Impressionability of Some Soil Ecophysilogical Indices by land Use Changes in Suldoz Plain (Naqadeh, West Azarbaijan)

Document Type : Research Paper

Authors

Abstract

Abstract
Soil ecophysilogical indices are very sensitive to changes in the soil ecosystem. This study was accomplished as factorial on the basis of randomized complete block design with two treatments containing land use and soil depth and five repetitions in an area of about 200 ha which has located in Mirabad region, Suldoz plain (west Azerbaijan, Iran). Three types of land use (pasture, cultivation and apple orchards), and two vertical soil depths (0-30 cm and 30-60 cm) were considered in this experiment. Soil basal and substrate induced respirations (BR and SIR), microbial biomass carbon (MBC), microbial biomass nitrogen (MBN), microbial biomass phosphorus (MBP), soil carbohydrates (SC) were measured as biological indices. Metabolic and microbial quotients (qCO2 and qmic ) were determined as ecophysiological parameters. Some important soil physical and chemical properties such as organic carbon, pH, EC, carbonate calcium equivalent (CCE), soil texture and water aggregate stability (WAS) were also determined. Soil quality and health indices were significantly decreased in apple orchard and crop production fields compared to the intact grassland. Decline in BR in orchards and crop fields at 0-30 cm depth were 49.29% and 43.97%, and at 30-60 were 67.10% and 65.79%, respectively. The decrease in BR by increasing of soil depth in grassland, orchard and crop field were 54.79%, 49.98% and 52.95%, respectively. Soil quality and health indices were significantly decreased in apple orchard and crop production fields compared to the intact grassland.

Keywords


مقدمه

 

توان تولید خاک حاصل فرایندهای فیزیکی، شیمیایی و بیولوژیکی آن می­باشد. توازن پایدار این فرایندها به همراه مدیریت مناسب بهره­برداری از خاک، موجب تداوم باروری آن می­شود. هر گونه اقدام در جهت بر هم زدن این تعادل ممکن است اثرات جبران ناپذیری به دنبال داشته باشد. مدیریت گذشته طبیعت برای دستیابی به نیازهای غذا و سوخت جمعیت در حال رشد باعث تخریب اراضی کشاورزی شده ­است و ادامه این روند تهدید بزرگی برای خاک­ها و منابع طبیعی است. در اکثر کشورهای در حال توسعه بیشتر جمعیت روستایی برای امرار معاش به زمین وابسته­اند، این جمعیت روستایی خیلی سریع رشد کرده و اثرات زیادی روی منابع می­گذارد. از این اثرات می­توان تغییر کاربری و پوشش زمین را نام برد. تخریب ذخایر طبیعی منتج به کاهش نواحی تحت کشت گیاهان طبیعی و تبدیل آنها به کاربری­ها و پوشش­های دیگر زمین می­شود که تحت سیستم مدیریت انسان می­باشد (بوکت و استروسینجدر 2003). به طور کلی تخریب خاک به دلیل تغییر کاربری یک مشکل جهانی می­باشد. تغییرات شگرفی در کاربری زمین­های خشک و نیمه­خشک آسیا طی قرن بیستم رخ داده است و بیشترین افزایش زمین­های کشاورزی در آسیا در 30 سال گذشته به­خصوص دهه قبل بوده­است. در فاصله سال­های 1980–1970 نواحی جنگلی و مرتعی در آسیا 313 میلیون هکتار کاهش یافته­ که بیشترین مقدار کاهش در جهان بود (چالون و اجمیا 2002). برای حفظ این منابع و خاک­ها برای نسل­های آینده باید نظام­ مدیریتی توسعه یابند تا موجب حفظ و افزایش کیفیت خاک­ها و سایر منابع طبیعی گردند. بر پایه اهداف کشاورزی، کیفیت خاک عبارت از توانایی تولید پایدار خاک است. بهره‌برداری پایدار از منابع خاک، امری اجتناب ناپذیر است. بخشی از ناپایداری سیستم کشاورزی به دلیل کاهش کیفیت خاک در طول زمان می‌باشد. پس حفاظت و نگهداری کیفیت خاک راهبرد مهمی برای پیشرفت اقتصادی و بهبود وضعیت کیفیت محیط زیست است. بر همین اساس انتخاب نوع عملیات مدیریتی و بهره‌برداری از اراضی بایستی با در نظر گرفتن حفظ کیفیت خاک انجام گیرد (لال و همکاران 1999). بنابراین ارتباط قوی بین کشاورزی پایدار و کیفیت خاک وجود دارد. سلامت خاک متأثر از فرایندهای میکروبیولوژیک است. ریزجانداران توانایی ویژه‌ای در سنجش کیفیت و سلامت خاک دارند و سریعاً به تغییرات محیطی واکنش نشان می‌دهند. تغییراتی که در کوتاه مدت در سلامت خاک ایجاد می‌شود توسط پارامترهای فیزیکی و شیمیایی مثل بافت خاک،EC ، pH و غیره قابل سنجش نیستند. این پارامترها در دراز مدت تحت تأثیر قرار می‌گیرند ولی پارامترهای بیولوژیک و اکوفیزیولوژیک سریعاً تحت تأثیر قرار گرفته و با اندازه‌گیری آنها می‌توان به میزان و نوع تغییرات در اکوسیستم خاک پی برد (دوران 1980؛ دیک 1984؛ گوپتا و جرمیدا 1988). سهم متابولیک و سهم میکروبی از جمله شاخص‌های اکوفیزیولوژیک هستند که برای تعیین وضعیت میکروبی خاک مورد ارزیابی قرار می‌گیرند. خاک­های حاوی کود آلی دارای سهم متابولیکی کمتری نسبت به خاک­های حاوی کود معدنی هستند (علی‌اصغرزاد1390). اعمال مدیریت­های مربوط به کشاورزی متداول، ماده آلی و فعالیت میکروبی خاک را کاهش می‌دهد. ماده آلی کلید حاصلخیزی و باروری خاک است. برای حفظ مقدار حاصلخیزی و قدرت تولید یک خاک، میزان ماده آلی آن باید در سطح مناسبی حفظ گردد. متأسفانه سطح مواد آلی خاک­های زراعی ایران عمدتاً کمتر از یک درصد است که این ناشی از مصرف بی­رویه کودهای شیمیایی به­خصوص کودهای نیتروژنی و عدم استفاده از کودهای آلی در سالیان اخیر است (محمدیان و ملکوتی 1381). ذخایر ناپایدار کربن خاک به عنوان شاخص­های حساس، برای مشاهده روند تغییرات در مواد آلی خاک پیشنهاد شده­ است (اسپارلینگ 1998). ذرات مواد آلی بخشی از مواد آلی است که از نظر مقدار تجزیه حد واسط بقایای گیاهی تازه و هوموس می­باشد و به عنوان مخزن موقتی مواد آلی شناخته می­شود. این بخش هر چند سهم ناچیزی از حجم خاک را به خود اختصاص می­دهد ولی به دلیل داشتن زمان بازگشت کوتاه و نیز غنی بودن از عناصر غذایی و کربن از شاخص­های مهم کیفیت خاک به حساب می­آید (هاینز و همکاران 2005). هریک از عملیات زراعی که ویژگی­های خاک و پوشش گیاهی را تغییر دهد، موجودات خاک را نیز تحت تأثیر قرار خواهد داد. تعداد زیادی از عملیات زراعی وجود دارد که هر یک از آنها ممکن است مقدار آب خاک، دما، تهویه، pH، مقدار نیتروژن و کربن آلی را به­طور متناوب تحت تأثیر قرار دهند. یکی از این عوامل، عملیات خاک­ورزی است. به دنبال شخم معمولی فعالیت میکروبی افزایش می­یابد که این افزایش در نتیجه تخریب خاکدانه­ها، بهبود تهویه و در معرض قرار گرفتن سطح مواد قابل تجزیه می­باشد (علی­اصغرزاد 1389). تغییر کاربری از جنگل یا مرتع به کشاورزی باعث تخریب خاک می‌شود. تخریب به معنی کاهش موقت یا دائمی ظرفیت تولید است. در بررسی کیفیت خاک چهار کاربری (اراضی کشاورزی، اراضی کشاورزی ‌تبدیل شده به مرتع، جنگل اقاقیا و جنگل طبیعی به عنوان شاهد) که در کشور بنگلادش انجام گرفت، کیفیت خاک در اراضی کشاورزی 44% افت نشان داد. در اراضی کشاورزی که به مرتع و جنگل اقاقیا تبدیل شده بودند کیفیت خاک %6 تا %16  بهبود یافت. تخریب کیفیت خاک در نتیجه کاهش و شکسته شدن خاکدانه­های بزرگ و کاهش بیوماس میکروبی و ماده آلی خاک بر اثر کشت و کار می‌باشد (اسلام و ویل 1998). البته لازم به ذکر است که تغییر کاربری به کشاورزی همواره سبب تخریب خاک و کاهش کیفیت آن نمی‌شود. اگر مدیریت صحیح انجام گیرد ممکن است شاخص‌های کیفیت خاک بهبود یابند. همچنین تبدیل زمین­های بایر با پوشش گیاهی ضعیف به کشاورزی و اعمال مدیریت‌های مناسب، منجر به بهبود کیفیت خاک می‌گردد (علی­اصغرزاد 2010). سازمان خواربار جهانی پس از بررسی 9 کشور آسیایی در گزارشی در سال 1994 ایران را از جمله کشورهایی دانسته که اراضی کشاورزی و عرصه‌های منابع طبیعی آن به شدت تحت تأثیر فرسایش و تخریب هستند (فائو 1994). هدف از این تحقیق بررسی تأثیر تغییر کاربری صورت گرفته در اراضی منطقه مورد مطالعه (جلگه سلدوز) طی 50 سال اخیر و از مرتع به زراعت و باغ سیب بر کیفیت و سلامت خاک بود.

 

مواد و روش­ها

این آزمایش طی بهار سال 89 در دشت سلدوز واقع در منطقه میرآباد نقده (استان آذربایجان­غربی) در پهنه­ای به مساحت تقریبی 200 هکتار انجام گرفت. موقعیت جغرافیایی محدوده مطالعاتی، "22/48 ʹ18 ˚45 تا "64/35 ʹ17 ˚45 طول شرقی و ʺ89/35 ʹ59 ˚36 تا "83/56 ʹ58 ˚36 عرض شمالی با ارتفاعی حدود 1325 متر از سطح می­باشد. میانگین بارندگی منطقه در دوره 26 ساله آبی 1358 تا 1384 3/326میلی­متر، بیشترین و کم­ترین میزان بارندگی به ترتیب مربوط به فصل زمستان با بارندگی 2/113 میلی­متر و فصل تابستان با بارندگی 6/4 میلی­متر است. در دوره 26 ساله 1358 تا 1384  میانگین درجه حرارت سالیانه °C8/12 حداکثر دما°C42 و حداقل دما °C20- می‌باشد. این مطالعه به‌صورت فاکتوریل بر پایه طرح بلوک­های کامل تصادفی با دو فاکتور کاربری اراضی در سه سطح (سه نوع کاربری) شامل: 1- باغ سیب توأم با زراعت یونجه (کشت مخلوط) با قدمت بیش‌ از 10 سال، 2- زمین زراعی با تناوب (گندم ـ چغندرقند ـ ذرت ـ کلزا)، 3- مرتع درجه یک با تراکم بالای %90 پوشش گیاهان مرتعی (به عنوان بوم­نظام­ شاهد) و عمق خاک در دو سطح (30-0 و 60-30 سانتی­متر) در پنج تکرار (بلوک) پیاده شد از هر کاربری داخل هر بلوک دو نمونه مرکب از عمق‌های 30 – 0 و 60 - 30 سانتی‌متر برداشته شده و در محل نمونه­برداری  از الک 2 میلی­متری عبور داده، و بلافاصله به آزمایشگاه منتقل ‌شد.

 

 

 

شکل1- موقعیت منطقه مورد مطالعه و بلوک­بندی.


نمونه­ها به منظور تجزیه­های بیولوژیکی در دمای °C4 نگهداری شدند. تنفس پایه[1]، تنفس تحریک شده با بستره[2]، کربن بیوماس میکروبی[3]، نیتروژن بیوماس میکروبی[4]، فسفر بیوماس میکروبی[5] و کربو‌هیدرات­های خاک [6]به عنوان شاخص‌های اکوفیزیولوژیک مد نظر قرار گرفتند.  چون با تغییر کاربری این شاخص­ها سریعاً تحت تأثیر قرار گرفته و با اندازه‌گیری آنها می‌توان به میزان و نوع تغییرات در اکوسیستم خاک پی برد  بدین منظور این شاخص­ها انتخاب و به روشهای زیر اندازه­گیری گردیدند.

 

تنفس پایه

نمونه­های خاک در ظروف بسته در دمای °C25 نگهداری شده و مقدار دی‌اکسید‌کربن تولید شده، توسط هیدروکسید سدیم جذب گردیده و بوسیله تیتراسیون تعیین گردید (آیزر مایر 1952).

 

تنفس ناشی از بستره

نمونه­های خاک با گلوکز مخلوط شده و به مدت حداقل 24 ساعت انکوبه و سپس همانند تنفس پایه اندازه­گیری ­شد (آندرسون و دامش 1986).

 

کربن بیوماس میکروبی

 نمونه­های خاک با کلروفرم تدخین شده و با محلول سولفات پتاسیم استخراج (عصاره­گیری) شدند (اسپارلینگ و وست، 1988). مقدار کربن آلی موجود در عصاره خاک به­وسیله محلول دی­کرومات پتاسیم اکسید شده، و در نهایت مقدار دی­کرومات پتاسیم باقیمانده به وسیله تیتراسیون با فرو­آمونیوم سولفات (اشوت و اشنپل، 1981، اصلاح شده) اندازه­گیری گردید.

 

نیتروژن بیوماس میکروبی

نمونه­های خاک پس از تدخین با کلروفرم ، با محلول سولفات پتاسیم عصاره­گیری و عصاره‌ها تا موقع اندازه‌گیری در دمای °C4 نگهداری شدند (بروکس و همکاران 1985). مقدار نیتروژن موجود در عصاره‌ها به روش ایندوفنل (ریلی و سین هاسنی 1957) با اندکی اصلاحات اندازه­گیری شد.

 

فسفر بیوماس میکروبی

 فسفر بیوماس از طریق تفاوت فسفر معدنی قابل استخراج از خاک تدخین شده و تدخین نشده تعیین گردید (بروکس و همکاران، 1982).

 

کربو‌هیدرات­های خاک

کربوهیدرات­های خاک در سه گروه کربوهیدرات­های محلول در آب سرد[7]، کربوهیدرات­های محلول در آب داغ[8]، و کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک 25/0 مولار[9]، اندازه­گیری گردید. بدین منظور، 2 میلی­متر از عصاره را برداشته و به آن 06/0 میلی­لیتر فنل 80 درصد وزنی و 5 میلی­لیتر اسید سولفوریک غلیظ (98 درصد) جهت ایجاد رنگ زرد متمایل به نارنجی اضافه شد و مقدار جذب با استفاده از اسپکتروفتومتر در طول موج 490 نانومتر قرائت گردید (دوبیوس و همکاران 1956).

سهم متابولیک

سهم متابولیک از تقسیم دی‌ اکسید کربن (میلی‌گرم کربن) آزاد شده در هر ساعت از هر گرم خاک (در تنفس پایه) بر کربن بیوماس میکروبی خاک (گرم) محاسبه شد (مارتنز 1991)

 

سهم میکروبی

سهم میکروبی از تقسیم دو پارامترکربن بیوماس میکروبی خاک بر حسب میلی‌گرم بر کربن آلی خاک بر حسب گرم محاسبه شد، در این نسبت از کربن بیوماس میکروبی خاک و کربن آلی موجود در نمونه‌های هوا خشک خاک استفاده شد. (مارتنز 1991).

بافت خاک به روش هیدرومتر (بایوکس 1962)، کربن آلی به روش والکلی ـ بلک (بلک‌مور و همکاران 1972)، درصد کربنات کلسیم معادل خاک به روش جکسون (1958)،pH  وEC خاک در عصاره گل اشباع (پیج و همکاران 1987) اندازه‌گیری گردید. تجزیه واریانس و مقایسه میانگین­ها (با آزمون دانکن در سطح احتمال یک درصد) با استفاده از نرم افزار MSTATC انجام گرفت. از نرم افزار SPSS در سطح احتمال پنج درصد برای تعیین رگرسیون چند متغیره استفاده شده و نمودارها با نرم افزار Excel ترسیم گردید.

 

 نتایج وبحث

با توجه نتایج به دست آمده از تجزیه­های شیمیایی و فیزیکی نمونه­ خاک­های مورد آزمایش، بافت خاک لوم رسی و رسی، pH خاک در محدوده 40/8-53/7، EC خاک بر حسب دسی­زیمنس بر متر در محدوده 4/5-47/0، ، پایداری خاکدانه­ها در حالت مرطوب از 77/55 تا 08/99 درصد و کربن آلی خاک در محدوده 85/0 تا 44/7 درصد است. خصوصیات فیزیکی و شیمیایی  خاک­های مورد آزمایش در جدول (1) تنظیم ­شده است.

 

 

 

تنفس میکروبی خاک

تنفس پایه

با توجه به شکل (2) بیشترین میزان تنفس پایه در کاربری مرتع و در عمق 30-0 سانتی­متری  (mgCO2.g-1.h-1 05/1)  و کمترین میزان تنفس پایه در کاربری زراعت و در عمق 60 - 30 سانتی­متری (mgCO2.g-1.h-1 16/0) بوده­است. تغییر کاربری اراضی باعث تغییر شاخص‌های بیولوژیکی خاک شده است. تغییرات تنفس پایه در عمق­های 30 – 0 و 60 – 30 سانتی­متری در کاربری­ باغ به ترتیب 29/49 و 97/43  درصد ودر کاربری زراعت به ترتیب  1/67 و 79/65 درصد نسبت به کاربری مرتع افت کرده­است. با افزایش عمق خاک در همه کاربری­ها میزان تنفس پایه کاهش معنی­دار نشان داد، افت تنفس پایه با افزایش عمق خاک در کاربری­های مرتع، باغ سیب و زراعت، به ترتیب 79/54، 98/49، 95/52 درصد است. با توجه به نتایج حاصل از تجزیه رگرسیون چند­متغیره (جدول 2) رابطه مثبتی بین کربوهیدرات­های محلول در آب گرم، فسفر بیوماس میکروبی، سهم متابولیک و کربن بیوماس میکروبی با تنفس پایه برقرار است. کربوهیدرات­های محلول در آب گرم اکثراً شامل ترشحات ریشه می­باشند که باعث تحریک تنفس میکروبی خاک می­شوند، هر قدر بیوماس میکروبی خاک بالا باشد میزان تنفس میکروبی خاک نیز افزایش خواهد یافت. با توجه به اینکه در محاسبه سهم متابولیک، میلی­گرم کربن CO2آزاد شده در تنفس پایه در صورت کسر قرار دارد لذا رابطه میان این دو پارامتر مثبت خواهد بود.

 

تنفس ناشی از بستره

بیشترین میزان تنفس ناشی از بستره در کاربری مرتع عمق 30-0 سانتی­متری (mgCO2.g-1.h-1 36/2) است. تنفس ناشی از بستره در عمق 30–0 سانتی­متری در کاربری­ باغ 74/37 و کاربری زراعت 3/38 درصد نسبت به کاربری مرتع کاهش یافته است. افت تنفس ناشی از بستره بر اثر افزایش عمق خاک در کاربری­های مرتع، باغ سیب و زراعت، به ترتیب 57/69، 35/57 و 17/55 درصد است (شکل 2). تنفس ناشی از بستره با کربن بیوماس میکروبی و درصد سیلت رابطه منفی و با کربوهیدرات­های محلول در آب داغ رابطه مثبت دارد (جدول 2). در تنفس ناشی از بستره اکثراً ریزجانداران غیر بومی خاک دخیل بوده که این ریزجانداران در بیوماس میکروبی خاک نقش چندانی ندارند و پس از تمام شدن ماده غذایی سهل­الوصول مانند گلوکز جمعیت آنها به شدت کاهش می­یابد. با افزایش درصد سیلت خاک منافذ لازم برای تهویه خاک کاهش می­یابد، کربوهیدرات­های محلول در آب داغ ترکیبات غذایی سهل­الوصول بوده و تحریک کننده تنفس است.

 

نسبت تنفس ناشی از بستره بر تنفس پایه

بیشترین میزان نسبت تنفس ناشی از بستره بر تنفس پایه در کاربری زراعت  عمق 60 - 30 سانتی­متری (45/6) بوده و کمترین میزان آن در کاربری مرتع در همان عمق (55/1) است.  پس در کاربری زراعت در عمق 60 – 30 سانتی­متری شرایط زیستی نامساعد بوده و ریزجانداران به حالت کم­فعال درآمده، و میزان جمعیت ریزجانداران کم­فعال از ریزجانداران فعال در کاربری زراعت نسبت به سایر کاربری­ها بیشتر است. ونگ و همکاران (2007) پارامترهای تنفس خاک را در دو جامعه گیاهی چمنزار دست نخورده و چمنزار دست خورده مقایسه کردند و در پایان دوره آزمایشی (فصل رویش) مشاهده کردند که شدت تنفس در چمنزار دست خورده 28 درصد کمتر ازچمنزار دست نخورده است. محققین دیگری چون یوسفی­فرد و همکاران (1385) اسلام و ویل (1998) نتایج مشابهی گزارش کرده­اند.

 

بیوماس میکروبی خاک

کربن بیوماس میکروبی خاک

تغییر کاربری اراضی باعث تغییر مقدار کربن بیوماس میکروبی خاک شده است. این تغییرات در عمق­های
 30 – 0 و 60 – 30 سانتی­متری در کاربری­ باغ به ترتیب 24/74 و 52/52 درصد و در کاربری زراعت به ترتیب و 23/70 و 33/69 درصد نسبت به کاربری مرتع کاهش یافته است.

تغییر عمق خاک تأثیر معنی­داری بر مقدار کربن  بیوماس میکروبی خاک نداشته­است. با توجه به نتایج حاصل از تجزیه رگرسیون چند متغیره (جدول 2) رابطه میان درصد کربن آلی خاک، سهم متابولیک و نیتروژن بیوماس میکروبی با کربن بیوماس میکروبی مثبت است. هر قدر کربن آلی خاک بالا باشد محیط مناسبی برای فعالیت میکروارگانیسم­ها فراهم شده و بیوماس میکروبی خاک نیز افزایش می­یابد.

 

نیتروژن بیوماس میکروبی خاک

نیتروژن بیوماس میکروبی خاک نسبت به کاربری مرتع در کاربری­ باغ و زراعت در عمق 30 – 0 سانتی­متری به ترتیب 44/60 و 99/65 درصد کاهش، در کاربری مرتع سطوح نیتروژن بیوماس میکروبی خاک با افزایش عمق خاک، 88/56 درصد کاهش یافته است. با توجه به نتایج حاصل از تجزیه رگرسیون چند متغیره (جدول 2) رابطه بین کربن بیوماس میکروبی و کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک با نیتروژن بیوماس میکروبی مثبت است.

 

 فسفر بیوماس میکروبی خاک

سطوح فسفر بیوماس میکروبی در کاربری­ باغ و زراعت نسبت به کاربری مرتع در عمق 30–0
سانتی­متری به ترتیب 22/76 و 62/70 درصد کاهش یافته­است. در عمق 60 – 30 سانتی­متری اختلاف معنی­دار در سطح فسفر بیوماس میکروبی در بین کاربری­ باغ سیب و مرتع وجود داشته و سطح فسفر بیوماس میکروبی در باغ سیب نسبت به مرتع 47/66 درصد کاهش یافته ­است. در کاربری­های زراعت و باغ سیب در اعماق مورد مطالعه اختلاف معنی دار مشاهده نشد ولی در کاربری مرتع اختلاف معنی­دار در سطح فسفر بیوماس میکروبی در اعماق مورد مطالعه مشاهده شد، بطوریکه با افزایش عمق به 60 – 30 سانتی­متری فسفر بیوماس میکروبی 13/62 درصد کاهش یافت. نتایج رگرسیون چند گانه برای متغیر وابسته فسفر بیوماس میکروبی حاکی از وجود رابطه مثبت با شاخص میکروبی تنفس پایه و کربوهیدراتهای محلول در آب سرد خاک و رابطه منفی با درصد سیلت خاک است. به عقیده تیت و سالسیدو (1988) ریزجانداران خاک مخازن بالقوه عناصر غذایی قابل جذب برای گیاهان هستند و فسفر بیوماس میکروبی به عنوان یک منبع مهم فسفر برای آنها می‌باشد (کنو و همکاران 1994). دوران (1987) اثر درازمدت خاک­ورزی را بر خاک‌های مختلف آزمایش و دریافت که بیوماس میکروبی در لایه سطحی خاک‌های بدون خاک‌ورزی، بطور متوسط 50 درصد بیشتر از خاک‌هایی است که درآنها خاک‌ورزی صورت گرفته است. وی همچنین گزارش کرد که بیوماس میکروبی با توزیع کربن آلی خاک و محتوای رطوبتی خاک توسط نوع­ خاک­ورزی همبستگی نزدیک دارد. نتایج مشابه توسط فولت و شیمل (1989) و اسلام و ویل (1998) نیز گزارش شده­ است.

 

 

 


جدول1- خصوصیات فیزیکی و شیمیایی خاک­های منطقه مورد مطالعه

OC

(%)

WAS

(%)

CCE

(%)

EC (dS/m)

pH

بافت خاک

بلوک

نوع کاربری

عمق خاک

   (cm)

7/4

991/

567/

1/1

79/

لوم رسی

1

 

30- 0

6/4

92/8

49/6

4/1

7/6

لوم رسی

2

 

71/

94/8

30

9/0

7/8

لوم رسی

3

مرتع

6/1

94/8

8/31

16/

78/

لوم رسی

4

 

6/8

93/6

46/8

1/7

7/6

لوم رسی

5

 

 

 

 

 

 

 

 

 

2/8

95/8

17

7/0

7/7

رسی

1

باغ سیب

2/3

94/4

262/

7/0

7/7

رسی

2

25/

95/1

4/1

5/0

7/7

رسی

3

22/

744/

10/9

1/1

7/7

رسی

4

2/4

94/5

20/8

8/0

77/

رسی

5

 

 

 

 

 

 

 

 

2/7

89/2

36/9

1/1

7/8

رسی

1

 

1/8

835/

17/4

/01

78/

رسی

2

 

18/

558/

95/

/09

7/5

لوم رسی

3

زراعت

2/8

783/

19/4

1/5

77/

رسی

4

 

2

84/2

207/

3/1

7/6

رسی

5

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

3/4

90

577/

3/4

7/7

رسی

1

 

60- 30

3/1

939/

68/6

1/3

7/6

رسی

2

 

3/3

93/2

26/3

3/1

77/

رسی

3

مرتع

3/5

91/9

34

4/5

7/7

لوم رسی

4

 

33/

94/5

37/2

5/4

7/5

رسی

5

 

 

 

 

 

 

 

 

 

1/5

98/7

21/9

5/0

7/7

لوم رسی

1

باغ سیب

1/8

966/

38/5

5/0

8/04

رسی

2

12/

927/

19/5

5/0

7/7

رسی

3

0/8

579/

18

2/1

7/7

رسی

4

1/8

928/

22/4

/07

79/

رسی

5

 

 

 

 

 

 

 

 

2/5

967/

54/1

9/0

79/

رسی

1

 

1/8

91/5

42/3

/07

7/6

رسی

2

 

1/3

785/

83/

/08

7/6

رسی

3

زراعت

1/8

77/5

27

1/5

7/6

رسی

4

 

1/7

973/

208/

/08

7/5

رسی

5

 

pH: واکنش، EC: هدایت الکتریکی، CCE: درصد کربنات کلسیم معادل، WAS: خاکدانه­های پایدار در آب، OC: کربن آلی.

 

 

شکل 2 - مقایسه میانگین­های شاخص­های اکوفیزیولوژیک در کاربری­های مختلف (05/0P).

A: تنفس پایه، B: تنفس ناشی از بستره، C: نسبت تنفس ناشی ازبستره بر تنفس پایه، D، E و F به ترتیب کربن، نیتروژن و فسفر بیوماس میکروبی، G: سهم میکروبی، H: سهم متابولیک.

 

 


 

 

جدول2- معادلات حاصل از رگرسیون چند متغیره در 30 نمونه مورد آزمایش

روابط آماری

R2

BR = 0002/0 HWEC +022/0 Pmic +04/0 qCO2+005/0 Cmic -  137/0

**93/0

SIR = 002/0 HWEC – 017/0 Cmic – 051/0 Silt% + 087/2

**75/0

Cmic = 87/9 OC% + 47/1 qmic + 262/0 Nmic – 41/20

**89/0

Nmic = 554/0 Cmic + 016/0 SAEC + 299/1

**68/0

Pmic = 066/0 CWEC + 92/4 BR - 213/0 Silt% + 195/5

**86/0

qCO2=143/0-  qmic  067/0-CCE  52/0-SIR/BR + 143/0 Clay 132/2 +% SIR -3/0 CWEC +   279/2

**77/0

qmic = - 77/0 qCO2 –  653/0SIR/BR –  138/4 OC% +  285/Cmic + 867/20

**71/0

CWEC = 645/7 Pmic + 218/2 Silt  % + 858/63pH -  87/ 547

**82/0

HWEC = 842/218 OC% + 213/0 SAEC+ 36/120 SIR + 089/21 Silt% – 63/849

**96/0

SAEC = 66/1 HWEC – 693/330 OC% + 12/501

**65/0

%OC = 003/0 HWEC + 021/0 CCE% 034/0+ Sand%   0006/0 -SAEC  353/0 -

**96/0

BR: تنفس پایه، SIR: تنفس ناشی از بستره، Cmic: کربن بیوماس میکروبی، Nmic: نیتروژن بیوماس میکروبی، Pmic: فسفر بیوماس میکروبی، CWEC: کربوهیدرات­های محلول در آب سرد، HWEC: کربوهیدرات­های محلول در آب داغ، SAEC: کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک، qCO2: سهم متابولیک، qmic: سهم میکروبی، OC%: درصد کربن آلی خاک، pH: واکنش خاک، EC: هدایت الکتریکی خاک، CCE%: درصد آهک فعال خاک، Sand%: درصد شن خاک، Silt%: درصد سیلت خاک، Clay%: درصد رس خاک، %WAS: درصد خاک­دانه­های پایدار در آب، R2: ضریب تبیین.


 

 

سهم متابولیک

بیشترین میزان سهم متابولیک در کاربری باغ سیب عمق 30 - 0 و کمترین میزان سهم متابولیک در کاربری مرتع است. سهم متابولیک در عمق 30 – 0 سانتی­متری در کاربری باغ 5/137 درصد نسبت به کاربری مرتع افزایش نشان داد. افزایش سهم متابولیک در کاربری باغ سیب احتمالاً ناشی از تنش مصرف بی­رویه سموم دفع آفات است. وقتی میزان تنش بوم­نظام­ زیاد است مقادیر سهم متابولیک بالا خواهد بود (آندرسون 1994؛ اسپارلینگ 1997). با توجه به جدول (2) سهم متابولیک با سهم میکروبی خاک، میزان آهک خاک، نسبت تنفس ناشی از بستره بر تنفس پایه و کربوهیدرات­های محلول در آب سرد خاک رابطه منفی و با رس خاک و تنفس ناشی از بستره رابطه مثبت دارد. واردل و قانی (1995) در استفاده از سهم متابولیک به عنوان یک شاخص زیستی[10] تردید دارند زیرا قادر به تشخیص اثرات تنش به­هم­خوردگی خاک نمی­باشد. 

 

 سهم میکروبی

از لحاظ سهم میکروبی خاک در بین کاربری­ها و اعماق مورد مطالعه خاک اختلاف معنی­داری وجود ندارد (شکل 2). روابط آماری حاصله در جدول 2 نشان می­دهد رابطه بین سهم متابولیک و SIR/BR و کربن آلی با سهم میکروبی خاک منفی و رابطه بین کربن بیوماس میکروبی خاک با سهم میکروبی خاک مثبت است. سهم میکروبی رابطه کربن میکروبی را با کربن آلی خاک نشان می‌دهد. از روی این نسبت می‌توان دینامیک کربن در خاک را بررسی کرد. نسبت­های بالاتر از این اعداد نشانگر تجمع کربن در خاک و بر عکس نسبت­های پایین بیانگر اتلاف یا کاهش کربن است (علی‌اصغرزاد 1390). لذا در کاربری­های مورد مطالعه تعادل کربنی برقرار است.

مواد آلی خاک

کربوهیدرات­های محلول در آب سرد

با توجه به شکل (3) تغییر کاربری اراضی باعث تغییر سطح کربوهیدرات­های محلول در آب سرد شده­است. این تغییرات نسبت به کاربری مرتع  در کاربری­ باغ و زراعت در عمق 30 – 0 سانتی­متری به ترتیب 31/64 و 93/56 درصد کاهش یافته است. در کاربری مرتع با تغییر عمق خاک نسبت به خاک سطحی کربوهیدرات­های محلول در آب سرد 63/74 درصد کاهش یافت. با توجه به جدول (2) رابطه بین فسفر بیوماس میکروبی، درصد سیلت و pH با کربوهیدرات­های محلول در آب سرد مثبت است.


 

 

شکل 3- مقایسه میانگین­های کربوهیدرات­های خاک در کاربری­ها و عمق­های مورد مطالعه (05/0P)

 

A، B وC به ترتیب کربوهیدرات­های محلول در آب سرد، محلول در آب گرم و محلول در اسید سولفوریک ، D: کربن آلی خاک

 

 


کربوهیدرات­های محلول در آب داغ

با توجه به شکل (3) کربوهیدرات­های محلول در آب داغ نسبت به کاربری مرتع  در کاربری­ باغ و زراعت در عمق­های 30 – 0 و 60 - 30 سانتی­متری به ترتیب 26/59، 67/54 و 68/61، 68/51 درصد کاهش یافته است. در کاربری­های مرتع، باغ سیب و زراعت با تغییر عمق خاک نسبت به خاک سطحی کربوهیدرات­های محلول در آب داغ به ترتیب 11/68، 51/64 و 78/59  درصد کاهش یافت. با توجه به نتایج حاصل از تجزیه رگرسیون چند متغیره (جدول 2) رابطه کربوهیدرات­های محلول در آب داغ با کربن آلی خاک، کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک و تنفس ناشی از بستره خاک و درصد سیلت خاک مثبت است. کربوهیدرات­های قابل عصاره­گیری با آب داغ در پاسخ به تغییرات کوتاه مدت مدیریتی بسیار سریع­تر ازکربن آلی خاک تغییر می­کنند (هاینز و همکاران 1991).

 

کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک

با توجه به مقایسه میانگین­ها (شکل 3) از لحاظ کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک در بین کاربری­ها مورد مطالعه اختلاف معنی­داری وجود ندارد. در کاربری مرتع با افزایش عمق خاک کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک 77/71 درصد کاهش یافته است. در دیگر کاربری­ها افزایش عمق خاک تأثیری بر روی پارامتر مذکور ندارد. با توجه به جدول (2) کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک رابطه مثبت با کربوهیدراتهای محلول در آب داغ خاک و رابطه منفی با درصد کربن آلی خاک دارد.

 

کربن آلی خاک

با توجه به شکل (3) کربن آلی خاک نسبت به کاربری مرتع  در کاربری­ باغ و زراعت در عمق­های 30 – 0 و 60 - 30 سانتی­متری به ترتیب 81/63 ، 15/57 و 99/66 ، 77/44 درصد کاهش یافته است. در کاربری­های مرتع، باغ سیب با تغییر عمق خاک نسبت به خاک سطحی کربن آلی خاک به ترتیب 77/50 و 68/41 درصد کاهش یافت. با توجه به نتایج حاصل از تجزیه رگرسیون چند متغیره (جدول 2) رابطه بین کربوهیدرات­های محلول در آب داغ، آهک خاک و درصد شن خاک  با متغیر وابسته (کربن آلی خاک) مثبت، و رابطه بین کربوهیدرات­های محلول در اسید سولفوریک خاک با کربن آلی خاک منفی است.

ماده آلی خاک شامل دو بخش مواد هوموسی و ترکیبات سهل­الوصول[11] می­باشد. ذخایر مواد آلی تعریف شده در بخش سهل­الوصول عبارتند از: ذرات مواد آلی[12]، کربن بیوماس میکروبی، کربن محلول، کربن قابل معدنی شدن و کربن قابل استخراج با عصاره­گیرهای مختلف (هاینز و همکاران 2005). آزمایش­های مزرعه­ای نشان داده ­است که مدیریت موجب تغییر در وضعیت مواد آلی می­شود و این تغییر در ذخایر سهل­الوصول به­طور سریع کربن آلی یا نیتروژن کل خود را نشان می­دهد (کمپل و همکاران 1999). یکی دیگر از ذخایر ناپایدار کربن خاک، مواد آلی محلول است که متشکل از ترکیبات آلی آلیفاتیک، فنل­ها، اسیدهای فنلی، اسیدهای آمینه آزاد، کربوهیدرات­ها و مجموعه­های مولکولی اسیدهای هیومیک با وزن مولکولی متفاوت می­باشد (استونسون 1994). در حدود 25-5 درصد مواد آلی خاک را کربوهیدرات­ها تشکیل می­دهند که اغلب به فرم پلی­ساکارید می­باشند (چشایر 1979). برخی از محققان گزارش کرده­اند که اندازه خاکدانه­ها در حالت مرطوب با کاهش مقدار کربوهیدرات­های خاک، کاهش می­یابد (مباگوا و همکاران 1998). انجام عملیات­ کشاورزی نظیر شخم باعث بهبود تهویه خاک و تسریع تجزیه مواد آلی خاک و افت آن شده، که محققان دیگری چون محمدیان و ملکوتی (1381) و علی­اصغرزاد (1390) نتایج مشابهی را گزارش کردند.

 

نتیجه گیری کلی

تغییر کاربری اراضی از مرتع به باغ سیب و زراعت در منطقه مورد مطالعه باعث افت شاخص­های اکوفیزیولوژیک خاک شد. بالاترین سطوح تنفس پایه، تنفس ناشی از بستره، کربن بیوماس میکروبی، نیتروژن بیوماس میکروبی، فسفر بیوماس میکروبی و مواد آلی خاک در کاربری مرتع بوده و تغییر کاربری اراضی باعث افت شدید شاخص­های مذکور در کاربری­های زراعت و باغ سیب شده­است لذا تغییر کاربری  انجام یافته تهدیدی بر کیفیت و سلامت خاک در منطقه مورد مطالعه است.

 



[1]Basal respiration

[2]Substrate induced respiration

[3] Microbial biomass carbon

[4]Microbial biomass nitrogen

[5]Microbial biomass phosphorus

[6]Soil carbohydrates

[7] Cold water extractable carbohydrates

[8] Hot water extractable carbohydrates

[9]Sulfuric acid water extractable carbohydrates

[10] Bio-Indicator

[11]labile

2Particulate Organic Matter (POM)

منابع مورد استفاده
علی اصغرزاد ن، 1389. میکروبیولوژِی و بیوشیمی خاک، ترجمه، چاپ دوم، انتشارات دانشگاه تبریز.
علی اصغرزاد ن، 1390 . روش‌های آزمایشگاهی در بیولوژی خاک. ترجمه، چاپ دوم،  انتشارات دانشگاه تبریز.
محمدیان م و ملکوتی م.ج، 1381. ارزیابی تأثیر دو نوع کمپوست بر خصوصیات فیزیکی و شیمیایی خاک و عملکرد ذرت. مجله علوم خاک و آب جلد 16- شماره 2. ص. 151-144.
یوسفی­فرد م، خادمی ح و جلالیان ا، 1385. تنزل کیفیت خاک طی تغییر کاربری اراضی مرتعی منطقه چشمه علی استان چهار محال و بختیاری. علوم کشاورزی و منابع طبیعی فروردین- اردیبهشت 1386; 14(ویژه نامه منابع طبیعی (ضمیمه)):38-28.
Aliasgharzad N, Jafarzadeh A, Alipour L and Tavassoli A, 2010. Assessing land use impacts on soil quality using biological indicators. Proceedings of 16th AAS and 1st ISAT, Bangkok, Thailand.
Anderson TH, Domsch, KH, 1986. Carbon assimilation and microbial activity in soil. Zeitschrift fur Pflanzenernahrung and Bodenkunde. 149:457- 486.
Anderson TH, 1994. Physiological analysis of microbial communities in soil: Applications and limitations. In: Beyond the Biomass. Ritz k D J and Giller, k E (eds.). John Wiley, pp. 67-76.
Bewket W, Stroosnijder L, 2003. Effects of agroecological land use succession on soil properties in Chemoga watershed, Blue Nile basin, Ethiopia. Geoderma., 111:85-98.
Blakemore LC, Searle PL, Daley BK, 1972. Methods for Chemical Analysis of Soils. New Zealand Soil Bureau Report 10 A. GovernmentPrinter,Wellington.
Bouyoucos GJ, 1962. Hydrometer method improved for making particale size analysis of Soils. Agronomy Journal. 54:464-465.
Brooks PC, Powlson DS, Jenkinson DS, 1982. Measurement of microbial biomass phosphorous in Soil. Soil Biology and Biochemistry. 14: 319- 329.
Brookes PC, Landman A, Pruden, Jenkinson DS, 1985. Chloroform fumigation and the release of soil nitrogen: a rapid direct extraction measure microbial biomass nitrogen in Soil. Soil Biology and Biochemistry. 17: 837-842.
Campbell CA, Lalond GP, Biederbeck O, Wen G, Schoenau J and Hahn D, 1999. Seasonal trends in Soil biochemical attributes: Effect of crop management on a black Chernozem. Canadian Journal of Soil Science. 79:85-97.
Cheshire MV, 1979. Nature and Origin of Carbohydrates in Soil. Academic Press., London.
Chuluun T, Ojmia D, 2002. Land use change and carbon cycle in arid land use east and central Asia. Science in china.45: 48-54. 
Dick WA, 1984. Influence of long-term tillage and crop rotation combinations on soil enzyme activities. Soil. Sci. Soc. Am. J. 48:569-574.
Doran JW, 1980. Soil microbial and biochemical changes associated with reduced tillage. Soil Science Society of America Journal. 44: 756-771.
Doran JW, 1987. Microbial biomass and mineralizable nitrogen distribution in no- tillage and plowed soils. Biology and Fertility of Soils. 5: 68- 75.
Dubois M, Gilles KA, Hamilton JK, Rebers PA and Smith F, 1956. Colorimetric method of determination of sugars and related substances. Analytical Chemistry. 28: 350-356.
FAO, UNDP and UNEP. 1994. Land degradation in south Asia: its severity causes and effects upon the people. World Soil Resources Reports No. 78.
Follet RF, Schimel DS, 1989. Effect of tillage practices on microbial biomass dynamics. Soil Science Society of America Journal. 53: 1091-1096.
Gupta VVSR, Germida JJ, 1988. Distribution of microbial biomass and its activity in different soil aggregate size closes as affected by cultivation. Soil Biology and Biochemistry. 20: 777-786.
Haynes RJ, 2005. Labile organic matter fractions as central components of the quality of agricultural soils: An overview. Advances in Agronomy. 85: 221-268.
Isermeyer H, 1952. Eine einfache Methode zur Bestimmung der Bodenmung und der Carbonate im Boden. Zpflanzenernaehr Bodenkd. 56:26-38.(In German)
Islam KR, Weil RR, 1998.  Land use effect on soil quality in tropical forest ecosystem of Bangladesh. Agriculture, Ecosystems and Environment. 79: 9-16.
Jackson ML, 1958. Soil Chemical Analysis. Prentice- Hall Inc.
Kounu K, Lukito HP, Ando T, Brookes PC, 1994. Microbial biomass P dynamics in soil. Trans 15th World Congr Soil Sci Vol, 4b. Acapulco, Mexico, pp. 85-86. 
Lal R, Mokma D, Lowery B, 1999. Relation between soil quality and erosion, In: Lal R (eds.). Soil Quality and Soil Erosion, 39-56, Soil and Water Conservation Society and CRC Press, Boca Raton.
Martens R, 1991. Methodenzur quanttitativen Bestimmung undcharakterisierungder mikrobiellen Biomasse in Boden. Eigenverlag des Institutes fur Bodenbiobgie der FAL Braunschweig.
Mbagwa JSC, and A Piccolo, 1998. Water-dispersible clay in aggregates of forest and cultivated soil in southern Nigeria in relation to organic matter constituents. PP.71-83. In: Bergstrom, L Kirchman, (Eds.). Carbon and Nutrient Dynamic in Tropical Aricultural Ecosystems. CAB International, Wallingford, UK.
Page MC, Sparks DL, Woll MR and Hendricks GJ, 1987. Kinetics andmechanisms of potassium release from sandy Middle Atlantic coastal plain Soils. Soil Sci. Soc. Am. J. 51:1460-1465.
 
Railey JP and Sinhaseni P, 1957. The determination of ammonia and total ionic nitrogen in sea water. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom. 36: 161- 168.
Schwedt G, Schnepel FM, 1981. Analytisch-chemisches Umweltpraktikum An- leitungen zur Untersuchung von Luft, Wasser und Boden“, Georg Thieme Verlag Stuttgrat. New York, S. 33-36.
Sparling GP, 1997. Soil microbial biomass, activity and nutrient cycling as indicators of soil health. In: Pankhurst CE, Doube BM, Gupta VVSR (eds.). Biological Indicators of Soil Health. CAB International Wallingford, pp. 97- 119.
Sparling GP, West AW, 1988. A direct extraction method to estimate soil microbial C: Calibration in situ using microbial respiration and C14 labeled cells. Soil Biology and Biochemistry. 20: 337- 343.
Sparling G, Vojvodic-Vukovic M and Schipper L A, 1998. Hot-water- soluble C as a simple measure of labile soil organic matter: the relationship with microbial biomass C. Soil Biology and Biochemistry. 30(10-11): 1469-1472.
Stevenson FJ, 1994. Humus Chemistry: Genesis, Composition. Reactions. John Wiley Pub., New York.
Tate KR, Salcedo I, 1988. Phosphorus control of soil organic matter accumulation and cycling. Biogeochem. 5: 99- 107.
Wang W, Guo J and Oikawa T, 2007. Contribution of root to soil respiration and carbon balance in disturbed and undisturbed grassland communities, northeast China. Journal of Biosciences
32: 375- 384.
Wardle DA, Ghani A, 1995. A critique of the microbial metabolic quotient (qCO2). As a bioindicator of disturbance and ecosystem development. Soil Biology and Biochemistry. 27: 1601- 1610.