Утицај својства земљишта на емисију гасова стаклене баште

Повећање становништва и повећање потражње људи за храном и енергијом довели су са собом и важне еколошке проблеме. Глобално загревање, које се јавља са повећањем гасова стаклене баште у атмосфери, је један од ових проблема. Иако је повећање стопа гасова стаклене баште у атмосфери у великој мери последица активности у енергетском сектору, постоје и значајне емисије у атмосферу које се односе на пољопривреду, шумарство и коришћење земљишта. Емисије као резултат пољопривредних активности су гасови CO₂, CH₄ и N₂O.

Када је почело формирање насеља и бављење пољопривредом, земљиште је постало један од главних извора атмосферског CO₂ и других гасова стаклене баште. Процењује се да емисија гасова стаклене баште из тла у атмосферу од индустријске револуције износи 78 ± 12 Pg CO₂-C [1].

Међутим, копнени екосистеми су базени за складиштење угљеника, пошто се угљеник може задржати и у биомаси и директно у земљишту. На емисије из земљишта у атмосферу и задржавање угљеника у земљишту и биомаси могу утицати нека својства земљишта.

Емисије гасова стаклене баште услед органског угљеника у земљишту

Један од најважнијих проблема са којима се сусрећемо у многим областима пољопривреде је низак ниво органске материје у земљишту, која је једна од главних компоненти одрживости пољопривреде. У областима са интензивном пољопривредом, током времена долази до смањења садржаја органске материје у земљишту из разлога као што су монокултурна обрада, прекомерна обрада земљишта, сагоревање преосталих биљних остатака. Повећање садржаја угљеника у пољопривредним подручјима може повећати плодност земљишта и биодиверзитет и на тај начин допринети ублажавању климатских промена издвајањем угљеника из атмосфере [2].

Додавање различитих органских материјала земљишту и враћање изгубљеног угљеника једна је од препоручених пракси за побољшање својстава тла, па чак и за борбу против климатских промена. Међутим, додавање ових материјала у тло може олакшати ослобађање CO₂. Из тог разлога, важно је знати какав је очекивани ефекат од органског материјала доданог земљишту, знати капацитет земљишта за задржавање угљеника и знати статус равнотеже угљеника у земљишту краткорочно и дугорочно након примене. Стога би циљ требало да буде повећање биолошки стабилизоване органске материје земљишта на дужи рок у складу са условима животне средине [3].

Органски угљеник у земљишту је важна компонента глобалног циклуса угљеника (Слика 1), а његово присуство у земљишту имаће значајан утицај на глобалну климу са којом ће бити у интеракцији у будућности [4]. Овај ефекат је сложен и може се разликовати у зависности од својстава тла. На пример, пошто ће микробна активност бити већа у земљиштима са високим температурама, разлагање органске материје се убрзава и то изазива повећање ослобађања CO₂ и CH₄ у атмосферу. С друге стране, повећана секвестрација угљеника може подстаћи више биљне вегетације.

Слика 1. Садржај угљеника у земљишту, атмосфери и биоти (прилагођено из Lal, 2004 [34]).

Постоје два основна приступа која се обично користе за смањење количине CO₂ у атмосфери. Први од њих је смањење емисија, а други је секвестрација угљеника. Тло игра важну улогу у оба случаја. Секвестрација угљеника значи да CO₂ у атмосфери узимају биљке фотосинтезом и преносе у земљиште [5]. Садржај органске материје у земљишту може се повећати мешањем биљних остатака у земљиште. Повећање залиха угљеника у земљишту значи подржавање процеса који формирају стабилизована органска једињења. Ако се жели смањити утицај глобалног загревања, подршка секвестрацији угљеника у тлу, која је највећи копнени базен угљеника, несумњиво ће бити важна стратегија [3].

Складиштење угљеника и услови земљишта

Повећање садржаја органске материје додавањем органског материјала земљишту, осим количине доданог материјала, може варирати и у зависности од својстава земљишта и врсте материјала. Органска материја која се додаје земљишту не значи увек да је угљеник ускладиштен у земљишту. На пример, травњаци и шумска земљишта са добрим дренажним условима могу да складиште значајне количине угљеника, док обрадиво земљиште може бити извор угљеника [32, 33].

Капацитет земљишта за складиштење угљеника није неограничен и може се разликовати у зависности од типа земљишта. У минералним земљиштима, присуство честица глине и муља повећава стабилност органског угљеника у земљишту путем адсорпције, али је његова количина ограничена [6].

Величина агрегата земљишта на емисије гасова стаклене баште

У зависности од величине агрегата у земљишту, могу постојати разлике у транспорту гаса и емисијама. У студији која је спроведена за ову сврху упоређен је утицај величине земљишног агрегата на емисије гасова стаклене баште на два земљишта са текстуром песковите иловаче и глинасте иловаче [7]. У истраживању су коришћена земљишта величине агрегата мањих од 0,5 мм, 0,5-1 мм, 1-2 мм и 2-4 мм. Према добијеним резултатима, величине пора су значајно утицале на ослобађање CO₂ и CH₄ из земљишта, али нису показале никакав утицај на ослобађање N₂O. Највећа емисија CO₂ десила се у земљишту са текстуром иловаче иловаче са најмањом величином агрегата. С друге стране, у земљиштима са текстуром песковите иловаче, највеће ослобађање CO₂ догодило се у земљиштима са највећом величином агрегата. У студији је објављено да постоје повећани токови CH₄ у земљиштима са малим агрегатима. Као резултат њихове студије, истраживачи су навели да праксе обраде земљишта, које у великој мери утичу на својства пора земљишта, могу имати директан утицај на емисије гасова стаклене баште. Утврђено је да се емисија CO₂ смањује са повећањем величине агрегата у глиновитом иловастом земљишту [8], док је ослобађање CH₄ веће у земљиштима са малом величином агрегата [9].

Утицај pH земљишта на емисије гасова стаклене баште

pH земљишта је израз који представља количину H⁺ јона у земљишном раствору који је у динамичкој равнотежи са негативно наелектрисаном чврстом фазом. H⁺ јони, који су снажно привучени негативно наелектрисаним чврстим површинама, могу заменити друге катјоне присутне тамо. pH, који је уско повезан са биохемијским процесима земљишта и биљака, је pH раствора земљишта [10].

Постоје различите идеје у вези са пХ вредности земљишта о емисији гасова стаклене баште. pH, који има значајан утицај на физичка, хемијска и биолошка својства земљишта, неизбежно утиче и на проток угљеника у земљишту [11]. Алкална земљишта имају знатно већи садржај CO₂ и органски угљеник у овим земљиштима није веома хемијски стабилан за минерализацију. Додавање агенса калцијума у земљиште може да промени концентрацију растворљивог органског угљеника и стимулише ограничену минерализацију органског угљеника у земљишту [12].

У студији са киселим тропским шумским земљиштима, pH земљишта је повећан са 3,9 на 5,7 додавањем Ca(OH)₂ и CaSO₄, и као резултат тога, схватило се да је подржана минерализација угљеника у органском ђубриву [13]. ]. Супротно ономе, у другој студији је откривено да је респирација земљишта смањена и акумулација органског угљеника у земљишту је унапређена због повећања pH као резултат додавања калцијума у земљишту органске тундре [14]. Истраживачи су установили да би требало урадити више студија у природним екосистемима како би се разјаснио ефекат промена pH изазваних калцијумом на органски угљеник у тлу.

У студији која се бави испитивањем утицаја пХ земљишта на дугорочне емисије CO₂, мерења емисије вршена су у земљиштима са pH вредностима од 3,65, 5,00, 6,90 и 8,55 [15]. У истраживању су испитаници код којих није примењено азотно ђубриво и субјекти код којих је ђубрење вршено у облику нитрата и амонијума комбиновани са парцелама на различитим pH вредностима. Према добијеним резултатима, на емисију CO₂ није утицало ђубрење амонијумом и нитратом при различитим pH вредностима земљишта. Са применом азотног ђубрива, количина раствореног органског угљеника се смањила при свим pH вредностима. Истраживачи су известили да повећање pH вредности и ђубрење азотом повећава емисију CO₂, а хетеротрофно дисање микроба у земљишту игра доминантну улогу у емисији CO₂.

Влага у земљишту и ослобађање гасова стаклене баште из тла

Док је раст биљака у подручјима која се не наводњавају ограничена доступном влагом у земљишту, повећање надземних делова и развој корена долази са наводњавањем. Ова ситуација такође повећава улазак угљеника у земљиште. Ђубрењем и наводњавањем ораница и пашњака повећава се унос угљеника у земљиште. Са повећањем влаге у земљишту, повећава се и микробна активност. Као резултат како повећања биомасе и повећања уноса угљеника, тако и повећања микробне активности, убрзање процеса разлагања органског угљеника такође повећава ослобађање CO₂ из земљишта [16].

У студији која испитује утицај ограниченог наводњавања на емисије гасова стаклене баште по годинама у којима се користи систем за наводњавање кап по кап, највеће вредности емисије CO₂ су добијене у области са највише наводњавања, а вредности емисије измерене након наводњавања биле су веће од измерених вредности. пре наводњавања [31]. Слични резултати добијени су у погледу вредности емисије N₂O измерених у студији, а највеће вредности емисије су постигнуте код субјекта са највише наводњавања. Вредности N₂O после наводњавања биле су веће него пре наводњавања, као и вредности CO₂. Као резултат студије, истраживачи су навели да је пракса наводњавања значајно повећала емисије гасова стаклене баште. Међутим, у ограниченим применама за наводњавање, примећена је нижа емисија CO₂ због успоравања активности микроорганизама [17].

Док на емисије гасова из тла утиче количина воде за наводњавање, може доћи до промена у количини емисија у вези са карактеристикама квалитета воде која се користи за наводњавање. Вредност салинитета воде за наводњавање је још један параметар који утиче на стопу емисије. У истраживању спроведеном са водама за наводњавање са различитим степеном салинитета, утицај соли на минерализацију органског угљеника у земљишту је испитиван праћењем количине емисије CO₂ из земљишта [18]. Према добијеним резултатима, уочено је да се брзина формирања CO₂-C смањује са повећањем салинитета воде за наводњавање. Поред тога, према истраживачима, када је извор соли NaCl, смањење минерализације угљеника је веће него када је у питању CaCl₂ и MgCl₂.

Температура тла и емисија гасова стаклене баште из тла

Температура земљишта може бити ефикасна у емисији гасова стаклене баште због утицаја на микробну активност, заједно са влагом. Под повољним температурним условима земљишта ослобађање CO₂ се повећава услед оксидације органске материје [19]. Повећање температуре земљишта убрзава разградњу органске материје, повећава микробну активност и раст корена, а као резултат тога убрзава процес минерализације угљеника и повећава се емисија CO₂ [20].

У студији је испитиван утицај температуре и влаге земљишта на концентрацију N₂O и CO₂ у органском земљишту са две различите дубине [21]. Према резултатима добијеним у студији, концентрација N₂O је расла паралелно са порастом влаге у земљишту на дубини од 10-30 цм. Концентрација CO₂ у земљишту се повећава са повећањем температуре земљишта. Ово повећање се десило и на дубини од 10-30 цм и на дубини од 50-100 цм.

Слично томе, у другој студији је примећено да се емисија CO₂ повећава са повећањем температуре земљишта и да је стопа повећања достигла 59% [20].

Међутим, пошто микробна активност у земљишту може бити активна између одређених температурних вредности, објављено је да се не може увек добити линеарна веза између емисије CO₂ и температуре земљишта [22].

Промене у емисији гасова стаклене баште у вези са обрадом земљишта

Као резултат праксе обраде земљишта, може доћи до значајних промена у преносу гасова стаклене баште између атмосфере и земљишта. Емисије гасова стаклене баште које произилазе из обраде земљишта могу бити узроковане употребом фосилних горива која се троше директно у возилима, као и ефектима које оно има на својства земљишта.

Иако се ефекти пољопривреде без обраде, посебно на контролу ерозије, сада сматрају фундаменталним, научници настављају да расправљају о ефикасности праксе без обраде у смањењу емисије CO₂ данас. Важно је напоменути да су у многим студијама добијени различити резултати у зависности од земљишта, карактеристика животне средине и времена.

Обрада земљишта може утицати на дистрибуцију и конверзију садржаја угљеника у земљишту отварањем или затварањем нових канала за пренос између површине земљишта и атмосфере. Поред тога, промене у неким својствима земљишта као што су стабилност агрегата, капацитет задржавања воде и температура као резултат обраде земљишта могу да промене динамику разлагања органске материје [23].

Четири различите примене су упоређене у студији која је имала за циљ да утврди могуће ефекте смањене праксе обраде земљишта на емисије CO₂ из земљишта [24]. Ове примене су обрада земље дубине 12 цм длетним плугом, дубина 5 цм длетом плугом, малчирање сламе на површини. Обрада тла длијетом на дубини од 10-12 цм у летњем периоду је повећала емисију CO₂ око 2 пута у поређењу са другим применама. Након ове примене уследила је плитка (5 цм дубока) обрада и малчирање.

У студији која је упоређивала ефекте директне сетве са традиционалном обрадом земљишта на емисију CO₂, соја је узгајана директном сетвом у односу на обрађивање земљишта длетом, тањирачем и култиватором, а емисија CO₂ из земљишта је мерена 55 дана. Као резултат студије, утврђено је да се најмања емисија јавља при директној сетви [25].

Са мета-анализом која је процењивала 56 студија усмерених на емисије CO₂ директно из земљишта, циљ је био да се открије статус емисија из но-тилл и конвенционалних пракси обраде земљишта [26]. Истраживачи су резимирали своје налазе на следећи начин:

Утврђено је да су емисије CO₂ из земљишта скоро двоструко веће у првим сатима након обраде у поређењу са необрађеним земљиштем. Варијабилност емисије CO₂ из земљишта била је повезана са текстуром земљишта, плодоредом, временом и садржајем органског угљеника у земљишту, а не са праксама обраде земљишта. Смањење емисије у апликацијама без обраде је остварено посебно на земљиштима са глиненом текстуром где се врши плодоред, садржај угљеника у земљишту је низак и у условима сушне климе. Према резултатима до којих су дошли истраживачи, о ефекту примене но-тилл-а на емисије CO₂ се може расправљати и да се смањење емисија углавном дешава под одређеним условима земљишта и животне средине.

У циљу мерења и процене утицаја на емисију CO₂ земљишта, резултати 46 студија спроведених у различитим климатским и земљишним условима процењени су мета-анализом и примећено је да је ефекат обраде земљишта на емисију CO₂ у земљишту недоследан [27] . Према добијеним налазима, истраживачи су навели да у просеку култивисано земљиште емитује 21% више CO₂ од необрађеног земљишта. Констатовано је да се ова разлика повећава на 29% у песковитим земљиштима где су влажност земљишта и садржај угљеника ниски у условима сушне климе. Међутим, такође је примећено да нема разлике у емисији која се односи на тип обраде земљишта у глиновитим земљиштима са високим садржајем органског угљеника у земљишту. Према истраживачима, примећено је да пољопривреда без обраде земљишта може бити ефикасна мера у смањењу емисије CO₂ из земљишта у сушним условима.

Малчирање је једна од ефикасних примена за секвестрацију угљеника, а овај ефекат може варирати у зависности од својстава земљишта и времена примене материјала за малчирање. Малчирање помаже у смањењу негативних ефеката климатских промена тако што надокнађује емисије гасова стаклене баште и повећава секвестрацију органског угљеника у земљишту [1]. Међутим, континуирано додавање остатака може довести тла до нивоа засићености угљеником, што доводи до ситуације у којој емисије гасова стаклене баште из тла премашују количину секвестрације угљеника [28].

У студији у којој је мешање биљних остатака у земљиште упоређено са наношењем малче, коришћена су два различита типа земљишта и праћен је угљеник у горњем слоју земљишта [30]. Према резултатима две године спроведене студије, мешање остатака кукуруза са земљиштем у глиновитим земљиштима довело је до повећања протока CO₂ за 38% у поређењу са малчирањем, ово повећање је било 16% у песковитим земљиштима. Одржаван је садржај влаге у земљишту и повећана разградња органског угљеника на површини земљишта када се користи малчирање на песковитим земљиштима. Стога су истраживачи истакли да малчирање може дугорочно исцрпити залихе угљеника у тлу у пешчаним подручјима.

У другој студији, пшенична слама која се користи као материјал за малчу примењена је у количини од 0, 8 и 16 Мг по хектару сваке године [29]. У овој студији, примена 244 кг N по хектару и без примене азота је комбинована са применом малча. На крају 15-годишњег испитивања добијени су важни налази, од којих су неки следећи:

Код дуготрајне примене малче дошло је до повећања макроагрегата, посебно оних већих од 250 μм, у земљишту. Ово повећање је у великој мери последица примене малче. Ово је изазвало акумулацију високих концентрација угљеника и азота у макроагрегатима. У истраживању је констатовано да је угљеник у микроагрегатима релативно очуван, док угљеник у макроагрегатима и између микроагрегата није стабилизован и подложан микробној разградњи. Повећање концентрације угљеника и азота у макроагрегатима значајно је утицало на токове CO₂, CH₄ и N₂O, а веће вредности емисије су мерене у апликацијама за малчирање. У поређењу са контролом, концентрација органског угљеника у земљишту у првих 10 цм дубине у земљишту порасла је за 32% и 90% са применом малча од 8 и 16 мг, и приближила се капацитету органског угљеника у земљишту са 15 година примене малча. Коначно, у студији је израчунат потенцијал глобалног загревања и резултати су дати у табели 2 као CO₂ еквивалент. Сходно томе, уз годишњу примену малча од 16 Мг, остварен је већи проток гасова стаклене баште и израчуната је највећа вредност нето потенцијала глобалног загревања.

Графикон 2. Потенцијал глобалног загревања израчунат на годишњем нивоу (прилагођено из Lenka и Lal, 2013 [29])

Референце

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.