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 |   ...   | 2 | 3 || 5 | 6 |   ...   | 9 |

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

-- [ Страница 4 ] --

Вычисленные сорбционные параметры для статических условий показали, что с уве личением Р-нагрузки количества сорбированных почвой фосфатов увеличивались, однако энергия их связывания снижалась. Выявлены три интервала Р-нагрузок, в преде лах которых наблюдались различия в характере измене ний в жидкой фазе систем почваР-раствор (рис. 3). Пер вый интервал включал Р-нагрузки до 7.5 мг Р2О5, второй от 7.5 до 250 мг Р2О5, третий более 250 мг Р2О5/100 г почвы. Данные рис. 3,а показывают, что сорбция Р анионов в пределах I-ого интервала Р-нагрузок сопрово ждалась увеличением значений рН жидкой фазы почвен ных систем относительно значения рН 4.5 в контрольной системе (без Р). Это означает, что сорбция осуществля лась за счет замещения исходно координированных ОН лигандов в гидроксокомплексах металлов, выступающих в почве в роли нативных сорбентов. При Р-нагрузках II ого и особенно III-его интервалов сорбция Р-анионов происходила, напротив, на фоне все более усиливающе гося подкисления жидкой фазы почвенных систем, что согласуется с депротонированием Р-лигандов после их координации (схема). Параллельно с подкислением на блюдалось увеличение количеств калия, связанного поч вой из Р-растворов (рис. 3,б), что можно объяснить необ ходимостью компенсации отрицательного заряда метал- Рис. 3.   Изменения в жидкой фазе систем почва – лофосфатных комплексов, образующихся на поверхно- КН2РО4 (рН – 4.5): а – рН, б – связывание почвой стях почвенных сорбентов вследствие координации К из Р-раствора, в – высвобождение из почвы в Р б льшего количества Р-лигандов и их депротонирования раствор Fe и С ( – увеличение относительно кон троля, мг/100 г почвы).

(схема). Одновременно в жидкой фазе почвенных систем (рис. 3,в) существенно увеличивалось содержание Fe и С вследствие высвобождения из почвы. Таким образом, в серой лесной почве (как и в тор фяной) сорбция Р-анионов при высоких Р нагрузках была связана с деструкцией гуму совых макролигандов гумусово-мине ральных комплексов-сорбентов, усиливаю щейся на стадии образования анионных ме таллофосфатных комплексов.

Анионным металлофосфатным ком плексам присущи сильно выраженные элек тронодонорные свойства [5]. После перехода в жидкую фазу они, как установлено [1], способны внедряться в гумусовые макроли ганды комплексов-сорбентов, изменяя энер гетическое состояние их электронной систе мы (рис. 4) и, тем самым, способствуя отще плению в раствор группировок, содержащих атомы фосфора, углерода и металлов. Рис. 4.   Изменения в состоянии электронной системы ГК за Таким образом, снижение эффектив- фосфаченной почвы относи-тельно ГК контрольной почвы (эта ности сорбционных барьеров в кислых за- лон сравнения).

фосфаченных почвах объясняется образова   нием растворимых Р-содержащих продуктов трансформации минеральных и гумусово-минеральных соедине ний железа и алюминия, выполняющих барьерную функцию. Иными словами, хемосорбция Р-анионов и дест рукция Fe-, Al-содержащих сорбентов взаимосвязанные процессы.

Литература 1. Кудеярова А. Ю. Механизмы образования растворимых фосфорсодержащих соединений в кислых зафосфачен ных почвах // Экологическая химия. 2009. № 4. С. 202221.

2. Кауричев. И. С., Ноздрунова Е. М. Учет миграции некоторых соединений в почве с помощью лизиметрических хроматографических колонок // Почвоведение. 1960. № 12. С. 3035.

3. Кудеярова А. Ю., Трубин А. И. Синтез алюмофосфорных минералов в зависимости от рН среды и содержания в ней фосфора и алюминия // Почвоведение. 1978. № 5. С. 137141.

4. Ван Везер Д. Р. Фосфор и его соединения. М.: Изд-во ИЛ. 1962. 688 с.

5. Несмеянов А. Н. Исследования в области органической химии. М.: Наука. 1971. С. 81129.

МИНЕРАЛИЗУЕМОСТЬ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА СОВРЕМЕННЫХ И ПОГРЕБЕННЫХ ПОЧВ СУХОСТЕПНОЙ ЗОНЫ Т.В. Кузнецова, С.Н. Удальцов, В.А. Демкин Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, г. Пущино Московской обл.

E-mail: tvku@itaec.ru Органическое вещество является важнейшим компонентом почвы, с которым связаны многие ее свойст ва, сформировавшиеся в результате почвообразования. Углерод органического вещества служит энергетиче ским материалом для микроорганизмов, участвующих в трансформации различных биофильных элементов, в частности, азота. Поэтому азотный режим почвы зависит от запасов органического вещества и его способности к минерализации. В биологическом круговороте участвуют преимущественно лабильные соединения углерода и азота, период полуразложения которых составляет от нескольких суток до 2–3-х лет. Исследования палеопочв различных исторических и археологических памятников (курганы, оборонительные валы, поселения), интерес к которым возрос в последние десятилетия, позволяют восстановить историю развития почв и природной сре ды в голоцене.

Цель данной работы – сравнить минерализуемость органического вещества современных и погребенных почв сухостепной зоны Волго-Донского междуречья (Волгоградская обл., Иловлинский р-н).

В качестве объектов исследования были выбраны погребенные каштановые почвы (ПП Табл. 1. Основные химические свойства исследуемых почв и ПП2) под оборонительным валом Анны Ио Сорг Nобщ Nмин P2O5 K2O анновны, сооруженным в 1718-1720 гг., и со Почва рНводн временные каштановые почвы (СП1 – залежь, мг/100 г % СП2 – целина). Минерализационную способ современная каштановая ность органического вещества исследуемых СП1 залежь 8.0 0.88 96 0.48 1.47 21. почв оценивали с помощью биокинетического СП2 целина 7.6 1.10 117 1.01 3.33 47.0 метода (инкубирование предварительно высу погребенная каштановая шенных почвенных образцов при оптимальной влажности и температуре) (Семенов и др., 2006, ПП1 8.2 0.80 89 0.35 0.95 16. 2008) и в вегетационном опыте (выращивание ПП2 7.5 0.69 80 0.26 1.13 12. ячменя c внесением в почву PK и NPK в дозах мг д.в./100 г). Основные химические показатели исследуемых почв представлены в табл. 1. Кумулятивные кривые продуцирования С-СО2 за период инкубации аппроксимировали уравнениями экспоненциальной регрессии, рассчитывали содержание потенциально минерализуемого углерода (по уравнению 1) и содержание углерода микробной биомассы (по уравнению 2):

Ct = Cпм [1-exp(-k0t)], (1) где: Ct – кумулятивное количество C-СО2 (мг/100 г), выделившегося при инкубировании за время t (150 сут);

Cпм – содержание потенциально-минерализуемого углерода;

k0,– константа скорости минерализации органиче ского вещества (сут-1).

Ct = 0.45Cмб [1-exp(-kt)]+Bt, (2) где: Ct – кумулятивное количество C СО2 (мг/100 г), выделившегося при ин кубировании предварительно высушен ной почвы за время t (14 сут);

Cмб – со С-СО2, мг/100 г сут держание углерода микробной биомас СП СП сы;

0.45 – доля углерода субстрата, ис ПП пользованного на образование Смб;

B – ПП константа, характеризующая равновесие между приростом и отмиранием биомас сы при полной утилизации начального 0.04 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 запаса субстрата.

Сутки В первые дни инкубации скорость продуцирования C-СО2 современными Рис. 1.  Интенсивность продуцирования С-СО2 современными почвами была значительно выше, чем (СП1, СП2) и погребенными (ПП1, ПП2) почвами.

погребенными, далее (и почти на протя 180   жении всего периода инкубации) интенсивность продуцирования C- СО2 почвой залежи была значи- тельно выше, чем почвой целины С-СО2, мг/100 г сут и погребенными почвами (рис. 1). СП ПП Кумулятивное продуцирование C- СП СО2 почвой залежи составило ПП 182.2 мг С-СО2/100 г. Целинная почва за весь период наблюдения продуцировала C-СО2 в 1.8 раз меньше (рис. 2). Размеры кумуля- 0.04 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 тивного продуцирования C-СО2 Сутки погребенными почвами были со поставимы с таковыми для совре- Рис. 2. Кумулятивные кривые продуцирования С-СО2 современными (СП1, менной почвы целины. СП2) и погребенными (ПП1, ПП2) почвами.

Содержание потенциально минерализуемого углерода (Cпм) дает общее пред Табл. 2. Минерализационная способность органического ставление о минерализационной способности ор вещества современных и погребенных почв и содержание в ганического вещества почвы. Современные почвы них углерода микробной биомассы (Смб) значительно различались по минерализационной способности, при этом хотя содержание Сорг в це- Потенциально-минерализуемый Смб линной почве было самым высоким, ее минерали- углерод зационная способность была в 1.8 раза ниже, чем константа Почва % от почвы залежи (табл. 2). Содержание Cпм в погре- скорости мг/100 % от мг/100 г Сор бенных почвах различалось незначительно и было г Сорг минерализа г близко к содержанию Cпм в современной целин- ции (k), сут- ной почве. В виде Cпм в современных почвах со- СП1 190 22 0.018 31.2 3. держалось 9 и 22 % от Сорг, а в погребенных – 12 и СП2 99 9 0.020 27.3 2. ПП 17 %. Содержание углерода микробной биомассы 93 12 0.018 14.6 1. ПП в современных почвах было в 1.7–2.1 больше, чем 114 17 0.017 16.1 2. в погребенных.

Исходное содержание Nмин в исследуемых почвах было невысо- Табл. 3. Вынос азота растениями из почв ким и находилось в пределах 0.26– 1.01 мг N/100 г (табл. 1). На вариан- Вынос N Nмин в Использование растениями  тах с внесением азота растения яч- Вынос N,  почве растениями ми меня накапливали в своей биомассе (надземная нерализованного (NPK-PK) (конец Вари биомасса +  (надземная биомасса + корни) на Почва опыта) N почвы ант корни) 158–482 % азота больше, чем на ва % от об риантах без внесения азота (табл. 3). %к мг/100 г мг/100 г щего вы При этом из погребенных почв рас- РК носа N тения использовали (относительно PK 3.40 0.33 3.25 СП вариантов РК) в 0.9–1.2 раза больше NPK 8.77 5.37 158 0.39 0.68 7. азота, чем из современных почв. PK 2.19 0.29 1.47 СП Расчеты показали, что на вариантах NPK 9.60 7.42 339 0.38 0.97 10. РК погребенных почв использова- PK 1.79 0.20 1.64 ПП ние растениями минерализованного NPK 8.34 6.54 365 0.33 0.31 3. азота почвы составляло 92 и 93 % от PK 1.42 0.16 1.32 ПП общего выноса, на вариантах РК NPK 8.26 6.84 482 0.19 0.18 2. почвы залежи эта величина была не сколько выше (96 %), а для почвы целины – значительно ниже (67 %).

Таким образом, сравнительная оценка минерализационной способности погребенных и современных почв показала, что размеры минерализации органического вещества погребенных почв могут быть сопостави мы, а иногда и превышать таковые для современных почв.

Работа проводилась при поддержке РФФИ и Программы фундаментальных исследований Президиума РАН.

Литература Семенов В.М., Иванникова Л.А., Кузнецова Т.В. Структурно-функциональное состояние органического вещества почвы // Почвенные процессы и пространственно-временная организация почв / отв. ред. В.Н. Кудеяров. Ин-т физ.-хим. и биол. проблем почвоведения РАН. М.: Наука. 2006. С. 230-247.

Семенов В.М., Иванникова Л.А., Кузнецова Т.В., Семенова Н.А., Тулина А.С. Минерализуемость органического вещества и секвестрирующая емкость почв зонального ряда // Почвоведение. 2008. № 7. С. 819-832.

  УДК 631.81.036:630.176.322. ВЛИЯНИЕ КОРНЕЙ НА РАСПРЕДЕЛЕНИЕ УГЛЕРОДА, АЗОТА И ПОДВИЖНЫХ ФОРМ КАЛИЯ И ФОСФОРА В ИЛЛЮВИАЛЬНЫХ ГОРИЗОНТАХ СЕРЫХ ЛЕСНЫХ ПОЧВ * Н.Ю. Кулакова, В.В. Мамаев Институт лесоведения РАН, с. Успенское Московской обл.

E-mail: nkulakova@mail.ru В работах, исследующих влияние лесной растительности на содержание и запасы в почвах углерода и питательных веществ, как правило, рассматривается верхняя часть почвенной толщи, включающая лесную подстилку и гумусовые горизонты. Вместе с тем од воздействием лесных культур и их корневых систем нахо дятся и более глубокие иллювиальные горизонты почв. В иллювиальных горизонтах корней не так много: в слое 40 см на глубине 80-120 см исследованных почв масса корней составляет в среднем 0,57 мг/см3, в то время как в верхних 40 см почвенной толщи масса корней в 20 раз больше – 13,2 мг/см3. Но распространение корней в иллювиальных горизонтах сильно локализовано – корни приурочены к уже имеющимся в почве трещинам. За многие годы функционирования корневых систем на стенках как крупных, так и тонких трещин за счет еже годного отмирания тонких сосущих корней, корневых выделений, гумусово-глинистых затеков по трещинам, расширенным корнями, аккумулируется органическое вещество. В задачи нашей работы входило: 1) исследо вать зоны многолетнего контакта корней с материалом горизонта, сравнив содержание гумуса, азота и подвиж ных форм К и Р в этих зонах и во внутрипедном материале иллювиальных горизонтов серых лесных почв;

2) приблизительно оценить долю «зон контакта» в объеме горизонта, 3) рассчитать количество органического ве щества, поступающего с ежегодно отмирающими корнями в «зоны контакта».

Объекты и методы исследования.

Работа проводилась на Теллермановском стационаре Института лесоведения РАН. Исследовались серые лесные почвы в нагорной антропогенной снытьево-осоковой дубраве с примесью ясеня (1Я + 9Д). Дуб нахо дится в состоянии межвидовой корневой конкуренции в основном со стороны ясеня, долевое участие корней которого составило приблизительно 50% в гумусовом горизонте. Ниже 50 см корни ясеня и других сопутст вующих пород не встречены.

Образцы для общей характеристики почвы отбирались по горизонтам в 4-кратной повторности из тран шеи полукруглой формы, вырытой вокруг ствола дуба (Quercus robur) 52-летнего возраста. Расстояние от ство ла до точек отбора образцов составляло около 60 см. Образцы внутрипедного материала и из «зон контакта»

отбирались из монолитов площадью 40х50 см и высотой 10 см с глубины от 50 до 150 см. Образцы из «зон кон такта» – участки темного прокрашенного материала по корням соскабливались со стенок педов, вынутых из монолитов, бритвой. В этих же монолитах, а также в монолитах с глубин 0-50 см учитывали количество живых корней разного диаметра.

Определение содержания углерода проводили по методу Тюрина, общего азота – по методу Къельдаля, подвижного фосфора – по методу Чирикова, обменного калия – по методу Масловой (Воробьёва, 1998).

Результаты и обсуждение Визуально зоны контакта корней с материалом иллювиальных горизонтов выделяются как темно окра шенные участки по стенкам педов, примыкающих к трещинам, освоенным корнями. Как правило, они имеют древовидный рисунок, соответствующий отпечаткам отмерших корней, (рис.1). Более тонкие участки прокра шивания представляют из себя глинисто- гумусовые кутаны на стенках педов, вероятно из материала затёков или гумифицированных остатков тонких корней. Гумусовому горизонту (0 – 30 см ), густо пронизанному кор нями, свойственна более однородная окраска. Ниже гумусового горизонта до глубин 50 – 80 см по ходам неко торых корней отмечается гумусовое прокрашивание, но оно менее заметно, чем на глубинах 80 – 150 см, воз можно из-за большей гумусированности всего горизонта, большего количества мелких трещин между педами и меньшей локализации корней.

Анализ прокрашенного материала на   глубинах 50 – 150 см показал, что содержание в нем углерода соответствует содержанию это го элемента в нижней части гумусового гори зонта почвы (на глубине 20 – 30 см) (рис.2) и составляет 1,2±0,12 % при =0,05 и n=10. Со держание углерода в материале темноокра шенных участ ков несколько уменьшается сверху вниз по профилю (с 1,5-1,3% на глубине 50-60 см до 1,07% на глубине 150 см).

  Такое распределение, вероятно, связано Рис. 2. Фотографии «зоны контакта» корня с материалом го- с общим уменьшением массы тонких, меньше ризонта В (80-90 см). А – в натуральную величину, Б – с уве 1 мм в диаметре, корней с глубиной: от 0, личением в 5 раз.

мг/см3 в слое 50-60 см до 0,03 мг/см3 в слое                                                              *  Работа проводилась при поддержке РФФИ (проекты № 06-04-49499, 09-04-00560).

182   140-150 см. Во внутрипедном материале содержание гумуса из меняется от 0,96 до 0,39% и в среднем в толще 50-150 см со ставляет 0,53±0,11 % при =0,05 и n=10. С глубины 80 см со держание гумуса во внутрипедном материале практически не изменяется (0,43%), и составляет менее половины от содержа ния в материале из зон контакта корней с материалом горизонта (рис. 2). Содержание гумуса в образцах почв, отобранных по ге нетическим горизонтам, практически не отличается от такового во внутрипедном материале (рис. 2).

Те же закономерности свойственны распределению азота и калия внутри иллювиальных горизонтов. Во всей толще, с до 150 см содержание азота в средних образцах из горизонта и в Рис. 2. Содержание углерода в зонах кон образцах внутрипедного материала было одинаково – 0,04%, а в такта корня с почвой, во внутрипедном ма териале и в средних образцах из горизонта образцах из «зон контакта» – в 2-3 раза больше – 0,08-0,12%.

серой лесной почвы.

Содержание обменного калия на глубине 80-150 см со ставило 13,6±1,74 (=0,05 и n=7) и 13,6±2,88 (=0,05 и n=3) мг К/100 г почвы во внутрипедном материале и в образцах, отобранных по горизонтам, соответственно. В мате риале из «зон контакта» содержание обменного калия оказалось в 1,4 раза выше – 18,6±0,8 (=0,05 и n=7).

Распределение подвижного фосфора не подчинялось этой закономерности, изменяясь на глубинах 80 150 см от 7,4 до 4,1 мг Р/100 г почвы во внутрипедной массе и от 5,9 до 8,3 мг Р/100 г почвы в образцах из зон контакта корней с материалом горизонта. Возможно, закономерность отсутствует из-за неравномерного рас пределения соединений фосфора в иллювиальных горизонтах.

Для приблизительной оценки объёма «зон контакта» внутри иллювиальных горизонтов был опробован следующий метод. На вертикальном участке стенки разреза на глубине 90-110 см (горизонт В) выбрали пло щадку 20х20 см. Необходимо отметить, что корни были приурочены в основном к вертикальным стенкам пе дов. Площадку осторожно «зачищали» ножом, вынимая из стенки ненарушенные педы. «Шероховатость»

стенки имела глубину примерно 1,5 см, соответствующую среднему диаметру педов. Затем вынимался сле дующий слой отдельностей. Каждый раз площадку фотографировали. Фотографии площадок (15 штук) обрабо тали с помощью программы AreaS (авторы методики Пермяков А.Н., Дулов М.И., Васин В.Г., Толпекин А.Л., Зуев Е.В.) и рассчитали примерную площадь темных участков. Она составляла от 8 до 30 % поверхности, в среднем – 15 % (14,9±7,6 % (=0,05 и n=15)). Объем темно окрашенных участков в иллювиальных горизонтах рассчитали по формуле V=2*1,5*10-1*p10-2*S*r, где p обозначает % площади поверхности, занятый прокра шенными участками (15%), S – общую площадь, взятую для расчета (1 см2), r – среднюю мощность темных участков (0,08 см), коэффициент 2 позволяет учитывать, что прокрашены были и стенки убранных педов, об ращенные в противоположную сторону от фотографируемой поверхности;

коэффициент 1,5*10-1 учитывает глубину шероховатости (1,5 см). Объём темно окрашенного материала в 1 см3 почвы оказался равным 0, см3. То есть объем прокрашенных участков составляет около 1,5% от объёма всего материала горизонта.

Сосущие корни диаметром менее 1мм у деревьев обновляются в течении 1-3 лет. Для дерева дуба, во круг которого была вырыта траншея, подсчитали, что содержание тонких сосущих корней в объеме почвы вы сотой 70 см (с глубины 80-150 см) и площадью 40х50 см равнялось примерно 7410 мг, то есть в см3 содержа лось в среднем 0,05 мг микоризных корней, т.е корневой отпад мог бы составить в этом году 0,015 мг/см3. В на горных дубравах Теллермановского лесничества наблюдалась большая изменчивость внутри сезонного и го дичного прироста микоризных поглощающих корней дуба (Мамаев, 2009). Так, почти за 20-летний период на блюдений отмечено 7-кратное превышение прироста в благоприятные годы по сравнению с экстремальными.

Однако общая масса живых тонких корней в течении ряда лет была относительно постоянна. Следовательно, ежегодный прирост в климаксовых дубравах примерно соответствует ежегодному отпаду корней. Прирост корней в нагорной дубраве колебался с 8 до 50 г/м3. Таким образом, масса отмирающих корней в иллювиаль ных горизонтах серой лесной почвы может составлять от 0,008 до 0,05 мг/см3. Если учесть, что корневой отпад поступает в горизонт не равномерно, а в основном в зоны взаимодействия корня с материалом горизонта, со ставляющие около 1,5 % общего объема, концентрация корневого отпада в этом объеме будет в 60-70 раз больше – 0,5-3,3 мг/см3. Т.к. зона взаимодействия корня с поверхностью педов достаточно тонкая, то можно приблизительно считать, что такой объем органического вещества поступает на поверхность структурных от дельностей в зоне контакта корней с материалом горизонта. Это на 1-2 порядка меньше, чем ежегодное поступ ление органических веществ с опадом на поверхность почвы в осоково-снытьевой дубраве Теллермановского лесничества – около 4000 кг/га (40 мг/см2) (Молчанов, 1963).

Хотя проведенные расчеты являются весьма приблизительными, основываясь на них можно сделать не которые выводы. Зоны контакта корневых систем с минеральными горизонтами почвы составляют не более 1, % от объема горизонта, но достаточно большие по площади – около 30% общей поверхности педов (14,9 х 2).

Содержание углерода и азота в них в 2-3 раза, а обменного калия – в 1,4 раза выше, чем в среднем в горизонте или во внутрипедном материале на этой же глубине. Скорость поступления органических остатков в виде от мерших корней в «зоны контакта» сильно варьирует по годам, достигая в благоприятные годы около 3 мг/см3.

Литература Воробьева Л.А. Химический анализ почв. МГУ. 1988. 272 с.

Мамаев В.В. Изучение сезонного и годичного прироста биомассы микоризных поглощающих корней дуба в дубра вах южной лесостепи. Продукционный процесс и структура лесных биоценозов: теория и эксперимент.2009. То варищество научных изданий КМК. С.93-107.

  Мамаев В.В., Романовский М.Г.Биогеоценологические подходы к изучению дубрав лесостепи. Идеи биогеоценоло гии в лесоведении и лесоразведении. Ин-т лесоведения РАН.- М.: Наука. 2006. С.105-119.

Молчанов А.А. Экспериментальное комплексное изучение широколиственных лесов как научная основа лесохозяй ственных мероприятий. Биогеоценотические исследования в дубравах лесостепной зоны. Изд-во АН СССР. 1963.

С. 20-51.

УДК 631.4. ВЛИЯНИЕ ТЕХНОЛОГИЙ ПЕСКОВАНИЯ НА ОРГАНИЧЕСКОЕ ВЕЩЕСТВО ОСУШЕННЫХ ТОРФЯНЫХ ПОЧВ И.В. Кулакова, А.П. Шваров МГУ им. М.В. Ломоносова E-mail: irinakiv@yandex.ru Особенность генезиса и состава торфяных почв обуславливают их высокую динамичность после осуше ния и в процессе сельскохозяйственного использования. В работах И.Н.Скрынниковой, В.Н. Ефимова, Н.Н.

Бамбалова и других, показано, что эволюция торфяных почв сопровождается преобладанием процессов мине рализации органического вещества над процессами синтеза и накоплением устойчивых органических и орга номинеральных соединений в профиле почв.

В связи с этим большой научный и практический интерес вызывает оценка способов защиты органоген ных почв от деградации в процессе осушения и сельскохозяйственного использования. Наиболее эффективных способов защиты торфяных почв являются технологии пескования принятые во многих странах Европы с гу мидным климатом.

В настоящем сообщении приведены результаты исследования по оценке органической части торфяных почв результате длительного последействия смешанного и покровного пескования в условиях полевого опыта.

Объектом исследования послужили низинные торфяные почвы польдерной системы Макеевский мыс в пойме реки Пры Рязанской области. Массив осушения (1974) был сложен древесно-тростниковыми торфами со степенью разложения 40-50%. Для создания смешанного пескования в пахотный слой внесено песка из расчета 600 т/га. Для покровного пескования на поверхности почвы уложен слой песка мощностью 14-16 см с после дующим припахиванием 2-3 см торфа.

После закладки опыта (1991 г.) в течение 5-6 лет были детально изучены гидротермический режим, био логическая активность, темпы биохимического разложения органического вещества [1], [2], [3].

Оценка трансформации органической части торфяных почв в условиях смешанного и покровного песко вания была произведена через 15 лет после закладки полевого опыта. Вновь приобретенные свойства и режимы на фоне усиления микробиологической активности и минерализации органического вещества привели к диф ференциации соотношения минеральной и органической частей торфяных почв при их песковании. Наиболее значимые различия в содержании органической части торфяных почв в условиях полевого опыта отмечены в верхних слоях мощностью 20 см. Тенденция сокращения органической части торфяных почв в условиях песко вания прослеживается и в нижележащих слоях. Средневзвешенное содержание органической части торфяных почв на контроле смешанном и покровном песковании составило соответственно 87,0;

76,2;

69,0 %. (табл. 1).

Снижение органической части почв на фоне пескования стало совместным результатом механического разбав ления торфа песком и увеличением зольности торфа в результате повышенной минерализации.

Длительное действие вновь приобретенных режимов торфяных почв при внесении в них песка привело не только к снижению содержания органической части, но и качественным изменениям самого органического вещества. На фоне пескования в составе органического вещества наблюдается снижение углеводов – наиболее лабильной фракции органического вещества, легкоразлагаемых почвенной биотой и относительное накопление лигнина, более устойчивого к действию мик роорганизмов (табл. 2). Наиболее значимые Табл. 1. Содержание органического вещества в профиле осу- различия фракционного состава органическо шенных торфяных почв в условиях полевого опыта при разных го вещества обнаружены в верхнем слое.

способах пескования Вторичные режимы и почвообразова тельные процессы в осушенных торфяных Содержание органического вещества, % почвах на фоне пескования привели к измене Контроль Горизонт, см Смешанное Покровное нию группового состава органического веще (без внесе пескование пескование ства. Обнаружено накопление гуминовых и ния песка) снижение фульвокислот в пределах профиля 0-10 80,1 49,1 5, почв мощностью 80 см. При этом наибольшее 10-20 81,6 44,7 6, различие с контролем (без внесения песка) в 20-27 85,9 76,8 81, содержании гуминовых и фульвокислот в 27-38 87,2 79,8 83, верхнем слое отмечено при смешанном пес 38-50 89,7 88,5 86, ковании, а в нижней части профиля на по 50-60 91,0 89,3 87, кровном песковании (табл. 2).

60-70 90,8 91,0 88, Внесение минерального субстрата в 70-80 90,2 90,3 90, 80-85 - - 89,5 осушенные торфяные почвы способствует Средневзвешенное увеличению содержания гуминовых кислот и содержание по 87,0 76,2 69, уменьшению фульвокислот в органическом профилю веществе. Содержание гуминовых кислот на 184   контроле в верхних горизонтах выше, чем на Табл. 2. Групповой и фракционный состав осушенных торфяных почв при разных способах пескования пескованных вариантах, а с глубиной эта тен денция изменяется в варианте покровного Показатель Ли пескования, где содержится наибольшее ко- Гори- Угле- Лиг глубины гу- пи Сгк, Сфк, личество гуминовых кислот. Расширение со- зонт, воды, нин, мификации, ды, %/ОВ %/ОВ отношения Сгк/ Сфк в освоенных торфяных см % % Сгк/Сфк % почвах связано с более интенсивным накоп- Контроль (без внесения песка) лением гуминовых кислот, как биологически 10-15 14,3 6,9 2,1 2,8 4,2 24, более устойчивых в условиях мелиорации 35-40 9,7 4,4 2,2 3,5 6,0 18, (табл. 2). 60-65 7,4 1,9 3,9 4,5 8,1 13, Качественной оценкой группового со- Смешанное пескование става органического вещества является отно- 10-15 16,5 4,4 3,7 1,9 3,4 27, шение Сгк/Сфк. Пескование торфяных почв 35-40 9,1 2,2 4,2 3,0 5,1 19, приводит к заметному повышению этого по- 60-65 7,3 1,3 5,4 3,5 9,2 12, казателя (табл.2), вследствие изменений тер- Покровное пескование модинамических условий. 10-15 - - - 2,1 1,2 28, Выводы 30-35 14,0 5,5 2,6 3,5 5,4 19, Внесение песка в осушенные торфяные 45-50 8,8 2,3 3,8 4,1 9,1 14, почвы в условиях полесских ландшафтов ус- 70-75 9,2 2,1 4,4 4,4 10,2 11, коряет процессы разложения органического вещества, особенно при смешанном песковании.

1.Пескование торфяных почв приводит к изменению группового и фракционного состава органического вещества, при этом увеличиваются показатель глубины гумифмкации. Наблюдается снижение углеводов и от носительное накопление лигнина.

Литература 1. Зайдельман Ф.Р., Шваров А.П., Банников М.В., Павлова Е.Б. Влияние разных способов внесения песка в осушен ные торфяные почвы на их гидротермический режим // Почвоведение. 1995. №8. С. 969 – 2. Зайдельман Ф.Р., Кожевин П.А., Шваров А.П., Павлова Е.Б., Горленко М.В. Влияние разных способов пескова ния на биологическую активность и элементы газового режима осушенных торфяных почв // Почвоведение.

2001. №2. С. 234 – 3. Зайдельман Ф.Р., Шваров А.П., Павлова Е.Б Скорость биохимического разложения органического вещества осу шенных торфяных почв при разных способах пескования // Почвоведение. 1997. №9. С. 1148 – УДК:631. ТЕМПЕРАТУРНЫЙ ОТКЛИК СКОРОСТИ МИНЕРАЛИЗАЦИИ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА ПОЧВ В РАЗЛИЧНЫХ ПАРЦЕЛЛАХ ТРОПИЧЕСКОГО ЛЕСА И.Н. Курганова1, В.О. Лопес де Гереню1, А.В. Тиунов2, Ю.А. Курбатова2, А. Е. Аничкин3, А.Н. Кузнецов Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, г. Пущино Московской обл.

E-mail: ikurg@mail.ru Институт проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН;

119071, Москва, Ленинский проспект, д. e-mail: a_tiunov@mail.ru Совместный Российско-Вьетнамский Тропический научно-исследовательский и технологический центр;

Ханой, Вьетнам e-mail: forest@mail.ru Деструкционная ветвь цикла органического углерода (Сорг) объединяет все многообразие процессов раз ложения органических веществ (ОВ), а конечным продуктом деструкции является углекислый газ, замыкаю щий цикл Сорг и сопрягающий его с циклом неорганического углерода и циклом кислорода (Заварзин, 2004).

Разложение (минерализация) ОВ в почвах имеет, главным образом, микробиологическую природу, поэтому скорость этого процесса часто оценивают по интенсивности выделения СО2 из почв в лабораторных экспери ментах различной продолжительности. При общем сходстве абиотических параметров, которые наблюдаются в лесных экосистемах тропиков (температура, влажность, pH), скорость деструкции опада в разных лесных фор мациях может существенно отличаться в зависимости от качественных характеристик самого органического материала и активности почвенного микробного сообщества. Влияние перечисленных факторов трудно ранжи ровать, но считается, что основным абиотическим параметром, позволяющим количественно описать скорость разложения органического вещества в почвах, является ее температура (Kirschbaum, 2006). Основные задачи настоящего исследования включали: (1) сравнительную оценку скорости минерализации ОВ почв и состояния почвенного микробного сообщества в различных парцеллах тропического леса и (2) анализ температурных за висимостей скорости разложения ОВ в тропических почвах при разном уровне увлажнения.

Объекты и методы исследования Исследования проводили в шести различных лесных парцеллах заповедника Нам Кат Тьен (11о21'-11о48' N, 107о10'-107о34' E) на ферралитно-маргалитных почвах (лагерстремиевые парцеллы, Лв и Лн), бурых ферраллит ных почвах (афзелиевая и фикусная парцеллы, А и Ф), красно-желтой ферраллитной и аллювиальной почвах (диптерокарпусовые парцеллы, Д и П). Образцы почв для анализа отбирались методом конверта из верхних, наи более богатых гумусом горизонтов 0-10 и 10-20 см. Полная полевая влагоемкость (ППВ) определялась в лабора торных условиях в нарушенных образцах, просеянных через сито с диаметром ячеек 2 мм. Определение содержа   ния общего углерода и азота Табл. 1. Доминирующие виды древесной растительности и некоторые свойства в почвенных образцах про исследуемых тропических почв водилось на элементном анализаторе Flash EA РRmin, Сmic, (Италия). Определение рН Слой, Сорг Доминирующие породы рНKCl мг С/ кг мг С/кг C/N см проводили потенциометри,% почвы/сут почвы чески в 1М КCl вытяжке Ферралитно-маргалитная молодая на базальтовых отложениях (Лв) при соотношении поч Lagerstroemia calyculata 0-10 4.61 3.13 9.9 16.2 ва:раствор = 1:2.5. Потенци Tetrameles nudiflor 10-20 4.62 1.75 9.3 9.4 альная скорость минерали Ферралитно-маргалитная оглеенная молодая на базальтовых отложениях зации ОВ (РRmin, мг (Лн) С/кг/сут) определялась в ла Lagerstroemia calyculata 0-10 4.38 3.18 11.4 15.9 бораторных условиях по Tetrameles nudiflor 10-20 4.07 1.89 10.5 9.6 интенсивности выделения Бурая ферралитная молодая на базальтовых отложениях (А) СО2 из почвы при увлажне Afzelia xylocarpa, Ficus sp. 0-10 4.14 2.43 10.5 8.6 нии, соответствующем 60 Lagerstroemia calyculata, 10-20 4.16 1.84 10.3 5.2 Бурая ферралитная молодая на базальтовых отложениях (Ф) 65% их ППВ, и температуре 22оС. Содержание микроб Ficus sp., Dalbergia multifl. 0-10 5.62 5.55 12.0 21.6 Lagerstroemia calyculata 10-20 5.20 2.59 11.2 9.4 646 ного углерода (Сmic) опреде Красно-желтая ферраллитная на сланцах (Д) ляли методом субстрат Dipterocarpus alatus, 0-10 3.60 1.63 7.2 16.1 464 индуцированного дыхания Dipterocarpus obtusif. 10-20 3.62 0.77 5.3 6.3 (Anderson, Domsch 1978).

Аллювиальная на песчаных отложениях (П) Некоторые химические и Dipterocarpus alatus, 0-10 4.00 0.91 11.5 6.9 микробиологические свой Dipterocarpus obtusifolius, 10-20 4.05 0.80 11.2 4.0 ства изучаемых почв приве дены в табл. 1.

Температурную чувствительность скорости разложения ОВ почв оценивали с помощью температурных коэффициентов Q10, показывающих во сколько раз увеличивается интенсивность выделения СО2 (скорость ми нерализации, Rmin) при повышении температуры на 10оС, используя для этого линейное регрессионное уравне ние между натуральным логарифмом ln(Rmin) и температурой почвы (Amthor, 1994;

Pavelka et al., 2007). В рам ках настоящего исследования зависимости скорости разложения ОВ от температуры строились для изучаемых почв при уровнях влажности, со ответствующих 30, 60 и 90% их Табл. 2. Значения температурного коэффициента Q10 для скорости минерали- ППВ и в диапазоне температур от зации ОВ в различных температурных интервалах и при контрастных уровнях 2 до 32оС. Исходя из полученных увлажнения (УВ) в наших экспериментах данных, мы рассчитали величину Q10 для Значения Q10 (слой 0-10 Значения Q10 (слой 10- R2 средних скоростей минерализа УВ, % см) см) R2 ции ОВ во всем указанном диапа ППВ 17- 22- 2- 17- 22 o зоне температур и для отдельных 2-32 C 27oC 32oC 32oC 27oC 32oC температурных интервалов, наи Ферралитно-маргалитная молодая на базальтовых отложениях (Лв) более типичных для зоны тропи 30 0.98 4.30 3.74 2.21 0.93 6.29 3.78 2. ческого климата – 17-27оС и 22 60 0.99 2.04 2.34 2.22 0.98 2.03 1.87 1. 32оС.

90 0.99 2.05 1.91 1.83 0.98 2.25 1.94 2. Ферралитно-маргалитная оглеенная молодая Результаты и обсуждение на базальтовых отложениях (Лн) Верхние горизонты почвы 30 0.95 2.83 3.09 2.60 0.93 4.11 8.08 1.66 различных парцелл тропического 60 0.98 1.99 1.98 1.69 0.95 1.94 2.37 1.74 леса характеризовались кислой 90 0.98 2.01 2.09 1.72 0.97 1.83 1.98 1. реакцией среды и значительно от Бурая ферралитная молодая на базальтовых отложениях (А) личались по содержанию органи 30 0.95 4.22 3.48 4.05 0.98 2.96 3.76 2. ческого углерода: от очень высо 60 0.95 1.93 2.20 2.30 0.98 2.12 2.04 2. когумусных (бурая ферраллитная 90 0.95 1.84 1.64 1.82 0.98 1.88 1.79 1. почва фикусной парцеллы) до Бурая ферралитная молодая на базальтовых отложениях (Ф) низкогумусных (аллювиальная 30 0.95 3.82 6.52 2.89 0.97 2.56 5.23 2. почва). Органическое вещество 60 0.96 1.93 2.37 2.42 0.94 1.96 2.75 2. большинства изученных тропиче 90 0.98 2.15 2.14 1.74 0.97 1.98 2.50 1. ских почв характеризовалось низ Красно-желтая ферраллитная на сланцах (Д) кой степенью обогащенности азо 30 0.95 1.89 2.44 2.39 0.96 2.64 2.07 2. том. Потенциальная скорость ми 60 0.99 1.90 2.06 1.86 0.97 1.82 1.57 1. нерализации ОВ в тропических 90 0.97 1.92 1.69 2.09 0.98 1.60 1.68 1. лесных почвах зоны также изме Аллювиальная на песчаных отложениях (П) нялась в широких пределах в за 30 0.97 2.32 2.35 2.58 0.98 1.86 2.11 1. висимости от типа почв и произ 60 0.98 1.65 2.09 1.63 0.99 1.86 1.72 1. растающей растительности (табл.

90 0.95 1.79 1.39 1.35 0.96 1.83 1.79 1. 1). Наибольшие значения РRmin 186   принимала в бурых фералитных и бурых ферралитно-маргалитных почвах фикусовой и лагерстремиевых пар целл (9.4-21.6 мг С/кг почвы/сут), а минимальные - в аллювиальной почве диптерокарпусовой площадки (4.0 6.9 мг С/кг почвы/сут). Наблюдалась тесная положительная корреляция значений РRmin с содержанием общего и микробного углерода в почвах. Микробные сообщества почв тропиков заметно различались как по объему микробной биомассы, степени биоразнообразия микробного ценоза и обеспеченности доступными питательными веществами. В большинстве случаев, несмотря на достаточно высокую степень обеспеченности органическим уг леродом, микробные сообщества верхних горизонтов почв испытывали дефицит доступного минерального пита ния.

Повышение температуры приводило к достоверному увеличению скорости минерализации органическо го материала во всех изученных почвах и на всех изучаемых глубинах, а значения температурного коэффици ента Q10, рассчитанные для всего интервала температур (2 до 32оС) варьировали от 1.60 до 6.29 в зависимости от типа почвы, влажности и глубины обследования. Величины Q10 для более узких температурных интервалов были, как правило, несколько выше при изменении температуры от 22 до 27оС, чем при дальнейшем росте тем пературы от 27 до 32оС. Увеличение влажности почв от недостаточного уровня увлажнения (30% ППВ) до оп тимального (60% ППВ) приводило к росту значений Rmin в 2.5-4 раза, в то время как дальнейшее увлажнение почв до 90% их ППВ (избыточный уровень) – всего в 1.5-2 раза. Значения Q10 были, как правило, самыми высо кими при 30% уровне влажности.

Работа выполнялась при поддержке РФФИ, Программы Президиума РАН № 4 и Совместного Россий ско-Вьетнамского тропического научно-исследовательского и технологического центра.

Литература Ананьева Н.Д., Благодатская Е.В., Орлинский Д.Б., Мякшина Т.Н. Методические аспекты определения скорости субстрат-индуцированного дыхания почвенных микроорганизмов // Почвоведение. 1993. № 11. С. 72-77.

Заварзин Г.А. Лекции по природоведческой биологии. М.: Наука. 2004. 348 с.

Anderson J., Domsch K.H. A physiological method for the quantitative measurement of microbial biomass in soils // Soil Biol. Biochem. 1978. Vol. 10. P. 215-221.

Kirschbaum M.U.F. The temperature dependence of organic matter decomposition – still a topic debate // Soil Biol.

Biochem. 2006. Vol. 38. P. 2510-2518.

УДК 631.445.41:661.185. ИЗМЕНЕНИЕ СВОЙСТВ ГЛИНИСТЫХ МИНЕРАЛОВ И ПОЧВ ПРИ ПОГЛОЩЕНИИ ОРГАНИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ РАЗЛИЧНОЙ ПРИРОДЫ Г.Н. Курочкина*, Д.Л. Пинский*, Г.Н. Федотов**, М. Хайнос***, З. Соколовска*** * Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, 142290, Россия, г. Пущино Московской области, ул. Институтская, e-mail: colloid41@ rambler.ru **Институт судебной экспертизы, 141005, г. Мытищи Московской области, ул. Институтская, e-mail: gennadiy.fedotov@gmail.com ***Институт Агрофизики Польской Академии наук, 20236 Люблин, Польша e-mail: zosia@maja.ipam.lublin.pl Известно, что важнейшими факторами, определяющими структуру и сложение почв, являются состав и свойства поверхности почвенных частиц. Поэтому любое изменение состояния поверхности неизбежно ведет к изменению агрегатного состояния почв, их структуры и сложения [1-4]. В частности, поглощение органических веществ глинистыми минералами и почвами приводит к существенному изменению поверхностных свойств минералов, устойчивости их агрегатов. Несмотря на большое количество работ посвященных исследованию аг регативной устойчивости почв, механизмы, связанные с составом и свойствами их поверхности изучены недос таточно. С другой стороны, специальное изменение поверхностных свойств почвенных частиц позволяет соз нательно регулировать структуру и свойства почв, что важно при решении многих проблем в области сельского хозяйства, строительства и других отраслей. Таким образом, исследование механизмов агрегативной устойчиво сти глинистых минералов в процессе адсорбции органических веществ является весьма актуальной проблемой.

Целью работы является исследование влияния адсорбированных органических веществ на физические и химические свойства глинистых минералов и почв.

Объекты и методы исследования Для исследования брали природные минералы с различным типом кристаллической структуры: монтмо риллонит (пыжевский), каолинит (глуховецкий) и вольский кварцевый песок, а также серую лесную почву Мо сковской области и черноземную почву Тульской области. Выбранные минералы и почвы отличались не толь ко физико-химическими характеристиками, но также величиной и плотностью отрицательного заряда (табл. 1).

По величине плотности отрицательного заряда, равного отношению дзета-потенциала, мВ/ на уд.поверхность., м2/г (по воде), минералы образуют ряд: каолинит ( -1,53), кварцевый песок (-1,065) серая лесная почва (-0,534), чернозем (-0,190), монтмориллонит (-0,094) мВг/ м2.

В качестве моделей почвенных органических веществ были использованы высокомолекулярные поверх ностно-активные вещества – полиэлектролиты алифатического строения, содержащие в цепи макромолекулы карбоксильную или амидную группы – полиак-риловую кислоту (ПАК) и полиакриламид (ПАА), а также гу миновые кислоты (ГК).

  Адсорбцию из Таблица 1. Физико-химическая характеристика глинистых минералов и почв разбавленных вод ных растворов изу Теплота Удельная по- Дзета- чали вискозиметри Размер ЕКО, Индекс смачива- верхность, м /г потен ческим методом Минерал частиц, мг-экв полидис ния водой, по адсорбатам циал, нм 100 г персности (вискозиметр марки кал/г мВ азоту воде ВПЖ-4 0,82), вели Кварцевый песок 1182 - - 8,68 5,2 -5,54 0, чины удельной по Монтмориллонит 1679 100,0 35,5 39 428 -40,34 0, верхности определя Каолинит 2064 1,0 1,3 11,16 11,5 -17,54 0, ли по физической Серая лесная почва 1649 17,8 - 8,87 42,26 -22,58 0, сорбции азота при Чернозем 1387 29,9 - 9,54 69,62 -13,85 0, -195С, а также по сорбции паров воды (ме-тод БЭТ). ИК-спектры снимали на модернизированном спектрофотометре «Спекорд М 80», рН измеряли на лабораторном рН-метре «HANNА рН 211» (Германия).

Результаты и обсуждение Согласно данным порометрии (табл. 2) образцов 10 %-ных суспензий исходного кварца суммарная пло щадь поверхности составляет 0,027 м2/г. Модифицирование поверхности 1%-ным раствором ПАК приводит к значимому уменьшению площади, а модифицирование поверхности 0,05%-ным раствором ПАА приводит к ее увеличению. При этом соответственно изменяется и диаметр пор - с ПАК он уменьшается, с ПАА – увеличивается.

Такая же зависимость отмечается для каолинита и бентонита. Можно предположить, что адсорбция ПАК увеличивает каогуляцию частиц, тогда как адсорбция ПАА ведет к пептизации частиц и, следовательно, их диспергации.

Оценивая средние диаметры пор агрегатов, установленные порометрическим методом, можно отметить, что у кварца они самые большие и составляют около 40 мкм, у каолинита – 0,6-0,7 мкм, у бентонита – меньше 40-50 нм, у серой лесной почвы – 300-700 нм, у чернозема – 500-600 нм. В присутствии ПАК и ПАА диаметры пор агрегатов изменяются незначительно. Взаимодействие серой лесной почвы и чернозема с исследуемыми полимерами приводит к уменьшению суммарной площади и диаметра пор по сравнению с контролем. Для се рой лесной почвы это снижение больше с ПАК, а для черноземной с - ПАА.

Полученные данные подтверждаются методом сканирующей микроскопии. Установлено, что в исход ном каолините отмечаются кристаллы неоднородного размера от 100 до 2000 нм, для каолинита, модифициро ванного ПАА, размеры агрегатов изменяются в пределах 200-300 нм и становятся более однородными. При этом на поверхности агрегатов отчетливо видны прозрачные пленки полимера. Эти исследования указывают, что в присутствии ПАА можно отметить два одновременно идущих процесса - диспергирование частиц мине рала до появления отдельных наночастиц или их коагуляции с образованием агрегатов.

Подтверждением наблюдаемых процессов являются данные по кинетики изменения объемов осадка каолинита и монтмориллонита в присутствии ПАА, ПАК, ГК (5%-ные суспензии). Установлено, что по мере увеличения концентрации ПЭ и, следовательно степени покрытия поверхности, объемы осадков растут. На примере адсорбции ПАА при малых концентрациях на вышеуказанных минералах, выявлена гидрофобизация поверхности, что снижает агрегативную устойчивость системы, суспензия коагулирует быстрее, агрегаты час тиц становятся рых лыми хлопьевидными.

Табл. 2. Данные ртутной порометрии почвенных минералов, модифицированных поли- Уменьшение объемов акриловой кислотой (ПАК) и полиакриламидом (ПАА) осадка при дальней шем увеличении кон Суммарный Суммарная Диаметр Плотность мас- центрации ПАА обу Порис Образец объем смеси, площадь пор агрега- сы при 0,0036 словлено вновь насту тость, % пор, м2/г мл/г тов, нм Мра, г/мл пающей стабилизаци ей суспензии благода Кварцевый песок 0,283 0,027 41890,2 1,507 42, Кварцевый песок + ПАК ря образованию вто 0,275 0,025 43931,4 1,526 41, Кварцевый песок + ПАА рого адсорбционного 0,308 0,032 38123,5 1,446 44, Каолинит слоя, обратно ориен 0,714 3,74 764,1 0,906 64, Каолинит +ПАК тированного поляр 0,564 3,55 636,7 1,047 59, Каолинит + ПАА 0,708 4,00 708,3 0,911 64,44 ными группами в вод Монтмориллонит 0,784 56,12 55,9 0,823 64,47 ную среду. Этот ре Монтмориллонит + ПАК 0,661 55,54 47,6 0,912 60,30 зультат становится Монтмориллонит + ПАА 0,660 58,63 45,0 0,912 60, понятным, если при Чернозем 0,495 6,21 319,2 1,111 55, нять во внимание Чернозем +ПАК 0,486 2,77 701,6 1,114 54, макронеоднородное Чернозем + ПАА 0,526 5,57 378,1 1,055 55, строение поверхности Серая лесная почва 0,456 3,12 585,5 1,157 52, частиц минерала. В Серая лесная почва + начальные стадии ад 0,445 3,12 565,5 1,189 52, ПАК сорбции органических Серая лесная почва + молекул насыщаются 0,456 2,94 621,2 1,100 50, ПАА наиболее активные 188   области поверхности. Она становится все более гидрофобной, система все менее устойчивой, объемы осадков растут. После полного насыщения хемосорбционно активных областей поверхности и развития лиофобно лиофильной макромозаики при дальнейшей адсорбции происходит формирование второго слоя на этих же мес тах, что приводит к гидрофилизации поверхности. Система становится более стабильной, объемы осадка уменьшаются. Таким образом, лиофобно-лиофильная макромозаика играет большую и разнообразную роль в процессах структурообразования. Как показали электронномикроскопические исследования, малые количества структурообразователей (6*10-4 % от веса образца) незначительно влияют на форму и размеры дисперcных час тиц. Только при больших концентрациях органического вещества появляются скопления крупных агрегатов.

Заключение Установлено влияние органических веществ на кинетическую и агрегативную устойчивость суспензий «минерал-ПЭ» и, соответственно, свойства модифицированной поверхности: дисперсность частиц, емкость мо нослоя, удельную поверхность, гидрофильность, пористость и распределение суммарного объема пор по раз мерам. Выявлено, что значения фрактальной размерности, рассчитанные по сорбции паров воды и азота, харак теризуют структурное состояние модифицированной ПЭ поверхности почв и почвенных минералов. Они также указывают на возможность формирования кластеров по принципу самоподобия.

Работа выполнена при поддержке Российского Фонда фундаментальных исследований, проект № 09-04 00652.

Литература 1. Курочкина Г.Н., Пинский Д.Л. Образование минералоорганических соединений и их влияние на поверхностные свойства почвенных алюмосиликатов // Почвоведение, 2004, № 4, С.441- 2. Соколова Т.А.Соколова, Дронова Т.Я, Толпешта И.И. Глинистые минералы в почвах. Учебное пособие. Тула:

Гриф и К, Москва, 2005, 336 с.

3. Федотов Г.Н., Добровольский Г.В., Путляев В.И., Гаршев А.В., Иванов В.К., Пахомов Е.И. Гелевые структуры в почвах // Почвоведение, 2006, № 7, с.824-835.

4. Sokolowska Z., Borowko M., Reszko-Zygmunt J., Sokolowski S. Adsorption of Nitrogen and Water Varop by Alluvial Soils // Geoderma 107 (2002) 33– УДК:631.427. ПОЧВЕННЫЙ МИКРООРГАНИЗМ, ОСАЖДАЮЩИЙ АЛЮМИНИЙ, А ТАКЖЕ ЖЕЛЕЗО И МАРГАНЕЦ, БЛИЗКОРОДСТВЕННЫЙ METALLOGENIUM Р.С. Кутузова Всероссийский НИИ сельскохозяйственной микробиологии РАСХН, Санкт-Петербург, г. Пушкин E-mail:contact@arriam В почвах подзолистой зоны алюминий является одним из основных типоморфных элементов. В процес се подзолообразования его соединения подвергаются растворению, миграции, трансформации и аккумуляции.

В почвенном растворе алюминий присутствует в составе алюмоорганических комплексов, являющихся обяза тельным условием подзолообразования, и ионной формы Al3+, высокая концентрация которого служит причи ной алюминиевой токсичности кислых подзолистых почв. Остается без внимания выведение микроорганизма ми Al3+ из раствора, хотя с 70 годов прошлого столетия известно, что почвенные железоокисляющие предста вители группы Metallogenium-Sidtrococcus могут аккумулировать на своей поверхности не только железо, но и алюминий [1]. Аналогичный организм был обнаружен нами в современном изверженном материале, п-ов Кам чатка (1975-1976 гг.) [2], а позднее – в дерново-подзолистых почвах многолетних опытов ЛенНИИСХ, пос. Бе логорка, (опыт по известкованию почв) и МСХА им. К.А.Тимирязева (опыт по возделыванию льна) [3].

Апробированы жидкие синтетические питательные среды: cреда Александера, широко используемая нами в почвенно-микробиологической практике (но без глюкозы), и среда Аристовской [1], с низким солевым составом, использованная этим автором для выделения из почвы организма типа Metallogenium-Siderococcus.

Алюмоосаждающий микроорганизм выявляли в присутствии молочнокислого алюминия (Al3+=8,7 и 86,5-мг/л) и сернокислого (Al3+=8,1 и 40,5 мг/л) при рН 3.5-4. Кислая среда, фактически отсутствие органического веще ства, наличие Al3+ - иона, токсичного для многих организмов, внесение в среду ампициллина – антибиотика для широкого круга бактерий, подавляющего синтез клеточной стенки, и ацетата таллия, используемого при куль тивировании микоплазм, позволяет создать элективные условия микроорганизму, уступающему по скорости развития банальной микрофлоре, и получить его накопительную культуру. Железоосаждающая способность микроорганизма, обнаруженного в вулканическом материале, была выявлена на среде Сильвермана и Люндг рена 9К для Thiobacillus ferrooxidans с сернокислым железом в виде соли Мора (Fe2+=9 г/л.) [2] и на среде Алек сандера (соль Мора, Fe2+=0.3 г/л). Способность осаждать марганец показана при посеве образцов дерново подзолистых почв на среду Аристовской с уксуснокислым марганцем (Mn2+=26 мг/л).


Разработана методика обнаружения алюмооосаждающего микроорганизма на фиксированных препара тах (предметные стекла) с последующим микроскопированием и фотографированием. Она включает три этапа:

максимальное удаление гидроокиси алюминия, окрашивание остаточных его количеств, негативное контрасти рование тушью. Аналогично поступали при выявлении железо, марганец осаждающих микроорганизмов. Каче ственная реакция на Al3+ - взаимодействие с алюминоном, красный цвет;

на Fe2+ - с желтой кровяной солью, синий цвет, и роданистым калием, кровавый цвет.

Цифровой фотоаппарат и фотокамера при компьютерном обеспечении микроскопов Axiolab-Zeiss и Ax iostar plus-Zeiss позволили значительно расширить возможности увеличений морфологических структур изу чаемого объекта. Основное рабочее увеличение 100х10, общая картина – 40х10, крупные орудненные колонии – 20х10, реже – 10х10.

  Рассмотрен обширный материал. Проведено сравнение морфологических форм микроорганизмов, выяв ляемых на средах с алюминием и при замене алюминия на железо и марганец. Результаты дают общее пред ставление о размерах и морфологических особенностях микроорганизма, пока исключая влияние специфики высеваемых образцов и культивируемых посевов.

Доминирующей формой микроорганизмов на средах с алюминием, а также железом и марганцем, явля ются мелкие овальные формы. В случае алюминия и железа они достигают 2-3 мкм в диаметре, с более плот ной центральной частью и прозрачным ореолом, подобным слизистой капсуле. Многие значительно меньше указанных, а как показал сканирующий электронный микроскоп (JEOL, JSM-6390 LA), чрезвычайно мелки, 0.1 0.3 мкм. На среде с марганцем все объекты значительно уступают в размерах. Микроскопирование в фазовом контрасте наиболее крупных овальных форм после удаления алюминия или железа, 4-10 мкм, выявило их спо собность к бинарному делению с последующим образованием цепочки, а также к почкованию с образованием одной или нескольких почек, создающих комочек, или появлению нитеобразных выростов. Кроме того, оказа лось, что предполагаемая капсула не является слизистым образованием. Она структурирована и может превра щаться в радиальное разрастание чрезвычайно тонких нитей, постепенно превращающихся в цепочки овальных телец, в дальнейшем образующих из них сплошную массу в центре разрастания. Фактически – это микроколо нии, трихосферические и зооглейные, в соответствии с названием подобных структур у Metallogenium ила [4].

Микроколонии, сбрасывая радиальные цепочки тел или распадаясь на овальные тела, дают начало следующему циклу развития. Согласно Б.В. Перфильеву и Д.Р.Габе, одна клетка прорастает одним или несколькими ради альными отростками из цепочек мелких телец с образованием трихосферической микроколонии, дальнейшее увеличение которой ведет к удлинению радиальных отростков, их ветвлению и утолщению за счет отложений железа-марганца, а в нашем случае – алюминия. В обрастаниях Metallogenium озерного ила на пелоскопах, кроме ранее известных, нами выявлены морфоформы, аналогичные таковым алюмоосаждающего микроорганизма.

Трихосферические микроколонии – самая эффектная и характерная стадия развития микроорганизма, обнаруженного в вулканическом материале или почвенных образцах, при высевах на среды с алюминием, жид кие и агаризованные, или с железом и марганцем. Перекрестный посев также подтверждает способность осаж дать любой из элементов в зависимости от его наличия в среде.

Визуальные наблюдения свидетельствуют, что в количественном отношении вулканический материал несравненно богаче алюмоосаждающим микроорганизмом, чем почвы. В первом случае его морфологические структуры обнаруживали уже при микроскопировании пылевидной фракции, а также после 1 месяца культиви рования посевов на средах, тогда как требовалось 3-4 месяца для получения накопительной культуры при посе вах почв. Использование метода предельных разведений для определения численности выявило несостоятель ность метода в данном случае. Для определения численности бактерий, имеющих наноформы, применяется со временный метод молекулярной экологии, не требующий культивирования изучаемого объекта.

Таким образом, выявленный микроорганизм широко распространен: дерново-подзолистые почвы, со временная изверженная порода, озерный ил. Организм культивируемый, но трудно выявляемый. Он растет на жидких средах в присутствии солей Al, Fe, Mn с отложением этих элементов на клеточной поверхности. Отло жения, прежде всего, выполняют защитную функцию для очень тонких и нежных структур.

Микроорганизм полиморфен. Световой микроскоп выявил не только массы овальных тел в пределах мкм, но и микроколонии, трихосферические и зооглейные, отличающиеся размером, 6-70 мкм, и внешним ви дом на разных этапах развития, напоминающими при их оруднении “яичницу-глазунью”. Микроколонии, рас падаясь на овальные тела, дают начало следующему циклу развития.

Сопоставление микроорганизма, выявленного в вулканическом материале и дерново-подзолистых поч вах, с Metallogenium озерных илов, описание которого представлено в “Определителе бактерий Берджи”, г., говорит об их сходстве в функциональном отношении – отложение железа и марганца, а также и алюминия, и морфологическом – идентичность морфологических структур.

Согласно исследованиям 70-80-х годов прошлого столетия, Metallogenium был охарактеризован как сво бодно живущий микоплазма-подобный микроорганизм [5]. Многие свойства, характерные для алюминий оса ждающего микроорганизма, могут быть рассмотрены с этих позиций:

устойчивость к ампициллину, подавляющему синтез клеточной стенки;

развитие на средах в присутствии ацетата таллия – сильного антисептика;

благоприятная реакция на наличие лошадиной сыворотки в среде;

размер клеток от 1.0-1.5 мкм до 0.1-0.3 мкм;

размножение бинарное, почкование с образованием клеток с несколькими почками – комочки, наличие нитей и цепочек из овальных тел;

колонии на плотных средах очень мелкие, видимые при 100х10 и очень редко при 20х10, при оруднении напоминающие “яичницу-глазунью”;

наличие капсулоподобных структур;

Что касается паразитирования на других организмах, то в нашем случае этот вопрос пока остается от крытым. Однако основательное прикрепление к поверхности водорослей и грибов не вызывает сомнений. Как показали разросшиеся на стеклянных пластинках пелоскопа колонии Metallogenium, они так плотно прикреп лены к стеклу, что не подверглись каким-либо деформациям при всех многочисленных обработках препарата.

Механизм осаждения алюминия на поверхности алюмоосаждающих микроорганизмов, вероятно, имеет физико-химическую природу. Согласно превращениям Al3+ Al(ОН)2+ Al(ОН)2+ Al(ОН)3, определяемым изменениями рН от 3.5-4 до 5.2, можно ожидать сорбцию Al3+ и других положительных ионов алюминия отри цательно заряженными функциональными группами клеточной поверхности. Так, исследователями был пред 190   ставлен ряд сорбции на основании различий в сорбции меченого кобальта клеточными стенками дрожжей в присутствии других ионов: H+Fe3+Al3+Ni2+Zn2+Mn2+ и так далее, близкий к сорбционному ряду карбок сильных ионно-обменных смол, являющихся слабыми катионитами.

С другой стороны, можно предположить, что механизм отложений алюминия и железа на поверхности морфологических структур выявленного микроорганизма, базируется на коллоидных свойствах соединений этих элементов. Увеличение размеров нерастворимых коллоидных мицелл Fe(OH)3 и Al(ОН)3, образующихся в растворе в результате гидролиза солей Fe3+ и Al3+, может идти на существующих или вносимых в систему цен трах конденсации с последующим переходом из аморфного состояния к кристаллизации. В качестве таких цен тров, по всей видимости, могут служить мельчайшие клетки изучаемого организма и своеобразное строения его “капсулы”.

Литература 1. Аристовская Т.В. Микробиология процессов почвообразования. Л: “Наука”. 1980, 187 с.

2. Кутузова Р.С., Вергасова Л.П., Филатов С.К.. Участие бактерий Metallogenium-Siderococcus в поствулканических преобразованиях изверженного материала (Камчатка) // Почвоведение. 2006. № 3. 334-343.

3. Кутузова Р.С., Круглов Ю.В. Осаждающие алюминий микроорганизмы дерново-подзолистых почв и современ ной изверженной породы // Всероссийская конференция с международным участием “Продукционный процесс растений: теория и практика эффективного и ресурсосберегающего управления”. Санкт-Петербург. 2009. С. 257 258.

4. Перфильев Б.В., Габе Д.Р. Изучение методом микробного пейзажа бактерий, накопляющих марганец и железо в донных отложениях // В кн.: Роль микроорганизмов в образовании железо-марганцевых озерных руд. М.;

Л.:”Наука”.1964. С.16-53.

5. Балашова В.В., Дубинина Г.А. Ультраструктура Metallogenium в чистой культуре // Микробиология. 1989. Т.58.

В. 5. С.841-846.

УДК 633.584.6:546.26:631. ОСОБЕННОСТИ ТРАНСФОРМАЦИИ УГЛЕРОДА РИСОВОЙ СОЛОМЫ В СИСТЕМЕ «ПОЧВА-ВОДА-ВОЗДУХ»

А.Г. Ладатко Всероссийский научно-исследовательский институт риса, г. Краснодар, п. Белозёрный Е-mail: ag-ladatko@rambler.ru Как известно, разложение растительных остатков чаще всего описывается минерализационно иммобилизационными циклами превращения азота, поскольку азотистые соединения, в отличие от углеродных, претерпевают постоянный круговорот от разрушения до новообразования белковых веществ. Что же касается превращения углеродных соединений при разложении рисовой соломы в затопляемых почвах, то оно изучено недостаточно полно. Вместе с тем, чрезвычайно важно знать пути направленного сокращения непроизводи тельных потерь углерода соломы при ее разложении с целью более полного вовлечения в процессы синтеза гу мусовых веществ. Для решения поставленных вопросов была проведена серия модельных экспериментов в контролируемом режиме температуры (280С) и влажности (постоянное затопление почвы слоем воды 5 мм) с использованием тотально меченой 14С углерода рисовой соломы. Исследования проводились на незасоленной лугово-черноземной и слабозасоленной лугово-болотной рисовых почвах.


Распределение углерода-14 соломы риса в системе «почва - вода – воздух» изучали в следующих вари антах: 1) почва + солома, 1% от массы почвы;

2) почва + солома, 2% от массы почвы;

3) вариант 2 + 1% N (NH4)2SO4 от массы соломы;

4) вариант 2 + 1% N-CO(NH2)2 от массы соломы.

Проведенные исследования показали, что отдельные компоненты растительной ткани соломы обладают разной устойчивостью к воздействию различных ферментативных систем. Значительному разложению под вержены гемицеллюлозы. За 30 дней компостирования соломы под слоем воды потеря гемицеллюлозной фрак ции составила около 50%.

Наиболее интенсивно распад углеродных соединений соломы риса в почве происходит в первые пять дней затопления. Потери углерода-14 рисовой соломы в эти сроки для незасоленной лугово-черноземной и сла бозасоленной лугово-болотной почв при внесении ее в количестве 1% от массы почвы составляют 36,2 и 40,9%, а при внесении 2% - 39,5 и 42,6% соответственно.

В промежутке между 5- и 20-ми сутками затопления интенсивность разложения соломы снижалась, а с 20-го по 30-й день – вновь резко возрастала.

Увеличение дозы вносимой соломы не оказало существенного влияния на скорость ее расщепления в условиях постоянного затопления почвы. В тоже время, слабое хлоридно-сульфатное засоление почвы неско лько активизировало процессы разложения соломы.

Поскольку микробиологического разложения углеродной части растительной ткани зависит от наличия доступных соединений азота в нашей работе была сделана попытка выявить влияние формы азотного удобре ния на интенсивность трансформации углерода-14 соломы риса в затопленной почве. Исследования показали, что внесение азотного удобрения из расчета 1% азота от массы рисовой соломы ускоряет ее разложение в пер вые 5 дней компостирования. В последующие дни затопления процессы разложения рисовой соломы несколько ослабевают, что в какой-то мере способствует сохранению ее углеродных соединений в почве. Форма азотного удобрения при совместном внесении с соломой оказывает существенное влияние на трансформацию углерода 14 только в первые 5-10 дней затопления. В последующие дни различия в степени влияния формы азота удоб рений на разложение соломы были незначительными.

  Так как разложение рисовой соломы в природной среде происходит в условиях избыточного увлажнения почвы нами было проведено наблюдение за поступлением 14С из соломы в почвенный раствор. Установлено, что наибольшее количество 14С в почвенном растворе обнаруживается в первые 5 дней разложения рисовой со ломы. В последующие дни затопления содержание углерода-14 разлагающейся соломы в почвенном растворе уменьшается. Наибольшая разница в содержании 14С в почвенном растворе отмечалась между 10- и 20- сутка ми компостирования соломы в условиях затопления почвы.

На основании данных о содержании 14С в почве и почвенном растворе в процессе разложения соломы в условиях затопления нами был сделан балансовый расчет распределения углерода-14 соломы риса в системе «почва-вода-воздух». Расчеты показали, что величина газообразных потерь 14С возрастает по мере усиления процессов разложения соломы. Внесение азотных удобрений совместно с соломой улучшает условия ее разло жения, способствуя дополнительному высвобождению в почвенный раствор углеродных соединений.

Обобщая результаты трансформации углерода рисовой соломы в условиях постоянного затопления поч вы можно заключить, что высвобождение углеродных соединений в процессе разложения рисовой соломы наиболее интенсивно происходит в первые 5 дней. В дальнейшем, в зависимости от условий почвенной среды, процессы трансформации углерода соломы вновь усиливаются: через 20 дней в условиях незасоленной лугово черноземовидной почвы и через 10 дней - в условиях слабозасоленной лугово-болотной почвы.

Выявленное поэтапное разложение соломы связано с составом выделяющихся углеродсодержащих ком понентов, оказывающих существенное влияние на начальную активизацию микробиологической деятельности.

Причем, активизация развития микроорганизмов на первых этапах разложения растительной ткани будет зави сеть как от качественного состава выделяющихся углеродсодержащих соединений, так и от их количества. В частности, нашими исследованиями установлено, что только за первые 5 дней затопления в почвенный раствор переходит в среднем около 5% углеродных соединении соломы. Сопоставляя эту величину с резкой активиза цией факультативно-анаэробных и анаэробных микроорганизмов в первые дни затопления, можно заключить, что значительная доля в этих 5% принадлежит легкодоступным для питания микроорганизмов органическим соединениям. Позднее, когда в процессы разложения растительной ткани включаются более сложные органи ческие соединения, а также возрастает концентрация продуктов жизнедеятельности анаэробов, активность их развития снижается.

Несколько ускоренное развитие процессов распада углеродных соединений соломы в слабозасоленной почве, вероятно, есть результат двойного воздействия: биологического (развитие микроорганизмов) и химиче ского (“высаливание”, в результате повышенной концентрации солей в почвенном растворе).

Поскольку газообразные потери углерода соломы в процессе ее разложения только за первые 5 дней за топления могут достигать 1/3 от общего количества углерода соломы, то одним из способов сохранения их в почве является совместное внесение с соломой минерального азота.

  УДК 631.417. ИДЕНТИФИКАЦИЯ ЛАБИЛЬНОГО И УСТОЙЧИВОГО ПУЛОВ ОРГАНИЧЕСКОГО ВЕЩЕСТВА ПОЧВЫ А.А. Ларионова, Б.Н. Золотарева, И.В. Евдокимов, Д.В. Сапронов Институт физико-химических и биологических проблем почвоведения РАН, Пущино, Московской обл.

E-mail: ilyaevd@rambler.ru Процессы депонирования углерода или его закрепления в органическом веществе почвы являются важ ной частью биологического круговорота в наземных экосистемах. Наряду с общими запасами углерода, для по нимания механизмов регулирования круговорота углерода в меняющихся экологических условиях необходимы сведения о величине и времени обновления лабильного и устойчивого пулов углерода, интенсивности гумифи кации растительных остатков, механизмах стабилизации почвенного органического вещества (ПОВ).

Разделение на лабильные и устойчивые пулы проводится с помощью различных методов. К физическим методам относятся гранулометрическое фракционирование по размеру почвенных частиц и термогравиметри ческий анализ почвы, позволяющий определить потери массы ПОВ в низкотемпературном и высокотемпера турном диапазонах. Метод варьирования естественного обогащения 13С при смене С3-С4 растительности дает возможность оценить относительно лабильный пул молодого углерода со средним временем обновления от не скольких десятков до нескольких сотен лет. Химические методы позволяют экстрагировать лабильный пул ПОВ с помощью различных реагентов, например, при гидролизе 6н. HCl. Прямым методом определения устой чивости ПОВ является оценка его потерь в виде СО2 в инкубационных экспериментах. Несмотря на трудоем кость, этот метод, вероятно, наиболее точно оценивает стабильность органических соединений в почве.

Целью исследования было сравнение размеров лабильных и устойчивых пулов ПОВ, полученных с по мощью физических, химических и изотопных методов с прямыми оценками устойчивости ПОВ по данным ин кубационных экспериментов.

Объекты и методы исследования Исследования проводили в 2000-2005 гг на агросерых почвах (Сорг. 1.1%, рНКСl – 4.65) Опытной полевой станции ИФХиБПП, г. Пущино, Московской обл. Соотношение лабильного и устойчивого пулов углерода в почве определяли в стационарном микрополевом опыте, заложенном на поле многолетнего пара. Измельчен ные растительные остатки зеленой массы кукурузы в течение 5 лет вносили ежегодно осенью в слой почвы 0 25 см, за весь период в почву поступило 1.9 и 5.8 кг С/м2, соответственно. Первая доза соответствует количест ву органического углерода, поступающего в почву при интенсивном ведении сельского хозяйства, вторая – по ступлению углерода в почву в луговых сообществах.

192   Гранулометрический анализ почвы проводили по окончании 5-летнего эксперимента стандартным методом (Вадюнина, Корчагина 1973). В почвенных образцах и выделенных фракциях определяли органический углерод и азот, а также соотношение 13С/12С на масс-спектрометре «МАТ 253» (Тhermo, Finnigan, Германия) c элементным анализатором «Euro EA», (Eurovector, Италия).

Долю С4 углерода кукурузы в почве рассчитывали по уравнению:

13Cп = f 13C4 +(1-f) 13C3, где Cп - C в образце почвы, C4 - 13C в молодом органическом веществе, образовавшемся в ре 13 13 зультате разложения растительных остатков кукурузы, 13C3 – 13C в исходных образцах почвы, отобранных до закладки опыта и f – доля органического вещества С4 происхождения, т.е. молодого новообразованного гумуса, аккумулированного в течение 5 лет при разложении растительных остатков кукурузы. Константу разложения (k) и среднее время обновления (mean residence time - MRT) молодого (С4) и старого (С3) углерода рассчитыва ли по следующей формуле (Balesdent and Mariotti, 1996):

Ct=e-kt, k= -ln(Ct)/t.

Среднее время обновления (MRT) углерода рассчитывали по следующей формуле:

MRT= 1/k.

Уравнения аппроксимировали, используя алгоритм Марквардта. Дифференцированный учет потерь мо лодого и старого органического вещества проводили по суммарным потерям 13С за год на основе результатов изотопного анализа углерода в начале и в конце инкубирования. Суммарные годовые потери старого углерода рассчитывали по разности между кумулятивной эмиссией СО2 в ходе годовой инкубации и потерями молодого углерода. Потери СО2 определяли с помщью газовой хроматографии на хроматографе Кристаллюкс-4000 с де тектором катарометр.

Соотношение лабильной и устойчивой компонент в ПОВ методом термогравиметрии определяли по по тере массы образца почвы в диапазонах 200-450 и 450-650оС на дериватографе Q 1500 D.

Долю лабильного ПОВ, экстрагируемого из почвы химическим методом определяли в ходе 20 часового гидролиза ПОВ 6н. HCl при температуре 120-130оС, соотношение почва:раствор – 1:20 (Орлов, Гришина, 1981).

В остатке почвы после гидролиза определяли содержание углерода, азота и изотопа 13С.

Результаты и обсуждение Сравнительный анализ изотопного состава углерода подтвердил известный вывод о том, что молодой углерод попадает, прежде всего, в крупные фракции. Коэффициент корреляции между содержанием С4 углеро да и размером фракции равнялся 0.97 и 0.91 при внесении 1.9 и 5.8 кгС/м2, соответственно. Определение изо топного состава фракций подтвердило их гетерогенность и позволило оценить, насколько легкие фракции, ко торые традиционно считаются лабильными, «загрязнены» старым углеродом и наоборот, каково содержание молодого углерода в тонких фракциях, в которых углерод находится преимущественно в устойчивых формах.

Органическое вещество самой крупной фракции размером 250-1000 мкм лишь на 69% состояло из молодого углерода, а остальные 31% представляли собой более старый углерод.

Для непосредственной проверки устойчивости органического вещества фракций к разложению почвен ными микроорганизмами были проведены прямые измерения потерь углерода на основе определения эмиссии СО2. Дифференцированный учет потерь С4 и С3 углерода в инкубационных экспериментах позволил выяснить, как быстро происходит стабилизация молодого углерода и как она соотносится с окислением (минерализацией) старого. Наименьшие потери (7%) углерода обнаружены в илистой фракции, наибольшие (26%) – в крупно- и среднепылеватой фракциях.

Константы разложения молодого органического вещества и средние времена обновления (MRTC4) оказа лись примерно одинаковыми во всех исследуемых фракциях и в почве в целом. Даже в тонких фракциях, кото рые традиционно считаются устойчивыми к разложению, молодой пул оказался таким же лабильным как в крупных фракциях. Высокая скорость разложения С4 углерода в тонких фракциях свидетельствует об отсутст вии стабилизации молодого органического вещества в течение 5-летнего эксперимента.

Различия между константами kC4 и kC3 были неодинаковыми в гранулометрических фракциях. Молодой и старый пулы ПОВ в крупно- и среднепылеватой фракциях оказались примерно одинаковыми по своей устой чивости, поэтому мы полагаем, что весь углерод крупно- и среднепылеватых частиц можно считать лабильным.

Особенно резкие различия - в 4-10 раз - между константами kC4 и kC3 наблюдались в легкой, тонкопылеватой и илистой фракциях. Следовательно, молодой углерод, входящий в состав этих фракций, рассматривается нами как часть лабильного пула, а старый углерод указанных фракций представлял собой устойчивый пул ПОВ.

Итак, лабильный пул углерода почвы представлял собой сумму пулов с высокими константами обновле ния. В него входили общий углерод (Сорг.) в крупно- и среднепылеватой фракции и молодой С4 углерод в лег кой, тонкопылеватой и илистой фракциях. С учетом веса фракций величина лабильного пула составила 0.42 от Сорг. в варианте с внесением 5.8 кг С/м2 (таблица).

Среди всех используемых способов определения термогравиметрический метод дает наибольшие разме ры лабильного пула в агросерой почве – до 0.70-0.75 Сорг. (табл.1). Гидролиз 6н HCl извлекает примерно такое же количество углерода почвы (0.47) как и прямой расчет его потерь при разложении молодого и старого ПОВ в гранулометрических фракциях (0.42, табл.1). Однако высокое значение лабильного пула в илистой фракции, которая по результатам прямых определений потерь СО2 из почвы является наиболее стабильным компонен том, не позволяет рекомендовать этот метод для оценки лабильного углерода в почве. Таким образом, несмотря на трудоемкость, определение содержания С4 и С3 углерода и расчет констант разложения по кумулятивным   потерям молодого и старого Лабильный пул углерода в серой лесной почве ПОВ является в настоящее в зависимости от метода определения (доля Сорг. ± STD) время наиболее точным спо собом разделения ПОВ на Термо лабильный и устойчивый гравимет Содержа- Потери при Расчет по Гидролиз Вариант/Метод пулы.

ние С4-С инкубиров. рич. ме MRT HCl Работа выполнена при тод поддержке фонда РФФИ Нефракциони 0.28±0.01 0.062±0.003 0.42±0.05 0.70±0.05 0.48±0.02 (грант 08-04-00559) и Прези рованная почва диума РАН (программа 16).

Илистая фракция 0.19±0.02 0.045±0.002 0.16±0.02 0.88±0.05 0.45±0. Литература 1. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв и грунтов, М.: Высшая школа, 1973, 398 с.

2. Balesdent J., Mariotti A. Measurement of soil organic matter turnover using 13C natural abundance. In: Mass Spectrometry of Soils. Eds. T W Boutton and S Yamasaki. Marcel Dekker, New York, 1996, P. 83-111.

УДК 504.53.054/ ПРОСТРАНСТВЕННО-ВРЕМЕННЫЕ ИЗМЕНЕНИЯ ОРЕОЛА НЕФТЯНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ В ПОДЗОЛАХ ОСТРОВА САХАЛИН Д.Н. Липатов, Е.Г. Сотникова Московский государственный университет им. М.В. Ломоносова, факультет почвоведения E-mail: dlip@soil.msu.ru Аварийные разливы нефти приводят к формированию протяженных ореолов загрязнения в почвах. Мно гие углеводородные компоненты нефти проявляют высокую миграционную подвижность в почве, а сама «гео химическая структура техногенных ореолов заметно изменяется во времени и пространстве» [1]. Эти измене ния зависят от характеристик источника загрязнения, массы и состава загрязнителя, от свойств почв, орографи ческих, гидрологических, метеорологических условий, в которых происходят процессы миграции и разложения углеводородов нефти (УВН).

Пространственные и временные изменения структуры ореолов загрязнения взаимосвязаны. Распростра нение и перераспределение УВН в почвенной среде, их накопление на биогеохимических барьерах и консерва ция в отдельных слоях почвы – все эти процессы, приводящие к неоднородности пространственного распреде ления загрязнителя, являются динамическими. Параметры массопереноса УВН, интенсивность процессов есте ственного самоочищения почв во многом определяются содержанием и локализацией загрязнителя, то есть, особенностями его пространственного распределения.

Выявление пространственной структуры ореолов загрязнения и изучение их временной динамики явля ются важными задачами мониторинга нефтезагрязненных почв. Их решение необходимо для получения про гнозной оценки состояния загрязненных почв, а выявленные закономерности пространственно-временной из менчивости следует учитывать при планировании и проведении мероприятий по рекультивации нефтезагряз ненных земель. В нашей работе проводится взаимосвязанное рассмотрение пространственной вариабельности и динамики содержания УВН в загрязненных почвах.

Исследования проводились в Ногликском районе северо-востока о. Сахалин в 2003 и 2007 годах на уча стке разливов нефти из демонтированных резервуаров хранения. Благодаря обваловке начальная площадь раз ливов нефти была ограничена бывшей производственной площадкой и составляла около 100х100 метров. Од нако, как показали исследования [2], вследствие внутрипочвенной миграции, УВН распространились за преде лы обвалованного участка на расстояние 50-100 метров и проникли в почвы сопряженных трансэлювиальных и супераквальных ландшафтов.

В почвенных разрезах, заложенных на производственной площадке по краю нефтяного разлива, выявлен хемо-техноподзол, строение которого нарушено земляными и строительными работами, а также в профиле от мечаются морфологические признаки нефтяного загрязнения: маслянистый блеск, запах нефтепродуктов. В почвенных разрезах, заложенных в 20 м за пределами обвалованной производственной площадки на участке с ненарушенным растительным покровом, представленным зарослями кедрового стланика, выявлен подзол ил лювиально-железистый. Гранулометрический состав горизонтов хемо-техноподзола и подзола – песок. В разре зах проводилось морфологическое описание и послойный отбор проб почвы. Для характеристики пространст венного варьирования содержания УВН проведен отбор образцов из поверхностного слоя (0-5 см) почвы в точках на участке разлива нефти. Содержание УВН в отобранных пробах определялось методом инфракрасной спектрометрии в соответствии с ПНДФ 16.1:2.2.22-98.

Содержание УВН в профиле хемо-техноподзола в периферийной части нефтяного разлива в 5-30 раз выше, чем в профиле подзола иллювиально-железистого, опробованного в 20 м от загрязненной производст венной площадки. Вертикальные распределения содержания УВН в профилях хемо-техноподзолов и подзолов, заложенных в 2003 и 2007 годах, проявляют разнонаправленные тенденции (рисунок). Для хемо-техноподзола отмечается снижение содержания УВН в 2007 году по сравнению с 2003 годом, связанное с самоочищением этих почв. Во всех горизонтах подзола за этот период, напротив, зафиксировано увеличение содержания УВН, 194   обусловленное по-   ступлением загряз нителя в ходе про должавшихся ми грационных про цессов, интенсив ность которых, по видимому, превы шала скорость са моочищения этих почв.



Pages:     | 1 |   ...   | 2 | 3 || 5 | 6 |   ...   | 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.