Поиск

Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода
28.06.2015

Специфика круговорота фосфора предполагает различные механизмы осаждения его из растворов. Тем не менее основные экологические проблемы, связанные с ускорением круговорота P в условиях техногенеза, приурочены к водной среде. Они главным образом заключаются в ухудшении качества природных вод, обусловленном чрезмерным развитием биомассы водорослей и нарушением процессов седиментации, особенно в присутствии конденсированных форм P2O5.
Хотя основными источниками поступления фосфора в водоемы являются промышленные, бытовые и животноводческие стоки, на долю удобрений все же приходится в некоторых случаях до 18% общей нагрузки. Следует, однако, учитывать различия в территориальном распределении фосфорных удобрений, а также свойства почв и типы биогеохимических барьеров. По некоторым данным, доля фосфора удобрений в эвтрофировании водоемов возросла в 80-е годы относительно 1940 г. в 1,5-3,7 раза. При этом значительно увеличилось количество растворенных, главным образом минеральных, форм фосфора, что привело к уменьшению доли твердого стока в общем привносе этого элемента в водные объекты.
Факт увеличения доли растворенных форм фосфора под влиянием удобрений позволяет увязать процесс эвтрофирования вод не столько с увеличением общего привноса в них этого элемента, сколько с изменением форм его миграции, обусловившим снижение эффективности природных биогеохимических барьеров.
Поскольку основная часть стока растворенных веществ приходится на подземные воды, то особый интерес представляют данные по степени подверженности фосфора переносу по профилю почв. Согласно имеющимся данным, миграция Р2О5 в естественных условиях осуществляется главным образом в составе смешанно-лигандных комплексных соединений. Обогащение почвы органическим веществом способствует увеличению количества миграционноспособных форм фосфора.
Положительная корреляция с содержанием в почве органического углерода и мобильного фосфора отмечается для металлов, главным образом железа. Мобильность органо-минеральных комплексных соединений находится в прямой зависимости от количества координированных ионом металла лигандов и в обратной зависимости от степени насыщенности их металлами.
Наиболее миграционноспособными являются отрицательно заряженные комплексы. Они весьма устойчивы к расщеплению и поэтому нежелательны для биоты, так как обусловливают дисбаланс элементов питания в тканях. Образованию таких комплексов способствует высокая концентрация лиганда в системе. Они, в частности (как было показано выше), образуются при инконгруэнтном растворении фосфатированных поверхностей.
В условиях техногенеза должны приниматься во внимание комплексообразующие свойства собственно фосфатов и особенно их конденсированных форм. Проведенными исследованиями установлено, что фосфор удобрений способен к перемещению в нижние горизонты почвы и попаданию в дренажные и грунтовые воды. Однако прямая связь между степенью вымывания фосфора и уровнем фосфатной нагрузки почв не всегда отмечается. В то же время показано, что потери Р2О5 из кислых, обогащенных органикой, почв под влиянием фосфорного удобрения увеличиваются не в год его внесения, а в последующие годы, и отмечаются в течение многих лет.
Полученные данные указывают на то, что миграции подвержен фосфор не самого удобрения, а продуктов его трансформации в почве. Однако изучению миграционных форм соединений этого элемента в удобряемых почвах практически не уделено внимания. Миграция фосфора рассматривается, как правило, вне связи с другими химическими элементами.
Изучение интенсивности вертикального переноса фосфора и сопряженных с ним химических элементов (углерода, железа, кальция, магния, марганца и цинка) под влиянием орто- и конденсированных форм P2O5 изучали в серой лесной почве в условиях микрополевых и лизиметрических опытов, а также в условиях лабораторного эксперимента (в последнем случае использовали также краснозем). Схемы и методики проведения микрополевых опытов были описаны в предыдущих подразделах. В табл. 84 приведены данные, характеризующие химические свойства использованных окультуренной и неокультуренной серой лесной почв.
В первом из опытов на окультуренной почве (рНKCl 5,15) фосфорные удобрения (аммофос, жидкое полифосфорное марки 10-34-0 и полифосфат аммония) вносили из расчета 24 мг P2O5/100 г на фоне 8 мг N* (NH4NO3) и 8 мг K2O (KCl) на 100 г почвы. Удобрялся верхний 10-килограммовый слой почвы в сосуде (толщина слоя составляла 20 см); почва нижнего слоя (20—40 см) не удобрялась. На протяжении всего вегетационного периода влажность парующей почвы в сосудах, не имевших дна, поддерживалась на близком к оптимальному уровне путем полива, если количество атмосферных осадков оказывалось недостаточным. Через 1 год после внесения удобрений отбирали образцы почвы из слоев 0-20 и 20-40 см. В почве определяли валовое содержание фосфора после мокрого озоления в смеси серной и хлорной кислот. Результаты анализа приведены в табл. 118.
Согласно им, за 1 год с момента внесения жидкого или твердого полифосфата аммония из удобренного слоя почвы подверглось перемещению в нижние слои соответственно 54,0 и 58,2% фосфора от внесенного количества. По аммофосу эта величина составила 18,3% (см. табл. 118). Все количество P2O5, внесенное с этим удобрением, было обнаружено в исследованном объеме почвы, тогда как в случае жидкого и твердого полифосфатов аммония соответственно 7,4 и 15,6% P2O5 от внесенного количества мигрировало ниже слоя 0—40 см.
Таким образом, внесение полифосфорных удобрений сопровождалось переносом из удобренного слоя почвы большого количества фосфатов. Этому, по-видимому, благоприятствовало обильное выпадение осадков, начавшееся сразу после внесения удобрений и продолжавшееся в течение двух дней. Специфика условий проведения данного опыта показывает, насколько важно учитывать погодные условия на момент внесения удобрений с целью предупреждения их потерь.
Выше было показано, что наряду с фосфором перемещению из удобренного слоя почвы в нижележащие слои подвержены металлы. При этом прослеживаются сложные зависимости величин переноса этих элементов от степени нагрузки почв фосфатами, представленности их конденсированными формами, наличия в среде свободных органических лигандов.

Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Процесс перемещения химических элементов по профилю почвы сопровождается их дифференциацией, которая определяется формой мигрирующего соединения, а также параметрами среды миграции. Одним из параметров являются окислительно-восстановительные условия. При изменении их возникают геохимические барьеры, для которых характерно концентрирование элементов с переменной валентностью. Следствием такого рода процессов является образование в почве конкреций и ортштейнов, резко отличающихся по химическому составу от окружающей почвы. Формирование этих почвенных структур осуществляется с участием фосфора и органического углерода. Это значит, что оно обусловлено осаждением металлсодержащих соединений комплексной природы.
В микрополевом опыте на целинной серой лесной почве (рНKCl 4,57) изучали влияние фосфорных удобрений и продуктов разложения целлюлозы на химический состав почвенных конкреций. Суммарная доза Р2О5, внесенная равными частями в течение 2 лет подряд, составляла 300 мг Р2О5/100 г почвы. Целлюлозу вносили в первый год опыта в количестве 1% от массы подлежащей удобрению порции почвы. Через год после повторного внесения орто- и полифосфата аммония из неудобренного слоя 20-40 см отбирали образцы почвы, которые после высушивания подвергали промыванию водой на сите (диаметр ячеек 1 мм) для выделения конкреций по методу Зайдельмана и Оглезнева. Почву и конкреции анализировали на валовое содержание алюминия, железа, кальция, магния, фосфора, калия, натрия, марганца, цинка. Результаты анализа представлены в табл. 119.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Можно видеть, что в результате перемещения фосфора из удобренного слоя 0-20 cм в почве нижележащего слоя 20-40 см отмечалась аккумуляция его в конкрециях, сопровождавшаяся концентрированием в них также железа и марганца, что может указывать на их совместную с фосфором миграцию и осаждение, обусловленное окислительно-восстановительной зональностью.
Миграционную способность железа в связи с орто- и пирофосфатами изучали в почвенных колонках. Для этого использовали стеклянные колонки (диаметр 2,5 см) с оттянутыми нижними концами. Колонки заполнялись почвой (100 г), просеянной через сито (диаметр ячеек 2 мм). Почвы в опыте — серая лесная (кислая и известкованная по норме 1,5 г.к.) и краснозем. По механическому составу обе почвы — среднесуглинистые. Краткая химическая характеристика приведена в табл. 120. Почвы в колонках увлажняли дистиллированной водой до 50% ППВ. Высота слоя увлажненной почвы в колонках составляла 20 см. Через 12 ч после увлажнения на поверхность почвы вносили раствор соли орто- или пирофосфата калия с pH 6,5. Дозы P2O5 на колонку составляли 0, 50 и 150 мг. Повторность в опыте - 3-кратная. После 5-часовой экспозиции начинали промывание почв многократным пропусканием (18 раз) через колонки 50-миллилитровых порций H2O.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

В промывных водах определяли содержание общего и минерального фосфора, железа и углерода. Общий фосфор определяли после озоления упаренных аликвот смесью H2SO4 и HClO4 (10:1). Гидролиз минеральных фосфатов проводили в среде 1,3 н. HCl при 100°C в течение 20 мин. Фосфор ортофосфатов определяли по Беренблюму-Чейну. Содержание железа было оценено с помощью о-фенантролинового метода в гидролизатах. Углерод органического вещества определяли с использованием бихромата калия.
Как видно из рис. 54, 55, между содержанием железа и фосфора в разных порциях промывных вод наблюдалась, как правило, обратная зависимость. Асинхронный характер кривых вымывания этих двух элементов свидетельствует о сопряженности процесса солюбилизации железа с параллельно идущим процессом осаждения труднорастворимых соединений. Согласно данным, растворимость железосодержащих комплексов в воде снижается по мере насыщения их металлом.
Основные потери, равно как и различия в их интенсивности и размерах, вызванные внесением в почвы орто- или пирофосфатов, выявлялись главным образом в первых 10-12 порциях промывных вод (см. рис. 54, 55). Они совпадали с вымыванием из почв с инфильтрационными водами больших количеств Cорг (рис. 56). Обнаружение Cорг в самой первой порции промывных вод указывает на то, что реакции замещения, сопровождающиеся элиминированием органических фрагментов, начинаются сразу же после внесения в почву фосфатов.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

С увеличением длительности взаимодействия почв с фосфатами, несмотря на продолжающееся промывание их водой, отмечалось постепенное уменьшение потерь химических элементов (см. рис. 54—56). Следовательно, образование наиболее миграционноспособных форм соединений соответствовало начальной стадии фосфатогенной трансформации почвенных органо-минеральных структур, когда наиболее интенсивно протекали реакции замещения лигандов органической природы.
В естественных условиях просочившееся через верхние слои почвы инфильтраты, продвигаясь в более глубокие горизонты, постепенно изменяются по составу. Значительная часть содержащихся в них химических элементов аккумулируется в почвенном профиле. Уровня грунтовых вод могут достигать только комплексные соединения, не задерживаемые на почвенных барьерах. Для имитации сложного сорбционно-десорбционного процесса, каковым является миграция, пригоден метод сорбционных лизиметров, разработанный Кауричевым и Ноздруновой.
С помощью этого метода были изучены размеры и формы вертикального переноса почвенных фосфора, органического углерода, железа, кальция, магния, марганца и цинка под влиянием внесенных фосфорных удобрений. В качестве объекта исследования была использована целинная серая лесная почва, характеристика которой приведена в табл. 84. Почву (6 кг) перемешивали с удобрениями и другими материалами согласно схеме опыта (табл. 121). Удобрения - NH4NO3, KCl, NH4H2PO4 и полифосфат аммония, содержавший 61,8% P2O5 (24,2% - орто; 31,9% - пиро; 4,1% - триполифосфаты и 1,6% - более конденсированные формы). Дозы питательных веществ соответствовали 30 мг N, 15 мг K2O и 150 мг P2O5 на 100 г почвы. Известь вносили по норме 1,5 г.к., целлюлозу в количестве 1 % от массы почвы.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Удобренную почву помещали в сосуды-лизиметры (площадь 15х15 см2), нижняя часть которых была заполнена чередующимися слоями катионита КУ-2 в H+-форме, анионита ЭДЭ-10П в ОН--форме и нейтральной окиси алюминия, разбавленной чистым кварцевым песком в отношении 1:1. Сорбенты разделялись прослойками из песка. Каждый сорбент был представлен двумя слоями толщиной в 2 см. Общая высота сорбционной колонки составляла 20 см, а слоя почвы над ней — 25 см. Слой промытого кварцевого песка в 2 см служил прослойкой между колонкой и почвой. Колонки с помощью резиновых шлангов соединяли с колбами-приемниками. Вся установка крепилась на специально изготовленном стеллаже под сеткой.
Исходная влажность почвы при набивке опыта была доведена до 50% от полной влагоемкости. В дальнейшем полив не производился. Увлажнение осуществлялось исключительно за счет атмосферных осадков. Просочившиеся в приемники инфильтраты собирали и анализировали через 10 и 85 дней после внесения в почву удобрений. После этого сосуды были накрыты и оставлены до весны следующего года, когда была произведена перенабивка их с внесением в почву тех же, что и в предыдущем году, доз удобрений. Известь и целлюлозу при этом не вносили. Отбор промывных вод после повторного внесения удобрений осуществляли также через 10 и 85 дней. В конце опыта почву выбивали, колонки разбирали послойно. Каждый сорбент анализировали на содержание поглощенных химических элементов после соответствующей обработки.
Катионит озоляли по методу Холма и Свенсона, анионит — по методу Лурье, окись алюминия обрабатывали концентрированной HCl при кипячении. В полученных растворах определяли содержание металлов атомно-абсорбционным методом и содержание фосфора — фотоколориметрическим методом (восстановитель — SnCl2) после осаждения железа по Уоррен-Пью. В окиси алюминия определяли также содержание органического углерода методом окисления с бихроматом калия.
Кроме этого, проводили многократное последовательное элюирование сорбентов растворами HCl до следовых количеств исследуемых химических элементов (фосфор и железо) в элюатах. Элюация катионита и анионита производилась 4 M HCl при отношениях 1:2 и 1:10 соответственно. Для элюации А12О3 использовали 6 M HCl при отношении 1:2. Элюаты анализировали на содержание железа (о-фенантролиновый метод) и фосфора (восстановитель — аскорбиновая кислота). Термическую обработку кислотных элюатов проводили при 100°C в течение 20 мин.
Промывные воды анализировали: после упаривания на содержание общего углерода, минерального фосфора и металлов; после термокислотной обработки (вереде 1,3 н. HCI при 100°
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

C в течение 20 мин) упаренных аликвот на содержание металлов и минерального фосфора; после озоления упаренных аликвот в смеси концентрированной H2SО4 и 57%-ной HClO4 (10:1) на содержание общего фосфора. Углерод определяли с бихроматом калия, металлы — методом атомной абсорбции, фосфор — с использованием аскорбиновой кислоты в качестве восстановителя. Содержание полиформ P2O5 оценивалось по разности в содержании минерального фосфора в водах после их термокислотной обработки и без нее.
В табл. 121 и 122 представлены данные, характеризующие степень вовлечения P2O5 в миграционный процесс. Перенос фосфора из удобренного слоя почвы на колонки с сорбентами был существенно больше в вариантах с внесением ортофосфата аммония, чем с внесением полифосфата аммония. Величина его, однако в большой степени зависела от типа сопутствующей обработки почвы. Как видно из данных табл. 121 и 122, совместное внесение извести и целлюлозы в наибольшей степени способствовало проявлению барьерной функции почвы.
Самая высокая степень миграции фосфора отмечалась в кислой почве на фоне внесения только азотно-калийного удобрения. При этом общее обнаруженное количество фосфора в промывных водах по полифосфор-ному удобрению в несколько раз превышало таковое по ортофосфорному удобрению (см. табл. 122). Полученные данные указывают на то, что основным фактором, обусловливающим вымывание P2O5 из почвы являются формы фосфорсодержащих комплексных соединений в жидкой фазе.
Основная масса фосфора, вынесенного водой из удобренного слоя почвы, сорбировалась анионитом (см. табл. 121). Доля анионных форм P2O5 от общего количества, обнаруженного на колонках, была, как правило, ниже в вариантах с внесением полифосфата аммония. При этом анионные формы по этому удобрению отличались большей способностью к обмену и были, следовательно, более миграционноспособными, чем фосфаты, сорбированные анионитом по ортофосфату аммония. Об этом свидетельствуют данные анализа солянокислотных элюатов.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Разная способность к десорбции фосфатов, поглощенных по двум удобрениям, указывает на различие в анионных формах, подверженных миграции. Так, в случае полифосфата аммония значительная часть (15%) P2O5, десорбированной 4 M HCl из анионита, была представлена формами, расщепляющимися только в процессе термокислотной обработки элюатов (см. табл. 121). К тому же сорбция металлов (Fe, Mg, Zn) анионообменной смолой (табл. 123) позволяет заключить, что определенная часть подверженных вымыванию из удобренного слоя почвы фосфатов была представлена отрицательно заряженными комплексами. Образованию таких соединений в наибольшей степени благоприятствовало внесение конденсированных форм фосфора на фоне обогащения почвы целлюлозой (табл. 124).
Значительные количества фосфора, связанные с органическим углеродом, выносились из удобренной почвы, о чем свидетельствует обнаружение этих двух элементов на окиси алюминия, поглощающей электронейтральные органические соединения (см. табл. 121). Комплексная природа их подтверждается обнаружением металлов на данном сорбенте (см. табл. 123). При этом сорбируемые окисью алюминия смешанно-лигандные комплексы, образовавшиеся в почве под влиянием полифосфата аммония, были значительно более обогащены железом, магнием и цинком, чём те, которые образовывались под влиянием ортофосфата аммония.
Величины потерь фосфора и органического углерода в составе неподверженных сорбции на колонках растворенных комплексов зависели не только от степени конденсации P2O5 в удобрении, но и от характера соединений, дополнительно внесенных в почву и выполнявших роль искусственных барьеров (см. табл. 122). Так, на фоне одного азотно-калийного удобрения отмечалось наибольшее вымывание фосфора под влиянием фосфорных удобрений. При этом потери в случае внесения в почву полифосфата аммония в несколько раз превышали те, которые отмечались в результате внесения ортофосфата аммония. Происходили они в основном в формах минеральных комплексов, расщеплявшихся только при термо-кислотном гидролизе. Параллельно отмечалась высокая степень вымывания Cорг из лизиметров.
Внесение в почву CaCO3 по норме 1,5 г.к. способствовало значительному уменьшению потерь растворенных фосфора и Cорг (см. табл. 122).. Однако в случае обогащения почвы целлюлозой эффективность искусственного кальциевого барьера в отношении углерода резко снижалась, тогда как в отношении фосфора продолжала оставаться достаточно высокой. Полученные данные свидетельствуют о том, что степень потерь P и Cорг с инфильтрационными водами определяется реакциями, происходящими в почве, и видом образующихся комплексных соединений с металл-ионами.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Основные потери фосфора, углерода и металлов из почвы с промывными водами приходились на 1-й год опыта, а точнее на первые 10 дней после внесения фосфорных удобрений (табл. 122, 125). Это указывает на то, что степень насыщения почвы Р2О5 сама по себе не является основным фактором, определяющим миграционную способность химических элементов. В противном случае наибольшие их потери наблюдались бы после повторного внесения удобрений, когда суммарное за 2 года количество внесенных фосфатов достигло величины, примерно соответствующей уровню максимального насыщения фосфатной поглотительной емкости почвы (300 мг Р2О5/100 г). По-видимому, образование наиболее миграционноспособных комплексных соединений сопутствует первой, наиболее интенсивно протекающей стадии процесса лигандного замещения, когда элиминированию в основном подвергаются P-содержащие фрагменты периферических цепей гумусовых образований почвы.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Перенос металлов (см. табл. 123, 125), усиливающийся под воздействием фосфатов (особенно конденсированных), происходил главным образом в формах углеродсодержащих комплексов. Об этом свидетельствует обнаружение больших количеств Cорг на Al2O3 и в промывных водах (табл. 121, 122). Вымывание почвенных катионов через слои сорбентов происходило в основном в формах комплексных соединений, устойчивых даже в условиях кислой реакции промывных вод (первые их порции имели pH 1,45—1,50 на фоне NK, 1,45—1,60 — на фоне NK + CaCO3, 1,10-1,35 — на фоне NK + CaCO3 + целлюлоза; последующие порции соответственно — 1,75-1,90; 1,72-1,95; 1,45-1,60) и нуждающихся в расщеплении перед проведением аналитической процедуры. Вклад инертных комплексов, расщеплявшихся при термическом гидролизе в среде 1,3 н. HCl, в миграцию металлов был наиболее существенным в вариантах с внесением в почву полифосфорного удобрения и особенно в первый год опыта, когда они были в большей степени обогащены Cорг (табл. 126).
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Химический состав инфильтрационных вод определялся сложным комплексом физико-химических процессов, происходящих в системе раствор-сорбенты, что в конечном итоге приводило к отчетливо выраженной дифференциации мобилизованных под воздействием P2O5 химических элементов почвы (табл. 127). Так, относительная доля определенного элемента в промывных водах от общего количества, вынесенного за пределы удобренного слоя почвы, была различной и в большой мере зависела от степени конденсации P2O5 в удобрении и типа почвенных барьеров. Однако в целом выявлена следующая закономерность: фосфор, железо, марганец в процессе переноса подвергались в основном сорбции, чего нельзя сказать о щелочно-земельных элементах и цинке, мигрировавших главным образом в несорбируемых формах комплексов и поэтому обнаруживаемых преимущественно в промывных водах в ассоциации с органическим углеродом. Факт потерь больших количеств Ca и Mg из почв под влиянием фосфорных удобрений согласуется с результатами других исследований.
В другом аналогичном опыте с использованием лизиметрических сорбционных колонок изучали влияние фосфатов удобрений на подверженность миграции специфических и неспецифических органических соединений почвы. Разделение их стало возможным вследствие компостирования почвы с целлюлозой и меченым 15N сульфатом аммония, обеспечившего включение метки 15N в негумифицированные фракции почвенного органического вещества. Методика подготовки почвы и проведения опыта описана в предыдущем подразделе.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

В период проведения опыта осуществляли сбор промывных вод, которые анализировали на содержание общего, минерального (NH4, NO3) и органического (по разности) азота. По окончании опыта определяли содержание указанного элемента в почве и сорбентах. Методы определения указаны выше. Извлечение азота, сорбированного ионообменными смолами, производили с помощью 3 M KCl при отношении катионита и анионита к раствору, как 1:10 и 1:5 соответственно. Обработку Аl2О3 осуществляли кипячением с концентрированной HCl. Во всех растворах определяли изотопный состав азота с помощью масс-спектрометра МИ-1201 (В).
Избыток ат.% 15N в органических и минеральных фракциях азота почвы, сорбентов и промывных вод показан в табл. 128. Как видно, обогащение органического азота почвы тяжелым изотопом 15N на 1-2 порядка выше, чем его фракций, подверженных вымыванию. Следовательно, новообразованное органическое вещество, представляющее собой микробную биомассу и первичные продукты ее деструкции, практически не подвергалось вымыванию. Существенное разбавление метки 15N во фракции органического азота на сорбентах по варианту с пирофосфатами относительно фона свидетельствует об их мобилизующем воздействии главным образом на природную почвенную органику.
В табл. 129 представлены данные, характеризующие величины переноса азота из почвы на колонки с сорбентами и в приемники. Фосфаты удобрения, особенно конденсированные, способствовали увеличению потерь азота из почвы с инфильтрационными водами. При этом подверженный вымыванию из удобренного P2O5 слоя почвы азот в большей мере был представлен органическими формами, а не минеральными, как в фоновом варианте. Основная масса миграционноспособных N-содержащих соединений сорбировалась на колонках.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Содержание изотопа 15N во фракциях мигрирующих органических соединений было весьма незначительным (табл. 129). Это указывает на то, что потери азота из почвы с инфильтрационными водами, увеличивающиеся под влиянием P2O5 удобрения, были в основном обусловлены трансформацией гумифицированного почвенного органического вещества.
Согласно данным по фракционному составу азота промывных вод (табл. 130), преимущественное вымывание этого элемента в формах органических комплексов происходило главным образом в первые дни после внесения в почву удобрений, что соответствует высокой интенсивности реакций замещения в этот период.
Фосфаты удобрений как фактор миграции и дифференциации химических элементов в системе почва-вода

Таким образом, в условиях химизации земледелия фосфаты, способствуя образованию в разной степени подверженных миграции комплексных соединений, приобретают значение фактора дифференциации химических элементов в системе почва—вода. При этом экологические последствия применения фосфорных удобрений следует рассматривать гораздо шире, чем только как увеличение интенсивности миграции фосфора. Необходимо иметь в виду, что аккумуляция техногенных фосфатов сопряжена с выносом из почв органического углерода, то есть с деструкцией почв как биогенных образований. Увеличение миграции органических соединений в растворенных формах является, по-видимому, основной причиной "цветения" природных вод, так как при дефиците в них углерода даже высокое содержание питательных элементов не стимулирует рост синезеленых водорослей. Кроме того, посредством вовлечения в миграционные процессы металлов, в числе которых могут быть и токсичные, фосфаты косвенно могут способствовать загрязнению природных вод.
Другой негативный аспект фосфатогенной дифференциации химических элементов — снижение степени насыщенности почв основаниями, т.е. их подкисление. Выявлена зависимость видов фосфорсодержащих комплексов и их мобильности от степени конденсации P2O5 в удобрении. Показано, что при внесении в почву ортофосфатов наиболее миграционноспособными являются смешанно-лигандные (органофосфатные) соединения металлов, тогда как при внесении полифосфатов возрастает роль минеральных комплексов. В сравнении с ортоформами конденсированные формы P2O5 способствуют большему увеличению в числе подверженных вымыванию комплексов доли отрицательно заряженных соединений, в частности Fe, Mg, Zn.