Alteration of plant diversity after fire in Zagros forest stands, case study: Marivan forests

Document Type : Research article

Authors

1 MSc Expert, Department of Silviculture and Forest Ecology, Faculty of Natural Resources, University of Tehran, Karaj, I.R. Iran

2 Professor, Department of Forestry and Forest Economics, Faculty of Natural Resources, University of Tehran, Karaj, I.R. Iran.

3 Associate Professor, Division of Forest Research, Research Institute of Forests and Rangelands, Tehran, I.R. Iran.

4 Senior Research Expert, Division of Natural Resources Research, Agricultural and Natural Resources Research Center of Kurdistan province, I.R. Iran.

Abstract

Natural plants are under risk of natural and human damages. Natural and human-made fires can change landscape and cause ecological disturbance, which can affect nature cycle of plant cover and ecological structure. The systematic random sampling method (50 x 50 m. network) was applied in two forest  sites (each 15 hectares) at Marivan forests of Kurdistan province of Iran (burned and control) to layout 30 circular 2.5 acre and 30 four m-2 sampling plots on the burned and the control sites, for wooden and herbaceous plant species, respectively. Diversity, richness and evenness indices were calculated and compared, using the PAST software and Unpaired T- test method. The results showed that there was not significant difference between the two sites in respect to average sprout clumbs per plot. There were significant differences between the two sites (ρ<0.05) in respect to Simpson and Shanon diversity and Margalev richness indices for the wooden species, in which they were greater in burned site than in the control site. There was significant difference (ρ<0.05) between the two sites in respect to the herbaceous species density per plot. There were not significant differences between the two sites for the herbaceous species in respect to Shanon and Simpson diversity indices, evenness index and Margalev richness index, whereas there was significant difference between the sites for Menhinick richness index, in which it was greater in the control than in the burned site.

Keywords


فصلنامة علمی - پژوهشی تحقیقات جنگل و صنوبر ایران

جلد 21  شمارة 3، صفحة 541-529، (1392)

 

تغییرات تنوع گونه­ای بعد از آتش­سوزی در جنگلهای زاگرس (مطالعه موردی جنگلهای مریوان)

 

عباس جمشیدی باختر*1، محمدرضا مروی مهاجر2، خسرو ثاقب طالبی3، منوچهر نمیرانیان4و حسین معروفی5

1– نویسنده مسئول، کارشناس ارشد، گروه جنگل‌شناسی و اکولوِژی جنگل، دانشکدۀ منابع طبیعی، دانشگاه تهران، کرج.

پست‌الکترونیک: ajamshidi@alumni.ut.ac.ir

2- استاد، گروه جنگلداری و اقتصاد جنگل، دانشکده منابع طبیعی، دانشگاه تهران، کرج.

3- دانشیار پِژوهش، بخش تحقیقات جنگل، مؤسسه تحقیقات جنگل­ها و مراتع کشور، تهران.

4- استاد، گروه جنگلداری و اقتصاد جنگل، دانشکده منابع طبیعی، دانشگاه تهران، کرج.

5- مربی پژوهشی، بخش تحقیقات منابع طبیعی، مرکز تحقیقات کشاورزی و منابع طبیعی استان کردستان، سنندج

تاریخ دریافت: 27/10/90                                                              تاریخ پذیرش: 3/3/92

 

چکیده

گیاهان در عرصه طبیعت همواره در معرض آسیب­های طبیعی و غیر طبیعی قرار دارند. آتش­سوزی­های طبیعی و ایجاد شده توسط بشر باعث تغییرات منظر و ایجاد یک آشفتگی اکولوژیکی می­شود که بر چرخه طبیعی پوشش گیاهی و ساختار اکوسیستم تأثیر می­گذارد. در این مطالعه یک شبکه آماربرداری 50* 50 متر طراحی و تعداد 30 قطعه نمونه 10 آری به شکل دایره برای گونه­های چوبی و تعداد 30 قطعه نمونه 4 متر مربعی برای گونه­های علفی در هر دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد پیاده شد و گونه­های علفی برداشت گردید و پس از شناسایی آنها با استفاده از فلورهای گیاهشناسی، شاخصهای تنوع با استفاده از نرم‌افزار اکولوژیکی PAST مورد محاسبه قرار گرفت. سپس برای مقایسه پارامترهای تنوع گونه­ای دو منطقه از آزمونT غیرجفتی استفاده گردید. نتایج نشان داد که از نظر میانگین تعداد جست‌گروه در قطعه نمونه بین دو منطقه اختلاف معنی­داری وجود ندارد. برای گونه­های چوبی شاخص‌تنوع سیمپسون و شاخص تنوع شانون بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد در سطح 95 درصد اختلاف معنی­دار را نشان داده و مقادیر این شاخص­ها در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد بود. شاخص غنای مارگالف اختلاف معنی­دار را بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد نشان می­دهد، به‌طوری‌که غنای گونه­ها در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر بوده است. مقایسه تعداد گونه­های علفی در قطعه­ نمونه اختلاف معنی­داری را در سطح 95 درصد بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد نشان داد. اختلاف مقدار شاخصهای تنوع شانون و سیمپسون و شاخص یکنواختی و همچنین اختلاف شاخص غنای مارگالف برای گونه‌های علفی بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نبوده، درحالی‌که اختلاف شاخص غنای منهینیک بین دو منطقه معنی­دار بود و در منطقه شاهد بیشتر از منطقه آتش­سوزی شده است.

 

واژه‌های کلیدی: جست­گروه، شاخص تنوع سیمپسون، شاخص تنوع شانون، شاخص غنای مارگالف، شاخص یکنواختی

 


مقدمه

جنگل­ها یکی از مهمترین اکوسیستم‌های کره خاکی بشمار می­روند و عملکرد آنها نقش اساسی در نگهداری تعادل اکولوژیکی دارد. سلامت جنگل در هر منطقه بیانگر شرایط اکولوژیکی متداول در آن ناحیه است (Zhang & Chen, 2007). گیاهان در طبیعت همواره در معرض آسیب­های طبیعی و غیر طبیعی قرار دارند. آتش سوزی­های طبیعی و ایجاد شده توسط بشر باعث تغییرات منظر و ایجاد یک آشفتگی اصلی اکولوژیکی می­شود که بر چرخه طبیعی پوشش گیاهی و ساختار و عملکرد اکوسیستم تأثیر می­گذارد (Koutsias & Karteris, 2000).

آتش‌سوزی‌ها به چهار دسته تقسیم‌بندی می‌شوند: زمینی، سطحی، تنه ای و تاجی. آتش­سوزی سطحی دمای زیادی را در گیاه و زمین بوجود نمی­آورد، زیرا معمولا توسط مواد سوختنی سبک که به سرعت به خاکستر تبدیل می­شوند بوجود می­آید. در جریان این گونه آتش‌سوزی بن یا ناحیه پایینی تنه از گرما و شعله آتش آسیب می‌بیند، به‌نحوی‌که گاهی گزند ناشی از گرمای شدید به خشکیدن درخت منجر می‌شود. این گونه آتش‌سوزی اغلب منشأ بروز شکل‌های دیگر آتش‌سوزی یعنی آتش گرفتن خاک جنگل و تاج درختان است. آتش تجمع مواد خشک را تنظیم می­کند که این امر سبب کنترل شدت سوختگی شده و بر تراکم و ترکیب پوشش گیاهی جنگل و متعاقبا بر کیفیت رویشگاه اثر می‌گذارد (Jazirehei & Ebrahimi Rostaqi, 2005).

آتش­سوزی همچنین باعث تغییر فیزیولوژی، میزان و بازده فتوسنتز پوشش گیاهی می­شود که در نتیجه بر قدرت رقابت و مراحل توالی تأثیرگذار است. این تغییرات فیزیولوژیکی ایجاد شده در پوشش گیاهی بعد از آتش­سوزی ممکن است باعث کاهش روند رشد بعضی گونه­ها و یا افزایش رشد گونه­های دیگر و همچنین تغییر در رویش درختان اشکوب فوقانی شود (Barnes et al., 1998). علاوه بر اینکه گونه­های چوبی بطور مستقیم بعد از آتش­سوزی تجدید حیات می­کنند گونه­های علفی در نخستین سالهای بعد از آتش­سوزی دوباره رشد می­کنند و گیاهان یکساله بذر­ده نیز ظاهر می­شوند (Keeley & Keeley, 1981) . همچنین یک افزایش در غنا و تنوع گونه­ها در سه سال بعد از آتش­سوزی ایجاد شده است (Bell & Koch, 1980). جنگل بر اثر آتش­سوزی توسط انسان دچار زیان­ها و خسارات فراوانی شده است. گزارش 12 فقره آتش­سوزی در 25 مرداد 1386 در شهرستان بانه (Hosseini & Parsakho., 2008)، همچنین از بین رفتن 1200 هکتار از جنگل­های شهرستان مریوان در سال 1386 به خوبی بیانگر این مسئله است. طی سالهای 1382 تا 1385 حدود 11044 هکتار از جنگلهای طبیعی استان کردستان دچار آتش­سوزی شده­اند (Anonymous, 2007).

آتش سالانه بین 40-6 میلیون هکتار از جنگل­‌ها را نابود می­سازد؛ در نتیجه ساختار و ترکیب جنگل­‌ها را دگرگون می‌­کند و اثرات منفی بر سلامتی انسان و تولید خدمات و کالاها برای جوامع وابسته می­‌گذارد (Encinas et al., 2007). همچنین آتش­سوزی به تنهایی در آمریکا، سالانه باعث نابودی 13میلیون مترمکعب چوب در طی دوره­ی 1943-1934 شده است (Jazirehei & Ebrahimi Rostaqi, 2005). Shvidenko & Nilsson, (2000) برآورد کردند که بین سال‌های 1988 تا 1992 هر ساله 5/3 میلیون هکتار از جنگل‌­های بورال در اثر آتش­سوزی آسیب دیده و هر سال به طور متوسط 127 میلیون تن کربن از طریق سوختن بیوماس به اتمسفر آزاد شده است.

برای نشان دادن شدت تأثیر بشر، اهداف بیشتر تحقیقات بر روی اثرات آتش و ساختار و ترکیب جنگل متمرکز شده است. عوامل زیادی بر ایجاد و گسترش آتش­سوزی تأثیر دارند که یکی از این عوامل نوع جنگل است. آتش­سوزی در جنگلهای جوان و شاخه­زاد بیشتر از جنگلهای مسن است، زیرا جنگلهای جوان انبوه­تر و شاخه­های نازک و خشکیده آنها بیشتر است. همچنین جنگلهای خالص و همسال بیش از جنگلهای مخلوط و ناهمسال در معرض آتش­سوزی می‌باشند (Adeli & Yakhkeshy, 1975). بنابراین جنگلهای زاگرس که عمدتا شاخه‌زاد و همسال هستند (Jazirehei & Ebrahimi Rostaqi, 2005) از خطر آتش­سوزی در امان نبوده و آتش­سوزی بطور مداوم این جنگلها را طعمه خود می­سازد.

در داخل کشور تحقیقات زیادی در زمینه آتش­سوزی انجام نشده، از این محدود تحقیقات می‌توان به موارد زیر اشاره کرد. (2000) Atrakchaei با انجام تحقیقی اثرات آتش­سوزی بر روی تغییرات پوشش گیاهی در پارک جنگلی گلستان را بررسی کرد و با اندازه­گیری تنوع گونه­ای با استفاده از شاخص سیمپسون تفاوت معنی­داری بین دو منطقه آتش­سوزی شده و آتش­سوزی نشده پیدا نکرد. (2008)Bakhshandeh,  تأثیر آتش­سوزی بر درختان، تجدید­حیات، پوشش علفی و خواص خاک را در جنگل­های افراچال مورد بررسی قرار داد؛ نتایج حکایت از آن داشت که آتش­سوزی همچنین باعث تغییر درصد پوشش گونه­های علفی بین منطقه سوخته شده و کنترل گردید. Zare Maivan & Memariani,  (2002) روند احیای طبیعی پوشش گیاهی در مناطق آسیب دیده پارک ملی گلستان را بعد از آتش‌سوزیهای سال 1995 بررسی کردند و به این نتیجه رسیدند که پوشش علفی در نواحی سوخته شده نسبت به مناطق اطراف آن دارای تنوع بیشتری است و برخی گونه‌های علفی در داخل محدوده آتش­سوزی تراکم بیشتری دارد. با بررسی اثرات جلوگیری از آتش بر ساختار و ترکیب جنگل در جنگلهای کاج پاندروزا و دوگلاسدریافتند که ترکیب زیراشکوب از رویشگاهی به رویشگاه دیگر تغییر کرد و به آتش وابسته نبود. غنای گونه­ای در توده­های نسوخته بالاتر بود و تراکم همه درختان در غیاب آتش افزایش یافت (Keeling et al., 2006). با بررسی تأثیر آتش­سوزی کنترل ‌شده بر پوشش گیاهی در توده­های جوان Pinus pinaster در شمال پرتغال، این نتیجه حاصل شد که پوشش علفی بیشترین رشد و توسعه را در حدود 3 سال پس از آتش­سوزی نشان داد و پوشش بوته­ای و درختچه­ای دارای رابطه خطی بین رشد و زمان بعد از آتش­سوزی بود و ساختار پوشش زیر اشکوب بعد از 5 سال بسیار شبیه منطقه آتش­سوزی نشده بود (Moreira et al., 2003). بررسی واکنشهای گونه‌های علفی به اثرات بلند مدت آتش­سوزی کنترل شده، چرا و برش انتخابی درختان در ساوانای غرب افریقا نشان داد که آتش­سوزی بر روی غنای گیاهان یکساله و فراوانی و تنوع گیاهان دائمی اثر می­گذارد. همچنین این نتیجه به‌دست آمد که هم آشفتگی و هم شرایط اقلیمی بر ساختار و تنوع فلور علفی تأثیر دارد (Patrice et al., 2008). در تحقیقی بر روی تنوع و تحول پوشش گیاهی مدیترانه بعد از آتش‌سوزی مشخص شد که در 2 سال بعد از آتش­سوزی غنای گونه­ای بیشترین مقدار را نسبت به سالهای بعد دارد. شاخص تنوع شانون و شاخص یکنواختی اختلافات معنی­داری را در میان سایتها نشان داد، به‌طوری‌که این شاخص­ها برای سایت­های با تعداد سالهای کمتر از 6 سال بعد از آتش­سوزی کمتر از این مقدار و برای سایت­های با تعداد سالهای بیشتر بعد از آتش­سوزی بوده است (Capitanio & Carcaillet, 2008). با توجه به مطالب ذکر شده و با توجه به اهمیت جنگل­های زاگرس در معیشت جنگل‌نشینان و همچنین نقش این جنگل­ها در حفاظت آب و خاک، این امر ما را به انجام تحقیقی در این زمینه برای مشخص نمودن تأثیرات آتش­سوزی در تنوع پوشش گیاهی توده­های جنگلی جنگل­های این منطقه سوق می­دهد تا اطلاعاتی در این زمینه برای درک بهتر تأثیر آتش­سوزی بر پوشش گیاهی جنگل و پیشگیری از آتش­سوزیهای بعدی و همچنین مدیریت بهتر منطقه در طرح­های جنگل­داری به‌دست آید.

 

مواد و روش‌ها

مشخصات منطقه مورد مطالعه

منطقه مورد مطالعه جنگل­های شهرستان مریوان است که با مساحت 97270 هکتار حدود 35 درصد کل مساحت این شهرستان را شامل می­شود. این جنگل­ها در قسمت غربی استان کردستان بین 45 تا 46 درجه و 10 دقیقه طول شرقی و 35 درجه و 13 دقیقه تا 35 درجه و 44 دقیقه عرض شمالی واقع شده­اند. فرم رویشی این جنگلها اکثراً شاخه­زاد بوده و گونه­های غالب آن برودار (Quercus brantii) و دارمازو (Quercus infectoria) است (et al., 2005 Maroufi).

براساس روش آمبرژه نتایج بدست‌آمده برای اقلیم مریوان نشان می­دهد که اقلیم مریوان در شش ماه از سال (آبان، آذر، دی، بهمن، اسفند و فروردین) دارای شرایط اقلیمی خیلی مرطوب است و چهار ماه از سال (خرداد، تیر، مرداد و شهریور) دارای شرایط خشک و دو ماه از سال یعنی اردیبهشت و مهر دارای شرایط نیمه‌خشک است. (Jazirehei & Ebrahimi Rostaqi, 2005). بر اساس آمار اخذ شده از ایستگاه سینوپتیک شهرستان مریوان متوسط بارندگی سالیانه (29ساله) 741 میلی‌متر و متوسط بارندگی 10 سال گذشته 846 میلی‌متر می­باشد (Anonymous, 2011). حداکثر درجه حرارت 2/45 درجه سانتیگراد و حداقل درجه حرارت 2/25 درجه سانتیگراد و متوسط آن 13 درجه سانتیگراد می­باشد. رطوبت نسبی حداقل و حداکثر به‌ترتیب 49% و 68% است. (Fattahi, 2000).

برای بررسی اثر آتش­سوزی بر تنوع گونه­ای مساحت 15 هکتار از جنگل که در سال 1386 کاملا تحت تأثیر آتش‌سوزی قرار گرفته بود و به فاصله 1000 متر منطقه­ای با همین مساحت و شرایط توپوگرافی یکسان به‌عنوان منطقه شاهد انتخاب گردید. برای بررسی اثر آتش­سوزی بر گونه‌های چوبی بعد از طراحی یک شبکه آماربرداری 50 *50 متر در هر دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد تعداد 30 قطعه نمونه 10 آری به شکل دایره با شرایط توپوگرافی و فیزیوگرافی یکسان و یکنواخت  پیاده شد و نوع و تعداد جست­گروهها یادداشت شد. برای تنوع گونه­ای گونه­های علفی در مرکز هر قطعه نمونه دایره­ای یک قطعه نمونه مربعی به مساحت 4 متر مربع پیاده شد و پس از شبکه‌بندی آن به شبکه­های با مساحت 25/0 متر مربع برای افزایش دقت اندازه­گیری، گونه­های علفی نیز برداشت گردید و پس از شناسایی آنها با استفاده از فلورهای گیاهشناسی، اطلاعات مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت.

 

تجزیه و تحلیل داده­ها

برای محاسبه شاخصهای تنوع نیز از نرم‌افزار اکولوژیکی PAST استفاده شد. به این صورت که غالبیت با استفاده از شاخص غالبیت، تنوع گونه­ای با استفاده از شاخصهای تنوع سیمپسون و شانون وینر و غنای گونه­ای با استفاده از شاخص مارگالف و شاخص منهینیک و یکنواختی نیز از نسبت مقدار هر شاخص به حداکثر مقدار آن مورد محاسبه قرار گرفت (Vatani et al. 2007 و Krebs, 1999). سپس برای آنالیز، داده­ها وارد رایانه شد و بعد با استفاده از نرم­افزار SPSS ابتدا با استفاده از آزمون Kolmogrov- Smirnov نرمال بودن داده­ها آزمون شد. سپس برای مقایسه پارامترهای تنوع گونه­ای دو منطقه از آزمونT غیرجفتی استفاده گردید.

 

نتایج

ترکیب گونه­های چوبی در منطقه شاهد شامل دارمازو، برودار، زالزالک، کیکم، البالوی وحشی، نسترن ، پلاخور و شیرخشت می­باشد. بیشترین فراوانی به دارمازو (3/40 درصد)، برودار (1/23 درصد) و آلبالوی وحشی (5/22 درصد) تعلق داشته و کمترین فراوانی به گونه­های کیکم و نسترن (3/0 درصد) مربوط می­شود، درحالی‌که ترکیب گونه­های چوبی در منطقه آتش­سوزی شده شامل دارمازو، برودار، زالزالک، کیکم، گلابی وحشی، آلبالوی وحشی، نسترن ، پلاخور و شیرخشت می­باشد. بنابراین از بین گونه­های موجود بیشترین فراوانی مربوط به گونه­های دارمازو (5/41 درصد )، برودار (4/34 درصد) و آلبالوی وحشی (9/11 درصد) بوده و کمترین درصد به گونه نسترن (1/0 درصد) تعلق دارد (جدول1).

 

 


جدول1- گونه­های موجود در دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد

شاهد

آتش­سوزی شده

نام محلی گونه

نام گونه به فارسی

نام گونه به لاتین

×

×

برووار

برودار

Quercus brantii

×

×

مازووار

دارمازو

Quercus infectoria

×

×

بلالوک

آلبالوی وحشی

Cerasus microcarpa

×

×

گویژ، بلچ

زالزالک

Crataegus meyeri

-

×

همرود

گلابی وحشی

Pyrus syriaca

×

×

-

پلاخور

Lonicera nommularifolia

×

×

کی کف

کیکم

Acer monspessulanum

×

×

شیلان یا دلیق

نسترن وحشی

Rosa canina

×

×

-

شیرخشت

Cotoneaster nummularia

 

 

مقایسه شاخصهای تنوع گونه­های چوبی بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد نشان می­دهد که میانگین تعداد جست­گروه در قطعه نمونه بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد اختلاف معنی­دار ندارد و این تعداد در منطقه شاهد (3/180 جست­گروه در قطعه نمونه) بیشتر از منطقه آتش­سوزی (86/163 جست­گروه در قطعه نمونه) شده است (شکل 1- ب). مقدار ضریب غالبیت برای منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد بوده و اختلاف بین دو منطقه معنی­دار می­باشد (شکل 1- الف). شاخص تنوع سیمپسون و شاخص تنوع شانون بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد در سطح 95 درصد اختلاف معنی­دار را نشان داده و مقادیر این شاخص­ها در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد می‌باشد (شکل 1- ج و د). بنابراین تنوع منطقه آتش­سوزی شده بیشتر است. درحالی‌که برای شاخص یکنواختی اختلاف معنی­دار نیست (شکل 1- و)، البته شاخص غنای مارگالف اختلاف معنی­دار را بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد نشان نمی­دهد؛ به‌طوری‌که غنای گونه­ها در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر بوده است (شکل1- ی).

 

 

 

مقایسه شاخصهای تنوع گونه­های علفی بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد (شکل2) نشان می­دهد که مقایسه تعداد پایه­های گیاهی در قطعه­ نمونه دارای اختلاف معنی­دار در سطح 95 درصد بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد

بوده، به‌طوری‌که در منطقه آتش­سوزی شده این تعداد (36/569 پایه در قطعه نمونه) بیشتر از منطقه شاهد (63/388 پایه در قطعه نمونه) بوده است (شکل 2- ب). درحالی‌که اختلاف ضریب غالبیت بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نمی­باشد و مقدار آن در منطقه آتش­سوزی شده کمتر از منطقه شاهد است (شکل 2- الف). همچنین با وجود آنکه مقدار شاخصهای تنوع شانون و سیمپسون و شاخص یکنواختی در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از شاهد است ولی اختلاف بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نبوده است (شکل 2- ج، د، و)، بنابراین تنوع منطقه آتش‌سوزی شده بیشتر از شاهد بوده است. همچنین اختلاف شاخص غنای مارگالف بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نبوده است (شکل 2- ِی).

 

 

 

 

با توجه به نتایج جدول3 در منطقه آتش­سوزی شده تعداد 56 گونه و در منطقه شاهد تعداد 60 گونه شناسایی شد. مقایسه درصد پوشش در قطعه­نمونه گونه­ها بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد برای گونه­های مهم از قبیل Achillea sp., Dactylis glomerata ,Vicia variabilis در سطح 95 درصد اختلاف معنی­دار را نشان می­دهد که در منطقه آتش­سوزی شده این میزان درصد بیشتر از منطقه شاهد است ولی برای گونه­هایی از قبیلTrifolium pratense, Lactuca serriola, Trifolium repens, Lotus corniculatus, Bromus sterilis, Poa bulbosa, Galium sp., Chaerophyllum macropodum اختلاف میانگین درصد پوشش در قطعه نمونه بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نبوده و آتش­سوزی بر این مقدار تأثیر معنی­دار نداشته است. همچنین اختلاف تعداد دفعات حضور در قطعه نمونه بین دو منطقه برای گونه­های Dactylis glomerata , Chaerophyllum, Vicia variabilis معنی­دار بوده که برای دو گونه Dactylis glomerata  ,Vicia variabilisمیانگین تعداد در قطعه نمونه در منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد بوده است، درحالی‌که برای گونه Chaerophyllum sp. اینطور نیست. همچنین بر اساس داده­های این جدول، آتش باعث حضور بعضی گیاهان از قبیل Lathyrus,  Aegilops , Hyoscyamus, Lactuca, Galium, Fumaria,  و عدم حضور گونه­هایی از قبیل Tragopogon sp. ,Phlomis rigida ,Lolium temulentum ,Heilanthemum ledifolium Bromus danthoniae ,Elymus , Torilis leptophylla شده است.

 

 

جدول3- مقایسه میانگین درصد پوشش و تعداد دفعات حضور در قطعه  نمونه گونه‌های علفی بین دو منطقه آتش‌سوزی شده و شاهد

 

Sig

میانگین تعداد

Sig

میانگین درصد پوشش

گونه

ردیف

شاهد

آتش‌سوزی شده

شاهد

آتش‌سوزی شده

01/0

46/4

2/0

006/0

066/1

066/0

Ranunculus oxypermus

1

001/0

13/7

46/30

002/0

466/3

466/13

Vicia variabilis

2

007/0

66/1

4/9

048/0

9/0

9/2

Cerasus microcarpa

3

01/0

18

2/1

049/0

533/2

266/9

Quercus infectoria

4

011/0

13/0

9

017/0

033/0

1

Minurtia sp.

5

032/0

2/5

93/9

81/0

5/1

6/1

Conium maculatum

6

038/0

61/29

33/12

264/0

96/4

06/3

Chaerophyllum macropodum

7

042/0

2/3

4/14

034/0

5/0

66/2

Dactylis glomerata

8

066/0

53/17

86/1

062/0

333/0

2/2

Milium pedicellare

9

066/0

26/0

53/3

091/0

1/0

766/0

Papaver orientalis

10

095/0

4/0

66/1

067/0

1/0

966/0

Anthemis tinctoria

11

1/0

6/9

86/25

016/0

066/1

866/4

Achilla vermicularis

12

108/0

13/0

93/0

6/0

666/2

366/1

Crataegus meyeri

13

115/0

32/1

86/6

159/0

433/0

8/2

Lactuca serriola

14

191/0

33/1

86/6

344/0

466/0

5/1

Trifolium repens

15

235/0

46/1

73/5

263/0

1

266/0

Falcaria vulgaris

16

251/0

26/3

6/7

275/0

6/0

333/1

Lotus corniculatus

17

255/0

26/95

2/47

405/0

566/12

8/7

Bromus sterilis

18

289/0

93/2

26/4

82/0

866/0

933/0

Bellevalia pycantha

19

294/0

66/33

53/58

425/0

266/5

933/6

Poa bulbosa

20

3/0

86/0

13/0

217/0

533/0

066/0

Aristolochia bottae

21

23/0

93/23

53/14

63/0

46/3

8/2

Galium sp.

22

342/0

6/0

2/0

436/0

633/0

266/0

Onosma microcarpum

23

37/0

2/0

53/0

517/0

066/0

133/0

Senecio vernalis

24

388/0

8/18

06/4

328/0

533/0

866/3

Hordeum bulbosum

25

532/0

13/0

4/0

658/0

066/0

133/0

Jorinea macrocephala

26

559/0

66/0

33/1

381/0

133/0

466/0

Pinpinella sp.

27

582/0

53/0

33/1

658/0

2/0

1/0

Capsela bursa-pastoris

28

582/0

33/0

13/0

532/0

2/0

066/0

Eryngium billardieri

29

658/0

26/0

53/0

843/0

266/0

2/0

Pyrus syriaca

30

765/0

6/7

4/6

334/0

8/0

466/0

Ziziphora capitata

31

768/0

53/2

33/3

588/0

366/0

613/0

Alyssum sp.

32

777/0

86/2

2

442/0

133/1

333/0

Campanula cecilii

33

784/0

4/0

26/0

532/0

4/0

133/0

Eremostachys laevigata

34

813/0

93/2

6/3

471/0

333/3

733/1

Quercus brantii

35

865/0

73/1

46/1

671/0

3/0

466/0

Rochelia disperma

36

869/0

26/4

86/3

394/0

5/1

933/0

Crepis sanctus

37

912/0

466/0

533/0

642/0

2/0

1/0

Silene conoidea

38

964/0

73/6

53/6

516/0

533/0

366/0

Geranium tuberosum

39

1

33/0

33/0

64/0

066/0

133/0

Scrozonera calyculata

40

439/0

9

53/20

51/0

766/1

133/3

Trifolium pretense

41

-

4/3

-

-

633/0

-

Scandix iberica

42

-

-

13/3

-

-

733/0

Hordeom violaceum

43

-

66/2

-

-

533/0

-

Astragalus spp.

44

-

13/0

-

-

2/0

-

Torilis leptophylla

45

-

2/2

-

-

3/0

-

Phlomis persica

46

-

266/0

-

-

133/0

-

Aegilops triuncilis

47

-

66/76

-

-

533/7

-

Lolium rigidum

48

-

266/0

-

-

166/0

-

Euphorbia szovitsii

49

-

06/0

-

-

1/0

-

Rumex sp.

50

-

4/0

-

-

266/0

-

Coronilla varia

51

-

266/0

-

-

266/0

-

Festuca sp.

52

-

533/0

-

-

4/0

-

Salvia indica

53

-

33/2

-

-

433/0

-

Tragopogon buphthalmoides

54

-

8/6

-

-

6/1

-

Heilanthemum ledifolium

55

-

8/0

-

-

466/0

-

Centaurea iberica

56

-

26/0

-

-

066/0

-

Picnomon acarna

57

-

33/5

-

-

666/0

-

Elymus aucheri

58

-

8/10

-

-

2

-

Bromus danthoniae

59

-

066/0

-

-

266/0

-

Gundelia tournefortii

60

-

26/0

-

-

666/0

-

Smyrniopsis aucheri

61

-

-

53/1

-

-

933/0

Rosa canina

62

-

-

33/1

-

-

666/0

Fumaria asepala

63

-

-

33/0

-

-

033/0

Galium aparine

64

-

-

33/113

-

-

133/15

Poa sp.

65

-

-

53/29

-

-

2/7

Scariola orientalis

66

-

-

33/4

-

-

933/0

Chaerophyllum tuberosum

67

-

-

13/0

-

-

133/0

Hyoscyamus arachnoides

68

-

-

33/2

-

-

333/1

Lonicera nummulariifolia

69

-

-

93/1

-

-

266/0

Aegilops triuncialis

70

-

-

33/0

-

-

066/0

Lens cyanea

71

-

-

33/2

-

-

333/0

Lathyrus sphaericus

72

-

-

46/29

-

-

933/3

Taeniatherum crinitum

73

-

-

66/0

-

-

133/0

Anthemis haussknechtii

74

-

-

73/0

-

-

133/0

Papaver sp.

75

000/0

63/388

36/569

000/0

95/66

99/60

کل گونه­ها

 

 


آتش­سوزی باعث افزایش تنوع گونه­ای شد، به‌طوری‌که مقادیر این شاخصها برای منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد بود. آتش­سوزی تأثیر معنی­داری بر شاخص تنوع سیمپسون و شانون نداشته است. شاخص غنای مارگالف اختلاف معنی­داری را بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد نشان نداد، درحالی‌که اختلاف شاخص غنای منهینیک بین دو منطقه معنی­دار می­باشد. غنای گونه­های علفی در توده­های آتش‌سوزی شده بالاتر بود. برای پوشش درختی، در این تحقیق آتش­سوزی تأثیر معنی­داری بر تنوع گونه­های چوبی داشته و مقادیر شاخص تنوع شانون و سیمپسون بین دو منطقه دارای اختلاف معنی­دار می­باشد، به‌طوری‌که تنوع در منطقه آتش­سوزی شده کمتر از منطقه شاهد به‌دست آمد. شاخص غنای مارگالف نیز بین دو منطقه اختلاف معنی­دار را نشان می­دهد، درحالی‌که شاخص غنای منهینیک معنی­دار نبوده است. غنای گونه­های علفی در توده­های آتش‌سوزی شده بالاتر بود

 

بحث

در تحقیق حاضر آتش باعث افزایش تراکم و تعداد پایه­های علفی زیراشکوب در منطقه آتش­سوزی شده است و نتایج معنی­دار بودن اختلاف بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد را نشان می­دهد، که نتایج تحقیق Capitanio & Carcaillet (2008) این مطلب را تأیید می­کند، می­توان دلیل آنرا اینطور بیان کرد که چون آتش­سوزی منطقه از نوع سطحی بوده و به سمت تاجی پیش رفته است و با سوزاندن تاج درختان و کاهش سطح تاج باعث رسیدن نور بیشتر به کف جنگل و متعاقبا افزایش چشمگیر در تراکم و تعداد پایه­های علفی کف جنگل شده است.

درصد پوشش علفی بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد اختلاف معنی­دار را نشان می­دهد و آتش بر پوشش گونه‌های علفی تأثیر معنی­دار داشته است و باعث افزایش آن شده است که نتایج تحقیق (2008) Bakhshandeh و (2007) Banj Shafiei et al.  نیز این موضوع را تأیید می­کند.

درصد پوشش گونه‌ها در قطعه نمونه بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد برای گونه­های مهم از قبیل Achillea bieberstenii, Dactylis glomerata ,Vicia variabilisدر سطح 95 درصد اختلاف معنی­دار را نشان می­دهد که در منطقه آتش­سوزی شده درصد پوشش بیشتر از منطقه شاهد است که نتیجه افزایش درصد پوشش این گونه­ها در اثر آتش بوده است ولی برای گونه­هایی از قبیل  Trifolium pratense, Lactuca serriola, Trifolium repens, Lotus corniculatus, Bromus sterilis, Poa bulbosa, Galium sp., Chaerophyllum macropodum اختلاف میانگین درصد پوشش در قطعه نمونه بین دو منطقه آتش­سوزی شده و شاهد معنی­دار نبوده است و آتش باعث حضور بعضی  گیاهان از قبیل Anthemis, Lathyrus, Aegilops ،Hyoscyamus, Scariola،Rosa  و Fumaria که اکثرا در خاکهای حاصلخیز و دارای نور کافی با زهکشی خوب رشد می­کنند (Karimi., 2005)  و عدم حضور گونه­هایی از قبیل  Tragopogon Phlomis ,Lolium ,Helianthemum ,Bromus ,Elymus, Torilis شده است. بنابراین می‌توان اینچنین نتیجه گرفت که آتش­سوزی با حاصلخیز کردن خاک منطقه و افزایش میزان نور رسیده به کف جنگل و به سسطح خاک باعث حضور گونه­های فوق شده است.

آتش­سوزی باعث افزایش تنوع گونه­ای شد، به‌طوری‌که مقادیر این شاخصها برای منطقه آتش­سوزی شده بیشتر از منطقه شاهد بود اما همانطور که در تحقیقات Atrak chaei (2000) بیان شده آتش­سوزی تأثیر معنی­داری بر شاخص تنوع سیمپسون و شانون نداشته است. دلیل آن می­تواند آماربرداری بعد از بیش از سه سال از وقوع آتش­سوزی و بازگشت جنگل به تنوع اولیه خود ­باشد. غنای گونه­های علفی در توده­های آتش‌سوزی شده بالاتر بود و از این نظر با نتایج تحقیق Keeling et al. (2006) مغایرت داشت. بنابراین می‌توان چنین برداشت کرد که آتش­سوزی بر تعداد گونه­های درختی تأثیری نداشته است و فقط بر تعداد جست­گروهها تأثیرگذار بوده است و ترکیب جنگل قبل از آتش­سوزی نیز به همین شکل بوده ولی آتش‌سوزی با تأثیر بر زادآوری و تغییر تعداد جست­گروه‌های گونه­های مختلف باعث تغییر و افزایش تنوع گونه­ای شده است.

 

منابع مورد استفاده

References

- Adeli, A. and Yakhkeshy, A., 1975. Forest Protection. Tehran University Press, 702 p.

- Anonymous, 2007. Annual Report of General Office of Natural Resources of Kurdistan province of I.R. Iran, Chapter 4 (In Persian).

- Anonymous, 2011. Climatical data of 2001 to 2011. Iran Meteorological Organization of I.R. Iran (In Persian).

- Atrakchaei, A., 2000. Effects of fire on vegetation change in Golestan National Park. MSc thesis, University of Mazandaran, 85 p.

- Bakhshandeh, M., 2008. Fire effects on trees, regeneration, grass cover and soil properties. MSc thesis, Tehran University, 106 p.

- BanjShafiei, A., Akbarinia, M., Jalali, S.GH., Azizi, P., and Hosseini, S.M., 2007. The effects of fire on forest structure: Case study in Chelir, Kheyroudkenar, (Watershed number 45 Golband, Nowshahr). Pajouhesh & Sazandegi, 76: 105-112.

- Barnes, B.V., Zak, D.R., Denton, S.R. and Spurr, S.H., 1998. Forest ecology. 4th edition, John Wiley and Sons , USA, 774 P.

- Bell, D.T. and Koch, J.M., 1980. Post fire succession in the northern jarrah forest of Western Australia. Australian Journal of Ecology, 5: 9–14.

- Capitanio, R. and Carcaillet, C., 2008. Post-fire Mediterranean vegetation dynamics and diversity: A discussion of succession models. Forest Ecology and Management, 255: 431–439.

- Encinas, A.H., Encinas, L.H., White, S.H., del Rey, A.M. and Sanchez, G.R., 2007. Simulation of forest fire fronts using cellular automata. Advances in Engineering Software, 38: 372–378.

- Fattahi, M., 2000. Zagros forests management. Research Institute of Forests and Rangelands, 471 p (In Persian).

- Hosseini, A. and Parsakho, A., 2008. Identification of critical and susceptible parts of foreste to fire by GIS. International Conference on Caspian Ecosystems, Sari, 10 pages.

- Jazirehei, M. and Ebrahimi Rostaqi, M., 2005. Silvicalture of Zagros. Tehran University Press, 56 p.

- Karimi, H., 2005. Enceclopedia of Iranian plants. Parcham Press, 516 p. (In Persian).

- Keeley, J.E and Keeley, S.C., 1981. Post-fire regeneration of southern California Chaparral. American Journal of Botany, 68: 524–530.

- Keeling, E.G., Sala, A. and DeLuca, T.H., 2006. Effects of fire exclusion on forest structure and composition in unlogged ponderosa pine/Douglas-fir forests. Forest Ecology and Management, 237: 418–428.

- Koutsias, N., and Karteris, M., (2000). Burned areas mapping using logistic regression modeling of a single post-fire Landsat-5 Thematic Mapper image. International Journal of Remote Sensing, 21: 673-687.

- Krebs, C.J., 1999. Ecological methodology. Happer & raw press, 330p.

- Maroufi, H., Sagheb-Talebi, K., Fattahi, M. and Sadri, M.H., 2005. Study of habitat requirements and some quantitative characteristics of (Quercus libani Oliv) in Kurdistan province. Journal of Forest and Poplar Research, 13(4): 417-445.

- Moreira, F., Delgado, A., Ferreira, S., Borralho, R., Oliveira, N., Inacio, M., Silva, J.S. and Rego, F., 2003. Effects of prescribed fire on vegetation structure and breeding bird in young Pinus pinaster stands of northern Portugal. Forest Ecology and Management, 184: 225-237.

- Patrice, S., Daniel, T., Louis, S. and Mulualem, T , 2008. Herbaceous species responses to long-term effects of prescribed fire, grazing and selective tree cutting in the savanna-woodlands of West Africa. Plant Ecology, Evolution and Systematics, 10: 179–195.

- Shvidenko, A.Z., and Nilsson, S., 2000. Extent, distribution, and ecological role of fire in Russian forest. In: Kasischke, E.S. and Stocks, B.J. (Eds.). Fire, Climate Change, and Carbon Cycling in the Boreal Forest. Springer, New York: 132-150.

- Vatani, L. Akbarinia, M., Galali, G.A. and Espahbodi, K, 2007. Study of natural regeneration of woody species diversity in alder plantation in Mazandaran wood and paper low forests. Pajouhesh & Sazandegi, 77: 115-127

- Zare Maivan, H. and Memariani, F., 2002. Study of natural recovery of vegetation after 1995 year fires in damaged areas of Ggolestan National Park, 54: 39-34.

- Zhang, Q.F. and Chen, W.J., 2007. Fire cycle of the Canadas boreal region and its potential response to global change. Journal of Forest Research, 18(1): 55-61.

 

 


Alteration of plant diversity after fire in Zagros forest stands, case study: Marivan forests

 

Abbas Jamshidi Bakhtar1*, Mohammad Reza Marvie Mohadjer2, Khosro Sagheb-Talebi3, Manouchehr Namiranian2, Hossein Maroufi4

1*- MSc Expert, Department of Silviculture and Forest Ecology, Faculty of Natural Resources, University of Tehran, Karaj, I.R. Iran. Email: ajamshidi@alumni.ut.ac.ir

2- Professor, Department of Forestry and Forest Economics, Faculty of Natural Resources, University of Tehran, Karaj, I.R. Iran.

3- Associate Professor, Division of Forest Research, Research Institute of Forests and Rangelands, Tehran, I.R. Iran.

4- Professor, Department of Forestry and Forest Economics, Faculty of Natural Resources, University of Tehran, Karaj, I.R. Iran.

5- Senior Research Expert, Division of Natural Resources Research, Agricultural and Natural Resources Research Center of Kurdistan province, I.R. Iran.

Received: 16.01.2012                                                        Accepted: 23.05.2013

 

Abstract

Natural plants are under risk of natural and human damages. Natural and human-made fires can change landscape and cause ecological disturbance, which can affect nature cycle of plant cover and ecological structure. The systematic random sampling method (50 x 50 m. network) was applied in two forest  sites (each 15 hectares) at Marivan forests of Kurdistan province of Iran (burned and control) to layout 30 circular 2.5 acre and 30 four m-2 sampling plots on the burned and the control sites, for wooden and herbaceous plant species, respectively. Diversity, richness and evenness indices were calculated and compared, using the PAST software and Unpaired T- test method. The results showed that there was not significant difference between the two sites in respect to average sprout clumbs per plot. There were significant differences between the two sites (ρ

 

Key words: Sprout clumb, Simpson and Shanon diversity indices, Margalev richness index, evenness index.

- Adeli, A. and Yakhkeshy, A., 1975. Forest Protection. Tehran University Press, 702 p.
- Anonymous, 2007. Annual Report of General Office of Natural Resources of Kurdistan province of I.R. Iran, Chapter 4 (In Persian).
- Anonymous, 2011. Climatical data of 2001 to 2011. Iran Meteorological Organization of I.R. Iran (In Persian).
- Atrakchaei, A., 2000. Effects of fire on vegetation change in Golestan National Park. MSc thesis, University of Mazandaran, 85 p.
- Bakhshandeh, M., 2008. Fire effects on trees, regeneration, grass cover and soil properties. MSc thesis, Tehran University, 106 p.
- BanjShafiei, A., Akbarinia, M., Jalali, S.GH., Azizi, P., and Hosseini, S.M., 2007. The effects of fire on forest structure: Case study in Chelir, Kheyroudkenar, (Watershed number 45 Golband, Nowshahr). Pajouhesh & Sazandegi, 76: 105-112.
- Barnes, B.V., Zak, D.R., Denton, S.R. and Spurr, S.H., 1998. Forest ecology. 4th edition, John Wiley and Sons , USA, 774 P.
- Bell, D.T. and Koch, J.M., 1980. Post fire succession in the northern jarrah forest of Western Australia. Australian Journal of Ecology, 5: 9–14.
- Capitanio, R. and Carcaillet, C., 2008. Post-fire Mediterranean vegetation dynamics and diversity: A discussion of succession models. Forest Ecology and Management, 255: 431–439.
- Encinas, A.H., Encinas, L.H., White, S.H., del Rey, A.M. and Sanchez, G.R., 2007. Simulation of forest fire fronts using cellular automata. Advances in Engineering Software, 38: 372–378.
- Fattahi, M., 2000. Zagros forests management. Research Institute of Forests and Rangelands, 471 p (In Persian).
- Hosseini, A. and Parsakho, A., 2008. Identification of critical and susceptible parts of foreste to fire by GIS. International Conference on Caspian Ecosystems, Sari, 10 pages.
- Jazirehei, M. and Ebrahimi Rostaqi, M., 2005. Silvicalture of Zagros. Tehran University Press, 56 p.
- Karimi, H., 2005. Enceclopedia of Iranian plants. Parcham Press, 516 p. (In Persian).
- Keeley, J.E and Keeley, S.C., 1981. Post-fire regeneration of southern California Chaparral. American Journal of Botany, 68: 524–530.
- Keeling, E.G., Sala, A. and DeLuca, T.H., 2006. Effects of fire exclusion on forest structure and composition in unlogged ponderosa pine/Douglas-fir forests. Forest Ecology and Management, 237: 418–428.
- Koutsias, N., and Karteris, M., (2000). Burned areas mapping using logistic regression modeling of a single post-fire Landsat-5 Thematic Mapper image. International Journal of Remote Sensing, 21: 673-687.
- Krebs, C.J., 1999. Ecological methodology. Happer & raw press, 330p.
- Maroufi, H., Sagheb-Talebi, K., Fattahi, M. and Sadri, M.H., 2005. Study of habitat requirements and some quantitative characteristics of (Quercus libani Oliv) in Kurdistan province. Journal of Forest and Poplar Research, 13(4): 417-445.
- Moreira, F., Delgado, A., Ferreira, S., Borralho, R., Oliveira, N., Inacio, M., Silva, J.S. and Rego, F., 2003. Effects of prescribed fire on vegetation structure and breeding bird in young Pinus pinaster stands of northern Portugal. Forest Ecology and Management, 184: 225-237.
- Patrice, S., Daniel, T., Louis, S. and Mulualem, T , 2008. Herbaceous species responses to long-term effects of prescribed fire, grazing and selective tree cutting in the savanna-woodlands of West Africa. Plant Ecology, Evolution and Systematics, 10: 179–195.
- Shvidenko, A.Z., and Nilsson, S., 2000. Extent, distribution, and ecological role of fire in Russian forest. In: Kasischke, E.S. and Stocks, B.J. (Eds.). Fire, Climate Change, and Carbon Cycling in the Boreal Forest. Springer, New York: 132-150.
- Vatani, L. Akbarinia, M., Galali, G.A. and Espahbodi, K, 2007. Study of natural regeneration of woody species diversity in alder plantation in Mazandaran wood and paper low forests. Pajouhesh & Sazandegi, 77: 115-127
- Zare Maivan, H. and Memariani, F., 2002. Study of natural recovery of vegetation after 1995 year fires in damaged areas of Ggolestan National Park, 54: 39-34.
- Zhang, Q.F. and Chen, W.J., 2007. Fire cycle of the Canadas boreal region and its potentialresponse to global change. Journal of Forest Research, 18(1): 55-61.