3. Results3.1. Soil nutrient dynami

3. Results
3.1. Soil nutrient dynamics in harvest residue manipulated sites
3.1.1. Soil C, N and P
Retention or removal of slash did not have any significant effect
on soil C at any of the 4 sites (Fig. 1), and significantly influenced
soil total N (Fig. 2) at only one of the 4 sites (significant for both
0–5 and 5–10 cm depth ranges at Punnala). Similarly, soil P
(Fig. 3) was only influenced by harvest residue retention at one
of the 4 sites (significant for the 0–5 cm depth at Surianelli). When
tested across the sites, only P was significantly influenced by
treatment.
3.1.2. Pattern of N-mineralization
3.1.2.1. Field experiments. Harvest residue manipulation in the field
did not have any significant influence on N-mineralization at age
2 years (Fig. 4). Whilst there were no significant treatment effects,
there were large differences across the sites, and between soil
depths. The upper layer (0–5 cm) tended to have higher N mineralization
rates. At 3 of the sites (Kayampoovam, Punnala and
Vattavada), significant quantities of N were released over the
course of the incubation in all treatments. However, the Surianelli
site did not release as much N, and immobilization of N occurred in
some of the samples.
3.1.2.2. Long-term laboratory incubation. As with the in situ measures
of N mineralization, the N released during the laboratory
incubation was subject to high variability, and when the individual
sites were considered, treatment trends were apparent but not significant
(data not shown). However, when the data was pooled
across sites, there were significant treatment effects on the pattern
of N mineralization (Fig. 5). The rate of release of N was higher
initially, and declined over time, but even after 400 days under the
ideal temperature and moisture conditions of the incubation, the
treatments with added slash were still leaching more N than
the zero slash treatment.
3.1.3. Anaerobically mineralizable N
Harvest residue retention tended to increase the anaerobically
mineralizable-N, and these trends were significant at 2 of the 4 sites
(Kayampoovam and Surianelli, Fig. 6). Again, the surface 0–5 cm
layer tended to have higher amounts of anaerobically mineralizable-
N compared to the 5–10 cm layer, but in contrast to the aerobic
Nmineralization index, the highland sites (Vattavada and Surianelli)
had substantially higher rates of anaerobically mineralisable N.
When compared across sites, the influence residue-retained treatments
had significantly higher anaerobically mineralisable N than
the slash removed or burnt treatments.
3.1.4. Microbial biomass-C
As with the other in situ measures, microbial biomass carbon
tended to be higher under the residue-retained treatments at most
sites, but at a site level, this was only significant at Punnala
(5–10 cm depth range) and at Vattavada (in the 0–5 cm depth
range). When all sites were considered in the analysis there were
significant treatment influences on microbial biomass carbon, with
highest values in the residue-retained treatments and lowest
microbial biomass C in the residues removed treatment.
The ratio of microbial biomass C to anaerobically mineralizable
N was also significantly affected by treatment (P < 0.001 in the 0–5 cm depth range) at the Kayampoovam site, with 16.4 mg biomass C lg1 anaerobically mineralisable N, compared to an
average of 9.96 mg biomass C lg1 anaerobically mineralisable N
for all other treatments (range 9.6–10.2 mg lg1). The other sites
and depths did not show a significant trend in this ratio, but a
similar (non-significant) trend was found at the Punnala site (data
not shown).
5. Discussion
5.1. Total soil pools
We were not able to detect significant effects of residue retention
on soil carbon, and only few changes on total soil N and P,
probably partly because of the removal of only small amounts of
nutrients compared to the total soil pools, and the variability in
measurement of soil pools. For example, Sankaran et al. (2005)
showed that there was 9–16 t/ha of total N at these sites (to 1 m
depth), and 50–150 kg N/ha in the harvest residues, representing
around 1% or less of the soil pools. Similarly with P, Sankaran
et al., 2005 showed that the biomass pools represented less than
0.5% of the total soil pools to 1 m. Other studies have shown few
responses to slash management in total soil pools, for example in
Loblolly pine (Zerpa et al., 2010) and Eucalyptus globulus plantations
(Mendham et al., 2003). This is in contrast to some other
studies where significant increases in soil nutrients were found
with residue retention in humid tropics, Africa (Chijioke, 1980),
savannas in Congo (Trouve et al., 1994), sodic soils, India (Mishra
et al., 2003), lateritic soils, India (Swamy et al., 2004), as well as
progressive accretion of organic matter (Trouve et al., 1994), significant
improvement in soil nutrient status (Chijioke, 1980; Swamy
et al., 2004), and long-term impacts on nutrients, growth and productivity
(Tutua et al., 2008). For example, retention of double
amounts of native forest floor organic residues significantly
increased the nutrient availability in Eucalyptus in Australia, Congo
and Brazil (Corbeels et al., 2005; Laclau et al., 2010a) and loblolly
plantations in USA (Zerpa et al., 2010). Although we were mostly
not able to measure significant effects on the soil, they may be
more significant if the productivity had been higher (the first
rotation had low productivity), or if the soils had lower starting
nutrient capital.
5.2. N mineralization
Even though the in situ N mineralization measurement technique
gave good differentiation between sites and soil depths, we
were not able to detect any significant differences between slash
treatments. This result is supported by the study of O’Connell
et al. (2004), who found that the effects of slash management were
apparent but not significant for the first 2 years after treatment in
E. globulus in Western Australia, and became significant for years
3–5. The lack of apparent effect in our study may also have been
associated with lower levels of slash (9–27 t/ha, compared to
31–51 t/ha in the study of O’Connell et al., 2004). Although we
did not find significant changes in soil N mineralization rates, it
is clear that harvest residues contain significant pools of N
(Sankaran et al., 2005), so their retention on site improves N status,
through release of mineral N directly from decomposition of the
harvest residues (Gonçalves et al., 1999; Blumfield and Xu, 2003).
We showed in the controlled environment of a leaching experiment
that residue retention did result in significant increases in
soil N release across the sites, but the experimental design did
not allow us to ascertain whether the additional N was directly
from release of the N from the residues, or cycling through the soil
N mineralization processes. In contrast to the aerobic mineralization measures, we found
that retention of harvest residues did result in a significant
increase in the anaerobically mineralisable N from the soil, suggesting
that it is a more sensitive measure of soil N supply capacity.
O’Connell et al. (2004) also found that slash retention had a significant
impact on anaerobically mineralisable N at 2 E. globulus sites
in Western Australia, which was correlated with greater aerobic N
mineralization measures. These results suggest that retention of
harvest residues is likely to convey incremental benefits for
sustaining the nutrient availability in the soil for tree uptake.
5.3. Microbial biomass
The impact of slash retention on increasing the microbial
biomass supported the findings in other studies (Carter et al.,
2002; O’Connell et al., 2004), suggesting that the residue-retained treatments had a higher level of labile carbon than those without
residues retained, despite the observation that total carbon was
not significantly influenced by residue treatment. The upland Vattavada
and Surianelli sites tended to exhibit very high microbial
biomass-C compared to the lowland sites. In the present study,
the lowland sites (Kayampoovam and Punnala) had lower microbial
biomass C (Fig. 7), possibly associated with the faster rate of
decomposition of harvest residues at those sites, so there would
have been less material left on site at 2 years, when the microbial
biomass assessment was conducted. Mendham et al. (2003) also
found that soil microbial biomass increased markedly in slash
retained treatments under E. globulus in Western Australia at age
1 year, and that the trends were still evident at age 5 years, but
were mostly non-significant. The higher temperatures and rainfall
in Kerala are likely to promote faster decomposition of slash
compared to south-western Australia, so the effects on microbial
biomass are likely to be more transient in Kerala, thus helping to
explain the lack of a significant response that we found at age
2 years.
The impact of the burn treatment on the ratio of microbial
biomass C to anaerobically mineralizable N at the Kayampoovam
site suggested that the burn treatment substantially influenced
the capacity of the microbial biomass to mineralize nitrogen at that
site. Similar results were found by Hossain et al. (1995) in a native
eucalypt forest in Australia with different burning frequencies,
with the most frequently burnt site having both lower N mineralization
and lower microbial biomass. Also Choromanska and
DeLuca (2002) found that burning substantially reduced potentially
available N, and also microbial biomass, but not to the same
extent.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3. ผลลัพธ์3.1. ดิน dynamics ธาตุอาหารในสารตกค้างเก็บเกี่ยวจัดการเว็บไซต์3.1.1. ดิน C, N และ Pเก็บรักษาหรือเอาของทับไม่มีผลใด ๆ อย่างมีนัยสำคัญไซต์บนดิน C ของการ 4 กิน 1), และอิทธิพลอย่างมีนัยสำคัญดินรวม N (Fig. 2) ที่เดียว (สำคัญสำหรับทั้งไซต์ 40-5 และ 5-10 ซม.ความลึกช่วงที่ Punnala) ดินคล้าย Pเท่านั้นได้รับ โดยการรักษาสารตกค้างเก็บเกี่ยว (fig. 3) ที่ไซต์ 4 (สำคัญสำหรับ 0 – 5 ซม.ลึกที่ Surianelli) เมื่อทดสอบการข้ามไซต์ P เท่านั้นถูกมากรับอิทธิพลจากการรักษา3.1.2. รูปแบบของ N-mineralization3.1.2.1 การฟิลด์การทดลอง จัดการสารตกค้างเก็บเกี่ยวในฟิลด์ไม่มีอิทธิพลใด ๆ สำคัญ N-mineralization ที่อายุ2 ปี (Fig. 4) ในขณะที่มีไม่มีผลการรักษาที่สำคัญมีความแตกต่างใหญ่ใน และ ระหว่างดินความลึก ชั้นบน (0-5 ซม.) มีแนวโน้มที่จะสูง N mineralizationราคาพิเศษ ที่ 3 ของไซต์ (Kayampoovam, Punnala และVattavada), ปริมาณของ N ที่สำคัญถูกปล่อยออกมาผ่านการหลักสูตรของคณะทันตแพทยศาสตร์ในการรักษาทั้งหมด อย่างไรก็ตาม Surianelliเว็บไซต์ไม่ได้นำออกใช้เป็นมาก N และการตรึงของ N เกิดขึ้นในบางตัวอย่าง3.1.2.2. ระยะยาวห้องปฏิบัติบ่ม เช่นเดียวกับมาตรการใน situของ mineralization N, N ออกระหว่างห้องปฏิบัติการคณะทันตแพทยศาสตร์ที่ มีความแปรผันสูง และเมื่อแต่ละคนอเมริกาได้ถือ รักษาแนวโน้มได้ชัดเจน แต่ไม่สำคัญ(ข้อมูลไม่แสดง) อย่างไรก็ตาม เมื่อข้อมูลถูกทางถูกพูทั้งอเมริกา มีผลรูปแบบการรักษาที่สำคัญของ N mineralization (Fig. 5) อัตราการปล่อยของ N สูงเริ่มต้น และปฏิเสธ ช่วงเวลา แต่แม้หลัง จาก 400 วันภายใต้การอุณหภูมิห้องและสภาพความชื้นของคณะทันตแพทยศาสตร์ การมีเครื่องหมายทับเพิ่มยังคงถูกละลาย N เพิ่มมากขึ้นกว่าศูนย์ทับรักษาเป็น 3.1.3. N anaerobically mineralizableเก็บรักษาสารตกค้างเก็บเกี่ยวมีแนวโน้มที่จะ เพิ่ม anaerobicallymineralizable N และแนวโน้มเหล่านี้สำคัญ 2 ไซต์ 4(Kayampoovam และ Surianelli, Fig. 6) อีก ซม.พื้นผิว 0 – 5ชั้นมีแนวโน้มที่จะ มียอดสูงของ anaerobically mineralizable-N เทียบชั้น 5 – 10 ซม. แต่ตรง ข้ามการเต้นแอโรบิกดัชนี Nmineralization ไซต์ราบสูง (Vattavada และ Surianelli)มีราคาสูงมากของ N. anaerobically mineralisableเมื่อเปรียบเทียบข้ามไซต์ รักษาตกค้างสะสมอิทธิพลN anaerobically mineralisable อย่างมีนัยสำคัญสูงกว่าได้ทับออก หรือเผาบำบัด3.1.4. จุลินทรีย์ชีวมวล-Cเช่นเดียวกับอื่น ๆ ใน situ มาตรการ คาร์บอนชีวมวลจุลินทรีย์มีแนวโน้มที่จะสูงภายใต้รักษาที่สะสมตกค้างมากที่สุดเว็บไซต์ แต่ที่ระดับไซต์ นี้เท่านั้นมีความสำคัญที่ Punnala(5 – 10 ซม.ความลึกช่วง) และ Vattavada (ใน 0-5 ซม.ลึกช่วง) เมื่อไซต์ทั้งหมดที่ถูกพิจารณาใน การวิเคราะห์มีอยู่รักษาอย่างมีนัยสำคัญมีผลต่อบนคาร์บอนชีวมวลจุลินทรีย์ ด้วยค่าสูงสุด ในการรักษาสารตกค้างสะสม และต่ำสุดชีวมวลจุลินทรีย์ C ในการตกเอารักษาอัตราส่วนของชีวมวลจุลินทรีย์ C กับ anaerobically mineralizableN ถูกจะได้รับผลกระทบจากการรักษา (P < 0.001 ใน 0-5 ซม.ความลึกช่วง) ที่เว็บไซต์ Kayampoovam กับ lg มิลลิกรัม 16.4 ชีวมวล C N anaerobically mineralisable 1 เปรียบเทียบกับการเฉลี่ยของแอลจีชีวมวล C 9.96 มิลลิกรัม 1 N anaerobically mineralisableสำหรับทั้งหมดอื่น ๆ รักษา (ช่วง 9.6-10.2 mg lg 1) เว็บไซต์อื่น ๆและความลึกได้แสดงแนวโน้มสำคัญในอัตราส่วนนี้ แต่การพบแนวโน้ม (ไม่ใช่สำคัญ) เหมือนที่เว็บไซต์ Punnala (ข้อมูลไม่แสดง)5. สนทนา5.1 การรวมดินสระว่ายน้ำเราไม่สามารถตรวจหาลักษณะสำคัญของสารตกค้างคาร์บอนดิน และเพียงไม่กี่แปลงบนดินรวม N และ Pคง เพราะเอาเฉพาะเงินบางส่วนเมื่อเทียบกับดินรวมสระว่ายน้ำ และความแปรผันในสารอาหารวัดดินสระว่ายน้ำ ร้อยเอ็ด Sankaran al. (2005) เช่นพบว่า มี 9 – 16 t/ฮา ของ N ทั้งหมดที่เว็บไซต์เหล่านี้ (ถึงม. 1ลึก), และ 50 – 150 กก. N/ฮา ในตกค้างเก็บเกี่ยว การแสดงประมาณ 1% หรือน้อยกว่าสระดิน ในทำนองเดียวกันกับ P, Sankaranร้อยเอ็ด al., 2005 พบว่า กลุ่มชีวมวลแทนน้อยกว่า0.5% ของสระว่ายน้ำรวมดิน 1 เมตร ศึกษาอื่น ๆ มีปรากฏน้อยเชือดในดินรวมสระว่ายน้ำ ตัวอย่างในการตอบสนองLoblolly ไพน์ (Zerpa et al., 2010) และไร่ยูคาลิปตัส globulus(Mendham et al., 2003) นี้จะตรงข้ามกับบางอื่น ๆการศึกษาที่เพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญของสารอาหารในดินพบมีคงตกค้างในเขตร้อนชื้น แอฟริกา (Chijioke, 1980),savannas ในคองโก (Trouve et al., 1994), ดินเนื้อปูน sodic อินเดีย (มิชราเกส์และ al., 2003), ดินเนื้อปูนลูกรัง อินเดีย (Swamy et al., 2004), เป็นโปรเกรสซี accretion อินทรีย์ (Trouve et al., 1994), สำคัญปรับปรุงสถานะธาตุอาหารของดิน (Chijioke, 1980 Swamyร้อยเอ็ด al., 2004), และผลกระทบระยะยาวที่สารอาหาร การเจริญเติบโต และผลผลิต(Tutua et al., 2008) ตัวอย่าง การเก็บรักษาของคู่จำนวนป่าพื้นเมืองชั้นตกอินทรีย์อย่างมากเพิ่มธาตุอาหารพร้อมใช้งานในยูคาลิปตัสในออสเตรเลีย สาธารณรัฐคองโกและบราซิล (Corbeels et al., 2005 Laclau et al., 2010a) และ loblollyปลูกในสหรัฐอเมริกา (Zerpa et al., 2010) ถึงแม้ว่าเราได้เป็นส่วนใหญ่ไม่สามารถวัดผลอย่างมีนัยสำคัญในดิน ที่พวกเขาอาจจะยิ่งถ้าผลผลิตที่ได้สูงกว่า (ครั้งแรกหมุนเวียนมีประสิทธิภาพต่ำ), หรือ ถ้าดินเนื้อปูนที่มีราคาเริ่มต้นต่ำกว่าทุนธาตุอาหาร5.2. N mineralizationแม้ว่าเทคนิคประเมิน mineralization ของ N ใน situให้สร้างความแตกต่างดีไซต์และความลึกของดิน เราไม่สามารถตรวจพบความแตกต่างที่สำคัญระหว่างทับรักษา ผลนี้สนับสนุนการศึกษาของโอคอนเนลสตal. ร้อยเอ็ด (2004), ที่พบว่า ผลของการจัดการทับได้ชัดเจนแต่ไม่สำคัญสำหรับ 2 ปีแรกหลังการรักษาในE. globulus ในเวสเทิร์นออสเตรเลีย และที่สำคัญเป็นปี3 – 5 ไม่ชัดเจนในการศึกษาของเรายังอาจได้รับเชื่อมโยงกับระดับล่างของทับ (9-27 t/ฮา เปรียบเทียบกับ31-51 t/ฮา ในการศึกษาของโอคอนเนลสต et al., 2004) ถึงแม้ว่าเราไม่พบการเปลี่ยนแปลงที่สำคัญในดิน N mineralization ราคา มันเป็นที่ชัดเจนว่า ตกค้างเก็บเกี่ยวประกอบด้วยสระสำคัญของ N(Sankaran et al., 2005), เพื่อเก็บรักษาของพวกเขาบนเว็บไซต์ปรับปรุงสถานะ Nโดยนำแร่ N โดยตรงจากแยกส่วนประกอบของการเกี่ยวตก (Gonçalves et al., 1999 Blumfield ก Xu, 2003)เราพบว่าในสภาพแวดล้อมการควบคุมของทดสอบ leachingที่ตกค้างคงไม่ได้ผลเพิ่มขึ้นอย่างมีนัยสำคัญปล่อยดิน N ข้ามไซต์ แต่การออกแบบการทดลองได้ไม่ให้เราตรวจว่า N เพิ่มเติมได้โดยตรงจากการเปิดตัวของ N จากการตก หรือขี่จักรยานผ่านดินกระบวนการ mineralization N ตรงข้ามวัด mineralization แอโรบิก เราพบคงที่ของตกค้างเก็บเกี่ยวได้ผลสำคัญเพิ่ม N anaerobically mineralisable จากดิน แนะนำเป็นการวัดกำลังการผลิตดิน N มีความไวมากโอคอนเนลสต et al. (2004) นอกจากนี้ยังพบว่า ทับคงมีความสำคัญผลกระทบใน N anaerobically mineralisable ที่ 2 E. globulus เว็บไซต์ในเวสเทิร์นออสเตรเลีย ซึ่งถูก correlated กับแอโรบิก N มากขึ้นมาตรการการ mineralization ผลลัพธ์เหล่านี้แนะนำให้รักษาตกค้างเก็บเกี่ยวจะสื่อประโยชน์ส่วนเพิ่มเสริมความพร้อมธาตุอาหารในดินสำหรับต้นไม้ดูดซับ5.3. จุลินทรีย์ชีวมวลผลกระทบของการทับบนเพิ่มที่จุลินทรีย์ชีวมวลสนับสนุนผลการวิจัยในการศึกษาอื่น ๆ (คาร์เตอร์ et al.,2002 โอคอนเนลสต et al., 2004), แนะนำที่ รักษาที่สะสมตกค้างได้ระดับสูงขึ้นคาร์บอน labile กว่าไม่ตกค้างที่สะสม แม้จะสังเกตว่าคาร์บอนรวมอิทธิพลไม่มาก โดยการรักษาสารตกค้าง ค่อย Vattavadaและเว็บไซต์ Surianelli มีแนวโน้มที่แสดงสูงมากจุลินทรีย์ชีวมวล-C เมื่อเทียบกับอเมริการาบ ในการศึกษาปัจจุบันไซต์ราบ (Kayampoovam และ Punnala) มีลดจุลินทรีย์ชีวมวล C (Fig. 7), อาจเกี่ยวข้องกับอัตราเร็วของแยกส่วนประกอบของตกค้างเก็บเกี่ยวที่เว็บไซต์เหล่านั้น จึงมีจะมีวัสดุน้อยไว้บนเว็บไซต์ปี 2 เมื่อการจุลินทรีย์ดำเนินการประเมินชีวมวล Mendham et al. (2003) ยังพบว่าดินจุลินทรีย์ชีวมวลเพิ่มขึ้นอย่างเด่นชัดในทับเก็บรักษาภายใต้ globulus E. ในเวสเทิร์นออสเตรเลียที่อายุ1 ปี และว่า แนวโน้มก็ยังชัดอายุ 5 ปี แต่ได้ส่วนใหญ่ไม่สำคัญ อุณหภูมิและปริมาณน้ำฝนสูงในเกรละมีแนวโน้มที่จะส่งเสริมเน่าเร็วของทับเทียบกับเซาท์เวสเทิร์นออสเตรเลีย ดังนั้นผลจุลินทรีย์ชีวมวลมีแนวโน้มจะมากขึ้นชั่วคราวในเกรละ จึง ช่วยอธิบายการขาดการตอบสนองอย่างมีนัยสำคัญที่เราพบที่อายุปี 2ผลกระทบของการเผาไหม้รักษาในอัตราส่วนจุลินทรีย์ชีวมวล C กับ N anaerobically mineralizable ที่ Kayampoovamเว็บไซต์แนะนำว่า การรักษาเขียนมากผลกำลังการผลิตของชีวมวลจุลินทรีย์การ mineralize ไนโตรเจนที่เว็บไซต์ ผลคล้ายพบโดย Hossain et al. (1995) ในแบบพื้นเมืองeucalypt ป่าในออสเตรเลีย ด้วยความถี่ต่าง ๆ เขียนไซต์ไหม้บ่อยมีทั้ง mineralization N ต่ำกว่าและชีวมวลจุลินทรีย์ต่ำกว่า นอกจากนี้ Choromanska และDeLuca (2002) พบว่า การเขียนลดลงมากอาจมี N และชีวมวลจุลินทรีย์ แต่ไม่เหมือนกันขอบเขตการ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

3 . ผลลัพธ์
3.1 . ธาตุอาหารในดินเปลี่ยนแปลงผลผลิตกากจัดการเว็บไซต์
3.1.1 . ดิน C , N และ P
กักหรือการกำจัดของฟันไม่มีผล
บนดิน C ที่ใด ๆของเว็บไซต์ที่ 4 ( รูปที่ 1 ) และมีอิทธิพลต่อ
ดินไนโตรเจนทั้งหมด ( รูปที่ 2 ) เพียง 1 ใน 4 เว็บไซต์อย่างมีนัยสำคัญทั้ง
0 – 5 และ 5 – 10 ซม. ความลึกของช่วงที่ punnala ) โดย P
( รูปดิน3 ) เป็นเพียงอิทธิพลจากการเก็บเกี่ยว การเก็บรักษา ของที่ตกค้าง 1
4 เว็บไซต์อย่างมีนัยสำคัญสำหรับ 0 – 5 เซนติเมตร ที่ surianelli ) เมื่อ
ทดสอบผ่านเว็บไซต์เท่านั้นที่ได้รับอิทธิพลอย่างมากโดยการรักษา P
.
3.1.2 . รูปแบบของ n-mineralization
3.1.2.1 . สนามทดลอง กากจัดการเก็บเกี่ยวในเขต
ไม่ได้มีใด ๆอย่างมีนัยสำคัญมีอิทธิพลต่อ n-mineralization อายุ
2 ปี ( รูปที่ 4 )ในขณะที่ไม่มีผลการรักษาอย่าง
มีความแตกต่างใหญ่ผ่านเว็บไซต์ และระหว่างความลึกดิน

ชั้นบน ( 0 – 5 เซนติเมตร ) มีแนวโน้มสูงขึ้น สารอินทรีย์ไนโตรเจน
อัตรา ที่ 3 ของเว็บไซต์ ( kayampoovam punnala
, และ vattavada ) ปริมาณสําคัญ N ถูกปล่อยออกมามากกว่า
หลักสูตรบ่มในการรักษาทั้งหมด . อย่างไรก็ตาม surianelli
เว็บไซต์ไม่ปล่อยมาก N และการตรึงไนโตรเจนที่เกิดขึ้นในบางส่วนของตัวอย่าง
.
3.1.2.2 . ระยะเวลาปฏิบัติการในระยะยาว เช่นเดียวกับในมาตรการ
n mineralization situ , N ออกในระหว่างปฏิบัติการ
1 อาจมีการความผันแปรสูง และเมื่อแต่ละเว็บไซต์
พบว่าแนวโน้มการรักษาได้ชัดเจนแต่ไม่สําคัญ
( ข้อมูลไม่แสดง ) อย่างไรก็ตามเมื่อข้อมูลถูก pooled
ข้ามเว็บไซต์ มีการปฏิบัติต่อแบบแผน
ของสารอินทรีย์ไนโตรเจน ( ภาพที่ 5 ) อัตราการปลดปล่อยไนโตรเจนสูงกว่า
ตอนแรกและลดลงตลอดเวลา แต่หลังจาก 400 วันภายใต้เงื่อนไขความชื้นและอุณหภูมิเหมาะ

ของระยะเวลาการรักษาด้วยการเพิ่มเฉือนยังละลาย n เพิ่มเติมกว่า

ศูนย์การรักษา . 3.1.3 .พ mineralizable n
เก็บเกี่ยวกากความคงทนมีแนวโน้มเพิ่มพ
mineralizable-n และแนวโน้มเหล่านี้อย่างมีนัยสำคัญที่ 2 ของ 4 เว็บไซต์
( kayampoovam surianelli มะเดื่อและ , 6 ) อีกครั้ง , พื้นผิว 0 – 5 เซนติเมตร
ชั้นมีแนวโน้มที่จะมีปริมาณที่สูงขึ้นของพ mineralizable -
n เมื่อเทียบกับ 5 – 10 ซม. ชั้น แต่ในทางตรงกันข้าม ดัชนี nmineralization แอโรบิก
,พื้นที่เว็บไซต์ ( vattavada และ surianelli )
มีอัตราสูงขึ้นอย่างมากของพ mineralisable N .
เมื่อเทียบข้ามเว็บไซต์ อิทธิพลตกค้างสะสมได้สูงกว่าการรักษา

พ mineralisable n กว่าเฉือนออก หรือการเผา
3.1.4 . จุลินทรีย์ biomass-c
เช่นเดียวกับอื่น ๆ ในวัดมวลชีวภาพจุลินทรีย์ ชนิดคาร์บอน
,มีแนวโน้มที่จะสูงขึ้นภายใต้การตกค้างสะสมการรักษาที่เว็บไซต์ส่วนใหญ่
, แต่ที่เว็บไซต์ระดับนี้เป็นเพียงในระดับที่แตกต่างกัน punnala
( 5 – 10 ซม. ช่วง ) และที่ vattavada ( 0 – 5 เซนติเมตร ช่วงความลึก
) เมื่อเว็บไซต์ได้รับการพิจารณาในการวิเคราะห์มี
การปฏิบัติอิทธิพลบนคาร์บอนจุลินทรีย์ที่มีคุณค่าสูงสุดในการ
กาก
รักษาที่ต่ำที่สุดมวลชีวภาพจุลินทรีย์ C ในตกค้างออก การรักษา
อัตราส่วนของมวลชีวภาพ ซี พ mineralizable
n คือ มีผลต่อการรักษา ( p < 0.001 ใน 0 – 5 เซนติเมตร ช่วง ) ที่ kayampoovam เว็บไซต์กับ 16.4 มิลลิกรัมต่อ C LG  1 พ mineralisable N , เทียบกับค่าเฉลี่ยของ 3
มิลลิกรัมปริมาณ C LG  1 พ mineralisable n
สำหรับการรักษาอื่น ๆ ( ช่วงปัจจุบัน ) 10.2 มิลลิกรัม LG  1 ) อื่น ๆและเว็บไซต์
ความลึกไม่ได้แสดงแนวโน้มที่สำคัญในส่วนนี้ แต่คล้ายๆ กัน ( ไม่ )
) แนวโน้มที่พบใน punnala เว็บไซต์ ( ข้อมูล
ไม่ได้แสดง )
5 การอภิปราย
5.1 รวมสระว่ายน้ำดิน
เราไม่สามารถตรวจสอบผลกระทบตกค้างในดินและการเก็บรักษา
, การเปลี่ยนแปลงเพียงไม่กี่บนดินทั้งหมด N และ P ,
อาจเป็นส่วนหนึ่งของการบำบัดเพียงจํานวนน้อย
รังเมื่อเทียบกับบ่อดินทั้งหมดและความแปรปรวนใน
วัดสระดิน ตัวอย่างเช่น sankaran et al . ( 2005 )
9 ) พบว่ามี 16 ตันต่อไร่ของไนโตรเจนที่เว็บไซต์เหล่านี้ ( 1 M
ความลึก ) และ 50 – 150 kg N / ha ในการเก็บเกี่ยวที่ตกค้าง เป็นตัวแทน
ประมาณ 1% หรือน้อยกว่าของ ดิน น้ํา ในทำนองเดียวกันกับ p sankaran
et al . ,ปี 2005 พบว่าชีวมวลประเภทแสดงน้อยกว่า
0.5% ของสระว่ายน้ำดินทั้งหมดไป 1 เมตร การศึกษาอื่น ๆแสดงการตอบสนองน้อย
บั่นการจัดการดินในสระว่ายน้ำรวม ตัวอย่างเช่นใน
loblolly สน ( zerpa et al . , 2010 ) และสวนป่ายูคาลิปตัส globulus
( Mendham et al . , 2003 ) นี้เป็นในทางตรงกันข้ามกับบางการศึกษาอื่น ๆที่เพิ่มขึ้นในรัง

ดินพบว่ากับกาก การเก็บรักษาในเขตร้อนชื้น แอฟริกา ( chijioke , 1980 ) ,
savannas ในคองโก ( พบ et al . , 1994 ) , ดินโซดิก อินเดีย ( Mishra
et al . , 2003 ) , ดินลูกรัง , อินเดีย ( Swamy et al . , 2004 ) รวมทั้งการเพิ่มอินทรีย์วัตถุ (
ก้าวหน้า พบ et al . , 1994 ) , การปรับปรุงอย่างมีนัยสำคัญ
ในธาตุอาหาร ( chijioke , 1980 ; Swamy
et al . , 2004 ) , และผลกระทบในระยะยาวต่อรังการเจริญเติบโตและผลผลิต
( tutua et al . , 2008 ) ตัวอย่างเช่น การคงอยู่ของคู่
จํานวนพื้นเมืองพื้นป่าอินทรีย์อย่างมีนัยสำคัญ
เพิ่มความพร้อมธาตุอาหารในต้นยูคาลิปตัสในออสเตรเลีย , คองโก
และบราซิล ( corbeels et al . , 2005 ; โต้ ลาคลาว et al . , 2010a ) และ loblolly
สวนป่าในประเทศสหรัฐอเมริกา ( zerpa et al . , 2010 ) แต่ส่วนใหญ่ที่เราสามารถที่จะวัด
ไม่พบผลกระทบต่อดินพวกเขาอาจจะ
มากขึ้นหากการผลิตได้สูงขึ้น ( รอบแรก
ได้ผลผลิตต่ำ ) หรือถ้าดินมีธาตุอาหารต่ำกว่าทุนเริ่มต้น
.
. . สารอินทรีย์ไนโตรเจน
ถึงแม้ว่าในแหล่งกำเนิดสารอินทรีย์ไนโตรเจนเทคนิคการวัด
ให้ความแตกต่างระหว่างเว็บไซต์และความลึกของดิน เรา
ไม่สามารถตรวจพบความแตกต่างที่สำคัญระหว่างฟัน
บําบัดผลที่ได้นี้ได้รับการสนับสนุนโดยการศึกษา โอคอนเนลล์
et al . ( 2004 ) ที่พบว่า ผลของการจัดฟันถูก
ชัดเจนแต่ไม่สำคัญสำหรับ 2 ปีแรกหลังการรักษา
E globulus ในออสเตรเลียตะวันตกและเป็นสำคัญสำหรับปี
3 – 5 ไม่มีผลชัดเจนในการศึกษาของเรายังอาจได้รับ
เกี่ยวข้องกับระดับล่างทับ ( 9 – 27 ตันต่อไร่ เทียบกับ
31 51 T / ฮา ในการศึกษา โอคอนเนลล์ et al . , 2004 ) ถึงแม้ว่าเราจะไม่พบการเปลี่ยนแปลงอย่างมีนัยสำคัญ
สารอินทรีย์ไนโตรเจนในดิน อัตรา มัน ชัดเจนว่า ผลเก็บเกี่ยวประกอบด้วย
กากน้ําสําคัญของ N
( sankaran et al . , 2005 ) ดังนั้น การเพิ่มสถานะของพวกเขาในเว็บไซต์ n , n
ผ่านปล่อยแร่โดยตรงจากการย่อยสลายของ
เก็บเกี่ยวตกค้าง ( กอนทา Alves และ al . , 1999 ; และ blumfield Xu , 2003 ) .
เราพบในสภาพแวดล้อมการควบคุมของการละลายในการทดลองที่ได้ผล
กาก
n เพิ่มขึ้นอย่างมากในดินปล่อยผ่านเว็บไซต์ แต่การออกแบบที่ทดลองทำ
ไม่อนุญาตให้เราตรวจสอบให้แน่ใจว่าเพิ่มเติมโดยตรงจากรุ่น N
N จากสารตกค้าง หรือจักรยานผ่านดิน
n mineralization กระบวนการ .ในทางตรงกันข้ามกับมาตรการการแอโรบิก เราพบว่า การเก็บเกี่ยว
ตกค้างได้ผลในระดับหนึ่ง
ในพ mineralisable N จากดินที่แนะนำ
ที่เป็นการวัดความอ่อนไหวของดิน N การผลิตจัดหา .
โอคอนเนลล์ et al . ( 2004 ) พบว่า การรักษาจะมีผลกระทบอย่างมีนัยสำคัญในพ mineralisable
ที่ 2 globulus เว็บไซต์
Eในออสเตรเลียตะวันตกซึ่งมีความสัมพันธ์กับแอโรบิกมากขึ้น n
การมาตรการ ผลลัพธ์เหล่านี้ชี้ให้เห็นว่า การคงอยู่ของ
ตกค้างเก็บเกี่ยวมีแนวโน้มที่จะถ่ายทอดประโยชน์เพิ่มสำหรับ
รักษาธาตุอาหารในดินเพื่อการใช้ต้นไม้
5.3 . มวลชีวภาพจุลินทรีย์
ผลกระทบของการเพิ่มจุลินทรีย์
เฉือนระบบสนับสนุนข้อมูลในการศึกษาอื่น ๆ ( คาร์เตอร์ et al . ,
2002 ; โอคอนเนลล์ et al . , 2004 ) แนะนำว่า การรักษามีตกค้างสะสมในระดับที่สูงขึ้นกว่าผู้ที่ไม่มีคาร์บอนที่ตกค้างสะสม
แม้จะมีการสังเกตว่า คาร์บอนรวม
ไม่มีผลต่อการรักษากาก
vattavada ไร่และ surianelli เว็บไซต์มีแนวโน้มที่จะมีสูงมาก จุลินทรีย์
biomass-c เมื่อเทียบกับการเว็บไซต์ ในการศึกษา
ที่ลุ่มเว็บไซต์ ( และ kayampoovam punnala ) มีค่ามวลชีวภาพจุลินทรีย์
C ( รูปที่ 7 ) , อาจจะเกี่ยวข้องกับเร็วกว่าอัตราของการสลายตัวของเศษเก็บเกี่ยว
ที่เว็บไซต์เหล่านั้น มันจะ
ได้รับน้อยกว่าวัสดุด้านซ้ายบนเว็บไซต์ใน 2 ปี เมื่อการประเมินจุลินทรีย์
ได้แก่ . Mendham et al . ( 2003 ) นอกจากนี้
พบว่าดินมวลชีวภาพเพิ่มขึ้นอย่างเห็นได้ชัดในการรักษาภายใต้การ globulus
E
ในออสเตรเลียที่อายุ 1 ปี และแนวโน้มยังปรากฏชัดเจนเมื่ออายุ 5 ปี แต่ส่วนใหญ่ไม่แตกต่างกัน
. สูงกว่าอุณหภูมิและปริมาณน้ำฝน
ในเกรละมักจะส่งเสริมเร็วกว่าการสลายตัวของฟัน
เมื่อเทียบกับออสเตรเลียตะวันตกใต้ ดังนั้น ผลต่อจุลินทรีย์
ชีวมวลมักจะเป็นชั่วคราวเพิ่มเติมในเกรละจึงช่วย
อธิบายขาดการตอบสนองที่สำคัญที่เราพบในอายุ

2 ปี ผลกระทบของการเผาในอัตราส่วนของชีวมวลจุลินทรีย์
C พ mineralizable N ที่ kayampoovam
เว็บไซต์ แนะนำการรักษาเผามากอิทธิพล
ความจุของจุลินทรีย์ เพื่อ mineralize ไนโตรเจนที่เว็บไซต์นั้น

ผลที่คล้ายกันที่พบโดย Hossain et al . ( 1995 ) ในป่ายูคาลิปตัสพื้นเมืองในออสเตรเลีย ที่มีความถี่แตกต่างกัน

กับการเผาไหม้ , เผาบ่อยที่สุด เว็บไซต์ มีทั้งลดและลดสารอินทรีย์ไนโตรเจน
มวลชีวภาพจุลินทรีย์ . และยัง choromanska
เดลูก้า ( 2002 ) พบว่า การเผาไหม้ที่ลดลงอย่างมากอาจ
ของ N และจุลินทรีย์ แต่ไม่ถึงขนาดเดียวกัน