Как убрать последствия эрозии: новая техника для спасения почвы и травы

Цель данной статьи — решить проблему эрозионных наносов, которые негативно влияют на качество залежной почвы, путем разработки нового типа сельскохозяйственной техники. Транспортируемые эрозионные наносы будут количественно оценены на местном уровне, чтобы оценить опасность их негативного воздействия на залежную почву и функциональность травяного покрова. Впоследствии будет предложен новый тип техники для восстановления эродированных наносов и сохранения залежной почвы.

На различных исследовательских участках залежных земель с разными методами управления (такими как биополосы, залуженные ложбины и залуженные водотоки) были обследованы сельскохозяйственные угодья, пострадавшие от эрозионных наносов, и спроектирована соответствующая техника для восстановления насаждений после эрозионных событий. Путем определения физико-механических свойств почвы, а также эродированных и отложенных наносов/коллювия были спроектированы форма, материал, способ крепления и сборка рабочего органа для соответствующего мобильного энергетического средства. Разработанный инструмент на основе плуго-транспортирующей системы с использованием трактора оснащен гибкими рабочими органами, которые отделяют эродированные наносы от поверхности залежных земель, перемещают их на короткое расстояние и накапливают в отведенном месте для облегчения последующего удаления с минимальным повреждением травянистой растительности. Расчетный объем эрозионного события составил 196,9 м³ (179,0 м³ на гектар), что соответствует 295 тоннам (268,5 т на гектар), отложенным с площади 90 гектаров. После этого была проведена оценка затрат на удаление эродированных наносов с помощью предложенной техники. Основываясь на полевом опыте, мы рассчитали, что 174 м³ за один моточас двигателя приводят к стоимости 0,22 евро за м³. Из проведенного эксперимента очевидно, что предложенная техника предлагает подходящее решение для локального удаления эродированных наносов, что предотвращает дальнейшую эрозию и последующее осаждение наносов в водоемах, где затраты на удаление наносов выше. Более того, мы доказали потенциальное негативное воздействие инвазивных видов растений, поскольку их семена сохранялись в наносах. В заключение можно с уверенностью утверждать, что предложенная сельскохозяйственная техника обеспечивает эффективное решение для перемещения эродированных наносов, которые впоследствии могут быть использованы для других целей и монетизированы. Это приводит к повышению рентабельности процесса удаления эрозионных наносов, который осуществляется уже у источника до их дальнейшей транспортировки в водные системы, где затраты на удаление значительно выше.

Европейский ландшафт значительно изменился под воздействием деятельности человека за последние несколько столетий и десятилетий [1,2]. Воздействия деятельности человека наиболее очевидны в интенсивно обрабатываемом сельскохозяйственном ландшафте, который в настоящее время покрывает приблизительно 50% территории государств Европейского Союза [3], а также доминирует на остальной части мира [4,5]. Негативные последствия традиционного сельскохозяйственного управления заметны не только в контексте глобального изменения климата, но и в контексте эрозии, которая влияет на деградацию земель и потерю естественного плодородия почвы [6,7,8]. Негативные эффекты традиционного сельскохозяйственного управления очевидны, особенно в Центральной и Восточной Европе с крупными полевыми массивами и фермерскими хозяйствами [9].

Наиболее значительными процессами деградации почвы являются водная и ветровая эрозия, потеря органического вещества, уплотнение почвы, загрязнение почвы, ограничение микробной активности в почвах, заболачивание почвы, ускоренный поверхностный сток воды и застроенные участки сельскохозяйственных земель [10,11,12]. Ущерб сельскохозяйственным землям также все чаще становится предметом судебных разбирательств, на основе которых определяются процедуры надлежащего управления и возможной реабилитации, рекультивации и ренатурализации. Эрозия почвы в первую очередь объясняется внедрением неподходящих агротехнических практик [13,14]. Изменения характеристик почвы и развития всего ландшафта также сильно зависят от климата и развития растительности [15,16,17]. Эрозия почвы преимущественно происходит на склоновых частях почвенных массивов из-за интенсивных осадков, ограниченного растительного покрова и посева неподходящих культур [4,18,19]. Эрозия почвы и количество наносов, отложенных за пределами исходной земли, необратимо ухудшают качество почвы [20,21]. Кроме того, с эрозионными наносами также транспортируются загрязнители из синтетических удобрений, тяжелых металлов и пестицидов, что может вызвать загрязнение соседних земель, эвтрофикацию воды и нарушение экосистем [22]. Факторы окружающей среды, такие как топография, эрозия под влиянием климата и скорость осаждения, влияют на качество почвы [19]. Анализ эрозии почвы является ключевым для выявления уязвимых зон и оценки количества эрозионных наносов. Таким образом, знание временного и пространственного распределения эрозии является основой для устойчивого управления ландшафтом и сохранения почв [23,24].

Эрозию почвы можно смягчить с помощью профилактических мер. Ветрозащитные полосы являются одним из таких методов. Их эффективность различна и зависит от состава деревьев, возраста деревьев и структуры ветрозащитной полосы [11,25,26]. Другим методом является защита почвы с помощью противоэрозионных агротехнических мероприятий, включая выбор подходящих культур с высоким почвенным покровом, биополосы, комбинацию агротехнических мер или облесение [8,19,27]. Научные исследования показывают, что почва, покрытая растительностью, оказывает значительное влияние на предотвращение эрозии почвы; существует сложная взаимосвязь между растительным покровом, снижением кинетической энергии дождевых капель и последующим улавливанием эрозионных наносов [28,29,30,31,32]. Растительность, особенно травянистые виды, улучшает осаждение наносов и стабилизирует слои наносов [30,33,34]. Многие научные статьи посвящены взаимосвязям между растительностью и эрозией или между эрозионными наносами в различных экосистемах, таких как прибрежные соленые марши [35], в зонах, подверженных приливам и с построенными дамбами [36,37,38,39], в прибрежных экосистемах [40,41,42,43,44], а также в экосистемах заброшенных полей на бедных и песчаных почвах [45].

Однако в большинстве случаев уже слишком поздно для установления профилактических мер, и, следовательно, части полевых массивов подвержены деградации земель и процессам эрозии почвы, что приводит к низкому плодородию. С другой стороны, сельскохозяйственные земли также подвергаются опасности из-за транспортировки и осаждения эрозионных наносов на нижних отметках под эрозионно-опасными полями [19]. Наносы имеют широкий спектр негативных воздействий на микроместообитания. Неоспоримо, что эрозионное событие очень быстро меняет почвенные условия на эродированных поверхностях, а также на землях, где оседают эрозионные наносы, т.е. на залежах и других противоэрозионных элементах. Как только происходит эрозионное событие, из-за осаждения эрозионного остатка изменяются физические свойства почвы и, прежде всего, свойства пораженной залежи; вместе с эродированными наносами на территорию залежи попадают семена неместных, инвазивных, а также обычных устойчивых растений. Более того, наносы играют значительную роль в транспортировке неофитов, которые могут перемещаться на относительно большие расстояния, если условия склона благоприятны. Неофиты представляют серьезную угрозу для местных экосистем и агроэкосистем в первую очередь из-за высокой толерантности к температурным экстремумам, засолению и условиям затопления, легкого распространения и приобретения доминирования в экосистемах [46,47,48,49,50].

Чтобы предотвратить негативные последствия эрозии, необходимо внедрять последующие меры и перемещать эрозионные наносы после отдельных событий до того, как будут установлены долгосрочные меры. Однако подходящая сельскохозяйственная техника, которая позволила бы удалять, а затем рекультивировать и ренатурировать эрозионные наносы, обеспечивая функциональность травяного покрова залежи, еще не была разработана [51]. В прошлом иногда использовались тракторные экскаваторы-погрузчики с фронтальными отвалами, но они непригодны для участков, покрытых травой. Другие машины, такие как ландшафтные грабли или автогрейдеры, не соответствуют требованиям по удалению наносов из густого травяного покрова без причинения ущерба. В то же время необходимо оценить эрозионное событие с точки зрения перемещения неофитов и их распространения в перемещенной почве с точки зрения возможных быстрых изменений разнообразия растений. Поэтому конкретными целями данной статьи являются: (i) оценить конкретное эрозионное событие на выбранном участке в сельскохозяйственном ландшафте; (ii) определить реакцию видов растений залуженной залежи на слой эрозионных наносов после текущего эрозионного события в сельскохозяйственном ландшафте; и (iii) создать прототип сельскохозяйственной машины, который будет пригоден для перемещения эрозионных наносов и ренатурации микроместообитаний.

2.1. Район исследования

Эрозионное событие было оценено на полевом массиве, расположенном в кадастровой территории Желетице, недалеко от Кийова, в юго-восточной части Моравии, Чешская Республика (GPS 49.0148436 N, 16.9922917 E; Рисунок 1). Более широкий район характеризуется мягким теплым летним климатом согласно климатической классификации Кёппена [52] и относится к теплому региону согласно детальной классификации Квитта [53]. Среднегодовое количество осадков в более широком районе составляет всего около 509 мм, а среднегодовая температура колеблется около 9,2 °C. Продолжительность вегетационного периода достигает 170 дней, с самой высокой средней температурой в июле (19,3 °C) и самым высоким средним количеством осадков также в июле (66 мм). Самая низкая средняя температура была зафиксирована в январе (−1,9 °C), а самое низкое среднее количество осадков — в ноябре (9,1 мм). Снежный покров держится в этом районе около 37 дней. Подпочва в этих местах состоит в основном из лесса, в то время как почва в основном представляет собой флювисоль глинистую на аллювиальных отложениях и коллювии с переменным слоем органических компонентов.

Рисунок 1. Локализация района исследования (▲) с детальным описанием места исследования (правая сторона), где оценивается эрозионный риск в тоннах эродированной почвы на гектар в год и обозначен цветовой гаммой от белого (0–5 т га⁻¹ год⁻¹) до фиолетового (˃30 т га⁻¹ год⁻¹).

Эрозионное событие было оценено для более широкой территории около 90 гектаров при традиционном сельскохозяйственном управлении. Территория была засеяна рапсом обыкновенным (Brassica napus Napus Group). Интенсивность эрозии в исследуемом районе прогнозируется в тоннах на гектар в год и обозначена цветовой гаммой от белого (самый низкий риск, 0–5 т га⁻¹ год⁻¹) до фиолетового (˃30 т га⁻¹ год⁻¹). Эродированные наносы накапливаются в самой низкой части на юге участка площадью около 11 000 м², границы которого обозначены красным (Рисунок 1). Средняя высота в зоне с эродированными наносами составляет около 186 м над уровнем моря. Пахотная земля на участке с эродированными наносами была засеяна многолетней травосмесью (6600 м²) и биополосой площадью 4400 м².

2.2. Оценка эрозионного события

Количество эродированных наносов было оценено с помощью беспилотного летательного аппарата (БПЛА). На первом этапе в исследуемой зоне были установлены семь наземных контрольных точек с использованием устройства Trimble R2, принимающего сигналы Глобальной навигационной спутниковой системы. Координаты собирались по осям X, Y и Z, где Z представляет высоту в Балтийской системе отсчета. Геодезический набор данных и данные о высоте были использованы для определения геометрии и геопривязки актуальной ортофотокарты (обработанной на основе изображений БПЛА) и цифровой модели поверхности (ЦМП), а также для более эффективной комбинации аэрофотоснимков.

На втором этапе исследуемая зона была отсканирована с помощью БПЛА DJI Phantom 4 PRO+ V2.0, оснащенного барометрическим датчиком для измерения высоты полета и GPS-компасом. Камера была установлена на карданном подвесе для лучшей стабилизации изображения и могла делать высококачественные снимки (20MP Raw и JPG изображения). Детальная документация с площади 11 000 м² была выполнена с помощью автономного полета с высоты 30 м над уровнем земли. Минимальное перекрытие изображений составляло не менее 60–80% для высококачественной цифровой модели земли, которая была записана с 1685 изображений во время 68-минутного полета.

С помощью фотограмметрии и метода Structure from Motion (SfM) набор неупорядоченных и различных перекрывающихся изображений был обработан, а затем реконструирован в трехмерные модели, по которым впоследствии были измерены параметры эрозионных борозд (глубина, ширина, длина), а объем удаленной почвы был определен с помощью построенной 3D-модели поверхности до эрозионного события. Изображения были обработаны методом SfM с использованием программного обеспечения Agisoft PhotoScan Professional (версия 1.2.4.2399.). Программа идентифицирует положения, направления и наклоны камеры, установленной на дроне. Выходные данные в формате ASCII или в виде точечного слоя с XYZ координатами были дополнительно обработаны в программном обеспечении ArcMap. На основе дифференциального анализа наблюдаемой цифровой модели поверхности и созданной теоретической исходной поверхности был определен объем эрозии для контролируемой части склона. Для возможности калибровки полученных данных, отсканированных с использованием БПЛА, профили эрозионных борозд были измерены с помощью эродометра (эрозионного моста; подробная методология приведена в [54]). Прочность эрозионных наносов, отложенных в исследуемой зоне залежи, была измерена с использованием педологических щупов, которые были интегрированы в участки для фитоценологических релеве.

Эрозионное событие явилось результатом сильных осадков с 20 августа 2022 г. (0:00) по 21 августа 2022 г. (17:00), когда сумма осадков составила 27,01 мм, а максимальное количество осадков в час составило 11,95 мм. Оценка и мониторинг эрозионного события были проведены 27 августа 2022 г.

2.3. Оценка растительности

Контролируемые участки расположены на традиционно обрабатываемых сельскохозяйственных землях. Рапс был посеян в августе 2022 г. и убран в июне 2023 г. на почвенном массиве, который был источником эрозионных наносов. Во время эрозионного события поле было засеяно рапсом, но семена еще не проросли, поэтому поле не было покрыто никаким растительным покровом.

Местонахождение, где осели эродированные наносы (11 000 м²), было засеяно вышеупомянутой клеверной смесью, состоящей из Festuca pratensis (15%), Arrhenatherum alatius (5%), Phleum pratense (3%), Poa pratensis (10%), Festuca rubra (10%), Medicago sativa (15%), Anthyllis vulneraria (5%), Trifolium incarnatum (7%), Trifolium pratense (10%), Lotus corniculatus (5%) и Trifolium repens (15%). Клеверо-злаковая смесь была посеяна в марте 2020 г. Клеверо-злаковая смесь убиралась дважды в течение предыдущего вегетационного сезона.

Оценка растительности была проведена в октябре 2022 г. на участках, пораженных отложением эрозионных наносов. Всего было зарегистрировано 20 фитоценологических площадок (релеве). Площадь каждого релеве составляла 20 м² (4 × 5 м). Проективное покрытие всех зарегистрированных видов было оценено в процентах. Научные названия растений были использованы согласно [55]. Кроме того, площадь и толщина эрозионных наносов были оценены в процентах и сантиметрах соответственно. На каждом из релеве было проведено в среднем четыре измерения. Виды растений были классифицированы на четыре функциональные группы (Таблица 1): однодольные или двудольные, однолетние или многолетние, согласно [56]. Информация о местном или чужеродном происхождении видов в Чешской Республике соответствует [57].

Таблица 1. Группы таксонов растений согласно анализу RDA.

Многомерный анализ экологических данных был применен к выборочным данным (видовой состав и характеристики эрозионных наносов). Мы использовали модель линейной регрессии, чтобы найти взаимосвязи между площадью наносов на участке (%) и глубиной наносов (см) в отношении проективного покрытия групп растений (однолетние двудольные, однолетние однодольные, многолетние двудольные, многолетние однодольные). Был проведен сегментный анализ DCA (Detrended Correspondence Analysis), который вычисляет длину самого длинного градиента (он указывает на длину градиента 2,9 единиц SD вдоль первой оси). Следовательно, дополнительная обработка с помощью канонического корреспондентного анализа (CCA) была признана более подходящей. Статистическая значимость влияния эрозионных наносов на видовой состав была проверена с помощью теста Монте-Карло (рассчитано 999 перестановок). Необходимые расчеты были выполнены с использованием компьютерной программы Canoco 5.0.

2.4. Разработка подходящей технологии для перемещения эрозионных наносов

В рамках выбранных исследуемых зон залежей с различными методами управления (биополосы, залуженные ложбины, залуженные водотоки) были проанализированы сельскохозяйственные земли, поврежденные эродированными наносами, и предложена подходящая конструкция техники для восстановления насаждений после эрозионных событий. На основе идентификации физико-механических свойств эродированной и отложенной почвы/коллювия были спроектированы форма, материал, способ крепления и агрегатирования рабочего органа к соответствующему мобильному энергетическому средству. Разработанный инструмент был основан на плуго-транспортирующей системе с использованием трактора, состоящей из гибких рабочих органов, отделяющих (срезающих) почву эродированных наносов от поверхности залежных земель, перемещающих ее на более короткое расстояние и затем накапливающих в выбранном месте с целью последующего удаления и минимального повреждения травянистой растительности.

Следующие соотношения были использованы для определения основных технических параметров отвала и производительности трактора с разработанным инструментом:

Рабочий орган состоит из гибкой стандартной пружины с лемехами:

Стандартная пружина радиус r:

где H — высота стандартной пружины с лемехом; предполагается 0,5–0,7 м.

Конструкция крепления предполагаемого инструмента должна позволять изменять угол резания и наклона — с помощью гидравлических, правильно подключенных контуров — с учетом связности и структуры почвы. Функциональность инструмента будет зависеть от предела пластичности (Wp) и сцепления почвы, что отрицательно влияет на сопротивление инструмента и, следовательно, на качество работы.

Ширина инструмента (рядов стандартных пружин) должна быть на 200–300 мм больше ширины шасси буксируемого мобильного энергетического средства. Ширина одной части стандартной пружины составляет приблизительно 100 мм. Размещение стандартных пружин на раме должно обеспечивать минимальный проход и возможность резания — 20 мм (между отдельными стандартными пружинами должен быть создан зазор в 20 мм). Стандартный материал будет состоять из полосовой пружинной стали, что помогает преодолевать сопротивление при резании, сдвиге и трении почвы без изменения формы инструмента.

Тяговая сила мобильного энергетического средства Ft должна покрывать общее рабочее сопротивление системы трактор-разрабатываемый инструмент, т.е. все частичные сопротивления.

где:

Ri — общее рабочее сопротивление системы;

Rp — сопротивление движению мобильного энергетического средства;

Rsc — сопротивление резанию почвы;

Rh — сопротивление трения почвенной призмы о землю;

Rrb — сопротивление трению почвы о лемех.

Из рассчитанных значений можно определить тяговую мощность мобильного энергетического средства, используя соотношение:

где:

Pt — тяговая мощность трактора (кВт);

Ft — тяговое усилие (Н);

Vp — скорость движения трактора в м·с⁻¹.

На практике тракторный агрегат редко нагружается простым тяговым усилием; в основном он состоит из навесной машины, соединенной с трактором с помощью трехточечной навески.

Затраты на эксплуатацию машины были рассчитаны на основе нормального использования аналогичного оборудования в комбинации с трактором. На данном этапе это оценка, так как цена прототипа при производстве не была четко определена. Поэтому для приблизительного расчета затрат без учета цены покупки на моточас используется простой расчет.

где:

Nb — эксплуатационные затраты машины;

Nm — затраты на оплату труда;

Ne — затраты на топливо и моторные масла;

No — затраты на ремонт.

Объем удаления наносов был рассчитан для машины по формуле:

где:

Wsk — объем удаления наносов;

v — объем собранной почвы (м³);

tv — использование времени в процентах;

ts — общее время 1 рабочего цикла в часах;

k2 — коэффициент разрыхления почвы.

3.1. Оценка эрозионных событий с целью количественного определения количества транспортированных эрозионных наносов

В результате аккумуляции эродированных наносов в исследуемом месте было зафиксировано снижение общей естественной продукционной способности почвы. Плодородие коллювиев значительно нарушается из-за накопления на ранее сформированных горизонтах, часто значительной толщины. Если эрозионные наносы, смытые с поверхностей, или почвенные горизонты, деградировавшие в результате более ранних процессов, также бесплодны.

На основе дифференциального анализа целевой цифровой модели поверхности и созданной теоретической исходной поверхности объем эрозии был определен как 179,0 м³ га⁻¹ для контролируемой части склона выше зоны аккумуляции площадью 1,1 га. Таким образом, общее количество эродированных наносов составило 196,9 м³. Для возможности калибровки полученных данных, отсканированных с помощью беспилотного дрона, профили эрозионных борозд были получены с использованием эродометра (эрозионного моста).

В эрозионных бороздах и значительных промоинах средняя высота почвенного горизонта составила 1,78 см. Глубина наиболее выраженных эрозионных борозд достигала 26,4 см, а максимальная ширина эрозионных рытвин превышала 76 см. При объемной массе 1,5 т м⁻³ с одного гектара было удалено 268,5 тонн материала. Следовательно, общее количество для площади с накопленными эродированными наносами (1,1 га) составило 295 тонн. Полученное значение определенного объема эродированного материала не включает вклад поверхностной эрозии, который не может быть зарегистрирован и измерен используемыми методами.

3.2. Рабочий орган для удаления эродированных наносов

На основе верификации и валидации рабочего органа была создана и оценена концепция.

Рабочий орган состоит из гибкой стандартной пружины с лемехами (Рисунок 2), где мы предлагаем следующее:

Рисунок 2. Рабочий орган лемеха (ряд стандартных пружин) и его параметры. r — радиус стандартной пружины, H — высота стандартной пружины с рабочим лемехом; предполагается 0,5–0,7 м, угол наклона β (45–65°), угол резания γ (45–55°).

- Высота стандартной пружины с лемехом H = 0,7 м;

- Угол наклона β = 65°;

- Угол резания γ = 55°;

- Материал стандартной пружины с лемехом — катаная сталь толщиной 0,015 м и шириной 0,10 м.

Рисунок 3. Схема вновь разработанного инструмента для удаления эрозионных наносов с травянистых насаждений.

Мощность мобильного энергетического средства — мин. 50 кВт. Для крепления отдельных рабочих органов была использована несущая рама машины Herkules Plus PB 1–250 (Рисунок 3), которая имеет следующие технические данные:

- Вес 800 кг;

- Рабочая ширина 2,0 м;

- Транспортная ширина 2,5 м;

- Боковой наклон + 0,2 м;

- Крепление (агрегатирование) через стандартную трехточечную навеску и использование стандартных гидравлических систем сельскохозяйственных тракторов.

3.3. Объем выполненной работы и затраты

Производительность машины была оценена на основе собранных эрозионных наносов и расчета. Расчет основан на предположении идеальных условий. Машина двигалась со средней скоростью 7 км в час во время перемещения. При рабочей ширине 2,0 м машина может обрабатывать один слой эрозионного материала со скоростью 1,4 га·ч⁻¹. При оптимальной настройке срезающего слоя машины производительность мобильной машины в сочетании с инструментом для удаления наносов составляет 174 м³ на моточас. Затраты на агрегат составили 38 евро в час (затраты на оплату труда 17 евро, затраты на топливо и моторные масла 16 евро, затраты на ремонт 5 евро). Машина может перемещать один кубический метр наносов по цене 0,22 евро. Это затраты на предоставление услуги.

3.4. Влияние эрозионных наносов на состав растительности

Всего на контролируемых фитосоциологических площадках (релеве; PR) после эрозионного события было обнаружено 54 таксона растений. Многолетний злак Arrhenatherum elatius был наиболее доминирующим видом на исследуемых участках. Кроме того, значительно были представлены многолетние двудольные травы. Общее количество таксонов (в основном видов) в определенных группах составляет 21 для однолетних двудольных растений, 4 для однолетних однодольных растений, 24 для многолетних двудольных растений и 5 для многолетних однодольных растений. Инвазивные виды растений были обнаружены на исследуемых территориях (Amaranthus retroflexus, Arrhenatherum elatius, Cirsium arvense, Conyza canadensis, Echinochloa crus-galli, Erigeron annuus, Panicum miliaceum, Portulaca oleracea, Setaria pumila и Symphyotrichum novi-belgii).

Положительная взаимосвязь была обнаружена для проективного покрытия однолетних двудольных, которое значительно увеличивалось с увеличением площади наносов и глубины наносов на участках (R²adj = 0,577, F₁,₁₈ = 26,9, p < 0,001, и R²adj = 0,378, F₁,₁₈ = 12,6, p < 0,01, соответственно). Отрицательная взаимосвязь была обнаружена в случае многолетних однодольных, где проективное покрытие растений значительно снижалось с увеличением площади и глубины наносов (R²adj = 0,657, F₁,₁₈ = 37,4, p < 0,001, и R²adj = 0,546, F₁,₁₈ = 23,9, p < 0,001, соответственно). Проективное покрытие однолетних однодольных и многолетних двудольных не зависело от площади или глубины наносов (Рисунок 4 и Рисунок 5).

Рисунок 4. Зависимость проективного покрытия групп растений от площади эрозионных наносов, накопленных на участке. Линии линейной регрессии показаны в случае значимой взаимосвязи.

Рисунок 5. Зависимость проективного покрытия групп растений от глубины эрозионных наносов, накопленных на участке. Линии линейной регрессии показаны в случае значимой взаимосвязи.

Результаты CCA, который был использован для оценки присутствия и проективного покрытия таксонов растений, а также площади и толщины эрозионных наносов, были значимыми при уровне значимости α = 0,001 для всех канонических осей. Графическое представление результатов CCA представлено на Рисунке 6. На основе CCA обнаруженные таксоны растений можно разделить на три группы. Виды были разделены в соответствии с их отношением к площади, толщине эрозионных наносов и инвазивному статусу таксонов.

Рисунок 6. Взаимосвязи зарегистрированных таксонов растений и характеристик эрозионных наносов (результат анализа RDA; общая объясненная изменчивость = 24,1%, F-отношение = 2,3, p-значение = 0,002). Легенда: Sedim% — площадь эрозионных наносов; SedimCm — толщина эрозионных наносов. Виды с инвазивным статусом отмечены красным, виды со статусом случайного заноса отмечены желтым, виды со статусом натурализовавшихся отмечены коричневым, виды с местным статусом отмечены зеленым.

Эрозия почвы является одним из основных факторов деградации сельскохозяйственных земель в интенсивно управляемых сельскохозяйственных ландшафтах [58,59,60]. Процессы деградации почвы связаны с основными факторами эрозии, а именно водой, ветром, обработкой почвы и уборкой урожая, причем часто встречается совместное возникновение нескольких различных процессов [58]. Все эти факторы подвержены влиянию неподходящих методов ведения сельского хозяйства [10,59,61]. В целом, около 110 миллионов гектаров в Европейском Союзе покрыто сельскохозяйственными землями, из которых 43 миллиона гектаров подвержены одному фактору эрозии, 15,6 миллиона гектаров — двум факторам, а 0,81 миллиона гектаров — трем или более факторам [58]. Средняя скорость потери почвы из-за плоскостной и струйчатой эрозии в Европе составляет 2,46 Мг га⁻¹ год⁻¹ [10]. В то же время, в глобальном масштабе, 75 миллиардов тонн пахотной почвы теряется во всем мире из-за эрозии ветром и водой, а также из-за сельскохозяйственной деятельности [59].

На местном уровне эрозионное событие, происходящее во время сильных дождей, может вызвать потерю почвы в сотни тонн с участков относительно небольших полевых массивов. Это было также характерно для проанализированной нами территории — где объем эрозионного события был определен как 196,9 м³ (179,0 м³ га⁻¹), что соответствует 295 тоннам (268,5 м³ га⁻¹) перенесенного почвенного материала, перемещенного водной эрозией с более широкой территории около 90 гектаров. После пересчета количество эрозии составило около 3,3 т га⁻¹ за одно эрозионное событие в течение нескольких дней. Для сравнения, рекомендуемый устойчивый порог составляет 2 т га⁻¹ год⁻¹. Однако более 25% земель ЕС имеют скорость эрозии, превышающую рекомендуемый устойчивый порог, а более 6% сельскохозяйственных земель страдают от сильной эрозии (11 т га⁻¹ год⁻¹) [62]. Эти эрозионные события и потери почвы связаны с огромными затратами на удаление наносов, если эрозионные события не смягчаются эффективно с помощью профилактических мер.

Одни значительные затраты, связанные с эрозией почвы, возникают из-за наносов, попадающих в водные системы (например, реки, озера и моря), что может привести к широкому спектру экологических и экономических последствий [60]. Например, оценки во Франции предполагают, что общие поддающиеся количественной оценке внешние затраты на эрозию почвы составляют около 800–4300 евро га⁻¹ год⁻¹ обрабатываемой земли [63]. Что касается ЕС (включая Великобританию), затраты на примерно 135 миллионов м³ накопленных наносов из-за водной эрозии, вероятно, превысят 2,3 миллиарда евро ежегодно [60]. Напротив, наше предложенное решение состоит из вновь разработанного рабочего органа для удаления эродированных наносов непосредственно с места, где они были отложены эрозионным событием, до того, как они достигнут водных систем. Таким образом, можно использовать эродированные наносы повторно. Мы рассчитали, что затраты на перемещение и складирование наносов составляют около 0,22 евро за м⁻³. Однако сырой почвенный материал может быть повторно использован для различных целей, потенциально принося доход от продажи наносов. Ограничения в этом контексте включают более медленный рабочий темп, при этом расчетная норма работы составляет 174 м³ на моточас. Однако эта сниженная производительность компенсируется более тщательным и точным подходом к обрабатываемой площади. Тем не менее, мы продемонстрировали, что эродированные наносы должны рассматриваться как источник инвазивных видов растений, что снижает экологический потенциал для их возможной монетизации. Состав естественной флоры и фауны постоянно меняется: виды расселяются и поселяются на новых территориях, в то время как на других территориях они вымирают. Деятельность человека часто нарушает эти процессы и вызывает быстрые и существенные изменения видового состава [64]. Деятельность человека может привести к эрозионному событию на пахотных землях и последующему осаждению части эрозионных наносов. В год эрозионного события растительность реагирует на отложение эрозионных наносов изменением видового состава и проективного покрытия. С увеличением характеристик эрозионных наносов покрытие многолетних однодольных видов уменьшается, и, напротив, покрытие однолетних двудольных видов увеличивается. Представленность многолетних двудольных аналогична, но происходит изменение видового состава. Некоторые виды, считающиеся инвазивными (Amaranthus retroflexus, Cirsium arvense и Symphyotrichum novi-belgii), легче закрепляются на участках с осевшими эрозионными наносами. Также есть виды, которые, как можно предполагать, были смыты с окружающих полей и были частью эрозионных наносов. К ним относятся Brassica napus, Datura stramonium, Lycopsis arvensis, Panicum miliaceum, Stellaria media и Viola arvensis. Согласно [65], до 13 000 семян сорняков присутствуют на 1 м² пахотной почвы на глубине до 5 см. Как они дополнительно указывают, виды растений, присутствующие в банке семян в почве, не коррелируют с присутствием видов в растительности. На участках с осевшими наносами также лучше закрепляются виды, распространяемые ветром (Crepis tectorum, Lactuca serriola и Taraxacum sect. Taraxacum). Напротив, ряд видов отступил под влиянием отложенных эрозионных наносов. Это были в основном злаки Arrhenatherum elatius, Dactylis glomerata, Echinochloa crus-galli, Festuca rubra, Lolium perenne и Setaria pumila. Снижение покрытия было также заметно у многолетних двудольных трав, которые ценны как кормовые (Achillea millefolium, Cichorium intybus, Daucus carota, Plantago major и Trifolium pratense). Но даже некоторые многолетние двудольные травы, которые нежелательны в кормовых травостоях, отреагировали снижением покрытия и частоты встречаемости (Artemisia vulgaris, Carduus acanthoides, Conyza canadensis, Convolvulus arvensis, Galium album, Reseda lutea, Silene latifolia и Stellaria graminea). Управление сельскохозяйственным ландшафтом вызывает несколько проблем, таких как ускоренная эрозия пахотных земель и связанное с этим отложение эрозионных наносов.

В результате растительность подвергается новому нарушению, на которое она реагирует изменением видового состава, но остаются вопросы: каковы долгосрочные последствия отложенных эрозионных наносов и как их можно удалить? Какие стратегии могут быть использованы для решения такой ситуации? В связи с обеспечением функциональности залежных трав как противоэрозионной меры необходимо минимизировать риск влияния эрозионных наносов и реабилитировать, рекультивировать, а затем ренатурировать поврежденные земли с использованием подходящих методов и процедур, учитывая требования подходящего травяного покрова.

Наконец, мы указываем на общую необходимость пересмотреть стратегии смягчения последствий для устойчивых сельскохозяйственных ландшафтов в Западной Европе [66] и в других регионах, подверженных риску эрозионных событий. Чтобы смягчить последствия эрозии почвы, Общая сельскохозяйственная политика Европейского Союза ввела природоохранные меры, которые сокращают потери почвы из-за водной эрозии на 20% на пахотных землях [10]. Однако решения должны быть внедрены на малых фермах, где их можно использовать в дополнение к природоохранным мерам и с предложенной сельскохозяйственной техникой. Регулярное обслуживание залуженных почв, проводимое таким образом после эрозионных событий, позволяет использовать их на практике с методами точного земледелия, направленными на поддержание биоразнообразия агроэкосистем.

Эрозия почвы представляет угрозу для сельскохозяйственных земель по всей Европе. Это одна из основных проблем для сельскохозяйственных менеджеров крупных ферм, но также и для мелких землевладельцев с ограниченными возможностями борьбы с отдельными эрозионными событиями. Как мы доказали, пагубные последствия эрозии выходят за рамки простой транспортировки эродированных наносов. Нарушение растительных сообществ в зонах, пострадавших от эрозии, также может способствовать распространению семян инвазивных видов и последующему заражению инвазивными растениями. Следовательно, мы спроектировали и проверили сельскохозяйственную машину, специально предназначенную для эффективного удаления эродированных наносов с пораженной территории. Это решение позволяет легко транспортировать их в зонах, где эрозию почвы нельзя предотвратить с помощью других мер смягчения последствий. Более того, затраты на сельскохозяйственные работы, связанные с удалением наносов, могут быть компенсированы в соответствии с биоэкономическими принципами путем использования удаленного материала в качестве субстрата в сельском и лесном хозяйстве или для других целей, что особенно ключевое значение имеет для мелких землевладельцев. Это также обеспечит циркулярный возврат материала. В будущем целью исследования является проверка машины в различных климатических условиях и на различных типах почв. Больше фотографий и графиков к статье можно найти в Дополнительных материалах.

Следующие дополнительные материалы можно загрузить по адресу: https://www.mdpi.com/article/10.3390/agriculture15030250/s1, Рисунок S1: изображение территории до эрозионного события. Рисунок S2: изображение территории после эрозионного события и эродированных участков. Рисунок S3: сканирование поверхности источника эрозии. Рисунок S4: деталь территории после эрозионного события. Рисунок S5: слой накопленных наносов на исследуемом участке. Рисунок S6: локализация поперечных профилей на фрагменте ортофотокарты. Рисунок S7: поперечный профиль A–A’. Рисунок S8: поперечный профиль B–B’. Рисунок S9: поперечный профиль C–C’. Рисунок S10: поперечный профиль D–D’. Рисунок S11: трактор Zetor Proxima 7441 и разработанный прототип машины для удаления эродированных наносов с залежи. Рисунок S12: трактор Zetor Proxima 7441 и разработанный прототип машины для удаления эродированных наносов с залежи в работе. Рисунок S13: территория после удаления наносов.

1.    Levers, C.; Butsic, V.; Verburg, P.H.; Müller, D.; Kuemmerle, T. Drivers of Changes in Agricultural Intensity in Europe. Land Use Policy 2016, 58, 380–393. [Google Scholar] [CrossRef]

2.    Malek, Ž.; Verburg, P.H.; R Geijzendorffer, I.; Bondeau, A.; Cramer, W. Global Change Effects on Land Management in the Mediterranean Region. Glob. Environ. Chang. 2018, 50, 238–254. [Google Scholar] [CrossRef]

3.    Groeneveld, A.N.; Peerlings, J.H.M.; Bakker, M.M.; Polman, N.B.P.; Heijman, W.J.M. Effects on Participation and Biodiversity of Reforming the Implementation of Agri-Environmental Schemes in the Netherlands. Ecol. Complex. 2019, 40, 100726. [Google Scholar] [CrossRef]

4.    Stoate, C.; Boatman, N.D.; Borralho, R.J.; Carvalho, C.R.; De Snoo, G.R.; Eden, P. Ecological Impacts of Arable Intensification in Europe. J. Environ. Manag. 2001, 63, 337–365. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

5.    Tanentzap, A.J.; Lamb, A.; Walker, S.; Farmer, A. Resolving Conflicts between Agriculture and the Natural Environment. PLoS Biol. 2015, 13, e1002242. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

6.    Kleijn, D.; Kohler, F.; Báldi, A.; Batáry, P.; Concepción, E.D.; Clough, Y.; Díaz, M.; Gabriel, D.; Holzschuh, A.; Knop, E.; et al. On the Relationship between Farmland Biodiversity and Land-Use Intensity in Europe. Proc. R. Soc. B Biol. Sci. 2012, 276, 903–909. [Google Scholar] [CrossRef]

7.    Maia, A.G.; Miyamoto, B.C.B.; Garcia, J.R. Climate Change and Agriculture: Do Environmental Preservation and Ecosystem Services Matter? Ecol. Econ. 2018, 152, 27–39. [Google Scholar] [CrossRef]

8.    Marada, P.; Cukor, J.; Kuběnka, M.; Linda, R.; Vacek, Z.; Vacek, S. New Agri-Environmental Measures Have a Direct Effect on Wildlife and Economy on Conventional Agricultural Land. PeerJ 2023, 11, e15000. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

9.    European Communities. Wind Erosion: Average Field Size in Ha; European Communities: Ispra, Italy, 2008. [Google Scholar]

10. Panagos, P.; Imeson, A.; Meusburger, K.; Borrelli, P.; Poesen, J.; Alewell, C. Soil Conservation in Europe: Wish or Reality? Land. Degrad. Dev. 2016, 27, 1547–1551. [Google Scholar] [CrossRef]

11. Vacek, Z.; Řeháček, D.; Cukor, J.; Vacek, S.; Khel, T.; Sharma, R.P.; Kučera, J.; Král, J.; Papaj, V. Windbreak Efficiency in Agricultural Landscape of the Central Europe: Multiple Approaches to Wind Erosion Control. Environ. Manag. 2018, 62, 942–954. [Google Scholar] [CrossRef]

12. Kertész, Á.; Nagy, L.A.; Balázs, B. Effect of Land Use Change on Ecosystem Services in Lake Balaton Catchment. Land Use Policy 2019, 80, 430–438. [Google Scholar] [CrossRef]

13. Irvem, A.; Topaloǧlu, F.; Uygur, V. Estimating Spatial Distribution of Soil Loss over Seyhan River Basin in Turkey. J. Hydrol. 2007, 336, 30–37. [Google Scholar] [CrossRef]

14. Hessel, R.; Jetten, V. Suitability of Transport Equations in Modelling Soil Erosion for a Small Loess Plateau Catchment. Eng. Geol. 2007, 91, 56–71. [Google Scholar] [CrossRef]

15. Kosmas, C.; Danalatos, N.; Cammeraat, L.H.; Chabart, M.; Diamantopoulos, J.; Farand, R.; Gutierrez, L.; Jacob, A.; Marques, H.; Martinez-Fernandez, J.; et al. The Effect of Land Use on Runoff and Soil Erosion Rates under Mediterranean Conditions. Catena 1997, 29, 45–59. [Google Scholar] [CrossRef]

16. Marston, R.A. Geomorphology and Vegetation on Hillslopes: Interactions, Dependencies, and Feedback Loops. Geomorphology 2010, 116, 206–217. [Google Scholar] [CrossRef]

17. Cogez, A.; Meynadier, L.; Allègre, C.; Limmois, D.; Herman, F.; Gaillardet, J. Constraints on the Role of Tectonic and Climate on Erosion Revealed by Two Time Series Analysis of Marine Cores around New Zealand. Earth Planet. Sci. Lett. 2015, 410, 174–185. [Google Scholar] [CrossRef]

18. Vrieling, A.; de Jong, S.M.; Sterk, G.; Rodrigues, S.C. Timing of Erosion and Satellite Data: A Multi-Resolution Approach to Soil Erosion Risk Mapping. Int. J. Appl. Earth Obs. Geoinf. 2008, 10, 267–281. [Google Scholar] [CrossRef]

19. van Leeuwen, C.C.E.; Cammeraat, E.L.H.; de Vente, J.; Boix-Fayos, C. The Evolution of Soil Conservation Policies Targeting Land Abandonment and Soil Erosion in Spain: A Review. Land Use Policy 2019, 83, 174–186. [Google Scholar] [CrossRef]

20. Tripathi, M.P.; Panda, R.K.; Raghuwanshi, N.S. Identification and Prioritisation of Critical Sub-Watersheds for Soil Conservation Management Using the SWAT Model. Biosyst. Eng. 2003, 85, 365–379. [Google Scholar] [CrossRef]

21. Sutherland, R.A.; Ziegler, A.D. Effectiveness of Coir-Based Rolled Erosion Control Systems in Reducing Sediment Transport from Hillslopes. Appl. Geogr. 2007, 27, 150–164. [Google Scholar] [CrossRef]

22. Wilson, G.V.; Cullum, R.F.; Römkens, M.J.M. Ephemeral Gully Erosion by Preferential Flow through a Discontinuous Soil-Pipe. Catena 2008, 73, 98–106. [Google Scholar] [CrossRef]

23. Renard, K.; Foster, G.; Weesies, G.; McCool, D.; Yoder, D. Predicting Soil Erosion by Water: A Guide to Conservation Planning with the Revised Universal Soil Loss Equation (RUSLE); Agricultural Handbook 1997, No. 703; IAHS Publications: Wallingford, UK, 1997. [Google Scholar]

24. Nyakatawa, E.Z.; Jakkula, V.; Reddy, K.C.; Lemunyon, J.L.; Norris, B.E. Soil Erosion Estimation in Conservation Tillage Systems with Poultry Litter Application Using RUSLE 2.0 Model. Soil Tillage Res. 2007, 94, 410–419. [Google Scholar] [CrossRef]

25. Lee, K.H.; Ehsani, R.; Castle, W.S. A Laser Scanning System for Estimating Wind Velocity Reduction through Tree Windbreaks. Comput. Electron. Agric. 2010, 73, 1–6. [Google Scholar] [CrossRef]

26. Reháček, D.; Khel, T.; Kučera, J.; Vopravil, J.; Petera, M. Effect of Windbreaks on Wind Speed Reduction and Soil Protection against Wind Erosion. Soil Water Res. 2017, 12, 128–135. [Google Scholar] [CrossRef]

27. Cukor, J.; Vacek, Z.; Vacek, S.; Linda, R.; Podrázský, V. Biomass Productivity, Forest Stability, Carbon Balance, and Soil Transformation of Agricultural Land Afforestation: A Case Study of Suitability of Native Tree Species in the Submontane Zone in Czechia. Catena 2022, 210, 105893. [Google Scholar] [CrossRef]

28. Zhao, X.; Wu, P.; Chen, X.; Helmers, M.J.; Zhou, X. Runoff and Sediment Yield under Simulated Rainfall on Hillslopes in the Loess Plateau of China. Soil Res. 2013, 51, 50–58. [Google Scholar] [CrossRef]

29. Fagherazzi, S.; Kirwan, M.L.; Mudd, S.M.; Guntenspergen, G.R.; Temmerman, S.; D’Alpaos, A.; Van De Koppel, J.; Rybczyk, J.M.; Reyes, E.; Craft, C.; et al. Numerical Models of Salt Marsh Evolution: Ecological, Geomorphic, and Climatic Factors. Rev. Geophys. 2012, 50, 1–28. [Google Scholar] [CrossRef]

30. Kakeh, N.; Coco, G.; Marani, M. On the Morphodynamic Stability of Intertidal Environments and the Role of Vegetation. Adv. Water Resour. 2016, 93, 303–314. [Google Scholar] [CrossRef]

31. Li, H.; Yang, S.L. Trapping Effect of Tidal Marsh Vegetation on Suspended Sediment, Yangtze Delta. J. Coast. Res. 2009, 25, 915–924. [Google Scholar] [CrossRef]

32. Temmerman, S.; Bouma, T.J.; Govers, G.; Wang, Z.B.; De Vries, M.B.; Herman, P.M.J. Impact of Vegetation on Flow Routing and Sedimentation Patterns: Three-Dimensional Modeling for a Tidal Marsh. J. Geophys. Res. Earth Surf. 2005, 110, F04019. [Google Scholar] [CrossRef]

33. Boorman, L.A.; Garbutt, A.; Barratt, D. The Role of Vegetation in Determining Patterns of the Accretion of Salt Marsh Sediment. Geol. Soc. Spec. Publ. 1998, 139, 389–399. [Google Scholar] [CrossRef]

34. Silva, H.; Dias, J.M.; Caçador, I. Is the Salt Marsh Vegetation a Determining Factor in the Sedimentation Processes? Hydrobiologia 2009, 621, 33–47. [Google Scholar] [CrossRef]

35. Fagherazzi, S.; Mariotti, G.; Leonardi, N.; Canestrelli, A.; Nardin, W.; Kearney, W.S. Salt Marsh Dynamics in a Period of Accelerated Sea Level Rise. J. Geophys. Res. Earth Surf. 2020, 125, e2019JF005200. [Google Scholar] [CrossRef]

36. Leonard, L.A.; Croft, A.L. The Effect of Standing Biomass on Flow Velocity and Turbulence in Spartina Alterniflora Canopies. Estuar. Coast. Shelf Sci. 2006, 69, 325–336. [Google Scholar] [CrossRef]

37. Shi, Z.; Hamilton, L.J.; Wolanski, E. Near-Bed Currents and Suspended Sediment Transport in Saltmarsh Canopies. J. Coast. Res. 2000, 16, 909–914. [Google Scholar]

38. Borsje, B.W.; van Wesenbeeck, B.K.; Dekker, F.; Paalvast, P.; Bouma, T.J.; van Katwijk, M.M.; de Vries, M.B. How Ecological Engineering Can Serve in Coastal Protection. Ecol. Eng. 2011, 37, 113–122. [Google Scholar] [CrossRef]

39. Möller, I.; Kudella, M.; Rupprecht, F.; Spencer, T.; Paul, M.; Van Wesenbeeck, B.K.; Wolters, G.; Jensen, K.; Bouma, T.J.; Miranda-Lange, M.; et al. Wave Attenuation over Coastal Salt Marshes under Storm Surge Conditions. Nat. Geosci. 2014, 7, 727–731. [Google Scholar] [CrossRef]

40. Daly, E.R.; Miller, R.B.; Fox, G.A. Modeling Streambank Erosion and Failure along Protected and Unprotected Composite Streambanks. Adv. Water Resour. 2015, 81, 114–127. [Google Scholar] [CrossRef]

41. Docker, B.B.; Hubble, T.C.T. Quantifying Root-Reinforcement of River Bank Soils by Four Australian Tree Species. Geomorphology 2008, 100, 401–418. [Google Scholar] [CrossRef]

42. Järvelä, J. Flow Resistance of Flexible and Stiff Vegetation: A Flume Study with Natural Plants. J. Hydrol. 2002, 269, 44–54. [Google Scholar] [CrossRef]

43. López, F.; García, M. Open-Channel Flow through Simulated Vegetation: Suspended Sediment Transport Modeling. Water Resour. Res. 1998, 34, 2341–2352. [Google Scholar] [CrossRef]

44. Pollen-Bankhead, N.; Simon, A. Hydrologic and Hydraulic Effects of Riparian Root Networks on Streambank Stability: Is Mechanical Root-Reinforcement the Whole Story? Geomorphology 2010, 116, 353–362. [Google Scholar] [CrossRef]

45. Ryspekov, T.; Jandák, J.; Balkozha, M.; Winkler, J. Vegetation of Abandoned Fields on Soil Types of Kastanozems in Northern Kazakhstan (Kostanay Region). J. Ecol. Eng. 2021, 22, 176–184. [Google Scholar] [CrossRef]

46. Chung, C.H.; Zhuo, R.Z.; Xu, G.W. Creation of Spartina Plantations for Reclaiming Dongtai, China, Tidal Flats and Offshore Sands. Ecol. Eng. 2004, 23, 135–150. [Google Scholar] [CrossRef]

47. Zhi, Y.; Li, H.; An, S.; Zhao, L.; Zhou, C.; Deng, Z. Inter-Specific Competition: Spartina Alterniflora Is Replacing Spartina Anglica in Coastal China. Estuar. Coast. Shelf Sci. 2007, 74, 437–448. [Google Scholar] [CrossRef]

48. Biber, P. Evaluating a Chlorophyll Content Meter on Three Coastal Wetland Plant Species. J. Agric. Food Environ. Sci. 2007, 1, 1–11. [Google Scholar]

49. Meng, W.; Feagin, R.A.; Innocenti, R.A.; Hu, B.; He, M.; Li, H. Invasion and Ecological Effects of Exotic Smooth Cordgrass Spartina Alterniflora in China. Ecol. Eng. 2020, 143, 105670. [Google Scholar] [CrossRef]

50. Li, X.; Ren, L.; Liu, Y.; Craft, C.; Mander, Ü.; Yang, S. The Impact of the Change in Vegetation Structure on the Ecological Functions of Salt Marshes: The Example of the Yangtze Estuary. Reg. Environ. Chang. 2014, 14, 623–632. [Google Scholar] [CrossRef]

51. Marada, P.; Mareček, J.; Krčálová, E.; Krajíček, T.; Lacina, L.; Horák, I. The Circular Economics of Revitalization Process of Concentrated Water Runoff Paths and Retention Reservoirs. In Proceedings of the 10th International Conference on Management-Zero Waste Management and Circular Economy, Brno, Czech Republic, 10 June 2021. [Google Scholar]

52. Köppen, W.; Geiger, R. Handbuch der Klimatologie: Das Geographische System der Klimate; Borntraeger: Berlin, Germany, 1936; Volume 35. [Google Scholar]

53. Quitt, E. Klimatické Oblasti Československa; Academia: Prague, Czech Republic, 1971; Volume 16. [Google Scholar]

54. Dumbrovský, M.; Drbal, K.; Sobotková, V.; Uhrová, J. An Approach to Identifying and Evaluating the Potential Formation of Ephemeral Gullies in the Conditions of the Czech Republic. Soil Water Res. 2020, 15, 38–46. [Google Scholar] [CrossRef]

55. Kaplan, Z.; Danihelka, J. Klíč Ke Květeně České Republiky [Key to the Flora of the Czech Republic], 2nd ed.; Academia: Prague, Czech Republic, 2019. [Google Scholar]

56. Chytrý, M.; Danihelka, J.; Kaplan, Z.; Wild, J.; Holubová, D.; Novotný, P.; Reznícková, M.; Rohn, M.; Drevojan, P.; Grulich, V.; et al. Pladias Database of the Czech Flora and Vegetation. Preslia 2021, 93, 1–87. [Google Scholar] [CrossRef]

57. Pyšek, P.; Sádlo, J.; Chrtek, J.; Chytrý, M.; Kaplan, Z.; Pergl, J.; Pokorná, A.; Axmanová, I.; Čuda, J.; Doležal, J.; et al. Catalogue of Alien Plants of the Czech Republic (3rd Edition). Preslia 2022, 94, 447–577. [Google Scholar] [CrossRef]

58. Borrelli, P.; Panagos, P.; Alewell, C.; Ballabio, C.; de Oliveira Fagundes, H.; Haregeweyn, N.; Lugato, E.; Maerker, M.; Poesen, J.; Vanmaercke, M.; et al. Policy Implications of Multiple Concurrent Soil Erosion Processes in European Farmland. Nat. Sustain. 2023, 6, 103–112. [Google Scholar] [CrossRef]

59. Montanarella, L. Agricultural Policy: Govern Our Soils. Nature 2015, 528, 32–33. [Google Scholar] [CrossRef] [PubMed]

60. Panagos, P.; Matthews, F.; Patault, E.; De Michele, C.; Quaranta, E.; Bezak, N.; Kaffas, K.; Patro, E.R.; Auel, C.; Schleiss, A.J.; et al. Understanding the Cost of Soil Erosion: An Assessment of the Sediment Removal Costs from the Reservoirs of the European Union. J. Clean. Prod. 2024, 434, 140183. [Google Scholar] [CrossRef]

61. Panagos, P.; Ballabio, C.; Lugato, E.; Jones, A.; Borrelli, P. Condition of Agricultural Soil: Factsheet on Soil Erosion Overview of Models, Data and Information on Soil Erosion in Agricultural Soils; Publications Office of the European Commission: Luxembourg, 2017. [Google Scholar] [CrossRef]

62. Panagos, P.; Ballabio, C.; Poesen, J.; Lugato, E.; Scarpa, S.; Montanarella, L.; Borrelli, P. A Soil Erosion Indicator for Supporting Agricultural, Environmental and Climate Policies in the European Union. Remote Sens. 2020, 12, 1365. [Google Scholar] [CrossRef]

63. Patault, E.; Ledun, J.; Landemaine, V.; Soulignac, A.; Richet, J.B.; Fournier, M.; Ouvry, J.F.; Cerdan, O.; Laignel, B. Analysis of Off-Site Economic Costs Induced by Runoff and Soil Erosion: Example of Two Areas in the Northwestern European Loess Belt for the Last Two Decades (Normandy, France). Land Use Policy 2021, 108, 105541. [Google Scholar] [CrossRef]

64. Ødegaard, F.; Tømmerås, B.Å. Compost Heaps—Refuges and Stepping-Stones for Alien Arthropod Species in Northern Europe. Divers. Distrib. 2000, 6, 45–59. [Google Scholar] [CrossRef]

65. Hunková, E.; Winkler, J.; Demjanová, E. The Weed Seed Bank Assessment in Two Soil Depths under Various Mineral Fertilising. Acta Univ. Agric. Silvic. Mendel. Brun. 2011, 59, 105–112. [Google Scholar] [CrossRef]

66. Boardman, J.; Vandaele, K. Soil Erosion and Runoff: The Need to Rethink Mitigation Strategies for Sustainable Agricultural Landscapes in Western Europe. Soil Use Manag. 2023, 39, 673–685. [Google Scholar] [CrossRef]

Krajíček T, Marada P, Horák I, Cukor J, Skoták V, Winkler J, Dumbrovský M, Jurčík R, Los J. Mitigating the Negative Impact of Certain Erosion Events: Development and Verification of Innovative Agricultural Machinery. Agriculture. 2025; 15(3):250. https://doi.org/10.3390/agriculture15030250

Перевод статьи « Mitigating the Negative Impact of Certain Erosion Events: Development and Verification of Innovative Agricultural Machinery» авторов Krajíček T, Marada P, Horák I, Cukor J, Skoták V, Winkler J, Dumbrovský M, Jurčík R, Los J., оригинал доступен по ссылке. Лицензия: CC BY. Изменения: переведено на русский язык