Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Литературный обзор
1.1. Общие сведения о соединениях серы в незагрязненных почвах гумидных ландшафтов 6-8
1.2. Трансформация соединений серы в почвах с участием биоты 9-15
1.3. Биогеохимические особенности поведения серы в почвах гумидных ландшафтов, подверженных влиянию кислых осадков 16-18
1.4. Основные механизмы поглощения сульфат-ионов почвами 19-24
1.4.1. Факторы, влияющие на адсорбцию сульфатов почвами 24-31
1.4.2. Уравнения, применяемые для описания адсорбции сульфатов почвами и некоторые аспекты математического моделирования поведения сульфат-иона в системе твердая фаза почвы : раствор 32-45
Глава 2. Природные условия и почвы района исследований 46-53
Глава 3. Объекты и методы исследования 54-57
Глава 4. Результаты и обсуждение
4.1. Свойства исследованных почв, влияющие на поглощение сульфатов...58
4.1.1. Кислотность почв, содержание органического вещества и обменных катионов 58-61
4.1.2. Содержание и минералогический состав тонких фракций 61-65
4.1.3. Содержание оксалатнорастворимого Fe в почвах и в гранулометрических фракциях 65-72
4.1.4. Содержание оксалатнорастворимого А1 в почвах и в гранулометрических фракциях 73-76
4.2. Поглощение сульфатов исследованными почвами
4.2.1. Поглощение сульфатов органогенными горизонтами исследованных почв 77-83
4.2.2. Поглощение сульфатов минеральными горизонтами исследованных почв 83-88
4.2.4, Факторы, определяющие поглощение сульфатов почвами и гранулометрическими фракциями 94-96
4.3. Буферность исследованных почв к азотной и серной кислотам 96
4.3.1. Буферность исследованных почв к азотной кислоте 96-100
4.3.2. Буферность исследованных почв к серной кислоте 100-103
Заключение 104-107
Выводы 108-110
Список литературы 111-122
Приложение 123-131
- Биогеохимические особенности поведения серы в почвах гумидных ландшафтов, подверженных влиянию кислых осадков
- Уравнения, применяемые для описания адсорбции сульфатов почвами и некоторые аспекты математического моделирования поведения сульфат-иона в системе твердая фаза почвы : раствор
- Содержание оксалатнорастворимого Fe в почвах и в гранулометрических фракциях
- Поглощение сульфатов органогенными горизонтами исследованных почв
Введение к работе
Актуальность темы. Общие закономерности поглощения анионов почвами и отдельными почвенными компонентами исследованы значительно менее полно, чем механизмы поглощения катионов. Известно, что реакции поглощения сульфатов почвами оказывают большое влияние на сорбционные и электрохимические свойства почв, на кислотно-основную буферность почв и на процессы взаимодействия почв с кислыми осадками. Опубликованный к настоящему времени в отечественной и зарубежной литературе экспериментальный материал по проблеме поглощения почвами сульфатов относится преимущественно к иллювиалыю-железистым подзолам на легких породах. Почвы подзолистой зоны на суглинках и на двучленных отложениях в этом отношении исследованы недостаточно.
Цель работы - исследование возможных механизмов и количественная характеристика способности основных генетических горизонтов лесных подзолистых почв разной степени гидроморфизма к поглощению сульфатов и выявление основных факторов, определяющих количество сульфатов, поглощенных органогенными и минеральными горизонтами.
Задачи работы:
количественно охарактеризовать способность основных генетических горизонтов палевоподзолистой и торфянисто-подзолисто-глееватой почв к поглощению сульфат-иона;
оценить роль отдельных гранулометрических фракций и минералогического состава тонкодисперсных фракций в поглощении сульфатов минеральными горизонтами подзолистых и торфянисто-подзолисто-глееватых почв;
выявить роль несиликатных соединений Fe и AI в поглощении сульфатов почвами и фракциями;
оценить влияние степени разложения органического вещества на способность органогенных горизонтов палевоподзолистых и торфянисто-подзолисто-глееватых почв к поглощению сульфатов;
оценить влияние начальных стадий гидроморфизма на поглощение сульфатов почвами;
изучить влияние сульфатов на буферность почв по отношению к кислоте.
Научная новизна. Впервые исследована и количественно охарактеризована способность к поглощению сульфатов основных генетических горизонтов почв подзолистой зоны разной степени гидроморфизма и выделенных из них гранулометрических фракций. Установлено, что в минеральных горизонтах суммарное содержание оксалатнорастворимых Fe и А1 является основным фактором, определяющим количество сульфатов, поглощенных почвой и отдельными гранулометрическими фракциями. Показано, что поглощение сульфатов увеличивает буферность минеральных горизонтов почв к кислотам.
Практическая значимость работы. Полученные материалы можно использовать для прогноза изменения буферности к кислотам подзолистых и болотно-подзолистых почв под влиянием кислых осадков в районах их выпадения.
Полевой материал для проведения настоящего исследования был собран в 2003 году на территории Центрально-лесного государственного природного биосферного заповедника (ЦЛГПБЗ) в Тверской области. Автор признателен руководству ЦЛГПБЗ за предоставленную возможность сбора материала на территории заповедника.
Автор выражает сердечную благодарность своему научному руководителю - профессору, доктору биологических наук, Т.А.Соколовой за ценные советы, необходимые для написания диссертации, а также с.н.с. Т.Я.Дроновой, м.н.с. И.И.Толпешта и студентам Г.В.Шашковой, Н.Б.Кузнецову за помощь в получении фактического материала.
Биогеохимические особенности поведения серы в почвах гумидных ландшафтов, подверженных влиянию кислых осадков
Поступление серы в почвы осуществляется обычно из атмосферы в виде H2SO4 и SO2 и из почвообразующих пород. Вынос серы из почв осуществляется преимущественно с током почвенных растворов.
Аккумуляция серы в почвах происходит главным образом в виде адсорбированных сульфатов, в составе почвенных растворов, в составе живых растительных тканей и органического вещества почв. В природных условиях в этой системе устанавливается равновесие, под влиянием кислотных осадков оно смещается, и для установления нового равновесия требуются разные для разных почв промежутки времени (Reuss, Johnson, 1986).
Около 50 % серы вносится в атмосферу с антропогенными выбросами (Edwards, 1998), в частности - с кислыми осадками. К кислотообразующим агентам в атмосфере относятся диоксид углерода, оксиды серы, сероводород, соляная кислота, оксиды азота и азотная кислота, некоторые органические кислоты (Ulrich, 1983; Заиков и др., 1991; Кислотные осадки и лесные почвы, 1999). Соединениям серы принадлежит важнейшее место среди кислотообразующих веществ, загрязняющих атмосферу. Мировая антропогенная эмиссия серы значительно превышает поступление элемента в атмосферу в результате естественных природных процессов и его среднее содержание в атмосфере. В составе антропогенных выбросов, содержащих серу, преобладает высокотоксичный диоксид серы (около 90 %), незначительную долю составляют триоксид серы, аэрозольные сульфаты, сероводород. В атмосфере диоксид серы подвергается фотохимическому окислению с образованием триоксида. Последующее взаимодействие с атмосферной влагой приводит к образованию серной кислоты. При взаимодействии с почвами серная кислота частично или полностью нейтрализуется (Кислотные осадки и лесные почвы, 1999). Кислотные дожди как феномен техногенеза формировались на протяжении двух последних столетий. Они характерны в основном для северного полушария Земли, где находятся наиболее промышленно развитые страны мира (Кислотные осадки и лесные почвы, 1999).
Атмосферные осадки, насыщенные продуктами антропогенных выбросов, становятся источником неблагоприятных изменений в окружающей среде. Основную нагрузку кислотных выпадений принимают на себя наземные экосистемы. В настоящее время в результате воздействия кислотных осадков в Центральной Европе скорость роста многих древесных культур замедлилась на 20-30 % по сравнению с 1930-1950 гг. В регионах, где отмечаются кислотные выпадения, наблюдается угнетение роста и репродуктивности деревьев, а иногда даже массовая гибель лесных насаждений, в особенности хвойных пород (Иванов, 1970; Klein, 1984; Matzner et al., 1986; Кислотные осадки и лесные почвы, 1999).
Компоненты кислотных осадков, а также дополнительно мобилизованные в раствор соединения, в том случае, если они не поглощаются живыми организмами и не связываются в почве и в слоях подстилающих пород, могут попадать с внутрипочвенным стоком в систему почвенно-грунтовых и поверхностных вод. Поскольку пресноводные экосистемы характеризуются меньшей буферностыо, чем такие компоненты ландшафта, как растительный покров и почвы, изменения в составе и реакции вод способны проявляться более ярко и иметь более очевидные негативные последствия (Acidification today..., 1982; Rechcigl, Sparks, 1985; Кислотные осадки и лесные почвы, 1999).
Основное отличие между природным и техногенным подкислением почв заключается в том, что в первом случае анионы представлены бикарбонат-ионом и анионами органических кислот, а в случае техногенного подкисления -анионами сильных кислот. При выпадении кислотных осадков ежегодная нагрузка может достигать 0,16 моль экв/м в виде протона и сульфат-иона при его концентрации 0,1-0,3 ммоль экв/л. В условиях техногенеза бедные элементами питания болота получают значительное количество сульфатов, которые вовлекаются в биологический круговорот и подвергаются восстановлению за счет деятельности сульфатредуцирующих бактерий и ассимиляционным путем, что приводит к подщелачиванию торфа (один из механизмов нейтрализации кислотных осадков). В условиях дренажа и последующей распашки и посадки древесных насаждений биологический круговорот серы существенно изменяется (Chapman, 2001).
В связи с негативным влиянием кислотных осадков и необходимостью прогноза последствий подкисления проводятся исследования биогеохимического цикла серы. Используют разные методологические подходы: физическое и математическое моделирование, применение изотопов, изучение баланса соединений серы в ландшафте. Использование моделирования дает хороший эффект для прогноза поведения серы в почвенном растворе и поверхностных водах, но эти исследования учитывают только процессы поглощения и десорбции неорганической серы. Исследования с применением изотопов показывают, что именно биологический круговорот серы определяет ее количество, освобождаемое в раствор и поверхностные воды. Балансовые расчеты свидетельствуют о том, что процессы поглощения и десорбции неорганической серы играют основную роль в регионах, где велика сульфатная нагрузка ( 15 кг S/га/год), и почвы характеризуются высокой способностью к поглощению сульфатов. В почвах с низкой способностью поглощения сульфатов основным источником серы в почвенных растворах и поверхностных водах являются органические соединения серы (Alewell, 2002).
Уравнения, применяемые для описания адсорбции сульфатов почвами и некоторые аспекты математического моделирования поведения сульфат-иона в системе твердая фаза почвы : раствор
Для образцов подзола и бурой лесной почвы получали изотермы сорбции сульфатов до и после удаления органического вещества (ОВ), а также несиликатных Fe и А1. Удаление ОВ не оказало большого влияния на поглощение сульфатов, а удаление несиликатных Fe и А1 привело к резкому снижению сорбции сульфатов (Singh, 1984b).
Полученный в условиях лабораторного опыта плохо окристаллизованный гидроксид А1 характеризуется величиной удельной поверхности порядка 600 м /г; находящийся в составе твердой фазы гиббсит имеет удельную поверхность на порядок меньшую (Соколова и др., 2005). Минералы гидроксидов Fe также характеризуются широко варьирующими значениями удельной поверхности - в зависимости от степени дисперсности и окристаллизованности частиц эта величина может изменяться от 100 до 700 м /г и более (Соколова и др., 2005).
Аморфные формы находятся преимущественно в коллоидном состоянии. Они входят в состав илистой фракции или образуют пленки на поверхности элементарных частиц почв (Зоны, 1982).
Гетеровалентный изоморфизм гидроксидам А1 и Fe не свойственен, поэтому они не являются носителями постоянного заряда. На поверхности частиц гидроксидов находятся гидроксильные группы, которые представляют собой источник зависимой от рН ЕКО и зависимой от рН кислотности, поэтому гидроксиды А1 и Fe обладают весьма специфическими сорбционными свойствами: ОН-группы могут быть акцепторами или донорами протонов в зависимости от рН окружающего раствора. При низких значениях рН эти минералы имеют высокий положительный поверхностный заряд и характеризуются способностью к поглощению анионов, а при высоких значениях рН они имеют высокий отрицательный заряд и обладают значительной емкостью катионного обмена (Соколова и др., 2005).
Поглощение и минеральных, и органических анионов обычно протекает по типу лигандного обмена на ОН-группу и в этом случае сопровождается подщелачиванием среды (Пинский, 1997).
На адсорбцию анионов поверхностью гидроксидов Fe и А1 влияет не только величина рН, но и степень сродства с поверхностью гидроксида. Известно, что наиболее устойчивые внутрисферные биядерные поверхностные комплексы дают такие анионы, как фосфаты, арсенаты, селенаты и некоторые другие. Анионы СГ и NCV характеризуются наименьшим сродством с поверхностью гидроксидов и дают на поверхности частиц гидроксидов преимущественно внешнесферные комплексы или присутствуют в диффузном слое в виде «роя». Сульфат-ион занимает в этом отношении промежуточное положение (Соколова и др., 2005; Stumm, 1992), хотя Штамм (Stumm, 1992) отмечает, что по способности к адсорбции сульфат-ион стоит в группе ближе к хлоридам и нитратам, чем к фосфатам и арсенатам.
Состав глинистых минералов. Каолинитовые глины обычно больше адсорбируют сульфат-ион, чем монтмориллонитовые, за счет того, что на поверхности каолинита часто бывает больше пленок гидроксидов железа, чем на монтмориллоните. Кроме того, монтмориллонит имеет отрицательный заряд кристаллической решетки, что приводит к появлению сил отталкивания между частицами монтмориллонита и анионами (Edwards, 1998).
Некоторые исследователи полагают, что адсорбция сульфата может происходить на поверхности каолинита благодаря лигандному обмену ОН или НгО на SO4" с их высвобождением, что зависит от заряда поверхности каолинита (Inskeep, 1989).
Имеются данные, что при адсорбции сульфата на каолините высвобождается 1-2 моль ОН на 1 моль адсорбированного SO42 . Максимальная адсорбционная емкость каолинита в отношении сульфата, рассчитанная на основании количества расположенных на сколах кристалла ОН-групп, равна 1 мкмоль/м2 . Для сравнения можно отметить, что максимальная адсорбционная емкость для аморфного гидроксида железа - 4,14 мкмоль/м (Inskeep, 1989). При этом следует учитывать, что в составе илистой фракции каолинит представлен преимущественно наиболее крупными частицами, соответствующими размеру предколоидной фракции, что снижает его способность к поглощению сульфатов.
Возраст почвы. При прочих равных условиях большей адсорбционной емкостью характеризуются зрелые полнопрофильные выветрелые почвы, по сравнению с молодыми, менее выветрелыми профилями. Это различие объясняется тем, что в более зрелых почвах наблюдается накопление минералов оксидов и гидроксидов железа и алюминия (Edwards, 1998).
Температура и влажность. Было показано, что адсорбция сульфатов бурой лесной почвой и железистым подзолом при увеличении температуры с 4 до 24 С увеличилась меньше, чем на 20 мг/кг и что концентрация сульфата в растворе мало зависела от температуры (Singh, 1984с). Однако, Courchesne и Hendershot (1990), изучая влияние температуры на адсорбцию сульфатов на двух сподосолах, показали, что процент адсорбированных сульфатов увеличивается при повышении температуры от 5 до 40 С.
По данным Сингха (Singh, 1984с), для бурых лесных почв и иллювиально-железистых подзолов почвенная влажность и количество поглощенных сульфатов находятся в обратной зависимости, причем уменьшение поглощения при увеличении влажности сильнее выражено в бурых лесных почвах, чем в иллювиально-железистых подзолах.
Обратную зависимость можно объяснить тем, что при увеличении влажности происходит разбавление почвенного раствора и уменьшение концентрации SO4", чему могут способствовать анаэробные условия, вызывающие восстановление сульфатов.
Содержание оксалатнорастворимого Fe в почвах и в гранулометрических фракциях
Из минеральных горизонтов исследуемых почв были выделены илистая ( 0,001 мм), пылеватая (0,001-0,005 мм), а также крупная фракция ( 0,005 мм) методом отмучивания по Айдиняну (I960) без добавления каких-либо диспергирующих веществ или коагулянтов.
Химические анализы определяли общепринятыми методами (Воробьева, 1998). Средние значения рН водной и солевой суспензий рассчитывали как отрицательный логарифм среднего значения активностей IT1". Перед проведением рентген-дифрактометрического анализа на приборе ДРОН-3 с Си излучением тонкие фракции насыщали Mg. Количественное содержание отдельных групп глинистых минералов определяли по модифицированной методике Корнблюма (1972). Модификация заключалась во введении поправки на LP-фактор для монокристалла при оценке интенсивности рефлексов (Порай-Кошиц, 1960).
Для определения адсорбции сульфат-иона брали навеску почвы, равную 8 г для органогенных горизонтов и 40 г - для минеральных горизонтов, затем почву заливали 200 мл раствора Na2SC 4 с концентрациями иона SO42 , равными 0; 0,25; 0,50; 0,75; 1,0; 1,25; 1,50; 1,75 ммоль экв/л, в растворе поддерживалась постоянная ионная сила с помощью 0,006 М NaCl (раствор с определенной концентрацией сульфат-иона изначально готовился на растворе 0,006 М NaCl). Такой интервал концентраций сульфат-иона был выбран потому, что он соизмерим с величинами, реально наблюдаемыми в районах выпадения кислых осадков. Известно, что в таких случаях концентрация сульфат-иона в осадках может достигать 0,1-0,3 ммоль экв/л (Chapman, 2001). Многие авторы, изучавшие проблему поглощения сульфат-иона почвами, работали с более высокими концентрациями, которые реально бывают только в катастрофических ситуациях (Fernandez, Rustad, 1990; Чуенкова, 1991;Макаров и др., 1995, и др.).
Разбавление проводилось в соотношении почва : раствор 1:5 и 1:25 для минеральных и органогенных горизонтов соответственно. Суспензию перемешивали на ротаторе в течение 1 часа, а затем оставляли на сутки с периодическим помешиванием. Предыдущие исследования показали, что растворы достигают равновесных концентраций после 1-2 часов встряхивания на ротаторе, и последующее длительное высвобождение катионов не происходит ранее, чем через месяц (Rose, 1998).
Через сутки суспензия центрифугировалась в течение 10 минут со скоростью 3000 об/мин. Измерялось значение рН полученного равновесного раствора. Было установлено, что значения рН практически не менялись (см. табл. 1 в приложении). В полученном растворе определялся сульфат-ион гравиметрическим методом (Аринушкина, 1970; Воробьева, 1998). По разности между исходной и равновесной концентрациями определяли количество поглощенных или выделившихся в раствор сульфатов.
Сравнительная оценка результатов определения сульфат-ионов, полученных гравиметрическим и фотометрическим методами, показали их хорошую воспроизводимость. Коэффициенты вариации при п = 5-6 и Р = 0,95 этих методов оказались близкими и невысокими: для гравиметрического метода - 1,1-4,2 %, для фотометрического - 1,2-5,6 % (Лопухина, Власова, 1995).
Буферность к кислоте оценивали методом непрерывного потенциометрического титрования (НПТ) водной суспензии от начальной точки титрования (НТТ) до значения рН 3 при исходном соотношении твердой и жидкой фаз 1:25 и 1:2,5 для органогенных и минеральных горизонтов соответственно, с регистрацией величины рН через 2 минуты после добавления очередной порции титранта. В качестве титранта использовали 0,02 М раствор HNO3 и 0,01 М раствор H2SO4. Титрование образцов из каждого горизонта проводили в трехкратной повторности.
Известно, что в процессе НПТ осуществляются только быстро протекающие буферные реакции: большая часть реакций, протекающих в растворе, реакций катионного обмена, реакции протонирования и депротонирования органических веществ и тонкодисперсных оксидов и гидроксидов Fe и А1, а также, возможно, некоторые реакции разложения комплексных соединений (Понизовский, Пампура, 1993; Иванова и др., 1998; Шамрикова, 2001).
Относительно небольшая длительность контакта почвы с раствором при НПТ является недостаточной для установления равновесия процессов гидролиза и синтеза глинистых минералов, формирования агрегатов высокомолекулярных органических соединений. Вместе с тем, существенным достоинством этого метода является возможность изучать быстро протекающие буферные реакции достаточно детально, добавляя титрант небольшими порциями (Понизовский, Пампура, 1993).
При статистической обработке данных проверку на нормальность распределения проводили по критерию Уилко-Шапиро, расчеты доверительных интервалов выполнены по руководству Дмитриева (1995) с использованием программ EXCEL и STATISTICA.
Поглощение сульфатов органогенными горизонтами исследованных почв
Из рисунков 9, 10 и из таблицы 1, представленной в приложении, видно, что при нулевой и низких концентрациях сульфата Na в исходном и в равновесном растворах из образцов органогенных горизонтов в обеих почвах осуществляется десорбция сульфат-иона в количестве до 10-15 ммоль экв/кг, что выше величин, полученных для подстилок лесных почв других районов (Neary et al., 1987; Camps et al., 2001). Выявленные различия могут быть связаны с тем, что литературные данные относятся к почвам более южных регионов лесной зоны.
Как отмечалось в литературном обзоре (см. раздел 1.1), сера в подстилках лесных почв находится преимущественно в форме эфиров серной кислоты со связями C-O-SO3 и в форме соединений, в которых сера непосредственно связана с углеродом (Edwards, 1998), причем эфирсульфаты являются наиболее подвижными. Можно предполагать, что именно они в первую очередь и десорбируются в раствор.
Поглощение сульфатов органогенными горизонтами начинается с равновесных концентраций 0,25 и 0,25-0,5 ммоль экв/л в палевоподзолистой и торфянисто-подзолисто-глееватой почвах соответственно.
В палевоподзолистой почве для всех подгоризонтов подстилки кривые поглощения имеют L-форму, т.е. после первого участка с большим углом наклона начинается второй участок со значительно меньшим углом наклона, а в некоторых случаях - практически горизонтальный. Количество поглощенных сульфатов, соответствующее этому участку, можно рассматривать как «максимальную адсорбцию». Термин «адсорбция» в данном случае используется условно, поскольку действующие механизмы поглощения сульфатов не сводятся только к адсорбции и, тем более - к адсорбции на энергетически однородных центрах, как этого требует термодинамическое уравнение Ленгмюра.
Тем не менее, экспериментальные результаты, касающиеся поглощения сульфатов органогенными горизонтами палевоподзолистой почвы, хорошо описываются уравнением Ленгмюра, которое было применено в линейном виде: C/Q = l/(Qmax K) + (l/Qmax) C При графическом построении этой зависимости отрезок, отсекаемый на оси ординат, равен A = l/(Qmax K), а тангенс угла наклона прямой равен tg a = 1/Qmax. Это позволяет графически найти величины максимальной адсорбции и константы равновесия адсорбции К (Орлов, 1992).
Из таблицы 5 видно, что наибольшее значение «максимальной адсорбции» (31,2 ммоль экв/кг) свойственно подгоризонту L подстилки; эта величина несколько снижается в подгоризонте F - до 25,6 ммоль экв/кг и резко уменьшается (до 7,5 ммоль экв/кг) в нижней части подстилки - горизонте Н.
Таким образом, отдельные подгоризонты лесной подстилки в палевоподзолистой почве отчетливо дифференцированы по величине «максимальной адсорбции», и наименьшее ее значение наблюдается в горизонте Н палевоподзолистой почвы.
Можно предполагать, что в этот горизонт вмываются наиболее подвижные специфические и неспецифические органические кислоты из верхних подгоризонтов подстилок, которые занимают сорбционные центры и препятствуют, таким образом, поглощению сульфатов. Это предположение подтверждается экспериментальными данными Гобрана с соавторами (Gobran et al., 1998), которые показали, что в горизонтах Ah сподосолов анионы растворенных органических кислот конкурируют с сульфат-ионами за сорбционные центры, и наблюдается отрицательная корреляция между количеством поглощенных сульфатов и количеством поглощенного органического вещества. Близкие результаты приводятся в работе Корчесне с соавторами (Courchesne et al., 1995), которые также выявили, что специфические органические кислоты могут конкурировать с сульфат-ионом за сорбционные центры. Эванс (Evans, 1990) считает, что одним из возможных механизмов взаимодействия сульфат-иона с алифатическими кислотами в почвах является образование растворимых соединений типа:
В торфянисто-подзолисто-глееватой почве в органогенных горизонтах кривые поглощения сульфат-иона имеют более сложную форму, хотя на них тоже можно выделить выположенный участок в области средних концентраций. Возможно, уже при невысоких равновесных концентрациях сульфат-ион занимает определенные сорбционные центры, а при более высоких концентрациях имеет место другой механизм поглощения сульфатов. Поэтому кривые в целом не могут быть удовлетворительно описаны ни уравнением Фрейндлиха, ни уравнением Ленгмюра. Лучше всего (R2 = 0,92-0,95) экспериментальные результаты аппроксимируются эмпирическим уравнением прямой: где R - количество поглощенных сульфатов, m - наклон прямой, соответствующий коэффициенту распределения Kd по Эссингтону (Essington, 2004), Xi - равновесная концентрация, b - свободный член, соответствующий количеству сульфатов, которое почва отдает в раствор с равновесной концентрацией сульфатов, равной 0. Из таблицы 6 видно, что отдельные подгоризонты лесной подстилки в торфянисто-подзолисто-глееватой почве отчетливо не дифференцированы по величине коэффициента распределения, т.е. отношения концентрации вещества в фазе сорбента к концентрации его в водной фазе. В горизонте О он несколько выше, чем в нижележащих органогенных горизонтах исследуемой почвы. Расчетные величины параметра Ь, соответствующего количеству сульфатов, которое почва отдает в раствор с равновесной концентрацией сульфатов, равной 0, хорошо совпадают с экспериментальными данными (см. табл. 1 в приложении).
Из рисунка 10 и таблицы 1, представленной в приложении, видно, что во всем диапазоне равновесных концентраций, в котором осуществляется поглощение сульфат-иона, все органогенные горизонты торфянисто-подзолисто-глееватой почвы поглощают больше сульфатов, чем органогенные горизонты палевоподзолистой почвы.
Выявленные различия между органогенными горизонтами двух почв отчасти могут быть связаны с более низкими значениями рН в торфянисто-подзолисто-глееватой почве, а отчасти - с разным составом и строением растительных остатков и продуктов их разложения в органогенных горизонтах двух почв.
