一、水稻土氮素硝化-反硝化损失的直接测定初报（论文文献综述）
左继超[1]（2021）在《铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制》文中研究指明稻田土壤作为N2O排放的一个重要来源受到广泛关注,研究水稻土N2O释放过程及影响机制尤为重要。水稻土处于频繁干湿交替的水分状况,在非淹水期间,硝化作用是N2O排放的主要来源。铁氧化物作为土壤中最为活跃的因子之一,其氧化还原过程与土壤N素的生物及非生物转化过程耦合发生,从而直接或间接影响N2O的排放。研究铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制,对全面理解农田土壤氮素循环过程具有重要意义,同时可为农田土壤N2O合理减排措施的制定提供理论依据。本研究以土壤铁含量空间分异明显的潴育型和潜育型水稻土为研究对象,对比分析2种类型水稻土N2O排放差异及主要影响因素,探明了内源铁对水稻土N2O排放的影响。并通过微宇宙培养试验,探究了针铁矿对酸性（p H 5.5）和碱性（p H 7.9）水稻土硝化过程N2O释放的生物与化学耦合影响及机制,量化评价了自养硝化过程中氨氧化细菌（AOB）和氨氧化古菌（AOA）产生N2O的相对贡献;定量分析了针铁矿对硝化中间产物NH2OH和NO2--N非生物过程释放N2O的影响。主要研究结果如下:1.潜育型水稻土N2O释放量显着高于潴育型水稻土,且2种供试土壤N2O释放速率和累积释放量均与铁含量显着相关（p＜0.05）。潴育型以及潜育型水稻土在100%和200%土壤最大持水量（WHC）条件下,各层次N2O累积释放量范围分别为7.0-3296.0以及6.8-11465.6μg N kg-1,显着高于60%WHC条件下的2.5-51.6以及2.7-33.3μg N kg-1（p＜0.05）;相同含水量条件下,N2O释放量均随土壤层次加深而显着减小（p＜0.05）,这与土壤硝化（AOB和AOA amo A）和反硝化（nir S和nos Z）功能基因丰度随土层加深而减少（p＜0.05）的规律相一致;Fe2+和Fe3+含量与AOB、AOA amo A、nir K和nos Z基因丰度及N2O释放量均显着相关,p H值对供试水稻土4种基因丰度也有重要影响,说明铁对硝化、反硝化微生物及N2O释放有直接影响。2.针铁矿促进酸性和碱性水稻土N2O释放,且对碱性水稻土的促进效应大于酸性水稻土。在60%WHC条件下,碱性水稻土N2O累积释放量由对照处理的258.5±35.0μg N kg-1显着增加到添加3%针铁矿处理的446.7±18.5μg N kg-1（p＜0.05）;酸性水稻土中N2O累积释放量则从33.6±6.4增加到59.5±1.9μg N kg-1,但未达到显着水平（p＞0.05）。针铁矿显着增加碱性和酸性水稻土中AOB和AOA的amo A基因丰度（p＜0.05）;16S r DNA基因高通量测序结果表明,AOB和AOA的优势物种分别是亚硝化单胞菌属（Nitrosomonadaceae）和Nitrososphaeraceae,且针铁矿增加了碱性水稻土中Nitrosomonadaceae的相对丰度。另外,通过Fe含量(包括Fe2+和Fe3+)与N2O释放量的关系,证明铁与NH2OH或者NO2-反应而影响硝化过程N2O的释放。由此推断,铁氧化物是通过生物、化学耦合效应而促进两种水稻土中N2O的释放。3.在60%WHC条件下,酸性和碱性水稻土N2O排放均以生物过程为主（>82%）,非生物反应对N2O的贡献较低,针铁矿主要通过增加自养硝化过程对N2O的排放贡献而增加N2O产量。施用硫酸铵处理中,酸性和碱性水稻土通过硝化作用（包括自养硝化和异养硝化）产生的N2O分别为14.2-17.3和71.4-79.7μg N kg-1,分别占总释放量的48%-55%和79%-84%,且碱性水稻土通过自养硝化过程产生N2O的贡献为78%-83%,明显高于酸性水稻土（38%-47%）;酸性水稻土通过反硝化过程产生N2O的贡献也占有相当比例（29%-49%）。酸性和碱性水稻土自养硝化过程产生N2O的贡献分别由对照处理的38%和78%增加到添加针铁矿后的47%和83%,而反硝化过程产生N2O的贡献则由对照处理的49%和20%减少为添加针铁矿后的42%和15%。4.施用硫酸铵处理中,酸性和碱性水稻土AOB对N2O排放的贡献均高于AOA,针铁矿增加了AOB对N2O排放的贡献。酸性和碱性水稻土AOB产生N2O的贡献分别为41%和54%,显着高于AOA的贡献（分别为15%和45%）,且添加针铁矿后,AOB产生N2O的贡献分别增加到56%和59%。2种水稻土中参与N2O释放的主要菌属为属于AOB的亚硝化螺菌属（Nitrosospira）和亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）以及属于AOA的Nitrososphaera,针铁矿一定程度上增加了碱性水稻土中几种菌属的丰度。冗余分析（RDA）表明AOB和AOA优势菌群均受p H（p=0.002）和Fe2+含量（p=0.002）显着影响,p H和Fe是调控2种水稻土AOB和AOA优势菌群结构的主要因子。5.NH2OH和NO2--N均可通过非生物过程产生N2O,且酸性和碱性水稻土NH2OH非生物过程对N2O释放的相对贡献均高于NO2--N,针铁矿减少了NH2OH和NO2--N非生物过程产生N2O的贡献。碱性水稻土NH2OH非生物过程产生N2O的贡献为81.2%,明显高于酸性水稻土的38.8%,而以NO2--N为氮源时,碱性水稻土非生物过程产生N2O的贡献则低于酸性水稻土,分别为3.7%和27.1%;添加针铁矿后,碱性和酸性水稻土NH2OH非生物过程产生N2O的贡献分别减少为70.2%和35.6%,NO2--N的非生物贡献也分别减少为3.4%和23.0%;施入NO2--N处理,N2O释放速率与p H呈极显着负相关（p＜0.01）,而以NH2OH为氮源时,N2O释放速率与p H呈极显着正相关（p＜0.01）。综上所述,本文揭示了针铁矿通过生物、化学耦合效应促进了水稻土硝化过程N2O的释放。在60%WHC条件下,水稻土N2O来源以生物过程为主,非生物过程贡献较低,针铁矿主要通过促进以AOB为主导的自养硝化过程而增加水稻土N2O的释放,同时也影响了硝化中间产物NH2OH和NO2--N非生物过程产生的N2O。
马奔[2]（2021）在《好氧反硝化菌脱氮过程研究》文中提出氮素化合物积累导致的水体水质恶化已经严重影响到生态平衡和人类健康,因此治理水体中的氮素污染已经成为当下重要的研究热点。水体中的氮素循环主要是由微生物驱动,因此生物脱氮是治理水体中氮素污染的重要途径。好氧反硝化菌作为一种广泛存在于自然生境中的微生物对于水体污染的治理和修复具有极为重要的意义。另一方面,由于对环境中的有机污染持续有效的治理,污染水体和微污染水体中的有机污染浓度持续降低。因此,添加外源无机电子供体来替代有机营养是一种环保且经济的方式。本研究基于添加外源电子供体（合成微生态系统）强化活性污泥/沉积物中的反硝化菌群提高在污染水体的脱氮性能,并通过高通量测序和实时定量PCR技术来探究这一过程对反应系统中微生物的影响,以期为低C/N水体治理提供实践的支撑;并从水源水库样品中筛选出一株具有好氧反硝化能力的放线菌,对其脱氮除碳能力及氮平衡能力进行探究,研究了其碳源代谢能力,以期探明好氧反硝化放线菌的代谢能力并为微污染水治理提供新的菌株来源。本研究的主要成果如下:（1）合成微生态系统强化活性污泥脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统（SM）协同活性污泥对低C/N污染水体中硝氮去除率较缺乏电子供体的对照组提高了40%以上。实时定量PCR结果显示添加合成微生态系统,活性污泥中反硝化功能基因的丰度得到了显着的升高,丰度上升近2.7倍。高通量测序结果显示活性污泥样品中的优势菌门均为变形菌门,优势菌纲为放线菌纲、变形杆菌纲、Chloroflexia;优势菌科为红杆菌科、Zoogloeaceae、叶瘤菌科、假单胞菌科。共生网络分析显示添加合成微生态系统的反硝化菌群内部具有更多层次的共生系统,且各菌属之间的相互作用呈现更积极的作用,在添加SM的实验组中一些兼具反硝化与无机电子转移的功能菌（Paracoccus、Thauera、Achromobacter、Alicycliphilus、Nitrosospira、Ochrobactrum）处于更优势的模块。（2）合成微生态系统强化水库沉积物脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统（SM）协同水源水库沉积物对低C/N污染水体的脱氮效率较缺乏电子供体的对照组脱氮效率提高了约60%。添加SM后沉积物中反硝化菌群对CODMn具有更高的去除能力,说明添加SM后反硝化菌群更加活跃。高通量测序显示水源水库沉积物样品中的优势菌门为变形菌门。优势菌科为β-变形菌科、α-变形杆菌科、变形菌科。共生网络分析可以看出在添加SM后菌属Pseudomonas、Thiobacillus、Cupriavidus、Thauera、Azospirillum在共生网络中由非优势模块转化为优势模块,它们的优势生长说明了添加SM后沉积物中反硝化菌群对无机电子供体的利用能力得到了显着的提升,进而对硝化反硝化作用提供了电子供体。通过第二周期的批示实验,可以看出合成微生态系统系统协同水源水库沉积物对低C/N水体中硝氮去除能力较第一个周期有一定差异,脱氮效率提高了约40%。（3）合成微生态系统强化景观水体沉积物脱氮过程和菌群互作机制;合成微生态系统协同景观水体沉积物对低C/N污染水体的脱氮效率较缺乏电子供体的脱氮效率提高了约55%。高通量测序显示沉积物中的优势菌门为变形菌门。优势菌科为红杆菌科、Zoogloeaceae、叶瘤菌科、假单胞菌科。共生网络分析显示菌属Rhodanobacter、Ochrobactrum、Halomonas、Thiobacillus及Rhodobacter的优势生长反应了添加SM后沉积物中对无机电子供体的利用能力及环境的适应能力更强的反硝化菌属得到了更加优势的生长,进而提高了反硝化作用的效率。第二周期的批示实验显示SM协同景观水体沉积物对不同初始硝氮浓度景观水体原水中硝氮的去除能力较未添加SM的对照组最高提高了48.36%,可以看出脱氮效率的提升较第一周期有一定的差异,这可能与原水中复杂的营养环境有关。（4）好氧反硝化放线菌的反硝化性能、代谢活性及原水处理目前,放线菌的好氧反硝化特性的研究还鲜见报道。筛选出一株具有高效好氧反硝化能力的放线菌,鉴定为链霉菌属（Streptomyces sp.）,命名为Streptomyces sp.XD-11-6-2。该菌株对低营养反硝化培养基中总氮（TN）的去除率为93.32%,总有机碳（TOC）的去除率为90.41%。氮平衡分析结果表明约77.87%的初始硝酸盐转化为气态氮产物,15.67%的初始硝酸盐转化为生物氮。Biolog-ECO微生态平板显示菌株XD-11-6-2对羧酸、胺和多糖类碳源的利用能力较强。对城市内湖原水的实际TN去除率最高为74.86%。
陈露[3]（2021）在《有机物料长期施用对紫色土氮磷形态及微生物特性的影响》文中指出紫色土氮磷及有机质含量较低,施用有机物料可有效提高作物产量和土壤质量。然而,哪种有机物料更适合培肥紫色土以及长期施用有机物料后土壤中氮磷转化及微生物特征研究较少。因此,本研究以13年（2007–2019年）四川紫色土长期定位试验为依托,设单施化肥（NPK）、化肥+秸秆（NPKS）、化肥+猪粪（NPKM）、化肥+菌渣（NPKF）和化肥+绿肥（光叶苕子）（NPKG）处理,采用酸解有机氮法,磷化学连续浸提法,荧光微型板酶检测、磷脂脂肪酸以及宏基因组测序技术,研究紫色土氮磷形态、微生物量氮磷、微生物群落结构以及参与氮磷转化酶活性和功能基因变化。主要研究进展如下:（1）作物产量、养分吸收量和土壤养分变化。与单施化肥相比,施用4种有机物料提高玉米和小麦产量,以菌渣、猪粪处理效果好,可分别显着提高玉米产量6.4%和8.0%、小麦产量12.9%和15.7%。猪粪处理显着提高小麦籽粒氮磷吸收量;菌渣处理显着提高小麦籽粒氮磷吸收量、茎叶氮钾吸收量及玉米叶和籽粒的磷吸收量。四种有机物料对土壤养分影响中,菌渣处理效果好,其显着提高土壤有机碳和速效磷含量,有机碳含量从6.95 g/kg提升到9.12±1.06 g/kg,速效磷含量从6.87 mg/kg提升到12.26±2.23 mg/kg。与单施化肥相比,菌渣、绿肥处理显着降低土壤p H,而秸秆、猪粪处理无显着影响。（2）土壤氮磷形态变化。与单施化肥相比,施用4种有机物料提高土壤酸解总氮含量以及酸解氨态氮和酸解氨基糖氮占全氮比值,降低非酸解氮占全氮比值;提高土壤活性磷、中等活性磷占总磷组分比值,降低土壤稳定性磷占总磷组分比值,从而增加土壤氮磷有效性。以菌渣处理对提高紫色土供氮、供磷潜力的效果最好。（3）土壤微生物量及酶活性变化。与单施化肥相比,施用4种有机物料均显着提高微生物量碳氮含量。猪粪、菌渣和绿肥处理提高微生物量磷含量。施用有机物料处理的亮氨酸氨基肽酶和磷酸酶活性显着提高,过氧化氢酶活性降低。菌渣处理还显着提高参与土壤碳循环酶活性,秸秆、猪粪和菌渣处理下多酚氧化酶活性降低。菌渣处理的土壤微生物量和酶指数最高。（4）土壤微生物群落结构及参与氮磷循环功能基因变化。与单施化肥相比,施用4种有机物料显着增加土壤总磷脂脂肪酸含量18.3%–61.1%。菌渣、绿肥处理改变微生物群落结构,显着增加G+菌相对丰度和G+/G-比值。此外,硝化、反硝化及硝酸盐异化还原成铵过程的功能基因相对丰度在有机物料处理增加（菌渣处理最大）,与土壤有机碳具有显着正相关系;硝化、反硝化过程功能基因相对丰度与土壤p H具有显着负相关关系。磷缺乏调控、磷吸收转运及无机磷增溶和有机磷矿化过程的功能基因相对丰度在菌渣、绿肥处理显着增加,同样与土壤p H具有显着负相关关系。磷吸收转运及磷缺乏调控过程功能基因相对丰度与土壤有机碳具有显着正相关关系。综上所述,施用有机物料可提高作物产量,提高土壤氮磷有效性,促进紫色土氮磷循环,土壤p H和有机碳在土壤氮磷循环发挥着重要作用。其中菌渣与化肥配施是紫色土最为理想的施肥方式,可提高作物产量及养分吸收量,促进紫色土氮磷转化,有利于紫色土土壤质量提升。
薛金元[4]（2021）在《氮肥不同施用方式及用量对土壤养分以及水稻生长的影响》文中指出水稻在中国粮食生产中占据着非常重要的地位,但我国的氮肥利用率较低,仅在20～35%之间。造成我国氮肥利用率较低的原因主要包括氮肥施用量过高、氮肥种类与施用方式选择不当、缺少养分管理和栽培技术措施的综合运用等。不同产量水平的水稻各生育时期对土壤氮素供应水平要求不同,为更好的推荐施肥,需探究不同氮肥种类在不同用量下施入土壤后转化为土壤有效氮的情况及其影响因素。本文通过室内培养试验、盆栽模拟试验,比较不同种类氮肥在土壤中的转化规律,以及控失尿素一次性基施条件下不同施用方式及用量对水稻生长和土壤速效氮的影响,为增加水稻氮肥利用率、实现轻简化栽培、减少农业面源污染提供理论依据。1.本文室内培养试验设置6个氮梯度（0、100、200、300、400、500 mgN·kg-1）,两种氮肥种类（硫酸铵、尿素）在25℃,60%田间持水量条件下培养56d,在培养0、3、7、14、28、56d测定土壤的NH4+-N、NO3--N、碱解氮含量,在第7d和56d时测定土壤固定态铵的含量。观测分析两种氮肥种类在土壤中的转化规律,以明确不同施氮量下尿素和硫酸铵对土壤氮素赋存形态和硝化作用的影响。得到主要研究结果如下:土壤中的NH4+-N、NO3--N、碱解氮的含量在相同培养时间均随着氮肥施用量的增加而增加,土壤固定态铵含量均随施氮量增加先增加后减小。在培养第7d时两种肥料均在N3（300 mgN·kg-1）时固定态铵含量最高,培养56 d时硫酸铵处理在N4（400 mgN.kg-1）施氮水平时固定态铵的含量最高,尿素处理在N3（300 mgN·kg-1）时固定态铵含量最高;并且除N5处理,尿素处理的固定态铵含量均大于硫酸铵处理,。就硝化作用来看,硫酸铵和尿素两种肥料处理均在N2（200 mgN·kg-1）时硝化率最高,相同氮水平不同氮肥方式比较发现,尿素处理硝化作用大于硫酸铵处理。就无机氮（包括固定态铵）表观损失来看,硫酸铵处理大于尿素处理,在稻田土壤中尿素施用量在200～300 mgN·kg-1时表观损失相对较小。本研究结果也表明,稻田土壤在培养过程中会发生较长时间的NH4+-N积累。2.盆栽模拟试验,于2019年、2020年以南粳3908为试材,每盆装20 kg 土,在一次性基施控失尿素的条件下进行,2019年设置6个氮水平即0（N0）、5.17（N20）、11.43（N40）、17.14（N60）、22.85（N80）、28.58（N100）g/盆控失尿素和两种施肥方式（侧深施肥、全层施肥）,2020年设置5个氮水平即0（N0）、2.86（N10）、4.29（N15）、5.17（N20）、11.43（N40）g/盆控失尿素和两种施肥方式（侧深施肥、全层施肥）,测定水稻生理指标、产量指标、植株养分吸收指标和土壤速效氮含量,明确不同施肥方式及用量对水稻生长和土壤速效氮的影响。得到主要研究结果如下:（1）产量方面分析,两种施肥方式下,控失尿素一次基施在N40～N60水平下均可达到高产。控失尿素一次性侧深基施更适合在低于N40条件下进行,在实际生产过程中,在提倡控氮和减氮的情况下,应推荐采用侧深施肥技术。控失尿素施用量的增加可以增加单位面积上的作物有效穗数、每穗粒数、一次枝梗、二次枝梗,达到增产增收的目的;相同施氮水平,侧深施肥的最终成穗率、干物质重有低于全层施肥的趋势,但差异不显着。（2）控失尿素施用量的增加有利于提高水稻叶片的SPAD值,防止有效叶片过早衰老,促进光合作用,提高水稻干物质积累,进而增加籽粒产量,两种施肥方式差异不显着。（3）水稻剑叶硝酸还原酶（NR）活性均在分蘖期最大,且随施氮量增加大致呈现增加趋势,两种施肥方式无显着差异。从氮代谢酶活性与产量的相关系数来看,分蘖期剑叶硝酸还原酶（NR）活性与水稻产量呈极显着正相关关系,拔节期和灌浆期的硝酸还原酶（NR）活性与水稻产量呈极显着的负相关关系;分蘖期的剑叶谷氨酰胺合成酶（GS）活性与水稻产量呈负相关关系,其他各生育期剑叶谷氨酰胺合成酶（GS）活性与水稻产量呈正相关关系,但只有抽穗期达到显着水平;各生育期剑叶谷氨酸合成酶（GOGAT）活性与产量呈现正相关关系,其中灌浆期剑叶谷氨酸合成酶（GOGAT）活性与产量之间的正相关达到极显着水平。（4）氮肥生理利用率、氮肥农学利用率基本是随控失尿素施用量的增加呈现先增加后减小的趋势,氮肥偏生产力则随氮肥施用量的增加不断减小,2019年,侧深施肥处理的氮肥生理利用率、氮肥农学利用率、氮素偏生产力在N20～N40、N100时,均高于全层施肥处理,在N60～N80时均低于全层施肥处理。（5）在N40～N60施氮水平下,植株对氮的吸收能力相对较大,从而降低了硝态氮在土壤中的积累,降低硝态氮的淋失风险。控失尿素采用深施的施肥方式所释放出的氮素大多以铵态氮形式存在,这种形式的氮素可为硝化作用提供充足的底物。
沈群力[5]（2021）在《生物柴油副产品（BCP）对酸性土壤氮循环过程及微生物群落的影响》文中研究指明随着全球能源的不断消耗,化石燃料在不久的将来将会枯竭,加之气候环境急剧恶化所引起的极端天气如干旱、洪水等自然灾害增多,给农业生产和生活带来了挑战。因此,迫切需要寻找化石燃料替代品。生物柴油作为碳中和产物,主要利用植物油或动物脂肪通过酯化反应得到,具有清洁、低污染的特点,可作为化石燃料的替代品。生物柴油生产过程中会产生大量的生物柴油副产品（Biodiesel co-products,BCP）,其主要成分是甘油、钾皂及挥发性有机酸。由此,BCP是否具有应用价值以及如何高效利用BCP成为了新的研究热点。目前研究表明添加BCP可以提高微生物对中性及弱碱性土壤氮素的固持,从而减少氮素淋失,但其对酸性土壤氮素循环过程的影响及作用机理尚不清楚。本论文以酸性土壤为研究对象,通过室内培养和淋溶试验,并结合高通量测序、荧光实时定量PCR等分子生物学技术和氮同位素标记等实验手段,探究BCP对酸性土壤氮素转化、微生物群落结构和多样性的影响及其作用机理。主要研究结果如下:（1）添加BCP对酸性土壤氮素淋失的影响将BCP与酸性土壤（p H=4.1）充分混合,通过培养和淋溶实验,探究BCP对酸性土壤氮素淋失的影响。施用BCP(1.5 mg BCP-C g-1 soil)显着增加微生物量碳（MBC）、氮（MBN）及微生物活性,并显着提高土壤微生物的呼吸作用。施用BCP显着降低肥料15N在淋溶液中的回收率。施用BCP显着减少了酸性土壤氮素的淋失（p<0.05）。经BCP的处理土壤无机态氮的损失量与微生物量氮固持增加量相当。说明BCP可能主要通过促进微生物对土壤氮素的固持,从而减少土壤氮素淋失。（2）BCP的添加方式对酸性土壤氮素淋失及功能基因丰度的影响比较表面施加（0-6 cm）和将BCP与土壤均匀混合（0-18 cm）两种添加方式,探究BCP的添加方式对酸性土壤氮素淋溶的影响及其可能的微生物学机制。不论是表面施加还是与土壤混合添加BCP均显着增加了MBC、MBN,尤其是在表面施加BCP的表层（0-6 cm）土壤中。只添加15N尿素处理的淋溶液中15N回收率为68%,而BCP与土壤混合处理淋溶液中15N回收率仅2.14%,表面施加处理淋溶液中15N回收率为51%。表面施加BCP显着降低了表层（0-6 cm）土壤中AOA amo A和AOB amo A基因丰度以及反硝化基因nir S、nir K和nos Z的基因丰度（p<0.05）。BCP显着增加了nif H基因丰度。第5天时表面施加土层中及第35天时混合施加土层中的nif H基因丰度均显着增加。表面施加BCP处理的表层土壤中（nir K+nir S）/（nos Z）的比值显着低于其他未添加和混合均匀添加的处理,而该处理下的深层（7-18 cm）土壤（无BCP）中（nir K+nir S）/（nos Z）的比值最高。表面施加BCP处理中的CO2和N2O的排放速率显着高于其他未添加和混合均匀添加的处理。完全混合施加比表面施加能更有效地减少土壤氮素淋失及N2O气体排放。（3）BCP对不同含水量的酸性土壤N2O排放的影响及机制通过向不同含水量（最大田间持水量（Water holding capacity,WHC）的40%、60%、80%和100%）的酸性土壤中添加BCP,探究其对不同含水量的酸性土壤N2O排放的影响及机制。在所有含水量条件下,BCP均显着提高不同含水量下的土壤MBC、MBN含量及微生物活性。虽然在前7天的培养过程中BCP显着提高了N2O排放,但在7天后所有BCP处理中N2O排放均停止,最大的N2O排放量出现在80%WHC处理中。BCP显着提高了nos Z基因丰度（p<0.05）,尤其是在100%WHC处理中。在100%WHC中,与未添加处理相比BCP显着减少了N2O的排放约减排40%。此外,在第7天BCP显着增加了40%和60%WHC下的AOA和AOB amo A基因丰度（p<0.05）。培养结束时BCP显着降低了（nir K+nir S）/（nos Z）的比值（p<0.05）。（4）BCP对不同含水量的酸性土壤微生物群落的影响通过高通量测序技术,探究不同含水量下添加BCP对酸性土壤微生物群落结构的影响。细菌多样性和物种丰富度随WHC的增加而增加。除在100%WHC外,BCP增加了细菌的多样性和物种丰富度。而WHC的增加和添加BCP降低了真菌的多样性和丰富度。添加BCP使得细菌群落结构更加稳定,提高了细菌群落抵抗外界干扰的能力。尽管Rhodanobacter（罗河杆菌属）和Clonostachys（生赤壳属）的相对丰度较低,但它们与本实验土壤中N2O排放量呈显着正相关（p<0.01）。除此之外Trichoderma（木霉菌属）、un Burkholderiaceae（伯克氏菌属）和Alicyclobacillus（脂环酸芽孢杆菌属）的相对丰度与N2O排放量仅在第7天呈显着正相关关系（p<0.01）。BCP显着增加了生物防治菌种（木霉菌种和伯克氏菌种）的OTU数量（p<0.05）,表明BCP可能具有土壤病害防治剂的作用,更利于土壤健康。（5）BCP的添加方式对酸性土壤微生物群落的影响通过高通量测序技术,探究BCP不同添加方式对酸性土壤微生物群落结构的影响。BCP改变了微生物群落结构。BCP显着增加了Proteobacteria（变形菌门）和Burkholderiaceae（伯克氏菌属）的相对丰度,而显着降低了Acidobacteria（酸杆菌门）及Acidothermus（酸热菌属）的相对丰度（p<0.001）。混合均匀施用(1.5 mg BCP-C g-1 soil)对细菌的多样性和丰富度没有产生影响,而表面施用(4.5 mg BCP-C g-1 soil)反而会降低表层（0-6cm）土壤中细菌多样性和丰富度。BCP显着增加了Ascomycota（子囊菌门）及Trichoderma（木霉菌属）的相对丰度（p<0.01）,而显着地降低了真菌的丰富度和多样性及Basidiomycetes（担子菌门）的相对丰度（p<0.01）。BCP显着增加了生物防治剂菌种的数量（主要是木霉菌种及伯克氏菌种）,混合均匀施用效果优于表面施加。BCP使得土壤群落结构更加优化,并可能对改善土壤健康质量产生积极影响。
马龙[6]（2021）在《不同施肥模式对设施菜田土壤微生物群落结构及氮循环的影响》文中研究指明设施蔬菜作为一种高投入、高产出、集约化程度高的栽培方式,在种植过程中普遍存在肥料施用超量、有机物料选择不当、有机无机肥料配施比例失衡的现象,导致土壤养分（氮、磷等）过度积累、有机质降低、微生物群落结构破坏这些突出问题,严重制约我国设施蔬菜产业的可持续发展。土壤微生物是农田生态系统的重要组成部分,同时也是反映土壤健康质量及肥力质量的重要指标。氮素作为作物生长的必需营养元素,是限制作物生长和产量形成的关键因素;土壤氮循环是生态系统中重要的元素循环,其中硝化与反硝化过程是氮素转化的主要过程,微生物是驱动土壤氮循环的重要载体和介质。随着宏基因组测序技术的兴起,对土壤微生物群落组成及功能代谢有了更深入的了解。盛果期作为设施番茄生长发育的关键时期,对土壤养分的需求量较高,土壤微生物代谢活动强烈。本研究依托天津市西青区设施蔬菜不同施肥模式定位试验（已开展10年）,初步探明设施春茬番茄盛果期土壤微生物量及酶活性、微生物群落结构组成和氮循环功能基因对有机肥/秸秆输入的响应。本研究取得的主要结果如下:1.有机肥/秸秆替代化肥模式,尤其是配施秸秆模式提高土壤微生物量碳、氮含量,促进土壤胞外酶的分泌。设施春茬番茄盛果期有机肥/秸秆替代化肥模式土壤微生物量碳和氮含量较单施化肥模式平均分别增加101.5%和134.6%,其中配施秸秆模式平均分别增加158.8%和210.9%;有机肥/秸秆替代化肥模式土壤α-葡萄糖苷酶、β-葡萄糖苷酶、β-纤维二糖苷酶、β-木糖苷酶和乙酰氨基葡萄糖苷酶活性较单施化肥模式平均分别增加128.8%、179.9%、388.4%、215.3%和247.3%,其中配施秸秆模式平均分别增加226.2%、337.3%、702.9%、358.9%和457.0%。土壤有机碳和硝态氮作为重要的环境因子,显着影响土壤微生物量及酶活性的变化。2.有机肥/秸秆替代化肥模式提高土壤细菌和真菌丰度,降低土壤古菌丰度,影响土壤优势菌群组成,增加微生物多样性。设施春茬番茄盛果期有机替代模式土壤细菌和真菌丰度较单施化肥模式平均分别增加8.6%和11.6%,土壤古菌丰度平均降低21.7%。有机肥/秸秆替代化肥模式较单施化肥模式提高土壤细菌中变形菌门相对丰度,降低放线菌门、绿弯菌门相对丰度;提高土壤真菌中子囊菌门、壶菌门和球囊菌门相对丰度,降低担子菌门相对丰度;提高古菌中的广古菌门和深古菌门相对丰度,降低奇古菌门相对丰度。有机肥/秸秆替代化肥模式,尤其是2/4CN+1/4MN+1/4SN模式的土壤细菌、真菌和古菌多样性及丰富度指数均处于较高水平。主成分分析表明,土壤细菌和真菌群落结构组成对不同施肥模式响应弱于土壤古菌。冗余分析表明,驱动土壤细菌、真菌和古菌群落结构改变的共同环境因子为土壤有机碳和硝态氮。3.有机肥/秸秆替代化肥模式提高土壤硝化潜势（PNR）和N2O累计排放量,影响土壤氮循环功能基因组成。设施春茬番茄盛果期有机替代模式土壤PNR和N2O累计排放量较单施化肥模式平均分别增加72.9%和59.6%。与单施化肥模式相比,有机肥/秸秆替代化肥模式降低土壤硝化、固氮过程功能基因丰度,增加土壤反硝化、厌氧氨氧化、硝酸盐异化和同化还原成铵过程功能基因丰度。皮尔森相关性分析表明,土壤有机碳、铵态氮与土壤PNR之间呈显着正相关关系,土壤p H与土壤PNR之间呈显着负相关关系;土壤有机碳和硝态氮与土壤N2O累计排放量之间呈显着正相关关系;冗余分析显示,土壤硝态氮和铵态氮对氮循环功能微生物组成影响显着。
赵彬洁[7]（2021）在《汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制》文中认为氮循环是自然界中最为重要的元素循环之一。河流作为陆地与海洋系统的联系枢纽,对氮素的生物地球化学循环发挥着重要作用。反硝化、厌氧氨氧化（ANAMMOX）和硝酸盐异化还原成铵（DNRA）统称为硝酸盐异化还原,可使硝态氮与铵态氮相互转化,或将其从水体中去除。温室气体N2O是氮循环中硝化作用和硝酸盐异化还原作用的中间产物,所以N2O的产生及释放与氮素的生物地球化学过程以及人类对氮循环的干扰密切相关。了解这些过程及其与环境因子和关键微生物的关联,对于改善和维持河流系统的生态健康至关重要。但目前在河流生态系统中鲜有将氮循环关键过程结合起来的研究。该研究所选择的研究地点为南水北调中线工程水源地汉江流域的两个支流金水河及淇河,水源地水资源保护是南水北调工程发挥效益的关键。本研究通过分析不同人为干扰程度的河流（金水河及淇河）从源头到河口纵向梯度及季节间的主要环境因子和氮素转化途径的变化特征,结合宏基因组测序分析参与氮循环的微生物潜能,结合高通量测序分析参与反硝化的微生物群落结构,分析N2O排放特征,并设置控制实验,进而探讨河流在不同人为干扰强度下及不同季节主要环境因子、氮循环过程和关键微生物的关联。研究结果显示,人为干扰强度高的采样区域具有更高的水温、DOC和水体NO3-。河流沉积物中硝酸盐同化还原、硝酸盐还原+亚硝酸盐还原及氮矿化的潜能较高,而厌氧氨氧化、硝化和氮固定潜能较低。两条河流中伯克霍尔德菌是大部分氮循环功能的优势物种。而通过对人为干扰强度不同的金水河和淇河的比较发现,在人为干扰强度高的流域,其沉积物中的氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能的上中下游的差异性较小,而人为干扰强度较低的流域氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能上中下游的差异较大。沉积物中参与硝酸盐还原的基因丰度及硝酸盐还原潜力随着人为干扰的增加而升高,有机质降解与合成的基因丰度与氮同化潜能随着人为干扰强度的增加而降低。水体温度、水体硝态氮及有机碳含量对沉积物氮循环微生物及潜能的影响最为重要。反硝化作用、厌氧氨氧化和DNRA分别在夏季（8月）、秋季（11月）和春季（3月）较高。反硝化、厌氧氨氧化和DNRA对硝酸盐还原的相对贡献在不同季节有很大差异,反硝化在夏季贡献较大,DNRA在春季和秋季贡献较大。金水河流域（低人为干扰）夏季的N2O溶存度最高,但淇河流域（高人为干扰）没有显着的季节差异。不同功能基因丰度的季节变化不一致。硝化、反硝化、厌氧氨氧化速率、氮循环关键过程的功能基因丰度及水体N2O溶存浓度随着人为干扰的增加而升高。沉积物硝化及硝酸盐异化速率与功能基因丰度相关性不显着。水体温度、硝态氮、铵态氮、C/N、铁离子及硫化物是影响沉积物硝化及硝酸盐异化还原速率及功能基因丰度的重要因子。其中C/N在调控硝酸盐异化还原过程中起到了重要作用。水体N2O释放显着受到沉积物硝化与反硝化作用的影响。沉积物硝化、反硝化、ANAMMOX和DNRA作用在某些季节相互影响。沉积物中不同基因编码的反硝化微生物群落结构具有明显的季节及空间差异性。不同属、种的反硝化菌对人为干扰强度有不同的响应模式。具有nar G和nir S基因的潜在活性反硝化菌主要分布在人为干扰强的区域。反硝速率对人为干扰强度变化的响应不显着。影响沉积物反硝化细菌群落组成和反硝化速率的主要影响因素是水体温度和水体NO3-。高温、高水平的NO3-会抑制沉积物中某些反硝化微生物群落结构多样性,而高的DOC会使某些反硝化微生物群落结构多样性升高。沉积物中nar G和nir S型反硝化微生物群落结构多样性与沉积物反硝化速率呈负相关。这些研究结果揭示了环境因子与氮循环及氮循环微生物强的相关性,人为干扰对环境因子的改变间接地影响了河流生态系统的氮循环。该研究结果使得我们加深了对河流生态系统氮循环及微生物关键过程的认识,并从微生物角度揭示人为干扰对氮元素地球化学循环的影响。研究结果在控制水体氮素污染、加强河流生物净化功效和温室气体排放方面都将有重要意义。
赵国胜[8]（2021）在《不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响》文中研究指明降低农田氧化亚氮（N2O）排放可有效缓解温室效应。为追求作物高产盲目高量灌溉和施肥,会导致农田N2O排放量升高。为获得宿根蔗高产和N2O减排的水肥管理模式并探究影响蔗田N2O排放因素,通过田间试验,研究不同滴灌水肥模式对宿根蔗产量、土壤N2O通量、无机氮含量、酶活性及微生物群落组成及和丰度的影响,分析了土壤N2O通量与各土壤指标的关系,并揭示宿根蔗高产和N2O减排的水肥管理模式。结果表明:（1）合理的滴灌施肥模式有利于甘蔗高产。不同滴灌灌水量水平和氮肥施用比例试验中F55（50%基肥,50%滴灌追肥）下W1（土壤水分70%～80%θf（田间持水量））和W2（土壤水分80%～90%θf）产量较高,分别为102.4 t·hm-2和97.8 t·hm-2;不同滴灌灌水量和施肥量水平试验中F12(N300 kg·hm-2、P2O5 180 kg·hm-2、K2O 240 kg·hm-2)下W75（滴灌灌水量45mm）和W100（滴灌灌水量60 mm）产量较高,分别为113.6 t·hm-2和126.4t·hm-2。（2）合理的滴灌施肥模式可以有效降低N2O通量。不同滴灌灌水量水平和氮肥施用比例试验中W1下F55和F37（30%基肥,70%滴灌追肥）土壤N2O通量较低;不同滴灌灌水量和施肥量水平试验中F09(N 225kg·hm-2、P2O5 135 kg·hm-2、K2O 180 kg·hm-2)下W75和W100土壤N2O通量较低。（3）滴灌施肥模式对土壤无机氮含量和氮转化相关酶活性有显着影响。W2F55和W100F12处理土壤无机氮含量和亚硝酸还原酶活性在各生育期均处于较高水平。（4）灌溉和施肥显着影响土壤微生物群落结构组成和丰度。滴灌施肥蔗田土壤中反硝化细菌（放线菌纲和变形菌纲为主）在土壤氮素转化和N2O排放等方面发挥重要作用。（5）蔗田土壤N2O通量与土壤脲酶和硝酸还原酶活性、铵态氮含量以及中慢生根瘤菌属丰度之间均呈显着负相关（r=-0.572～-0.326,n=24）,与嗜酸单胞菌和亚硝化螺菌属丰度之间呈显着正相关（r=0.549-0.574,n=24）。因此,采用N 300 kg·hm-2、P2O5 180 kg·hm-2、K2O 240 kg·hm-2,氮肥基追比为5:5并将土壤水分控制在田间持水量的70%～80%是实现甘蔗增产和蔗地N2O减排的较优水肥管理模式,且土壤铵态氮含量、脲酶和硝酸还原酶活性以及部分属的反硝化细菌丰度影响蔗田N2O排放。
薛淮文[9]（2021）在《减氮配施菌剂对稻田活性氮损失的影响》文中进行了进一步梳理氮肥施入土壤后,除了被作物吸收之外,还会通过活性氮的形式损失到环境当中去,农田活性氮的损失途径主要包括NH3挥发、N2O排放以及NO3--N淋溶,这不仅会使氮肥利用效率下降,还会对生态环境造成危害。减少氮肥施用量是绿色农业的必然要求,但这同时会带来减产的风险。本研究利用在肥料上接种具有根际促生效应的N2O减排细菌,旨在保证水稻产量的同时,在减氮的基础上进一步降低肥料对于环境的负效应。N2O减排细菌能够直接或者间接的影响N2O还原微生物的群落组成及丰度,但是接种N2O减排细菌后对于NH3挥发和NO3--N淋溶的影响尚不清楚,并且在长三角下游地区的稻田中尚未进行过此类研究。因此本研究以长江滁河流域的稻田为研究对象,2019年和2020年共进行了两季的稻季观测试验。试验共设置了9个处理,分别是减氮20%+接种6种N2O减排细菌、100%N、80%N、0%N,利用密闭式间歇抽气法、静态暗箱法、PVC管测定法分别收集NH3、N2O和氮素淋溶液,从而探究了减氮配施菌剂对NH3挥发、N2O排放以及氮素淋溶的影响,主要的研究结果如下:（1）减氮20%后水稻产量下降,2019年和2020年分别减产了11%和22%,但在减氮20%的基础上接种具有促生效应的N2O减排细菌后,所有菌株均有一定程度的促生效应,2019年和2020年分别增产11%-16%、5%-26%,其中TSA2S和NRCB002处理两年的水稻产量均超过或者同100%N相当。（2）氮肥用量和NH3挥发量呈现正相关关系,减氮20%后,2019年和2020的NH3挥发累积量分别下降了44%和17%;接种N2O减排细菌对稻田NH3挥发没有明显影响;稻田NH3挥发的峰值大多出现在施肥后的3天内,然后快速下降,一个星期后NH3挥发通量基本降低到较低水平;稻田NH3挥发和田面水NH4+-N浓度呈显着性强相关,而田面水p H、土壤温度同NH3挥发相关性较小。（3）氮肥用量和N2O排放量呈现正相关关系,减氮20%后,2019年和2020年N2O累积排放量分别减少了59%和81%;接种N2O减排细菌通过直接或者间接途径促进了N2O的还原过程减少了N2O的排放,其中N2、NRCB008、NRCB010、NRCB026四个菌株有较好的减排效果,2019年和2020年N2O累积排放量分别减少了21%-55%、89%-216%;水分和肥料是影响N2O排放的主要因素,N2O排放峰值大多出现在施肥后和灌浆初期,在田面水落干的情况下更易出现N2O的排放。（4）由于土壤胶体的吸附,稻田氮素淋溶以NO3--N为主,NH4+-N淋溶量较少;氮肥用量和NO3--N淋溶量呈现正相关关系,减氮20%后,不同深度下硝态氮淋溶量都明显下降,2019年和2020年分别下降17%-61%、39%-49%;接种部分N2O减排细菌促进了反硝化过程,从而降低了NO3--N的淋溶量,在60cm和90cm处趋势更为明显,其中NRCB002菌株效果最好;NO3--N淋溶受水分影响较大,因此在降雨或者灌溉的情况下会促进NO3--N淋溶过程。综上所述,减氮20%后同时减少了NH3挥发、N2O排放和NO3--N的淋溶,但水稻产量下降;在减氮20%基础上接种部分具有促生效应的N2O减排细菌后,不但进一步降低了N2O排放和NO3--N的淋溶,还保证了水稻产量。
白炬[10]（2021）在《旱作覆膜春玉米农田温室气体排放对氮肥管理的响应及硝化抑制剂减排机制》文中研究表明作物高产高效生产和环境友好型生产是我国农业可持续发展的重要因素,也是保障我国粮食质量安全和农业生态安全的基本要求。目前,全膜覆盖双垄沟春玉米栽培技术在黄土高原旱作农业区得到广泛应用。但在这一栽培体系下如何实现粮食高产和环境友好的协同,已成为了当地农业生产发展的新一轮挑战。在本课题组前期对覆膜农田养分需求研究的基础上,认为优化氮肥管理是进一步实现黄土高原旱作覆膜春玉米系统高产高效可持续生产的关键。但目前对黄土高原覆膜春玉米体系中,优化施肥方式对作物产量和环境效应的影响以及硝化抑制剂的添加对N2O排放和其可能的微生物学机制的相关认知还比较匮乏。为解决上述问题,本研究设计五个处理包括:过量施肥处理、传统推荐追肥处理、控释肥掺混一次施肥处理、秸秆还田控释肥掺混一次施肥处理以及对照处理,于中国科学院长武黄土高原农业生态试验站进行3年的田间定位试验,以研究不同氮肥管理对实现作物高产与养分高效的协同情况,通过生命周期评价（LCA）的方法,对覆膜春玉米体系的环境影响进行了综合评价,并通过硝化抑制剂DMPP的添加,研究旱作覆膜春玉米N2O进一步减排潜力及其微生物机制,为我国黄土高原地区覆膜春玉米可持续发展提供理论指导。本研究取得的主要结果如下:（1）相较于传统推荐追肥模式,控释肥掺混普通尿素一次性施肥可以在保证玉米高产和高氮吸收的基础上,有效降低土壤中16.4%的表观氮损失。秸秆还田可以有效提高土壤中矿质氮含量,并能保证玉米持续高产和高氮吸收,且对作物的辐射利用率也起到一定的积极作用。（2）与传统推荐追肥模式相比,控释肥掺混普通尿素一次性施肥虽然对土壤温室气体排放没有显着影响,但是降低了由于玉米生长中后期高温降雨带来的高温室气体排放风险。秸秆还田措施由于大量外源碳氮的添加,导致显着增加了34.5%的CO2排放和51.2%的N2O排放。（3）与传统推荐追肥模式相比,控释肥掺混普通尿素一次性施肥加快了土壤有机碳固存率,显着降低了21.6%的净增温潜势和20.9%的碳足迹,同时可增加5050 yuan ha-1的净收入。秸秆还田可显着增加土壤有机质含量,从而极大地抵消了由于高温室气体排放带来的环境影响,显着降低61.2%的净增温潜势和60.3%的碳足迹。（4）DMPP的添加可在一定程度上增加作物产量和氮素吸收量,并且可以通过抑制尿素进入土壤后的高硝化速率,从而有效抑制施肥后引起的短期内土壤N2O大量排放,显着减少玉米生育期内48.9%-58.1%的土壤N2O排放。（5）不同田间管理措施通过改变土壤理化性质,影响了土壤相关微生物数量和结构组成,从而进一步影响了土壤N2O排放。高p H通过影响氨氧化微生物的丰度和群落结构,对土壤N2O排放产生抑制作用,而土壤MBC直接反映了土壤微生物对N2O排放的促进作用。虽然氨氧化古菌（Ammonia oxidizing archaea,AOA）丰度高于氨氧化细菌（Ammonia oxidizing bacteria,AOB）,但AOB在旱作石灰性农田土壤氨氧化过程中起主要作用,且显着影响着土壤N2O排放。其中Nitrosospira 3簇在西北旱作土壤中占有重要地位,Nitrosospira 3a.2簇是土壤N2O排放的最重要驱动因素。本研究结果表明,控释肥掺混尿素一次性施肥可以更好地实现作物高产与养分高效的协同关系,减少春玉米生长中后期土壤温室气体排放,降低环境影响;秸秆还田可以改善土壤养分状况,促进作物资源利用率,并有效增加土壤碳固存,进一步降低净增温潜势和碳足迹;硝化抑制剂通过对AOB的抑制作用,显着抑制了土壤N2O排放,且Nitrosospira 3a.2簇对土壤N2O排放起主要驱动作用。综上所述,硝化抑制剂与秸秆还田控释肥掺混一次性施肥相结合是一种适合我国西北地区旱作覆膜春玉米生产系统的环境友好、高产、高经济效益、低排放的施肥模式。
二、水稻土氮素硝化-反硝化损失的直接测定初报（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、水稻土氮素硝化-反硝化损失的直接测定初报（论文提纲范文）
（1）铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤N_2O排放的关键过程 |
| 1.1.1 硝化过程 |
| 1.1.2 反硝化过程 |
| 1.1.3 硝化细菌反硝化过程 |
| 1.1.4 非生物过程 |
| 1.2 铁的地球化学循环 |
| 1.2.1 土壤环境中铁的形态分布 |
| 1.2.2 二价铁氧化过程 |
| 1.2.3 三价铁还原过程 |
| 1.2.4 铁循环的环境意义 |
| 1.3 土壤铁循环耦合氮转化过程及其对N_2O排放的影响 |
| 1.3.1 铁耦合氮循环过程 |
| 1.3.2 铁对N_2O排放的生物和非生物作用 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究思路与技术路线 |
| 第二章 水稻土内源铁对N_2O排放的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤样品 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 样品采集与分析 |
| 2.2.4 土壤DNA提取和功能基因定量分析 |
| 2.2.5 数据计算与统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤N_2O排放 |
| 2.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 2.3.3 土壤铁含量及p H变化 |
| 2.3.4 土壤硝化、反硝化功能基因丰度 |
| 2.3.5 环境因子与N_2O,硝化、反硝化功能基因丰度的相关性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 针铁矿对水稻土硝化过程N_2O排放的生物化学耦合影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 土壤样品 |
| 3.2.2 针铁矿制备 |
| 3.2.3 试验设计 |
| 3.2.4 样品采集与分析 |
| 3.2.5 土壤DNA提取和实时定量PCR分析 |
| 3.2.6 Illumina Miseq高通量测序 |
| 3.2.7 数据计算与统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤N_2O排放 |
| 3.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 3.3.3 土壤中铁含量及p H、Eh变化 |
| 3.3.4 土壤AOA和 AOB amo A基因丰度 |
| 3.3.5 土壤16S r DNA基因多样性及群落组成 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 针铁矿对水稻土N_2O释放途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 数据计算与统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤N_2O累积排放通量 |
| 4.3.2 土壤中硝态氮和铵态氮含量变化 |
| 4.3.3 土壤中铁含量变化 |
| 4.3.4 不同过程N_2O排放相对贡献 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 针铁矿对水稻土中AOB和 AOA产生N_2O相对贡献的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 土壤DNA提取和实时定量PCR分析 |
| 5.2.5 Illumina Miseq高通量测序 |
| 5.2.6 数据计算与统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 N_2O累积排放通量 |
| 5.3.2 土壤硝态氮和铵态氮含量变化 |
| 5.3.3 土壤中铁含量及pH变化 |
| 5.3.4 AOB和AOA的N_2O产率和相对贡献 |
| 5.3.5 AOB和 AOA amo A基因丰度 |
| 5.3.6 土壤AOB和 AOA群落结构 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 针铁矿对NH_2OH和NO_2~-非生物过程释放N_2O的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品采集与分析 |
| 6.2.4 数据计算与统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 N_2O排放特征 |
| 6.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 6.3.3 土壤铁含量变化 |
| 6.3.4 N_2O释放速率与土壤理化性质的相关性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 主要结论、创新点和展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间撰写的论文 |
| 致谢 |
（2）好氧反硝化菌脱氮过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生物脱氮的方法 |
| 1.3 好氧反硝化微生物的研究现状 |
| 1.3.1 好氧反硝化菌单菌的筛选 |
| 1.3.2 好氧反硝化菌碳源代谢活性的相关研究 |
| 1.3.3 好氧反硝化菌株在污水处理和环境修复中的应用 |
| 1.4 混合营养-好氧反硝化的研究进展 |
| 1.4.1 混合营养型反硝化的类型 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 课题研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 合成微生态系统供体强化活性污泥脱氮过程和菌群互作机制 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 样品采集与合成微生态系统的制备 |
| 2.1.2 低C/N合成废水 |
| 2.1.3 批式实验 |
| 2.1.4 反硝化功能基因的实时定量PCR |
| 2.1.5 反硝化菌群的高通量测序 |
| 2.2 实验结果与讨论 |
| 2.2.1 活性污泥对低C/N废水的脱氮特性 |
| 2.2.2 活性污泥协同SM对低C/N废水脱氮特性 |
| 2.2.3 环境因子pH、DO |
| 2.2.4 反硝化功能基因的丰度变化 |
| 2.2.5 反硝化菌群组成分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 合成微生态系统强化水库沉积物脱氮过程和菌群互作机制 |
| 3.1 实验材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 模拟低C/N自然水体与合成微生态系统 |
| 3.1.3 批式实验 |
| 3.1.4 反硝化菌群的高通量测序 |
| 3.1.5 批式实验的第二周期测定 |
| 3.2 实验结果与讨论 |
| 3.2.1 水源水库沉积物对低C/N自然水体的氮还原性能 |
| 3.2.2 沉积物协同SM对低C/N自然水体的氮还原性能 |
| 3.2.3 环境因子pH、DO |
| 3.2.4 批式反应期间COD_(Mn)的去除 |
| 3.2.5 微生物菌群结构的变化 |
| 3.2.6 批式实验的第二周期测定 |
| 3.3 本章小结 |
| 4 合成微生态系统强化景观水体沉积物脱氮和菌群互作机制 |
| 4.1 实验材料与方法 |
| 4.1.1 样品的采集与合成微生态系统 |
| 4.1.2 低C/N合成微污染水体 |
| 4.1.3 批式实验 |
| 4.1.4 反硝化菌群的高通量测序 |
| 4.1.5 景观水体原水的加标试验 |
| 4.2 实验结果与讨论 |
| 4.2.1 沉积物对低C/N微污染水体的氮还原性能 |
| 4.2.2 景观水体沉积物协同SM对低C/N微污染水体的氮还原性能 |
| 4.2.3 环境因子pH、DO |
| 4.2.4 批式反应期间COD_(Mn)的去除 |
| 4.2.5 微生物菌群结构的变化 |
| 4.2.6 原水中的批式实验 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 好氧反硝化放线菌的反硝化性能、代谢活性及原水应用 |
| 5.1 实验内容 |
| 5.1.1 富集与反硝化培养基 |
| 5.1.2 菌株的分离与鉴定 |
| 5.1.3 菌株的鉴定 |
| 5.1.4 脱碳和细胞增殖性能 |
| 5.1.5 好氧反硝化能力与氮平衡分析 |
| 5.1.6 碳源代谢活性 |
| 5.1.7 城市内湖原水脱氮 |
| 5.2 实验与分析 |
| 5.2.1 菌株鉴定 |
| 5.2.2 细胞增殖和除碳能力 |
| 5.2.3 菌株的好氧反硝化性能 |
| 5.2.4 氮平衡分析 |
| 5.2.5 碳源代谢活性分析 |
| 5.2.6 城市内湖水原水的应用 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要科研成果 |
（3）有机物料长期施用对紫色土氮磷形态及微生物特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 施肥对土壤肥力的影响 |
| 1.2.2 施肥对土壤氮形态变化的影响 |
| 1.2.3 施肥对土壤磷形态变化的影响 |
| 1.2.4 施肥对土壤微生物量及酶活性的影响 |
| 1.2.5 施肥对微生物群落结构的影响 |
| 1.2.6 施肥对参与氮、磷循环功能微生物菌群的影响 |
| 1.3 研究契机与总体思路 |
| 1.3.1 研究契机 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 总体思路 |
| 第二章 长期施用有机物料下作物产量、养分吸收量和土壤养分变化特征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 样品采集与分析 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 作物产量 |
| 2.2.2 作物养分吸收量 |
| 2.2.3 土壤养分 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 长期施用有机物料对作物产量及养分吸收量的影响 |
| 2.3.2 长期施用有机物料对土壤养分影响 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 长期施用有机物料下紫色土氮磷形态特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验地概况 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 样品采集与分析 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 氮组分 |
| 3.2.2 磷组分 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 长期施用有机物料对氮组分影响 |
| 3.3.2 长期施用有机物料对磷组分影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 长期施用有机物料下紫色土微生物量和酶活性变化 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验地概况 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 样品采集与分析 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 微生物量 |
| 4.2.2 土壤酶活性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 长期施用有机物料对微生物量的影响 |
| 4.3.2 长期施用有机物料对土壤酶活性的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 长期施用有机物料对紫色土微生物群落结构及功能的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 试验地概况 |
| 5.1.2 试验设计 |
| 5.1.3 样品采集与分析 |
| 5.1.4 氮磷循环功能基因数据库整理 |
| 5.1.5 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 微生物群落结构 |
| 5.2.2 氮循环 |
| 5.2.3 磷循环 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 长期施用有机物料对微生物群落的影响 |
| 5.3.2 长期施用有机物料对参与氮循环功能基因的影响 |
| 5.3.3 长期施用有机物料对参与磷循环功能基因的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（4）氮肥不同施用方式及用量对土壤养分以及水稻生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 我国氮肥施用现状 |
| 1.1.1 氮肥使用现状 |
| 1.1.2 氮肥在土壤中的迁移转化 |
| 1.2 高效省工省时的施肥途径 |
| 1.2.1 改进施肥方式 |
| 1.2.1.1 侧深施肥技术的研究 |
| 1.2.1.2 全层施肥技术的研究 |
| 1.2.1.3 一次性施肥技术的研究 |
| 1.2.2 控失尿素的效应分析 |
| 1.3 本研究目的意义、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目的意义 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 拟解决的关键问题 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第2章 氮肥施用对土壤氮素赋存形态和硝化作用的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 供试土壤和肥料 |
| 2.2.2 试验设计与处理方法 |
| 2.2.3 样品的采集与测定 |
| 2.2.4 数据统计与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同氮肥种类及施氮量对土壤NH_4~+-N含量的影响 |
| 2.3.2 不同氮肥种类及施氮量对土壤NO_3~--N含量的影响 |
| 2.3.3 不同氮肥种类及施氮量对土壤硝化作用的影响 |
| 2.3.4 不同氮肥种类及施氮量对土壤碱解氮含量的影响 |
| 2.3.5 不同氮肥种类及施氮量对土壤固定态铵含量的影响 |
| 2.3.6 不同氮肥种类及施氮量对氮肥表观损失的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 不同氮肥种类及用量对土壤氮素赋存形态和表观损失影响 |
| 2.4.2 不同氮肥种类及用量对土壤硝化作用的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 不同施用方式及用量对水稻生长和土壤速效氮的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验设计与处理方法 |
| 3.2.3 测定项目和方法 |
| 3.2.3.1 植株茎蘖动态 |
| 3.2.3.2 植株干物质重 |
| 3.2.3.3 叶片SPAD值 |
| 3.2.3.4 叶片酶活性 |
| 3.2.3.5 植株氮、磷、钾含量 |
| 3.2.3.6 土壤速效氮含量 |
| 3.2.3.7 考种与计产 |
| 3.2.4 数据处理与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 水稻产量以及构成因素和收获指数 |
| 3.3.2 农艺与生理特征 |
| 3.3.2.1 茎蘖动态及茎蘖成穗率 |
| 3.3.2.2 干物质重 |
| 3.3.2.3 叶片SPAD值 |
| 3.3.3 水稻各生育期剑叶氮代谢关键酶活性 |
| 3.3.3.1 蛋白(BCA)含量 |
| 3.3.3.2 硝酸还原酶(NR)含量 |
| 3.3.3.3 谷氨酰胺合成酶(GS)含量 |
| 3.3.3.4 谷氨酸合成酶(GOGAT)含量 |
| 3.3.4 水稻各生育期养分吸收与利用 |
| 3.3.4.1 水稻吸氮量和氮肥利用效率 |
| 3.3.4.2 水稻成熟期氮素分配及收获指数 |
| 3.3.4.3 水稻磷的吸收和积累 |
| 3.3.4.4 水稻成熟期磷素分配及收获指数 |
| 3.3.4.5 水稻钾的吸收和积累 |
| 3.3.4.6 水稻成熟期钾素分配及收获指数 |
| 3.3.5 水稻各生育期土壤速效氮含量 |
| 3.3.5.1 土壤铵态氮含量 |
| 3.3.5.2 土壤硝态氮含量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同施肥方式及用量对水稻产量与产量构成的影响 |
| 3.4.2 不同施肥方式及用量对水稻生长群体特性和剑叶酶活性的影响 |
| 3.4.3 不同施肥方式及用量对水稻养分吸收与利用的影响 |
| 3.4.4 不同施肥方式及用量对土壤速效氮动态变化的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 结论与展望 |
| 4.1 全文结论 |
| 4.2 本论文的创新点 |
| 4.3 存在问题及研究进展 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（5）生物柴油副产品（BCP）对酸性土壤氮循环过程及微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 文中缩略 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物柴油副产品(BCP) |
| 1.2.1 生物柴油生产 |
| 1.2.2 生物柴油副产品在土壤中的应用 |
| 1.3 土壤氮素流失的现状及减少措施 |
| 1.3.1 土壤氮素流失现状 |
| 1.3.2 减少土壤氮素流失的措施 |
| 1.4 水分变化及添加易分解碳源对土壤氮素循环的影响 |
| 1.4.1 水分变化对土壤氮素循环的影响 |
| 1.4.2 添加易分解碳源对土壤氮素循环影响 |
| 1.5 水分变化及添加易分解碳源对土壤微生物群落的影响 |
| 1.5.1 水分变化对土壤微生物群落的影响 |
| 1.5.2 添加易分解碳源对土壤微生物群落的影响 |
| 1.6 论文研究依据与思路 |
| 1.6.1 论文研究依据 |
| 1.6.2 技术路线图 |
| 第二章 添加BCP对酸性土壤氮素淋失的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样点概况及土壤基础特征 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 BCP的制备 |
| 2.2.4 微生物量及无机氮的测定 |
| 2.2.5 土壤ATP含量的测定 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 培养过程中微生物量及CO_2累计排放量的变化 |
| 2.3.2 培养过程中土壤无机氮含量的变化 |
| 2.3.3 淋溶过程中微生物量和ATP含量的变化 |
| 2.3.4 无机氮淋失变化与氮肥回收率 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 培养实验中BCP对微生物量和CO_2排放的影响 |
| 2.4.2 淋溶实验中BCP对氮素淋失的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 BCP的添加方式对酸性土壤氮素淋失及功能基因丰度的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 土壤采集 |
| 3.2.2 实验步骤 |
| 3.2.3 DNA提取与定量PCR分析 |
| 3.2.4 统计与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 微生物量与ATP含量的变化 |
| 3.3.2 土壤无机氮含量的变化 |
| 3.3.3 各处理氮素淋失的变化 |
| 3.3.4 功能基因丰度的变化 |
| 3.3.5 温室气体排放速率的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 BCP对微生物量碳、氮和ATP含量的影响 |
| 3.4.2 BCP对土壤氮素淋失的影响 |
| 3.4.3 BCP对温室气体排放速率和功能基因丰度的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 BCP对不同含水量的酸性土壤N_2O排放的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 土壤采集及基础特征 |
| 4.2.2 实验步骤 |
| 4.2.3 微生物生物量的测定 |
| 4.2.4 DNA提取与定量PCR分析 |
| 4.2.5 统计与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 微生物量氮的变化 |
| 4.3.2 土壤无机氮含量的变化 |
| 4.3.3 微生物量碳和ATP的变化 |
| 4.3.4 温室气体累积排放量的变化 |
| 4.3.5 功能基因丰度的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 微生物量氮对BCP添加的响应 |
| 4.4.2 CO_2与CH_4排放对BCP添加的响应 |
| 4.4.3 N_2O排放与无机氮含量对BCP添加的响应 |
| 4.4.4 N_2O排放的生物调节 |
| 4.4.5 反硝化基因丰度对BCP添加的响应 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 BCP对含水量不同的酸性土壤微生物群落的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.3.2 土壤真菌群落结构的变化 |
| 5.3.3 土壤微生物多样性与丰富度的变化 |
| 5.3.4 环境因素对微生物群落结构的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 细菌群落对BCP添加和水分变化的响应 |
| 5.4.2 真菌群落对BCP添加和水分变化的响应 |
| 5.4.3 微生物多样性与丰富度对BCP添加和水分变化的响应 |
| 5.4.4 微生物共生网络对BCP添加的响应 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 BCP的添加方式对酸性土壤微生物群落的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 方法与材料 |
| 6.2.1 采样点概况及土壤特征 |
| 6.2.2 土壤DNA提取 |
| 6.2.3 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 细菌群落结构的变化 |
| 6.3.2 真菌群落结构的变化 |
| 6.3.3 微生物丰富度与多样性 |
| 6.3.4 土壤细菌共生网络 |
| 6.3.5 土壤真菌共生网络 |
| 6.3.6 共生网络关键物种 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 细菌群落结构的变化 |
| 6.4.2 真菌群落结构的变化 |
| 6.4.3 BCP对微生物多样性和丰富度的影响 |
| 6.4.4 BCP对共生网络拓扑性质和关键物种的影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
（6）不同施肥模式对设施菜田土壤微生物群落结构及氮循环的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤微生物量与酶活性 |
| 1.2.2 土壤微生物群落结构 |
| 1.2.3 土壤氮循环功能微生物 |
| 1.3 研究内容与研究契机 |
| 1.3.1 研究契机 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 总体思路 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 土壤样品采集及处理 |
| 2.4 测定项目及方法 |
| 2.4.1 土壤微生物宏基因组测定 |
| 2.4.2 土壤微生物量碳氮测定 |
| 2.4.3 土壤酶活性测定 |
| 2.4.4 土壤硝化潜势测定 |
| 2.4.5 土壤气体样品采集 |
| 2.4.6 土壤微生物群落Shannon指数和Ace指数计算 |
| 2.4.7 土壤理化指标测定 |
| 2.5 数据处理 |
| 第三章 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤微生物量及酶活性的影响 |
| 3.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物量的影响 |
| 3.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤酶活性的影响 |
| 3.2.1 土壤α-葡萄糖苷酶活性 |
| 3.2.2 土壤β-葡萄糖苷酶活性 |
| 3.2.3 土壤β-纤维二糖苷酶活性 |
| 3.2.4 土壤β-木糖苷酶活性 |
| 3.2.5 土壤乙酰氨基葡萄糖苷酶活性 |
| 3.3 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄土壤微生物量、酶活性与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.3.1 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤理化性质 |
| 3.3.2 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤微生物量与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.3.3 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤酶活性与土壤理化性质之间的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落结构的影响 |
| 4.1.1 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤微生物丰度 |
| 4.1.2 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落组成 |
| 4.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落Alpha多样性的影响 |
| 4.3 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落结构组成的主成分分析及冗余分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物丰度的影响 |
| 4.4.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落结构组成的影响 |
| 4.4.3 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤微生物群落多样性的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤氮循环的影响 |
| 5.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤硝化潜势的影响 |
| 5.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤氮循环功能微生物的影响 |
| 5.3 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤氮循环功能基因的影响 |
| 5.3.1 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤硝化过程功能基因 |
| 5.3.2 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤反硝化过程功能基因 |
| 5.3.3 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤固氮过程功能基因 |
| 5.3.4 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤厌氧氨氧化过程功能基因 |
| 5.3.5 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤硝酸盐异化还原成铵过程功能基因 |
| 5.3.6 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤硝酸盐同化还原成铵过程功能基因 |
| 5.4 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施春茬番茄盛果期土壤N_2O排放量的影响. |
| 5.5 有机肥/秸秆替代化肥模式下设施春茬番茄盛果期土壤氮循环过程与土壤理化性质的关系 |
| 5.6 讨论 |
| 5.6.1 有机肥/秸秆替代化肥模式对土壤硝化潜势及N_2O排放量的影响 |
| 5.6.2 有机肥/秸秆替代化肥模式对土壤氮循环微生物的影响 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 全文结论 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（7）汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外发展现状与趋势 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.2.4 硝酸盐异化还原成铵(DNRA) |
| 1.2.5 氧化亚氮释放 |
| 1.3 研究内容、目标以及拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 河流生态系统氮循环各过程潜能及影响因子 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 野外采样 |
| 2.2.2 环境因子检测 |
| 2.2.3 氮循环微生物检测 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 环境因子 |
| 2.3.2 沉积物氮循环功能基因 |
| 2.3.3 沉积物氮循环优势微生物及各过程潜能 |
| 2.3.4 环境因子与氮循环微生物及氮循环潜能的相关性 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.4.1 氮循环基因、氮循环微生物及氮循环潜能对人为干扰的响应 |
| 2.4.2 环境因子对氮循环微生物及氮循环潜能的影响 |
| 2.5 总结 |
| 第3章 河流生态系统硝化、硝酸盐异化还原过程及其影响因子 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 野外采样 |
| 3.2.2 环境因子检测 |
| 3.2.3 潜在硝化速率测定 |
| 3.2.4 反硝化和厌氧氨氧化速率测定 |
| 3.2.5 DNRA速率测定 |
| 3.2.6 硝化、硝酸盐异化还原微生物关键基因丰度 |
| 3.2.7 硝化、硝酸盐异化还原关键酶活性检测 |
| 3.2.8 N_2O溶存浓度测定及交换通量计算 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 环境因子 |
| 3.3.2 硝化速率及硝酸盐异化还原速率 |
| 3.3.3 硝化及硝酸盐异化还原功能基因丰度 |
| 3.3.4 硝化及硝酸盐异化还原关键酶酶活 |
| 3.3.5 N_2O溶存度及通量 |
| 3.3.6 硝化速率、硝酸盐异化还原速率、功能基因、关键酶酶活及理化因子的相关性 |
| 3.3.7 各因子与N_2O溶存浓度的相关性 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放对人为干扰的响应 |
| 3.4.2 环境因子对硝化及硝酸盐异化还原速率的影响 |
| 3.4.3 环境因子对功能基因丰度及酶活性的影响 |
| 3.4.4 硝化、硝酸盐异化还原各过程的相关性及对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.5 硝化、硝酸盐异化还原各过程对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.6 N_2O溶存浓度的影响因子 |
| 3.4.7 功能基因丰度及酶活性对硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放的影响 |
| 3.5 总结 |
| 第4章 反硝化微生物群落结构的影响因子及其对反硝化作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 野外采样 |
| 4.2.2 水体环境因子检测 |
| 4.2.3 金水河沉积物反硝化速率测定 |
| 4.2.4 金水河沉积物反硝化微生物群落多样性测定 |
| 4.2.5 金水河沉积物反硝化功能基因相对表达量 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 水体环境因子 |
| 4.3.2 反硝化速率 |
| 4.3.3 金水河反硝化微生物 |
| 4.3.4 反硝化速率、反硝化微生物和理化因子的相关性 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.4.1 反硝化微生物对人为干扰的响应 |
| 4.4.2 反硝化微生物对反硝化速率的影响 |
| 4.4.3 水体环境因子对反硝化微生物的影响 |
| 4.5 总结 |
| 第5章 反硝化对有机碳和硝态氮添加、低温及微生物群落多样性降低的响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物样品采集及制备 |
| 5.2.2 制作沉积物悬浊液 |
| 5.2.3 微生物预培养 |
| 5.2.4 微生物分组培养 |
| 5.2.5 反硝化潜力检测 |
| 5.2.6 反硝化微生物群落结构及功能基因丰度检测 |
| 5.2.7 数据分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 反硝化潜力 |
| 5.3.2 反硝化微生物群落 |
| 5.3.3 反硝化功能基因丰度 |
| 5.3.4 反硝化潜力与反硝化微生物的相关性 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.4.1 碳氮源添加及低温处理对反硝化潜力的影响 |
| 5.4.2 碳氮源添加及低温处理对反硝化微生物的影响 |
| 5.4.3 反硝化微生物对反硝化潜力的影响 |
| 5.5 总结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 氮循环各过程的潜能及其对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.2 硝化及硝酸盐异化还原对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.3 反硝化微生物群落对人为干扰和环境因子的响应 |
| 6.1.4 反硝化微生物对反硝化作用的影响 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.2.1 活性硝化、反硝化微生物的筛选 |
| 6.2.2 沉积物氮循环过程对人为干扰和环境因子的响应模型的构建 |
| 6.2.3 氮循环与碳循环的耦合研究 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 附录 |
（8）不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩写符号说明 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 滴灌施肥对作物水肥利用和产量的影响 |
| 1.2.2 滴灌施肥对土壤N_2O通量的影响 |
| 1.2.3 滴灌施肥对土壤pH的影响 |
| 1.2.4 滴灌施肥对土壤无机氮含量的影响 |
| 1.2.5 滴灌施肥对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 1.2.6 滴灌施肥对土壤微生物群落结构组成和丰度的影响 |
| 1.2.7 土壤pH、无机氮含量、酶活性及微生物群落结构和丰度对N_2O排放的影响 |
| 1.3 当前研究中存在的问题 |
| 1.4 本文主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 本文主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地点与材料 |
| 2.2 试验设计与方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 田间试验管理 |
| 2.4 样品采集与测定 |
| 2.4.1 植物样品的采集与测定 |
| 2.4.2 土壤样品采集与测定 |
| 2.4.3 土壤N_2O采集与测定 |
| 2.5 统计分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同滴灌施肥处理对宿根甘蔗农艺性状、产量以及蔗糖分的影响 |
| 3.1.1 宿根甘蔗农艺性状 |
| 3.1.2 产量和蔗糖分 |
| 3.2 不同滴灌施肥处理对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.3 不同滴灌施肥处理对土壤pH的影响 |
| 3.4 不同滴灌施肥处理对土壤无机氮的影响 |
| 3.4.1 铵态氮 |
| 3.4.2 硝态氮 |
| 3.4.3 亚硝态氮 |
| 3.5 不同滴灌施肥处理对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 3.5.1 脲酶(URE) |
| 3.5.2 硝酸还原酶(NR) |
| 3.5.3 亚硝酸还原酶(NiR) |
| 3.5.4 羟胺还原酶(HyR) |
| 3.6 不同滴灌施肥处理下蔗田土壤N_2O通量、pH、无机氮含量和酶活性之间的相关性 |
| 3.7 不同滴灌施肥处理对分蘖期土壤微生物群落结构组成和丰度的影响 |
| 3.7.1 纲水平下土壤微生物的群落结构组成和丰度 |
| 3.7.2 科水平下土壤微生物群落结构组成和丰度 |
| 3.7.3 种和属水平下土壤微生物群落与其它指标的相关性分析 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 不同滴灌施肥处理对宿根甘蔗农艺性状、产量以及蔗糖分的影响 |
| 4.1.2 不同滴灌施肥处理对土壤N_2O排放的影响 |
| 4.1.3 不同滴灌施肥处理对土壤pH的影响 |
| 4.1.4 不同滴灌施肥处理对土壤无机氮的影响 |
| 4.1.5 不同滴灌施肥处理对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 4.1.6 不同滴灌施肥处理对土壤微生物群落结构组成及丰度的影响 |
| 4.1.7 不同滴灌施肥处理下土壤其它指标对蔗田N_2O排放的影响 |
| 4.2 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间学术成果 |
（9）减氮配施菌剂对稻田活性氮损失的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 农田活性氮损失途径及其影响因素 |
| 1.2.1农田NH_3挥发概述 |
| 1.2.2 农田N_2O排放概述 |
| 1.2.3 农田氮素淋溶概述 |
| 1.3 研究内容及目的 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目的 |
| 1.3.3 技术路线图 |
| 第二章 材料和方法 |
| 2.1 试验设计和田间管理 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 试验处理 |
| 2.1.3 菌剂制备方法 |
| 2.1.4 田间小区管理 |
| 2.2 样品的采集和分析 |
| 2.2.1 NH_3采集与测定 |
| 2.2.2 N_2O的采集与测定 |
| 2.2.3 淋溶液的采集与测定 |
| 2.2.4 田面水的采集和测定 |
| 2.3 数据分析 |
| 第三章 减氮配施菌剂对水稻产量的影响 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.2 讨论 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 减氮配施菌剂对稻田NH_3挥发的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 NH_3挥发通量 |
| 4.1.2 累积NH_3挥发量 |
| 4.1.3 NH_3挥发影响因素及其相关性分析 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 减氮配施菌剂对稻田N_2O排放的影响 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 N_2O排放通量 |
| 5.1.2 累积N_2O排放量 |
| 5.1.3 土壤温湿度 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 环境因素对N_2O排放的影响 |
| 5.2.2 减氮配施菌剂对N_2O排放的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 减氮配施菌剂对氮素淋溶的影响 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 淋溶液硝态氮浓度变化 |
| 6.1.2 硝态氮累积淋溶量 |
| 6.1.3 淋溶液铵态氮浓度变化 |
| 6.1.4 铵态氮累积淋溶量 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 水分对氮素淋溶的影响 |
| 6.2.2 氮肥用量对氮素淋溶的影响 |
| 6.2.3 接种N_2O减排细菌对氮素淋溶的影响 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究特色与创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）旱作覆膜春玉米农田温室气体排放对氮肥管理的响应及硝化抑制剂减排机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 氮肥优化管理研究进展 |
| 1.2.1 农业中控释肥的应用 |
| 1.2.2 农业中秸秆还田的应用 |
| 1.3 农田温室气体排放研究进展 |
| 1.3.1 旱作农田温室气体排放机制进展 |
| 1.3.2 旱作农田温室气体排放影响因素研究 |
| 1.3.3 农田氮素优化管理对温室气体排放的影响 |
| 1.3.4 农田温室效应评价 |
| 1.4 硝化抑制剂研究进展 |
| 1.4.1 硝化抑制剂的研究现状 |
| 1.4.2 DMPP对温室气体排放的影响 |
| 1.5 科学问题 |
| 1.6 研究思路与研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第二章 优化氮肥管理对覆膜春玉米光合利用率及产量的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验区概况 |
| 2.2.2 试验设计与田间管理 |
| 2.2.3 样品采集与分析 |
| 2.2.4 统计分析 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 优化氮肥管理下的产量及产量构成 |
| 2.3.2 优化氮肥管理下的干物质累积与养分吸收规律 |
| 2.3.3 优化氮肥管理下花前花后干物质与氮素累积 |
| 2.3.4 优化氮肥管理下叶面积指数与光能截获 |
| 2.3.5 优化氮肥管理下的氮平衡计算 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 优化氮肥管理对产量及产量构成的影响 |
| 2.4.2 优化氮肥管理对春玉米氮素吸收规律的影响 |
| 2.4.3 优化氮肥管理对叶面积指数与光能截获的影响 |
| 2.4.4 优化氮肥管理对农田土壤氮平衡的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 优化氮肥管理对覆膜春玉米温室气体排放的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验区概况 |
| 3.2.2 试验设计与田间管理 |
| 3.2.3 样品采集与分析 |
| 3.2.4 统计分析 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 优化氮肥管理下的农田CO_2排放 |
| 3.3.2 优化氮肥管理下的农田CH_4排放 |
| 3.3.3 优化氮肥管理下的农田N_2O排放 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 优化氮肥管理对农田CO_2排放影响 |
| 3.4.2 优化氮肥管理对农田CH_4排放影响 |
| 3.4.3 优化氮肥管理对农田N_2O排放影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 覆膜春玉米优化氮肥管理的经济和环境效益分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验区概况 |
| 4.2.2 试验设计与田间管理 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 其他参数及相关计算 |
| 4.2.5 统计分析 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 优化氮肥管理下土壤有机碳变化情况 |
| 4.3.2 优化氮肥管理下的净全球增温潜势(NGWP)和碳足迹(CF) |
| 4.3.3 优化氮肥管理下的经济效益 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 优化氮肥管理对土壤有机碳的影响 |
| 4.4.2 优化氮肥管理对净全球增温潜势(NGWP)和碳足迹(CF)的影响 |
| 4.4.3 优化氮肥管理下的经济评价 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 硝化抑制剂(DMPP)对旱作覆膜春玉米N_2O排放的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验区概况 |
| 5.2.2 试验设计与田间管理 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 土壤净硝化速率的相关计算 |
| 5.2.5 统计分析 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 产量和氮素吸收 |
| 5.3.2 土壤矿质氮动态变化 |
| 5.3.3 土壤净硝化速率动态变化 |
| 5.3.4 土壤N_2O排放 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 DMPP的添加对产量和氮素吸收的影响 |
| 5.4.2 DMPP的添加对土壤矿质氮和N_2O排放的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 DMPP对旱作农田土壤N_2O减排的微生物机制研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验区概况 |
| 6.2.2 试验设计与田间管理 |
| 6.2.3 样品采集与分析 |
| 6.2.4 土壤DNA提取及实时定量PCR(q PCR)分析 |
| 6.2.5 高通量测序和生物信息学分析 |
| 6.2.6 统计分析 |
| 6.3 结果分析 |
| 6.3.1 各处理间氨氧化细菌(AOB)与古菌(AOA)的丰度情况 |
| 6.3.2 各处理间土壤化学性质之间的差异 |
| 6.3.3 各处理间氨氧化细菌(AOB)的群落结构差异 |
| 6.3.4 土壤N_2O排放对不同环境因素和生物因素的响应 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 不同耕作措施及DMPP对土壤性质的影响 |
| 6.4.2 不同耕作措施及DMPP对氨氧化微生物丰度和群落的影响 |
| 6.4.3 不同环境因素和生物因素对土壤N_2O排放的影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 主要研究结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究的特色和创新 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 附件:西北农林科技大学博士学术学位论文评阅书(3 份) |
四、水稻土氮素硝化-反硝化损失的直接测定初报（论文参考文献）
- [1]铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制[D]. 左继超. 华中农业大学, 2021
- [2]好氧反硝化菌脱氮过程研究[D]. 马奔. 西安建筑科技大学, 2021
- [3]有机物料长期施用对紫色土氮磷形态及微生物特性的影响[D]. 陈露. 中国农业科学院, 2021
- [4]氮肥不同施用方式及用量对土壤养分以及水稻生长的影响[D]. 薛金元. 扬州大学, 2021(09)
- [5]生物柴油副产品（BCP）对酸性土壤氮循环过程及微生物群落的影响[D]. 沈群力. 浙江大学, 2021
- [6]不同施肥模式对设施菜田土壤微生物群落结构及氮循环的影响[D]. 马龙. 中国农业科学院, 2021
- [7]汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制[D]. 赵彬洁. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [8]不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响[D]. 赵国胜. 广西大学, 2021
- [9]减氮配施菌剂对稻田活性氮损失的影响[D]. 薛淮文. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [10]旱作覆膜春玉米农田温室气体排放对氮肥管理的响应及硝化抑制剂减排机制[D]. 白炬. 西北农林科技大学, 2021(01)