Sisteme de lucrări în cadrul culturilor rezistente la schimbările climatice și efectul rotației culturilor, a culturilor de acoperire și celor premergătoare

Agricultura lasă o amprentă semnificativă pe suprafața Pământului. Potrivit Națiunilor Unite (FAO), terenurile arabile reprezintă aproximativ 1,53 miliarde de hectare, adică aproximativ 12% din suprafața terestră a Pământului. Pășunile acoperă aproximativ 3,38 miliarde de hectare, adică aproximativ 26% din suprafața terestră a Pământului. Această suprafață combinată de teren agricol reprezintă aproximativ 38% din suprafața Pământului, făcând agricultura industria care utilizează cea mai mare cantitate de teren pe planetă. Restul terenului este ocupat de deșerturi, munți, tundră, orașe, rezervații ecologice și alte zone nepotrivite pentru agricultură [1].

În ultimele decenii, producția agricolă globală a crescut semnificativ la fel și suprafața de teren agricol utilizată. FAO raportează o creștere a producției cu 47% între 1985 și 2005 [1], în timp ce creșterea terenului agricol este doar de 2,4%. Cu toate acestea, în ciuda creșterii impresionante a randamentelor culturilor între 1985 și 2005, între 1965 și 1985, creșterea producției a fost chiar de 56%, ceea ce poate indica faptul că randamentele culturilor cresc mai lent astăzi decât înainte, și fiind doar o chestiune de timp până când creșterea randamentelor se oprește complet [1]. Cu toate acestea, una dintre modalitățile de a îmbunătăți constant producția diferitelor plantelor este de a se concentra pe biodiversitatea agroecosistemelor [2]. Biodiversitatea este baza agriculturii, deoarece include toate speciile de plante, animale și microorganisme din cadrul agroecosistemului. Biodiversitatea oferă resurse genetice valoroase pentru încrucișarea ulterioară a culturilor. Culturile utilizate astăzi au strămoși în speciile sălbatice sau varietăți care au fost încrucișate sau hibridizate selectiv [2]. Perry [3] a declarat că biodiversitatea are un rol esențial în furnizarea de servicii ecologice, cum ar fi prevenirea eroziunii solului și/sau reglarea microclimatului. Altieri [4] a adăugat că biodiversitatea contribuie la serviciile ecosistemice prin reciclarea substanțelor nutritive sau reglarea populațiilor de dăunători. Cu toate acestea, aceste servicii ecosistemice pot fi păstrate sau menținute numai dacă biodiversitatea este păstrată în agroecosistem [4]. Dacă există o reducere a biodiversității într-un agroecosistem, se pot aștepta intrări de întreținere foarte ridicate, pur și simplu pentru că pierderea biodiversității într-un agroecosistem va determina sistemul să-și piardă capacitatea de a se autosusține .

Una dintre modalitățile de a menține biodiversitatea sau de a o îmbunătăți este reducerea lucrărilor de arat. În prezent, se pare că schimbările în practicile de cultivare a solului și rotația culturilor au o influență mare asupra compoziției faunei solului, inclusiv a dăunătorilor, dar și a organismelor utile. Lucrările de arat au un impact semnificativ deoarece schimbă proprietățile chimice și fizice ale solului. Cercetările realizate de Stinner și House [5] arată că răspunsul populațiilor de dăunători la lucrările reduse de arat variază destul de mult. Lucrările reduse de arat modelează indirect compoziția speciilor microbiomului solului, contribuind la reținerea umidității solului și la modularea temperaturii solului [6]. Compoziția speciilor microbiomului asociat cu lucrările reduse de arat va crea un mediu care poate fi antagonic față de patogeni prin competiție [7].

Implicațiile aratului convențional asupra mediului

Intensificarea arăturilor și utilizarea utilajelor grele au produs opinii mixte în cunoștințele de astăzi [8]. Eroziunea solului a devenit o problemă globală odată cu cererea crescândă pentru resursele primare de sol și reprezintă un risc major pentru productivitatea și durabilitatea agricolă. Astfel, aratul exacerbează eroziunea provocată de vânt și apă, fenomen care devine o problemă din ce în ce mai mare pe măsură ce se pune mai mult accent pe intensificarea agricolă. Aratul perturbă structura solului și îl expune la ploi intense și viteze mari ale vântului, ceea ce duce direct la eroziune [8].

Eroziunea este o cauză importantă a degradării solului, alături de altele, cum ar fi pierderea carbonului din sol, epuizarea nutrienților, compactarea solului, acidificarea sau salinizarea [9]. Problema eroziunii, în special cea provocată de apă, nu se referă doar la spălarea stratului superior a solului, care în sine reprezintă o mare problemă, dar eroziunea provocată de apă are și alte efecte negative, cum ar fi transportul pesticidelor în pânza freatică, ceea ce poate contamina cursurile de apă și poate amenința aceste ecosisteme.

În ultimii ani, practicile de reducere a arăturilor au devenit din ce în ce mai răspândite, având potențialul de a crește masa solului, de a îmbunătăți sechestrarea carbonului și, astfel, de a contribui la atenuarea schimbărilor climatice [10,11,12]. Reducerea arăturilor rezultă într-o creștere a cantității de materie organică și într-o compactare mai mică a solului, ceea ce duce la îmbunătățirea proprietăților fizice și, astfel, de exemplu, îmbunătățirea capacității solului de a absorbi precipitațiile și de a reține apa, care poate fi ulterior folosită pentru plante [13,14,15].

Intensitatea managementului este estimată pentru fiecare sistem de producție folosind trei inputuri antropogene (utilizarea energiei, controlul buruienilor și fertilizarea). Acești factori au fost folosiți și în diverse studii care evaluează intensitatea utilizării terenurilor agricole [16, 17]. Consumul de energie este măsurat în litri de combustibil pe hectar pe an și include procesarea primară a solului, pregătirea patului de semănat, semănatul, fertilizarea, stropirea și pierderea mecanică în greutate a buruienilor. Semănatul (toate sistemele) și înmulțirea (cu excepția C-NT) au fost incluse în următorul control al chirurgical al tratamentului pentru culturile acoperitoare [18].

Cel mai important factor în determinarea calității solului este materia organică a solului. Schlesinger [19] afirmă că pierderea carbonului din sol în câmpurile de porumb este rezultatul procesării intensive a terenului, ceea ce duce la creșterea emisiilor de gaze cu efect de seră. Reicosky și Lindstrom [20] au evaluat ajutorul camerei dinamice portabile impactul pe termen scurt al arăturii și al altor procesări a solului relativ la emisiile de dioxid de carbon, carbonul fiind eliberat în măsură mare din sol în decurs de două până la trei săptămâni după procesarea acestuia. În sistemele cu procesare redusă, carbonul din sol se pierde mai puțin, iar cele mai mici pierderi de carbon din sol sunt după procesarea fără arătură a solului. Reicosky și Lindstrom [20] și Reicosky [21, 22] au concluzionat că metodele intensive de procesare a terenului, în special aratul la o adâncime de 0,25 m, afectează diferit acest flux inițial al solului și au sugerat tehnici mai blânde de gestionare a terenului, cum ar fi procesarea conservatoare a solului.

Contextul dintre încălzirea globală și cantitatea de CO₂ din atmosferă a crescut interesul pentru salvarea carbonului în sol în sistemele de producție agricolă, ceea ce a condus la necesitatea de a înțelege cum afectează procesarea solului emisia de gaze cu efect de seră (dioxid de carbon, metan, oxid nitric). Kimble și colaboratorii [23] au afirmat că o procesare corespunzătoare a solului poate contribui la reducerea emisiilor de gaze cu efect de seră, deoarece solul agricol joacă un rol important în sechestrarea carbonului. În mod rezonabil, gestionarea organică a terenului joacă un rol cheie în menținerea fertilității solului, proprietăților fizice ale solului și activităților biologice atunci când acești factori sunt necesari pentru producția de alimente și calitatea mediului de viață. De aceea, ar fi potrivit să se implementeze proceduri fără arătură, care vor reduce emisia de oxid de sulf [24,25]. Oxidul nitric are un potențial de încălzire globală de aproximativ 310 ori mai mare decât oxidul de carbon [26] și trebuie inclus în calculul gazelor cu efect de seră, deoarece oxidul de azot este asociat cu utilizarea îngrășămintelor azotate, iar nivelul de azot din sol este afectat de procesarea solului, precum și de carbon [27,28,29].

Efectul rotației culturilor, a culturilor de acoperire și culturilor premergătoare

Starea sănătății solului depinde de o comunitate complexă de organisme care interacționează, inclusiv bacterii, fungi, protozoare, artropode și râme. Resturile vegetale sunt sursa de nutriție pentru aceste organisme. Descompunerea resturilor vegetale mediată de microbiom eliberează energie și nutrienți, permițând acestor organisme de sol să furnizeze servicii ecosistemice esențiale [30, 31].

Au fost efectuate studii comparative ale practicilor agricole organice și convenționale pentru a înțelege dinamica lanțului trofic al solului și pentru a determina dacă aporturile de materie organică sunt avantajoase în comparație cu sursele anorganice, care reprezintă în prezent cele mai mari aporturi pe terenurile agricole [32, 33, 34, 35]. Susținerea dezvoltării sistemelor reziliente este din ce în ce mai importantă astăzi, mai ales pentru că mijloacele de trai ale comunităților depind de aceste sisteme [1].

Sistemele reziliente, îmbunătățirea sănătății solului și alți factori extrem de importanți în lucrările de arătură pot fi îmbunătățiți prin rotația culturilor. Rotația culturilor este prin definiție o secvență sistematică sau repetitivă de culturi cultivate pe mai multe sezoane de recoltă. Alegerea culturilor este influențată în principal de ecologia agroecosistemului și de economia producției agricole [36] și nu este determinată de fermier, sau cel puțin el nu ar trebui să o stabilească. Selecția culturilor depinde de factori edafici, biotici și climatici. Pearson [36] a introdus termenul de "avantaj comparativ", unde această desemnare este legată de adaptarea unei culturi la mediul înconjurător, diferențele în input-urile necesare pentru a produce o anumită cultură și influențele pieței. Acest lucru poate afecta direct practicile de semănat și, prin urmare, rotația culturilor, deoarece dacă avantajul economic este suficient de mare pentru mai multe culturi, fermierul va prioritiza acest lucru și, prin urmare, nu va produce o singură cultură. Culturile acoperitoare fac parte din sistemele rezistente la climă. Acestea sunt definite ca plante cultivate în principal pentru a acoperi solul și a-l proteja de eroziune și pierderea de nutrienți [37, 38]. Culturile acoperitoare pot fi clasificate în atât în climate temperate, cât și tropicale [39, 40]. Culturile acoperitoare sunt recunoscute pentru capacitatea lor de a contribui la diverse servicii ale agroecosistemului [41]. Acestea sunt concepte complexe care implică diferite elemente care interacționează spațial și temporal, ceea ce face dificilă separarea efectelor elementelor individuale de sistemul general [42]. Ecosistemele agricole, destinate în primul rând producției de alimente, furaje, fibre și materii prime industriale, primesc și furnizează servicii agroecosistemului [43].

Rotația culturilor a fost o practică recomandată pentru controlul bolilor plantelor [44]. Diferite specii de culturi crescute în secvență perturbă ciclurile bolilor. De exemplu, în Australia, plantarea de lupin cu frunze înguste sau lupin albastru a redus ratele de infecție cu putregaiul comun al rădăcinilor de grâu în comparație cu monocultura continuă de grâu [45]. Rotația culturilor este deosebit de eficientă pentru controlul nematozilor. În Alabama, rotația cu porumb a condus la creșteri constante ale randamentului la soia în comparație cu soia continuă sub arătură convențională, în principal datorită tratamentului nematozilor chistici la soia [46]. Practicile de arat pot interacționa cu rotația culturilor în managementul bolilor. În unele cazuri, sistemele de arare conservatoare combinate cu rotația culturilor au dus la un control îmbunătățit al bolilor și la creșteri ale producțiilor în comparație cu cultivarea continuă și arătura convențională [46, 47]. Cu toate acestea, efectele interactive ale rotațiilor și sistemelor de arare asupra organismelor patogene pot fi diferite [48, 49].

Culturile de acoperire au principalul rol de a absorbi azotul din sol, reducând eficient pierderea de azot prin lixiviere, o formă de eroziune datorată apei [51, 52]. Eficiența asocierii culturilor este strâns legată de adâncimea sistemelor de rădăcini mai degrabă decât de densitatea acestora [51, 52]. Atunci când culturile de îngrășământ verde sunt integrate în sol prin lucrările de arat, acestea accelerează adesea mineralizarea azotului organic. Această accelerare poate duce la un dezechilibru temporar între eliberarea azotului mineral, care devine predispus la pierderi, și cererea reală de azot a culturilor. Astfel de asincronii pot proveni dintr-o varietate de surse, inclusiv adăugarea îngrășămintelor azotoase anorganice, gunoiul de animale, îngrășămintele verzi sau mineralizarea naturală a azotului din sol.

În unele cazuri, culturile de acoperire prezintă o competiție preventivă, absorbând din soluri nitrații care altfel ar prezenta riscul de lixiviere, și punându-i la dispoziția culturilor următoare [53]. Competiția preventivă este observată în special în timpul creșterii târzii în primăvară a culturilor de acoperire non-leguminoase și în regiunile caracterizate printr-un risc scăzut de lixiviere, cum ar fi zonele uscate. În astfel de situații, optimizarea strategiilor de asociere a culturilor pe parcursul mai multor ani poate fi benefică în ceea ce privește maximizarea disponibilității de azot pentru culturile de valoare.

Concluzii

În concluzie, agricultura are un impact semnificativ asupra suprafeței Pământului; terenurile cultivate acoperă aproximativ 12% din suprafața planetei, iar pășunile ocupă aproximativ 26%. Această suprafață agricolă combinată reprezintă aproximativ 38% din suprafața Pământului, făcând agricultura cel mai mare sector care utilizează terenuri. Cu toate acestea, în ciuda creșterilor semnificative în producția de culturi din ultimele decenii, există semne că randamentele culturilor cresc mai lent decât înainte. Practicile de lucrare limitată a solului au câștigat importanță ca mijloc de îmbunătățire a sănătății solului și atenuare a problemelor de mediu asociate lucrărilor intensive ale solului, cum ar fi eroziunea și pierderea de carbon. Rotația culturilor, culturile de acoperire și selecția prealabilă a culturilor sunt componente esențiale ale sistemelor agricole rezistente la climă. Rotația culturilor întrerupe ciclurile bolilor și poate îmbunătăți în ansamblu sănătatea solului. Pe de altă parte, culturile de acoperire contribuie la reducerea pierderilor de azot prin scurgere și pot oferi mai multe servicii ecosistemice. Având în vedere îngrijorările tot mai mari legate de schimbările climatice și agricultura durabilă, devine tot mai important să adoptăm practici agricole care promovează sănătatea solului, reduc impactul asupra mediului și cresc reziliența sistemelor agricole. Integrarea lucrării limitate a solului, rotației strategice a culturilor și utilizarea culturilor de acoperire sunt abordări promițătoare pentru atingerea acestor obiective, contribuind în cele din urmă la o agricultură mai durabilă și mai rezistentă la schimbările climatice. Cu toate acestea, este esențial să realizăm că eficacitatea acestor practici poate varia în funcție de condițiile locale acestea trebuind adaptate la agroecosisteme specifice pentru a obține cele mai bune rezultate.

Bibliografie

1. Altieri, M. A. (1999). The ecological role of biodiversity in agroecosystems. In Invertebrate biodiversity as bioindicators of sustainable landscapes (pp. 19-31). Elsevier.

2. Harlan, J. R. (1975). Our Vanishing Genetic Resources: Modern varieties replacement ancient populations that have provided genetic variability for plant breeding programs. Science, 188(4188), 618-621.

3. Perry, D.A., Oren, R., Hart, S.C. (1994). Forest ecosystems. the johns Hopkins University Press. Baltimore, Maryland.

4. Altieri, M.A. (1994). Biodiversity and Pest Management in Agroecosystems. Haworth Press, New York, 185 pp.

5. Stinner, B.R., House, G.J. (1990). Arthropods and others invertebrates in conservation-tillage agriculture. Annual review of Entomology, 35(1), 299-318.

6. Krupinsky, J.M., Bailey, K.L., McMullen, M.P., Gossen, B.D., Turkington, T.K. (2002). Managing plant disease risk in diversified cropping systems. Agronomy journal, 94(2), 198-209.

7. Cook, R. J. (1990). Twenty-five years of progress towards biological control. Biological control of soil-borne plant pathogens, 1-14.

8. Diamond, J. (2004). Collapse: How Societies Choose to Fail steed Succeed; Viking Adult.

9. Sullivan, P. (2004). Sustainable management of soil-borne plant diseases: soil systems guide. Sustainable management of soil-borne plant diseases: soil systems guide. (IP173).

10. Lal, R. (2004). Soil carbon sequestration impacts on global climate change and food security. science, 304(5677), 1623-1627.

11. Smith, P., Martino, D., Cai, Z., Gwary, D., Janzen, H., Kumar, P., Smith, J. (2008). Greenhouse gas mitigation in agriculture. Philosophical transactions of the Royal Society B: Biological Sciences, 363(1492), 789-813.

12. Corsi, S., Friedrich, T., Kassam, A., Pisante, M., Sà, J.D.M. (2012). Soil organic carbon accumulation and greenhouse gas emission reductions from conservation agriculture: a literature review. Food and Agriculture Organization of the United Nations (FAO).

13. Luo, Z., Wang, E., Sun, O.J. (2010). Can no- tillage stimulate carbon sequestration in agriculture soils? A meta- analysis of paired experiments. Agriculture, ecosystems & environment, 139(1-2), 224-231.

14. Ngwira, A.R., Thierfelder, C., Lambert, D.M. (2013). Conservation agriculture systems for Malawian smallholder farmers: long-term effects on crops productivity, profitability and soil quality. Renewable Agriculture and Food Systems, 28(4), 350-363.

15. Verhulst, N., Govaerts, B., Verachtert, E., Castellanos-Navarrete, A., Mezzalama, M., Wall, P., Sayr, K. D. (2010). Conservation agriculture, improving soil quality for sustainable production systems. Advances in soil science: food security and soil quality, 1799267585, 137-208.

16. Herzog, F., Steiner, B., Bailey, D., Baudry, J., Billeter, R., Bukácek, R., Bugter, R. (2006). Assessing the intensity of temperate European agriculture and the landscape scales. European Journal of Agronomy, 24(2), 165-181.

17. Ruiz-Martinez , I., Marraccini , E., Debolini , M., Bonari , E. (2015). Indicators of agricultural intensity and intensification: a review of the literature. Italian Journal of Agronomy, 10(2), 74-84.

18. Wittwer, R.A., Dorn, B., Jossi, W., van der Heijden, M.G. (2017). Cover crops support ecological intensification of arable cropping systems. Scientific reports, 7(1), 41911.

19. Schlesinger, W. H. (1986). Changes in soil carbon storage and associated properties with disturbance and recovery. In The changing carbon cycle: A global analysis (pp. 194-220). New York, NY: Springer New York.

20. Reicosky, D.C., Lindstrom, M.J. (1993). Fall tillage method: Effect on short -term carbon dioxide flux from soil, Agronomy journal, 85(6), 1237-1243.

21. Reicosky, D. C. (1997). Tillage-induced CO₂ emission from soil, Nutrient cycling in agroecosystems, 49, 273-285.

22. Reicosky, D. C. (1998). Strip tillage methods: Impact on soil and air quality. In Australian / New Zealand National Soils Conference.

23. Kimble, J.M., Follett, R.F., Cole, C.V. (1998). The potential of US cropland to sequester carbon and mitigate the greenhouse effects. CRC Press.

24. Baggs, E.M., Stevenson, M., Pihlatie, M., Regar, A., Cook, H., Cadisch, G. (2003). Nitrous oxide emissions following application of residues and fertiliser under zero and conventional tillage. Plant and Soil, 254, 361-370.

25. MacKenzie, A.F., Fan, M.X., Cadrin, F. (1997). Nitrous oxide emission as affected by tillage, corn-soybean-alfalfa rotations and nitrogen fertilization. Canadian Journal of Soil Science, 77(2), 145-152.

26. Robertson, G.P., Paul, E.A., Harwood, R.R. (2000). Greenhouse gases in intensive agriculture: contributions of individual gases to the radiative forcing of the atmosphere. Science, 289(5486), 1922-1925.

27. Parkin, T.B., Kaspar, T.C. (2006). Nitrous oxide emissions from corn - soybean systems in the Midwest. Journal of environmental quality, 35(4), 1496-1506.

28. Steinbach, H.S., Alvarez, R. (2006). Changes in soil organic carbon contents and nitrous oxide emissions after introduction of no‐ till in Pampean agroecosystems. Journal of Environmental Quality, 35(1), 3-13.

29. Liu, X.J., Mosier, A.R., Halvorson, A.D., Zhang, F.S. (2005). Tillage and nitrogen application effects on nitrous and nitric oxide emissions from irrigated corn fields. Plant and soil, 276, 235-249.

30. Ball, A.S. (2006). Energy inputs in soil systems. In: Uphoff, N., Ball, AS, Fernandes, E., Herren, H., Husson, O., Laing, M., Palm, C., Pretty, J., Sanchez, P., Sanginga, N., Thies, J. (Eds.), Biological Approaches to Sustainable Soil Systems. CRC Press, Boca Raton, pp. 79 and 89.

31. Thies, J.E., Grossman, J.M. (2006). The soil habitat and soil ecology. Biological approaches to sustainability soil systems, 59, 78.

32. Henneron, L., Bernard, L., Hedde, M., Pelosi, C., Villenave, C., Chenu, C., Blanchart, E. (2015). Fourteen years of evidence for positive effects of conservation agriculture and organic farming on soil life. Agronomy forum Sustainable Development, 35(1), 169-181.

33. Williams, A., Hedlund, K. (2013). Indicators of soil ecosystem services in conventional and organic arable fields along a gradient of landscape heterogeneity in southern Sweden. Applied Soil Ecology, 65, 1-7.

34. Overstreet, L.F., Hoy, G.D., Imbriani, J. (2010). Comparing nematode and earthworm communities under combinations of conventional and conservation vegetables production practices. Soil and Tillage Research, 110(1), 42-50.

35. Reganold, J.P., Andrews, P.K., Reeve, J.R., Carpenter-Boggs, L., Schadt, C.W., Alldredge, J.R., Zhou, J. (2010). Fruit and soil quality of organic and conventional strawberries agroecosystems. PloS one, 5(9), e12346.

36. Pearson, L. C. (1967). Principles of agronomy. (No Title).

37. Brady, N., Weil, RR (1999). The nature and properties of soil 12th ed. Mac. Pub. Com. New York, 625-640.

38. Sarrantonio, M., Galland, E. (2003). The role of cover crops in North American cropping systems. Journal of Crop production, 8(1-2), 53-74.

39. Liebmann (2000). Integration of soil, crop and weed management in low - external -input farming systems. Weed research, 40(1), 27-47.

40. Teasdale, J.R., Hatfield, J.L., Buhler, D.D., Stewart, B.A. (1998). Cover crops, smother plants, and weed management. Integrated weed and soil management, 247, 270.

41. Teasdale, J. R. (2003). Principles and practices of using cover crops in weed management systems. Labrada, R. (ed.) FAO Plant Production and Protection Paper 120 Add. 1: Weed Management for Developing Countries.

42. Barberi, P., Mazzoncini, M. (2001). Changes in weed community composition as influenced by cover crop and management system in continuous corn. Weed Science, 49(4), 491-499.

43. Heal, G.M., Small, A.A. (2002). Agriculture and ecosystems services. Handbook of agricultural economics, 2, 1341.

44. Leighty, C.E. (1938). Crop rotation. pp. 406-430. In: Soils and Men. USDA Yearbook of Agriculture. US Government Printing Office, Washington, DC

45. Reeves, T.G. (1984). Lupins in crop rotations. pp. 207-226. In: Proceedings of the I11 International Lupine Congress. June 4-8, 1984, La Rochelle, France.

46. Edwards, J.H., Thurlow, D.L., Eason, J.T. (1988). Influence of tillage and crop rotation on yields of corn, soybean, and wheat. Agronomy Journal, 80(1), 76-80.

47. Von Qualen, R.H., Abney, T.S., Huber, D.M., Schreiber, M.M. (1989). Effects of rotation, tillage, and fumigation on premature dying of soybeans. Plant diseases, 73(9), 740-744.

48. Rothrock, C. S. (1987). Take-all of wheat as affected by tillage and wheat-soybean double cropping. Soil Biology and Biochemistry, 19(3), 307-311.

49. Herman, M. (1990). Effect of tillage systems and crops sequence on the rhizosphere microflora of winter wheat. Soil and Tillage Research, 15(3), 297-306.

50. Lemessa, F., Wakjira, M. (2015). Cover crops as a means of ecological weed management in agroecosystems. Journal of crop Science and Biotechnology, 18, 123-135.

51. Delgado, J. A. (2001). Use of simulations for evaluation of best management practices on irrigated cropping systems. Modeling carbon and nitrogen dynamics for soil management. Lewis Publishers, Boca Raton , FL, 355-381.

52. Thorup-Kristensen, K. (2001). Are differences in root growth of nitrogen catch crops important for their ability to reduce soil nitrate -N content, and how can this be measured? Plant and Soil, 230, 185-195.

53. Thorup-Kristensen, K., Magid, J., Jensen, L.S. (2003). Catch crops and green manures as biological tools in nitrogen management in temperate zones. Advances in agronomy, 227-302.

54. Crews, T.E., Peoples, M.B. (2005). Can the synchrony of nitrogen supply and crop demand be improved in legume and fertilizer-based agroecosystems? A review. Nutrient cycling in Agroecosystems, 72, 101-120.