تحقیقات فراوانی که صورت گرفته بیانگر این مطلب بوده است رابطه بین تجمع نیترات در خاک و غلظت آن در آبهای زیرزمینی و در سیستم های مختلف گیاهی هنوز به طور کامل شناخته نشده است، اما نشان دهنده این موضوع است که همبستگی زیادی بین شستشوی نیترات و فاکتورهای محیطی و مدیریتی وجود دارد.
یاداو[۶] (۱۹۹۲) نشان داد که ۶۸ درصد از NO3- – N به طور دقیق از منطقه ریشه خارج شده و حدود ۲۰ درصد نیز در این منطقه تمرکز یافته است که در طول سال به سمت آبهای زیرزمینی حرکت خواهند کرد.
داویس[۷] (۱۹۹۵)طبق برآوردی که انجام دادند به این نتیجه رسیدند که میزان NO3- – N شستشو یافته در زمینهای کشاورزی بریتانیا در یک دوره ۵۰ ساله به ۳۶ کیلوگرم نیترات در هکتار افزایش یافته است و حدود یک سوم این مقدار نیز نیترات باقی مانده در خاک بوده است.
پتروویس[۸](۱۹۹۴) مطالعاتی روی چمن انجام داد و دریافت که میزان جذب نیتروژن توسط گیاه از ۵ تا ۷۴ درصد کود به کار رفته متغیر است و این مقدار بستگی به میزان آب به کار رفته، نوع کود، نوع گیاه و تا حدی دمای خاک دارد.
همچنین میزان شستشوی نیترات را بین ۰ تا ۸۰ درصد از میزان کود به کار رفته گزارش دادهاند هر چند بیشتر مقادیر مشاهده شده کمتر از ۱۰ درصد بیان شده است. فاکتور اصلی و تاثیرگذار در شستشوی نیترات نوع خاک، دور آبیاری، منبع نیتروژن، میزان کود مصرفی و فصل کاربرد ذکر گردیده است.
تارکالسن[۹] (۲۰۰۶) با در نظر گرفتن ۷۵ درصد آب مورد نیاز آبیاری و آبیاری کامل بر روی ذرت نشان داد که شستشو و کاهش نیترات تحت رژیم کم آبیاری به رطوبت خاک زیر ناحیه ریشه بستگی داشته است و این کاهش نیترات معنیدار بوده است. باوور[۱۰] (۱۹۹۰)گزارش داد که غلظت نیترات در آب منطقه ریشه گیاهان در محدوده ۱۰۰ – ۵ میلی گرم در لیتر درحال تغییر است که غلظت ۴۰ – ۲۰ میلی گرم در لیتر بیشترین مقادیری است که مشاهده شده است.
آ.ک. آلوا[۱۱](۲۰۰۶) با تحقیقی که بر روی مرکبات انجام داد به این نتیجه رسید که حدود ۱۵ درصد از نیترات به زیر ناحیه ریشه انتقال یافته و همچنین دریافت که برآورد مدل LEACHM از میزان شستشوی نیترات خیلی نزدیک به میزان واقعی است.
جانسن[۱۲] (۱۹۹۷) با کاربرد ازت نشان داد در مراتع و مزارع شبدر در مناطقی که بارندگی سالیانه بیش از ۷۵۰ میلیمتر است میزان ازت خروجی از طریق آبشویی به ترتیب ۳۷ و ۵۴ درصد ازت مصرفی بوده است.
وایدنفلد در سال (۲۰۰۰) به این نتیجه رسید که اگر در یک دوره کوتاه نیشکر تحت استرس آبی قرار بگیرد و سپس وضع به حالت عادی برگردد گیاه این توانایی را دارد که اثر تنش کوتاه مدت را جبران کند.
بهمنی و همکاران(۱۳۸۸) به بررسی میزان تجمع نیترات و آمونیوم در نیمرخ خاک تحت رژیم های آبی و کودی مختلف با بهره گرفتن از مدل LEACHM پرداختند و نتیجه مقایسه مقادیر شبیه سازی این فاکتورها را در نیمرخ خاک با داده های به دست آمده از مزرعه قابل قبول دانستند.
کاویانی و همکاران ( ۱۳۸۹ ) : در تحقیقی در مزرعه آموزش و پژوهشی دانشکده کشاورزی کرج با هدف شناسایی عوامل موثر بر بالا بودن غلظت نیترات آبشویی شده و همچنین ارائه راهکارهای مناسب برای کاهش میزان آبشویی نیترات و حفظ کیفیت سفره آب زیر زمینی کرج، سامانه اطلاعات جغرافیایی ( GIS ) را برای نمایش روند تغییرات مکانی و زمانی آبشویی نیترات و مدل کامپیوتری NLEAP را پس از کالیبراسیون، جهت بررسی وضعیت سفره آب زیرزمینی تحت تاثیر اجرای سناریوهای مختلف مدیریت آب و کود مورد استفاده قرار دادند. در نهایت دستیابی به بهترین وضعیت کیفی سفره آب زیر زمینی در مدیریت توأمان آبیاری و کود دهی در سطح مزارع بدست آمد.
در یک تحقیق توسط سادک[۱۳] و همکاران ( ۲۰۰۲ )، از مدل DRAINMOD-N برای شبیه سازی انتقال نیترات در یک منطقه شنی به مدت ۳۰ سال استفاده شده. در این بررسی کشت متناوب ذرت فرض شده بود.
مقایسه بین داده های اندازه گیری شده و متغییرهای شبیه سازی شده نشان داد که غلظت نیترات در خاک و آب زهکشی با مدیریت مناسب کوددهی، شرایط اولیه و عمق بازندگی و توزیع آن کنترل شده است.
لاوری[۱۴] ( ۱۹۹۸ ) گزارش کرد: علت تخریب اکوسیستم در خلیج مکزیک ورود جریانهای زیرزمینی حاوی غلظت های بالای نیترات از اراضی کشت سیب زمینی در امریکا شناسایی شده است. و طی تحقیقی راههایی نیز برای کاهش نفوذ عمقی آب و آبشویی نیترات از این اراضی شنی پیشنهاد شد. با تغییر الگوی مصرف کود و روش آبیاری علاوه بر حفظ مقدار تولید محصول، روند افزایشی آلودگی منابع آب به غلظت های زیادی نتیرات را کنترل نمودهاند.
نبیپور و همکاران ( ۱۳۹۰ ) در یک تحقق آزمایش با بهره گرفتن از شرایط گلخانه تیمارهای مختلف کودی شامل کود اوره، کود گاوی و لجن فاضلاب شهری را به ستون خاک اضافه کردند و پس از آبشویی به اندازه گیری غلظت نیتراتها پرداختند. نتایج نشان داد که در آبیاری اول غلظت نیترات به طور معنی داری بیشتر از سایر دورهای آبیاری بود و بیشترین میزان نیترات نیز مربوط به تیمار کود اوره بود. علاوه بر این توزیع نیترات در ستون خاک نشان داد که از سطح تا عمق ۲۰ سانتی متری خاک مقدار نیترات افزایش و پس از آن کاهش یافت.
روی[۱۵] ( ۲۰۰۱ ) مدل NLEAP را بر روی مزارع ذرت و گوجه فرنگی مورد استفاده قرار دارند. و پس از کالیبراسیون و اعمال مدیریت های مختلف، مدیریت توأمان آب و کود را به صورت کاربرد سامانه های باراندمان بالاتر آبیاری، تعیین زمان و مقدار مناسب کود و همچنین پیش بینی زمان بارندگی به عنوان بهترین روش های مدیریتی کنترل و کاهش آبشویی نیترات به سمت سفره آب زیرزمینی در کنار دستیابی به حداکثر محصول را مطرح نمودند.
فولت و همکاران(۱۹۹۵) در تحقیقی مدیریت مصرف نیتروژن را جهت بررسی کیفیت آب زیرزمینی و سودبخشی مزرعه مطالعه کردند و نشان دادند که بارندگی یا آبیاری یک تا دو روز پس از کود پاشی سبب بیشترین میزان آبشویی نیترات در زیر منطقه توسعه ریشه ها خواهد بود. در این تحقیق نتایج به دست آمده از مزرعه با خروجی مدل NLEAP انطباق زیادی نشان میدهد.
فرایند حرکت آب و آبشویی نیتروژن در پروفیل خاک بسیار پیچیده است. ولی شناخت چگونگی حرکت نیتروژن در پروفیل خاک و عوامل موثر برحرکت آن، کمک موثری در جلوگیری از تلفات عناصر غذایی، جلوگیری از آلودگی آبهای سطحی و زیرزمینی و خاک و به طور کلی مدیریت صحیح و کاهش آبشویی نیترات از منطقه رشد ریشه می نماید( رهبری و همکاران، ۱۳۸۵).
۱-۳-اهمیت نیتروژن
نیتروژن از عناصر ضروری گیاه بوده و نقش بسیار مهمی در تغذیه گیاه دارا می باشد. این عنصر در جزء ساختمان کلروفیل، در ترکیب ساختمان نوکلئیکاسیدها(RNA و DNA) و در ساختمان پروتئین ها نقش های عمده ای دارد، همچنین افزایش دهنده فعالیت و توسعه ریشه بوده و در جذب سایر عناصر غذایی و برای مصرف کربوهیدارتها مورد نیاز است. نیتروژن بیشتر از هر عنصر دیگر عامل محدود کننده رشد میباشد. به دلیل آنکه این عنصر به مقدار زیاد به وسیله گیاهان از خاک جذب می شود، بنابراین تأمین نیتروژن قابل استفاده کافی در خاک برای رشد بهینه از اهمیت ویژه ای برخوردار است.( یثربی و همکاران، ۱۳۸۲)
۱-۴-شکل های مختلف نیتروژن در خاک
۱-۴-۱- نیتروژن موجود در مواد آلی خاک
نیتروژن آلی قسمت قابلتوجه از نیتروژن کل خاک را تشکیل میدهد. بنابراین براساس گزارش(استیونسون[۱۶] ، ۱۹۹۶) شکل های نیتروژن آلی در برگیرنده آمینو اسیدها، قندهای آمین دار، آمونیومی، غیر محلول در اسید[۱۷]، قابل هیدرولیز ناشناخته[۱۸] هستند. تعیین ترکیبات آلی موجود در خاک نیازمند جداسازی مواد آلی از مواد معدنی خاک است.
۱-۴-۲- نیتروژن غیر آلی
نیتروژن معدنی بیشتر به شکل آمونیوم(NH4-N) و نیترات(NO3-N) در خاک یافت میشود. در خاک های با PH بالا گاهی مقدار کمی نیتریت نیز ممکن است یافت شود، اما نیترات فرم اصلی و غالب می باشد. آمونیوم به سه شکل قابل تبادل، تثبیت شده و مقدار کمی به صورت محلول در خاک یافت می شود.
۱-۴-۳- نیتروژن گازی موجود در خاک
گاز نیتروژن به شکل ترکیبات N2O و N2 در خلل و فرج خاک یافت می شود و می تواند با ترکیبات گازی اتمسفر تبادل نماید. نیتروژن موجود در خلل و فرج خاک توسط میکروبهای موجود در ناحیه ریشه ثبیت می شود.
۱-۵- چرخه نیتروژن در خاک
اشکال مختلف در خاک به یکدیگر قابل تبدیل بوده و تحت تأثیر دگرگونی های مختلف در محیط به صورت چرخه در میآیند. مراحل دگرسانی شامل معدنی شدن( آمینهشدن، آمونیفیکاسیون[۱۹]، نیتریفیکاسیون[۲۰]) تثبیت شدن و تثبیت آمونیوم(توسط رس معدنی و مواد آلی خاک) می باشد.
۱-۵-۱- معدنی شدن
بزرگترین منبع عناصر غذایی در بسیاری از خاک هایی که باکود تقویت نمی شوند ترکیبات آلی می باشد. مرحله ای که نیتروژن آلی خاک معدنی میشود را مرحله میکروبی مینامند که در این مرحله اشکال نیتروژن آلی در خاک به اشکال غیرآلی(آمونیوم، نیترات و نیتریت) تبدیل میشود. معدنی شدن در سه مرحله تحت عناوین آمینهشدن، آمونیاکسازی و نیتراتسازی انجام میشود. مراحل اول و دوم به کمک موجودات دگرساز و مرحله سوم به وسیله باکتری های خودساز انجام می شود( پاراسادو پاور[۲۱] ، ۱۹۹۷). تحت شرایط مطلوب سالیانه حدود چهار درصد نیتروژن خاک معدنی می شود. یکی از این شرایط مناسب بودن نسبت کربن به نیتروژن (C/N) که حدود ۱ به ۱۲ است می باشد. اضافه کردن موادی مثل کلش ذرت، گندم و جو با عنایت به اینکه نسبت (C/N) بالاتری دارند(بیش از ۱۰۰) سبب افزایش جمعیت میکروبی و در نتیجه بروز کمبود نیتروژن خواهد گردید.
از آنجا که نخستین ماده ای که در اثر معدنی شدن نیتروژن ایجاد می شود، آمونیاک است لذا به این فرایند آمونیفیکاسیون نیز می گویند.
۱-۵-۲- نیتریفیکاسیون
در فرایند نیتریفیکاسیون، NH4+ توسط گروه ویژه ای از باکتریهای خاک اکسید شده و ابتدا نیتریت حاصل می شود، سپس نیتریت حاصل شده نیز توسط گروهی از باکتریها به نیترات اکسیده می شود.
۲NH2+ + ۳O2= 2NO2- + ۲HN2O + 4H+
۲NO2- + O2 = ۲NO3—
فرایند نیتریفیکاسیون به فاکتورهای محیطی از قبیل دما ، رطوبت و PH خاک حساس است. این فرایند به میزان قابل توجهی تحت تأثیر دما است. به طوریکه در دمای پایین تر از C°۵ و بالاتر از C°۴۰ خیلی کند می شود. نیترات سازها به H+ حساس هستند و فعالیت آن ها در PH کمتر از ۶ کاهش یافته و در PH کمتر از ۵ ناچیز می باشد. PH بهینه برای نیتراتسازها ۶/۶ تا ۸ و یا بیشتر است. تمام نیترات سازها به اکسیژن نیازمندند و در غیاب اکسیژن نیترات سازی متوقف می شود. به همین دلیل نیترات سازی به ساختمان خاک و مقدار آب حساس است.
۱-۵-۳- دنیتریفیکاسیون
نیتراتزدایی به معنی احیای نیترات و نیتریت به No ، N2O و N2 بوده و تابع غلظت نیترات، واکنش خاک، درجه حرارت، مواد آلی و غیره می باشد. میزان هدررفت نیتروژن گازی شکل از طریق نیترات زدایی کودهای نیتروژنه به دلیل تنوع عوامل کنترل کننده آن بسیار متفاوت می باشد. فرایند دنیتریفیکاسیون نیز تحت تأثیر رطوبت خاک، دما و PH قرار می گیرد. رطوبت خاک یک فاکتور کلیدی مهم در تنظیم این فرایند است که نشان دهنده موجودیت اکسیژن در خاک برای تنفس موجودات هوازی خاک است.
۱-۵-۴- تثبیت
تثبیت نیتروژن هنگامی رخ میدهد که نیتروژن غیر آلی موجود در خاک از طریق فعالیتهای میکروبی به اشکال آلی تبدیل شود. تثبیت نیتروژن خاک یا کودهای نیتروژنی زمانی اتفاق میافتد که میزان زیادی ترکیبات کربندار(پسماند کاه غلات و نیشکر) در خاک به کار میرود. اضافه کردن مواد چوبی بدون اضافهکردن کودهای نیتروژنی موجب کاهش نیتروژن خاک میشود. زمانی که درصد نیتروژن خاک از ۵/۱ درصد تا ۲/۱ کمتر و یا نسبت (C/N) بیشتر از ۳۰ شود تثبیت نیتروژن اهمیت بیشتری می یابد(شپرش ۱ و موزیر۲ ، ۱۹۹۱) اضافه نمودن کودهای نیتروژنی با موادآلی با مقدار نیتروژن بالا می تواند خسارت ناشی از تثبیت نیتروژن در خاک را کاهش دهد.
۱-۶- آبشویی نیتروژن
۱-۶-۱- آبشویی نیترات
در شرایط غیر اشباع هنگامی که رطوبت خاک کمتر از ظرفیت زراعی باشد، جابجایی نیترات در محلول خاک به دلیل وجود شیب غلظت عمدتا از طریق پخشیدگی در مقایسه با جریان توده ای بسیار ناچیز است. آبشویی یک فرایند غیر زنده بوده و از طریق پخشیدگی و انتشار صورت می گیرد. معادله ای که معمولا برای انتشار و پخشیدگی بکار می رود و در آبشویی نیترات نیز کاملا صادق است به صورت رابطه زیر میباشد:
C غلظت نیترات (میلی گرم بر لیتر) ، D میانگین ضریب انتشار ظاهری (سانتی متر مربع بر روز) ، V0 میانگین شدت جریان در منافذ (سانتی متر بر روز)، که با تقسیم سرعت جریان آب به مقدار رطوبت حجمی خاک به دست می آید. Z فاصله خطی در جهت جریان (سانتی متر)، و T زمان (روز) است. معادله فوق برای خاک های یکنواخت و حالت ماندگار آب خاک صادق است. معادله نشان می دهد که شدت جریان با حجم آبشویی متناسب بوده و با رطوبت حجمی خاک رابطه عکس دارد.
ضریب انتشار نیترات در خاکهای مختلف بر پایه اندازه رطوبت آنها متفاوت بوده و از ۵/۰ تا ۵/۱ سانتیمتر بر روز تغییر می کند. لکن مسافت طیشده با جریان روان بسیار بیشتر از رقم فوق می باشد.
۱-۶-۲- آبشویی آمونیوم
به طور کلی تصور میشود که نیتروژن آمونیومی در خاک رسوب مینماید و یا نیتروژن آمونیومی تولید شده در خاک کاملا متحرک است به خصوص زمانی که با نیتروژن نیتراتی مقایسه می شود. آبشویی نیترات از خاک به طور وسیع توسط برادی[۲۲] (۱۹۹۰) مورد بحث قرار گرفت و این محقق فقط پنج سرنوشت یعنی اختصاص به میکروارگانیسم ها، تصعید به اتمسفر، نیتریفیکاسیون، جذب به وسیله گیاه و تثبیت بین لایه ای را برای آمونیوم در نظرگرفت و به آبشویی آمونیوم اشاره ای ننمود. اگرچه آبشویی نیترات به صورت وسیعی در مدیریت خاک ها مورد توجه قرار گرفته است. اما از پتانسیل هدر رفت آمونیوم به وسیله آبشویی به طور کلی صرف نظر می شود. فرض اینکه آمونیوم روی مکان های قابل تبادل کاتیونی نگه داشته می شود بر پایه این مشاهدات است که نیترات درون خاک بسیار متحرک بوده و غلظت آمونیوم در آب های زهکشی شده عموماً پایین تر از نیترات است. به دلیل ناپایداری آمونیوم در خاک و تبدیل سریع آن به نیترات طی فرایند نیتراتی شدن مطالعات انجام شده روی آبشویی آمونیوم در خاکهای کشاورزی محدود می باشد.
۱-۷- اثرات آبشویی نیتروژن
فهم فرایند آبشویی نیتروژن از اراضی کشاورزی به دلایل متعدد حائز اهمیت میباشد. نیتروژنی که به زیر ناحیه ریشه گیاهان شسته میشود، نماینده هدر رفت یک عنصر با ارزش گیاهی است و بنابراین ضرر اقتصادی برای کشاورزی محسوب میشود.
