مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

2. مواد و روش ها
مطالعه ی حاضر با هدف بررسی و ارزیابی تغییرات محتوی مواد مغذی در نمونه ی خاک آلوده شده با نفت خام 5% و سپس ضدعفونی کردن آن از طریق روش حرارتی می پردازد. مواد مغذی مقایسه شده در این مطالعه عبارتند نیتروژن، فسفر و پتاسیم. نمونه ی خاک هدف آلودگی، ابتدا به وسیله ی خاصیت کاپیلاری (مویینگی) و نفوذپذیری توصیف (مشخص) گردید. تعیین خصوصیات فیزیکی نیز در سطح آزمایشگاهی انجام شد. پدیده ی مویینگی در واقع همان بالا رفتن آب از طریق فضای موجود بین قسمت های جامد می باشد. ارتفاع لایه ی مرطوب هر 10 دقیقه به 10 دقیقه اندازه گیری می شد. نفوذپذیری خاک خاصیتی است که به آب اجازه حرکت و انتقال را از طریق ساختار خود می دهد. در 15 دقیقه یک بار این خاصیت (نفوذپذیری) اندازه گیری شده و این کار از طریق حجم آب عبوری از طریق لایه ی خاک صورت پذیرفت، براساس اندازه گیری های صورت گرفته میزان نفوذپذیری برحسب cm3/h اندازه گیری و بیان می شود. نرخ نگهداری (RC) برابر است با مقدار مایعی (معمولا آب) که در ساختار خاک نگهداری می شود. در هر دو مورد، مایع استفاده شده برای تعیین خاصیت مویینگی شامل آب و نفت خام بود.
تعیین مواد مغذی خاک به وسیله ی یک روش کمی و با استفاده از یک کیت آزمایشگاهی مخصوص انجام شد. در برنامه های کاربردی کشاورزی مانیتورینگ (نظارت) سطح کیفیت خاک، فاکتور بسیار مهمی برای سلامت و رشد محصولات گیاهی می باشد. با استفاده از این کیت مخصوص آزمایشگاهی، امکان اندازه گیری سطح PH و عناصر غذایی مهم برای رشد گیاهی فراهم می گردد، مواد مغذی چون نیتروژن، فسفر و پتاسیم. سطح نیروژن و فسفر موجود در نمونه ی خاک با استفاده از روش رنگ سنجی مشخص گردید، و میزان پتاسیم نیز با استفاده از روش تیرگی (کدورت) سنجی صورت پذیرفت. دماهای بالا، بالاتر از 400 درجه سانتی گراد، نه تنها منجر به دگرگونی و تبدیل مواد آلاینده ی خاک می شود، بلکه باعث تغییر ساختارهای ارگانیک و غیرارگانیک خاک نیز می گردد. روش ضدعفونی سازی از طریق احتراق (حرارت) در ازمایشگاه، همانند تجهیزات به کارگیری شده در این مقاله، در مطالعات قبلی صورت گرفته به تفصیل شرح و توصیف داده شد.
3. نتایج و بحث
اگر فرایند تعیین کردن خصوصیات خاک شامل خصوصیات مربوط به محتوی غذایی خاک باشد، توصیف و تعیین نوع یک خاک امری بسیار مهم خواهد بود. علاوه بر اهمیت مسئله ی تعیین خصوصیات خاک، با توجه به زمان آلودگی تصادفی خاک، جستجو به دنبال یافتن بهترین و مناسب ترین روش رفع آلودگی به شکلی کارآمد و اقتصادی بسیار ضروری و حیاتی خواهد بود. تمامی این عناصر مذکور پیرو یک روش ضدعفونی (رفع آلودگی) خاک آلوده در جهت استفاده های کشاورزی از آن خاک می باشند. ظرفیت تبادل کاتیونی بر پارامترهایی چون حاصل خیزی خاک، حضور یون های کلیسم و مینزیم برای توسعه ی ساختار خاک و هوموس، بهینه سازی ؤزیم هوایی و آبی، جذب آب توسط ریشه گیاه و فعالیت های میکرو ارگانیسم های خاک تاثیرگذار می باشد. در خاک های با غلظت بالای یون H+، خاک اسیدی خواهد شد، و به شکلی منفی بر موجودیت (در دسترسی) میکروعناصر و ماکروعناصر خاک تاثیر خواهد گذاشت. عناصر اساسی برای یک خاک متعادل که شامل نیتروژن، فسفر و پتاسیم می باشند و بر فرایند توسعه ی گیاهی تاثرگذارهستند، با توجه به وابستگی آن ها به مقدار PH خاک، در یک خاک متعادل بهتر جذب و ترکیب خواهند شد. مواد غذایی در واقع مواد شیمیایی هستند که گیاهان، جانوران و انسان ها برای رشد و بقا به آن ها نیاز داشته و حضور آن ها در آب، خاک و زیرخاک عادی و نرمال می باشد.
به هر حال، زمانی که مقدار کمی آن ها بسیار بالا باشد، بحث در مورد آلودگی مواد غذایی خواهد بود که برای سلامت ما و محصولات گیاهی ما خطرناک هستند. غلظت مواد غذایی (نیترات ها، نیتریت ها، امونیاک، فسفات) موجو در آب و خاک افزایش یافته است، یا از طریق کوددهی غلط با کودهای شیمیایی یا کمپوست، یا از طریق عدم توجه به قوانین مهم و کلیدی مربوط به ساخت و ساز خانه ها و چاه های آب یا سو مدیریت دفن زباله ها و پسماندها که در نهایت به آلودگی آب های زیرزمینی و خاک منجر می شوند. آلودگی مواد غذایی خاک، عواقب و پیامدهای منفی زیادی را بر محصولات زراعی و محیط زیست در پی خواهد داشت. نیتروژن جذب شده در خاک، از طریق واکنش های شیمیایی متعدد و متفاوت تبدیل به آمینو اسید شده و این ماده باعث بهبود و افزایش رشد و توسعه ی قسمت های مختلف گیاه مانند برگ ها، ساقه و ریشه شده و فرایند جذب مواد و آب را تکمیل خواهد کرد. نیتروژن در گیاهانی که با کمبود مواد غذایی رو به رو هستند، باعث زرد شدن برگ ها و کاهش سرعت یا توقف رشد ساقه و سیستم ریشه ای گیاه می شود.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
1. مقدمه
2. منطقه مورد مطالعه
3. روش
1.3. رویکرد مدلسازی
2.3. ساخت و ساز نقشه
1.2.3. شیب نقشه
2.2.3. نقشه رخساره های سنگی
3.2.3. استفاده از زمین / پوشش زمین بر روی نقشه
4.2.3. نقشه پوشش گیاهی
5.2.3. نقشه خطر موضوعی و فرسایش
4. نتایج
1.4. نقشه شیب
2.4. نقشه رخساره های سنگی
3.4. نقشه فرسایش پذیری
4.4. استفاده از زمین / پوشش زمین بر روی نقشه
5.4. نقشه پوشش گیاهی
6.4. نقشه حفاظت خاک
7.4. نقشه خطر فرسایش
.5 بحث
.6 نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1. مقدمه
تخریب سرزمین یکی از جدی ترین مسائل محیط جهانی زمان ما است (؛ رینولدز و استافورد اسمیت، 2002 دریگنه، 1998). فعالیت استفاده از زمین در میان محرک های اصلی تخریب زمین در سراسر جهان هستند. این فعالیت ها شکل سطحی دارند و می تواند تغییرات قابل توجهی به پدیده های طبیعی را القا کنند (استفن و همکاران، 2007). فعالیت های انسانی در قلب چند چالش محیطی می باشد. در واقع، تسلط انسان ، موجب تبدیل و تغییر اکوسیستم به نفع خود و در عین حال اغلب به قیمت از بین رفتن الگوهای زیست محیطی جهانی و روند آن ها می شود (زیکا و ارب، 2009).
اقدامات حفاظت آب و خاک (بو خیر و همکاران، 2006) برای کاهش تاثیر فراگیر و مخرب فرسایش زمین در مدیریت منابع طبیعی پایدار مورد نیاز است. موسی و همکاران (2002) و ساچر و همکاران (2005) استدلال کرده اند که یک ارزیابی جهت توزیع خطر فرسایش الزامی است و باید قبل از اجرای هر اندازه گیری حفاظت موثر خاک انجام شود. برگر، 1997؛؛ دکتر دومانسکی و پیری، 2000؛ گوپتا، 2002؛ نویسندگان دیگر برای استفاده از ژئو شاخص که پروکسی کل و کارآمد فرآیندهای سطح در ارزیابی فرسایش زمین هستند (برگر، 1996 حمایت کند. هاموندت، 1995 ؛ مورتون، 2002؛ زاز به و رومشو، 2012؛ زاکوئت ، 2004).
علاوه بر این، پیشرفت های اخیر در محاسبات علمی، سنجش از دور، GIS و فن آوری فعال ارزان و سریع طرفدار پردازش مجموعه داده های بزرگ و پیچیده هستند. این ممکن است موجب کمک به کاهش یک چالش عملی ذاتی در اجرای مدل فرسایش شود (مریت و همکاران، 2003)، آن ها اطلاعات فشرده را به عنوان زمان کانسیوم بیان کرده اند (وریلینگ و همکاران، 2006). با این حال، دسترسی به داده ها مسئله مهمی در کشورهای جنوب صحرای آفریقا که اغلب فاقد عملکرد خوب در سیستم های جمع آوری داده ها هستند ، جالب توجه است، ون رومپایند گاورز (2002) نشان می دهد که زمانی که داده ها غیر قابل اعتماد هستند، مدل فرسایش یک ارزیابی ساده و دقیق تر از آن هایی که پیچیده هستند ارائه می دهد. مدل های فرسایش پیچیده هستند که اغلب برای برنامه های کاربردی در مقیاس کوچک کافی است، اما برای پیاده سازی در مقیاس بزرگ مناسب نیستند، توسط لیورپول و همکاران اشاره کرد. اسکورلت (1996). یائیر (2000) و راز و یاسیف، (2004)،
علاوه بر این ، در میان دیگران ، روش کمتر داده گیر به نظر می رسد جذاب تر به تصمیم گیرندگان (رنسچلر و گاور، 2002). با توجه به عقیده بایرامین و همکاران (2003). ایکونا (1991، 1997)؛ زاز و رومشو (2012)، مدل ایکونا یکی از ساده ترین و قابل انعطاف ترین روش های کیفی برای ارزیابی و نقشه خطر فرسایش خاک است. این مدل به وسیله اتحادیه اروپا (EU) و کشورهای مدیترانه استفاده می شود (به عنوان مثال، ترکیه، تونس، سوریه و مصر)، و توسط بایرامین و همکاران (2003) مستند شده است.
در بنین، رشته کوه آتاکورا از ارزش زیست محیطی و زیستی منطقی بالایی برخوردار است (آدومو، 2005). آن یک نوع پوشش گیاهی منحصر به فرد (به Synsepalum passargei-Broenadia salicina جوامع چمنزار های ساحلی) Beninese endemics Thunbergia atacorensis andIpomoea beninensis (آکوئگنینو و لیسوسکی، 2004) . از بین رفتن حاصلخیزی ، فیزیکی و شیمیایی خاک تخریب چند توسط بسیاری از نویسندگان مشخص شده است (آدگبیدی و همکاران، 1999؛ مولدر، 2000؛ تنتند سین سین، 2005). اثرات مضر آن ها به طور بالقوه توسط شیب تند، خاک کم عمق، فشارهای جمعیتی قوی و چرگشت در کشورهای ساحلی مانند بورکینافاسو و نیجر افزایش یافته است (مورر، 1994). یک مجموعه کوچک برآورد جهانی و تغییر زمین در کوه کورا وجود دارد.
تنته و سین سین (2005) بررسی در حوزه برخی تپه های کوه آتاکورا و پیدا کردن فرسایش را کاهش می دهد، به طور متوسط، ضخامت خاک 8.6 سانتی است. در سال 2008 گزارش ” ارزیابی ظرفیت بهبود مدیریت محیط زیست جهانی” نشان می دهد که کوه آتاکورا و مناطق اطراف توسط وضعیت تخریب کم، متوسط و شدید مشخص شده است (انسرجم و همکاران، 2008). این گزارش تازه ترین ارزیابی در مقیاس بزرگ از فرسایش زمین در منطقه مورد مطالعه است.
پژوهش حاضر با هدف ارزیابی و تعیین وضعیت خطر فرسایش کوه آتاکورا و مناطق اطراف آن با استفاده از GIS و مدل ایکونا صورت گرفته است.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1. Introduction

Land degradation is one of the most serious global environmental issues of our time (Dregne, 1998; Reynolds and Stafford Smith, 2002). Land use activities are among the key drivers of land degradation worldwide. These activities shape the land surface and can induce substantial changes to natural phenomena (Steffen et al., 2007). Human activities are at the heart of several environmental challenges. Actually, Humans dominate, transform and modify ecosystems (Zika and Erb, 2009) to their own benefit, yet often at the expense of the global ecological patterns and processes. Sound soil and water conservation measures (Bou Kheir et al., 2006) are needed to mitigate the pervasive and disruptive impact of land degradation on sustainable natural resource management. Moussa et al. (2002) and Souchère et al. (2005) argue that a spatially distributed assessment of erosion risk is mandatory and must be performed before implementing any effective soil conservation measure. Other authors advocate for the use of geoindicators, which are aggregate and efficient proxies of surface processes in the assessment of land degradation (Berger, 1996; Berger, 1997; Dumanski and Pieri, 2000; Gupta, 2002; Hammond et al., 1995; Morton, 2002; Zaz and Romshoo, 2012; Zuquette et al., 2004). Moreover, recent advances in scientific computing, remote sensing, and GIS technologies enable cheap and fast processing of large and complex datasets. This may help alleviate a major practical challenge inherentin implementing erosionmodels (Merritt et al., 2003), as they are data-intensive and time consuming (Vrieling et al., 2006). However, accessing clean data is a pivotal issue in Sub-Saharan African countries that often lack of wellfunctioning data collection systems. Interestingly, Van Rompaey and Govers (2002) show that when data are scare and/or unreliable, simple erosion models provide a more accurate assessment than complex ones. Complex erosion models are often adequate for small scale applications, but loose tractability for large scale implementations, as pointed out by Kirkby et al. (1996), Schoorl et al. (2000), Yair and Raz-Yassif, (2004), among others. Moreover, less data-consuming methods seem more appealing to decision makers (Renschler and Harbor, 2002). According to Bayramin et al. (2003); ICONA (1991, 1997); Zaz and Romshoo (2012), the ICONA model is one of the easiest and flexible qualitative methods for assessing and mapping soil erosion risk. This model has been used by European Union (EU) countries and Mediterranean states (e.g., Turkey, Tunisia, Syria, and Egypt), as documented by Bayramin et al. (2003). In Benin, Atacora Mountain chain is of high ecological and biological value (Adomou, 2005). It has an exclusive vegetation type (the Synsepalum passargei-Broenadia salicina riparian community) and the two Beninese endemics Thunbergia atacorensis and Ipomoea beninensis (Akoègninou and Lisowski, 2004). Soil fertility loss, physical and chemical soil degradation are a few threats identified by many authors (Adegbidi et al., 1999; Mulder, 2000; Tente and Sinsin, 2005). Their harmful effects are potentially increased by steep slope, shallow soil, strong demographic pressures, and transborder transhumance from Sahelian countries such as Burkina Faso and Niger (Meurer, 1994). There is a narrow body of literature addressing global and detailed estimation of land alteration in Atacora Mountain. Tente and Sinsin (2005) investigate at the scope of some hills of Atacora Mountain and find that erosion reduces, on average, 8.6 cm/ ha/year of the soil thickness. The 2008 “National Self-assessment of Capacities to Enhance for the Management of Global Environment” report reveals that Atacora Mountain and its surrounding areas are characterized by slight, average and extreme degradation status (ANCR-GEM et al., 2008). This report is the most recent large scale assessment of land degradation in the study area. Nonetheless,this assessmentis rough and only relies on expert-folk opinions. This study aims at evaluating and determining the erosion risk status of Atacora Mountain and its surrounding areas using GIS and ICONA model.

استفاده از سورفکتانت ها برای احیای خاک های آلوده: یک مقاله مروری

Use of surfactants for the remediation of contaminated soils: A review

چکیده
1-مقدمه
4-1 سورفکتانهای یونی
4-2 سورفکتانتهای غیریونی
4-3 سورفکتانتهای دوبخشی
4-4 بیوسورفکتانت
4-5-سورفکتانتهای مرکب و استفاده ترکیبی از آنها
5-اظهاراتی برای نتیجه گیری و دیدگاه آتی

چکیده
به دلیل ضرر زیادی که در اثر آلودگی خاک ایجاد می شود، علاقه فزاینده ای برای بکارگیری سورفکتانت ها برای احیای انواع خاکهای الوده در کل دنیا وجود دارد. این مقاله مروری خلاصه ای از یافته های متون علمی اخیر راجع به احیای خاکهای/محلهای الوده با استفاده از سورفکتانت ها به عنوان یک ماده فعال تشدید کننده می باشد. برای تکنولوژی احیای مبتنی بر سورفکتانت، رفتارهای جذب سطحی سورفکتانتها به خاک، قابلیت محلول سازی سورفکتانت ها، و سمّیت و قابلیت سازگاری زیستی سورفکتانت ها ملاحظات مهمی می باشد. سورفکتانت ها می تواند باعث تقویت جذب سطحی آلاینده ها از خاک و ایجاد احیای زیستی مواد ارگانیک با افزایش قابلیت دسترسی زیستی آلاینده ها بشوند. گرفتن فلزات سنگین و مواد هسته ای رادیواکتیو از خاک مستلزم مکانیسم های حل سازی، تشکیل کمپلکس با سورفکتانت و تبادل یونی می باشد. علاوه بر سورفکتانت های یونی و غیریونی متداول، سورفکتانت های دوتایی و سورفکتانت های زیستی نیز برای احیای خاک به دلیل خصوصیات خوب آنها نظیر مقادیر غلظت میسلی بحرانی پایین تر (CMC) و قابلیت سازگاری زیستی بهتر بکار می روند. سیستم های ترکیبی سورفکتانت و استفاده ترکیبی از سورفکتانت ها با سایر مواد افزودنی اغلب برای بهبود عملکرد کلی محلول شستشوی خاک برای آلاینده زدایی اتخاذ می شوند. در کل دنیا مطالعات میدانی و احیا در مقیاس کامل با استفاده از تکنولوژی های مبتنی بر سورفکتانت همچنان محدود است ولی مواردی که قبلا معلوم شده نشان دهنده جنبه خوب بکارگیری تکنولوژی های مبتنی بر سورفکتانت برای احیای خاک می باشد.

1 مقدمه
آلودگی خاک یک مسئله جهانی است و می تواند یک مانع اصلی برای توسعه پایدار باشد. این کار باعث برهم زنی تعادل اکوسیستمی شده و باعث افزایش زیان اقتصادی و صدمه به سلامت انسان می شود. الودگی خاک اساسا در اثر اقدامات غیرمسئولانه یا نامناسب دفع زباله، مانند تخلیه صنعتی نامناسب، ضایعات حفاری و معدن، دفع زباله ها و ذخایر بوجود می اید. الاینده های شایع خاک عبارتند از فلزات سنگین، مواد آلی سمی، و مواد هسته ای رادیواکتیوی. افزایش میزان فلزات سنگین در خاک در بسیاری کشورها و نواحی صنعتی گزارش شده است. فزات و متالوئیدهای آنها نظیر کروم، کادمیوم، جیوه و سرب می تواند باعث بمخاطره اندازی اکوسیستم و سلامت انسان از طریق زنجیره های غذایی یا تماس مستقیم با خاک/آب آلوده بشود. آلاینده های آلی نظیر حلال های کلردار فرّار، بی فنیل های پلی کلردار (PCB) و محصولات نفتی مسئله تهاجمی دیگری به دلیل سمیت اینها ، تحرک و فراوانی گونه ها می باشد. این آلاینده های آلی به ندرت در خاک تجزیه می شوند و به سلامت انسان و محیط زیست از طریق سمیت برای گونه های گیاهی و حیوانی صدمه می زند. فعالیت های انسان نیز باعث الودگی خاک بوسیله مواد هسته ای رادیواکتیو نظیر بارش رادیواکتیو حاصل از آزمایش اتمسفری سلاح های هسته ای، نشت ضایعات رادیواکتیوی، و رویدادهای رادیواکتیو نظیر حوادث چرنوویل و فوکوشیما می شود. خاکهای آلوده با میزان اندکی از مواد هسته ای رادیواکتیو می تواند مخاطرات تشعشعاتی درازمدتی را برای سلامت انسان از طریق زنجیره های غذایی و سایر مسیرها دربر داشته باشد.
به دلیل ریسک بالا برای سلامت انسان و امنیت اکولوژیکی، خاکهای الوده نیاز به احیا برای بازیابی شان دارند. بسیاری تلاشهای احیا از جمله تکنولوژی های پیشرفته برای دستیابی به احیای برجسته و مقرون به صرفه محیط زیستی زمین های الوده صورت گرفته است.در میان این تکنولوژی ها، شستشوی خاک/آب شویی یک روش با کارایی زمانی و چندکاره می باشد، و توجه روزافزونی را در سالهای اخیر به خود جلب کرده است. شستشوی خاک یک فرایند مکانیکی است که از مایعات، و معمولا محلولهای آبی برای خارج سازی آلاینده های شیمیایی از خاک استفاده می کند. در احیای عملی، به دلیل اینکه الاینده ها به سطوح ذرات خاک می چسبند و معمولا قابلیت حل پایینی در آب دارند، افزودنی هایی مانند اسیدها، سورفکتانت ها و مواد شلاته سازی اغلب به حامل های مولکولی اضافه شده تا الاینده ها را از خاک با حل شدگی جدا سازند. سورفکتانت ها یک گروه از مواد شیمیایی آمفی فیلیک هستند که همزمان در ساختار مولکولی دارای هم بخشهای هیدروفیلیک و هم هیدروفوبیک می باشند. ساختار مولکولی منحصر به فرد سورفکتانت به تقویت قابلیت حل شدگی آلاینده های خاک در آب بویژه برای ترکیبات آلی هیدروفوبیک کمک می کند. انواع سورفکتانتها مانند سورفکتانت های انیونی، کاتیونی، زویترونی و غیریونی تست شده و یا برای احیای خاک بکار رفته اند. برای یک شستشوی خاک خارج از محل با استفاده از محلول آبی سورفکتانت، روش کلی کار به طور شماتیک در شکل Fig. 1a آمده است. خاک آلوده حفاری شده با پیش عملی آوری شده و با آب حاوی سورفکتانت ها ترکیب می شود و هم زده می شود. بعد از شستشو، ذرات رس اجازه ته نشست داشته و حاملین مولکولی (یعنی محلولهای شستشو) را می توان جداسازی نمود و برای استفاده مجدد بعدی مجددا آماده سازی کرد. شستشوی خاک خارج از محل می تواند یک دامنه وسیعی از غلظتهای آلاینده درون ریز را تصفیه کند و امکان بازگشت فراکسیون های زبر و تمیز خاک را به محل با هزینه نسبتا کمی فراهم آورد. آب شویی خاک در محل با حاملین سورفکتانت راهکار دیگری برای کاربرد عملی می باشد (شکل Fig. 1b). محلولهای آب شویی نظیر مایعاتی که دارای سورفکتانت می باشد، به حیطه آلودگی از طریق چاههای تزریق، تزریق می شود. آلاینده های خاک با محلول سازی (برای مثال تشکیل میسل ها به کمک محلولهای آب شویی) یا تعاملات شیمیایی متحرک می شوند. بعد از عبور از منطقه آلودگی، مایع حامل آلاینده جمع آوری شده و به سطح برای دورریزی، گردش مجدد یا تصفیه در محل و تزریق مجدد آورده می شود. تا کنون، آب شویی خاک یکی از مسیرهای تصفیه معدودی است که می تواند کاملا فلزات سنگین، مواد آلی و مواد هسته ای رادیواکتیو را از خاکهای آلوده جداسازی نماید. سورفکتانت یک ماده افزودنی است که برای شستشوی خاک یا سایر تکنولوژی های احیا استفاده می شود نظیر احیای زیستی تقویت شده با سورفکتانت، احیای فیتو تقویت شده با سورفکتانت، و احیای الکتروکینتیکی تقویت شده با سورفکتانت.
در این مقاله مروری، ملاحظاتی برای شستشوی خاک تقویت شده با سورفکتانت و مکانیسم خارج سازی انواع مختلف آلاینده ها از خاک ها خلاصه و بحث می شود و هدف آن ارائه یک مرور کلی درباره تاثیر خصوصیات سورفکتانت روی فرایند احیا و تعاملات میان آلاینده های خاک و حاملین حاوی سورفکتانت می باشد. پیشرفتهایی در 15 سال گذشته روی کاربرد سورفکتانت ها برای احیای خاکها و محلهای آلوده مورد بررسی مروری و بحث قرار گرفته است از جمله سورفکتانت های یونی، سورفکتانتهای غیریونی، سورفکتانت های دوبخشی، سورفکتانت های زیستی و سورفکتانتهای مخلوط. دامنه مطالب این مقاله شامل نه تنها شستشوی خاک تقویت شده با سورفکتانت می باشد بلکه دربردارنده احیای زیستی تقویت شده با سورفکتانتها و احیای فیتوی سورفکتانتها می باشد. توجهات خاصی به پیشرفتهای اخیر برای حذف مواد هسته ای رادیواکتیو با استفاده از سورفکتانتها، به سورفکتانتهای دوبخشی، سورفکتانت زیستی و به استفاده مرکب از سورفکتانتها برای احیای خاک مبذول داشته شده است. برای ارجاع خوانندگان، اطلاعات پایه درباره سورفکتانتهای ذکر شده در این مقاله در جدول 1 آمده است.

Abstract

Due to the great harm caused by soil contamination, there is an increasing interest to apply surfactants to the remediation of a variety of contaminated soils worldwide. This review article summarizes the findings of recent literatures regarding remediation of contaminated soils/sites using surfactants as an enhancing agent. For the surfactant-based remedial technologies, the adsorption behaviors of surfactants onto soil, the solubilizing capability of surfactants, and the toxicity and biocompatibility of surfactants are important considerations. Surfactants can enhance desorption of pollutants from soil, and promote bioremediation of organics by increasing bioavailability of pollutants. The removal of heavy metals and radionuclides from soils involves themechanisms of dissolution, surfactant-associated complexation, and ionic exchange. In addition to the conventional ionic and nonionic surfactants, gemini surfactants and biosurfactants are also applied to soil remediation due to their benign features like lower critical micelle concentration (CMC) values and better biocompatibility. Mixed surfactant systems and combined use of surfactants with other additives are often adopted to improve the overall performance of soil washing solution for decontamination. Worldwide the field studies and full-scale remediation using surfactantbased technologies are yet limited, however, the already known cases reveal the good prospect of applying surfactant-based technologies to soil remediation.

1 Introduction

Soil contamination is a global concern and can be considered a major barrier to sustainable development. It ruins the balance of the ecosystem, and causes increasing economic loss and human health damage. Soil contamination is mainly caused by inadequate or irresponsible disposalmeasures, such as improper industrial discharge, mining tailings, waste disposal, and stockpiles. The prevailing soil contaminants include heavy metals, toxic organics, and radionuclides [1]. Increased heavy metal levels in soil have been reported in many industrialized countries and areas. The metals and their metalloids, such as chromium, cadmium, mercury, and lead, can threaten the ecosystem and human health through food chains or direct exposure to the contaminated soil/water [2]. Organic pollutants, e.g., volatile chlorinated solvents, polychlorinated biphenyls (PCBs), and petroleum products are another pervasive concern due to their toxicity, mobility, and abundance of species. These organic pollutants hardly degrade in soil, being damaging to human being and the environment through toxicity to animal and plant species [3]. Human activities also make radionuclides to contaminate the soil [4], such as the fallout from atmospheric testing of nuclear weapons, the leakage of radioactive waste, and radiological events like the Chernobyl and Fukushima accident. Soils contaminated with low levels of radionuclides can pose a long-term radiation hazard to human health via food chains and other pathways [5].

Due to the high risk on human health and ecological security, contaminated soils need to be remediated for their reclamation. Many remedial attempts, including some cutting-edge technologies, have been made to achieve an environmentally sound and cost-effective remediation of contaminated lands. Among these technologies, soil washing/flushing is a time-efficient and versatile method, and attracts increasing attentions in recent years. Soil washing is a mechanical process that uses liquids, usually aqueous solutions, to remove chemical pollutants from soils. In practical remediation, because contaminants adhere to the surfaces of soil particles and usually have low water solubility, additives like acids, surfactants, and chelating agents are often added into eluents to solubilize contaminants from the soil. Surfactants are a group of amphiphilic chemicals which contain both hydrophilic and hydrophobic parts in the molecular structure simultaneously. The unique molecular structure of surfactant allows to enhance the water solubility of soil contaminants, especially for the hydrophobic organic compounds. Variety of surfactants, e.g., anionic, cationic, zwitterionic, and nonionic surfactants, have been tested and/or applied for soil remediation [6]. For an ex-situ soil washing using surfactant aqueous solution, the general procedure is schematically illustrated in Fig. 1a. The excavated contaminated soil is pretreated and mixed with the water containing surfactants, and agitated. After washing, the clay particles are allowed to settle out, and the eluents (i.e., the washing solutions) can be separated and regenerated for next round use [7]. The exsitu soil washing can treat a broad range of influent contaminant concentrations, and allow for the return of clean coarse fractions of soils to the site at a relative low cost [8]. In-situ soil flushing with surfactant eluents is another strategy for practical application [9], as shown in Fig. 1b. Flushing solutions, e.g., liquids containing surfactants, are injected into the area of contamination via injection wells. The soil contaminants are mobilized by solubilization (e.g., formation of micelles with the assistance of flushing solutions) or chemical interactions. After passing through the contamination zone, the contaminant-bearing fluid is collected and brought to the surface for disposal, recirculation, or on-site treatment and reinjection [10]. So far, the soil washing is one of the few treatment routes which can thoroughly separate heavy metals, organics, and radionuclides from contaminated soils. Surfactant is a frequently used additive for soil washing or other remedial technologies, such as surfactant-enhanced bioremediation [11], surfactant-enhanced phytoremediation [12], and surfactant-enhanced electrokinetic remediation [13].

In this review, the considerations for a surfactant-enhanced soil washing, and the mechanism for the removal of different types of contaminants from soils are summarized and discussed, with purposes of providing an overview of the influence of surfactants’ properties on the remediation process and the interactions between soil contaminants and surfactant-containing eluents. The progresses in the past 15 years on the application of surfactants for the remediation of contaminated soils/sites are accordingly reviewed and discussed, including ionic surfactants, nonionic surfactants, gemini surfactants, biosurfactants, and mixed surfactants. The scope of the article includes not only surfactant-enhanced soil washing, but also surfactant-enhanced bioremediation and phytoremediation. Particular attentions are given to the recent advances on the removal of radionuclides using surfactants, to gemini surfactants, biosurfactant, and to themixed use of surfactants for soil remediation. For the readers’ reference, the basic information of the surfactants mentioned in this article, is shown in Table 1.

استفاده از سورفکتانت ها برای احیای خاک های آلوده: یک مقاله مروری

Use of surfactants for the remediation of contaminated soils: A review

مبتدی (مناسب برای درک مفهوم کلی مطلب) 

سنگ معدن های فلز دار عمدتا حاوی کوارتز فلدسپار، موسکویت، سرسیت، کلریت و کلیست است(کالیز و لوریرو 1971). در دهه 1980 معدن به منظور استخراج (و فراوری) Cu از سولفیدها (سنگ مس و کلکوسیت ) و کربنات (مالاچیت) بهره برداری شد. بعد از اینکه معدن در سال 1987 بسته شد، مواد معدنی فراوری شده روی تراس هایی که بر روی شیب ساخته شده بود جمع آوری و ذخیره گردید و در نتیجه فقدان نگهداری مناسب تراس ها، برخی از این توده ها خورده شده و زباله های معدنی به فاصله 1.5 کیلومتر در شیب پخش گردید.(شکل 2).
توده زباله معدنی ناهمگن است و گستره وسیعی از مواد نرم تا تخته سنگ را شمال می شود. این توده ضرورتا شامل ماده دیواره سخره (ماده سنگ معدن فلزدار) که برای دسترسی به کانی کنده شده، و زباله فراوری تولید شده به وسیله فرآیند هیدرو فنالوژیکی کانی (یعنی مالاچیت، کاکوپیریت و کلکوسیت است.)

2.2 فرآیند نمونه گیری و آنالیز
2.2.1 گیاهان
گونه های کمی از گیاهان به طور طبیعی در محل رشد می کند. به منظور مطالعه، تنها گونه های که مستقیما در ناحیه آلوده به زباله رشد نموده اند انتخاب گردید.
گونه ها و مکان نمونه گیری در شکل 2 نشان داده شده است. نمونه از هر گونه جمع آوری شد. کل گیاه pityrogramma calomelanos (شکل A2) و Bidens pilosa (شکل B2) جمع آوری و در آزمایشگاه به بخش های برگ (حدود 20 برگ از هر کدام ) و ریشه تقسیم شد. Rueliia paniculata (شکل C2) و combretum leprosum (شکل 2D) گیاهان بزرگتری ایجاد می کنند و در نتیجه 20 عدد برگ برای هر نمونه جدا گردید. نمونه های ریشه پس از خاکبرداری در عمق 0-20 سانتی متری جمع آوری گردید.
در آزمایشگاه برگ ها و ریشه ها به وسیله شیراب و سپس سه مرتبه آب مقطر شسته شد سپس در 60 °c به مدت 48 ساعت خشک گردید. در آسیاب سرامیکی آسیاب شد .سپس نمونه ها قبل از آنالیز در یخچال ذخیره و نگهداری شد. یک پیش نمونه از ریشه ها برای حذف ذرات خاکی که ممکن است به وسیله آب جدا نشده باشد با سدیم دی تیونیت و سدیم سیترات (DC) شسته شد. این فرایند روش اغلب برای حذف آهن اکسید / هیدروکسید های که به ریشه چسبیده شده استفاده می شود (لیو و همکاران 2004-2006)؛ فرایندی که با استفاده از استخراج DCB که توسط تیلور و کرودر (1983) توصیف شده و معمولا برای مینیمم کردن آسیب های ساختاری ممکن برای ریشه های آسیب پذیر به کار می رود
سدیم سیترات (Na3C6H5O7.2H2O) و 0.8g سدیم دی تیونیت (Na2S2O4) اضافه شد. سپس لوله ها به مدت 16 ساعت در دمای اتاق تکان داده شد؛ نمونه های ریشه جداشد و سه بار با آب دیونیزه شسته شد و پس از آن به مدت 48 ساعت در 60°c خشک شده و تا زمان آنالیز درون یخچال قرار گرفت.
برای تعیین غلظت مس دریافت های گیاه، ماده خشک گیاه در لوله های تفلونی قرارداده شده و سپس 9 میلی لیتر نیتریک اسید 65% (HNO3) به آن اضافه گردید و نمونه ها به مدت 4 ساعت در دمای اتاق تجزیه گردید. 3 میلی لیتر پرکلریک اسید (HClO4) به لوله افزوده شد و به مدت یک شب محلول باقی ماند. لوله ها به مدت 35 قیقه در اجاق ماکروویو (labstation-milestone Ethos plus microwave) در دمای کنترل شده (200°c) قرار داده شد. مواد استخراج شده در اسپکتروفتومتر (سه برابر ) جذب اتمی آنالیز شد (مدل پرکس المر 2380). به منظور کنترل کیفیت، ماده مرجع (1547°N، برگ هلو – NIST) نیز آنالیز گردید. نرخ بازیابی مس برابر 104±3% بود.

2.2.2 خاک توده و ریشه
خاک توده اطراف گیاه از 3cm تا حدود 30cm از گیاه و در عمق 0-20 سانتی متر جمع آوری گردید. دقت گردید که نمونه شامل ریشه نباشد. نمونه ها جمع آوری و مخلوط شد تا نمونه مخلوطی از خاک توده به دست آید.
برای نمونه خاک ریشه، ریشه گیاه جمع آوری شدن خاک تکان داده شد. خاک باقی مانده که به ریشه چسبیده بود با تکان دادن شدید و با مسواک جدا شد (برای جزئیات بیشتر به این منبع مراجعه کنید Chung and zazoski1994) نمونه های جمع آوری گردید.
پس از اینکه خاک توده و ریشه جداسازی شد نمونه ها به مدت 72 ساعت در 40°c خشک شد و صافی 2 میلی متری عبور داده شد و قبل از آنالیز در یخچال (4°c) قرار داده شد. PH آب تعیین گردید (نسبت خاک به محلول 1:1.25) . S کلی در آنالیز در LECo SC-144DR و (TN) N کل و C کل (TC) در 2000-CNS LECo اندازه گیری شد. کربن آلی کل با استفاده از روش هایی که در مرجع شرح داده شده ( Cambardella و همکاران 2001) تعیین گردید.
ما از 3 حلال با کمک شکل های مختلف Cu حاصل از خاک استفاده کردیم. مس کاملا در دسترس با محلول 188 از MgCl2 در PH برابر 7 (Cu-MgCl2) استخراج گردید. مس دارای پتانسیل دسترسی توسط محلول Melich3 (2 مولار CH3COOH 0.25 مولار NH4NO3،0.015 مولار، NH4F 0.013 مولار EDTAو HNO3 0.001 مولار استخراج شد) (Cu-Me) و غلظت کلی Cu پس از تجزیه در ماکروویو با محلول آبی (HNO3 و HCL به نسبت 3:1) تعیین شد.
نمونه های خاک مرجع به عنوان نمونه شاهد به کاربرده شد. خاک مرجع SO-2 و SO-3 از مرکز کانادایی تکنولوژی معدن و انرژی آنالیز شد و درصد بازیابی Cu به ترتیب برابر 108±6% و 98±7% بود. همه مواد استخراج شده توسط اسپکتر و متری جذب اتمی شعله (مدل پرکین المر 2380) و حد تشخیص Cu(d.L) برابر 0.05mg/kg بود.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
منطقه مورد مطالعه
تحلیل و نمونه گیری
بحث
نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

مقدمه
در مناطق مدیترانه ای، ساخت سد های کوچک با هدف فراهم کردن آب برای اهداف تامین اب برای خانوار ها، دام و آبیاری موجب نیاز به اطلاعاتی در زمینه تولید رسوب برای حوزه های رودخانه اصلی در نظر گرفته شده است. در جنوب ایتالیا، برنامه های پایش بلند مدت توسط سرویس هیدروگرافی ملی درنیمه اول قرن اخیر برای برطرف کردن این نیاز اجرا شده اند. اطلاعات بدست آمده برای رودخانه ها در کالابریا در طی 1960 میلادی و 1970 میلادی تولید رسوب نسبتا پایینی را در این منطقه نشان داده اند. با این حال مطالعات اخیر در این منطقه نشان داده اند که مقادیر پایین تولید رسوب بر گرفته از این برنامه پایش موجب شده است تا میزان نرخ فرسایش در بسیاری از مناطق حوزه ها با ابهام مواجه شود. برای درک بهتر رابطه بین تولید رسوب در خروجی حوزه، و سرعت انتقال رسوب در حوزه، بایستی از روش های جایگزینی استفاده کرد که یک سری اطلاعاتی را در خصوص نرخ توزیع مجدد ارایه می کنند. در سال های اخیرا، سزیم رادیو نوکولویید برای ثبت نرخ های مختلف توزیع مجدد خاک با فرسایش ورقه ای به صورت جایگزینی برای اندازه گیری های سنتی استفاده شده است. این مقاله کزارشی را در خصوص نتایج مطالعه ارایه کرده است که در آن اندازه گیری های سزیم رادیو نوکلویید 137 در مقیاس متوسط در جنوب ایتالیا صورت گرفته است. داده های مربوط به پایش رسوب معلق در خروجی حوزه درطی 1970 و 1960 میلادی برای براورد رسوب استفاده شده است. این براورد همراه با اطلاعات ارایه شده توسط اندازه گیری های سزیم رادیو نوکلویید 137 بوده است. نتایج نشان می دهد که اندازه گیری ها سزیم رادیو نوکلویید 137 برای سنجش کمی فرسایش و توزیع مجدد رسوب در حوزه ارزشمند بوده است.
منطقه مورد مطالعه
حوزه ملیتو در جنوب ایتالیا در پارک ملی سیلا قرار گرفته است. این حوزه دارای مساحت زهکشی 41.3 کیلومتر مربع بوده و دارای ارتفاع متغیر از 1300 متر بالاتر از سطح دریا تا 324 متر در خروجی حوزه است. از نظر زمین شناسی، این حوزه از شن های گرانیتی و سنگ های دگرگونی تشکیل شده است. ازمایشات خاک ها نشان می دهد که خاک های توسعه یافته بر روی این انواع سنگ ها دارای طیف وسیعی از بافت ها، می باشند و این در حالی است که خاک های شنی و شنی سیلتی غالب هستند. این حوزه با (گونه Pinus nigra SSP. laricio، P. sylvestris به، leucodermis) راش (Fagus sylvatica L.) و گونه های مختلف بلند مازو (Quercus cerris، pubescens از Q.، frainetto Q.، petrea Q.، robur Q.). پوشیده شده است. بارندگی فصلی از سپتامبر تا اوریل رخ می دهد و بارندگی اصلی متوسط از 1962 تا 2000 1127 میلی متر اندازه گیری شده است.
در 1983 این حوزه مکانی مطلوب برای سد سازی برای تامین آب اشامیدنی، دام ها و ابیاری مناطق محلی در نظر گرفته شد. تا کنون این سد ساخته نشده است اگرچه ساخت و ساز در آن جا وجود دارد. برای پشتیبانی از طراحی این سد، سرویس هیدروگرافی ایتالیا اندازه گیری های رواناب، بارمدگی و غلظت رسوب را در خروجی حوزه از 1862 تا 1977انجام داده است. در طی این دوره پایشی، تولید رسوب سالانه بر اساس اندازه گیری های غلظت رسوب از 5.4 تا 205 کیلومتر مربع بر سال در 1976 بود. با این حال مقدار گزارش شده در این مطالعه به صورت معرف منطقه سری ماسیف در نظر گرفته شده است(پئرتو و همکاران 2009ب).

بخشی از مقاله انگلیسی:

INTRODUCTION

In semi-arid Mediterranean areas, the construction of small dams aimed at providing water for domestic supply, livestock, or irrigation has generated a need for information on sediment yields for the main river basins. In southern Italy, a long-term monitoring programme was initiated by the National Hydrographic Service during the first half of the last century to address this need. The information obtained for the rivers in Calabria during the 1960s and 1970s documented relatively low suspended sediment yields in this area. However, recent studies in this region have demonstrated that the low values of specific sediment yield derived from this monitoring programme obscure the existence of appreciable erosion rates in many areas of the catchments involved (Porto et al., 2009b). To better understand the relationship between the sediment yield at a catchment outlet, and rates of sediment mobilisation and transfer within the catchment, there is a need to employ alternative methods capable of providing information on soil redistribution rates for large areas. In recent years, the fallout radionuclide caesium-137 ( 137Cs) has been increasingly used to document rates of soil redistribution associated with sheet erosion both as an alternative to conventional measurements, and for calibrating physically-based soil erosion models (Di Stefano et al., 2000; Walling, 1998; Porto et al., 2001). This paper reports the results of a study where 137Cs measurements were employed within a medium-scale (41.3 km2 ) catchment in southern Italy, with the aim of assembling information on soil erosion and redistribution on the catchment slopes. Data available from suspended sediment monitoring undertaken at the catchment outlet during the 1960s and 1970s have been used to estimate the contemporary sediment yield. This estimate has been combined with the information provided by the 137Cs measurements to establish a sediment budget for the catchment. The results confirm that 137Cs measurements are valuable for quantifying both erosion and sediment redistribution within a catchment and therefore, for establishing its sediment.

THE STUDY AREA

The Melito catchment (Fig. 1) is located in Calabria (southern Italy) in the vicinity of the Sila National Park. The catchment has a drainage area of 41.3 km2 and ranges in altitude from 1300 m a.s.l. at its highest point (Colle San Domenico) to 324 m a.s.l. at the catchment outlet (Olivella) where the main channel flows into the larger River Corace. Geologically, the Melito catchment is underlain by granitoid sand and intermediate and high-grade metamorphic rocks, typical of the Aspromonte Mountains that are part of the Calabro-Peloritan arc, a region with the highest tectonic activity in Europe. Detailed soil surveys undertaken in this catchment have shown that the soils developed on these rock types are characterised by a range of textures, although sandy and silt-sandy soils are dominant. The catchment is mainly uncultivated and large areas are covered by pines (Pinus nigra ssp. laricio, P. sylvestris, P. leucodermis) beech (Fagus sylvatica L.) and different species of oak (Quercus cerris, Q. pubescens, Q. frainetto, Q. petrea, Q. robur). The rainy season extends from September to April, and the mean annual rainfall for the period 1962–2000 measured at Umbri (altitude 885 m a.s.l., 39°01′31″N, 16°33′24″E), is ~1127 mm (SIMI, 1920–2000). In 1983 the Melito catchment was identified as the preferred site for a proposed dam (with a reservoir storing more than 100 million m3 ) to provide water for domestic supply, livestock, and irrigation within the local area. To date, this dam has not been built, although construction is now in progress. To support the design of this and other dams in the region, the Italian Hydrographic Service (SIMI) undertook measurements of rainfall, runoff, and suspended sediment concentration at the catchment outlet during the period 1962–1977. During this monitoring period, the annual specific suspended sediment yield, derived from the sediment concentration measurements, ranged from 5.4 t km-2 year-1 in 1970 to 205 t km-2 year-1 in 1976, with a mean annual value of 40 t km-2 year -1 (Fig. 2). Porto et al. (2006) documented higher values of sediment yield (ranging from 760 to 2080 t km-2 year-1 ) for the coastal areas of the same region (see also Cinnirella et al., 1998; Porto et al., 2009a). However, the values reported in this work, although considerably lower, can be regarded as representative of the mountain areas of the Serre Massif (see Porto et al., 2009b).

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
1- مقدمه
2. منطقه مورد مطالعه
3. روش
3-1 نمونه برداری میدانی و تعیین محتوی توکلویید
3-2 محاسبه نرخ فرسایش
مدل بیلان وزنی ساده
3-2-2 مدل توزیع پروفیل برای خاک های غیر زراعی
4. نتایج و تجزیه تحلیل
تثبیت نقاط شاهد سزیم 137
4-2 توزیع در دامنه های حوزه زیانشای
4-2-1 توزیع سزیم 137 در مناطق زراعی
4-2-2 توزیع سزیم 137 در مناطق دارای پوشش
نمونه ها از چندین نقطه علفزار و جنگلی بدون تخریب گرفته شدند
4-2-3 توزیع سزیم 137 در مناطق احیا شده
4-3 ویژگی های فرسایش خاک بر روی دامنه
5- نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

1- مقدمه
روش سزیوم 137 در مطالعات فرسایش خاک استفاده شده است. سزیوم 137 یگ رادیو نوکلوتید مصنوعی با نیمه عمر 30.17 سال است. سزیوم 137 به استراتوسفر آزاد شده و بر طبق تست های تسلیحات هسته ای حرارتی در اواخر 1950 میلادی و اوایل 1960 میلادی، دارای توزیع جهانی است. سزیوم 137 به عنوان محصول شکافت هسته ای، با بارندگی وارد زمین می شود و توسط خاک سطحی و رسوبات تثبیت می شود. از آن جا که توزیع مجدد آن در پروفیل خاک ناشی از جدایش و رسوب یا شخم خاک است، ویژگی های مهاجرتی سزیوم 137 را می توان به عنوان یک ردیاب رسوب موثر و مبنایی برای براورد سرعت فرسایش و رسوب استفاده کرد.( انتزی و همکاران 2010، فیلیپ و همکاران 1996). در بیشتر بخش های چین، رسوب سزیوم 137 عمدتا در بین سال های 1950 و 1970 میلادی رخ داده است. اگرچه حادثه چرنوبیل در اوریل 1986 موجب افزایش سطح سزیوم 137 در بسیاری از مناطق دنیا شد، با این حال نقش کمی در افزایش سزیوم 137 در چین داشت زیرا این کشور در شرق اسیا واقع شده است. اسیای غربی و اروپا به شدت تحت تاثیر این رویداد قرار گرفتند.
روش سزیوم 137 در بسیاری از مناطق برای براورد فرسایش خاک استفاده شده است(Li et al., 2003; Kosmas
et al., 2001; Zhang et al., 2006; Taijiro et al., 2005; Zhang et al., 2008; Saito-Kokubu et al., 2008; Yang et
al., 2006). تحقیقات انجام شده در بسیاری از محیط های دنیا نشان داده است که این روش در براورد نرخ رسوب و فرسایش دارای دقت بالایی است. به علاوه این روش نسبت به روش های پایش سنتی از جمله پتانسیل براورد های گذشته نگرانه از نرخ فرسایش و رسوب بر اساس یک بازدید میدانی و پتانسیل تجمیع اطلاعات توزیع شده برای تک تک نقاط در یک چشم انداز مورد استفاده برای مطالعه الگو های مکانی توزیع مجدد خاک مزیت دارد. از این روی در شرایط حوزه ابخیز که در آن داده های بلند مدت رسوب وجود دارند، روش سزیوم 137 را می توان برای اندازه گیری کمی فرسایش خاک و نرخ توزیع مجدد مورد استفاده قرار داد.
هدف این مطالعه استفاده از روش سزیوم 137 برای تخمین فرسایش خاک در حوزه رودخانه زیانشای که یک شعبه ای از رودخانه یانگتز می باشد و یکی از منابع اصلی رسوب است می باشد. تولید رسوب ناشی از فرسایش در حوزه رودخانه زیان شای بر عمر سد و عملیات طبیعی سد تری گرج اثر می گذارد که این سد یکی از سه پروژه بزرگ برق آبی در دنیا است. منابع رسوب بر گرفته از سه کاربری ارضی است که شامل اراضی زراعی، اراضی دارای پوشش گیاهی و اراضی احیا شده است. این موارد در این مطالعه بحث شده و ویژگی های کلی فرسایش خاک در منطقه مورد مطالعه بدست امدند

2. منطقه مورد مطالعه
حوزه ابخیز رودخانه زیان شای در بخش جنوب شرق استان گانسو در چین واقع شده و دارای مساحت 10200000 کیلومتر مربع است. رودخانه زیان شای که در بالا دست رودخانه جیالینک استف از کوهستان های گیشو در نزدیکی شهر تیانشوی سرچشمه می گیرد. این رودخانه از مناطق لانگان عبور کرده و وارد استان شانکسی می شود و سپس در لوینگ به رودخانه جیالیتک می ریزد. منطقه شمالی رودخانه زیانشای به فلات لسی زهکشی می شود. حوزه ابخیز زیانشی با حوزه رودخانه زرد ر شمال هم مرز است. این حوزه دارای بارندگی ساالنه 400 تا 800 میلی متر است و بارندگی از ژولای تا سپتامبر رخ می دهد. از این روی این بارندگی ها منجر به فرسایش جدی در مناطق لسی می شوند. برای مثال، منطقه شمالی ایستگاه هیدرولوژیکی داکیو دارای مساحت 6491 کیلومتر مربع است. تولید رسوب سالانه آن برابر با 21.2 میلیون تن و نرخ انتقال رسوب سالانه برابر با 3260 کیلومتر مربع بر سال است. از ای روی این حوزه یکی از بزرگ ترین مناطق تولید رسوب چین است.
منبع از دست رفت خاک در رودخانه زیان شای شامل فرسایش خندقی، حرکات توده ای خاک، جریان های واریزه ای، فرسایش ناشی از انجماد-ذوب، فرسایش بادی و فرسایش ناشی از استخراج طلا است. دانش مربوط به این فرسایش ها برای تعیین میزان بیلان رسوب لازم است که امکان توزیع رسوب را در بخش های مختلف حوزه می دهد. این مطالعه به بررسی ابعاد اساسی بیلان رسوب در حوزه زیانشای با استفاده از روش سزیوم 137 می پردازد.

بخشی از مقاله انگلیسی:

1 Introduction

The 137Cs technique has been used in soil erosion studies since the 1960s. 137Cs is an artificial radionuclide with a half-life of 30.17yr. It was released into the stratosphere and globally distributed following thermonuclear weapon tests in the late 1950s and early 1960s. As a by-product of nuclear fission, 137Cs fell on the earth with rainfall and was strongly fixed by surface soil and sediment. Since the subsequent redistribution in the soil profile is mainly caused by soil detachment and deposition or soil tillage, the migration characteristics of 137Cs can be used as an effective sediment tracer that can provide a basis for estimating soil erosion and deposition rates (Estrany et al., 2010; Philip et al., 1996). In most parts of China, 137Cs deposition mainly occurred in the 1950-1970s. Although the Chernobyl nuclear accident of April 1986 in the Soviet Union caused the first settlement peak of 137Cs in most regions of the globe, it contributed to little fall-out in China which territory is located in East Asia, far away from the site of the accident. Europe and West Asia were very severely affected (Qi et al., 2006). The 137Cs technique has been used in many regions for estimating soil erosion (Li et al., 2003; Kosmas et al., 2001; Zhang et al., 2006; Taijiro et al., 2005; Zhang et al., 2008; Saito-Kokubu et al., 2008; Yang et al., 2006). Research conducted in many worldwide environments has demonstrated that this technique is accurate in estimating soil loss and sediment deposition rates. Moreover, this technique presents many advantages over conventional monitoring techniques (Loughran, 1989), including the potential for deriving retrospective estimates of erosion and deposition rates based on a single site visit, and the potential for assembling distributed information for individual points in the landscape that can be used to study spatial patterns of soil redistribution. Thus, in watersheds situations where there is a lack of sediment data over a long term, the 137Cs technique can be used to quickly and accurately quantify soil erosion and redistribution rates. The focus of this study is to use the 137Cs technique for estimating soil erosion in the Xihanshui River Basin, a tributary to the Upper Yangtze River Basin and one of its major sediment sources. This is of special interest. Sediment production due to soil erosion in the Xihanshui River Basin directly affects the service life-span and normal operations of the Three Gorges Dam, the biggest hydro-power project in the world. The sediment sources are from three representative land uses that include cultivated land, vegetated land, and revegetated land. These are discussed in this study, and general characteristics of typical soil erosion were obtained for the Xihanshui River Basin.

2 Study area

The Xihanshui River Basin is located in the south-eastern part of Gansu Province, China, and covers an area of 1.02×104 km2 . The Xihanshui River, an upstream tributary of the Jialing River, has its source in the Qishou Mountains near Tianshui City, Gansu. This river crosses the Longnan regions, that include Lixian, Xihe, Chengxian, and Kangxian, then enters Shaanxi Province and joins the Jialing River at Lueyang (Fig. 1). The area north of the Xihanshui River drains the southwestern edge of the Loess Plateau. The Xihanshui watershed borders the Yellow River Basin in the north. The basin has an annual precipitation ranging from 400 to 800 mm, and rainstorms occur mostly from July to September. Therefore, these rainstorms readily cause serious erosion in the loess region. For example, the basin north of the Daqiao Hydrological Station covers an area of 6,491 km2 . It has an annual sediment yield of 21.2 million tons and an annual sediment transport rate of 3,260 t km-2 yr-1. Therefore, this basin has been one of the largest producing sediment yield areas of China. The sources of soil loss in the Xihanshui River Basin are gully erosion, soil mass movement, debris flow, freeze-thaw erosion, wind erosion, and erosion caused by gold mining. Knowledge of these soil losses is essential for determining sediment budgets which would allow the distribution of sediment in different parts of a river basin (Wang et al., 2007). This study discusses the fundamental aspects of sediment budgeting as applied to the Xihanshui River Basin, using the 137Cs technique.

تقویت خاک باقی مانده کره با بیوپلیمر β-1،3/1، 6-گلوکان

Strengthening of Korean residual soil with b-1,3/1,6-glucan biopolymer

Abstract

Soil improvement and stabilization are important geotechnical issues when using soil as an engineering material. The most widely used material for soil treatment is cement, a trend that runs counter to environmentally friendly practice. In food and medical science, various biopolymers are commonly used as thickeners, stabilizers, binders, and so on. This study explores the feasibility of using environmentally friendly biopolymers for soil improvement. A commercial β-1,3/1,6-glucan polymer product was used to improve the strength of the Korean residual soil, hwangtoh. Liquid type β-1,3/1,6-glucan polymer solutions with different concentrations were mixed with hwangtoh and cured under different temperatures. The time-dependent compressive strength was measured in order to observe the strengthening mechanism of the β-1,3/1,6-glucan polymer-treated hwangtoh. The particle surface adsorption and tensile strength of the β-1,3/1,6-glucan polymers significantly increased the compressive strength of the hwangtoh. The strength improvement was maximized under a curing temperature of 60 °C. Furthermore, a simple economic/environmental analysis revealed that the β-1,3/1,6-glucan polymer treatment had advantages not only in strengthening the hwangtoh but also in lowering its environmental impact while offering financial competitiveness over ordinary cement treatments.

1 Introduction

Soil treatment (i.e. improvement and stabilization) has always been an important consideration throughout the history of human civilization. Various materials such as straw, bitumen, lime, salts, and pozzolans are conventional additions to soil, while cement, petrochemicals, and bacteria are currently being increasingly used in an effort to improve and stabilize soil from both mechanical and chemical aspects [1,2]. Among these, cement is the most widely used material for soil treatment in relation to soil strength improvement, ground water control, and hazardous contaminant fixes [3–6].

Ordinary cement production emits carbon dioxide, a significant greenhouse gas, during chemical calcination and fuel burning. It has been reported that 5% of the global carbon dioxide emissions are induced by the cement industries [7,8]. Meanwhile, the large amount of cement demolition waste (65 million tons/year in the United States [9]) also presents significant environmental problems. Both the disuse and recycling of cement-concrete waste are potentially hazardous to the environment due to the potential for pollutant leakage into the soil and groundwater [10,11]. Meanwhile, several alternatives such as geopolymers [12], alkaliactivated cement [13], geocement [14], and inorganic polymer concrete [15] have been developed in an attempt to reduce or replace cement use. However, the CO2 reduction efficiency of these methods is insufficient due to their dependency on ordinary cement and heavy industry by-products (e.g. blast furnace slag, fly ash, etc.). Therefore, demand for the development of environmentally friendly construction materials that are relatively harmless and easily reused without environmental impacts is increasing significantly in the 21st century.

Biopolymers are polymers produced by living organisms, and most biopolymer applications are in the field of medical engineering, such as drug delivery systems, wound healing, and surgical implantations [16]. With the aim of environmentally friendly development, biopolymers such as welan gum and curdlan have been used as bio-admixtures in concrete or dry-mix mortar as water-retention agents or superplasticizers according to their pseudoplasticity properties [17]. In the fields of soil science, geotechnical engineering, and geoenvironmental engineering, biopolymers have been applied as soil stabilizers in order to control or reduce soil erosion [18,19] and are used for soil drilling mud and temporary excavation supports [20]. Aligning with this trend, theoretical and experimental verifications of the interactions between various types of biopolymers and soil media are required in the geotechnical and geoenvironmental fields.

Hwangtoh is a common residual soil in Korea and is considered to be an environmentally friendly material due to its high absorbency, self-purification, and far infrared ray radiation characteristics [21]. However, its strength and drying shrinkage problems have restricted its usage and development [22]. Thus, an environmentally friendly approach to strengthening hwangtoh is required in order to amplify its benefits and usage.

In this study, a commercial beta-1,3/1,6-glucan polymer solution (Polycan™) is introduced as a soil-treatment material. The inter-particle behavior of the b-1,3/1,6-glucan polymer and particulate material is defined. Also, the structural and engineering behavior of the b-1,3/1,6-glucan polymer-treated hwangtoh is investigated through a series of laboratory experiments. Finally, the optimized conditions for the hwangtoh engineered using the b-1,3/1,6-glucan polymer are discussed in terms of efficiency and feasibility.

مقاله انگلیسی رایگان

ترجمه فارسی رایگان 

بخشی از ترجمه فارسی:

چکیده
منطقه پاریورات، که یک منطقه قدیمی تولید شراب در محبط کوهستانی مدیترانه ای شمال شرق اسپانیا است، از دهه 1990 میلادی تحت تغییرات بنیادینی با تبدیل مناطق با پوشش گیاهی طبیعی و متروک به تاکستان های جدید تراس بندی شده قرار گرفته است. در اکثریت موارد، این تغییرات پوشش زمین شامل تراس بندی خاک با پشته های با ارتفاع بیش از 2متر و جوی هایی که ساختمان خاک آن به طور کامل تغییر یافته است می باشد. هدف این مطالعه، تجزیه تحلیل اثرات این تغییرات و دست ورزی های خاک بر روی خواص فیزیکی خاک نظیر بافت، نگه داشت آب و ظرفیت نفوذ در منطقه معرف مورد مطالعه است. خاک ها به صورت لیتیک زروارتنت طبقه بندی شدند و نام محلی آن لیکورل llicorell است. برای این مطالعه، دو شرایط متفاوت در دامنه به طول 100 متر مطالعه شد. یکی در بخش تخریب نشده با پوشش گیاهی طبیعی و یکی در تاکستان تراس بندی شده دو ساله(تخریب شده). نمونه های خاک سطحی از 0 تا 20 سانتی متر در چندین نطقه در امتداد شیب برای تحلیل بافت، مواد آلی و پایداری خاکدانه جمع اوری شدند. در این نقاط، هدایت هیدرولیکی اشباع با استفاده از نفوذ سنج دیسکی اندازه گیری شد. نتایج نشان می دهد که در این خاک های با درصد بالای عناصر دانه درشت( بیش از 60 درصد)، مطالعه انجام شده طی تبدیل و تغییر موجب تغییراتی در توزیع اندازه ذرات دانه ریز می شود. به علاوه، تسطیح موجب کاهش مقدار مواد آلی خاک های زراعی شد. این تغییرات بر هدایت هیدرولیکی، ظرفیت نگه داشت آب( که تا 45 درصد کاهش یافت) و پایداری خاک دانه علاوه بر روابط بین همه این متغیر ها تاثیر گذاشتند.
لغات کلیدی: تراس بندی خاک، تاکستان مکانیزه، پایداری خاک دانه، هدایت هیدرولیکی، ظرفیت نگه داشت آب، آنالیز چند متغیره
1-مقدمه
تغییرات بنیادینی که کشاورزی اروپا در چند دهه گذشته تجربه کرده اند، تحت فرایند های بزرگ مقیاس کاربری ارضی و تغییرات پوشش زمین (LUCC) بوده است. این تغییرات موجب تغییرات مهم در چشم انداز، تخریب زمین و فنون مدیریتی جدید در نتیجه کنار گذاشتن عملیات مدیریت سنتی و تشدید استفاده از اراضی حاصلخیز تر می شود (García-Ruiz et al., 1996; Zalidis et al., 2002; Borselli et al., 2006). در منطقه مدیترانه، این تغییرات به عنوان یکی از نیروهای اصلی تخریب محیط زیست از طریق وارد کردن اثرات خود بر خاک و منابع آب ((Zalidis et al., 2002)) و تنوع زیستی عمل می کنند(Bielsa et al., 2005)..
هم چنین، تخریب و تبدیل اراضی کشاورزی در نتیجه پیشرفت های فناوری و محدودیت های اقتصادی اجتماعی ایجاد شده که از یک سری اراضی برای افزایش بازدهی و تولید در قالب بازارهای ملی و بین المللی استفاده می کند. این فرایند مستلزم دست ورزی خاک( تسطیح زمین و عملیات تراس بندی) برای آماده سازی خاک برای زراعت جدید و مدیریت برای اعمال کاربری جدید از طریق حذف پوشش گیاهی ناخواسته و مرز های اراضی است((Borselli et al., 2006).). در برخی از موارد، این تغییرات با سیاست کشاورزی رایج پشتیبانی می شود که خود یارانه ها و محرک هایی را در اختیار می گذارد که نه تنها بر کاربری ارضی کشاورزی بلکه بر چشم انداز روستایی تاثیر می گذارد( باسچ 2006).
در منطقه مدیترانه ای، انگور یکی از مهم ترین محصولات طی دهه گذشته می باشد که از تحت تبدیل و تغییر قابل توجه زمین قرار گرفته اند. (Martínez-Casasnovas and SánchezBosch, 2000; Pla and Nacci, 2003). آن ها تحت سیاست کشاورزی اتحادیه اروپا از طریق طرح های باز سازیو تبدیل می باشد( کمیسیون سازمان دهی EC No. 1227/2000، 31 می 2000 که قوانین خاصی را برای شورای EC (1493/1999) در خصوص تولید پتانسیل در اختیار می گذارد ) که موید هزینه اقتصادی زیاد اجرای این عملیات است.
نمونه ای واضح از تبدیل و تغییر زمین برای استفاده از زمین جهت کشت نهالستان های انگور،QDO پاریورات است. پاریورات یک منطقه قدیمی برای تولید انگور در کاتالونیا شمال شرق اسپانیا است که تاکستان ها از قرن 21 در آن زراعت می شوند. ماکزیمم دوره توسعه در قرن 19 بود زمانی که بیش از 75 درصد زمین را تاکستان ها پوشش داده و کل چشم انداز پاریورات تبدیل شد((Figueras and Calvó, 2003).). طی نیمه نخست قرن بیستم، این بخش تحت بحران هایی قرار گرفته است که موجب تغییر کاربری ارضی و متروکه شدن اراضی کشاورزی گردید(Douglas et al., 1996).. این مشکل در 1990 زمانی که گروه کوچکی از تولید کننده ها، روش های بازاریابی و تولید شراب جدید را ایجاد کردند که موجب شد تا تولید شراب در راس معاملات بازاری قرار گیرد. این موجب افزایش جذب کشاورزان از مناطق دیگر که مشغول خرید زمین طی دهه گذشته بودند برای ایجاد سیستم های کشت مکانیزه گردید.
ماشین آلات سنگین نظیر بولدوزر ها امروزه برای جا به جایی و دست ورزی زیاد خاک برای ایجاد سیستم های تراس بندی جدید در تاکستان ها استفاده می شوند. تراس های جدید دارای پشته های 2.5 متر بوده و بدون حفاظ بوده و شیب آن ها حدود 36 درصد است. دست ورزی های خاکی مطابق با رهنمود های فنی نمی باشد و با توجه به نیاز های مالک و یا شخص تعیین می شود. جا به جایی حدود 77,750 متر مکعب در هکتار را شامل می شود(Cots-Folch et al., 2006). این کار ها موجب اصلاح خصوصیات سطح خاک می شوند که بر خواص نفوذ در سطح تاثیر می گذارند (Poesen et al., 1990; Léonard and Andrieux, 1998; Malet et al., 2003) و با دیگر فرایند های ژئومورفیک نظیر فرسایش (Lundekvam et al., 2003) و حرکات توده ای طی زمان های بارش اثر متقابل دارند. تغییرات مکانی ایجاد شده توسط این عملیات موجب نفوذ پذیری همگن و واکنش های رواناب بر روی دامنه ها می شومند. توزیع مجدد خاک هم چنین موجب تغییر پایداری خاک دامنه و پایداری تراس ها گردیده و خطر حرکات توده ای را افزایش می دهد.
برخی از مطالعات به بررسی تغییرات مکانی خواص خاک در امتداد دامنه پرداخته اند((Agbenin and Tiessen, 1995; Bartoli et al., 1995). با این حال مطالعه ای وجود ندارد که بر اثرات سیستم های تراس بندی مکانیزه جدید بر روی خواص خاک تاکید داشته باشد. می توان اثرات تجمعی ناشی از توزیع مجدد خاک را بر روی فرسایش ناشی از شخم((Van Muysen et al., 1999; Torri et al., 2002; De Alba et al., 2004))، تراس های کند کننده سرعت آب((Dercon et al., 2003),)، فشردگی ناشی از ماشین آلات سنگین (Ferrero et al., 2005) یا انتقال و جا به جایی ناشی از تراس بندی در دامنه های پر شیب گزارش کرد. همه این عملیات موجب تغییرات تدریجی در خواص خاک از بخش های فوقانی به طرف پایینی کرت ها می شوند((Thapa et al., 1999; Turkelboom et al., 1997) و این بر تولید و عملکرد خاک تاثیر می گذارند((Turkelboom et al., 1996).).
برای پر کردن این خلا و شکاف در سیستم های تراس بندی مکانیزه، هدف این مطالعه تجزیه تحلیل تاثیر تراس بندی بر خواص فیزیکی خاک نظیر پایداری خاک دانه ها در خاک، نفوذ پذیری و ظرفیت نگه داشت بامقایسه خواص تاکستان های سنتی و مناطق جنگلی با مورفولوژی خاک طبیعی و تاکستان های جدیدا تراس بندی شده ناشی از عملیات دست ورزی خاک در منطقه نمونه پاریورات QDO, می باشد.
2-4 آماره ها
آنالیز آماری( آزمون های میانگین و آنالیز واریانس یک سویه) برای تایید تفاوت های معنی دار انجام شدند. حداقل اختلاف معنی دار تجزیه واریانس یک سویه به صورت آزمون اختلاف معنی دار یا مقایسات میانگین استفاده شد( تفاوت های معنی دار در سطح 95 درصد). به علاوه، آنالیز چند متغیره( آنالیز خوشه ای و مولفه های اصلی) برای تحلیل رابطه بین متغیر های مطالعه شده و تغییرات ناشی از عملیات مکانیکی انجام شد. این آنالیز با استفاده از نرم افزار STATGRAPHICS 5.1 انجام شد.
هر دوی آنالیز مولفه های اصلی و آنالیز خوشه ای به طور کسترده ای در مطالعات محیطی برای طبقه بندی، مدل سازی و ارزیابی استفاده می شوند. آنالیز مولفه های اصلی موجب کاهش ابعاد با آشکار سازی چندین مولفه مهم می شود که به آن مولفه های اصلی می گویند. هر مولفه اصلی از حیث p مولفه جدید تعریف میشود. نخستین مولفه که همان مقدار ویژه است توجیه کننده ماکزیمم واریانس کل است، دومین مولفه، دومین ترکیب خطی است و با نخستین مولفه هم بستگی ندارد که توجیه کننده ماکزیمم واریانس باقی مانده است.معمولا تعداد کمی از مولفه ها توجیه کننده درصد بالای واریانس کل می باشند یعنی مجموعه داده ها را می توان از حیث فضای با بعد کوچک تر توصیف کرد. به منظور تسهیل تفسیر هر مولفه، چرخش واریماکس استفاده شد. داده ها به میانگین صفر و واریانس واحد استاندارد شدند. آنالیز نخستین مولفه اصلی همه نمونه های متعلق به تیمار های کاربری ارضی انجام شدند. هدف از این کار این بود تا روشن شود آیا بین تیمار های کاربری ارضی تفاوت وجود دارد یا نه؟ امتیازات فاکتور PC تجزیه تحلیل شد. از نتایج مشاهده شده، نمونه ها به دو مجموعه داده بسته به تغییر خاک تفکیک شدند: تاکستان های تراس بندی شده( تیمار های TV + TVc)، و مناطق متروک+تاکستان های قدیمی با پوشش گیاهی طبیعی( کشت شده در دامنه اصلی+تیمار های OV + AB).

بخشی از مقاله انگلیسی:

Abstract

The Priorat region, a traditional area for wine production in the Mediterranean mountain environment of NE Spain, has been undergoing drastic changes since the 1990s, with the conversion of abandoned and natural vegetation areas into new terraced vineyard plantations. In most cases, these land cover changes involve land terracing, with risers more than 2 m high and benches with the soil surface structure completely altered. The objective of this work is to analyse the impacts of these land transformations on soil physical properties such as texture, water retention and infiltration capacity in a sample area of the region. Soils are classified as Lithic Xerorthents and are locally called “ llicorell ” . For this study two different situations on a 100-m-long hillslope were studied: one in an undisturbed position, with natural vegetation and one in a disturbed two- year-old terraced vineyard. Samples of the soil surface from 0 to 20 cm were collected at several points along the slope for analysis of texture, organic matter and aggregate stability. At these locations, saturated hydraulic conductivity was measured using a disc permeameter. The results show that in these soils with a high percentage of coarse elements ( N 60%), work carried out during land transformation produced changes in the particle size distribution of the fine fraction. In addition, levelling reduced the organic matter content of the cultivated soils. These changes affected hydraulic conductivity, water retention capacity (which decreased by 45%) and aggregate stability, as well as the relationships between a ll these variables. © 2007 Elsevier B.V. All rights reserved.

1. Introduction

The radical changes that European agriculture has undergonein the last few decades have entailed large-scale processes ofland-use and land-cover change (LUCC). These changes areleading to major landscape modifications, land degradation andnew management techniques as a result of the abandonment oftraditional practices and the intensification of more productiveland (García-Ruiz et al., 1996; Zalidis et al., 2002; Borselliet al., 2006). In the Mediterranean region, these changes act asone of the main environmental degradation forces through theimpacts on soil and water resources (Zalidis et al., 2002) andbiodiversity (Bielsa et al., 2005).Specifically, agricultural land intensification has emerged asa consequence of technological progress and the socio-economic constraints of adapting fields to make themcompetitive in the framework of new national and internationalmarket prospects. This process requires earth movements (landlevelling and/or land terracing operations) to prepare the areafor new cultivation, and management to implement the new landuse through the removal of unwanted vegetation and fieldboundaries, etc. (Borselli et al., 2006). In some cases, thesechanges are supported by the Common Agricultural Policy(CAP), which gives various incentives and subsidies that affectnot only agricultural land use but also the rural landscape(Busch, 2006).In the Mediterranean region, vineyards are one of the maincrops which during the last decade have suffered significantland transformations (Martínez-Casasnovas and Sánchez-Bosch, 2000; Pla and Nacci, 2003). They have been stimulatedby the EU Common Agricultural Policy, through the restructur-ing and conversion plans (Commission Regulation EC No.1227/2000 of 31 May 2000, which specifies detailed rules for the application of Council Regulation EC (1493/1999) as regards production potential) that support the large economic cost of implementation of such operations. One clear example of drastic transformation to adapt land for new vineyard plantations is the Priorat Qualified Designation of Origin (Priorat QDO). The Priorat is a traditional area for wine production in Catalonia, NE Spain, where vineyards have been cultivated since the 12th century. The period of maximum expansion was in the 19th century, when vineyards occupied up to 75% of the land and entirely transformed the Priorat landscape ( Figueras and Calvó, 2003 ). During the first half of the 20th century, the sector underwent a crisis that led to a major deintensification of land use and the abandonment of agricul- tural land ( Douglas et al., 1996 ). This situation was only partially overcome in the 1990s, when a small group of producers introduced new vinification and marketing techni- ques that pushed the wines towards the top of the international market. This has attracted producers from other areas who have been buying land during the last decade to create new mechanised plantations systems. Heavy machines such as bulldozers are being used for large- scale earth movements in order to create new terracing systems for vineyards. The new terraces have average risers more than 2.5 m high, with no protection and slopes of about 36°. The earth movements are not controlled by any law or technical guidelines and are determined by the needs of the owner or the person on charge of the machinery. The movements account for about 77,750 m 3 ha − 1 ( Cots-Folch et al., 2006 ). Those works modify the soil surface characteristics, which influence the infiltration properties at the surface ( Poesen et al., 1990; Léonard and Andrieux, 1998; Malet et al., 2003 ) and interact with other geomorphological processes such as erosion ( Lundekvam et al., 2003 ) and mass movements, mainly during extreme precipitation events ( Abreu, 2005 ). The spatial variability created by all these operations leads to heterogeneous infiltration and runoff responses on hillslopes. The soil redistribution also modifies the soil slope stability and the stability of the terraces, increasing the risk of surface mass movements. Some studies have pointed out the spatial variability of soil properties along the hillslopes ( Agbenin and Tiessen, 1995; Bartoli et al., 1995 ) and with the slope degree ( Janeau et al., 2003 ). However, there are no studies documenting the effects of the new mechanised terracing systems on soil properties. We could expect accumulative effects produced by the redistribu- tion of the soil such as some authors have pointed out to some extent by studies on tillage erosion ( Van Muysen et al., 1999; Torri et al., 2002; De Alba et al., 2004 ) on slow-forming terraces ( Dercon et al., 2003 ), on compaction due to the use of heavy machinery ( Ferrero et al., 2005 ) or by translocation caused by terracing on steep slopes. All these operations give rise to gradients in soil properties from the upper to the lower parts within the plots ( Thapa et al., 1999; Turkelboom et al., 1997 ), even affecting soil productivity ( Turkelboom et al., 1996 ). To cover this gap in new mechanised terracing systems, the objective of the present work is to analyse the impact of land terracing on soil physical properties such as water stable aggregates, water infiltration and retention capacity by com- paring the same properties in old traditional vineyards and forest areas that conserve the natural soil and slope morphology and the new terraced vineyards resulting from earth movement operations in a sample area of the Priorat QDO, (northeastern Spain). 2. Materials and methods 2.1. Study area The study was conducted in the Priorat Qualified Designa- tion of Origin region (Priorat QDO, Catalonia, NE Spain) ( Fig. 1 ). It is a depression formed in the split of the southern part of the Montsant mountain chain. The average slope of the terrain is about 25°. Climate is classified as Mediterranean temperate tending to continental, being characterised by dry winds, mainly from the NE, and an annual average temperature of 15 °C (ranging from 6 to 23 °C). Average rainfall is about 600 mm, mainly distributed in Spring and Autumn. Based on the Soil Taxonomy of the USDA ( Soil Survey Staff, 1999 ), soils are classified as Lithic Xerorthents , developed on schist, locally called “ llicorell ” , which give the wines special distinctive characteristics. Soils are slightly acid (pH about 6) and the organic matter content in the surface horizon is less than 2%. Traditionally, the landscape has been a mosaic of traditional agriculture and natural vegetation ( Iglésies, 1975 ). The main agricultural use is vineyards ( Vitis vinifera ), with Grenache, Carignan, Cabernet Sauvignon, Merlot and Syrah as the main varieties. The vineyard surface has changed from 700 ha in the 1990 to 1650 ha at present and the wine production increased from 18600 HL in 2000 to 29000 HL in 2004 ( Priorat QDO, 2005 ). This sharp increase is a result of the introduction of new mechanised vineyard plantations taking over natural areas and traditional agricultural land

میکوریزا آربوسکولار و کنترل بیولوژیکی پاتوژن های گیاهی خاکزاد – مروری بر مکانیسم های مربوطه

Arbuscular mycorrhizas and biological control of soil-borne plant pathogens – an overview of the mechanisms involved

Abstract

Biological control of plant pathogens is currently accepted as a key practice in sustainable agriculture because it is based on the management of a natural resource, i.e. certain rhizosphere organisms, common components of ecosystems, known to develop antagonistic activities against harmful organisms (bacteria, fungi, nematodes etc.). Arbuscular mycorrhizal (AM) associations have been shown to reduce damage caused by soil-borne plant pathogens. Although few AM isolates have been tested in this regard, some appear to be more effective than others. Furthermore, the degree of protection varies with the pathogen involved and can be modified by soil and other environmental conditions. This prophylactic ability of AM fungi could be exploited in cooperation with other rhizospheric microbial angatonists to improve plant growth and health. Despite past achievements on the application of AM in plant protection, further research is needed for a better understanding of both the ecophysiological parameters contributing to effectiveness and of the mechanisms involved. Although the improvement of plant nutrition, compensation for pathogen damage, and competition for photosynthates or colonization/infection sites have been claimed to play a protective role in the AM symbiosis, information is scarce, fragmentary or even controversial, particularly concerning other mechanisms. Such mechanisms include (a) anatomical or morphological AM-induced changes in the root system, (b) microbial changes in rhizosphere populations of AM plants, and (c) local elicitation of plant defence mechanisms by AM fungi. Although compounds typically involved in plant defence reactions are elicited by AM only in low amounts, they could act locally or transiently by making the root more prone to react against pathogens. Current research based on molecular, immunological and histochemical techniques is providing new insights into these mechanisms.

1 Introduction

A key, universally accepted concept is that natural microbial populations in soil or other “living” substrate are activated to grow around developing plant roots, giving rise to the so-called “rhizosphere” (Azcón-Aguilar and Barea 1992). As a rhizosphere develops at the root-soil interface, microorganisms there interact with both plant roots and soil constituents. Communication among the different components is mainly via chemical or biochemical signals, although physical interaction is also possible. This “dialogue” is modulated by inherent soil characteristics and the prevailing environmental conditions of the ecosystem (Bowen 1980; Lynch 1990). The most important interactions developing in the rhizosphere can be classified into three main groups: (1) plant – plant interactions caused by overlapping rhizospheres, which results in competition for nutrients; (2) root–microorganism interactions, determined by plant activities that stimulate microorganisms to grow around the roots (rhizosphere effect) and by microbial activities that affect plant development, either by benefiting the plant or by inducing disease; and (3) microbe–microbe interactions, which include both synergistic and antagonistic activities (Stoztky 1972; Lynch 1990). Biological control can be defined as the directed, accurate management of common components of ecosystems to protect plants against pathogens. In this regard, microbial diversity is a key natural resource (Kennedy and Smith 1995). Thus, biological control preserves environmental quality by a reduction in chemical inputs, and is characteristic of sustainable management practices (Altieri 1994; Barea and Jeffries 1995). Under natural conditions, plants strictly speaking do not have roots, they have mycorrhizas; the roots of most flowering plants form mutualistic symbioses with certain soil fungi (Harley and Smith 1983). Mycorrhizal associations are found in nearly all ecological situations, with arbuscular mycorrhizas (AM) being the most common type in normal cropping systems and in natural ecosystems (Harley and Smith 1983; Gianinazzi and Schüepp 1994). AM fungi, which belong to the order Glomales of the Zygomycetes (Rosendahl et al. 1994), biotrophically colonize the root cortex and develop an extramatrical mycelium which helps the plant acquire mineral nutrients and water from the soil. AM symbioses play a key role in nutrient cycling in ecosystems (Jeffries and Barea 1994), and the external mycorrhizal mycelium, in association with other soil organisms, forms water-stable aggregates necessary for good soil quality (Bethlenfalvay and Schüepp 1994). It is evident that an increased capacity for nutrient acquisition resulting from mycorrhiza association could help the resulting stronger plants to resist stress. However, AM symbioses may also improve plant health through a more specific increase in protection (improved resistance and/or tolerance against biotic and abiotic stresses) (Bethlenfalvay and Linderman 1992; Barea and Jeffries 1995). The study of a possible role for AM symbiosis in protection against plant pathogens began in the 1970s, and a great deal of information has been published on the subject, however, we still know very little about the underlying mechanisms (Hooker et al. 1994; Linderman 1994). It is not our aim here to discuss all the information in the many published papers. Instead, we will analyse the mechanisms by which AM fungi could control root pathogens and indicate possible fruitful research approaches.

مقالات انگلیسی و ترجمه های فارسی رایگان با فرمت PDF آماده دانلود رایگان میباشند

همچنین ترجمه مقاله با فرمت ورد نیز قابل خریداری و دانلود میباشد

مقاله انگلیسی رایگان (PDF)

ترجمه فارسی رایگان (PDF)

خرید ترجمه با فرمت ورد

فهرست مقاله:

چکیده
مقدمه
مواد و روش ها
تونل بادی
نتایج
بحث
نتیجه گیری

بخشی از ترجمه فارسی مقاله:

مقدمه
پوسته بیولوژیکی خاک، `کریپتوفیتیک،،` میکروبیوتیک،، `میکروفیتیک، یا` سیانوباکتر ± پلان نیز نامیده می شود ، پوسته خاک، یک ویژگی غالب مناظر نیمه خشک و خشک سراسر جهان است. این پوسته ها در ترکیب گونه ها و در انواع خاک رخ می دهد. به عنوان یک نتیجه، تابع پوسته در مناطق مختلف جغرافیایی ممکن است با توجه به فرآیندهای زیست محیطی مانند بارش و استقرار نهال متفاوت باشد (جوهانسن، 1993؛ هارپر و ماربل، 1989 وست، 1990). با این حال، اکثر مطالعات حاکی از کاهش فرسایش پذیری باد از سطوح خاک پوسته های بیولوژیکی است (لیز، 1990؛ مکنزی و پیرسون، 1979؛ ویلیامز و همکاران، 1995)، اگر چه مطالعه تفاوت معنی داری را نشان می دهد (اندرو و لانگ، 1986 ). مطالعات میکروسکوپ الکترونی روبشی توسط بلنپ و گاردنر (1993) انجام شده و نشان می دهد که مواد خارج سلولی غلاف ذرات خاک سیانو باکتری ها را به هم پیوند می دهند ، و حفاظت سطح خاک را فراهم می کنند.
پوسته بیولوژیکی خاک بسیار مستعد ابتلا به اختلال است، به ویژه در خاک های با ثبات کل پایین مانند شن و ماسه (بلنپ و گاردنر، 1993؛ ژیلت، و همکاران، 1980؛ وب و ویلشر، 1983). رشته سیانوباکتر، گلسنگ و خزه شکننده خشک، و درهم شکستن به راحتی زمانی که توسط فعالیت هایی مانند زیر پا گذاشتن و یا ترا فضایی. به نیروهای فشاری یا برشی قرار می گیرند. از آنجا که موجودات پوسته تنها متابولیکی فعال زمانی که زمان مرطوب، استقرار مجدد آهسته در سیستم های خشک می باشد. در حالی که سیانو باکتری های ، اغلب می توانند حرکت کند تا از طریق رسوبات آشفته برای رسیدن به سطح نور مورد نیاز برای فتوسنتز، گلسنگ و خزه ناتوان حرکت و اغلب به عنوان یک نتیجه می میرند. بر روی سطوح تازه آشفته، خزه و گلسنگ اغلب نرخ استعمار و رشد بسیار آهسته است. با فرض اینکه خاک مجاور پایدار هستند و بارش طور متوسط میزان بازیابی برای پوشش پلان در جنوب یوتا اخیرا در حداقل 45 سال برآورد شده است، در حالی که بهبود پوشش خزه در 250 سال (بلنپ، 1993) برآورد شد. با توجه به این آهسته تکثیرمجدد سطوح خاک توسط اجزای مختلف پوسته، پوسته را می توان در بسیاری از مراحل توسعه داد.
باد یک نیروی مخرب عمده در بیابان است که در آن ماده آلی کم و یا پوشش گیاهی برای محافظت از سطوح خاک وجود دارد. رسوب خاک توسط باد اغلب بیش از رسوب رودخانه در این مناطق است (گودی، 1978؛ ویلیامز و همکاران، 1995). رسوب سطح خاک بستگی به نیروی باد مورد نیاز برای جداسازی ذرات از سطح خاک دارد (سرعت آستانه اصطکاکی). از آنجا که فرسایش بادی است ، نگرانی های عمده در ایالات متحده آمریکا و در سراسر جهان غرب (درگن، 1983)، برروی درک چگونگی سطح خاک و قواعد اختلال سرعت آستانه تاثیر می گذارد.
در حالی که مطالعات قبلی به نقش پوسته خاک در برقراری ثبات در سطوح خاک کویر پرداخته اند، هیچ یک چگونگی سرعت آستانه بین مراحل توسعه پوسته و یا چگونگی اختلال تحت تاثیر انواع پوسته را مورد بررسی قرار نداده اند. هدف از این مطالعه تعیین سرعت آستانه معمولی برای مراحل مختلف توسعه پوسته بیولوژیکی خاک و تعیین اثرات اختلالات سطح خاک های مختلف بر روی مراحل مختلف توسعه پوسته است.
مواد و روش ها
سایت مطالعه حدود 16 کیلومتری جنوب موآب، یوتا، ایالات متحده، واقع است. نوع پوشش گیاهی غالب کاج و درخت عرعر و در ارتفاع 1400 متر است. بارش سالانه 250 میلی متر با 30 درصد بارش باران های موسمی در اواخر تابستان رخ داده است. تیمار و اندازه گیری در ژوئیه 1995 زمانی که خاک خشک بود گرفته شده است. همه مناطق آزمایش در داخل یک دایره 300 متر، با همان نوع بستر ، عمق خاک و شیب واقع شده است.
خاک جمع آوری شده و شن و ماسه، گل و لای و رس است. توسعه پوسته بیولوژیکی خاک در یکی از چهار کلاس قرار داده شد، بر اساس آزمایش قبلی در مورد نرخ بهبودی بعد از اختلال از وسایل نقلیه چهار چرخ و یا ترافیک (اطلاعات چاپ نشده بلنپ، 1993). شامل:
(a) کلاس 0: شن و ماسه ، با توسعه پوسته بیولوژیکی قابل مشاهده است، اختلال بسیار وسیله نقلیه و یا ترافیک نشان می دهد.
(b) کلاس 1: پوسته ، بدون تب و تاب و یا پوشش پلان و زیست توده سیانوباکتر کم قابل مشاهده است ، اختلال وسایل نقلیه و یا ترافیک در عرض یک سال از مشاهده را نشان می دهد.
(c) کلاس 2: پوسته های بیولوژیکی نسبتا پر از دست انداز با پلان و یا توسعه خزه و سطح زیست توده سیانوباکتر متوسط، ترافیک فضایی و یا اختلالات 10 ± 5 سال قبل از مشاهده را نشان می دهد.
(d) کلاس 3: پوسته های بیولوژیکی پر از دست انداز، با پلان کامل و توسعه خزه و زیست توده سیانوباکتر بالا، هیچ اختلال ترافیک فضایی به مدت حداقل 20 سال نشان نمی دهد.
سرعت آستانه اصطکاک برای حرکت ذرات ماسه در سطح دست نخورده )CON در شکل 2(، و یکپارچگی سطح پوسته ) در شکل 3 ( برای هر نوع پوسته در دو محل تکرار و انجام شد . FTV برای حرکت ذرات به عنوان سرعت اصطکاک است که در آن ذرات سطح از سطح خاک جدا و به دور از طریق باد انتقال انجام شده تعریف شده است. FTV برای سلامت سطح سرعت اصطکاک ، تکه های دست نخورده از سطح جدا شده و منفجر به انتقال به دور دست بود. از آنجا که تنش باد برابر با مربع اصطکاک سرعت چگالی هوا است، مقاومت نسبی طبقات پوسته های مختلف به عنوان فرسایش بادی تعریف شده است و به عنوان مربع نسبت سرعت اصطکاک آستانه بین طبقات گزارش شده مقایسه شده است.
هنگامی که FTVs برای کلاس های مختلف پوسته دست نخورده انجام شود، تیمار اختلال هر کلاس پوسته در هر سایت استفاده شده است. این تیمار شامل :
(1) تیمار F1 : فردی که بر روی پوسته خاک با چکمه راه می رود.
(2) تیمار V1 : عبور یک وسیله چار چرخ با تایر اج دار.
(3) تیمار V2 : عبور دوباره یک وسیله چار چرخ با تایر اج دا.
مقایسه در بین سه کلاس پوسته با استفاده از یک ANOVA دو طرفه و آزمون T چند دامنه انجام شد . آزمون برای تمایز بین اختلال تیمار و شاهد استفاده شده است.

بخشی از مقاله انگلیسی:

INTRODUCTION

Biological soil crusts, also called `cryptobiotic’, `microbiotic’, `microphytic’ or `cyanobacterial±lichen’ soil crusts, are a dominant feature of most semiarid and arid landscapes throughout the world. These crusts di€er in species composition and occur on a variety of soils. As a result, crustal function in di€erent geographic regions might vary in regard to ecological processes such as rainfall in®ltration and seedling establishment (Harper and Marble, 1989; Johansen, 1993; West, 1990). However, most studies agree that biological soil crusts reduce wind erodibility of soil surfaces (Leys, 1990; MacKenzie and Pearson, 1979; Williams, et al., 1995), although one study found no signi®cant di€erences (Andrew and Lange, 1986). Scanning electron microscope studies done by Belnap and Gardner (1993) show that the extracellular sheath material of cyanobacteria bind soil particles together, providing soil surface protection. Biological soil crusts are highly susceptible to disturbance, especially in soils with low aggregate stability such as sands (Belnap and Gardner, 1993; Gillette, et al., 1980; Webb and Wilshire, 1983). Cyanobacterial ®laments, lichens and mosses are brittle when dry, and crush easily when subjected to compressional or shear forces by activities such as trampling or vehicular trac. Because crustal organisms are only metabolically active when wet, re-establishment time is slow in arid systems. While cyanobacteria are mobile, and can often move up through disturbed sediments to reach light levels needed for photosynthesis, lichens and mosses are incapable of such movement and often die as a result. On newly disturbed surfaces, mosses and lichens often have extremely slow colonization and growth rates. Assuming adjoining soils are stable and rainfall is average, recovery rates for lichen cover in southern Utah has been most recently estimated at a minimum of 45 years, while recovery of moss cover was estimated at 250 years (Belnap, 1993). Due to this slow recolonization of soil surfaces by the di€erent crustal components, crusts can be found in many stages of development. Wind is a major erosive force in deserts where there is little organic matter or vegetation cover to protect soil surfaces. Soil deposition by wind often exceeds that of ¯uvial deposition in these drier regions (Goudie, 1978; Williams, et al., 1995). Sediment production from soil surfaces depends on the force of wind needed to detach particles from soil surfaces (threshold friction velocity). Since wind erosion is of major concern both in the western USA and worldwide (Dregne, 1983), it is important to understand how soil surface disturbance a€ects threshold velocities. While previous studies have addressed the role soil crusts play in stabilizing desert soil surfaces, none has examined how threshold velocities might vary between stages of crustal development or how disturbance might di€erentially in¯uence various crustal types. The purpose of this study was to determine typical threshold velocities for di€erent stages of biological soil crust development and to determine the e€ects of di€erent soil surface disturbances on various stages of crustal development.

METHODS

The study site was located approximately 16 km south of Moab, Utah, USA, in Rizzo sandy loam soils. The dominant vegetation type is pinyon and juniper at an elevation of 1400 m. Annual precipitation is 250 mm, with 30 per cent of the rainfall occurring as late summer monsoons. Treatments were applied and measurements taken in July 1995 when soils were dry. All areas tested were located within a 300 m circle, with the same substrate type, soil depth and slope. Soils were collected and analyzed for sand, silt and clay content. Biological soil crust development was placed in one of four time categories, based on previous experiments regarding recovery rates after disturbance from four-wheel vehicles or foot trac (Belnap, 1993, unpublished data). These included: (a) Class 0: bare sand, with no visible biological crustal development, indicating very recent disturbance from vehicle or foot trac. (b) Class 1: ¯at crusts, with no visible frost heaving or lichen cover and low cyanobacterial biomass, indicating disturbance from vehicles or foot trac within one year of observation. (c) Class 2: moderately bumpy biological crusts with no lichen or moss development and moderate cyanobacterial biomass levels, indicating vehicular or foot trac disturbances 5±10 years prior to observation. (d) Class 3: biological crusts were very bumpy, with full lichen and moss development and high cyanobacterial biomass, indicating no vehicular or foot trac disturbance for at least 20 years. Friction threshold velocities for movement of loose sand particles on the undisturbed surface (CON in Figure 2), and surface integrity of the crusts (SI in Figure 3) were determined for each crust type at two replicated sites. The FTV for particle movement was de®ned as the friction velocity at which surface particles were both detached from the soil surface and carried away by the generated wind. The FTV for surface integrity was the friction velocity at which large, intact chunks of the surface were detached and blown away. Because wind stress equals the square of friction velocity times the density of air, relative resistances of the di€erent crustal classes to wind erosion are de®ned and reported as the square of the ratio of threshold friction velocities between the classes being compared. Once FTVs were determined for the di€erent undisturbed crustal classes, disturbance treatments were applied to each crust class at each site. These treatments included: (1) Treatment F1: one pass by walking on crusts with lug-soled boots. (2) Treatment V1: one pass of a four-wheel drive vehicle with knobbed tires. (3) Treatment V2: two passes of a four-wheel drive vehicle with knobbed tires. Comparisons across the three crustal classes were done using a two-way ANOVA and multiple range test. T-tests were used to distinguish between disturbance treatments and controls.