CC BY
19
УДК 631.411.6
МИГРАЦИЯ ГУМИНОВЫХ ВЕЩЕСТВ В ПРОФИЛЕ ЧЕРНОЗЕМА ГЛИНИСТО-ИЛЛЮВИАЛЬНОГО МАЛОМОЩНОГО
А.А. Степанов, Р.В. Кошкин
Установлено, что гуминовые вещества (ГВ) из разных горизонтов почвы резко различаются по набору молекулярных и амфифильных фракций. С глубиной происходит уменьшение в их составе гидрофильных фракций, что говорит об отсутствии или крайне замедленной «фронтальной» миграции гуминовых кислот (ГК) в профиле почвы. Напротив, гуминовые вещества, выделенные из трещины, весьма однородны и близки по свойствам таковым из гор. А1. Это подтверждает возможность перемещения гумуса вниз по трещине из верхних горизонтов как при механическом выносе, так и в виде коллоидных растворов. Об этом свидетельствует увеличение вниз по трещине гидрофильной фракции в составе ГК.
Ключевые слова: гуминовые вещества, миграция, амфифильные фракции.
Введение
Важную роль в формировании гумусного профиля почв играет миграция органического вещества (ОВ). Перемещение простых органических кислот, полисахаридов, аминокислот и прочих компонентов, составляющих неспецифические соединения гумуса, в настоящее время довольно хорошо изучено: разработаны методы накопления, фракционирования и определения лабильного ОВ, проведены балансовые расчеты для многих типов почв. Однако вопрос о миграционной способности гумусовых кислот до сих пор остается дискуссионным.
Различных точек зрения на подвижность гумино-вых и фульвокислот придерживались еще основоположники генетического почвоведения. Так, П.А. Кос-тычев [3] считал, что образование гумуса возможно лишь in situ: «...накопление в почве ОВ может зависеть только от растительных корней; просачивание и снос ОВ в глубокие слои может иметь сравнительно с корнями ничтожное значение и притом чисто местное, а не всеобщее». В.В. Докучаев [1], напротив, не исключал возможности миграции гуминовых веществ в почвенной толще и привноса ОВ извне: «...всякая растительная почва... образовывалась и будет образовываться на любой коренной породе одновременно двумя параллельными процессами: а) проникновением гумуса и б) за счет гниющих корней».
По мере накопления фактического материала о строении и свойствах изменялись и представления о миграционной способности гуминовых веществ в целом и их фракций. К сожалению, формат статьи не позволяет подробно проследить эволюцию этих представлений. Полагаю необходимым упомянуть лишь работы В.В. Пономаревой и Т.А. Плотниковой [7, 8], в которых исследовалась растворимость гуми-новых и фульвокислот из почв генетического ряда. Было установлено, что фракции черных и бурых ГК значительно различаются по способности растворяться (вернее, пептизироваться) в воде из свежеосаж-
денных гелей. Эта способность, по мнению авторов, играет ключевую роль в формировании гумусового профиля почвы.
Исследования последних лет [2, 4—6, 9, 10, 14—18] экспериментально подтвердили присутствие в составе гуминовых веществ фракций, различающихся по степени амфифильности и растворимости. Данный факт позволяет предположить принципиальную возможность передвижения в почвенном профиле наиболее миграционноспособной части гуминовых соединений. Очевидно, что для этого необходим ряд условий: 1) наличие объемной влагопроводности почвы, т.е. транзитной системы капиллярных пор и трещин; 2) блокирование (хотя бы кратковременное) сорбционных центров ППК или же снижение их активности (например, в период обильных осадков); 3) определенный состав, концентрация, значение рН почвенного раствора и др.
Косвенным подтверждением возможности перемещения гуминовых веществ (даже при наличии мощных геохимических барьеров) может служить присутствие значительного количества гуминовых и гу-миноподобных соединений в природных водах, донных отложениях, «желтом веществе» морей и других природных объектах. Очевидно также и наличие в ряде почв характерных морфологических признаков (потеки, пленки, «языки», почвенные трещины, заполненные органогенным материалом, «гумусные ловушки» и др.), формирование которых, возможно, связано с миграцией ГВ. Поэтому особый интерес представляет анализ в подобных новообразованиях органического вещества в целом и отдельных фракций гуминовых веществ.
Объекты и методы исследования
Цель нашей работы — сравнительная характеристика гуминовых веществ, выделенных из внутри-трещинного материала, и генетических горизонтов
чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (Предбайкальская впадина, Иркутская обл.). Выбор объекта исследования обусловлен хорошо выраженной полигональной трещино-ватостью, весьма характерной для большинства почв эллювиально-иллю-виального типа. Вертикально ориентированные трещины, пронизывающие почвенный профиль до глубины 90—120 см, заполнены перегнойным материалом различной степени разложения и окраски (от буро-коричневой до черной).
Образцы почвы были отобраны во время проведения II Международной научно-практической конференции [11]. Было заложено два разреза — на бугре и в западине (рис. 1).
На первом этапе лабораторных исследований в отобранных образцах определяли общее содержание углерода (по методу Тюрина) и азота (по Кьель-далю). Результаты определений приведены в таблицах 1—4.
Таблица 1
Содержание С0бщ и 1\орг в генетических горизонтах чернозема глинисто-иллювиального мощного малогумусного (западина)
Таблица 3
Рис. 1. Профиль чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного
Горизонт, глубина, см Собщ? % Крг, % С^
Ас1 0-18 8,22 0,72 13,4
А 18-32 6,64 0,65 11,9
А 32-85 3,76 0,19 23,2
А 85-120 3,67 0,13 32,9
Таблица 2
Содержание С0бщ и 1\ор, во внутритрещинном материале чернозема глинисто-иллювиального мощного малогумусного (западина)
Глубина, см Собщ? % Крг, % С^
25-40 8,05 0,61 15,4
40-55 6,6 0,59 13,1
55-70 5,8 0,52 13,1
70-85 6,05 0,51 13,9
85-100 6,02 0,49 14,4
> 100 6,35 0,41 18,1
Содержание С0бщ и 1\ор, в генетических горизонтах чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
Горизонт, глубина, см Собщ? % ^орг, % С^
Ас1 0—7 4,5 0,35 14,9
А 7-15 3,9 0,24 18,9
АВ 15-40 1,9 0,17 13,4
В 40-75 1,3 0,14 10,8
Вса 75-120 1,6 0,11 17,2
Таблица 4
Содержание С0бщ и 1\ор, во внутритрещинном матириале чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
Глубина, см Собщ, % ^орг, % С^
15-30 5,10 0,44 13,5
30-45 2,80 0,20 16,4
45-60 2,84 0,20 16,5
60-75 2,70 0,19 16,6
75-90 2,75 0,22 14,5
90-115 2,66 0,23 13,5
Результаты и их обсуждение
Вниз по профилю количество органического вещества заметно снижается. Содержание азота не превышает 1%. Обогащенность гумуса азотом невелика, о чем свидетельствуют высокие значения отношения С/К — 15—20. В нижней части почвенного профиля это отношение сужается, что, вероятно, связано с замедлением процессов разложения азотсодержащих органических соединений и увеличением доли минерального азота. Важно отметить, однако, что во внут-ритрещинном материале (ВТМ) (разрез в западине) отношение С/К до метровой глубины колеблется около значений 13—14, характерных для ОВ из верхних горизонтов почвы.
Вниз по трещине снижение органического вещества происходит медленнее. Так, для чернозема в западине снижение Собщ в ВТМ на глубине 120 см составило менее 2% по сравнению с верхним горизонтом (6,35 и 8,05% соответственно). Содержание С в гор. В на этой же глубине составляет всего 3,67%. В профиле почв на бугре картина выглядит еще контрастнее: содержание Собщ в генетических горизонтах снижается с4,5до 1,6%, ав ВТМ — с 5,1 до 2,66%.
Полученные результаты позволяют предположить, что при отсутствии «фронтальной» миграции гумуса внутри почвенного профиля происходит перемеще-
ние некоторого количества органических веществ из верхних горизонтов вниз по трещине.
Методами гидрофобной хроматографии и гель-фильтрации выявлены особенности распределения амфифильных фракций и молекулярно-массовое распределение гуминовых веществ во внутритрещенном материале и генетических горизонтах.
Количественно изменение амфифильных свойств исследуемых гуминовых веществ можно оценить по показателю степени гидрофобности (hph), который рассчитывается как отношение площадей гидрофобных фракций к гидрофильным [13].
В таблицах 5—8 представлены результаты фракционирования исследуемых гуминовых веществ на гидрофобизированном геле агарозы (Octil-Sepharosa CL-4B, «Pharmacia»). Условия разделения: линейные градиенты концентраций сульфата аммония (от 2,0 М до 0) и ступенчатые градиенты детергента (от 0 до 0,3% SDS-Na); общий объем элюата — 210 мл, т.е. около 30 объемов колонки («Amicon», L = 200 мм, D = 10 мм).
Распределение амфифильных фракций в генетических горизонтах и ВТМ чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного представлены на рис. 2. Следует отметить, что с глубиной наблюдается уменьшение в составе гуминовых веществ гидрофильных фракций. Так, например, для чернозема глинисто-иллювиального мощного мало-гумусного (западина) количество гидрофильных фрак-
Таблица 5
Степень гидрофобности (hph) гуминовых веществ из генетических горизонтов чернозема глинисто-иллювиального мощного малогумусного (западина)
Горизонт, глубина, см Фракция hph
гидрофильная гидрофобная
Ad 0—18 98 2 0,02
А 18—32 97 3 0,03
A 32—85 70 30 0,43
A 85—120 73 27 0,37
Таблица 6
Степень гидрофобности фрК) гуминовых веществ из внутритрещинного материала чернозема глинисто-иллювиального мощного малогумусного (западина)
Глубина, см Фракция hph
гидрофильная гидрофобная
25—40 53 47 0,89
40—55 76 24 0,31
55—70 97 3 0,03
70—85 95 5 0,05
85—100 99 1 0,01
> 100 97 3 0,03
Таблица 7
Степень гидрофобности (hph) гуминовых веществ из генетических горизонтов чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
Горизонт, глубина, см Фракция hph
гидрофильная гидрофобная
Ad 0—7 61 39 0,63
А 7—15 98 2 0,02
AB 15—40 94 6 0,06
B 40—75 67 33 0,49
Bca 75—120 70 30 0,43
Таблица 8
Степень гидрофобности (hph) гуминовых веществ из внутритрещинного материала чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
Глубина, см Фракция hph
гидрофильная гидрофобная
15—30 73 27 0,38
30—45 90 10 0,11
45—60 97 3 0,03
60—75 94 6 0,07
75—90 94 6 0,07
90—115 97 3 0,03
ции при переходе от верхних горизонтов к нижним снижается с 98 до 73% соответственно. Эти изменения связаны, вероятно, с уменьшением условии аэрации вниз по профилю, поскольку, согласно гипотезе Милановского—Шеина [17], формирование гид-
Рис. 2. Распределение амфифильных фракции в составе гумуса чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
рофобного гумуса обусловлено жизнедеятельностью анаэробной микрофлоры и происходит внутри почвенных агрегатов.
Таким образом, можно констатировать, что гуми-новые вещества из горизонтов почвы резко различаются по своему составу и свойствам и с глубиной наблюдается уменьшение в их составе гидрофильных фракций. Это свидетельствует об отсутствии (или крайне замедленной) «фронтальной» миграции ГК в профиле исследуемой почвы.
Напротив, гуминовые вещества внутритрещинно-го материала весьма однородны. Показатель степени их гидрофобности на всю глубину трещин сохраняет низкие значения — около 0,05—0,1, что свидетельствует об увеличение вниз по трещине гидрофильной фракции в составе этих веществ. Например, для внутритрещинного материала чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор) на глубине 30—45 см количество гидрофильных фракций составляет 90%, а на глубине 90—115 см уже 97%, при этом по всей глубине трещины количество гидрофильных фракций во внутритрещинном материале примерно близко, в пределах 90—97%. Эти данные подтверждают возможность перемещения наиболее миграционноспособной гидрофильной фракции гуминовых веществ по трещине из верхних горизонтов.
Определение молекулярных масс гуминовых веществ проводили методом гель-фильтрации на сефа-дексе G-75 («Pharmacia»). Условия анализа: колон-
Рис. 3. Молекулярно-массовое распределение фракций гумусовых веществ чернозема глинисто-иллювиального маломощного малогумусного (бугор)
Рис. 4. Молекулярно-массовое распределение фракций гумусовых веществ чернозема глинисто-иллювиального мощного многогу-мусного (западина)
ка — 1,84 • 76 см (LKB); буфер — 0,05 М Tris-HCI, рН 8,2 с 0,1% SDS-Na; чувствительность — 0,2% Т; скорость элюирования — 10 мл/ч; детектирование вели при 206 нм. Графики молекулярно-массового распределения представлены на рис. 3 и рис. 4.
Полученные хроматограммы содержат три максимума, что свидетельствует о присутствии в составе исследуемых гуминовых веществ фракций с молекулярной массой около 40 000, 25 000, 3000 а.е.м. В генетических горизонтах почвы соотношение фракций существенно изменяется вниз по профилю: с глубиной уменьшается содержание наиболее высокомолекулярных компонентов ГВ. В минеральных горизонтах в составе гумуса уже явно доминируют таковые с молекулярной массой около 25 000 а.е.м.
Напротив, во внутритрещинном материале характер молекулярно-массового распределения с глубиной изменяется за счет постепенного увеличения доли высокомолекулярных соединений гумуса. Это позволяет предположить, учитывая результаты фракционирования ГВ на октил-сефарозе, что их высокомолекулярная фракция представлена в основном гидрофильными компонентами.
Выводы
Подводя итоги проведенных исследований, можно констатировать, что в исследуемой почве формирование гумусовых соединений с преобладанием гидрофобных свойств происходит в основном в генетических горизонтах почвы in situ.
Гидрофильные фракции гумуса образуются в процессе гумификации растительных остатков по всей
глубине почвенного профиля. «Фронтальная» миграция подвижных соединении в значительной степени затруднена особенностями мезорельефа (относительно ровная поверхность с небольшим уклоном; исключение составляют западины с мощными гумусовыми затеками), среднесуглинистым гранулометрическим составом почвы (лёссовидные суглинки), относительно малым количеством осадков (350—450 мм), периодически промывным водным режимом (коэффициент увлажнения в мае—июне < 0,5, в июле—августе > 1). Мигрирующие гидрофильные компоненты закрепляются в нижних горизонтах почвы за счет связывания ГВ с кальцием, что предотвращает их дальнейшее вымывание.
Вынос органических веществ происходит в период обильных дождеИ (вторая половина лета) по «преимущественным путям фильтрации» [16, 19]. Именно поэтому внутритрещинныи материал практически полностью представлен гидрофильными компонентами гуминовых веществ. Миграция гумусовых соединении ограничена длинои и внутренним диаметром трещин, что приводит к образованию второго мак-
симума накопления органического вещества на глубинах около 90—100 см.
Сходная картина распределения фракции ГВ была получена нами ранее [15] при исследовании гумино-вых и фульвокислот, выделенных из внутритрещинно-го материала и генетических горизонтов оторфованнои белоподзолистои иллювиально-гумусово-железистои почвы на бескарбонатнои морене (Центрально-лес-нои государственныи биосферньш заповедник, Тверская обл.). Это позволяет предположить, что в столь разных по генезису почвах миграция гуминовых веществ имеет сходные черты. А именно:
• движение органических соединении (в том числе ГК и ФК) происходит почти исключительно по внутрипочвеннои транзитнои системе капиллярных пор и трещин;
• формирование органогенного внутритрещинно-го материала обусловлено не столько механическим выносом органических соединении из гумусирован-ных горизонтов в глубь по трещине, сколько в зна-чительнои степени перемещением наиболее подвижных фракции ГВ в составе почвенного раствора.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Докучаев В.В. Дороже золота русский чернозем. М., 1994.
2. Заварзина А.Г., Винифатова Н.Г., Степанов А.А. Фракционирование гуминовых кислот по относительной гидрофобности, размеру и заряду методом высаливания // Почвоведение. 2008. № 12.
3. Костычев П.А. Почвы черноземных областей России. М., 1949.
4. Милановский Е.Ю. Амфифильные компоненты гумусовых кислот // Почвоведение. 2000. № 6.
5. Милановский Е.Ю. Гумусовые вещества как система гидрофобно-гидрофильных соединений: Дис. ... докт. биол. наук. М., 2006.
6. Милановский ЕЮ, Шеин Е.В., Степанов A.A. Лио-фильно-лиофобные свойства органического вещества и структура почвы // Почвоведение. 1993. № 6.
7. Пономарева В.В, Плотникова Т.А. Миграционная и седиментационная способность черных и бурых гуми-новых кислот и их соединений с кальцием // Проблемы почвоведения. М., 1978.
8. Пономарева В.В, Плотникова Т.А. Гумус и почвообразование. Л., 1980.
9. Поляков Е.В. Поведение ионных и коллоидных форм микроэлементов в растворах гуминовых кислот при коллоидно-химической экстракции // Радиохимия. 2007. Т. 49, № 4.
10. Попов А.П. Гуминовые вещества. Свойства, строение, образование. СПб., 2004.
11. Почва как связующее звено функционирования природных и антропогенно-преобразованных экосистем // II Междунар. науч.-практ. конф. Иркутск, 2006.
12. Почвы Иркутской области, их использование и мелиорация. Иркутск, 1979.
13. Степанов А.А. Влияние навозных стоков свинокомплекса на гумусное состояние луговой глеевой почвы и свойства гуминовых веществ: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. М., 1995.
14. Степанов А.А. Получение амфифильных фракций гуминовых кислот из чернозема южного и их характеристика // Почвоведение. 2005. № 8.
15. Степанов А.А. Особенности строения гуминовых веществ из внутритрещенного материала и генетических горизонтов торфянисто-подзолистой почвы // Почвоведение. 2008. № 18.
16. Умарова А.Б. Преимущественные потоки влаги в почвах: закономерности формирования и значение в функционировании почв. М., 2011.
17. Шеин Е.В, Милановский Е.Ю. Роль и значение органического вещества в образовании и устойчивости почвенных агрегатов // Почвоведение. 2003. № 1.
18. Blondeav R, Kalinowski E. Fractionation of humic substances by hudrofobic interaction chromotografy //J. chro-matogr. 1986. Vol. 375.
19. Rooij G.H. de. Modeling fingered flow of water in soils owing to wetting front instability: a review //J. Hydrol. 2000. Vol. 231—232.
Поступила в редакцию 13.12.2011
MIGRATION OF HUMIC SUBSTANCES IN THE PROFILE
OF CLAY-ILLUVIAL CHERNOZEM
A.A. Stepanov, R.V. Koshkin
The paper presents some results regarding the migration soil humic substances in the profile of chernozem. Humic substances from soil horizons sharply differ on a set molecular and amphiphilic fractions. With depth reduction hydrophilic fractions is observed. Possibility of moving of a humus downwards on a crack from the top horizons of soil is shown at mechanical carrying out and in the form of colloidal solutions.
Key words: humic substans, migration, amphiphilic fractions.
Сведения об авторах
Степанов Андрей Анатольевич, канд. биол. наук, науч. сотр. каф. химии почв ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-22-71; e-mail: stepan.1963@mail.ru. Кошкин Роман Вадимович, аспирант, инженер ООО «Инжиниринговый центр Энерго». E-mail: koshkin85@list.ru.
ЭКОЛОГИЯ
УДК 332.63
ЭКОЛОГО-ЭКОНОМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА
РАДИОАКТИВНО ЗАГРЯЗНЕННЫХ ЗЕМЕЛЬ ЕСТЕСТВЕННЫХ
И СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННЫХ УГОДИЙ ТУЛЬСКОЙ ОБЛАСТИ
Е.В. Цветное, О.Б. Цветнова, А.И. Щеглов, А.С. Рябчук
В статье затронута проблематика оценки радиоактивно загрязненных земель. Предложены механизмы расчета стоимости сельскохозяиственных и естественных лесных угодии, подвергшихся загрязнению радионуклидами, учет таких факторов, как внешнее и внутреннее облучение человека, миграция радионуклидов по профилю почвы; предложен учет в итого-вои стоимости земли собственных своиств почв, а также экосистемных услуг от объекта оценки. Представлена апробация предложенного метода для условии Тульскои обл. Россиискои Федерации.
Ключевые слова: эколого-экономическая оценка земли, экологическая экономика, радиоактивное загрязнение.
Введение
Значимым элементом в широком спектре антропогенных нагрузок на окружающую среду является радиоактивное загрязнение почв. Включаясь в био-логическии круговорот, радионуклиды мигрируют по пищевым цепям, что может привести к существенным дозовым нагрузкам на все компоненты биоты, включая человека. Учет радиоактивного загрязнения является очень важным в оценке стоимости земель. Исследования в этом направлении ведутся, но методическая база, несмотря на целыи ряд публикации по данному вопросу, не до конца разработана, рациональных критериев оценки радиоактивно загрязненных земель пока не наидено.
В связи с этим цель настоящих исследовании — разработка современных подходов к проведению эко-лого-экономическои оценки радиоактивно загрязненных земель и апробация этих подходов на примере лесных и агрофитоценозов Тульскои обл.
Методика оценки, объекты
и методы исследования
Методическии аппарат, используемыи в работе, включает классические методы оценки земель, а также разработанный нами эколого-экономическии функциональный подход [6]. В целом всю процедуру оценки в скорректированном нами эколого-эконо-мическом функциональном подходе можно подразделить на два блока.
Первый — вычисление стоимости производствен-нои матрицы. Как и в случае с любои производящеи мощностью, почва сама по себе обладает стоимостью,
которая должная быть включена в систему оценки. Вычисление можно произвести исходя из самостоя-тельнои стоимости суммы почвенных своиств [3, 5]. Нами были использованы почвенные своиства, которые в наибольшеи степени влияют на важнеишии экономическии показатель — плодородие: содержание гумуса и питательных веществ (МРК), величина рН. С другои стороны, именно эти показатели подвержены риску наибольшеи деградации от хозяи-ственнои деятельности. Для оценки немаловажное значение имеет тот факт, что выделение большего числа почвенных своиств сильно затрудняет анализ. Чтобы перевести все почвенные показатели в денежные единицы, нужно наши такои искусственный товар, представленныи на местном рынке, которыи в первом приближении способен своими характеристиками описать каждое данное почвенное своиство. Таким способом можно определить приблизительную стоимость их воспроизводства. Формула расчета стоимости гумуса будет иметь вид:
Щ > 10° Ун = Бн ■ ЪТ2 > 10° ■Кун
где Ун — стоимость гумуса, руб.; Бн — общии запас гумуса в гумусовом (пахотном) горизонте почвы, т/га; ЪТ^ > 10° — фактическая сумма температур выше 10° для даннои территории; ЪТ7 > 10° — средняя зональная сумма температур выше 10°1; Кун — цено-вои коэффициент для гумуса, рассчитанныи исходя из цен на биогумус, руб/т (7160 руб/т на 2011 г.).
Стоимость элементов питания будет равна:
УКРК = + бр + Бк) ' ^КР^
1 Помимо ценового коэффициента в расчете стоимости гумуса, как справедливо отмечается в [3], необходимо учитывать и особенности теплообеспеченности оцениваемои территории, так как с различиями в этом параметре связана его активность.
где У^рк — стоимость элементов питания, руб.;
^ — соответственно общие запасы азота, фосфора и калия в гумусовом (пахотном) горизонте почвы, т/га; Ку^рк — ценовой коэффициент для МРК, рассчитанный исходя из цен на комплексные удобрения, руб/т (15 000 руб/т на 2011 г.).
Для оценки стоимости рН необходимо средневзвешенный показатель почвенной кислотности умножить на ценовой коэффициент, полученный из анализа цен на известь:
УрН = рН ' Ккр^
где Урц — стоимость почвенной кислотности, руб.; рН — уровень почвенной кислотности в гумусовом (пахотном) горизонте почвы, отн. ед.; К^ н — ценовой коэффициент для почвенной кислотности, руб/ед. рН, рассчитанный исходя из цен на известь (6500 руб/т на 2011 г.).
Таким образом, базовая стоимость почвы (У[) как производственной матрицы будет равна:
У = Ун + Vnpk- + У
NPK '
VH-
За основу наших рассуждений мы приняли утверждение, что почва не является бесплатным ресурсом, но обладает собственной стоимостью. Если не поддерживать почву в нормальном состоянии, то через определенное время указанная стоимость упадет до нуля. Чтобы этого не произошло, необходимо иметь средства на ее восстановление. В экономике для этого используются так называемые амортизационные отчисления. Расчет стоимости амортизационных отчислений проводим на основе линейной формулы:
А = ^,
Т
где А — амортизационные отчисления, руб/год; У\ — базовая стоимость почвы как производственной матрицы, руб/га; Т — срок службы актива, лет.
Поскольку у почвы нет срока службы, то наиболее оправданным может быть средний срок жизни человека, но только в том случае, если радиоактивное загрязнение отсутствует. Когда оцениваемая территория радиоактивно загрязнена, то для расчета амортизационных отчислений необходимо использовать период безопасного владения угодьем (Т ). Таким образом, формула для расчета амортизационных отчислений примет вид:
A =
Trs
Рассчитанный таким образом показатель А представляет собой своего рода ежегодный страховой взнос, направленный на поддержание рассматрива-
емых почвенных свойств в нормальном состоянии. На самом деле рассмотренные здесь «амортизационные отчисления» — реализация очень важного принципа «загрязнитель платит» [1], за единственным исключением: загрязнитель платит не по факту загрязнения, а вперед, т.е. за потенциальную возможность нанесения им ущерба природному объекту.
Отметим, что указанный выше период безопасного владения угодьем — основной показатель, с помощью которого в целом и в рассматриваемом конкретном случае можно скорректировать стоимость оцениваемого угодья на радиоактивное загрязнение. В его основе лежит расчет того периода времени, в течение которого эксплуатация угодья человеком могла бы считаться безопасной (напомним, что обычно в оценочной практике принимают, что земля как товар может эксплуатироваться бесконечно долго).
Суммарная дозовая нагрузка на человека, проживающего на территории, загрязненной радионуклидами, складывается из доз внешнего (Анеш) и внутреннего (Анутр) облучения. Дозу внешнего облучения рассчитывают, как правило, по эмпирическим формулам. Расчет дозы внутреннего облучения человека основан на использовании дозового коэффициента (Кц), установленного Нормами радиационной безопасности (НРБ-99).
TRS можно вычислить в программе Excel исходя из зависимости:
А + А + А + ... + А < T^,
А, 2,Т = Анеш. (1,2 ,...,Т) + Ан^р. (1, 2,.. ,,Т).
Для того чтобы расчет дозы был более корректным для каждого последующего года (2, 3, ..., Т), в сумме — левая часть верхнего неравенства — необходимо вносить поправку на радиоактивный распад, а в случае с естественными фитоценозами — на миграцию радионуклида. Для этого можно использовать зависимость, полученную в [4], или данные обоснованных математических моделей.
Второй блок — это вычисление стоимости тех благ, которые могут быть получены с помощью оцениваемой производственной мощности, в нашем случае — почвы. При этом стоимость здесь важно разделить на две категории, которые можно сопоставить со стоимостями прямого и косвенного использования в концепции общей экономической ценности (ТЕУ) [1]. Отличием расчета ТЕУ от предлагаемого подхода является неучет затрат в вычисляемых стоимостях.
При расчете стоимости прямого использования (АУ) наиболее целесообразно применять доходный метод, при котором берут данные о народнохозяйственной деятельности в конкретном регионе. В слу-
1 Подробнее об этом показателе можно прочитать в [6].
чае, когда данных о хозяйственной деятельности нет, может быть применен подход, в основе которого лежит потенциальная или нормативная урожайность и нормативы затрат на производство продукции сельского хозяйства. Вычисление потенциальной урожайности можно производить по ФАР (фотосинтетически активная радиация). Здесь также с успехом может быть использована зависимость, изложенная в методике И.И. Карманова и Д.С. Булгакова [3]; последнее особенно актуально в том случае, если анализ носит выраженный экологический характер.
Для естественных лесных фи-тоценозов стоимость прямого использования можно оценить исходя из значений выхода древесины и продуктов побочного лесопользования (например, грибов и ягод).
Итоговая формула для расчета рыночной стоимости агроценоза в условиях радиоактивного загрязнения будет иметь следующий вид:
(Тк
Уь =
(ВУ+А) =1 (1 +
(1)
где Уь — стоимость земли, руб.; Т^ — продолжительность безопасного владения угодьем, учитываемая для характеристики радиационного воздействия, лет; К^ — годовая ставка дисконта в год I
Для естественных фитоценозов в зависимости (1) следует учесть кратность получения дохода.
Если цель оценки заключается в вычислении ценности анализируемого объекта для общества, то в формулу (1) необходимо ввести стоимость косвенного использования и не учитывать затраты (т.е. здесь реализуется концепция ТЕУ). Формула для расчета примет следующий вид:
(Т^
Уь =
(ВУ+А)
П (1 +
+ 1У • Кея ,
(2)
Рис. 1. Общая схема метода
ющим, является буферная емкость почв по отношению к тяжелым металлам [6]. В случае с радиоактивным загрязнением необходимо также учитывать экранирующую способность почвы3.
Общая схема метода представлена на рис. 1.
Объектами исследования послужили участки, расположенные в зоне Плавского радиоактивного пятна на территории Тульской обл. Исследовали темно-серые лесные почвы под искусственными од-новозрастными (60-летними) II бонитета насаждениями дуба, березы и сосны, а также под посевами яровой пшеницы на участке агроценоза.
Участки леса и агроценоза расположены недалеко друг от друга на одном типе мезорельефа — слабо пологая вершина межбалочного водораздела. Для характеристики основных почвенных показателей (содержание гумуса, питательных веществ, рН, плотность загрязнения почв по 137Св) взяты результаты наших предшествующих исследований, проведенных на данных участках [2, 11, 12] (табл. 1). Для
Таблица 1
Основные показатели свойств темно-серых лесных почв в слое 0—20 см под различными насаждениями
где Кек — коэффициент экологической опасности, учитываемый для характеристики химического воздействия.
Стоимость косвенного использования (/У). Здесь можно применить показатель устойчивости почв к различным типам загрязнения. Говоря об устойчивости почв к химическому загрязнению (например, тяжелыми металлами), отметим, что на сегодняшний день наиболее адекватным показателем, ее характеризу-
Фитоценоз Гумус, % Азот, мг/кг Фосфор, мг/кг Калий, мг/кг рНвод.
Сосняк 5,50 0,28 48,37 99,99 5,13
Березняк 6,50 0,33 36,50 111,59 5,62
Дубрава 6,95 0,35 36,50 116,64 5,43
Агроценоз 4,37 0,22 76,65 89,50 6,02
Примечание. Название почв по гранулометрическому составу под всеми фитоценозами — среднесуглинистые иловато-крупнопылеватые.
3В данной работе вопрос /У отдельно не рассматривается. Подробнее о нем, а также о КЕК в зависимости (2), можно прочитать в [6].
оценки были использованы показатели общего содержания гумуса, азота, фосфора и калия, поскольку дифференциация форм их соединений может привести к занижению результатов.
По данным наших исследований [7], суммарная плотность загрязнения 0—20-сантиметрового слоя почв изучаемых фитоценозов по 137С8, несмотря на относительную близость расположения контрольных участков, колеблется от 163 (агроценоз) до 275,5—353,5 (лесные насаждения) кБк/м2. Небольшие запасы 137С8 в почвах агроценоза, видимо, связаны с особенностями распределения первичных выпадений. Так, по оценкам ряда авторов, при чернобыльской аварии лесные массивы получали примерно на 30% большую активность, чем прилегающие необлесенные участки [10].
Результаты и их обсуждение
Первым этапом формирования стоимости земель является блок, характеризующий почвенную матрицу — запасы питательных элементов, формирующих плодородие этих почв (табл. 2).
Следующим шагом является перевод всех почвенных показателей в денежные единицы, исчисление собственной стоимости почвы и расчет суммы «страховых взносов» (табл. 3).
При расчете суммы «страховых взносов» учитывается период безопасного владения угодьем, поскольку, как отмечалось выше, исследуемые участ-
Таблица 2
Запасы гумуса и питательных элементов (т/га) в слое 0—20 см темно-серых лесных почв под различным насаждениями
Рис. 2. Снижение плотности загрязнения почв за счет радиоактивного распада (1), распада и миграции радионуклида (2)
Фитоценоз Гумус Азот Фосфор Калий
Сосняк 110,0 5,50 0,09 0,19
Березняк 130,0 6,50 0,07 0,22
Дубрава 139,0 6,95 0,07 0,23
Агроценоз 87,0 4,35 0,15 0,18
Таблица 3
Стоимость отдельных почвенных показателей, собственная стоимость почв и сумма «страховых взносов» для естественных почв и агрофитоценозов
Фитоценоз Стоимость, тыс. руб/га Собственная стоимость почвы, тыс. руб/га Сумма «страховых взносов» в год, тыс. руб/га
гумус ОТК РН
Сосняк 769,3 86,9 33,3 889,5 38,67
Березняк 909,2 101,9 36,5 1047,6 45,5
Дубрава 972,1 108,8 35,3 1116,2 48,5
Агроценоз 608,4 70,2 39,13 717,8 51,3
ки радиоактивно загрязнены. Согласно полученным нами данным, этот показатель с учетом радиоактивного распада 137С8, составит 14 лет.
Для естественных фитоценозов помимо радиоактивного распада также необходимо учитывать особенности миграции радионуклидов по почвенному профилю. Этот показатель очень важен, так как в зависимости от него существенно изменяется стоимость земли (рис. 2). На рисунке видно, что если наряду с радиоактивным распадом учитывать и миграцию, то плотность загрязнения снижается несколько быстрее, а следовательно, и период безопасного владения угодьем будет выше. Расчет периода безопасного владения лесными угодьями с учетом радиоактивного распада и миграции 137С8 показал, что он составит 23 года.
Во втором блоке, согласно предлагаемому методу, нужно рассчитать ВУ. Для оценки ВУагроценоза мы использовали фуражное зерно, стоимость которого составляет 4,5 руб/кг, стоимость затрат на производство зерна — 2,7 руб/кг (цены на 2011 г.). Расчетная величина ВУдля агроценозов представлена в табл. 4.
Таблица 4
Общая стоимость почв лесных и агрофитоценозов, руб/га
Показатель стоимости Сосняк Дубрава Березняк Агроценоз
Прямое использование 31 791,50 94 324,20 18 062,00 208 114,70
Капитализированная сумма «страховых взносов» 177 056,93 222 177,38 208 527,60 222 008,48
Итоговая 208 851,43 316 501,58 226 589,60 430 123,18
ВУ для лесных фитоценозов рассчитывали исходя из значений выхода древесины. Согласно результатам наших предшествующих исследований [8, 9], запасы древесины достигают (м3/га): в сосняке — 218,8, дубраве — 207,9, березняке — 250,9. Стоимость древесины (рублей за плотный кубометр лесных ресурсов с учетом расстояния вывозки) на 2011 г. составила:
для сосны — 154,44, дуба — 463,32, березы — 76,96. Расчетные величины БУ для лесных фитоценозов также представлены в табл. 4.
При расчете стоимости древесины естественных фитоценозов необходимо учитывать ее радиоактивное загрязнение. Для этого предлагается использовать: 1) прямои понижающии коэффициент, кото-рыи равен отношению нормативных показателеи к фактическим запасам основного дозообразующего радионуклида, в нашем случае — 137Сз; 2) систему штрафов.
Наши предшествующие исследования показали, что древесина основных лесообразующих пород на контрольных участках не загрязнена и имеет следующие характеристики: дуб — 1, береза — 1,5, сосна — 3,5 Бк/кг. Перечисленные показатели значительно ниже нормативов (СанПин 2.6.1.2523-09 (НРБ-99/2009), поэтому поправку на загрязнение древесины можно не вводить.
Как видно из представленных расчетов (табл. 4), итоговая стоимость минимальна для березняка и максимальна для агроценоза, что связано с особенностями метода [3]; при использовании классических рыночных (не экологических) методов стоимость аг-роценоза была бы много меньше. Использование в оценочных моделях экологических факторов дает закономерное увеличение стоимости. Последнее подтверждается также тем, что стоимость прямого использования дает меньшии вклад в общую стоимость по сравнению со стоимостью «страховых взносов». Их сумма, рассчитанная исходя из стоимости отдельных почвенных своиств, максимальна для дубравы, а ми-нимальныи показатель получен для сосняка. Данная величина, как отмечалось, представляет собои платеж, направленныи на поддержание фитоценозов в нормальном состоянии. В связи с этим, несмотря на худшие почвенные характеристики агроценоза по сравнению с естественными сообществами, стоимость его производственнои матрицы оказалась достаточно вы-сокои: очевидно, что риск деградации для агроце-нозов больше, чем для естественных фитоценозов, поэтому «страховои взнос» выше.
Влияние радиоактивного загрязнения на стоимость будет двояким. С однои стороны, эксплуатационные характеристики объекта естественным образом падают, что отражается на снижении стоимости прямого использования, но с другои стороны,
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Бобылев С.Н., Ходжаев А.Ш. Экономика природопользования. М., 2003.
2. Владыченский А. С, Щеглов К.А, Манахов Д.В. Содержание и распределение гумуса в профиле темно-серых лесных почв под различными насаждениями // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2007. № 1.
3. Карманов И.И., Булгаков Д.С. Опыт разработки методики расчетов индексов ценности земель сельскохо-зяиственного назначения на почвенно-экологическои основе // Роль почв в биосфере. Вып. 3. М., 2003.
страхование данного объекта становится более дорогостоящим, что отражается на увеличении «страховых взносов». Так, для агроценоза стоимость прямого использования с учетом радиоактивного загрязнения составит примерно 208 тыс., без учета загрязнения — 223 тыс. руб/га, т.е. учет загрязнения уменьшает стоимость в 1,1 раза; «страховые взносы» с учетом загрязнения — 222 тыс., без учета загрязнения — 48 тыс. руб., т.е. учет загрязнения увеличивает стоимость в 4,6 раза.
Для естественных лесных фитоценозов радиоактивное загрязнение, как отмечалось выше, учитывали только в «страховых взносах». Так, с учетом загрязнения они составляют: для сосняка — 177 тыс., для дубравы — 222 тыс., для березняка — 209 тыс. руб., а без учета загрязнения соответственно — 59 тыс., 74 тыс., 70 тыс. руб.
Таким образом, восстановление загрязненного объекта в значительнои степени дороже, чем чистого. С учетом загрязнения общая стоимость увеличивается за счет «страховых взносов», что в целом свидетельствует о более дорогостоящем хозяиствовании на загрязненнои территории.
Выводы
• Основои оценки земли в условиях радиоактивного загрязнения должен служить расчет того периода времени, в течение которого эксплуатация угодья человеком могла бы считаться безопаснои (при этом уровень загрязнения не должен превышать верхнего предела нормативов, наложенных деиствующим законодательством на ведение сельскохозяиственнои деятельности). В расчет этого периода необходимо включить дозовую нагрузку от внешних и внутренних источников излучения, показатели радиоактивного распада, а также геохимическую миграцию радионуклидов в почвах.
• Влияние радиоактивного загрязнения на стоимость двояко. С однои стороны, эксплуатационные характеристики объекта естественным образом снижаются, что отражается на уменьшении стоимости прямого использования; с другои стороны, страхование данного объекта становится более дорогостоящим. С учетом этого итоговая стоимость угодья при радиоактивном загрязнении может оказаться выше, а хозяи-ствование на этои территории более дорогостоящим.
4. Кириченко Л.В. Роль направленного переноса при проникновении в глубь почвы продуктов ядерных взрывов, поступающих на поверхность почвы из атмосферы // Радиоактивность атмосферы, почвы и пресных вод / Подред. С.Г. Малахова, К.П. Махонько. Вып. 5. М., 1970.
5. Цветнов Е.В., Махмудова А.Р., Щеглов А.И., Цвет-нова О.Б. Применение затратного подхода к стоимостнои оценке земель: эколого-экономические перспективы // Проблемы региональнои экологии. 2010. № 4.
6. Цветное Е.В., Щеглов А.И., Цветнова О.Б. Эколо-го-экономический функциональный подход к оценке стоимости сельскохозяйственных земель в условиях химического и радиоактивного загрязнения // Почвоведение. 2009. № 3.
7. Цветнова О.Б, Новиков А. С. Некоторые особенности радиоэкологической обстановки в лесных и агро-экосистемах Тульской области // Актуальные проблемы лесного комплекса. Вып. 13. Брянск, 2006.
8. Цветнова О.Б, Щеглов А.И. Особенности распределения 137С8 и тяжелых металлов в компонентах древостоя лесных биогеоценозов // Лесной комплекс: состояние и перспективы развития. Вып. 5. Брянск, 2003.
9. Цветнова О.Б, Щеглов А.И. Особенности биологического круговорота 137С8 и изотопов калия в лесных и
агрофитоценозах лесостепи в отдаленный период после чернобыльских выпадений // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин. Вып. 12. Екатеринбург, 2009.
10. Щеглов А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах. М., 1999.
11. Щеглов К.А, Липатов Д.Н, Владыченский А.С. Кислотно-основные свойства темно-серой лесной почвы под разными лесными насаждениями в агроценозе // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17. Почвоведение. 2008. № 2.
12. Щеглов К.А, Цветнова О.Б. Влияние лесных насаждений на свойства темно-серых лесных почв // Черноземы России: экологическое состояние и современные почвенные процессы. Воронеж, 2006.
Поступила в редакцию 16.09.2011
ECOLOGICAL-ECONOMIC ASSESMENT OF NATURAL AND AGRICULTURAL LANDS
TULA REGION UNDER RADIOACTIVE CONTAMINATION
E.V. Tsvetnov, O.B. Tsvetnova, A.I. Shcheglov, A.S. Ryabchuk
This paper is dedicated to the problem of radioactive contaminated lands assessment. Suggested the mechanisms of land value calculation under the radionuclides pollution: accountability of such factors as internal and external human irradiation, migration of radionuclides in soil profile, own soil value, ecosystem goods. The approbation of suggested method for the conditions of Tula region is also presented.
Key words: ecological-economic land assessment, eco-economy, radioactive contamination.
Сведения об авторах
Цветное Евгений Владимирович, канд. биол. наук, мл. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-50-09, факс: 8(495)939-22-11; e-mail: otsv@soil.msu.ru. Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, ст. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел./факс: 8(495)939-22-11; e-mail: otsv@soil.msu.ru; tsvetnova@mail.ru. Щеглов Алексей Иванович, док. биол. наук, профессор, зав. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел./факс: 8(495)939-22-11; e-mail: shchegl@mail.ru. Рябчук Александра Сергеевна, студентка каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-50-09, факс: 8(495)939-22-11; e-mail: ryabchukas@gmail.com.
АГРОХИМИЯ
УДК 631.8:631.445.24
ДИНАМИКА КИСЛОТНО-ОСНОВНЫХ свойств
И КАЛЬЦИЕВОГО РЕЖИМА ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТОЙ ПОЧВЫ
ПРИ ДЛИТЕЛЬНОМ ПРИМЕНЕНИИ УДОБРЕНИЙ
Н.Ф. Гомонова, В.Г. Минеев
В 50-летнем опыте кафедры агрохимии МГУ установлено высокое положительное деи-ствие систем удобрении на агрохимические своиства дерново-подзолистои почвы.
Показано, что применение органо-минеральнои системы удобрении в сочетании с известкованием улучшает своиства почвы до глубины одного метра по профилю, при этом каждое последующее известкование увеличивает интервал его положительного деиствия (после известкования) от 4-х (первое) до 15 (пятое известкование) лет.
Длительное применение физиологически кислых минеральных удобрении без известкования ухудшает своиства почв и приводит к их деградации по всему метровому профилю.
Ключевые слова: органо-минеральные удобрения, известкование, кальциевый режим, фосфорныи режим, деградация почвы.
Введение
Под влиянием длительного применения различных видов и форм удобрении происходят позитивные и негативные изменения агрохимических своиств почвы [1—4, 9, 11]. Особенно наглядно эти процессы проявляются на почвах дерново-подзолистого типа, которые характеризуются низким естественным плодородием, неблагоприятными физико-химическими и биологическими своиствами [5, 6, 8, 10, 12, 13]. В связи с этим при оценке эффективности систем удобрении в процессе окультуривания данного типа почвы важно знать динамику изменения ее агрохимических своиств и кальциевого режима. Высокии положительныи эффект от комплексного применения агрохимических средств достигается при обеспеченности оптимальных параметров своиств почвы и условии питания культурных растении в соответствии с их биологическими требованиями. Наиболее объективную информацию по деиствию удобрении на плодородие почвы и продуктивность растении возможно получить в длительных стационарных полевых опытах.
На кафедре агрохимии Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова такие исследования проводятся с 1950 г. В длительном стационарном опыте изучается деиствие агрохимических средств на процессы окультуривания дерново-под-золистои почвы, реализацию экологических функции агрохимии и продуктивность отдельных культур и звеньев севооборота.
В даннои статье представлены результаты исследования деиствия системы удобрении и известкования на динамику изменения агрохимических своиств и кальциевого режима в процессе окультуривания дерново-подзолистои почвы.
Объекты и методы исследований
Полевои стационарныи опыт заложен на территории Учебно-опытного почвенно-экологического центра «Чашниково» на дерново-подзолистои слабоокуль-туреннои среднесуглинистои почве. Для минеральных удобрении в опыте принята схема Жоржа Вилля. В период с 1950 по 1983 г. полевои опыт был размещен на двух фонах: без внесения извести (фон 1) и с внесением извести (фон 2). Начиная с 1983 г. на половину делянок известкованного фона было внесено органическое удобрение (навоз крупного рогатого скота — КРС) из расчета 90 т/га — фон 3. Площадь делянок с 1984 г. уменьшилась с 80 до 40 м2, повторность — трехкратная. Известкование за 50-лет-нии период проведено пять раз (в 1955, 1961, 1969, 1976, 1987 гг.) доломитовым известняком.
Органическое удобрение (навоз КРС) вносили в 1983, 1987 и 1991 гг., всего 270 т/га. С используемым количеством навоза в почву поступило: N — 834, Р2О5 — 675, К2О — 1188 кг/га. Минеральные удобрения с 1950 по 1991 г. применяли ежегодно в форме аммиачнои селитры, хлористого калия и двоиного суперфосфата в следующих дозах по деиствующе-му веществу: 1950—1967 — ^0Р60К100; 1968—1971 — ^00Р60К60, 1972—1991 — N^100^00 кг/га. Всего внесено, согласно схеме опыта: N — 4080, Р2О5 — 3840, К2О — 3840 кг/га. Севооборот с 1972 по 1994 г. — 4-польныи: 1) подсолнечник (кукуруза) на зеленыи корм; 2) озимая пшеница сорт «Мироновская 808» (озимая рожь сорт «Восход») на зерно; 3) вико-овсяная смесь на зеленую массу (овес сорт «Геркулес», вика — «Мохнатая»); 4) ячмень (сорт «Надя») (овес) на зерно. В 1995 г. в севооборот были введены многолетние травы (смесь клевера с овся-
ницей). С 1950 по 1991 г. в опыте изучали прямое действие удобрений и извести, с 1992 — их последействие. Учет урожая зерновых культур проводили методом пробных площадок в пятикратной повтор-ности [7]. Вико-овсяную смесь, подсолнечник и кукурузу скашивали на всей учетной площади делянки и взвешивали, пересчитывая вес зеленой массы на 1 га посевов.
Обработка почвы до 1982 г. — обычная, принятая для данной зоны, а осенью 1983 г. после внесения органических удобрений проведена безотвальная вспашка с углублением пахотного слоя почвы на 30 см. Весной 1984 г. поле обработано тяжелой дисковой бороной на глубину 15—20 см. Эти приемы повторяли в годы внесения органических удобрений и извести (1983, 1987, 1991).
Почвенные образцы для агрохимических анализов отбирали весной, до посева сельскохозяйственных культур, и осенью, после уборки урожая. Для изучения миграции питательных веществ по почвенному профилю и изменения агрохимических свойств почвы в глубоких горизонтах осенью, после третьего, четвертого и пятого известкований (1969, 1976, 1987 гг.), в течение 15 лет проводили отбор образцов для анализа на глубину 1 м с интервалом в 20 см.
Агрохимические анализы почвы проводили общепринятыми методами: буферность — по Аррени-су; содержание валового кальция — объемным окса-латным методом; валовый фосфор — по Гинзбург; степень подвижности фосфатов — по Карпинскому—Замятиной; фракционный состав фосфатов — по Чангу—Джексону.
Результаты исследований и их обсуждение
Одним из важных показателей, определяющих плодородие почвы, являются кислотно-основные свойства. До закладки опыта исследуемая почва имела следующие показатели: рН 4,4—4,3; Нгидрол — 5,4; Нобмен — 0,4; сумма поглощенных оснований — 4,4 мг-экв/100 г почвы; V — 48,3—50,0%; ЕКО — 7,1—7,9 мг-экв/100 г почвы; гумус — от 2,00 до 2,18%. Через 50 лет (табл. 1) на фоне отсутствия известкования от применения физиологически кислых минеральных удобрений (особенно МК) кислотность повысилась до рН 3,9—4,0, Нгидрол — до 6,6 мг-экв/100 г по сравнению с контролем. Увеличение всех видов почвенной кислотности на этом фоне наблюдалось до глубины 60, содержание подвижного алюминия — до 80—100 см (рис. 1), что способствовало деградации метрового профиля почвы. При применении фосфорных удобрений в варианте МРК эти показатели были менее выражены (рис. 1, А, Б, В) по сравнению с показателями в варианте МК. Это связано с выщелачиванием кальция до глубины 60—80 см.
Через год после четвертого известкования в период с 1976 по 1987 г. наблюдалось снижение всех видов почвенной кислотности (рис. 1, А—В) в пахотном слое с одновременным снижением в течение четырех лет до глубины 80 см, затем вновь начинался процесс подкисления почвы под воздействием минеральных удобрений.
Установлено, что при известковании дерново-подзолистой почвы дозами, рассчитанными по одной гидролитической кислотности, рН пахотного слоя
Таблица 1
Влияние длительного действия (1950—1991) и последействия (1992—2002) систем удобрений на агрохимические свойства дерново-подзолистой почвы
Показатель Год Фон 1 Фон 2 Фон 3
0 Ж ОТК 0 Ж ОТК 0 ж ОТК
рН 1991 4,4 3,9 4,1 6,9 6,8 6,9 6,9 6,9 6,9
2002 4,4 4,0 4,1 6,2 6,3 6,3 6,6 6,4 6,6
(Н++ А13+)обмен., мг-экв/100 г почвы 1991 0,35 1,40 0,64 0,06 0,04 0,04 0,03 0,02 0,01
2002 0,60 1,00 0,6 0,09 0,44 0,2 0,08 0,05 0,04
А13+обмен., мг/100 г почвы 1991 3,2 13,0 5,8 0,5 0,3 0,3 0,2 0,2 0,1
2002 5 9,1 5,0 0,8 3,3 1,8 0,6 0,4 0,3
Нгидрол., мг-экв/100 г почвы 1991 4,2 6,6 6,2 1,0 1,3 1,2 1,0 1,3 1,2
2002 4,4 5,8 5,4 1,2 1,4 1,3 1,2 1,3 1,0
8, мг-экв/100 г почвы 1991 4,4 4,2 4,5 7,2 7,4 10,2 7,8 7,6 9,8
2002 4,4 4,7 5,0 7,0 7,4 10,5 8,8 7,4 10,9
V, % 1991 51 39 42 88 85 90 89 85 89
2002 50 45 48 85 84 89 88 85 92
Примечание. В этой и последующих таблицах и рисунках «0» обозначает вариант без внесения минеральных удобрений (контроль).
Таблица 2
Влияние длительного применения минеральных удобрений на динамику ЕКО и состав обменных катионов дерново-подзолистой почвы, мг-экв/100 г
Показатель 0 NK 0 NK 0 NK 0 NK
1990 г. (деиствие удобрении) 1995 г. (последеиствие удобрении)
фон 1 фон 2 фон 2 фон 3
ЕКО 7,68 7,64 8,10 11,72 12,02 12,82 12,95 13,04 14,98 13,92 13,42 17,03
Са2+ + 5,00 3,30 5,20 10,30 10,80 11,20 12,40 11,20 12,30 12,90 11,40 14,20
К+ 0,12 0,48 0,50 0,13 0,59 0,51 0,14 0,61 0,57 0,21 0,23 0,71
н+ 0,32 2,20 1,40 0,04 0,03 0,03 0,04 0,03 0,04 0,01 0,02 0,03
А13+ 0,44 0,74 0,40 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20
8 6,11 6,95 7,77 10,71 11,65 11,99 12,82 12,07 13,16 13,39 11,94 15,28
изменяется на 1,1—1,4 единицы. При этом чем ниже исходная кислотность почвы, тем быстрее наступает ее подкисление после проведения известкования и меньшии срок его положительного деиствия (рис. 2).
Каждое последующее известкование увеличивает временнои интервал срока деиствия извести: после первого известкования — четыре года, после второго — 5—6 лет, после третьего — 7 лет, после четвертого — 8—9 лет, после пятого — 15 лет. Эта закономерность подтверждается экспериментальными данными модельного опыта. После пятого известкования максимальное снижение кислотности почвы в контрольном варианте продолжалось в течение 17-летнего последеиствия извести и 15-летнего по-следеиствия удобрении.
Увеличение количества ионов кальция и магния в ППК наблюдалось в деиствии удобрении на фоне извести с 5,0 (контроль фона 1) до 10,3, в варианте NК фона 2 и NРК — до 11,2 мг-экв/100 г почвы, что способствовало снижению содержания ионов алюминия с 0,44 до 0,20 мг-экв/100 г почвы, увеличению степени насыщенности почв основаниями до 89—92%. Особыи интерес представляют ЕКО и состав обменных катионов (табл. 2). ЕКО возросла с 7 до 14—15 мг-экв/100 г почвы (1975) и увеличивалась по мере нарастания числа известковании, особенно при применении органо-минеральных удобрении на фоне извести и оставалась высокои в по-следеиствии удобрении (1995—2000), где достигла 17 мг-экв/100 г почвы.
Степень насыщенности почв основаниями и ЕКО определяют буферность почвы, которая увеличивается по мере нарастания числа проведенных приемов известкования (табл. 2; рис. 1, Г).
Высокая буферность ослабляет негативное влияние азотно-калииных удобрении на своиства почвы, способствует неитрализации кислотных и щелочных остатков веществ, поступающих в нее (рис. 2). Без известкования почва остается с низкои буфернои способностью.
Применяемые системы удобрении существенно влияют на фосфатныи режим почвы. В контроле (0) и варианте NK фона 1 в пахотном слое почвы наблюдалась тенденция к снижению валового содержания фосфора. Обогащение почвы этим элементом в результате применения фосфорного удобрения на фоне 1 происходило на глубину 60 см. Такая же закономерность сохранялась при внесении фосфора в сочетании с известью и извести с навозом. Содержание валового фосфора повышалось с 101,8 до 127,1 и 128,4 мг/100 г почвы соответственно.
Внесение минеральных удобрении ^РК) (с 1950 по 1975 г.) на фоне без известкования повышало содержание подвижного фосфора с 5,8 до 14 мг/100 г почвы (вариант NPK), а на фоне известкования — до 20,5 мг Р2О5/1Ю г почвы; при применении орга-но-минеральнои системы удобрении на фоне известкования этот показатель возрастал до 23 мг/100 г почвы (1991).
Системы удобрении по-разному влияли на содержание подвижного фосфора в метровом профиле: в большеи степени оно увеличивалось при внесении органических удобрении на фоне известкования в варианте NPK по сравнению с соответствующими показателями в слоях почвы фона без известкования (табл. 3; рис. 2).
Интересные показатели обеспеченности растении фосфором получены при определении его в слабо-солевои вытяжке (0,003 н. ^804).
В контроле фона без известкования за изучаемыи период (1975—2000) подвижность фосфатов была стабильнои на уровне 0,07 моль/л. Применение азот-но-калииных удобрении снизило этот показатель до 0,02—0,04 моль/л в деиствии и в последеиствии последних. Внесение фосфорных удобрении увеличило доступность фосфатов для растении на фонах 1 и 2 в 2—2,5 раза, на фоне 3 в варианте NPK — в 8 раз по сравнению с контролем (табл. 3). Увеличение подвижности фосфора на фоне без известкования наблюдалось до глубины 40—60 см, на фонах известкования 2 и 3— до 60—80 см (табл. 3; рис. 2).
20
40
60
80
100 см
8 0 2 4
мг-экв/100 г почвы 4 6 8
\
кчх к \
\ ч \
Л V /
/ 4
1 I ? 1
\ 1 \
\ ^ \
, \ 1 1
Л 1 & о
ч \
N <1 \
\ * \
\ * /
1 Ь 4
Вариант 0
Вариант 1ЧК
Вариант ЫРК
Рис. 1. Значения рН (А), гидролитической кислотности (Б), содержания подвижного алюминия (В) в метровом пропри длительном применении удобрений (/)
Анализ уравнений регрессии показал, что в вариантах без внесения фосфорных удобрений при увеличении содержания гумуса на 0,1% и рН на 0,1 степень подвижности фосфатов возрастает на 0,006, в вариантах с фосфорными удобрениями — на 0,02 моль Р2О5/л.
Суммарное содержание минеральных (щелоче-растворимых и кислоторастворимых) фосфатов увеличивается по всем фонам и вариантам, однако наибольшее их количество было в вариантах с МРК при применении органо-минеральной системы удобрений по фону извести (до 24,9 мг Р2О5/100 г почвы)
(табл. 4). Результаты исследований показали, что фосфор минеральных удобрений подвергается не только химической ретроградации, но и пополняет запасы органических фосфатов, что связано с иммобилизацией его в клетках микроорганизмов, растительных остатках и включением в состав гумуса почвы. Общий фосфор характеризуется преобладанием в нем кислоторастворимых форм. Это связано с улучшением свойств почв, увеличением минерализации вещества в связи с увеличением микробиологической активности в результате нейтральной реакции среды в почве после пятого известкования. На фо-
В
0 10 20 30 40 0
10
20
30
40 0
мг-экв/100 г почвы 10 20 30 40
20
40
60
80
100 см
р» 1 4 ;
1 ......... 1 V 11........
: 1
ы
.......Л.
\ Ч ! \ :
......N •:......... \ ; \
N чу
/ ]/7
ш s Ш..... .V... ........
1 : \ : к. 1 *
: \ н ^ \) \
1 у
С X \ до
Вариант О
Вариант 1МК
Вариант МРК
филе почвы после 4-го известкования и динамика изменения рН с 1950 по 2003 г. в течение пяти известкований
нах известкования значительное количество фосфора перемещается на глубину 60 см и закрепляется там в форме трехосновных кальций-фосфатов, особенно на фоне 3 при применении фосфорных удобрений (табл. 5; рис. 3).
Без известкования в пахотном слое и метровом профиле большая часть фосфатов находится в форме алюмо- и железофосфатов. При применении фосфорных удобрений на фоне извести с увеличением в почве валового и подвижного кальция в 1,5—1,7 раза происходит накопление всех форм минеральных фосфатов, особенно трехкальциевых, не только в па-
хотном слое почвы, но по всему метровому профилю (рис. 3).
Внесение азотно-калийных удобрений в течение 41 года на фоне без известкования привело к потере валового кальция на 50% по сравнению с контролем (с 1,74 до 0,88% — рис. 4). Применение фосфорных удобрений в составе КРК ослабило отрицательное действие КК-удобрений на потери валового кальция. По профилю почвы отмечалась его миграция до глубины 60—80 см. Известкование способствовало увеличению валового кальция до 130% по сравнению с контролем. Установлено, что за период
Рис. 2. Влияние длительного применения удобрений на буферность дерново-подзолистой почвы (1, 2, 3 — фон)
Таблица 3
Динамика изменения содержания подвижного фосфора и его подвижности в почве под влиянием длительного применении агрохимических средств
Вариант опыта 1975 г. 1987 г. 1991 г. 1995 г. 2000 г.
фон 1 фон 2 фон 1 фон 2 фон 3 фон 1 фон 2 фон 3 фон 1 фон 2 фон 3 фон 1 фон 2 фон 3
Р205 в 0,2 н. НС1, мг/100 г
0 4,2 6,0 4,3 5,9 10,4 6,0 8,2 12,5 5,8 7,5 10,2 5,3 6,3 7,6
Ж 4,0 5,2 4,6 5,0 8,8 5,8 9,6 15,0 5,6 8,4 17,0 5,1 5,4 12,0
отк 9,5 14,0 10,1 13,8 19,0 15,7 20,5 23,2 14,2 18,0 20,0 14,0 16,0 18,2
Подвижность, мг Р205/л в 0,03 н. К2804
0 0,07 0,08 0,07 0,08 0,14 0,07 0,10 0,12 0,07 0,13 0,16 0,07 0,11 0,15
Ж 0,04 0,10 0,03 0,09 0,14 0,02 0,10 0,10 0,05 0,12 0,16 0,05 0,10 0,16
отк 0,17 0,22 0,18 0,24 0,45 0,18 0,21 0,50 0,20 0,25 0,50 0,20 0,28 0,50
Рис. 3. Содержание подвижного фосфора в почве
Таблица 4
Общее содержание минеральных (I) и органических (II) фосфатов при длительном применении минеральных удобрений (мг Р205/100 г почвы — средние данные за 1984—1991 гг.)
Вариант Кислотная вытяжка (4 н. НС1) Щелочная вытяжка (4% МН4ОН) Общее содержание в обеих вытяжках Общее содержание минеральных и органических фосфатов Содержание органических фосфатов, % от контроля фона 1
I II I II I II I II
Фон 1
0 11,5 4,4 7,8 3,9 19,3 8,3 27,6 100 100
МК 11,9 5,0 5,0 8,0 16,9 13,0 29,9 87,5 156
ОТК 15,3 6,0 6,0 8,9 21,3 14,9 36,2 110 186
Фон 2
0 12,5 11,9 29,7 14,1 42,2 26,0 68,2 218 313
МК 14,4 11,2 28,2 14,1 42,6 25,3 67,9 280 304
ОТК 21,8 12,6 33,8 18,3 55,6 30,9 86,5 288 372
Фон 3
0 14,4 13,1 32,5 16,0 46,9 29,1 76,0 243 350
МК 15,6 14,4 35,9 16,9 51,5 31,3 82,8 267 377
ОТК 19,4 18,1 36,5 19,9 55,9 38,0 93,9 290 458
с 1977 по 1984 г. на известкованной почве потери кальция из слоя 0—20 см составили: в контроле — 4,75, в варианте N — 8,08, МК — 7,09, ОТК — 4,56% от валового его содержания. Применение фосфорного удобрения в составе МРК снижало негативное действие азотно-калийного удобрения. Известкование способствовало увеличению содержания кальция
в почве, как валового, так и обменного, до глубины 60 см (рис. 5).
Через 8 лет после третьего известкования (1976) количество обменного кальция в пахотном слое по отношению к контролю в варианте с азотно-калий-ными удобрениями составило 73%; в варианте с полным минеральным удобрением — 90%. Через год
Таблица 5
Динамика изменения фракционного состава фосфатов (по Чангу—Джексону) при длительном применении агрохимических средств, мг/100 г почвы
Вариант 1975 г. 1987 г. 1991 г. 1995 г.* 2001 г.*
I II I II III I II III I II III I II III
А1-Р (алюмофосфаты)
0 10,0 19,5 9,1 20,3 27,5 9,75 24,3 28,6 10,2 22,5 27,4 10,4 19,3 27,0
МК 9,4 16,0 7,9 17,5 28,7 6,97 17,9 30,2 7,6 17,0 28,2 8,0 16,0 28,2
ОТК 12,0 27,4 14,6 28,7 38,2 16,9 29,4 27,8 17,6 27,9 36,5 16,2 27,2 35,1
Бе-Р (железофосфаты)
0 7,4 8,6 8,4 10,4 18,6 8,2 10,8 19,7 6,2 6,9 15,8 7,2 7,2 27,8
МК 5,7 6,2 9,6 6,6 20,4 6,8 7,2 24,5 6,7 7,8 20,5 6,8 8,0 20,0
ОТК 7,7 10,5 12,5 9,5 25,6 8,9 12,4 30,2 7,9 10,9 28,4 10,8 11,5 26,2
Са(Ш)-Р (трехосновные кальций-фосфаты)
0 11,4 22,5 11,5 22,5 27,6 10,8 20,4 26 11,8 30,3 32,9 10,2 28,4 31,0
МК 10,9 24,2 17,2 20,4 28,4 9,7 16,2 26,5 9,2 30,4 35,4 9,5 27,3 33,2
ОТК 16,4 26,8 16,0 23,4 31,4 15,5 21,4 32,8 16,0 31,8 38,5 12,4 29,2 36,9
* Последействие минеральных удобрений.
контроль га 1ЧК ш ИРК
Рис. 4. Содержание фракций фосфора (по Чангу—Джексону) в метровом слое почвы (1987)
Вариант 0 Вариант 1ЧК Вариант ЫРК
Рис. 5. Динамика изменения содержания обменного кальция в метровом слое почвы в 1976—1984 гг.
после четвертого известкования содержание кальция в слое почвы 0—20 см увеличилось в контроле до 146, в варианте КК — до 112, ОТК — до 115%.
Выводы
• Применение органо-минеральной системы удобрений на известкованных дерново-подзолистых почвах приводит к снижению всех видов почвенной кислотности по профилю до глубины 80—100 см, увеличению содержания валового кальция в 1,5 раза до глубины 60—80 см по сравнению с показателями контроля без известкования, увеличению буфер-ности почвы и степени насыщенности почв основа-
ниями, увеличению ЕКО в пахотном слое почвы с 7,2 до 15,2—17 мг-экв/100 г почвы, увеличению валового, подвижного фосфора и его фракций, степени подвижности фосфатов до 80 см метрового профиля почвы. Положительные изменения вышеперечисленных показателей продолжали сохраняться и в 17-летнем последействии агрохимических средств.
• Каждое последующее известкование дерново-подзолистой почвы увеличивает временной интервал срока действия извести. После первого известкования срок действия извести 4 года, после второго — 5—6 лет, после третьего — 7, после четвертого — 8—9, после пятого — 17 лет.
• Систематическое длительное применение аммиачной селитры отдельно и совместно с хлористым калием на кислых дерново-подзолистых почвах без известкования оказывает негативное действие на их агрохимические свойства: приводит к увеличению всех видов почвенной кислотности и содержания подвиж-
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Авдонин Н.С. Повышение плодородия кислых почв. М., 1960.
2. Арене И.П. Влияние систематического применения минеральных удобрений на изменение свойств дерново-подзолистых почв и урожай с/х культур // Труды агроби-ол. станции биол.-почв. ф-та. 1956. Т. 2.
3. Арене И.П. Особенности действия азотно-калийных удобрений на кислых дерново-подзолистых почвах: Авто-реф. дис. ... канд. биол. наук. М., 1958.
4. Воронин А.Д., Боровинекая Л.Б., Гомонова Н.Ф. Некоторые агрофизические свойства дерново-подзолистой почвы при длительном применении минеральных удобрений // В сб.: Оптимизация условий повышения плодородия почв. М., 1990.
5. Гомонова Н.В. Влияние 25-летнего применения минеральных удобрений и извести на агрохимические свойства дерново-подзолистой почвы в метровом профиле // Агрохимия. 1980. № 10.
6. Гомонова Н.Ф. Действие повторного известкования при длительном применении минеральных удобрений на кислотность дерново-подзолистой почвы в метровом профиле (данные 30-летнего опыта) // Химия в сельском хоз-ве. 1982. № 9.
ного алюминия, снижению буферности и степени насыщенности почв основаниями, возрастанию вымывания обменного кальция из слоя почвы 0—20 см и снижению содержания валового кальция. Все это приводит к химической деградации метрового профиля кислых дерново-подзолистых почв.
7. Доспехов В.А. Методика полевого опыта. М., 1973.
8. Иванов А.И., Ефимов В.Н. Деградация хорошооку-льтуренных дерново-подзолистых почв // Докл. РАСХН. 2001. № 6.
9. Минеев В.Т., Гомонова Н.Ф. Пути повышения плодородия кислой дерново-подзолистой почвы после длительного применения минеральных удобрений // Докл. ВАСХНИЛ. 1988. № 7.
10. Минеев ВГ, Гомонова Н.Ф. Действие и последействие удобрений на плодородие дерново-подзолистой сред-несуглинистой почвы // Агрохимия. 2005. № 31.
11. Минеев В.Г., Гомонова Н.Ф, Зенова Г.М., Сквор-цова И.Н. Изменение свойств дерново-подзолистой почвы и ее микробоценоза при интенсивном антропогенном воздействии // Почвоведение. 1999. № 4.
12. Минеев В.Г., Гомонова Н.Ф., Манучаров А.С, Зе-нова Г.М. Влияние длительного применения минеральных удобрений и их последействия на физические свойства аг-родерново-подзолистой почвы // Пробл. агрохим. и экол. 2010. № 2.
13. Небольсин А.Н. Теоретическое обоснование известкования почв Нечерноземной зоны: Автореф. дис. ... докт. с/х наук. Л., 1983.
Поступила в редакцию 17.08.2011
DYNAMICS OF THE ACID-BASE PROPERTIES AND CALCIUM REGIME
OF SODDY-PODZOLIC SOIL AT LONG APPLICATION OF FERTILIZERS
N.F. Gomonova, V.G. Mineev
In 50-year-long experience high positive action of systems of fertilizers on agrochemical properties of soddy-podzolic soil is established. It is shown that application of organo-mineral fertilizers in a combination to liming improves properties to depth of one meter on a soil profile. Long application of physiologically acid mineral fertilizers on soddy-podzolic soils without liming leads to its degradation on all meter profile.
Key words: organo-mineral fertilizers, liming, calcium regime, phosphoric regime, soil degradation.
Сведения об авторах
Ромонова Нина Федоровна, докт. биол. наук, ст. науч. сотр. каф. агрохимии и биохимии растений ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова. Тел.: 8(495)939-48-89; e-mail: gomonovanf@yandex.ru. Минеев Василий Рригорьевич, докт. с.х. наук, академик РАСХН, зав. каф. агрохимии и биохимии растений ф-та почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова.
