авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 9 |

«ЗНАЧЕНИЕ ИЗУЧЕНИЯ ГУМУСА ПОГРЕБЕННЫХ ЧЕРНОЗЕМОВ ДЛЯ ПОЗНАНИЯ СОВРЕМЕННОГО ГУМУСООБРАЗОВАНИЯ И.В. Иванов ...»

-- [ Страница 2 ] --

Интересно, что величины Q10 (12-22С) чернозема пара близки к значению таковых молодого, а не ста рого углерода. Различаясь по скорости разложения органического вещества, эти пулы имеют схожий темпера турный отклик.

Заключение Эксперимент показал, что доля старого углерода в дыхании почвы составила более 60%, даже при еже годном поступлении свежего органического вещества в почву в виде растительного опада. С ростом темпера туры доля участия пула старого углерода в круговороте увеличивалась, а молодого пула уменьшалась. Моло дой углерод обновлялся в почве в 2-3 раза быстрее, чем старый, поэтому старый углерод представлял собой ус тойчивый пул, а молодой – лабильный пул.

Согласно константам разложения органического вещества, варианты инкубационного опыта расположи ли в ряд устойчивости: кукуруза (n10-3сут--1) молодой углерод (n10-4сут-1) старый углерод (n10-5сут--1) чернозем пар (n10-5сут--1) при 22С.

В диапазоне низких температур (2-12С) пул старого и молодого углерода проявляли примерно одина ковую температурную чувствительность. Но в диапазоне высоких температур (12-22С) пул старого С3 углерода оказался гораздо более чувствительным к повышению температуры, чем пул молодого углерода.

УДК.581. ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ПОЧВ ПОД РАЗЛИЧНЫМИ АГРОЦЕНОЗАМИ ЮЖНОЙ ЧАСТИ БОЛЬШОГО КАВКАЗА Л.Р. Керимова Институт Почвоведения и Агрохимии Национальной Академии Наук Азербайджана, г. Баку e-mail: aferin-gayibova@rambler.ru Основы бонитировки оценки почв под сельскохозяйственными культурами разработаны основополож никами почвенной науки В.В.Докучаевым и Н.М.Сибирцевым [1, 2]. Далее научно-теоретические и методиче ские основы бонитировки оценки почв Азербайджанa были разработаны академиком Г.Ш.Мамедовым и про должены в работах С.З.Мамедовой [3, 4].

Бассейны рек Турианчай-Гейчай расположены, в юго-восточной части Большого Кавказа. Общая пло щадь обоих бассейнов вместе составляет 540848,84 гектар. Территория бассейнов в хорошей и отличной степе ни освоена под сельское хозяйство. Почти не затронутые, или освоенные территории расположены на средне и высокогорных поясах.

Анализируя исследования, проведенные в республике на основе методики традиционной бонитировки, несмотря на принадлежность к единой общей научно-теоретической и методической основе (генетическое поч воведение В.В.Докучаева) их можно подразделить на два направления: генетически-производственное и агро экологическое.

Первое направление генетически производственная оценка, выраженная в баллах, проведенная на основе внутренних качественных показателей, диагностических признаков почвы на уровне республики, региона, рай она, хозяйства. Такое приближение в литературе дается под названием общей бонитировки. Впервые Н.Ф.Тюменцев проведение бонитировки по этому методу назвал «генетически производственным» [5]. В на шей республике такие работы проводились в 60-е-80-е годы прошлого столетия. В настоящее время генетически производственная бонитировка почв широко внедряется в производстве (Институт АзГИПРОЗЕМ).

Второе направление-это нахождение сравнительной оценки почв, выраженной в баллах под различными (чай, зерновые, виноград, хлопок, кормовые и т.д.) агроценозами с учетом почвенно-экологических требований различных сельскохозяйственных, кормовых и лесных растений;

такая бонитировка в литературе называется   специализированной, или бо Почвенно-климатические формулы (по И.И.Карманову) нитировкой почв на агроэко логической основе. В нашей На богаре (без орошения) республике основные исследо Озимые зерновые культуры вания 70-х-90-х годов проводи Bt=8,2·Y·( T10o·КВ): (KК+70) (без кукурузы) лись именно в этом направле Вq=5,7·Y·( T10o·КВ): KК Кукуруза нии.

’ o o Cахарная свекла B=4,3·Y ·( T10 +2000 ) (КВ-0,2):KК В 80-х годах прошлого Bo=5,9·Y”·( T10o+1000o) (КВ-0,1) :(KК+100) Многолетние травы столетия И.И.Кармановым бы Bbo=6,8·Y”·( T10o+1000o) КВ:(KК+100) Однолетние травы ла разработана специальная В условиях орошения методика с целью составления Озимые зерновые культуры o Bt=8,2·· T10 (KК+70) единых шкал по оценке пло (без кукурузы) дородия почв. Ввиду того, что Bq=5,7·1,2 T10o:KК Кукуруза по этой методике при оценке B=4,3Y’0,8( T10o+2000o):KК Сахарная свекла почв во внимание принимался Bo=5,9”1,15( T10o+2000o):KК+100) Многолетние травы Bbo=6,8’’1,15( T10o+1000o):(KК+100) Однолетние травы ряд факторов почвообразова ния, И.И.Карманов назвал их почвенно-экологическим индексом [6]. Для этого автор на основе изучения связей между продуктивностью сельскохозяйственных растений и природными условиями различных зон, предложил формулы для нахожде ния баллов бонитета под различными растениями соответственно. Это нижеследующие формулы (таблица).

Здесь, Б-балл бонитета зональной почвы, по соответствующему растению;

„8,2”, „4,3”и т.д. коэффициент пропорциональности, для создания стобальной шкалы, то есть показатель для приравнивания наилучших почвенно-климатических условий к 100 баллам;

У-суммарный показатель почвенных свойств;

Т10o-сумма температур больше 10oС(для злаковых и сахарной свеклы, если эта температура выше 3500оС, то берется 3500оС, а для кукурузы-4400оС);

КВ- коэффициент увлажнения;

KК-коэффициент континентально сти.В некоторых формулах (для сахарной свеклы, многолетних и однолетних трав) Y’ и Y”-вычисляются по оп ределенным формулам.

Отметим, что баллы бонитета, найденные при помощи почвенно-климатических формул носят «теоре тический» характер. Эти баллы бонитета указывают на возможность достижения максимальной продуктивно сти при наличии наилучших почвенно-климатических и агротехнических условий.

В результате применения почвенно-климатических формул И.И.Карманова, почвы (на богаре и на оро шении) рек Турйанчай-Гейчайского оценины (в баллах) для зерновых (без кукурузы): горно- лесные бурые ос тепненные – 52;

горно-коричневые выщелоченные послелесные – 63;

горно-коричневые типичные послелесные – 46;

горно-коричневые карбонатные послелесные -38;

горно-коричневые остепненные -49;

горно серо коричневые темные -39;

горные серо-коричневые обыкновенные -7;

серо-коричневые темные -97;

серо коричневые обыкновенные- 79;

серо-коричневые светлые – 52;

серо-коричневые орошаемые -69;

Лугово серо коричневые – 69;

Сероземы светлые -75;

Светло луговые – 56;

сероземно-луговые темные -54;

сероземно луговые обыкновенные – 67;

сероземно-луговые светлые -59.

Отметим, что оценка (бонитировка) почв с использованием почвенно-климатических формул по методи кам разработанным И.И.Кармановым по своей сути носили, агроэкологический характер. Однако, при исполь зовании этих формул, предложенных их автором, полученные баллы бонитета почв в нашей республике в большинстве случаев зашкаливали стобальную систему и получали высокие оценки. Этому было несколько причин: а) баллы бонитета, полученные по почвенно-климатическим формулам, отражали не реальное плодо родие, а его потенциальные (климат) возможности;

б) в формуле, предложенной И.И.Кармановым, ряд факто ров (например, орошение), предназначенные для «нормальных» почв, также приводит к завышению баллов бо нитета. Наряду с этим применением почвенно-климатических формул и индексов были выявлены баллы бони тета почв, используемые под сахарную свеклу, кукурузу, зерновые, цитрусовые, хлопок, виноград и чай в ряде регионов Республики [3, 4].

Как видно из проведенных нами расчетов, самые высокие баллы бонитета, почв бассейна рек Турйанчай Гейчай полученные с применением почвенно-климатических формул под различными растениями меняются в зависимости от условий орошения. Несмотря на то, что баллы бонитета, вычисленные по почвенно климатическим формулам для различных сельскохозяйственных культур, носят чисто теоретический характер, они указывают на потенциальные возможности получения максимальной урожайности растений при конкрет ных почвенно-климатических показателях территории. Поэтому, мы можем говорить и о практическом значе нии показателей оценки, так как известно, что из всех районов, входящих в бассейн рек Турйанчай-Гейчай, только в Агдаше на незначительных площадях (228 га) выращивается сахарная свекла, однако агроклиматиче ские показатели ее на серо-коричневые темных (83 баллов) почвах более высокие. Это также относится и к од нолетним, многолетним травам. Несмотря на наличие, здесь полевого кормопроизводства на фоне высокой аг ротехники, экологические показатели окружающей среды на территории бассейна указывают на высокие по тенциальные возможности для дальнейшего развития этой отрасли сельского хозяйства.

Kачественная оценка (бонитировка) почв бассейна рек Турйанчай-Гейчай с учетом почвенно климатических показателей раскрыла высокие потенциальные возможности данного агроэкологического ре гиона для дальнейшего развития традиционных направлений сельскохозяйственного производства, таких как, выращивание зерновых, кормовых, кукурузы и сахарной свеклы.

148   В результате применения почвенно-климатических формул И.И.Карманова, почвы (на богаре и на оро шении) рек Турйанчай-Гейчайского оценены (в баллах).

Таким образом, для зерновых (без кукурузы): горно-лесные бурые остепненные – 52;

горно-коричневые выщелоченные послелесные – 63;

горно-коричневые типичные послелесные – 46;

горно-коричневые карбонат ные послелесные -38;

горно-коричневые остепненные -49;

горно серо-коричневые темные -39;

горные серо коричневые обыкновенные -7;

серо-коричневые темные -97;

серо-коричневые обыкновенные- 79;

серо коричневые светлые – 52;

серо-коричневые орошаемые -69;

Лугово серо-коричневые – 69;

Сероземы светлые 75;

Светло луговые – 56;

сероземно-луговые темные -54;

сероземно-луговые обыкновенные – 67;

сероземно луговые светлые -59. и т.д.

Литература 1. Докучаев В.В. Собр.соч.М., Изд-во АН СССР, 1951,т.VI, с.595.

2. Сибирцев Н.М. Избр.соч.М., 1951, т.I, с.472.

3. Мамедов Г. Ш. Почвенно- климатические основы сельскохозяйственного использования земель Азербайджана.// Тез. докл. конф. межд. учас. микроклиматов. Россия Санкт-Петербург, 1995, с. 200.

4. Мамедова С. З. Почвенно-экологический индекс чаепригодных почв Азербайджана: Научная база земельной ре форма в Азербайджанской Республике. Материалы Республиканской конференции. Азербайджан Баку, 2002, с.

144, 5. Тюменцов Н.Ф. Сущность бонитировки почв на генетико - производственной основе. Новосибирск. Наука, 1975, 140с., Россия 6. Карманов И.И. Общие проблемы оценки плодородия почв и особенности его оценки в условиях орошения. В кн.:Плодородие почв: проблемы, исследования, модели. М., 1985., Россия УДК 631 ЭЛЕКТРОСОПРОТИВЛЕНИЕ ПОЧВ КАК ПОКАЗАТЕЛЬ РОСТА РАСТЕНИЙ ПРИ РАЗЛИЧНОЙ СТЕПЕНИ ЗАСОЛЕНИЯ СВЕТЛО-КАШТАНОВОЙ ПОЧВЫ А.В. Кириченко1, Р.И. Зайцева2, Ю.В. Егоров Факультет почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова, Москва ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН, Москва E-mail: elrish@yandex.ru Плодородие почвы определяется ее вещественным составом, водно-физическими и физико химическими свойствами. От них главным образом зависит развитие растений – интенсивность роста и уро жайность. Одним из характерных свойств является удельное электрическое сопротивление почвы (1, 2).

В лабораторных опытах с растениями горчицы сарептской взяты образцы из пахотного горизонта свет ло-каштановой почвы (Заволжье, Волгоградская область). Почва содержит 1.4. % гумуса, среднесуглинистая, содержание физической глины 42 %, крупной пыли 31 %, мелкого песка 27 %. Сумма обменных оснований ммоль экв/100 г почвы. Реакция водной суспензии слабощелочная при снижении pH от 7.81 (контроль) до 7. при сильном засолении. Сумма солей составляет 0.037 %. Максимальная гигроскопическая влажность 8.3 %.

Постановка и проведение лабораторных опытов подробно описаны (3). В их основе лежит методика проращивания семян при определении их всхожести (ГОСТ 12038–84). В вариантах опытов почву увлажняли растворами хлорида натрия в концентрациях 0.05;

0.10;

0.15;

0.20;

0.25;

0.30;

0.35 моль экв/л. На контроле дис тиллированная вода. Влажность почвы 24 % была задана оптимальной для создания физической спелости поч вы. Осмотическое давление влаги в почве определяли криоскопическим методом. Наблюдение за прорастанием и развитием всходов длилось 9 дней и заканчивалось измерением длины растений, нахождением среднего – медианы среди девяти растений в каждом из вариантов. Относительная длина проростков (Hотн =h/h0, где h – средняя длина проростков и h0 – максимальная длина в оптимальных условиях опыта) является необходимым показателем роста при сравнении данных отдельных опытов.

В засоленных хлоридом натрия образцах вариантов опытов были проведены измерения удельного элек трического сопротивления r, являющегося интегральным показателем величины засоления почвы. Эти опыты были проведены для выявления допустимых границ оптимального развития растений, иными словами – соле устойчивости, обусловленной их физиологическими особенностями.

Измерения r исследуемых образцов почвы проводилось на приборе АЭ–72 с помощью четырехэлек тродного электрического датчика – кюветы из органического стекла объемом 6.2. см3 с симметрично вмонти рованными в стенки кюветы измерительными электродами AMNB. Почва закладывалась в кювету и равномер но утрамбовывалась таким образом, чтобы плотность образцов при всех последующих определениях была оди накова. На питающие электроды AB подавался постоянный электрический ток напряжением 18 вольт. С помо щью прибора АЭ–72 измерялась величина электрического тока I в цепи электродов AB, и на электродах MN величина падения напряжения DU при прохождении тока через почву. Сопротивление почвы рассчитывали по формуле: r= KDU/I, где K – коэффициент датчика. Коэффициент датчика определялся заранее с помощью элек тролита с известным сопротивлением. Для каждого датчика величина K индивидуальная, поскольку она зави сит от объема датчика и расположения электродов AMNB. Питающий растение почвенный раствор является электролитом с положительными и отрицательными ионами. Интенсивное развитие растений происходит при оптимальном содержании и соотношении ионов, что и является предметом изучения и выявления этих пара метров.

На рис. 1A показана зависимость относительной длины (Hотн) растений горчицы от удельного электриче ского сопротивления почвы (r, Омм) при ее влажности, равной 24 % и различном содержании хлорида натрия в почве.

  Правая часть графика при величине r 4 Омм показывает, что наблюдается оптимальное развитие всхо дов. При уменьшении r от 4 до 3 Омм начинается снижение роста и в диапазоне от 3 до 1.8 r происходит резкое угнетение, а затем полное прекращение роста, что отражает степень засоления почвы. График данной зависи мости существенно не линеен.

Более удобна интерпретация результатов в форме зависимости 1/ Hотн от 1/ r («обратное r»), которая прямолинейна и выражается формулой, полученной из эксперимента: 1/ Hотн = 0.92 + 0.31 1/(r–1.92). Коэффи циент корреляции данных по уравнению высокий (0.93). На графике 1Б дополнительно приводятся шкалы:

удельного сопротивления почвы (r, Омм ), содержание соли NaCl (Cl–, ммоль экв/100 г почвы), осмотического давления влаги в почве (–P, атм) и относительной длины проростков (Hотн).

На границе оптимального интервала развития проростков с его оценкой по Hотн, (1.0 – 0.8) содержание Cl– равно 3 ммоль экв, что по классификации (4) соответствует переходу от средне- к сильнозасоленной почве.

В интервале слабого снижения от оптимума (0.8 – 0.4) содержание Cl– при Hотн = 0.4 увеличивается до 5 ммоль экв уже в сильнозасоленной почве. В соответствии с переходом от средне- к сильнозасоленной почве уровень осмотического давления влаги снижается от –8 до –11 атм.

Предложенный нами способ интерпретации результатов опытов может быть использован для оценки со леустойчивости растений. Согласно этим результатам всходы горчицы сарептской являются весьма солеустой чивыми. Отметим, что в научной литературе недостаточно данных о солеустойчивости рассмотренной нами масличной культуры.

Литература 1. Вадюнина А.Ф. Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв. Москва. Агропромиздат. 1986.

415 с.

2. Кириченко А.В., Кондрашкин Б.Е., Егоров Ю.В. Исследование с помощью ВЭЗ почвогрунтов Владимирского ополья. Материалы V съезда ВОП им. В.В. Докучаева. Ростов-на-Дону, 2008. С. 3. Зайцева Р.И., Желнакова Л.И., Никитина Н.С. Характеристика солеустойчивости кормовых культур в начальной фазе вегетации при засолении чернозёма хлоридом натрия. Бюллетень Почвенного института им. В.В. Докучаева.

Выпуск 63. Москва, 2009. С. 25–40.

4. Классификация и диагностика почв СССР. М.: Колос, 1977. 222 с.

150   УДК 541.18;

631.4.41;

632. 954.

ИССЛЕДОВАНИЕ АДСОРБЦИИ ГЕРБИЦИДОВ ПОЧВОЙ Л.Л. Кныр, К.В. Кузьмина Кубанский государственный университет, г. Краснодар E-mail: kyzj_111@mail.ru Исследование сорбционно – десорбционных взаимодействий пестицидов с почвой позволяет правильно представить ее роль как среды для их сохранения. Поглощение их почвой препятствует миграции в растворенном состоянии и разложению, но способствует переносу в форме твердого стока с мелкодисперсной фракцией почвы.

Предлагаемый элемент экспериментальной экотоксикологической модели предназначен для изучения, содержащихся в ней, сорбционных процессов, происходящих при взаимодействии гербицидов с почвой и гли нистыми минералами.

В основу предлагаемого метода определения сорбционных характеристик органических ксенобиотиков положены стандартизированные способы, используемые в физической химии и химии почв для исследования взаимодействия биофильных элементов и минеральных солей с почвой и другими сорбентами [1 – 3]. Предла гаемый метод апробирован при изучении адсорбции лугово – черноземовидной почвой некоторых групп гер бицидов и их производных [4].

В процессе исследований должны быть выявлены экстремальные условия, при которых протекают сорб ционные процессы в зависимости от таких факторов, как соотношение и время взаимодействия фаз, рН и тем пература почвенной суспензии, влажность сорбента и концентрация сорбата.

Исследуемую почву доводят до воздушно – сухого состояния, очищают от растительных остатков, кам ней и других включений, измельчают на мельнице или в ступке, просеивают через сито с диаметром ячеек 1 мм и хранят в закрытой емкости в лаборатории.

Монтмориллонит готовят по методике Горбунова [1]. Для удаления карбонатов к образцу минерала до бавляют при постоянном перемешивании небольшими порциями 1 н HCl (до соотношения фаз 1:2). После это го суспензию минерала переносят на воронку Бюхнера, фильтруют и промывают водой до полного удаления HСl (проверка на наличие Cl – иона 1% - ным раствором азотнокислого серебра). Образец высушивают при – 70° и для удаления органического вещества обрабатывают 30% - ной Н2О2 (при соотношении фаз 1:1), после чего выдерживают 6 – 7 ч. Для перевода минерала в Н+ - форму добавляют концентрированную НСl (до соот ношения фаз 1:1) и оставляют на сутки. После этого глину промывают водой на фильтре от избытка НСl (5 – раз по 20 – 30 мл), высушивают, тщательно растирают в ступке и используют в экспериментах.

Навеску токсиканта берут в таком количестве, чтобы исходная концентрация рабочего раствора токси канта (Со) составляла 0,01, 0,1 и 1,0 ммоля.

Концентрацию поглощенного почвой токсиканта определяют по формуле :

(1) Коэффициент распределения (K) рассчитывают по формуле :

(2) Для расчета количества сорбента, необходимого для очистки воды от сорбата (ксенобиотика), использу ют преобразованное уравнение адсорбции Фрейндлиха [4].

(3) В этом случае при нанесении по оси ординат значений против соответствующих равновесных концен траций (С, логарифмический масштаб) получают прямую линию,которая с осью абцисс составляет угол ;

ко тангенс этого угла соответствует значению, а отрезок на ординате при С = 1 – значению k. В уравнения (1), – концентрация сорбированного токсиканта, ммоль/100 г;

С0 – исходная концентрация в растворе, (2), (3):

ммоль ;

С – равновесная концентрация в супернатанте, ммоль;

g – навеска абсолютно сухой почвы, г;

V – объем раствора, мл., k,n – безразмерные константы, определяемые экспериментально. Погрешности экспериментов складываются из операций взятия навески, встряхивания, центрифугирования, отбора аликвоты и анализа ксе нобиотиков. Относительная ошибка экспериментов не должна превышать ±10%.

Содержание токсикантов в аликвоте супернатанта определяют по методике ГОСТ. Степень поглощения токсикантов во многом устанавливают соотношением фаз в системе. Для выяснения условий максимального поглощения сорбата необходимо установить влияние изменения массы сорбента (при постоянном объеме рас твора сорбата) на поглощение. Установлено, что сорбент обладает максимальным поглощением при соотноше нии Т:Ж = 1:5.

В опытах всегда необходимо учитывать влажность сорбента, так как за счет гидратации свойства сор бента могут меняться. Вода, являясь диполем, может препятствовать межмолекулярному взаимодействию ксе нобиотика с почвенными коллоидами [3]. Поэтому, чем выше влажность сорбента, тем больше конку рирующих молекул воды участвует в процессе сорбции и тем, следовательно, с большей легкостью вытесняют   из сорбента ранее поглощенные ионы. Для создания нуж ных уровней увлажнения почвенные образцы насыщают водой до ПВ и затем высушивают сорбент до массы, соот ветствующей заданной влажности. Рекомендуется созда вать влажность сорбента равной 25, 50 и 100% от ПВ.

Изменение реакции среды может изменять заряд минеральных коллоидов, степень диссоциации сорбатов (ионогенные соединения), вызывать диссоциацию солей (в особенности Са2+ и Mg2+ ), а также изменять заряды гидро окисей кремния и алюминия почвенных сорбентов. pH почвенной суспензии должна составлять pH 3 и pH 11 [5].

Температуры почвенной суспензии, обусловленное физическими явлениями, уменьшается, в то время как хе мосорбция, напротив, увеличивается [3,4]. Кроме того, ре зультаты разных опытов правомерно сравнивать только при одинаковых температурных характеристиках. За висимость поглощения соединений от изменения темпера туры изучают в климатокамерах и политермостатах. Все операции подготовки проб (встряхивание, центрифугиро Изотермы адсорбции пропанида (1) вание, отбор аликвоты) также проводят при заданной тем и 2,4 – Д (2) лугово–черноземо- пературе. Верхний и нижний пределы температуры для видной почвой из гор. А и ВС экспериментов подбирают так, чтобы не менялось физи ко–химическое состояние растворителя и сорбата. Иссле дованиями установлены оптимальные температуры: 0.6, 16, 26, 40 и 50° С.

Изотермы адсорбции являются важной характеристикой сорбционных свойств сорбатов, существенно дополняющей представления о механизме сорбции. Варьируя концентрацией исходного раствора (Co) можно получать данные, характеризующие зависимость между поглощением вещества сорбентом и равновесной кон центрацией сорбата в растворе (С), по которым строят изотермы [2].

Пример. Условия опыта: сорбат – пропанид, 2,4–Д, 3,4–ДХА или 2,4–ДХФ;

сорбент – лугово – чернозе мовидная почва (гор. А и ВС), Н+ - монтмориллонит, каолинит, Т:Ж=1:10 и 1:80, Со=0,01 1,0 ммоль, g=2 и 0, г, V =20 мл, pH = 7,0 – 7,5, Т = 23°, =60 мин. Изотермы для пропанида (Н+ - монтмориллонит), пропанид 2,4 – Д (почва гор. А) имеют линейный характер и в случае низких концентраций этих соединений описываются уравнением адсорбции Фрейндлиха (рисунок);

изотерма адсорбции 3,4—ДХА (каолинит), как правило, имеет многоступенчатый характер и по классификации Джайлса может быть отнесена ко второй L – группе (ленгмю ровский тип изотермы).

Таким образом, адсорбция гербицидов почвой и глинистыми минералами, в лабораторных условиях, по зволяет получить информацию, необходимую для выяснения ряда закономерностей их поведения в почве и в водной среде.

Литература 1. Возбуцкая А.Е. Химия почв. М.: Высшая школа. 1968. С. 197 – 202.

2. Рачинский В.В. Практикум по применению изотопов и излучений в сельском хозяйстве. Вып. 8. М.: ТСХА. 1969.

85 с.

3. Соколов М.С., Кныр Л.Л. Фотолиз, сорбция и миграция пестицидов в почвах и ландшафтах (обзор литературы)// Химия в сельском хозяйстве. 1973. № 9. С. 43 – 48.

4. Соколов М.С., Кныр Л.Л., Чубенко А.П. Гербициды в рисоводстве (особенности поведения в условиях рисовой оросительной системы). М.: Наука. 1977. С. 13 – 19.

5. Aly M., Faust D. Studies on the fate of 2,4 – D and ester derivatives in natural surface waters// J. Agr.: Food Chem. 1999.

v. 12, № 6. P. 541- 546.

6. Marquardt R., Luce E.L. A new basic procedure for determining phenoxy acid herbicides in agricultural products// J. Agr.:

Food Chem. 1964. v. 9, № 4. P. 266 – 270.

УДК 631: МИНЕРАЛОГИЧЕСКИЕ И МИКРОМОРФОЛОГИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ ВТОРИЧНО-ОКАРБОНАЧЕННЫХ РИСОВЫХ ПОЧВ ЮЖНОГО КИТАЯ И.В. Ковда1, М.П. Лебедева2, Н.П. Чижикова2, Т.И. Малуева - Институт географии РАН, 2- Почвенный институт им. В.В.Докучаева, Москва E-mail: ikovda@mail.ru Введение. Выращивание культуры риса сопровождается периодическим затоплением почв, что, вместе с другими факторами агрогенного воздействия (вспашкой, землеванием, внесением органических удобрений, из весткованием) трансформирует первоначальные условия почвообразования влияя на протекающие в почве элементарные почвенные процессы.

Целью нашего исследования было выявление и разделение признаков исходного почвообразования и процессов и свойств, возникших в почвах после начала возделывания риса и сопутствующих вторичному окар боначиванию рисовых почв с использованием минералогических и микроморфологических методов.

Объекты и методы. Изучены три почвенных профиля заложенные на ровной плоской слабонаклонной поверхности (абс. высоты 155-165 м над ур. моря) в окрестностях г. Гуйлинь (автономный район Гуанси). Поч 152   вы находятся в условиях влажного субтропического муссонного климата (годовое количество осадков мм;

Т ср. год. +18…+20 оС, Тянв +8-+10, Тиюля +26-+28 оС) практически на границе областей субтропического и тропического климата. Отличительной особенностью района исследований являются 100-200-метровые доло митизированные известняковые останцы карстовой денудации, между которыми распространены красноцвет ная элювиально-делювиальная кора выветривания и древние аллювиальные отложения, используемые для вы ращивания риса. Типичными естественными почвами региона являются желтоземные и красноземные почвы [1]. Все почвы находятся в фермерском использовании с чередованием в севообороте риса с овощными культу рами и снятием двух урожаев в год. Вторично-окарбоначенные рисовые почвы в соответствии с современными классификациями имеют название Антросоли [2], а согласно новой классификации почв России их следует от нести к отделу Акваземов [3].

В лаборатории минералогии и микроморфологии Почвенного института им. В.В.Докучаева из образцов ненарушенного сложения с использованием полисинтетических смол в условиях вакуумной пропитки были приготовлены шлифы. Рентгеносъемка в ориентированных препаратах полученных методом седиментации на покровные стекла произведена на универсальном рентгендиффрактометре ХZG-4a фирмы Карл Цейсс-Йенна (Германия). Режим работы аппаратуры: 30 kV, 40 mA. Съемка выполнена в исходном воздушно-сухом состоя нии, после сольватации этилен-гликолем и после прокаливания при 550оС в течение 2-х часов. Выделение фракций размерностью 1, 1-5 и 5-10 мкм проводилось по методу Горбунова [4]. Диагностика произведена по общепринятым руководствам.

Результаты и обсуждение. Минералогические и микроморфологические исследования позволили сделать ряд выводов относительно общей эволюции и направленности современного развития рисовых почв. При опреде ленном сходстве всех трех почв по морфологии и типу современного использования, по остаткам исходных почв в нижней части профиля, были выявлены специфические признаки каждой почвы, а именно, признаки желтозем ного, красноземного и аллювиально-глеевого почвообразования. Эти признаки диагностируются минералогиче ски и микроморфологически. Морфологические признаки элювиального горизонта отсутствуют в связи с сильной преобразованностью верхней толщи;

по гранулометрическому составу (наличие резкой текстурной дифферен циации) или химически (высокая кислотность) предыдущий этап почвообразования также не выражен, что связа но с окультуриванием почв и проявлением вторичного окарбоначивания в результате известкования.

Минералогические методы показывают существенные различия между верхней толщей и нижней ча стью профиля как по общему содержанию фракций, так и по их составу. Верхние 30 см как правило обогащены тонкой пылью (1-5 мкм) до 13-17 %. Глубже 50-60 см материал подвержен сильной агрегации или цементации и наблюдается очевидное искажение гранулометрического состава по результатам выделения фракций. В част ности, в двух изученных почвах, при неизменно глинистом составе согласно полевым наблюдениям, лабора торные результаты показали падение фракции ила до ~1-8 %. Можно предположить, что выделению илистой фракции препятствует ее агрегация (цементация) соединениями железа или кремния.

В составе глинистых минералов исходных почв диагностированы смешаннослойный хлорит вермикулит, каолинит, а также кварц, гиббсит и гетит. Иногда отмечается галлуазит. В верхней агрогенно преобразованной части в пылеватых фракциях резко возрастает доля кварца;

в илистой фракции выше доля гидрослюд, ухудшается структурное состояние каолинита, иногда присутствует разбухающая фаза слюда смектитового типа. Минералогический анализ указывает на более свежий материал илистой фракции верхних горизонтов рисовых почв. Мы склонны объяснять это поступлением свежего материала при орошении мутны ми водами, а также поступлением свежих частиц илистого размера при физическом дроблении глинистых ми нералов фракции крупной и средней пыли. К реликтовым признакам, обнаруживаемым минералогичскими ис следованиями, следует отнести наличие гематита, который принято считать реликтом древних процессов вы ветривания [5].

Микроморфологические исследования также помогли выявлению исходных признаков, которые в на стоящих условиях можно трактовать как реликтовые, и выявили современные тренды преобразования материа ла рисовых почв.

В верхних горизонтах плазма гумусо-железисто-глинистая с низким двупреломлением, выделяется гори зонт с карбонатной плазмой. Много обугленных растительных остатков, отмечаются разнообразные выделения карбонатов (в виде спаритовых кутан и отдельных зерен спарита, железисто-кальцитовые нодули, редкие мик ритовые стяжения и др.), присутствует арагонит. Встречаются отдельные глинистые и железисто-глинистые фрагменты, которые можно отнести к остаткам исходного строения на разных стадиях обезжелезнения и физи ческого разрушения. Ниже плазма приобретает буровато-желтую окраску и глинистый состав с высокой опти ческой мозаичной породной ориентировкой. Обильные пылевато-глинистые кутаны и инфиллинги. Карбонат ные и карбонатно-железистые новообразования сменяются железистыми в виде нодулей и пропиток. Отмеча ются различия в степени проявления оглеения и вторичного окарбоначивания.

В шлифах хорошо просматриваются округлые железистые конкреции размером от 1 до 5-8 мм. Их коли чество и размер возрастают с глубиной и они также отнесены к признакам исходного почвообразования. В верхней части почв эти конкреции наблюдаются в сильно трансформированном виде. Их размер и плотность уменьшаются;

отмечается сильное фрагментирование. По многочисленным трещинам формируются спарито вые карбонатные кутаны.

Таким образом, с помощью минералогического и микроморфологическог методов отмечены современ ные процессы, связанные с антропогенным влиянием и уничтожающие исходные свойства почв. Так просле живается трансформация исходные твердых железистых конкреций, их физическое выветривание, внедрение в трещины кальцита, который усиливает физическое разрушение реликтовых конкреций вплоть до их полного   исчезновения и превращения в карбонатные. В верхней части почв отмечены разновозрастные проявления вто ричного окарбоначивания. Происходят специфические минералогические трансформации, которые особенно хорошо видны при анализе не только илистой фракции, но и фракций тонкой и средней пыли. В разрезе GR- максимально развитие получило оглеение, проявляющееся в обесцвечивании основной массы и перераспреде лении соединений железа.

Современное состояние почв и выраженность вторичного окарбоначивания определяются историей раз вития почв, их состоянием к моменту начала внесения извести, навоза и затопления под культуру риса, а также современными условиями - геоморфологическим положением, близостью грунтовых вод и верховодки, совре менным режимом использования.

Таким образом, желтоземные признаки в наибольшей степени прослеживаются в разрезе GR-02. Почва вскрытая в разрезе GR-03 имеет желтоземно-красноземные признаки, а почва вскрытая в разрезе GR-04 несет в себе максимальные признаки развития оглеения в аллювиальной слоистой почве.

Литература 1. Ковда В.А. Очерки природы и почв Китая. М.: АН СССР. 1959 456 с.

2. Мировая коррелятивная база почвенных ресурсов: основа для международной классификации и корреляции почв// М.: Тов-во научных изданий КМК. 2007. 280 с.

3. Классификация и диагностика почв России. Смоленск, Ойкумена, 2004. 342 с.

4. Горбунов Н.И. Методика подготовки почв к минералогическим анализам// Методы минералогического и микро морфологического изучения почв. М.: Наука. 1971. С. 5-15.

5. Felix-Henningsen P., Zakosek H., Liu Liang-wu. Distribution and genesis of red and yellow soils in the central subtropics of southeast China// catena. 1989. V. 16. PP. 73-89.

УДК 631.417. ТЕОРЕТИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА СОДЕРЖАНИЯ ГУМУСА В ПОЧВАХ И ЕЕ АКТУАЛЬНОЕ ЗНАЧЕНИЕ ДЛЯ РЕШЕНИЯ ПРОБЛЕМЫ АГРОЭКОЛОГИЧЕСКОЙ БЕЗОПАСНОСТИ РОССИИ Б.М. Когут Почвенный институт им.В.В. Докучаева РАСХН, Москва E-mail: kogutb@mail.ru Гумус - динамичная система, состоящая из совокупности растительных и животных остатков, утратив ших черты анатомического строения и претерпевающих различные этапы разложения и синтеза;

основная и важнейшая составляющая часть органического вещества почвы (Когут, 2007).

Гумус является одним из базовых интегральных показателей, характеризующих генезис и плодородие почв.

Оценочные шкалы Гришиной, Орлова (1978), Орлова с соавт. (2004) и приведенную в “Классификации и диагностике почв России, 2004” по степени гумусированности почв можно рассматривать как абсолютные, от ражающие в определенной степени генетическую принадлежность почв. В то же время в работе Стокозова и Зенина с соавт. (“Временные рекомендации...”,1985) было показано, что система Гришиной, Орлова (1978), также как и рекомендованная ЦИНАО не могут быть использованы для объективной оценки гумусового со стояния почв пашни, т.к. предложенные градации не увязаны с конкретным типом почвы и его гранулометри ческим составом.

На основе массового материала ВНИПТИХИМ (1985) разработал предварительные градации пахотных почв России по степени гумусированности, в основу которых положены тип (подтип) почвы и три группы по гранулометрическому составу.

Градации для пахотных почв России по степени гумусированности, основанные на учете его минималь ного содержания (Krschens,1980;

Дьяконова, 1984), рассчитанному по величине физической глины, предложе ны Почвенным институтом им.В.В.Докучаева (Справочная книга по производству и применению удобрений, 2001) и включают пять классов – минимальное, очень низкое, низкое, среднее, высокое. Выбор ширины клас сов в данном случае был субъективен.

Теперь поясним, что же собой представляет величина минимального содержания гумуса. В соответствии с Кершенсом (1992) содержание органического углерода почвы состоит из инертного, практически не участ вующего в процессах превращения, и трансформируемого органического углерода. Инертная фракция в основ ном зависит от условий местообитания (содержание ила и мелкой пыли), а разлагаемая, которая легко транс формируется в почвах, от условий хозяйствования. Содержание инертного гумуса близко понятию минималь ного, которое можно определить в неудобренных почвах с высоким насыщением пропашными культурами или наиболее правильно в условиях бессменного чистого парования.

Поскольку длительных опытов с чистым бессменным паром на почвах крайне недостаточно, предложе ны расчетный ( Krschens,1980;

Дьяконова, 1990) и эмпирический (Когут, 1996) способы определения мини мального содержания гумуса. Согласно Дьяконовой (1990) эта величина равна произведению значения содер жания физической глины в почве на экспериментально найденный расчетный коэффициент, который для дер ново-подзолистых почв Центра Нечерноземья составляет 0,04-0,045. На величину Cmin черноземов с содержа нием общего гумуса в пахотном слое 3-4% могут существенно влиять и другие факторы, в частности, гидро термические показатели. В таких условиях погрешности расчетного коэффициента, вероятно, окажутся доста точно высокими, что исключает возможность его использования для определения содержания Cmin в почвах с такими и большими величинами содержания гумуса.

По данным эмпирического обобщения, при бессменном паровании минимальное содержание гумуса в пахотном слое черноземов с мощностью аккумулятивно-гумусового горизонта 70 см в первом приближении 154   равно его реальному содержанию в слое 30-50 см целинных и пахотных типичных и выщелоченных чернозе мов Центрально-Черноземного региона. Очевидно, в эти слои поступает минимальное количество корневой фитомассы, приводящее к формированию одинаковых запасов гумуса ( Когут, 1996).

Несмотря на имеющиеся косвенные экспресс-методы установления значений Cmin, для более точной оценки величин минимального содержания гумуса его следует определять в длительных опытах с бессменны ми чистыми парами. Учитывая, что в абсолютном большинстве многолетних стационарных полевых опытов России варианты с бессменным чистым паром не предусмотрены, считаем целесообразным их незамедлитель ную закладку. Варианты с бессменным чистым паром могут быть заложены на старопахотной почве, находя щейся вблизи стационара с многолетними опытами.

Было предложено (Когут, 1998) при оценке степени выпаханности черноземов с позиций их гумусового состояния использовать в качестве точки отсчета значения минимального содержания гумуса, а объективные интервалы шкалы значений содержания гумуса согласно Фриду, Большакову (1988) строить на основании ве личин межлабораторных допустимых расхождений.

С учетом сказанного составлена шкала градации пахотных почв России по степени гумусированности пахотного слоя, состоящая из четырех классов.

Первый – содержание гумуса меньше минимального – включает почвы, частично утратившие инертную компоненту гумуса в результате эрозионного выноса почвенных частиц, перемешивания гумусового горизонта с нижележащими, механического выноса тонкодисперсных частиц при уборке пропашных культур и т.д. Вто рой – слабогумусированные, третий – среднегумусированные – включает почвы, в той или иной степени утра тившие трансформируемое органическое вещество по отношению к его содержанию в целине в результате биологической минерализации. Четвертый – сильногумусированные – включает почвы, близкие по содержа нию гумуса целинным.

В предложенной шкале градации пахотных почв России дана относительная оценка содержания гуму са, учитывающая его трансформируемую компоненту, которая в определенной степени характеризует эффек тивное плодородие почв.

Здесь следует отметить весьма важное обстоятельство. Формирование и преобразование гумуса является совокупностью протекающих в почве физических, физико-химических, химических, биохимических и биоло гических процессов. Однако используемое в настоящее время его разделение на лабильные, активные, легко разлагаемые, с одной стороны, и устойчивые, инертные, стабильные группы фракций, с другой стороны, носит весьма условный характер. Так, например, если речь идет о гумусовых веществах черноземов, извлекаемых 0, н раствором NaOH, то следует говорить о лабильности с позиций химического фракционирования. Если прово дится биокинетическое фракционирование органического вещества почвы согласно схеме Семенова с со авт.(2005), то оно в наибольшей степени характеризует биологические почвенные процессы. Трансформируе мое органическое вещество, рассчитанное на основе формулы Ctrans=Creal – Cmin (Кершенс,1992), наиболее адекватно отражает нативную агрогенную лабильность органического вещества почвы, которая является ре зультирующей различных процессов.

Пахотные почвы второго, третьего и четвертого классов в предложенной шкале градации по степени гумусированности отличаются друг от друга только по содержанию трансформируемого органического веще ства, которое является легковозобновляемым ресурсом. Диапазон изменения содержания гумуса от второго до четвертого классов может быть признан допустимым, т.к. в пределах этих классов допускается потеря органи ческого вещества, которая может быть восстановлена. В случае снижения содержания гумуса ниже его мини мальных значений, т.е. при переходе от второго класса к первому или утрате инертной компоненты гумуса, ее восполнение представляется крайне затруднительным.

В пределах допустимого диапазона изменений содержания гумуса вполне реальна задача его регулиро вания на нормативной основе. С позиций агроэкологии стратегия внесения органических удобрений при усло вии их ограниченных ресурсов должна быть направлена на удобрение наиболее выпаханных почв. В то же вре мя слишком высокое содержание гумуса может быть экологически и экономически невыгодным, поскольку неизбежно связано с активным высвобождением азота, особенно в периоды, когда он не может быть использо ван растениями (Кершенс с соавт., 2002) и, следовательно, с загрязнением окружающей среды. По этой причи не нормативы обеспеченности органическим веществом имеют верхнюю границу.

Литература 1. Временные рекомендации по отбору почвенных проб для определения гумуса при агрохимическом обследовании пахотных земель РСФСР. М.,МСХ РСФСР. ВНИПТИХИМ, 1985. 35 с.

2. Гришина Л.А., Орлов Д.С. Система показателей гумусного состояния почв//Проблемы почвоведения. М.: Наука.

1978.С.42- 3. Дъяконова К.В. (состав.) Рекомендации для исследования баланса и трансформации органического вещества при сельскохозяйственном использовании и интенсивном окультуривании почв М.: Почвенный ин-т им.В.В.Докучаева.1984. 96 с.

4. Дъяконова К.В. (состав.) Оценка почв по содержанию и качеству гумуса для производственных моделй почвен ного плодородия. М.:Агропромиздат. 1990. 28 с.

5. Кершенс М. Значения содержания гумуса для плодородия почв и.круговорота. Посвящается 100-летию со дня рождения профессора, академика И.В.Тюрина// Почвоведение.1992. №10. С.122- 131.

6. Кершенс М., Шульц Э., Титова Н.А. Динамика гумуса в лессовом черноземе//Почвоведение. 2002. №5. С.601-606.

7. Классификация и диагностика почв России// Шишов Л.Л., Тонконогов В.Д., Лебедева И.И., Герасимова М.И. – Смоленск:Ойкумена. 2004.. 342 с.

8. Когут Б.М. Трансформация гумусового состояния черноземов при их сельскохозяйственном использовании: Ав тореф. дис.... д-ра с.-х. наук// Почв. ин-т им.В.В.Докучаева. М., 1996. 48 с.

  9. Когут Б.М.Оценка степени выпаханности черноземов по содержанию гумуса//Антропогенная деградация поч венного покрова и меры ее предупреждения/ Тез. и докл. Всероссийской конф.М., РАСХН. 1998.С.47-49.

10. Когут Б.М. Гумус//Большая Российская Энциклопедия.2007.Т.8.С.157.

11. Орлов Д.С., Бирюкова О.Н., Розанова М.С. Дополнительные показатели гумусного состояния почв и их генети ческих горизонтов //Почвоведение. 2004. №8. С.918-926.

12. Семенов В.М., Иванникова Л.А., Кузнецова Т.В. Лабораторная диагностика биологического качества органиче ского вещества почвы // Методы исследований органического вещества почв. Владимир.

ВНИПТИОУ.2005.С.214-229.

13. Справочная книга по производству и применению удобрений. Владимир. ВНИПТИОУ. 2001.С.11-23.

14. Фрид А.С., Большаков В.А. Вопросы метрологии при разработке моделей плодородия почв//Бюл. Почвенного ин-та им.В.В.Докучаева. 1988. Вып.53. С.10-13.

15. Krschens M. Die Abbangigkeit der organishchen Bodensubstanz von Standortfactoren ind acker-und planzenbaulichen Massnahmen, ihre Beziehungen zu Bodeneigenschaften und Ertrag sowie Ableitung von erstenBodenftuchtbarkeit skennziffern fr den Gehalt des Bodens an organischer Substanz. – Berlin:Akad. Landwirtsch. – Wiss. DDR. Diss.B. УДК 631. ВЛИЯНИЕ ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ НА ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ФУНКЦИИ ПОЧВ С.И. Колесников Южный федеральный университет, Ростов-на-Дону E-mail: kolesnikov@sfedu.ru Нормальное функционирование почв, то есть выполнение ими экологических и сельскохозяйственных функций, — залог экологической и продовольственной безопасности человечества. При этом все возрастающее антропогенное воздействие, в том числе химическое загрязнение, ведет к нарушению экологических и хозяйст венных функций почвы. Соответственно растут экологические, экономические, социальные и другие ущербы от снижения плодородия почв и недополучения урожаев, загрязнения почв и сельскохозяйственной продукции.

В последнее время при оценке состояния окружающей среды и нормировании ее качества экологический подход стал доминирующим. Нами предлагается оценивать степень негативного воздействия химического за грязнения на основе «эмерджентного» подхода по степени нарушения экологических и хозяйственных функ ций, выполняемых почвой в природной экосистеме, агроэкосистеме или урбосистеме. Это возможно благодаря тому, что нарушение (срыв) экологических функций почвы происходит в определенной очередности в зависи мости от силы антропогенного воздействия. Сначала нарушаются информационные функции, затем биохими ческие, физико-химические, химические и целостные, и в последнюю очередь физические функции почвы.

Устойчивость почвы к загрязнению или иным деградационным процессам должна пониматься, прежде всего, под устойчивостью именно целостных биогеоценотических функций, таких как аккумуляция и транс формация веществ и энергии в биогеоценозе, санитарная функция, функция буферного и защитного биогеоце нотического экрана, условия существования и эволюции организмов. Нарушение этой группы функций следует считать порогом устойчивости почвы к антропогенному воздействию, превышение которого чревато экологи ческим кризисом или даже катастрофой для экосистемы.

В качестве критерия степени нарушения экофункций предлагается использовать интегральный показа тель биологического состояния (ИПБС) почвы, определенный на основе набора наиболее информативных био логических показателей, первыми реагирующими на антропогенное воздействие. Почва выполняет свои эколо гические функции полноценно, пока не произошло снижение значений интегрального показателя. При его снижении в той или иной степени происходит нарушение тех или иных экологических функций почвы.

Было установлено, что если значения ИПБС уменьшились менее чем на 5 %, то почва выполнят свои экологические функции нормально, при снижении значений ИПБС на 5-10% происходит нарушение информа ционных экофункций, на 10-25 % — биохимических, физико-химических, химических и целостных, более чем на 25 % — физических.

Предложенный подход может быть использован и по отношению к другим антропогенным воздействиям на почву: распашка, переувлажнение, засоление, водная эрозия, дефляция и др. Они также могут быть распро странены и на наземные экосистемы в целом, поскольку почва в наземной экосистеме является основным ком понентом, депонирующим и трансформирующим загрязняющие вещества.

Исследование выполнено при финансовой поддержке РФФИ (гранты № 07-04-00690-а, № 07-04-10132-к, № 08-04-10080-к), Федерального агентства по науке и инновациям (гранты Президента РФ № МД-3944.2005.4 и № МД-3155.2007.4), ФЦП «Научные и научно-педагогические кадры инновационной России» на 2009-2013 го ды (госконтракты № П169 и № П1298).

УДК 631.45:631.87:576. БИОДЕГРАДАЦИЯ СОЛОМЫ В ПОЧВЕ И НЕКОТОРЫЕ МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ, ФОРМИРУЮЩИЕ ЭФФЕКТИВНОЕ ПЛОДОРОДИЕ М.В. Колесникова, И.В. Черепухина, Н.В. Безлер Всероссийский научно-исследовательский институт сахарной свеклы и сахара им. А.Л. Мазлумова, Воронежская обл.

E-mail: vniiss@mail.ru В настоящее время количество вносимых в почву органических удобрений сократилось, что приводит к нарушению баланса гумуса и снижению почвенного плодородия.

156   Одним из путей пополнения органического вещества в почве и повышения ее микробиологической ак тивности является использование соломы зерновых культур в качестве органического удобрения, так как за пашка ее биологического урожая увеличивает приход органического вещества почвы в 1,5-2 раза (Дедов, 2000).

Использование соломы зерновых культур приводит к повышению содержания в почве органических ве ществ. В образовании почвенного гумуса используются все компоненты растительных тканей соломы, как ус тойчивые к микробиологическим воздействиям, так и легкогидролизуемые. Кроме того в ее состав входит:

0,5% азота, 0,25 - фосфора (Р2O5), 0,8 - калия (К2O), а также сера, кальций, магний и различные микроэлементы (бор, медь, марганец, молибден, цинк, кобальт и др.).

Запашка соломы увеличивает содержание энергетического материала для микроорганизмов, что способ ствует более активной деятельности почвенной микрофлоры и обогащению ее видового состава.

Использование соломы зерновых культур в качестве органического удобрения становится актуальным способом повышения почвенного плодородия и урожайности выращиваемых культур. Необходимо создать ус ловия для ее быстрого и полного разложения, которое считается таковым при перегнивании 60-80% поступив шего в почву органического вещества. (Тихонов, 1980). Однако в зонах недостаточного и неустойчивого ув лажнения процесс разложения соломы затягивается на 3-5 лет, ускорить его можно с помощью микромицетов целлюлозолитиков и дополнительных компонентов для активизации их жизнедеятельности.


Для изучения деструкции соломы ячменя и озимой пшеницы под воздействием микромицетов целлюлозолитиков в 2007-2009 г.г. были заложены два полевых опыта в зерносвекловичном севообороте ВНИИСС. Почва опытного участка – чернозем выщелоченный среднегумусный тяжелосуглинистый. Почвенные образцы отбирали в пару (после запашки соломы ячменя) и в посевах сахарной свеклы (после запашки соломы озимой пшеницы). Численность почвенных микроорганизмов учитывали методом высева почвенной суспензии на элективные питательные среды. (Звягинцев, 1991;

Теппер, Шильникова, Переверзева, 2004). Содержание щелоч ногидролизуемого азота определяли по методу Корнфилда, содержание подвижных форм фосфора по Чирикову.

Учет численности диазотрофов в почве в обоих опытах показал, что при запашке соломы зерновых куль тур совместно с микромицетом-целлюлозолитиком, азотом и питательной добавкой (ПК) их количество увели чивается. Численность азотфиксирующей микрофлоры колебалась по годам так как гидротермический коэф фициент изменялся от 0,7 до 1,1. При запашке соломы озимой пшеницы дополнительное внесение микромице та-целлюлозолитика способствовало росту численности диазотрофов на протяжении всего периода вегетации: в мае на 0,8 млн. КОЕ в 1 г абсолютно сухой почвы (а. с. п.), в середине вегетационного периода – в 8 раз, а к концу она была выше контроля на 40 %. При запашке соломы ячменя с дополнительным компонентами чис ленность азотфиксаторов в течение вегетационного периода увеличилась относительно контроля на 3,2 и на 3, млн. КОЕ в 1 г а. с. п.

Таким образом, запашка соломы зерновых культур совместно с азотом, ПК и микромицетом целлюлозолитиком повышает численность диазотрофов как в пару, так и в посевах сахарной свеклы. Это свя зано с тем, что целлюлозолитики находятся в бинарном консорциуме с диазотрофами и при их внесении в поч ву соответственно повышается численность азотфиксаторов.

Для формирования оптимального фона фосфорного питания большое значение имеют фосфобактерии. В процессе их жизнедеятельности высвобождается фосфорная кислота, которая поступает в почвенный раствор, увеличивая содержание подвижного фосфора.

Запашка соломы озимой пшеницы с дополнительными компонентами способствовала росту численно сти фосфобактерий на протяжении всего вегетационного периода. Так, в мае она увеличилась в 1,5 раза, в июле – в 7 раз, а в сентябре – в 7,5 раз.

При запашке соломы ячменя в начале и в конце вегетационного периода численность фосфобактерий была низкой без значительных различий по вариантам. В середине вегетации при внесении соломы, азотного удобрения и микромицета-целлюлозолитика численность этой группы микроорганизмов превышала контроль ный вариант в 1,4 раза, а вариант с использованием соломы и азота – в 2,7 раза. По-видимому, вносимый мик ромицет-целлюлозолитик находится в ассоциативном взаимодействии с исследуемой группой микроорганизмов.

Содержание щелочногидролизуемого азота в почве характеризует потенциальные запасы этого элемента в доступной для растений форме (Щербаков, 1983).

В посевах сахарной свеклы запасы щелочногидролизуемого азота ниже, чем в пару, что вполне законо мерно в связи с его выносом формирующимся урожаем культуры.

Внесение соломы ячменя совместно с микромицетом-целлюлозолитиком и ПК привело к накоплению щелочногидролизуемого азота, увеличив его содержание на 1,8 мг/кг.

Использование микромицета-целлюлозолитика для ускорения разложения соломы зерновых культур вы зывает повышение активности азотфиксирующей микрофлоры почвы, что стимулирует процессы, формирую щие эффективное и потенциальное плодородие почвы. Благодаря чему увеличивается накопление в почве азота в щелочногидролизуемой форме.

Важную роль в повышении плодородия и формировании урожая играет фосфор. Добавление микроми цета-целлюлозолитика к соломе озимой пшеницы способствовало повышению содержания этого элемента в почве в среднем на 7,0 – 7,6 мг/100 г почвы, что связано с активизацией почвенной микрофлоры, трансформи рующей органические формы фосфора в доступные для растений. В результате его содержание увеличилось на 3,0 – 5,0 мг/100 г почвы.

К числу важнейших элементов, необходимых для роста и питания растений относится калий. Запашка соломы зерновых культур совместно с микромицетом-целлюлозолитиком и дополнительными компонентами способствовала увеличению его содержания на 0,4 – 0,5 мг/100 г почвы.

  Таким образом, выделенный из чернозема выщелоченного аборигенный штамм микромицета целлюлозолитика при интродукции в свойственную ему среду, активизирует ту часть микрофлоры, которая способствует накоплению элементов питания в почве, что повышает эффективное плодородие.

Литература 1. Дедов А. В. Воспроизводство органического вещества почвы в земледелии ЦЧР (Вопросы теории и практики :

Автореф. дис...д-ра с.-х.наук:06.01.01 ) — Воронеж, 2000.— 39с.

2. Методы почвенной микробиологии и биохимии : Учеб. пособие / И.В.Асеева, И.П.Бабьева, Б.А.Бызов и др.;

под ред. Д. Г. Звягинцева.— 2-е изд., перераб. и доп.— М. : Изд-во МГУ, 1991.— 302с.

3. Теппер Е. З. Практикум по микробиологии: Учеб. пособие / Е. З. Теппер, В. К. Шильникова, Г. И. Переверзева:

под ред. В. К. Шильниковой. – 5-е изд.;

перераб. и доп. – М.: Дрофа, 2004. – 256с.

4. Тихонов А. В. Динамика разложения разных видов соломы в почве // Агрохимия, 1980. №6. с. 59-62.

5. Щербаков А. П. Характеристика биологической активности черноземов Центрально-Черноземной зоны // Агроэкологические принципы земледелия / Рос. Академия с-х наук. – М.: Колос, 1993. 264 с.

УДК 550.4+591. МИГРАЦИЯ И АККУМУЛЯЦИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В СИСТЕМЕ:

ПОЧВА–РАСТЕНИЕ–НАСЕКОМЫЕ В ЛЕСАХ УРАЛА Е.В. Колтунов, М.И. Хамидуллина Ботанический сад УрО РАН, г. Екатеринбург E-mail: kev@uran.ru Как известно, в регионах, со значительной концентрацией промышленных предприятий металлургиче ского профиля, интенсивно загрязняющих природную среду, и локализацией их в большом количестве городов лесные биогеоценозы также отличаются заметным уровнем техногенного загрязнения. При этом общая пло щадь загрязненных почв и фитоценозов значительно возрастает. Следовательно, многие популяции растений и лесных насекомых-филлофагов обитают в условиях техногенного загрязнения. Поэтому основной целью ис следований было изучение уровня техногенного загрязнения почвы, листьев березы и тканей насекомых тяже лыми металлами, особенностей миграции и аккумуляции тяжелых металлов в системе: почва-растение насекомые и интенсивности биологического поглощения различных тяжелых металлов растениями и насеко мыми (непарным шелкопрядом (имаго)). Актуальность исследования обусловлена тем, что коэффициенты био логического поглощения тяжелых металлов (КБП) у многих лесных насекомых до настоящего времени не изу чены. Проводилось лишь изучение аккумуляции свинца у непарного шелкопряда крымской популяции [1].

Имеются отдельные публикации по содержанию ряда тяжелых металлов в тканях непарного шелкопряда и дру гих насекомых [2-4].

В то же время эта тема представляет значительный теоретический интерес, особенно с точки зрения эф фективности функционирования клеточных механизмов защиты от интенсивного поступления ряда опасных тяжелых металлов в организм насекомых (непарного шелкопряда), постоянно обитающих в условиях значи тельного техногенного загрязнения среды обитания.

Исследования проводились в березовых лесах северной предлесостепи Каменск-Уральского р-на Сверд ловской обл. Расстояние от г. Екатеринбурга -70-85 км, от г. Каменск-Уральского -40 км.

Как показали результаты, в целом, содержание тяжелых металлов в почвах (валовые формы) значительно варьировало. Так в почвах березовых лесов вблизи пос. Кисловское было выявлено от 12 до 36 мг/кг Pb (в сред нем, 22,0 мг/кг). Максимальное значение достигает 1,2 ПДК (табл. 1). Вблизи пос. Покровское содержание свин ца было ниже (от 0 до 9 мг/кг, в среднем, 3,25 мг/кг). При этом в более увлажненных экотопах содержание Pb бы ло заметно меньше. В почвах березовых лесов вблизи пос. Кисловское выявляется и наиболее высокий уровень содержания валовых форм Mn (от 1300 до 1450 мг/кг, в среднем, 1350 мг/кг) и Ni (до 84,4 мг/кг, в среднем, 54, мг/кг), который в некоторых пробах почти достигает ПДК. В березовых лесах около пос. Покровское содержание этих металлов было в ниже (42,05 мг/кг) (табл. 1). В почвах березняков вблизи пос. Кисловское обнаружено так же, и более высокое со Табл. 1. Содержание тяжелых металлов в почве, листьях березы держание валовых форм и имаго непарного шелкопряда (валовые формы) меди (30-36 мг/кг, в сред нем, 33,25 мг/кг), по срав нению с другими точками Почва (валовые/подв.) Имаго Хими взятия проб (от 15 до ческий Листья Покров- Кислов- Клевакин- мг/кг, в среднем, 23, элемент Покровское Кисловское ское ское ское мг/кг). Содержание Zn в образцах почв из березня Pb 3,25/0 22,0/0 0 0 0 ков вблизи пос. Кислов Zn 45,6/1,0 54,9/1,2 13,2 175,5 152,0 185, ское также было выше Cd 3,75/1,15 5,5/1,5 0 0 0 (43,7- 66,1 мг/кг, в сред Co 16,0/3,5 25,5/3,0 0,2 0 0 нем – 54,9 мг/кг), чем в Ni 42,05/0,4 54,7/0,61 1,24 16,0 18 6,0 образцах из других мест.

Содержание Co в почве из Cu 23,48/0,25 33,25/0,255 0,926 21,5 15,0 23, березняков вблизи пос.

Mn 862,75/218,0 1345/419 44,32 132,5 80,0 116, Кисловское (25,5 мг/кг) Fe 1325 1350 32,04 1172,5 370,0 693, также выше, чем в других 158   точках (16 мг/кг), причем в отдельных пробах оно при Табл. 2. Коэффициенты биологического поглощения ближается к ПДК. Такая же закономерность была об тяжелых металлов в системе: почва-растение (листья наружена и по содержанию Cd в почвах (валовые фор березы) и растение (листья березы) - непарный шел мы) в березняках вблизи пос. Кисловское (табл.1).


копряд (имаго) в очаге массового размножения в Максимальное значение содержания Cd в отдельных Каменск-Уральском р-не Свердловской обл.

пробах из березняков вблизи пос. Кисловское достига ет 1,8 ПДК. Содержание Fe в пробах всех почв было Коэффициент биологического одинаковым и варьировало, в пределах 1300-1400 мг/кг. поглощения (КБП) Химический Как показали результаты, в листьях березы из Береза (листья) элемент Почва-растение очагов массового размножения непарного шелкопряда непарный шелко (листья березы) Pb, Cd (валовых форм) вообще не было обнаружено, пряд (имаго) что обусловлено отсутствием подвижных форм этих Cu 3,704 20, металлов в пробах почв (табл. 1).

Fe 1,456 15, Содержание Co в листьях варьировало от 0,1 до 0,3 мг/кг (в среднем – 0,2 мг/кг);

Zn – от 7,3 до 19 мг/кг Zn 12,0 12, (среднее -13.2 мг/кг), Ni – от 0,53 до 1,94 мг/кг (в сред нем – 1,24 мг/кг);

Cu от 0,49 до 1,2 мг/кг (в среднем – Ni 0,502 9, 0,926 мг/кг), содержание Mn – от 25 до 68 мг/кг (в Mn 0,154 2, среднем – 44,32 мг/кг), Fe - от 13,3 до 49 мг/кг (в сред нем – 32,04 мг/кг) (табл. 1). Обращает внимание значи- Co 0.062 - тельный уровень колебаний содержания тяжелых ме таллов в разных образцах.

В тканях имаго непарного шелкопряда содержание тяжелых металлов было заметно выше, чем в листьях березы. Так, содержание Mn в тканях имаго варьировало от 80 до 200 мг/кг, Cu – от 15 до 23 мг/кг, Ni – от 6 до 18 мг/кг, Co, Cd, Pb - 0 (табл. 1). Содержание валовых форм Zn в тканях имаго непарного шелкопряда варьиро вало в пределах – от 152 до 185 мг/кг, Fe – от 370 до 1172 мг/кг.

Подсчет коэффициентов биологического поглощения в системе: почва-растение (листья березы повис лой) показал, что наиболее значительный уровень биоаккумуляции имел Zn (12,0). К элементам с сильным на коплением относились Cu (3,704), Fe (1,456).Ni и Mn отнесены к элементам со слабым накоплением, Co – с очень слабым захватом (табл. 2). Подсчет коэффициентов биологического поглощения металлов (КБП) непар ным шелкопрядом (имаго) показал, что разные металлы значительно отличаются между собой по этому пара метру. Так, наиболее интенсивно в тканях имаго происходит накопление Cu (КБП=20,305);

Fe (КБП=15,52) и Zn (КБП=12,36). По классификации, разработанной ранее [5,6] эта группа металлов, также, характеризуется ко эффициентом с наиболее активным накоплением. Почти достиг этой категории, и Ni (КБП=9,93) (табл. 2). Mn, наоборот, характеризовался более низким показателем биологического поглощения (КБП=2,71). Что касается Pb, Co и Cd то, вследствие отсутствия этих тяжелых металлов в тканях имаго непарного шелкопряда, (а ряда из них – и в листьях березы) коэффициент биологического поглощения подсчитать не удалось. Известно, что под считанные ранее другими авторами [1] КБП для Pb у гусениц непарного шелкопряда был низким (2,6). Содер жание отдельных элементов (Cu, Ni) в имаго непарного шелкопряда, полученное нами, хорошо соответствова ло их содержанию у имаго этого фитофага в Канаде, на территории, загрязненной добычей этих металлов [4].

Хотя авторы непосредственно не определяли КБП, они предположили, что уровень ассимиляции этих металлов непарным шелкопрядом очень незначителен, что не совпадает с полученными нами результатами.

Было интересно, также, сравнить КБП в системе: почва-листья березы с полученными нами результата ми в системе: листья березы-имаго непарного шелкопряда, чтобы проанализировать: сохраняются ли сходные закономерности интенсивности биологического поглощения разных тяжелых металлов на разных трофических уровнях. В целом было показано, что высокие значения КБП были характерны на этом трофическом уровне (почва-береза) только для биогенных металлов (Zn, Cu). Все остальные металлы характеризовались более низ кими КБП. Наибольшее сходство нами было выявлено для Zn и Cu, которые и в системе: почва-береза характе ризовались очень сильным накоплением. Для марганца, наоборот, полученные нами данные различались. В тканях имаго непарного шелкопряда он накапливался более интенсивно, в отличие от системы: почва-береза.

Таким образом, результаты исследований показали, что различные тяжелые металлы значительно отли чаются по коэффициенту биологического поглощения листьями березы и имаго непарного шелкопряда. У ли стьев березы наиболее высокой биоаккумуляцией отличался цинк, тогда как в системе: береза (листья) – непар ный шелкопряд (имаго) очень высокими коэффициентами биологического поглощения характеризуются Cu, Fe, Zn, Ni. Mn, характеризуется заметно более низким коэффициентом биологического поглощения тканями непарного шелкопряда. Следовательно, механизмы биоаккумуляции тяжелых металлов в системе: почва- дре весные растения- насекомые в целом функционируют сходным образом, оказывая предпочтение биогенным металлам. Это обеспечивает избирательность механизмов клеточной защиты от тяжелых металлов как у дре весных растений, так и у насекомых.

Литература 1. Савушкина И.Г. Миграция и аккумуляция свинца в листьях, личинках и экскрементах зеленой дубовой листовертки и непарного шелкопряда // Экология. 2006. № 6. С. 478-480.

2. Riemer, J. & Whittaker, J. B. Air pollution and insect herbivores: observed interactions and possible mechanisms. Insect plant Interaction, 1989.V.l. 1, ed. E. A. Bernays. CRC Press, Boca Raton, FL, USA, PP. 73-106.

  3. Gintenreiter, S., Ortel, J., Nopp, H. J. Bioaccumulation of cadmium, lead, copper, and zinc in successive developmental stages of Lymantria dispar L. (Lymantriidae, Lepid)—a life cycle study // Arch. Environ. Contam. Toxicol., 1999. 25. PP.

55-61.

4. Bagatto G., Shorthouse D. Accumulation of Cu and Ni in successive stages of Lymantria dispar L. (Lymantriidae, Lepi doptera) near ore smelters at sudbury, Ontario, Canada // Environmental Pollution. 1996. V. 92. № 1. PP. 7-12.

5. Братчук Н.И. Изменения некоторых биологических параметров лекарственных растений Удмуртии в условиях загрязнения среды. Автореф. дисс. к.б.н.. Ижевск, 2001. 18 С.

6. Винокурова Р.И. Закономерности накопления и распределения химических элементов в фитомассе елово пихтовых насаждений зоны смешанных лесов Среднего Поволжья. Дисс. докт. наук. Йошкар-Ола. 2003. 273 С.

РАЗЛИЧНЫЕ ПОДХОДЫ К МОДЕЛИРОВАНИЮ ДИНАМИКИ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА ПОЧВЫ:

РАСШИРЕНИЕ МОДЕЛИ ROMUL А.С. Комаров1, О.Г. Чертов Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, г. Пущино Московской обл.

E-mail: as_komarov@rambler.ru University of Applied Sciences, Berlin Str. 109, 55411 Bingen am Rhein, Germany E-mail: chertov@fh-bingen.de Математическое моделирование, по-видимому, является единственным инструментом при анализе дол говременной динамики органического вещества почвы (ОрВП) при внешних воздействиях и различных систе мах природопользования. В то же время органическое вещество почвы вместе с почвенной биотой является наименее изученным и наиболее вариабельным по любому из признаков из всех экосистемных объектов.

Задача динамического моделирования ОрВП сводится к следующему. Зная начальные значения запасов (пулов) органического вещества в различных горизонтах почв, следует вычислить их изменение в определен ном временном интервале, определяемое влиянием количества и качества (химического состава) поступающих растительных остатков. При этом важны условия их трансформации (температура и водный режим почвы, фи зико-химические параметры почв и состав биоты) и ряд модифицирующих факторов и условий, прежде всего – антропогенных (характер землепользования и физической модификации или нарушения почвенной среды, применение удобрений и пестицидов, тип и интенсивность загрязнения, и т.д.). Существенной составляющей этой задачи является определение пула доступных элементов питания (прежде всего азота) и влаги для расте ний, как основная обратная связь между почвой и растением в экосистеме. Важными являются определения по тока углекислого газа из почвы в атмосферу, влияющего на баланс углекислоты в атмосфере и процессы изме нения климата, а также высвобождение из растительных и животных остатков элементов почвенного питания.

Построение модели предполагает использование полученных в результате экспериментов зависимостей, так и набор предположений о возможных взаимодействиях и преобразованиях компонент изучаемого объекта.

Так как при изучении ОрВП наборы предположений могут быть разными, то и построенные на них модели ока зываются разными. При построении таких моделей в настоящее время можно выделить три основных подхода, связанных с исторически разными воззрениями на структуру и функции органического вещества почвы (Чер тов и др., 2009).

Наиболее логически последовательной и законченной является концепция «континуума потери качества субстрата» (gren., Bosattа, 1986). В ней снижение темпов минерализации рассматривается только как конти нуум потери качества разлагающегося материала относительно его доступности микроорганизмам. Авторы концепции рассматривают только микробиологическую трансформацию органического вещества почв. Гуму сообразование трактуется как потеря качества субстрата, т.е., следуя изложению авторов, гумус представляет собою трудноразлагаемые компоненты микробной мортмассы. Это блестящая математическая теория, приво дящая к нескольким основополагающим универсальным уравнениям, описывающих динамику процесса и ле жащая в основе математической модели Q.

Существует также «биохимическая» концепция разложения растительных остатков, чаще всего без учета влияния гумусообразования (Трофимов и др., 1998;

Minderman, 1965). В этой концепции итоговая кривая поте ри массы разлагающегося субстрата представляет собою сумму негативных экспонент трансформации белков, сахаров, гемицеллюлозы, целлюлозы и лигнина, либо групп индивидуальных веществ. Элементы этого подхода достаточно широко используются в ряде моделей динамики органического вещества почв, в том числе одна из самых известных - CENTURY (Pastor, Post, 1985) и JASSO (Liski et al., 2005) с делением опада на быстро разла гаемый (метаболический) и медленно разлагаемый (структурный) и с подчёркиванием определяющей роли лигнина для скорости медленной стадии трансформации органического вещества почв. Обзор моделей с ис пользованием этой концепции приведен в работе (Walse et al., 1998).

«Дискретная сукцессионная» концепция – это идея относительной дискретности трансформации опада с качественными переходами в последовательные сукцессионные состояния: неразложившийся опад комплекс гумусовых веществ с неразложившимися растительными остатками лабильный гумус стабильный гумус.

Этот подход основан на классической концепции «типов гумуса» в лесном почвоведении и он использован для построения ряда моделей (Чертов, 1985;

Chertov, Komarov, 1997;

Chertov et al., 2001). Здесь подчеркивается суще ствование морфологически и биохимически различимых стадий (каскада фракций) трансформации опада в гумус.

Специфическими чертами этой концепции являются: а) постулирование «комплекса гумусовых веществ с нераз ложившимися растительными остатками, КГВ», который не рассматривается в работах по биохимии органиче ского вещества почв;

б) выделение универсальных сукцессионных комплексов организмов-деструкторов (совме стно микроорганизмы и почвенная фауна), ответственных за переход из одного состояния в другое.

160   Последняя версия модели ROMUL использовалась для анализа долговременных изменений в органических и минеральных почвах на ключевых участках в России, Канаде, Нидерландах, Республике Чехии, Болгарии и др.

Модель также была включена как модуль в экосистемную модель роста леса и биологического круговорота угле рода и азота в лесных экосистемах EFIMOD (Komarov et al., 2003), которая оценивает баланс углерода и экологи ческие эффекты различных внешних воздействий: рубок, лесных пожаров, ветровалов, вспышек численности лесных вредителей. Длительное использование этих моделей выявило ряд проблем, связанных с модельной структурой, параметризацией и реализмом результатов. Более того, за последние годы появились новые экспери ментальные результаты и теоретические обобщения, позволяющие модифицировать модель. Модель описывается системой линейных уравнений с переменными коэффициентами. Динамика азота и других переменных (напри мер, кальция (Хораськина и др., 2009) описывается теми же уравнениями, что и трансформация ОрВП, но с до бавкой констант или функций как независимых множителей для описания динамики отдельных элементов. Также в модель добавлены суммирующие уравнения для оценки пулов диоксида углерода, азота, доступного для пита ния растений, а также для некоторых промежуточных пулов, таких как пул вторичных минералов.

В модель введено разделение пула стабильного гумуса на две части: Habove, являющийся пулом ОрВП хорошо минерализованного и богатого органикой нижнего горизонта лесной подстилки и Hbelow – гумуса, свя занного с полуторными окислами в минеральных горизонтах. Также введен пул торфа, который накапливается в зависимости от отношения C/N в свежем опаде и почвенных гидротермических условий. Добавлен пул стой кого гумуса, состоящего из высокоуглеродных растительных послепожарных остатков.

Уточнены зависимости промачивания-просыхания свежего опада с учетом конкретных дождей. Для это го модель переведена на дневной шаг в отличие от предыдущей версии, которая работала с месячным шагом.

Получены конкретные уравнения для изменения объемной влажности подстилки с учетом конкретного опада:

хвои, мхов и лишайников.

There are few models only with taking into account effects of soil reaction on decomposition. We used some publications (Kononova, 1937;

Chertov, Menshikova, 1983) to specify the effects of soil reaction on the rate of SOM mineralization at the early phase of fast decomposition. The corrections factors for fast decomposing phase at the start of mineralization are as follows:

y = -1.589 + 0.701x – 0.0038x2 (n = 8;

r2 = 0.96) for boreal forest soils, y = -0.291 + 0.2364x (n = 8;

r2 = 0.92), for temperate grassland soils, where y - correction factor, x - рН (water suspension). The correction factor is 1.0 at pH=5.2, the functions are valid in the interval 3.0 pH 8.5.

We choose Bayesian computation for calibrating soil organic matter dynamics models. for an application of the proposed calibration methodology the ROMUL model and compared it with a common practice to use the generalized least squares and maximum-likelihood methods. Our results of the comparison demonstrate the practical advantage of the maximum likelihood method in the case of identifiable model parameters because its computational efficiency. However, in the case of poor parameter identifiablility, the conceptual superiority of the estimation of parameter distributions and the use of prior knowledge make the Bayesian approach more recommendable. In most cases methods based on maximum likelihood and Bayesian method give similar estimates of the rates of decomposition. Moreover, a precision of estimates for both methods is agreed. However, in a case of relatively poor fitting by maximum-likelihood method, an analysis of the posterior density allows to find a source of non-reliability of estimates and correct model accordingly.

The model has been validated against experimental data from north taiga where a steady state of soil variables can be assumed. Results of new version application show maintenance of steady state in long-term dynamics. It con firms the realistic model structure and goodness of the coefficients evaluation.

Литература Трофимов С.Я., Ботнер П., Куту М.М. Разложение органического вещества органогенных горизонтов лесных почв в лабораторных условиях // Почвоведение. 1998. № 12. С. 1480-1488.

Хораськина.С., Комаров А.С., Безрукова М.Г., Лукина Н.В., Орлова М.А. Модель динамики кальция в северотаежных почвах // Известия Самарского научного центра РАН, 2009. №7. С. 1468-1477.

Чертов О.Г. Имитационная модель минерализации и гумификации лесного опада и подстилки // Журнал общей биологии. 1985. т. 46. N 6. С. 794-804.

Чертов О.Г., Комаров А.С., Надпорожская М.А. Анализ динамики минерализации и гумификации растительных остатков в почве // Почвоведение. 2007. №2. С. 160-169.

gren G., Bosattа E: Theoretical Ecosystem Ecology. Understanding Element Cycling. 1996. Cambridge University Press.

234 p.

Chertov O.G., Komarov A.S. SOMM – a model of soil organic matter dynamics // Ecological Modelling. 1997. 94: 177-189.

Chertov, O.G. Komarov, A.S., Nadporozhskaya, M.A., Bykhovets, S.A., Zudin, S.L. ROMUL – a model of forest soil orga nic matter dynamics as a substantial tool for forest ecosystem modelling // Ecological Modelling. 2001. 138. P. 289-308.

Komarov A.S., Chertov O.G., Zudin S.L., Nadporozhskaya M.A., Mikhailov A.V., Bykhovets S.S., Zudina E.V., Zoubkova E.V. EFIMOD 2 – A model of growth and elements cycling of boreal forest ecosystems // Ecological Modelling. 2003.

170. P. 373-392.

Mindermann G. Addition, decomposition and accumulation of organic matter in forests // J. of Ecology. 1968. 56: 355-362.

Pastor J., Post W.M. Development of a Linked Forest Productivity -- Soil Process Model. Oak Ridge National Laboratory ORNL/TM-9519. 1985. 168 pp.

Liski, J., Palosuo, T., Peltoniemi, M., Sievnen, R. Carbon and decomposition model Yasso for forest soils // Ecological Modelling. 2005, 189. P. 168–182.

Walse C., Berg B., Sverdrup H. Review and synthesis of experimental data on organic matter decomposition with respect to the effect of temperature, moisture, and acidity // Environmental Review. 1998. Vol. 6: 25.40.

Chertov O.G., Menshikova G.P. (1983), On impact of acid precipitation on forest soils, Proc. of the USSR Acad. Sci., Ser.

Biol. No. 6: 906-913. (In Russian with English summary).

  Kononova, M.M. (1937), Influence of exchangeable cations on organic matter decomposition processes in a soil, Proc. Do kuchaev Soil Inst. (Moscow), vol. 14: 167-199. In Russian.

Tanskanen, H. (2001), Metspalon esiintymisedellytysten muotoutuminen metsnpohjan kuivuminen ja syttyvyys nuoressa VT-mnnikss. MSc Thesis. Joensuun Yliopisto. 37 p. In Finnish.

СРАВНИТЕЛЬНАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА АКТИНОМИЦЕТНЫХ КОМПЛЕКСОВ МУРАВЕЙНИКОВ LASIUS NIGER И FORMICA CUNICULARIA О.И. Копылова Факультет почвоведения Московского государственного университета им. М.В. Ломоносова, Москва, Россия E-mail: floweret88@mail.ru Муравьи оказывают на почву значительное преобразующее влияние. Постоянное перемешивание почвы, концентрирование в гнездах органических веществ, изменение почвенной кислотности, регулирование водно воздушного режима и температуры все это характеризует муравейники, как локусы повышенной биологиче ской активности. Рядом исследователей было установлено, что микробоценозы муравейников обычно много численнее и разнообразнее по сравнению с окружающими почвами[1].

Можно предполагать, что в муравейниках благодаря активной деятельности муравьев складываются ус ловия, благоприятные для роста и развития актиномицетов.

Наличие хитина — дополнительный аргумент в пользу гипотезы о том, что муравейники могут являться природной эконишей актиномицетов[2].

Вид Lasius niger или черный садовый муравей встречается во всех почвах умеренного пояса, как наибо лее обычный и массовый. Несмотря на то, что его почвообразующая роль не раз отмечалась исследователями, микробное сообщество в образуемых им муравейниках, по-прежнему остается недостаточно изученным[3].



Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 9 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.