2 emissions in a soil under different tillage practices. Plant Soil Environ.. 2022;68(6):253-261. doi: 10.17221/110/2022-PSE.

25. Akbolat. D. Barut. Z. Turgut. M. M. et al,. (2016). Soil CO2 Emissions Under Conventional and Con-servational Tillage Methods in Soybean Cultivation in Cukurova Plain of Turkey. AgronomySeries, 2016; 59, 15-20

26. Bregaglio. S. Mongiano. G. Ferrara. R. M. Ginaldi. F. Lagomarsino. A. & Rana. G. (2022). Which are the most favourable conditions for reducing soil CO2 emissions with no-tillage? Results from a meta-analysis. International soil and water conservation research, 10, 497-506. doi: 10.1016/j.iswcr.2022.05.003

27. Abdalla. K. Chivenge. P. Ciais. P. & Chaplot. V. (2016). No-tillage lessens soil CO₂ emissions the most under arid and sandy soil conditions: results from a meta-analysis. Biogeosciences, 13(12), 3619–3633. doi:10.5194/bg-13-3619-2016

28. Six. J. Conant R.T. Paul E.A. Paustian K. (2002). Stabilization mechanisms of soil organic matter: implications for C-saturation of soils. Plant and Soil 241, 155–176.

29. Lenka. N. K. & Lal. R. (2013). Soil aggregation and greenhouse gas flux after 15 years of wheat straw and fertilizer management in a no-till system. Soil and Tillage Research, 126, 78–89. doi:10.1016/j.still.2012.08.011

30. Nishigaki. T. Sugihara. S. Kilasara. M. & Funakawa S. (2020). Carbon dioxide flux and soil carbon stock as affected by crop residue management and soil texture in semi‐arid maize croplands in Tanzania. Soil Use and Management. doi:10.1111/sum.12680

31. Gültekin. R. Avağ. K. Görgişen. C. Öztürk. Ö. Yeter. T. & Alsan. P. B. (2023). Effect of deficit irrigation practices on greenhouse gas emissions in drip irrigation. Scientia Horticulturae, 310, 111757.

32. Ciais. P. Soussana. J.F. Vuichard. N. Luyssaert. S. Don. A. Janssens. I. Piao. S. Dechow. R. Lathière. J. Maignan. F. et al. (2010). The greenhouse gas balance of European grasslands. Biogeosci. Discuss. 2010, 7, 5997–6050.

33. Schils. R. Kuikman. P. Liski. J. van Oijen. M. Smith. P. Webb. J. Alm. J. Somogyi. Z. van der Akker. J. Billet. M. et al. (2008). Review of Existing Information on the Interrelations Between Soil and Climate Change. Final Report ClimSoil Prepared for DG Environment, Contract Number 070307/2007/486157/SER/B1, Technical Report-2008-048. Available online: https://ec.europa.eu/environment/archives/soil/pdf/climsoil_report_dec_2008.pdf (access date 14 February 2022)

34. Lal. R. (2004). Soil carbon sequestration impact on global climate change and food security. Science 2004, 304, 1623–1627.