kg-1)
500
420
(g kg-1) C
3/19
4/12
(g kg-1) N
4/1
3/1
C:N
8/13
5/9
رس (g kg-1)
6
10
شن (g kg-1)
35
35
سیلت (g kg-1)
59
55
بافت
لوم سیلتی
لوم سیلتی
مقدار آب مورد نیاز بر حسب میلیلیتر جهت رساندن صد گرم از هر یک از خاکها به رطوبت مورد نظر در جدول 3-2 گزارش شده است که با توجه به نزدیک بودن خصوصیات فیزیکی دو خاک، مقادیر رطوبتی لازم تقریباً مشابه میباشند.
جدول 3-2- خصوصیات رطوبتی خاکها در 100 گرم خاک
کاربری
5/0ظرفیت نگهداشت آب
3/0ظرفیت نگهداشت آب
1/0ظرفیت نگهداشت آب
جنگل بلوط طبیعی
15
9
3
جنگل بلوط تخریب شده
14
5/8
8/2
تعداد چرخههای خشک و مرطوب شدن پس از پایان دوره انکوباسیون 90 روزه در جدول 3-3 گزارش شده است. دو خاک متحمل 6 چرخه رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک خاک شدند؛ درحالیکه خاک جنگل بلوط طبیعی، 14 چرخه 3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک و خاک جنگل بلوط تخریب شده 12 چرخه 3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک متحمل شدند.
جدول 3-3- تعداد چرخههای نوسان رطوبتی خاکها پس از دوره انکوباسیون
کاربری
نوسان3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک
نوسان5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک
جنگل بلوط طبیعی
14
6
جنگل بلوط تخریب شده
12
6
3-1-2-بررسی اثر تیمارها بر معدنی شدن نیتروژن
جهت بررسی معنیدار بودن تاثیر کاربری، رطوبت و اثر متقابل آنها بر فرایندهای اندازهگیری شده، تجزیه واریانس انجام گرفت. کاربری خاک، رطوبت و اثر متقابل بین آنها بر سرعت آرجینین آمونیفیکاسیون اثر معنیدار نداشتهاند. کاربری و رطوبت بر آمونیفیکاسیون اثر معنیدار داشتهاند، در حالیکه اثر متقابل بین آنها بر این فرایند اثر معنیدار نداشته است. همچنین کاربری، رطوبت و اثر متقابل بین آنها بر نیتریفیکاسیون و معدنی شدن نیتروژن اثر معنیدار داشتهاند (جدول3-4).
جدول3-4- تجزیه واریانس سرعت آرجینین آمونیفیکاسیون و مقادیر آمونیفیکاسیون، نیتریفیکاسیون و معدنی شدن نیتروژن
منابع تغییرات
درجه آزادی
آرجینین آمونیفیکاسیون
آمونیفیکاسیون
نیتریفیکاسیون
معدنی شدن نیتروژن
کاربری خاک (A)
1
ns27/9
*166
**10455
**7972
سطح رطوبتی (B)
3
ns32/2
**28209
**5929
**52785
B *A
3
ns3/17
ns9/53
**616
**780
خطا
16
16/6
5/23
7/50
7/20
*و** بهترتیب سطوح معنیداری در 5 درصد و 1 درصد و ns عدم معنیداری را نشان میدهد.
بین سرعت فرایند آرجینین آمونیفیکاسیون خاک دو کاربری جنگل بلوط طبیعی و جنگل بلوط تخریب شده، اختلاف معنیدار وجود ندارد(جدول3-5). فرایند آرجینین آمونیفیکاسیون ، شاخصی از توده زنده میکروبی خاک میباشد و طی این فرایند با در دسترس قرار دادن یک منبع سهل الوصول انرژی (آمینواسید آرجینین) برای موجودات زنده خاک، آمونیوم تولید شده که شاخصی از فعالیت آنها است، اندازهگیری میشود [3]. ممکن است وجود مقادیر زیاد آهک در هر دو خاک، عامل محدود کننده برای تولید سریع آمونیوم طی این فرایند بوده باشد و اجازهی بروز تفاوت بین خاک دو کاربری را در این فرایند نداده باشد. همچنین ممکن است عملیات مدیریتی کشاورزی در خاک تحت کشت دیم، جبران خسارت ناشی از تخریب جنگل را نموده باشد. خلیل و همکاران (2005) با افزودن چند نوع بقایای آلی به دو خاک آهکی و غیر آهکی، مشاهده کردند که آمونیوم حاصل از فرایند آمونیفیکاسیون در خاک آهکی کمتر از خاک غیر آهکی میباشد[74]، که نشان دهنده تاثیر منفی مقدار زیاد آهک خاک بر این فرایند است.
آمونیفیکاسیون در خاک جنگل بلوط طبیعی بیش از جنگل بلوط تخریب شده میباشد. در حالیکه نیتریفیکاسیون در جنگل بلوط تخریب شده بیش از جنگل بلوط طبیعی بوده است (جدول3-5). با توجه به اینکه آمونیفیکاتورهای خاک از گروه کموارگانوتروف هستند و نیازمند نیتروژن آلی میباشند، بیشتر بودن مقدار ماده آلی خاک در جنگل بلوط میتواند دلیلی بر بیشتر بودن شدت تولید آمونیوم در خاک جنگل بلوط طبیعی در مقایسه با جنگل بلوط تخریب شده باشد. نیتریفیکاسیون در جنگل بلوط تخریب شده بیش از جنگل بلوط طبیعی بود (جدول3-5). اسکات و همکاران(1997) با بررسی تخریب جنگلهای حارهای، کاهش در نیتریفیکاسیون را گزارش کردند [110]. شاید تفاوت در نتایج این تحقیق و یافتههای آنها، ناشی از عملیات کشاورزی در خاک جنگل تخریب شده، در این تحقیق باشد. بوسیو و همکاران(2005) و نیز نوسلین و تیج (1999) تغییر در ساختار جمعیت میکروبی در اثر تخریب جنگل را گزارش کردند [14 و 95]. در این آزمایش بهنظر میرسد تخریب جنگل و انجام فعالیتهای کشاورزی باعث بهبود شرایط نیتریفیکاتورها شده است. برای مثال میتوان به کمتر بودن نسبت کربن به نیتروژن مواد آلی در خاک جنگل بلوط تخریب شده اشاره کرد که سرعت تجزیه مواد آلی توسط موجودات زنده را افزایش میدهد. pH 5/8-7 و فراوانی بیشتر اکسیژن در شرایط تخریب شده، از جمله شرایط بهینه نیتریفیکاسیون بیان شدهاند [64]. از آنجا که pH و مقدار آهک در خاک دو کاربری تقریباً مشابه میباشد، به نظر میرسد که غلظت و فراهمی اکسیژن یکی از دلایل تفاوت نیتریفیکاسیون در خاک دو کاربری بوده است. خاک جنگل بلوط تخریب شده که در این تحقیق مورد آزمایش قرار گرفته است، هرسال جهت کشاورزی شخم زده میشود. هورن (2002) اظهار داشت که شخم زدن خاک باعث بهبود وضعیت اکسیژن خاک میشود [63]. همچنین کیشور و همکاران (2013) بیان کردند که شخم باعث افزایش تخلخل خاک و افزایش نسبت پخشیدگی اکسیژن17 در خاک میشود [77]. موتا و همکاران (2005) طی آزمایشی تاثیر سیکلهای هوادهی را بر نیتریفیکاسیون بررسی کردند و مشاهده کردند که در سیکلهایی که زمان هوادهی افزایش یافته است، نیتریفیکاسیون و جمعیت نیتریفیکاتورها نیز افزایش یافته است [93]. از طرف دیگر میتوان افزودن کودهای نیتروژنه به خاک جنگل بلوط تخریب شده طی عملیات کشاورزی را از دلایل دیگر بیشتر بودن نیتریفیکاسیون در این خاک دانست. تسیمن و همکاران (2013) طی آزمایشی با افزودن کودهای نیتروژندار به خاک، افزایش در نیتریفیکاسیون را مشاهده کردند [123]. بنابراین یکی از عواملی که مقدار آمونیوم اندازهگیری شده طی فرایند آمونیفیکاسیون در خاک جنگل بلوط تخریب شده کمتر از جنگل بلوط طبیعی گزارش شده است، میتواند ناشی از فعالیت زیاد نیتریفیکاتورها باشد که خود حاصل افزایش هوادهی به خاک و افزودن کودهای نیتروژندار و زیاد بودن سرعت تجزیه مواد آلی است. این شرایط باعث افزایش معدنی شدن نیتروژن خواهد شد [68]. همچنین، این تغییر کاربری علاوه بر افزایش فعالیت گروهی از میکروارگانیسمها نسبت به گروه دیگر، میتواند موجب تغییر در ترکیب جمعیت میکروبی خاکها نیز شود.
بر اساس یافتههای این تحقیق معدنی شدن نیتروژن در جنگل بلوط تخریب شده بیش از جنگل بلوط طبیعی میباشد (جدول3-5). با توجه با اینکه نیتروژن کل خاک جنگل بلوط تخریب شده، برای یک زمین کشاورزی دیم مقدار قابل توجهی میباشد، و در این تحقیق نسبت کربن به نیتروژن خاک جنگل تخریب شده کمتر از جنگل بلوط طبیعی است، بهنظر میرسد در این خاک کود دهی صورت گرفته است. کودهای آلی مانند کود گاوی، نیتروژن خاک را افزایش میدهد. نسبت کربن به نیتروژن در لاشبرگ جنگل بلوط 60-70 گزارش شده است [87] که با توجه به زیاد بودن این نسبت، روند تجزیه بقایای آلی کند خواهد بود. در حالیکه کود گاوی با دارا بودن نسبت کربن به نیتروژن 15-20 [7] روند تجزیه را تسریع میکند. همچنین افزودن کودهای نیتروژندار میتواند مقدار و فراهمی نیتروژن و جمعیت میکروبی را در خاک بهبود ببخشد [45]. بنابر این به نظر میرسد کودهی به خاک جنگل بلوط تخریب شده، معدنی شدن نیتروژن را در این خاک افزایش داده است. زیلر و همکاران (2000) اثر تغییر کاربری بر معدنی شدن خالص نیتروژن را بررسی، و گزارش کردند که معدنی شدن خالص نیتروژن همبستگی قوی با نسبت کربن به نیتروژن خاک نشان میدهد و با کاهش این نسبت در کاربریها، معدنی شدن خالص نیتروژن کاهش مییابد [144] که نتایج آنها مطابق با یافتههای این تحقیق میباشد. یافتههای این تحقیق مبنی بر بیشتر بودن نیتریفیکاسیون و معدنی شدن خالص نیتروژن در خاک جنگل بلوط تخریب شده نسبت به خاک جنگل بلوط طبیعی مطابق با یافتههای گرونزویگ و همکاران (2003) میباشد [55].
جدول3-5- اثر کاربری بر سرعت آرجینین آمونیفیکاسیون و مقادیر آمونیفیکاسیون، نیتریفیکاسیون و معدنی شدن نیتروژن
کاربری
آرجینین آمونیفیکاسیون
آمونیفیکاسیون
نیتریفیکاسیون
معدنی شدن نیتروژن
جنگل بلوط طبیعی
a9/15
a8/44
b8/43
b6/88
جنگل بلوط تخریب شده
a7/14
b5/39
a5/85
a125
در هر ستون، میانگینهای دارای حداقل یک حرف مشترک دارای اختلاف معنیدار با استفاده از آمون حداقل اختلاف معنیدار (LSD) و در سطح 5 درصد نمیباشد.
سرعت فرایند آرجینین آمونیفیکاسیون تفاوت معنیدار در بین تیمارهای رطوبتی از خود نشان نداد (جدول3-6). پیش از بررسی فرایند آرجینین آمونیفیکاسیون، خاکها به رطوبت اولیه رسانده شدند و بدین ترتیب آمونیفیکاتورهای خاک طی انجام این فرایند، در هیچ یک از تیمارهای رطوبتی با تنش رطوبتی مواجه نشدند. از طرفی با وجود اینکه طی دوره انکوباسیون 90 روزه موجودات زنده خاک مانند آمونیفیکاتورها در بعضی تیمارهای رطوبتی دچار تنش شدهاند و فعالیت مربوط به آنها طی این دوره کاهش یافته است، ولی طی دوره انکوباسیون فرایند آرجینین آمونیفیکاسیون، منبع انرژی و رطوبت مناسب در اختیار آمونیفیکاتورها قرار گرفته است و موجب افزایش قابل توجه فعالیت آمونیفیکاتورها شده است و تفاوت در تیمارهای رطوبتی، اختلاف معنی دار در این فرایند ایجاد نکرده است.
آمونیفیکاسیون در تیمار رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک نسبت به سایر تیمارهای رطوبتی بهطور معنیدار بیشتر بوده است و تفاوت معنیدار در آمونیفیکاسیون بین سایر تیمارهای رطوبتی وجود ندارد. به نظر میرسد تیمار رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک، شرایط مناسبی جهت فعالیت آمونیفیکاتورها ایجاد کرده است. چرخههای خشک و مرطوب شدن قادر به شکستن خاکدانهها و در نتیجه آزاد شدن بخش آلی درون خاکدانهای18 میباشند [113] که منبع دیگری از نیتروژن آلی جهت مصرف آمونیفیکاتورها را فراهم میسازد. از طرفی، مرطوب شدن ناگهانی خاک در اثر چرخههای رطوبتی، مرگ بخشی از جمعیت میکروبی به دلیل فشار تورمی یا خروج بخشی از محتویات درون سلول جهت زنده ماندن موجود زنده را در پی دارد [106 و 56] که یک منبع نیتروژنی سهل الوصول برای آمونیفیکاتورها است و سبب افزایش فعالیت آنها میشود. ولی در این آزمایش تیمار رطوبتی 3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک برخلاف تیمار رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک، قادر به افزایش آمونیفیکاسیون نبوده است. بررسی آمونیوم تولید شده در رطوبتهای ثابت نشان میدهد که آمونیفیکاسیون در تیمارهای ثابت رطوبتی (بدون توجه به سطح رطوبت) تفاوت معنیداری در آمونیفیکاسیون ایجاد نکرده است.
بهطور معنیدار بیشترین مقدار نیتریفیکاسیون در اثر تیمار رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک و کمترین مقدار در اثر تیمار رطوبتی 3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک اتفاق افتاده است (جدول3-6). نیتریفیکاتورها به تنشهای رطوبتی بسیار حساس میباشند [117] و این حساسیت در تیمار رطوبتی 3/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک نمایان شده است. در حالیکه در تیمار رطوبتی 5/0-1/0 ظرفیت نگهداشت آب خاک، بیشترین مقدار نیتریفیکاسیون را شاهد هستیم که با یافتههای فیرر و شیمل (2002) مطابقت دارد [43]، آنها چنین فرض کردند، با وجود اینکه نیتریفیکاتورها بسیار حساس به شرایط خشکی هستند ولی قدرت زنده مانی بالایی دارند و پس از

مطلب مرتبط :   پایان نامه با کلمات کلیدیمصرف مواد، پوشش بدن
دسته‌ها: No category

دیدگاهتان را بنویسید