Количество фосфатов, сорбируемых почвой, варьирует не только в зависимости от их концентрации в растворе и времени взаимодействия с твердыми фазами, но и от природы и концентрации электролита, а также от величины pH системы. Изменение заряда поверхности под влиянием pH -важное электрохимическое свойство гидроксидов железа и алюминия. Так, относительная пропорция акво(Al-H2O)- и гидроксо(А1-ОН)-комплексов, определяющая заряд поверхности полимерных структур оксида алюминия, зависит от реакции суспензии.
Акволиганды являются более реактивными группами по сравнению с гидроксолигандами в кислом интервале pH. Для замещения акволигандов требуются более низкие концентрации фосфат-анионов в растворе, чем для замещения вторых. Следовательно, влияние pH на адсорбцию фосфат-ионов проявляется не столько через заряд, сообщаемый поверхности той или иной группой, сколько через подверженность ее замещению фосфатным лигандом раствора. При замещении моновалентным фосфат-ионом координированной воды в поверхностном комплексе происходит нейтрализация положительного заряда, но изменения pH суспензии не отмечается.. Обмен же фосфата с гидроксильной группой комплекса не влияет на заряд поверхности, но сопровождается высвобождением ОН--ионов в раствор.
При наличии двух типов адсорбционных мест на поверхности гидроксидов процесс адсорбции удовлетворительно описывается двухступенчатым уравнением Ленгмюра. После их насыщения фосфатированная поверхность гидроксида нейтральна. Продолжающаяся адсорбция фосфат-ионов связывается с появлением третьего типа реактивных мест вследствие расщепления биядерных гидроксильных мостиков (Al-OH-Al) под влиянием высоких концентраций P2O5 (в этом случае процесс адсорбции должен описываться уже тройным уравнением Ленгмюра). Однако в процессе сорбции фосфатов на новых местах фосфатированная поверхность приобретает отрицательный заряд. На примере гидроксида железа показано, что это обусловлено образованием отрицательно заряженного фосфатного поверхностного комплекса. Отрицательный заряд поверхности при адсорбции может быть преодолен увеличением концентрации P2O5 в растворе. Этой стадии процесса соответствует мобильность поверхностного металл фосфатного комплекса. Приведенные данные согласуются с результатами наших исследований, выявивших наличие обратных реакций в сорбционном процессе и фосфатогенную мобилизацию металлов почвы.
Согласно полученным результатам, механизмы закрепления фосфатов на гидроксилированных (природных) и фосфатированных поверхностях различны. Однако, если механизм лигандного обмена, обусловливающий первую стадию сорбционного процесса, является к настоящему времени установленным, то природа второго механизма, ответственного за кривизну изотерм сорбции, остается под вопросом. Некоторые исследователи склонны считать, что в основе его лежат физические процессы. По мнению же других, замедленная стадия сорбции P2O5 неорганическими компонентами почвы связана с осаждением фосфатных минералов. Однако синтез новых твердых фаз является уже следствием происходящих на фосфатированных поверхностях процессов. Механизмы же этих процессов остаются невыясненными.

Для изучения механизмов сорбции P2O5 была использована целинная серая лесная почва, характеристика которой дана в табл. 84. Адсорбция орто- и пирофосфатов была определена после 1-часового встряхивания (1:5) навесок почвы с растворами 0,01 M CaCl2, содержащими различные (от нуля и примерно до 600 ц. моль Р/г почвы) количества фосфора в форме KH2PO4 или K4P2O7. Исходные фосфатные растворы имели значения pH 3,0; 4,5 и 6,0. Количества сорбированного фосфора были вычислены по разности его содержания в исходных растворах (начальная концентрация) и в фильтратах почвенных суспензий (конечная концентрация). Для пирофосфатных систем в расчетах были использованы данные по содержанию P в гидролизованных (1,3 н. HCl, 100°С, 20 мин) почвенных экстрактах. Фильтраты анализировали также на pH и содержание органического углерода, общего азота, калия общепринятыми методами. Для описания изотерм сорбции было использовано уравнение Ленгмюра. Процедура описания включала последовательную аппроксимацию констант сорбции, вычисленных по указанному уравнению. Вычисление сорбционных параметров, а также корреляционный и регрессионный анализ аналитических данных осуществлены Т.Н. Мякшиной.
На рис. 33 представлены данные, характеризующие сорбцию фосфатов почвой в зависимости от их содержания в жидкой фазе; а также от величины pH. Как видно, орто- и пирофосфаты сорбировались примерно в равных количествах в интервале начальных концентраций 1—150 мг Р2О5/л. Однако при более высоких фосфатных нагрузках отмечено весьма значительное различие в сорбционной емкости почвы в отношении орто- и пироформ фосфора. Так, количество поглощенных пирофосфатов в среднем вдвое превышало количество поглощенных ортофосфатов. Это указывает на наличие специфических сорбционных мест для конденсированных фосфат-анионов.
Увеличение значения pH исходных фосфатных растворов от 3,0 до 6,0, как правило, приводило к снижению способности почвы поглощать фосфор (см. рис. 33). Данные соответствуют результатам других исследователей. Хингстон с соавторами объясняют более высокую сорбцию P2O5 в области низких значений pH большой ролью протона в этом процессе. Влияние Н+-иона заключается в нейтрализации отрицательного заряда поверхности, Что облегчает адсорбцию фосфат-аниона. Мотт, однако, предполагает, что влияние pH на сорбцию P2O5 может быть обусловлено конкуренцией между фосфатными и гидроксильными лигандами за координационные места. Второе объяснение согласуется с результатами наших экспериментов, полученными для гомогенных систем.

На рис. 34 показано изменение pH фосфатных растворов после взаимодействия их с почвой. Сорбция P2O5 из растворов с pH 3,0 и 4,5 сопровождалась замещением почвенных гидроксильных групп. В интервале исходных концентраций 1-50 мг P2O5/л пирофосфаты как более сильные, бидентатные, лиганды способствовали большему увеличению значений pH почвенных фильтратов, чем ортофосфаты. С увеличением концентраций P2O5 различия в pH между двумя формами фосфат-анионов все более сглаживались. При этом отмечалась общая сильно выраженная тенденция к подкислению реакции среды. При использовании для обработки почвы растворов с исходным значением pH 6,0 высвобождения почвенных гидроксилов не выявлено. Отмечено, напротив, снижение активности ОН--ионов, что указывает на их связывание. Этот процесс был выражен сильнее в ортофосфатных, нежели в пирофосфатных системах, что согласуется с конкурентоспособностью соответствующих лигандов. Следовательно, способность почвы к иммобилизации P2O5 снижается с увеличением активности в жидкой фазе ОН_-ионов, из чего можно сделать вывод о конкуренции между различными лигандами за координационные места почвенных поверхностей.

Экспериментальные данные по поглощению фосфатов почвой были описаны уравнением Ленгмюра для трех типов сорбционных мест. Константы адсорбции для каждой из трех областей общей изотермы сорбции приведены в табл. 98. На основании констант (К), характеризующих энергию закрепления фосфат-анионов почвенными поверхностями, были рассчитаны величины изменения свободной энергии Гиббса для каждой области сорбционного процесса. Значения ΔG0 показывают, что сорбция, для которой были характерны только прямые реакции, приводившие к образованию поверхностного активированного комплекса, отмечалась в интервале исходных нагрузок ортофосфатов 0,25-25 мг P2O5/л (0,12-12,5 мг Р2О5/100 г почвы) и пирофосфатов 0,25-50 мг P2O5/л (0,12-25 мг Р2О5/100 г почвы). Увеличение ΔG0 в 1 области изотерм сорбции соответствует включению энергии активации в процесс образования на поверхности промежуточного продукта.
Отрицательные величины ΔG0 в двух других областях изотерм сорбции обусловлены проявлением обратных реакций (см. табл. 98). Уменьшение свободной энергии одновременно с увеличением уровня фосфатной нагрузки на почву указывает на смещение фосфатного равновесия в сторону лабильных и растворенных продуктов реакции.

Данные, представленные на рис. 35, показывают изменение состава жидкой фазы в зависимости от содержания и формы фосфатов в почвенной системе. Можно видеть, что сорбция P2O5 в 1 области изотерм была связана с замещением гидроксильных групп почвенных поверхностей. Высвобождением ОН--ионов объясняется увеличение значений pH почвенных фильтратов относительно величины pH (4,5) исходного фосфатного раствора. Подкисление систем в интервале более высоких нагрузок P2O5 обусловлено, по-видимому, образованием хелатных комплексов в жидкой фазе вследствие замещения лигандов почвенного органического вещества, что подтверждается результатами анализа почвенных фильтратов на содержание углерода и азота. Влияние пирофосфатов на мобильность органогенных химических элементов было выражено значительно сильнее, чем влияние ортофосфатов.
Данные, представленные на рис. 36, характеризуют эффективность изъятия почвой фосфатов из растворов. По оси ординат отложены величины отношений сорбированных количеств P2O5 к соответствующим равновесным концентрациям P2O5 в жидкой фазе, отражающие степень выраженности прямых и обратных реакций в процессе сорбции. Условно назовем это отношение "показателем эффективности сорбции". По оси абсцисс представлены данные по уровню нагрузки почвы фосфатами. Как видно, эффективность сорбции зависела от содержания P2O5 в растворе. Наиболее высокая степень изъятия почвой фосфора, отмечалась из раствора с начальной концентрацией примерно 25 мг Р2О5/л, что соответствовало нагрузке около 12,5 мг P2O5/100 г почвы. При более низких и более высоких концентрациях фосфатов эффективность сорбции снижалась. Показатель эффективности сорбции может иметь практическое применение как критерий допустимой степени насыщения почвы фосфатами. Так, выше было показано, что оптимальной физиологической реакции сельскохозяйственных культур соответствует увеличение содержания общего фосфора в почве примерно на 10-15%, что совпадает с вершиной энергетического барьера в сорбционном процессе.

Неполное изъятие почвой фосфора в области низких его концентраций в исходных растворах могло быть обусловлено замещением природных фосфорсодержащих группировок. В соответствии с полученными данными, сорбция фосфатов почвой в интервале относительно низких их концентраций в растворе сопровождалась замещением не только акво- и гидроксолигандов, но и других координированных ионами металлов групп, в том числе азот- и углеродсодержащих (рис. 35, 37).

Максимальная эффективность сорбции, совпадала с наибольшей интенсивностью замещения ионов ОН- (рис. 35). Иммобилизация фосфатов в обмен на гидроксильные лиганды, координированные ионами железа и алюминия, приводит к образованию поверхностей, сходных с поверхностями простых фосфатных минералов, в частности железо- или алюмо-фосфатных гелей. Выше было показано, что простые фосфаты алюминия и железа под воздействием фосфорсодержащих растворов трансформируются в двойные комплексные соли. Механизм инконгруэнтного растворения фосфатиро-ванных почвенных поверхностей ответствен, по-видимому, за наличие обратных реакций во II области изотерм сорбции P2O5. Эта область соответствовала нагрузке почвы ортофосфатами в количестве 15—750 мг Р2O5/л (7,5—375 мг Р2O5/100 г почвы) или пирофосфатами — 25-1000 мг Р2O5/л (12,5-500 мг Р2O5/100 г почвы). Именно в указанных интервалах начальных концентраций P2O5 в растворах отмечалась сорбция почвой ионов калия, особенно значительная в пирофосфатных системах (см. рис. 36). Вовлечение дополнительного металла в процесс сорбции фосфатов подтверждает вероятность образования солей комплексных фосфорных кислот. Являясь координационными соединениями, они содержат комплексные анионы, высокие отрицательные заряды которых компенсируются присоединением дополнительных одно- или двухвалентных металл-ионов. Двойные фосфатные комплексные соли - типичные продукты трансформации фосфорных удобрений в почвах в присутствии ионов NH+, K+, Ca2+, Mg2+, Al3+, Fe3+, о чем говорилось выше.
В дополнение к реакциям, связанным с межфазным фосфатным обменом, сорбция P2O5 во второй области изотерм была связана с замещениями гидроксил-ионов и координированных групп органической природы (см. рис. 34, 35, 37). В сравнении с I областью значение реакций замещения углеродсодержащих лигандов во II области изотерм сорбции проявлялось в большей степени, особенно в пирофосфатных системах. Замедленная сорбция P2O5 в III области изотерм сопровождалась наиболее интенсивным элиминированием органических фрагментов (см. рис. 35, 37).
Под воздействием высоких фосфатных нагрузок в реакции замещения, следовательно, вовлекаются все более прочно связанные группы, что указывает на фосфатогенную дестабилизацию почвенных структур как минеральной, так и органо-минеральной природы. Иммобилизация особенно больших количеств калия из раствора в интервале нагрузок почвы P2O5, соответствующих III области изотерм сорбции (см. рис. 36), указывает на то, что реакциям замещения углерод- и азотсодержащих группировок сопутствовали реакции инконгруэнтного растворения фосфатированных поверхностей, приводящие к образованию соединений высокой степени координации.
Как отмечалось выше, инконгруэнтное растворение поверхностного слоя сорбентов является следствием межфазного обмена одноименными лигандами, который сопровождается изменением геометрического расположения систем связей и, следовательно, конфигурации молекул образующихся соединений. Преобразование твердых фаз сопряжено с мобильностью комплексных соединений. Реакции координации при избыточном содержании лиганда относительно содержания ионов металла в системе ведут к образованию анионных комплексов, сообщающих поверхности сорбента отрицательный заряд, что доказано исследованиями.
В процессе постепенного растворения фосфатированной поверхности раздела фаз происходит высвобождение внутрифазных специфических мест, что обеспечивает, дополнительную сорбцию фосфатов. Следовательно, замедление сорбции P2O5 в III области изотермы объясняется высокой интенсивностью обратных реакций. Подкисление жидкой фазы (см. рис. 35) связано с включением элиминируемых группировок в реакции координации непосредственно в жидкой фазе почвенной системы.
Таким образом, в соответствии с принципом подвижного равновесия Лe Шателье, почвенные сорбционные барьеры в состоянии снизить эффект техногенного воздействия лишь при определенном уровне нагрузки. Превышение этого уровня приводит к смещению равновесия химических реакций в почве в сторону миграционноспособных продуктов. Это новое состояние почвенной системы есть следствие ее противодействия оказываемому техногенному давлению.
На рис. 38 по оси абсцисс представлены концентрации P2O5 в исходных растворах (в логарифмической шкале), а по оси ординат — значения отношений, характеризующих количество обнаруженного Cорг (μ моль/г почвы) в почвенных фильтратах на количество P (μ моль), сорбированного одним граммом почвы в зависимости от pH. Как видно на рисунке, примерно эквивалентный обмен между углеродом и фосфором происходил при использовании фосфатных растворов с высокими концентрациями P2O5, а именно во II и III областях изотермы сорбции. В I же области изотермы превалировала мобилизация Cорг. При этом наблюдалась обратная зависимость между количеством обнаруженного в почвенных экстрактах углерода и количеством сорбированного фосфора. Отмечавшаяся в этой же области мобилизация почвенных фосфатов может свидетельствовать о том, что начальная стадия сорбции P2O5 сопряжена с дестабилизацией и перестройкой органофосфатного пула почвы.

Согласно представленным на рис. 38 данным, большое влияние на процесс высвобождения Cорг оказывал характер взаимодействия между фосфатными и гидроксильными лигандами, по-разному проявлявшийся в областях низких и высоких фосфатных нагрузок почвы. Так, при использовании растворов с pH 6,0 сорбция P2O5 в I области сопровождалась мобилизацией меньших количеств Cорг почвы, чем при использовании растворов с pH 4,5. В большей степени гидроксил-анионы ослабляли замещающую способность ортофосфатных, нежели пирофосфатных лигандов. При высоких нагрузках почвы P2O5 увеличение активности ионов OH- в растворах усиливало мобилизующий эффект фосфатов на почвенные углеродсодержащие соединения. Синергизм действия лигандов проявлялся, следовательно, в отношении модифицированных в процессе сорбции фосфатов поверхностей раздела фаз. Это было обусловлено эффективностью основного гидролиза для новообразованных связей.
Вопросы, касающиеся закрепления в почве конденсированных фосфатов, практически не изучены, о чем свидетельствуют противоречивые данные, имеющиеся в литературе по сорбции анионов орто- и конденсированных фосфорных кислот.
Рядом исследователей, однако, предполагается, что различия в процессах сорбции орто- и полифосфатов обусловлены степенью участия в них органического вещества почвы.
Полученные нами данные доказывают правильность такого предположения. Благодаря замещению большего числа атомных группировок органической природы, сорбционная емкость почвы в отношении пирофосфат-анионов характеризуется намного более высокими величинами, чем в отношении ортофосфатов (см. табл. 98, рис. 33). Результаты соответствуют данным, характеризующим способность орто- и пирофосфат-анионов раствора к замещению карбоксильных лигандов в железоцитрат-ном комплексе.
Корреляционный анализ экспериментальных данных выявил высокодостоверную связь сорбции фосфатов с мобилизацией углерода почвенного органического вещества (табл. 99). В табл. 100 и 101 приведены уравнения множественной регрессии, описывающие соответственно общие изотермы сорбции орто- и пирофосфатов и сорбции их в пределах отдельных областей изотерм. Как видно из табл. 100, варьирование величин ACорг объясняло более 82-87 и 93-97% данных соответственно по сорбции орто- и пирофосфатов. Варьирование pH объясняло весьма небольшой процент данных по сорбции P2O5 (как правило, в пределах 0,5-2,4%). Только при использовании ортофосфатного раствора с pH 4,5 сорбция на 75% была связана с изменением pH в результате замещения гидроксильных групп. Эти данные указывают на специфичность сорбционных мест для двух форм P2O5, по-разному проявляющуюся в зависимости от степени выраженности лигандных взаимодействий в жидкой фазе почвенных систем.

Таким образом, сорбция фосфатов почвой сопряжена с реакциями обмена между одноименными лигандами твердой и жидкой фаз почвенных систем, которые приводят к преобразованию фосфор- и углеродсодержащих поверхностей. В процессе последовательно происходящей перегруппировки атомов образуются соединения все более высокой степени координации. При этом отмечается высвобождение в числе замещаемых лигандов части природных и сорбированных фосфатов. Интенсивность обратных реакций особенно усиливается на стадии образования растворенных комплексов, чем объясняется замедление сорбционного процесса и соответствующая ему кривизна формы изотермы сорбции в интервале высоких фосфатных нагрузок почвы. Механизм инконгруэнтного растворения фосфатированных поверхностей обеспечивает возможность включения в процесс сорбции P2O5 внутрифазных и других первоначально труднодоступных мест.
Десорбция поглощенных почвой фосфатов также связана с процессами, происходящими на поверхностях раздела фаз. Она может быть отчасти обусловлена кислотно-основным гидролизом почвенных фосфатных комплексов и реакциями конкурентного комплексообразования. Образцы целинной серой лесной почвы, удобренной орто- или полифосфатом аммония в дозе 150 мг P2O5/100 г, после 4 мес инкубации при комнатной температуре и влажности 50% от полной влагоемкости были проанализированы в воздушно-сухом состоянии на содержание фосфора, извлекаемого кислотным (0,2 н. HCl) и щелочным (0,1 н. NaOH) экстрагентами. Проводили также фракционирование почвенных фосфатов по методу Чанга-Джексона в модификации Аскинази с соавторами (1963). Часть почвенных вытяжек подвергали термокислотному гидролизу в смеси концентрированной H2SO4 и 57%-ной HClO4 (10:1). По разности содержания общего и минерального фосфора (метод Марфи—Райли) рассчитывали количество органических форм. Используя общепринятое разделение фосфатов в вытяжках на органические и минеральные, мы, однако, подразумеваем под ними соответственно инертные и лабильные фосфатные комплексы. В некоторых экстрактах определяли также содержание Cорг по методу Тюрина и металлов методом атомно-абсорбционной спектроскопии. Железо определяли колориметрически с о-фенантролином.

Образцы почвы после 4 мес инкубации с P2O5 удобрений были подвергнуты 30-кратной последовательной экстракции 0,01 M CaCl2 при соотношении 1:50 (30 мин встряхивания). Общие количества экстрагированных фосфатов по вариантам "без Р", "Рофа", "Рпфа" составили соответственно 0,23; 69,0; 68,9 мг Р2О5/100 г почвы. После завершения экстракции высушенные образцы анализировали, как указано выше. Результаты анализов почвенных вытяжек приведены в табл. 102-105.
Согласно данным табл. 102, сорбция фосфатов способствовала увеличению устойчивости почвенных углеродсодержащих соединений к кислотному гидролизу и в то же время усиливала эффективность щелочного гидролиза, что указывает на связь сорбционного процесса с органическим веществом почвы. В соответствии со специфичностью координационных мест для орто- и полифосфатов, последние в большей степени включались в состав щелочегидролизуемых фракций. Растворимые в 0,1 н. NaOH фосфорные соединения были источниками тех количеств P2O5, которые удалялись из почвы в процессе последовательной экстракции 0,01 M CaCl2. Отмечаемые при этом потери из почвы Cорг свидетельствуют об увеличении гидролизуемости почвенных органических фосфатов под влиянием техногенных фосфатов.

Эффективность кислотного или основного гидролиза в отношении почвенных фосфатированных поверхностей определяется, в частности, видом металла, задействованного в реакциях координации.
В табл. 103 приведены данные, которые характеризуют степень лабильности комплексов Ca, Mg, Al и Zn в зависимости от реакции среды. Можно видеть, что щелочной гидролиз был наиболее эффективен для комплексов алюминия, тогда как цинксодержащие соединения лучше всего расщеплялись в кислой среде. Кислые условия благоприятствовали также деградации полифосфатных комплексов магния.
Влияние среды на кинетику реакций, происходящих на поверхностях твердых фаз, проявляется, в частности, через активность иона ОН- как сильного нуклеофильного реагента, ослабляющего связи в минеральных и органо-минеральных комплексах металлов. Механизм расщепления инертных мостиковых полиядерных комплексов, образуемых фосфатами на поверхности гидроксидов, и перевода их в монодентатную, лабильную, форму приведен в работе. В отличие от гидроксил-аниона, F--анион не способен к расщеплению мостиковых структур, в то же время он может образовывать только монодентатные комплексы с металлами. Поэтому, по соотношению количеств фосфатов, десорбируемых растворами 0,5 н. NH4F и 0,1 н. NaOH, можно судить о степени инертности почвенных фосфатных образований.

В табл. 104 приведены данные по изменению фракционного состава почвенных фосфатов под влиянием фосфорных удобрений. Как видно, около 82 и 104% от внесенного количества соответственно орто- и полифосфатов было извлечено в ходе последовательного экстрагирования почвы. Полифосфаты, следовательно, способствовали мобилизации P2O5 почвенных запасов; После 4 мес инкубации основные продукты трансфермации P2O5 удобрений в почве были представлены лабильными минеральными соединениями, примерно на 66-68% растворимыми в 0,5 н. NH4F (pH 8,5).

Увеличение содержания инертных органических фракций фосфатов составило относительно фонового варианта около 22 и 32 мг Р2О5/100 г почвы соответственно по орто- и полифосфорному удобрениям. При этом в первом случае большая часть органического фосфора извлекалась 0,5 н. NH4F, тогда как во втором - 0,1 н. NaOH. Длительное экстрагирование почвы 0,01 M CaCl2 сопровождалось извлечением главным образом тех минеральных фосфатов, для растворения которых наиболее эффективным был щелочной раствор 0,5 н. NH4F (pH 8,5). При этом отмечалось существенное изменение количества и состава органических фракций. Так, значительное увеличение их содержания в результате промывания почвы солевым раствором сопровождалось трансформацией сорбированных ортофосфатов в более инертные, извлекаемые 0,1 н. NaOH, формы Трансформация же сорбированных полифосфатов, напротив, имела противоположную направленность.


Если суммировать десорбированные и обнаруженные в почве в конце опыта количества P2O5, то общее учтенное количество составит 137,7 и 183,9 мг Р2О5/100 г соответственно по орто- и полифосфату аммония при дозе их внесения 150 мг P2O5/100 г. Следовательно, процессы трансформации орто- и полифосфатов в серой лесной почве значительно различаются по направленности. По ортофосфорному удобрению наблюдалась тенденция к стабилизации образующихся в почве продуктов реакции, что сопровождалось иммобилизацией в составе неэкстрагируемых форм более 12 мг P2O5/100 г почвы. Под влиянием же полифосфатов отмечалась, напротив, мобилизация фосфора почвенных запасов, которая после промывания почвы 0,01 M CaCl2 составила около 34 мг Р2О5/100 г.
Данные по степени подвижности железа (табл. 105) также указывают на сильные различия в характере модифицированных орто- и полифосфатами почвенных поверхностей и в трансформации последних под воздействием анионов жидкой фазы.
Таким образом, конкуренция между анионами за адсорбционные места на поверхности раздела фаз определяет как сорбцию, так и десорбцию фосфатов. Специфичность сорбционных мест для анионов орто- и конденсированных фосфорных кислот обусловливает разную степень лабильности образующихся в почве соединений. Подверженность продуктов трансформации фосфора удобрений в кислой почве основному гидролизу открывает возможности для совершенствования методов изучения фосфатного режима почв и для управления последним.