一、Changes or soil microbial biomass carbon and orgamc carbon with sea level elevation increasing in soils of mountainous areas, Southwest China（论文文献综述）
李隽永[1]（2021）在《模拟氮输入对黄河三角洲盐沼湿地碳循环关键过程的影响》文中提出盐沼湿地具有较高的初级生产力和较低的土壤有机碳（SOC）分解速率,同时因其沉积效率极高,因而在捕获和埋藏有机碳方面具有极大潜力,被认为是地球上重要的“蓝色碳汇”。然而,在化肥大量生产和施用、化石燃料燃烧及畜牧业集约化经营等因素的共同作用下,越来越多的氮素（特别是硝态氮）通过地表径流和河流输入等途径进入近海生态系统,导致近岸水体富营养化现象日益加剧。径流和潮汐作用下大量氮素输入到盐沼湿地生态系统中,对碳循环过程产生深刻影响。本研究以黄河三角洲盐沼湿地生态系统为研究对象,设置氮输入野外控制试验、室内模拟氮输入和潮汐淹水耦合试验,并结合稳定碳同位素(13C)脉冲标记示踪技术,重点探讨不同氮输入水平梯度对盐沼湿地净生态系统CO2交换（NEE）、光合碳分配、土壤CO2和CH4排放、可溶性有机碳（DOC）流失等碳循环关键过程的影响机制,同时揭示氮输入水平和潮汐淹水频率对SOC流失过程的控制作用。主要结果如下:（1）氮输入增加显着增强了盐沼湿地生态系统CO2吸收能力,使其提高84.06%-220.54%,这主要得益于生长季生态系统CO2吸收能力随氮输入升高而显着增强。氮输入提高了土壤中无机氮的含量,缓解了养分限制,进而提高了盐地碱蓬群落地上生物量、盖度、平均株高及频度,最终增强了生态系统CO2吸收能力,其中植被盖度是影响净生态系统CO2交换的最重要生物因子。生态系统CO2交换（NEE）的季节变化则主要与土壤温度密切相关,生态系统CO2吸收能力随土壤温度升高而显着增强,且氮输入强化了温度对盐沼湿地NEE的影响。（2）氮输入增加显着提高生态系统光合碳输入量和净同化量,其中+20 g N m-2 y-1氮输入水平导致生态系统光合13C净同化量超过200%。增加的光合碳主要以植物地上生物量和SOC的形式存在于植被-土壤体系中。随着氮输入水平升高,植被总生物量不断增大,地上生物量的分配比例也不断增大,而植物地下生物量分配比例和根冠比则不断降低。植物地上、地下生物量对氮输入量的响应效率低于5 g N m-2 y-1时快速降低。氮输入通过提高植物生物量,进而显着提高了土壤中有机碳含量,特别是DOC和微生物生物量碳（MBC）等活性有机碳含量显着升高。（3）氮输入增加提高了盐沼湿地生态系统土壤CO2和CH4的排放,其中CO2排放通量升高主要表现在生长季,而CH4排放通量升高主要表现在淹水期。氮输入主要通过提高土壤养分含量（铵态氮、硝态氮等）刺激植物生长,从而向土壤中传输更多活性有机碳,如DOC等,进而刺激微生物的代谢活性以产生和排放更多CO2和CH4。土壤CO2排放通量季节变化主要受到温度的控制,随土壤温度升高,土壤CO2排放通量呈指数升高,且氮输入显着抑制土壤CO2排放通量的温度敏感性Q10;土壤CH4的排放通量季节变化主要受到土壤含水量的控制,随土壤含水量升高,土壤CH4排放通量呈指数升高。氮输入提高了土壤CH4排放通量对水分的响应敏感性。（4）淹水频率是控制盐沼湿地SOC流失的主要因素,而氮输入增加弱化了淹水频率对土壤CO2和CH4排放以及DOC流失的控制作用。提高淹水频率显着抑制盐沼湿地土壤CO2排放、刺激CH4排放。此外,淹水频率升高通过提高物理冲刷作用刺激土壤DOC流失。氮输入抑制了无植被生长的盐沼湿地SOC的流失,这与有植被的盐沼生态系统有所不同,主要归因于无植被输入活性有机碳。模拟月潮汐处理下SOC分解量与土壤DOC流失量呈线性正相关,而模拟半日潮处理下两者没有显着相关性,这是由于土壤DOC在不同淹水频率下的流失途径不同,低频淹水时DOC分别主要以分解形式流失,而高频淹水时DOC主要以淋溶形式流失。综上所述,氮输入增加显着改变了盐沼湿地碳输入、碳分配和碳排放等碳循环关键过程,同时氮输入还影响了上述碳循环过程与土壤温度、水分动态的相互作用关系。因此,评估盐沼湿地生态系统碳汇功能及其未来变化趋势时,应考虑近岸水体富营养化对盐沼湿地碳循环关键过程的影响,同时还强调周期性潮汐作用与氮输入的耦合作用对碳循环关键过程的影响。这将有助于对未来全球变化过程中盐沼湿地“蓝色碳汇”功能进行预判并提出合理的管理措施。
马丽[2]（2021）在《红原高寒沙化草地土壤特征及其与地形因子的关系研究》文中研究说明红原高寒湿地地处青藏高原东缘,是全球高寒湿地生态系统的典型代表,对我国乃至全球气候变化有着极其重要的指示意义。在高原特殊的地理环境、区域气候变暖和人为干扰等多因素的综合影响下,高寒湿地、草甸逐渐退化,正朝着“高寒湿地-高寒草甸-退化草甸-沙化草地”方向演替。基于草原区微地貌变化对生境异质性的控制作用明显,选择红原县瓦切乡典型沙化草地斑块为研究对象,采用空间系列代替时间系列的研究方法,开展地形因子对高寒沙化草地土壤结构特征、土壤养分、土壤微生物群落的作用机理研究,阐明高寒草地沙化与地形因子之间的内在关系,深化高寒草地退化演替发育规律的认识,为高寒草地生态修复和生态服务功能提升提供科学依据。本研究主要成果如下:（1）以瓦切乡重度沙化草地斑块为核心,分析沙化斑块两侧干旱草地方向和湿地方向高寒草地沙化过程中表层土壤团聚体、土壤养分分布特征,揭示了高寒草地沙化过程中土壤结构指示因子。随着沙化程度减弱干旱草地和湿地方向土壤团聚体平均重量直径（MWD）、几何平均直径（GMD）和>0.25mm团聚体含量(R0.25)均逐渐增大,分形维数（D）和<0.25mm团聚体含量逐渐减小,土壤结构稳定性逐渐增强,且干旱草地方向土壤团聚体MWD、GMD、R0.25均大于湿地方向,其土壤分形维数减小的程度大于湿地方向,干旱草地方向土壤结构稳定性强于湿地方向,草地沙化在湿地方向退化速率较快。土壤分形维数对土壤养分的指示作用在干旱草地方向和湿地方向存在异质性,干旱草地方向土壤分形维数与有机质、有效氮呈极显着负相关（P<0.01）;湿地方向土壤中,分形维数与土壤养分均无显着相关关系。>1 mm团聚体和1～2 mm团聚体分别可作为评价干旱草地和湿地土壤沙化的指示性指标,即该粒径团聚体含量越高土壤沙化程度越弱,且在干旱草地中>1 mm团聚体可表征其含量越高,土壤容重越小,含水率越高。（2）通过对不同沙化程度高寒草地0～40 cm土壤理化性质、土壤有机碳、全氮、全磷、生态化学计量比等分析,明确了高寒沙化草地土壤团聚体有机碳储量分布特征,提出了土壤氮含量是影响沙化草地土壤有机质分解和植物生长的限制因子。本研究发现,沙化草地土壤团聚体有机碳储量较低（0.05～5.56Mg/ha）,未沙化草地土壤有机碳主要存在于0.5～2 mm团聚体（38%）和<0.25 mm团聚体（25%）中,沙化草地有机碳主要存在于<0.25 mm团聚体（57%～82%）中。未沙化、轻度、中度沙化草地土壤碳氮比值（C/N值:15.18～36.11）均高于中国表层土壤（11.9±0.1）,土壤有机质的分解效率越低,又由于土壤全氮含量（0.33～1.59g/kg）较低,土壤N/P（1.10～1.82）较低,反映了土壤氮含量可能是影响有机质分解和植物生长的限制因子。随着沙化程度的加重,土壤有机碳、全氮、全磷、有效氮、速效磷、微生物生物量碳氮、C/N和C/P均逐渐降低,且与>0.5 mm团聚体和含水率呈正相关,与<0.25 mm团聚体、pH和容重呈显着负相关（P<0.05）。（3）通过高寒沙化草地土壤特征与坡度、坡向、坡位的关系研究,明确了坡向和坡位对沙化草地土壤团聚体稳定性和土壤养分分布控制作用明显。不同坡度坡向沙化草地0～40cm土壤均呈现出从坡顶到坡底>1 mm团聚体含量逐渐增加,R0.25、MWD、GMD逐渐增大,坡底土壤结构稳定性显着强于坡中和坡顶（P<0.05）。不同坡度沙化草地坡顶和坡中土壤有机质、全氮、全磷含量差异不显着,而坡底显着高于坡中和坡底;阴坡坡底土壤含水率和>0.5 mm团聚体均显着高于阳坡,阴坡和阳坡土壤有机质、全氮、全磷、微生物生物量碳和生物量碳均表现为坡底高于坡顶和坡中,且阴坡坡底显着高于阳坡（P<0.05）,而阴坡坡顶、坡中和阳坡间无显着差异。（4）通过高寒沙化草地土壤细菌群落特征与地形因子的关系研究,明确了坡度坡向影响沙化草地土壤细菌群落结构组成和多样性。不同坡度沙化草地土壤细菌群落优势门均为放线菌门、变形菌门、酸杆菌门、绿弯菌门,4种优势种群累计占总丰度的66.85%～73.59%。随坡度增加放线菌门、变形菌门、绿弯菌门丰度逐渐增加,而酸杆菌门则呈递减趋势。放线菌、变形菌和酸杆菌对沙化草地的生境条件具有很好的适应性,与有机质的分解和矿化作用关系密切。阴坡和阳坡不同坡位土壤细菌群落物种数量存在异质性,阳坡坡中高于坡顶和坡底,阴坡则坡底大于坡顶和坡中;土壤结构和土壤理化性质对细菌群落影响显着。0.25～0.5mm、1～2mm和2～5mm团聚体对细菌OUT水平的影响呈显着水平（P<0.05）,且对细菌群落差异性的解释分别为44.7%、45.0%、36.7%;土壤容重、有机质、全氮、微生物生物量碳和全磷对细菌群落的影响呈显着水平（P<0.05）,对细菌群落差异性的解释分别为43.3%、42.9%、38.0%、37.7%、36.1%。因此,0.25～0.5mm、1～2mm、2～5mm、容重、有机质、全氮、微生物生物量碳和全磷是土壤细菌群落及功能结构变化的主要驱动因子。
王丛[3]（2021）在《宁南山区典型植物根系分泌物组成及其对土壤碳库的贡献》文中研究指明退耕还林还草政策的推广和水土保持措施的大力实施使黄土丘陵区植被恢复面积大幅度提升,土壤有机碳含量不断增加,但是植物根系分泌物对土壤有机碳增加的贡献机理尚不明确。因此,本研究以宁南山区典型植物:长芒草（Stipa bungeana）、大针茅（Stipa grandis）为研究材料,培养并收集其根系分泌物及土壤,测定其根系分泌物的组成、含量;利用13C脉冲（连续）标记法对培养在根箱中的长芒草和大针茅进行标记,监测根系-土壤-土壤微生物中δ13C值变化,对根系分泌物的组成及其对土壤碳库转化的影响开展研究,以了解不同植物生长过程中根系分泌物对土壤有机碳库的影响,辨析植物根际碳对土壤有机碳输入的作用机制,为揭示黄土高原植被恢复过程中,植物生长提高土壤固碳能力和改善土壤肥力质量提供理论依据,主要结论如下:（1）两种黄土高原典型植物长芒草和大针茅的根系分泌物中酯类相对含量均较高,其中,1-丙烯-1,2,3-三羧酸-三丁基酯与乙酰柠檬酸三丁酯两种酯类物质是黄土高原荒漠草原优势种植物根系分泌物的主要组成。1-丙烯-1,2,3-三羧酸-三丁基酯、乙酰柠檬酸三丁酯、芥酸酰胺、3-戊烯-2-醇、十七烷、3-乙基-5-（2-乙基丁基）-十八烷、2,4-二叔丁基苯酚、甲基环己基二甲氧基硅烷等物质为两种植物根系分泌物的共有物质,但相对含量差异不大。（2）经过五个月的种植,两种植物土壤有机碳及其组分含量根际均比非根际高,长芒草根际土有机碳比非根际土高4.92%,大针茅为2.97%,说明植物的根系分泌物可以提高土壤有机碳的含量,且长芒草根系分泌物对土壤有机碳的提升效果更明显;长芒草根际土微生物生物量碳比非根际土高30.30%,大针茅为35.71%,说明根系分泌物可以提高土壤微生物生物量,使微生物数量及活性上升,从而提升土壤有机碳含量;根系分泌物还可以使土壤腐殖质增加,从而改善土壤质量。（3）根系分泌物增加后,根际土的微生物较非根际土活跃,且根际在根系分泌物输入土壤后,会产生激发效应使根际土土壤有机碳减小,且非根际土的激发效应较为滞后。根系分泌物对根际土中腐殖质的含量有一定影响。（4）对于宁南山区两种不同的植物长芒草和大针茅来说,土壤有机碳及其组分的差距并不明显,但整体种植大针茅的土壤腐殖质碳含量更多,且大针茅的土壤腐殖质碳随着植物的生长在不断减小;根际土的变化程度及响应时间基本都比非根际土迅速,这说明根系分泌物的增加会产生根际激发效应使土壤有机碳减少,但根系分泌物短期的增加结束后,土壤的有机碳会恢复到波动前的状态。（5）随着13C脉冲标记后培养时间的进行,整体上长芒草根际土土壤有机碳组分δ13C大于非根际土,根际土壤13C-SOC标记65天后比标记0天增加了40.79%,非根际土则增加了37.06%;根际土壤13C-DOC标记后65天为比标记0天降低了71.79%,非根际土则降低了59.80%;根际土壤13C-MBC标记后65天0天降低了55.56%,非根际土壤则降低了41.41%;说明根系分泌物对土壤DOC、MBC等活跃的有机碳组分影响迅速,且能够通过微生物的转化进入土壤,转化为土壤有机碳。（6）根系分泌物进入土壤后,会逐渐迁移至非根际土,由于微生物的作用使13C-SOC在根系附近固存。当植物分泌物进入根际土壤后,根系微生物会迅速向根际土聚集且分解根系分泌物利用。对于腐殖质碳来说,根际土内腐殖质碳13C减小时,非根际土内含量上升。大针茅的土壤DOC、MBC的变化趋势与长芒草较为一致。植物的光合产物通过根系分泌物进入土壤后被微生物利用是一个短时间的过程,在本实验中需要1天时间,通过微生物及渗透作用的影响,根系分泌物会有部分转移至非根际土中,后形成土壤有机碳,大部分存在于根际土和根际微生物中。
赵明亮[4]（2021）在《淹水梯度对黄河三角洲芦苇湿地生态系统碳交换的影响》文中指出滨海湿地是介于陆地和海洋生态系统之间复杂的自然综合体,由于其具有较高的初级生产力、较低的有机碳分解速率和相对较低的甲烷（CH4）释放速率,故滨海湿地在全球碳循环研究方面扮演着重要的角色,是全球重要的蓝色碳汇之一。然而,滨海湿地是对全球变化响应最敏感的生态系统之一,其碳循环过程会受到影响,造成滨海湿地碳储量极大的不确定性。滨海湿地在海平面上升和极端降雨影响的情况下,极易造成不同淹水深度。淹水深度的变化是如何改变滨海湿地植物的生长和生物量分配,进一步如何影响湿地碳交换过程,最终如何改变土壤碳库的组成,为了阐明以上问题,本研究以黄河三角洲芦苇（Phragmites australis）湿地为研究对象,在2018、2019和2020年植物生长季期间,设置了不同淹水深度的野外原位试验平台,主要处理包括非淹水（CK,不淹水,自然水位）,淹水0 cm（水位与土壤表面齐平,土壤饱和,0 cm）,淹水5 cm（5 cm）,淹水10 cm（10 cm）,淹水20 cm（20 cm）,淹水30 cm（30 cm）,淹水40 cm（40 cm）。主要探讨了淹水深度对植物性状与生物量、生态系统碳交换和土壤碳组分的影响机制,主要研究结论如下:（1）淹水深度显着改变了植物物种丰富度、植物功能性状和生物量。3年生长季期间,淹水深度显着降低了物种丰富度,其中0 cm物种丰富度最高,5-40 cm无显着差异,0-40 cm优势种均为芦苇。淹水深度显着增加了芦苇植株密度、水面以上叶面积指数、相对地面和水面植株高度。另外,淹水深度显着增加了芦苇的基径、叶长、叶宽、叶生物量和叶面积（2020年）。淹水深度增加了地上生物量（AGB）和地下总生物量（BGB）。此外,芦苇的根冠比随着淹水深度的增加而降低。以上研究结果表明芦苇通过增加自身的性状,通过“逃逸策略”延长植株高度和叶片,进而使得芦苇获取更多CO2进行光合作用,并有助于其抵抗淹水胁迫并维系自身的生长发育。（2）淹水深度显着改变了芦苇湿地生态系统呼吸(Reco)、净生态系统CO2交换（NEE）和土壤CO2通量。3年植物生长季期间,相比于CK,淹水深度显着增加了Reco和NEE,这主要是因为植物的密度、水面以上植株高度、水面以上叶面积指数、地上生物量的增加,其中水面以上叶面积指数是影响Reco和NEE变化最重要的生物因子。另外,我们发现Reco和NEE均与淹水深度呈现显着的抛物线关系。淹水深度显着抑制了土壤CO2通量,但0-40 cm淹水深度下土壤CO2通量无显着差异。随着淹水深度的增加,土壤CO2通量的温度敏感性(Q10)显着降低。相比于CK,淹水深度显着增加了生态系统呼吸的Q10值,这主要是由于植物生物量增加所导致的。（3）淹水深度显着改变了芦苇湿地土壤CH4通量、生态系统CH4通量（Eco-CH4）和植物介导CH4通量（Plant-CH4）。0 cm淹水深度显着增加了土壤CH4通量,但5-40 cm的土壤CH4通量无显着差异。另外,随着淹水深度的增加,土壤CH4通量的Q10值均降低。3年生长季期间,相比于CK,淹水深度显着增加了Eco-CH4,这与芦苇相对地面高度、密度、AGB和NEE的增加密切相关,其中NEE是影响Eco-CH4最重要的生物因子。由于土壤CH4通量相对于Eco-CH4通量很小,而Plant-CH4通量占生态系统CH4通量的99%以上。因此,在湿地生态系统中,维管束植物在生态系统CH4排放中起着重要作用。另外,土壤CH4通量与淹水深度呈显着的对数关系,而Eco-CH4和Plant-CH4与淹水深度呈显着的抛物线关系。此外,淹水深度的增加降低了全球增温潜势（GWP）,NEE是季节性GWP的最大贡献者,表明了黄河三角洲被淹没的芦苇湿地是一个净碳汇。（4）淹水深度显着改变了土壤碳组分。淹水深度（5-40cm）显着增加了总碳含量;有机碳随着淹水深度的增加而增加,这归因于淹水深度增加了植物的生产力,促进了光合碳输入量,进而增加了土壤碳含量。0-40 cm淹水深度显着增加了土壤可溶性有机碳（DOC）。另外,5和10 cm淹水深度的SMBC显着高于CK,土壤DOC与SMBC显着正相关,这表明DOC能够为微生物活性提供可利用底物,增加SMBC浓度。总体来说,淹水深度通过减缓有机碳的矿化作用,增加植物的生产力和光合作用,增加光合碳输入量,进而提高了土壤中碳组分的含量,其中5-40 cm淹水深度对芦苇湿地土壤碳固存具有更好的效果。综上所述,淹水深度显着影响了黄河三角洲芦苇湿地植物功能性状和生物量,进一步改变了生态系统CO2和CH4交换以及土壤碳库。因此,在理解湿地生态系统碳循环时,应考虑由海平面上升和极端降雨等气候变化引起的淹水深度变化对关键碳过程的影响,这将有助于在未来气候变化情景中准确预测水文状况对碳循环的影响。
王静静[5]（2020）在《盐碱土区农田土壤团聚体有机碳组分变化特征与影响因素研究》文中进行了进一步梳理土壤有机碳库是陆地生态系统中最大、最活跃的碳库之一;有机碳库中,活性有机碳库最为活跃,它具有活性高、周转快、易被氧化、矿化的特点,是土壤碳库变化的指示因子。土壤团聚体作为土壤最重要和基本的结构单元,储存着表层土壤中大多数的有机碳,团聚体有机碳尤其是活性有机碳的动态变化将会对全球气候变化产生深远影响。吉林西部属于全球气候变化研究中的东北样带,位于世界三大盐碱土集中分布区之一,为满足粮食需求,大量盐碱土地被开垦为农田。盐碱土区玉米的广泛种植引起土壤团聚体、有机碳、理化性质及微生物的变化,而目前对其变化特征尚不清楚,对盐碱农田团聚体固碳机理有待深入研究。本研究在野外调查的基础上,选择具有相同耕作管理模式的不同盐碱程度的农田土壤为研究对象,于2017～2018年分别采集表层（0～20 cm）和底层（20～40cm）土壤,采用干筛法将土壤分为粗大团聚体（>2 mm）、细大团聚体（0.25～2mm）和微团聚体（<0.25 mm）,测试其有机碳组分、土壤理化性质和酶活性等相关指标,结合秸秆添加模拟实验,研究玉米生长过程中团聚体有机碳组分动态变化特征与影响因素,从土壤团聚体角度探讨有机碳转化机制,为指导盐碱土区土地开发与利用奠定理论基础。主要研究结果如下:（1）玉米生长过程中,不同粒级团聚体总有机碳（TOC）、易氧化有机碳（ROC）、微生物量碳（MBC）及可矿化碳（PMC）均表现为抽穗期>成熟期>幼苗;可溶性有机碳（DOC）变化情况除底层细大团聚体中表现为成熟期>幼苗期,其余土壤团聚体DOC均表现成熟期<幼苗期;玉米生长有助于团聚体MBC、ROC和TOC的累积,促进了团聚体有机碳的矿化,不利于团聚体DOC的保持。（2）研究中土壤类型为粉砂质壤土和砂质壤土,表层土壤粘粒含量范围3.35～5.55%,低于底层（4.14～7.69%）;表层土壤表面吸附的土壤颗粒物较多。玉米生长过程中粗大团聚体、细大团聚体、平均重量直径（MWD）表现为幼苗期>成熟期>抽穗期,细大团聚体则相反,表明玉米生长促进土壤大团聚体的破碎及微团聚体的形成,降低了土壤的稳定性。土壤阳离子交换量（CEC）表现为抽穗期>成熟期>幼苗期,表明玉米生长增加了土壤可交换性阳离子的含量;土壤碱化度（ESP）和电导率（EC）表现为成熟期<幼苗期,说明玉米生长能够降低土壤盐碱化水平。土壤含水率（WC）、容重（BD）、孔隙度（SP）表现出层次差异,表层土壤中其均随玉米生长呈先减后增的变化特征,成熟期WC和BD低于幼苗期,而SP高于幼苗期,这表明玉米生长调节表层土壤水分、增加孔隙结构、降低紧实度,改善了土壤环境。不同样地土壤p H动态变化情况存在差异,表层土壤中,轻度盐碱土p H值逐渐增加,中度碱化土和碱土p H值逐渐降低,表明玉米生长更有利于降低中度和重度盐碱化表层土壤的p H。（3）玉米生长过程中,土壤性质的季节性变化对土壤团聚体有机碳组分含量有重要影响。冗余分析（RDA）发现,表层土壤中粗大团聚体ESP和CEC分别解释团聚体有机碳组分变异的41.90%和20.60%;细大团聚体ESP和BD分别解释有机碳组分变异的29.70%和20.00%;微团聚体p H和CEC分别解释有机碳组分变异的27.30%和20.90%。底层土壤中,p H和MWD分别解释不同粒级团聚体有机碳组分变异的24.30～41.90%和16.30～25.00%,>0.25 mm大团聚体中p H解释率较高,微团聚体中MWD影响较大。（4）轻度、中度盐碱土和碱土中蔗糖酶（INV）、淀粉酶（AMY）和脲酶（URE）主要分布在细大团聚体中,其活性分别为113.13～1785.63μg g-1h-1、12.40～72.33μg g-1h-1和170.44～478.78μg g-1h-1;过氧化氢酶（CAT）主要分布在粗大团聚体中,活性为1.26～2.10 m L g-1h-1;β-葡糖苷酶（GLU）在微团聚体中活性最高,为27.37～183.28μg g-1h-1。表层土壤细大团聚体中乙酰氨基葡糖苷酶（NAG）活性最大,底层土壤粗大团聚体NAG活性最高。RDA分析结果显示,表层土壤中,INV能够解释粗大团聚体、细大团聚体和微团聚体有机碳组分变异的61.00%、50.90%和60.00%;底层土壤中,CAT、NAG和AMY分别解释粗大团聚体、细大团聚体和微团聚体有机碳组分变异的57.60%、60.10%和62.00%。（5）恒温培养实验显示,玉米秸秆的腐解改变了土壤颗粒表面结构,引起团聚体TOC、ROC、DOC、MBC及矿化的动态变化,造成团聚体DOC、MBC和矿化速率的迅速增加。培养120天时,粗大团聚体、细大团聚及微团聚体累积矿化量分别增加了39542.11mg kg-1、40142.25 mg kg-1和44340.13mg kg-1;不同粒级团聚体TOC、ROC、DOC和MBC均显着高于空白对照组,表明秸秆腐解增加了不同粒级团聚体有机碳组分含量。
刘朝阳[6]（2020）在《我国典型农田土壤酶和有机碳分解对升温的响应及机理探究》文中研究表明据ICPP估计到本世纪末全球气温将升高1.8～2.2℃,这将导致海平面上升、极端天气频发等灾难,降低生态系统服务功能和生物多样性,对全球粮食安全和人类健康造成威胁。土壤有机碳（SOC）是陆地生态系统最大的碳库,在全球温室气体平衡中扮演的重要角色,而酶促反应是SOC分解的限速步骤,因此,厘清SOC和土壤酶对升温的响应特征及其耦合关系对土壤固碳减排意义重大。农田生态系统具有相当大的温室气体减排能力,但由于土壤空间的异质性,对我国不同气候带农田SOC固定、累积、周转变化趋势及对气候变化反馈机理还不清楚。基于此,本研究采用微宇宙培养试验,从土壤酶和SOC物理、化学结构及微生物群落组成角度出发,利用土壤酶动、热力学及13C核磁共振和高通量技术,研究了不同气候带农田生态系统SOC分解对升温的响应及环境影响因子。主要获得以下结论:（1）土壤酶活性对升温十分敏感,各气候带土壤碳、氮、磷循环相关酶温度敏感性(Q10)值均大于1,在1.04～2.34之间。不同酶类对升温的响应程度为:纤维二糖水解酶（CBH）>N-乙酰氨基葡萄糖苷酶（NAG）>β-葡萄糖苷酶（BG）>酸性磷酸酶（AcP）>木聚糖酶（BX）。土壤酶Q10随着温度梯度呈逐渐下降趋势。BG、CBH和Cenz的Q10与年均温（MAT）呈显着负相关。土壤酶化学计量Nenz:Penz和Cenz:Penz比值均随温度升高而增加。（2）不同气候带土壤碳、氮、磷循环相关酶最大酶活性(Vmax)随温度升高而增加,Vmax-Q10随温度升高而下降。其中CBH的Vmax-Q10最大。BG的Vmax和Vmax-Q10与MAT显着负相关,随MAT的升高呈线性下降;所测酶类的米氏常数（Km）和Km-Q10没有一致规律,在测定温度范围内呈波动特征,总体表现为0℃时Km值最小;Vmax/Km-Q10对温度的响应符合生理学理论的推测,即低温时微生物为了适应环境降低活化能,高温时提高活化能,是生理学和阿伦尼乌斯理论（Arrhenius theory）联系的桥梁,很好的解决了微生物产生适应性时,土壤酶温度敏感性背离阿伦尼乌斯方程的情况。其对温度的响应主要表现为1)Vmax/Km-Q10先升高后降低;2)先升高后降低,然后再升高;3)先降低后升高。结构方程模型（SEM）显示气候因子（MAT和MAP）通过影响土壤理化性质间接影响Vmax/Km-Q10,其中Km-Q10对其影响最大。粘粒和温度范围对Vmax-Q10影响较大分别0.453、0.775,参数Vmax-Q10和pH因子对Km-Q10影响最大,为0.233和0.252。（3）土壤酶的反应速率常数k随温度升高而增加,在五种测定酶中CBH的k值最低。Vmax-Q10与Ea极显着相关,随Ea线性增加。除西藏（XZ）和海南（HN）样点外,CBH活化能（Ea）最大。Ea在不同气候带间表现为寒冷地区大于温暖地区。Ea受控于MAT、Clay、TOC、pH、MAP和AN因子,其中MAT和Clay对Ea影响最大。随温度升高活化焓（ΔH*）、活化熵（ΔS*）减小,活化自由能（ΔG*）随温度升高变化较小,ΔG*/T值随温度升高而下降。酶-底物复合物形成过程是耗能过程,反应体系的混乱程度与土壤样点和土壤酶类型有关,酶促反应是熵控过程。（4）利用二库模型和物理分组方法研究了不同SOC碳库对升温的响应,二库模型表明升温提高了各碳库的速率常数,降低SOC半周转期。难分解碳库是决定SOC分解温度敏感性大小的决定性碳库。物理分组方法结果表明,矿物结合态有机碳（MinOM）是最大的碳库且难易被降解,粗颗粒有机碳（cPOM）碳库最小,大部分SOC以稳定形式存在。各碳库分解速率大小为:cPOM>fPOM（细颗粒有机碳）>Min OM,各碳库温度敏感性则与之相反。此外,研究了风干再润湿对SOC分解的影响,与鲜土相比风干土壤复水后SOC分解会显着增强,并降低了SOC分解的温度敏感性。SOC分解的温度敏感性与SOC质量相关,符合“碳质量-温度”学说。（5）研究了不同气候带SOC化学结构对升温的响应,结果表明烷氧碳含量随温度升高而降低,烷基碳含量随温度升高而增加。烷基碳与烷氧碳比值（A/O-A）和疏水性指数随温度升高而增加,表明温度升高有利于SOC分解,并使土壤有机碳趋于更加稳定。SOC分解速率和分解程度与SOC官能团密切相关,烷氧碳相对含量与SOC累积分解量极显着负相关,A/O-A与SOC累积分解量呈极显着正相关。含氧烷基碳是影响SOC累积分解量和速率常数k大小的重要官能团。烷氧碳与粘粒和粉粒呈显着正相关,与砂粒、pH呈显着负相关;羰基碳与粘粒和粉粒显着负相关,与砂粒显着正相关。（6）升温显着影响了微生物群落组成和网络结构。细菌OTU丰富度响应比和α多样性对温度的响应呈区域性分布,为先增加后降低（低MAT区）和一直增加（高MAT区）两种类型。细菌群落主要以Proteobacteria、Actinobacteria、Acidobacteria和Gemmatimonadetes为主,相对丰度占总体的73.47%。不同微生物类群对温度的响应因土壤样点而异,样点是微生物对升温的响应的重要影响因子。此外,温度明显改变了微生物网络结构中物种间的联系和关键物种。黑龙江（HLJ）、西藏（XZ）、辽宁（LN）、湖南（Hu N）样点的微生物网络和陕西（SX）、海南（HN）样点的微生物网络分别在20℃和40℃具有小世界（samall-word）网络特性,表明样点在此温度时网络结构中物种间能量、物质和信息流的传递能力得到增强,效率得到提高。细菌群落与土壤理化性质和气候因子显着相关,其中SOC、TN、pH、MAT和MAP是影响土壤细菌群落重要影响因子。（7）细菌群落与SOC化学结构的网络结构表明作用于SOC化学结构的细菌群落因官能团而异。作用于含氧烷基碳官能团的细菌物种最多,为13个,且均为负联接。COO,NC=O和Alkyl-C最少,均为1,分别为Caulobacteraceae（正联接）和Streptomycetaceae（负联接）。此外,放线菌门的Streptomycetaceae为网络结构中的关键物种。（8）采用结构方程模型（SEM）研究了温度、细菌群落和SOC化学结构之间的关系及对SOC分解的影响,温度、细菌群落和SOC化学结构可解释SOC分解84.6%的变异。温度除直接作用于SOC分解,还通过影响微生物群落和SOC化学结构间接影响SOC分解。微生物和SOC化学结构可相互影响,并作用于SOC分解。（9）BG活性随底物可利用性下降而升高,其温度敏感性对葡萄糖添加的响应因温度区间、培养时间和土壤样品而异,受营养元素调控。葡萄糖的添加提高了CO2释放速率和累积释放量,前期主要受土壤微生物生物量（MBC）的影响,后期主要受BG活性影响。CO2释放速率对葡萄糖添加的响应与pH呈显着负相关,与MAP显着正相关。此外,外源葡萄糖的添加降低了CO2释放速率的温度敏感性。以上结果揭示了土壤酶对升温响应的动力学和热力学机理、SOC分解的生物学-分子机制及SOC和土壤酶的耦合关系,为准确评估农田生态系统的碳排放,增加土壤碳固持、减少碳损失提供了理论依据。
孔德杰[7]（2020）在《秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤碳氮及微生物群落的影响》文中研究表明秸秆还田和优化施肥措施是减少化肥施用、提升土壤质量、增强土壤碳汇功能的有效途径,对于提高土壤氮素高效利用和保持农业绿色循环高质量发展具有重要意义。秸秆还田和施肥对长期麦豆轮作土壤中碳氮元素组分变化规律以及对土壤细菌、真菌微生物群落多样性季节性变化的影响,目前已成为亟待解决的科学问题。本研究以西北农林科技大学北校区科研试验基地农作制度长期定位试验为依托,试验处理设置为:秸秆还田（NS:秸秆不还田、HS:秸秆半量还田、TS:秸秆全还田处理）和施肥处理（NF:不施肥、0.8TF:优化施肥、TF:传统施肥）的两因素三水平随机区组试验。采用高通量测序和冗余分析（RDA）等技术方法,研究了秸秆还田和施肥对小麦、大豆不同生育时期的麦豆轮作系统土壤中氮素、碳素不同组分和土壤细菌、真菌群落结构多样性等指标的季节性动态变化规律的影响。为筛选节本高效、地力提升的秸秆还田模式提供理论依据和技术支撑。取得了如下结论:1、秸秆还田和施肥促进了长期麦豆轮作种植模式下土壤氮素含量的增加秸秆还田和施肥促进了麦豆轮作种植模式下土壤中的全氮、铵态氮、硝态氮含量提升,土壤硝态氮含量在秋季、冬季含量较高,而春季3～5月份小麦生长旺盛期含量较低。优化施肥增加了土壤微生物氮含量,常规施肥抑制了土壤微生物氮含量。在秸秆腐解初期全量还田处理土壤中铵态氮含量低于半还田处理。土壤中硝态氮含量、微生物氮含量及硝态氮占总氮的比例、微生物氮占土壤总氮的比值都随着秸秆还田量的增加而增加,不同秸秆还田处理间土壤微生物氮含量有显着性差异,并且表层土壤微生物量氮大于下层土壤微生物量。9个处理组合中,0.8TF+TS处理的全氮、微生物量氮平均含量最高,分别为1.06 g/kg、36.59 mg/kg,TF+TS处理铵态氮、硝态氮平均含量最高,分别为2.37、15.93mg/kg。2、秸秆还田和施肥提升了麦豆轮作种植模式下土壤碳素含量秸秆还田和施肥增加了麦豆轮作种植模式下土壤中的有机碳、溶解性全碳、溶解性有机碳、无机碳和微生物碳含量。土壤无机碳占溶解性总碳的比值随着施肥量的增加呈先降低后增加的趋势。微生物碳、溶解性有机碳含量占土壤有机碳比值随着秸秆还田量的增加而增加,土壤溶解性总碳占土壤有机碳比值、溶解性无机碳含量占土壤有机碳比值随着还田量的增加而随着减少,土壤微生物量碳占土壤有机碳含量随着还田量的增加有先增加后减少的趋势。土壤中的碳氮比随着施肥量的增加随着减少,土壤中微生物碳氮比随着施肥量的增加而增加。与施肥处理变化趋势相反,增施秸秆导致土壤碳氮比增加,微生物碳氮比减少。9个处理组合中,TF+TS处理的土壤有机碳、溶解性有机碳、微生物碳平均含量最高分别为12.14 g/kg、95.70mg/kg,345.53mg/kg,溶解性全碳平均含量0.8TF+TS处理最高为198.90 mg/kg,溶解性无机碳平均含量0.8TF+NS处理最高为119.73 mg/kg。3、秸秆还田和施肥措施改变了长期麦豆轮作土壤微生物群落结构多样性土壤中细菌、真菌菌群多样性chao1指数、ACE指数、Shannon指数随着施肥量增加有减少的趋势。Simpson指数随着秸秆还田量的增加而减少。不同处理门水平上菌群数量年内动态变化表现为冬季数量最高,在小麦收获后大豆播种前最低。不同处理下土壤细菌中的变形菌门、酸杆菌门、芽单胞菌门、放线菌门是土壤中的优势菌种,平均相对丰度分别为28.06%、24.05%、13.90%、10.68%。子囊菌门是土壤真菌中的优势菌门,优化施肥降低了子囊菌门、担子菌门、接合菌门的平均相对丰度,增加了壶菌门相对丰度;常规施肥增加了子囊菌门、接合菌门、壶菌门的相对丰度,降低了担子菌门的相对丰度。秸秆还田处理降低了子囊菌门、接合菌门的相对丰度,增加了担子菌门相对丰度。4、土壤微生物多样性对土壤氮素、碳素变化的响应RDA分析显示:土壤细菌、真菌的Simpson指数、shannon指数、ACE指数、Chao1指数之间具有很好的相关性,并且与无机碳含量呈正相关关系,与土壤水分含量、全氮含量、铵态氮含量、硝态氮含量、土壤p H值、可溶性总有机碳含量及土壤有机碳呈负相关关系。变形菌门是土壤细菌相对丰度最高的菌群,与土壤p H值极显着负相关,芽单胞菌门与土壤环境中微生物碳、氮含量呈正相关。土壤真菌中子囊菌门相对丰度最高,担子菌门与土壤有机碳含量呈正相关关系。分析显示:碳氮元素化学计量比、是否种植作物是影响土壤中土壤细菌、真菌门水平上的菌群结构差异的主要因素。综上所述:长期秸秆还田配合施肥处理对麦豆轮作下土壤碳氮含量与农田肥力提升有明显的促进作用。0.8TF+TS组合处理全氮、微生物氮、溶解性碳含量最高,虽然产量比TF+TS组合处理减产了0.55%,化肥施用量却减少了20%,是一种节本增效的秸秆还田模式。本研究发现土壤细菌群落结构季节性变化影响不大,真菌受温度影响较大,该变化是由土壤p H值、碳氮各组分之间的比值以及地上作物长势等诸多因素相互影响造成的。秸秆还田和施肥对长期麦豆轮作种植模式下土壤碳氮含量和土壤细菌、真菌群落多样性及在门水平上相对丰度的季节动态变化及两者之间的响应关系是本研究的创新点。
张青伟[8]（2020）在《外源碳酸钙对喀斯特区不同氮磷比石灰土有机碳矿化的影响》文中研究表明为了掌握喀斯特区土壤有机碳转化规律以及有机碳和无机碳之间的关系,提升对喀斯特生态系统碳循环的微生物学机制的认识。本研究以贵州省普定县喀斯特区典型石灰土为供试土壤,设3个氮磷比（N/P为28、10和5）,以不添加13C-CaCO3处理（NP1、NP2和NP3）为对照,另外设置3个添加13C-CaCO3处理（NP1C、NP2C和NP3C）,共6个处理。在室内模拟培养条件下培养100天,利用13C同位素示踪技术、氯仿熏蒸法以及Miseq高通量测序方法研究了外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土有机碳矿化的影响及其微生物机制。得到以下主要结论:（1）添加13C-CaCO3培养100天后,CO2产生速率表现为1～10天迅速下降、10～15天缓慢下降和15～100天缓慢下降阶段。100天培养结束时各处理有机碳的累积矿化量和累积矿化率以处理NP3C较好;添加13C-CaCO3的处理（NP1C、NP2C和NP3C）的激发效应依次为8.84%、16.20%和25.48%,在1～5天内抑制了土壤有机碳的矿化,表现为负激发效应,5～100天表现为正激发。添加13C-CaCO3的处理（NP1C、NP2C和NP3C）土壤“表观累积矿化量”中依次有15.14%、19.67%和28.62%的碳来源于13C-CaCO3。碳酸钙的添加能改变土壤有机碳的矿化,氮磷比较高的石灰土积累有机碳的能力强。（2）添加13C-CaCO3之后,不同处理的土壤微生物生物量碳表现为NP1C>NP2C>NP3C,与NP1C处理的MBC含量（第5天）相比,NP2C和NP3C处理分别降低了24%（p>0.05）和35%（p>0.05）,13C-CaCO3加剧了不同氮磷比石灰土有机碳的矿化,降低了土壤微生物生物量碳含量,氮磷比高的石灰土有机碳较为稳定。（3）添加13C-CaCO3降低了土壤细菌、真菌种类的多样性。聚类分析和属水平上的双聚类热图表明添加13C-CaCO3后NP3C处理对土壤细菌、真菌群落结构有显着影响,细菌的主要优势门类是Actinobacteria（放线菌门）,真菌的主要优势门类为Ascomycota（子囊菌门）。环境因子聚类分析表明氮磷比对细菌、真菌群落有显着影响,Actinobacteria（酸杆菌门）与氮磷比呈极显着负相关,B asidiomycota（担子菌门）与SMBC呈极显着正相关,Ascomycota（子囊菌门）与氮磷比呈显着正相关。综上所述,添加13C-CaCO3会抑制土壤有机碳矿化,氮磷比较高的石灰土较为稳定。添加13C-CaCO3后NP3C处理对土壤微生物群落结构有显着影响,土壤真菌受氮磷比的影响较大,真菌对碳循环起重要的调节作用。
李桂静[9]（2020）在《不同程度石漠化岩溶系统碳迁移机制研究》文中研究表明伴随着全球变暖和极端气候的频繁发生,碳循环引发了日益增多的关注。岩石圈作为地球最大的碳库,是全球碳循环的重要组成部分。岩溶作用通过驱动碳元素在不同界面之间的迁移转化,形成一种特殊碳迁移过程,这已成为目前研究的热点问题。但近年来针对岩溶区碳元素在大气-植被-土壤-岩石-水界面的研究多集中于部分界面碳的迁移过程,且岩溶区生境异质性强,导致对不同程度石漠化碳迁移过程相关研究的缺失。由于岩溶作用对外界环境响应敏感,岩溶区碳元素在不同界面间的迁移规律较为复杂。基于此,本研究于2018年在对云南建水县岩溶区野外实地调查的基础上,以基岩裸露度、植被类型、植被盖度、土层厚度和岩土接触面积5个指标模拟了5种不同程度石漠化（非石漠化、潜在石漠化、轻度石漠化、中度石漠化和重度石漠化）岩溶系统,采用人工降雨方式开展岩溶区碳元素在土-气、土-岩和土-水界面的迁移规律及影响因素的研究,并在此基础上初步确定了不同程度石漠化岩溶系统碳汇特征。本研究可阐释岩溶区不同程度石漠化碳元素在不同界面碳通量的差异及影响机制,有助于更加精确的计算岩溶碳汇量,旨在为后续碳水循环耦合模型的建立提供参数信息和基础数据。主要研究结果和结论如下:（1）不同程度石漠化土壤理化性质存在明显差异。随石漠化程度增加,土壤p H值增加,土壤有机碳和全氮含量降低,土壤碳氮比值增加。土壤p H偏碱会对土壤CO2浓度和岩溶系统碳的运移方向及产生重要影响。土壤碳氮比过高会限制土壤有机质的分解。不同程度石漠化土壤机械组成主要以粉粒为主（66.68%～77.35%）,其次是粘粒（19.15%～27.04%）,砂粒所占比例（1.91%～14.17%）最小。土壤粘粒含量和土壤孔隙度均随石漠化程度的增加而降低,这在一定程度上导致了土下岩溶作用随石漠化程度的增加而减弱。（2）通过土-气界面碳迁移特征研究发现,降雨显着激发了土气界面的碳迁移。与降雨前相比,非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化土气界面CO2释放速率分别增加了1.04～3.31倍,1.57～3.63倍,1.23～3.34倍,1.17～3.47倍和1.26～3.77倍。较大降雨量引发更长时间的土气界面CO2释放速率响应周期。土气界面CO2释放速率与降雨量呈正相关。石漠化程度的增加限制了土气界面的碳迁移。土气界面CO2释放速率及碳累积释放量随石漠化程度的增加而降低。模拟降雨期间,非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化土气界面碳累积释放量分别是150.80g,128.88 g,118.61g,107.48g,93.38g。暴雨（90mm）显着增加了土气界面的碳排放,不同程度石漠化土气界面碳排放量占碳累积排放量的比例为13.54%～14.19%。不同程度石漠化土气界面CO2释放速率与表层5cm处土壤温度、土壤湿度之间均呈指数函数相关。非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化Q10值分别是2.529,2.088,1.994,1.557,1.435,说明土气界面CO2释放速率对土壤温度的敏感性随石漠化程度的增加而下降。（3）岩溶系统中土壤CO2浓度与降雨量呈正相关,与石漠化程度呈负相关。非石漠化土壤CO2浓度垂向变化特征为单向梯度,而潜在、轻度、中度和重度石漠化为双向梯度。不同程度石漠化土气界面碳迁移都强烈依赖于0-15cm处土壤CO2浓度,表明土壤向大气排放的CO2是土壤中CO2的产生及其向地表运移的结果。石漠化程度和降雨量的交互作用对土壤CO2最大释放速率和不同深度土壤CO2浓度有极显着影响（P<0.01）,对土壤CO2平均浓度有显着影响（P<0.05）。（4）采用碳酸盐岩溶蚀速率分析不同程度石漠化土-岩界面的碳迁移特征,发现随着石漠化程度的增加,土岩界面的碳迁移速率减少。其中,非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化溶蚀速率分别是2.116 mg·cm-2·a-1,1.704 mg·cm-2·a-1,1.379 mg·cm-2·a-1,0.995 mg·cm-2·a-1,0.811 mg·cm-2·a-1,非石漠化标准试片平均溶蚀速率分别是潜在、轻度、中度和重度石漠化的1.24倍,1.53倍,2.13倍,2.61倍。非石漠化、潜在、轻度和中度石漠化试片溶蚀速率随土层深度的增加而增加,而重度石漠化试片溶蚀速率随土层深度的增加呈现先降低后增加的变化趋势,即土下5cm<地表<土下15cm<土下30cm,这是由于相对地下5cm,重度石漠化地表的溶蚀试片受降雨直接撞击、冲刷以及岩石物理风化的作用均比较强,导致地表岩溶作用相对较强。研究结果表明土壤温度和土壤湿度是影响土岩界面碳迁移的重要因素。此外,研究结果显示土气界面CO2释放速率、土壤CO2浓度与试片溶蚀速率之间均呈极显着线性正相关关系（P<0.01）,这表明土气界面的CO2排放与土壤中的CO2浓度,均受到岩溶作用的直接影响。（5）利用岩溶系统下渗水DIC通量分析岩溶系统土-水界面的碳迁移特征发现,不同程度石漠化程度岩溶系统下渗水DIC主要是HCO3-。不同程度石漠化下渗水DIC平均含量表现为潜在（132.50 mg/L）>轻度（125.25 mg/L）>中度（113.33 mg/L）>重度（112.44 mg/L）>非石漠化（76.70 mg/L）,这是由于非石漠化土水界面碳迁移受降雨稀释、水-气作用的影响,潜在、轻度、中度和重度石漠化土水界面碳迁移受到降雨稀释以及水-岩-气作用的共同影响。不同程度石漠化下渗水DIC通量表现为潜在（2720.77 mg）>中度（2522.15 mg）>重度（2503.75mg）>轻度（2459.67 mg）>非石漠化（1420.63mg）,研究结果表明产流量是控制下渗水DIC通量的决定性因素。模拟降雨期间,非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化土水界面累积碳排放量分别为2.38g,4.56g,4.13g,4.23g和4.20g。降雨量对下渗水DIC含量的影响主要表现为稀释效应,石漠化程度、降雨量及二者交互作用均对下渗水DIC含量及DIC通量有极显着的影响（P<0.01）。综上所述,岩溶系统不同界面间的碳迁移过程非常复杂。岩溶系统随着石漠化程度的增加,其土壤和植被的有机碳储量下降明显,但岩溶系统的碳排放量也是减小的。不同程度石漠化的岩溶系统碳排放主要集中于土气界面,非石漠化、潜在、轻度、中度和重度石漠化岩溶系统土气界面排放碳量是岩溶系统土水界面排放碳的63.36倍,28.26倍,28.72倍,25.41倍和22.23倍。研究进一步发现,由碳酸盐形成的碳储量在中度以上岩溶系统总碳储量中的比重高达90%,其中,重度石漠化岩溶系统总的碳储量是非石漠化的5.56倍,但重度石漠化岩溶系统的有机碳储量和植被碳储量只有非石漠化的0.21和0.61倍。稳定同位素δ13C分析结果表明,岩溶系统的排放碳主要来自土壤,其中土气界面排放碳中,来自土壤的比例是来自碳酸盐岩比例的9.82～14.32倍,岩溶系统土水界面排放碳中,来自土壤的比例是来自碳酸盐岩比例的1.11～1.86倍,研究结果为定量分析岩溶系统碳汇功能提供了重要依据。
戴允泽[10]（2020）在《亚热带不同林龄常绿阔叶林土壤碳稳定机制及其对氮沉降的响应》文中提出全球变暖和CO2浓度升高引起的全球及区域性气候变化对陆地生态系统提出了严峻的挑战。陆地土壤是地球表面最大的碳库,土壤碳库在全球碳循环与碳平衡中具十分重要作用,土壤碳库的微小变化都可能导致大气CO2浓度巨大波动。已有不同研究往往忽视了氮沉降下,林龄带来的土壤理化及养分及其立地差异对土壤碳库对氮富集响应的影响。不同林龄植被土壤固碳对氮沉降的响应仍不清晰。本研究探讨了常绿阔叶林土壤有机碳稳定性在不同林龄间变化和其对氮沉降的响应,进一步细化了解氮沉降带来的影响。主要研究结论如下:1、随林龄增加,土壤容重、砂粒、粉粒含量、含水率表现为显着增加,p H显着降低（P<0.05）,而土壤养分（NH4+-N、NO3--N、TP）表现为“凹”型分布。N处理导致土壤酸化。土壤中有效氮主要是NO3--N。N处理使中龄林和成熟林NH4+-N升高,而老龄林降低;N+P处理不同林龄NH4+-N均降低。养分添加中龄林NO3--N显着提高（P<0.05）。N处理中龄林TP提高,而成熟林和老龄林TP降低;而N+P处理不同林分TP增加,其中老龄林差异显着（P<0.05）。2、土壤有机碳（SOC）受林龄影响显着变化（P<0.05）,其含量在35.64～58.12 g·kg-1之间,随林龄升高,呈“凹”型分布,中龄林显着高于成熟林和老龄林（P<0.05）;土壤碳密度表现为老龄林(2.74 kg·m-2)高于成熟林(1.61 kg·m-2)和中龄林(2.42 kg·m-2)。N处理增加了不同林龄SOC,增幅为10.30%–40.69%,均未达显着水平（P>0.05）;N+P处理仅老龄林SOC有所提高。土壤碳氮比（C/N）随林龄升高显着下降,而N和N+P处理中龄林土壤C/N降低,成熟林和老龄林土壤C/N增加。3、不同林龄林分DOC含量随林龄升高呈“凸”型分布,在170.15～333.22 mg·kg-1。不同处理,成熟林和老龄林DOC含量均显着高于中龄林（P<0.05）。DON含量随林龄升高而显着升高（P<0.05）。N处理增加不同林龄DOC和DON,老龄林达显着水平（P<0.05）。DOC/SOC在成熟林（0.97%）和老龄林（0.73%）显着高于中龄林（0.31%）。N和N+P处理增加中龄林和成熟林DOC/SOC,对老龄林无显着影响。土壤MBC、MBN随林龄升高而显着升高（P<0.05）,N处理增加不同林龄林分MBC,而降低MBN。4、不同林分易氧化碳（ROC）在6.12～7.22 g·kg-1之间,随林龄升高呈“凹”型分布。ROC/SOC随林龄升高表现为成熟林（17.49%）>老龄林（14.86%）>中龄林（12.62%）,表明林龄改变土壤碳活性,成熟林土壤碳组分稳定性较低。高活ROC随林龄增加显着增加,老龄林显着高于其它两林分（P<0.05）;中活ROC在中龄林最高,其次为老龄林;低活ROC随林龄升高下降。N处理中龄林和老龄林高活ROC增加,而成熟林降低。5、土壤有机碳主要分布在重组组分中。随林龄升高,不同林分轻组含量、轻组重组含量比和轻组碳氮含量呈“凸”型分布。N处理增加不同林分轻组含量和轻组碳氮含量,在老龄林达显着水平（P<0.05）;降低不同林分重组含量,而轻组重组含量比增加,其中老龄林达显着水平（P<0.05）。N和N+P处理增加了不同林分轻组比重,其中老龄林达显着水平（P<0.05）。N和N+P处理下,不同林分轻组C/N均表现为降低,不同处理及不同林分间无显着差异。N处理中龄林和成熟林重组C/N降低,而老龄林升高。6、土壤以大团聚体为主,在78～84%之间,随林龄升高而增加;成熟林和老龄林微团聚体显着低于中龄林（P<0.05）。平均重量直径（MWD）和平均几何直径（MGD）随林龄升高而升高（P<0.05）。CK林分,大团聚体和微团聚体碳含量随林龄升高呈“凹”型分布。N处理有助于中龄林土壤有机碳的物理保护,而整体上降低成熟林和老龄林土壤碳的稳定性。不同林分大团聚体和微团聚体C/N随林龄升高而降低,而粉粘粒C/N表现为升高,随林龄增加,土壤大团聚体对有机质的物理保护和抑制分解的能力增强。氮沉降增加成熟林和老龄林团聚体有机质的分解程度,而低C/N新鲜有机质在中龄林团聚体中富集。7、随着林龄的增加,土壤δ13C增加。N处理增加中龄林和成熟林土壤δ13C丰度,降低老龄林土壤δ13C丰度。土壤δ15N丰度在不同林分布规律与δ13C相反,随林龄升高显着降低。N和N+P处理增加了中龄林和老龄林δ15N丰度,降低成熟林δ15N丰度。不同林龄土壤δ13C丰度均表现为全土>大团聚体>微团聚体;大团聚体和粉粘粒δ13C丰度均表现为成熟林最高,老龄林最低;微团聚体表现为成熟林最高,中龄林最低。N和N+P处理增加老龄林和成熟林大团聚体δ13C丰度,中龄林则降低;成熟林微团聚体δ13C丰度增加,中龄林和老龄林粉粘粒δ13C丰度降低。N处理增加不同林龄微团聚体和中龄林大团聚体δ15N丰度,成熟林和老龄林降低。8、不同林分土壤细菌丰度表现为46 a>200 a>78 a,但不同林龄细菌α多样性总体呈上升趋势。N处理后,46 a林分土壤细菌丰度降低,78 a林分增加,200 a林分变化不明显;细菌多样性和优势菌门均增加,且随林龄增加而增幅减小。N处理不同林龄土壤真菌丰富度无明显差异,与细菌相比,真菌更具生态位优势,真菌/细菌在不同林龄分布存在差异,成熟林高于其他林分,与老龄林差异较小。不同林分中,木质素分解基因丰度最高,其次为半纤维素和淀粉。碳分解基因丰度与SOC在不同林龄林分中分布一致,表现为中龄林>老龄林>成熟林,其中成熟林显着小于中龄林和老龄林（P<0.05）;中龄林和成熟林固碳基因丰度显着高于老龄林（P<0.05）,成熟林最高;不同林龄碳分解基因丰度与细菌丰度变化一致。N处理老龄林土壤微生物群落较稳定,其碳分解基因丰度显着降低（P<0.05）。整合分析表明,不同林龄序列亚热带常绿阔叶林中,长期N沉降可能诱导其活性碳组分增加,而降低土壤碳稳定性;土壤养分特征主导不同林龄间SOC分布,而土壤理化特性影响SOC对环境变化的响应。基于不同林分土壤团聚体及碳循环基因变化,未来不同林分碳稳定性变化可能存在差异。
二、Changes or soil microbial biomass carbon and orgamc carbon with sea level elevation increasing in soils of mountainous areas, Southwest China（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、Changes or soil microbial biomass carbon and orgamc carbon with sea level elevation increasing in soils of mountainous areas, Southwest China（论文提纲范文）
（1）模拟氮输入对黄河三角洲盐沼湿地碳循环关键过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 盐沼湿地生态系统碳循环关键过程 |
| 1.2.2 盐沼湿地生态系统碳循环关键过程研究方法 |
| 1.2.3 外源氮输入对盐沼湿地植被生长和净生态系统CO_2交换的影响 |
| 1.2.4 外源氮输入对盐沼湿地光合碳分配的影响 |
| 1.2.5 外源氮输入对盐沼湿地土壤有机碳流失的影响 |
| 1.2.6 研究设想 |
| 1.3 研究内容 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候特征 |
| 2.1.3 水文特征 |
| 2.1.4 土壤特征 |
| 2.1.5 植被特征 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 技术路线 |
| 2.2.2 野外原位氮输入控制试验 |
| 2.2.3 ~(13)C同位素脉冲标记试验 |
| 2.2.4 氮输入水平和淹水频率耦合试验 |
| 第3章 模拟氮输入对盐沼湿地净生态系统CO_2交换的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 植被生长对模拟氮输入的响应 |
| 3.2.2 土壤性质对模拟氮输入的响应 |
| 3.2.3 净生态系统CO_2交换对模拟氮输入的响应 |
| 3.2.4 植被特征和土壤性质与净生态系统CO_2交换的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 模拟氮输入对植被生长的影响 |
| 3.3.2 植被生长对净生态系统CO_2交换的影响 |
| 3.3.3 环境因子对净生态系统CO_2交换的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 模拟氮输入对盐沼湿地碳分配的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 植被光合碳分配的动态变化及对氮输入的响应 |
| 4.2.2 植被生物量及生物量碳、氮分配对氮输入的响应 |
| 4.2.3 植被生物量及其分配与土壤理化性质的关系 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 模拟氮输入对植被光合碳输入和分配过程的影响 |
| 4.3.2 模拟氮输入对植被生物量分配的影响 |
| 4.3.3 植被生物量及其分配与土壤理化性质的关系 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 模拟氮输入对盐沼湿地土壤CO_2和CH_4排放的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤CO_2和CH_4排放对氮输入的响应 |
| 5.2.2 土壤CO_2和CH_4排放与土壤温度、水盐的关系 |
| 5.2.3 土壤CO_2和CH_4排放与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.4 土壤CO_2和CH_4排放与植被特征的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 土壤温度和水盐对土壤CO_2和CH_4排放的影响 |
| 5.3.2 土壤理化性质对土壤CO_2和CH_4排放的影响 |
| 5.3.3 植被特征对土壤CO_2和CH_4排放的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 模拟氮输入和淹水频率对盐沼湿地土壤有机碳流失的影响.. |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 土壤CO_2和CH_4对氮输入和淹水频率的响应 |
| 6.2.2 土壤DOC流失对氮输入和淹水频率的响应 |
| 6.2.3 土壤CO_2和CH_4排放速率与土壤水盐的关系 |
| 6.2.4 土壤有机碳垂直流失量与DOC流失量的关系 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 氮输入和淹水频率对土壤CO_2和CH_4排放的影响 |
| 6.3.2 氮输入和淹水频率对土壤DOC流失的影响 |
| 6.3.3 淹水频率对土壤SOC分解与DOC流失间关系的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 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 |
（2）红原高寒沙化草地土壤特征及其与地形因子的关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 高寒草地退化沙化特征研究进展 |
| 1.2.2 地形因子对草地退化的影响 |
| 1.3 拟解决的关键科学问题、研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然环境 |
| 2.2 研究样地的选择 |
| 3 高寒草地沙化过程中土壤结构与肥力特征 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 试验设计 |
| 3.1.2 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 干旱草地和湿地方向沙化土壤结构 |
| 3.2.2 干旱草地和湿地方向沙化土壤肥力 |
| 3.2.3 土壤结构与土壤肥力的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 高寒沙化草地土壤生态化学计量特征 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 试验设计 |
| 4.1.2 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同程度沙化草地土壤基本物理性质 |
| 4.2.2 不同程度沙化草地土壤碳氮磷含量 |
| 4.2.3 不同程度沙化草地土壤碳氮磷的生态化学计量比 |
| 4.2.4 不同程度沙化草地土壤物理化学性质的相关性 |
| 4.2.5 不同程度沙化草地土壤团聚体有机碳储量分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 高寒草地沙化过程中土壤碳、氮、磷的分布特征 |
| 4.3.2 高寒沙化草地土壤生态化学计量比 |
| 4.3.3 高寒沙化草地土壤理化性质的相关性研究 |
| 4.3.4 土壤团聚体中有机碳的分布和储量对高寒草地沙化的响应 |
| 4.4 小结 |
| 5 地形因子对高寒沙化草地土壤结构和养分的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 试验设计 |
| 5.1.2 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 坡度对高寒沙化草地土壤特征的影响 |
| 5.2.2 坡向对高寒沙化草地土壤特征的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 地形因子对高寒沙化草地土壤结构的影响 |
| 5.3.2 地形因子对高寒沙化草地土壤养分和生态化学计量特征的影响 |
| 5.4 小结 |
| 6 地形因子对高寒沙化草地土壤细菌群落的影响 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 样地设置及样品 |
| 6.1.2 16S rRNA高通量测序 |
| 6.1.3 数据统计与分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 坡度对高寒沙化草地土壤细菌群落的影响 |
| 6.2.2 坡向和坡位对高寒沙化草地土壤细菌群落的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 缩略词 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）宁南山区典型植物根系分泌物组成及其对土壤碳库的贡献（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 黄土高原植被恢复过程中土壤有机碳的变化 |
| 1.2.1 不同植被类型及恢复方式土壤有机碳含量的差异 |
| 1.2.2 不同恢复年限0~20cm土壤有机碳含量的差异 |
| 1.3 土壤碳库及土壤有机碳的组成 |
| 1.3.1 土壤有机碳库的分类或分组 |
| 1.3.2 几种重要的有机碳库 |
| 1.4 土壤有机碳的来源及形成机理 |
| 1.4.1 土壤有机碳来源 |
| 1.4.2 土壤有机碳形成机理 |
| 1.4.3 影响土壤有机碳形成和分布的因素 |
| 1.5 植物对土壤有机碳的影响 |
| 1.5.1 植物枯落物 |
| 1.5.2 植物细根 |
| 1.5.3 植物根系分泌物 |
| 1.6 根系分泌物 |
| 1.6.1 根系分泌物的组成及作用 |
| 1.6.2 影响植物根系分泌物的因素 |
| 1.7 研究植物对土壤碳循环影响的方法——同位素示踪法 |
| 1.7.1 同位素示踪法简介 |
| 1.7.2 同位素示踪法在土壤碳循环中的应用 |
| 1.8 研究内容 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验设计及样品采集 |
| 2.1.1 土培试验设计 |
| 2.1.2 根箱试验设计 |
| 2.1.3 ~(13)C脉冲标记试验方法 |
| 2.1.4 样品采集及预处理 |
| 2.2 测定指标及方法 |
| 2.3 数据处理与统计分析 |
| 2.4 技术路线 |
| 第三章 宁南山区典型植物根系分泌物种类及含量 |
| 3.1 长芒草根系分泌物主要组成特征 |
| 3.2 大针茅根系分泌物主要组成特征 |
| 3.3 两种植物根系分泌物比较 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 宁南山区典型植物培养过程中土壤有机碳组分变化 |
| 4.1 土壤有机碳含量的变化 |
| 4.2 .土壤溶解性有机碳含量的变化 |
| 4.3 土壤微生物生物量碳的变化 |
| 4.4 土壤腐殖质碳的变化 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 宁南山区典型植物培养过程中土壤~(13)C变化特征 |
| 5.1 土壤有机碳δ~(13)C的变化特征 |
| 5.2 土壤溶解性有机碳δ~(13)C的变化特征 |
| 5.3 土壤微生物生物量碳δ~(13)C的变化特征 |
| 5.4 土壤腐殖质碳δ~(13)C变化特征 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 研究结论及展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）淹水梯度对黄河三角洲芦苇湿地生态系统碳交换的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 滨海湿地生态系统碳交换过程 |
| 1.2.2 淹水深度对湿地植物功能性状和生物量的影响 |
| 1.2.3 淹水深度对湿地生态系统CO_2交换的影响 |
| 1.2.4 淹水深度对湿地生态系统CH_4交换的影响 |
| 1.2.5 淹水深度对湿地土壤碳组分的影响 |
| 1.3 研究设想 |
| 1.4 研究内容 |
| 第2章 研究区概况与研究方案 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候条件 |
| 2.1.3 水文条件 |
| 2.1.4 土壤-植被特征 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 研究方案 |
| 2.3.1 淹水深度野外控制试验平台 |
| 2.3.2 植物功能性状和生物量的测定 |
| 2.3.3 土壤CH_4和CO_2通量的测定 |
| 2.3.4 生态系统 CO_2交换和生态系统 CH_4通量的测定 |
| 2.3.5 土壤碳组分的测定 |
| 2.4 数据统计与分析 |
| 第3章 淹水深度对黄河三角洲芦苇湿地植物功能性状和生物量的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 淹水深度对物种丰富度的影响 |
| 3.2.2 淹水深度对植物功能性状的影响 |
| 3.2.3 淹水深度对生物量及其分配的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 淹水深度对物种丰富度的影响 |
| 3.3.2 淹水深度对植物功能性状的影响 |
| 3.3.3 淹水深度对生物量及其分配的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 淹水深度对黄河三角洲芦苇湿地生态系统CO_2交换的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 淹水深度对非生物因子的影响 |
| 4.2.2 淹水深度对生态系统CO_2交换的影响 |
| 4.2.3 不同淹水深度条件下环境因子对生态系统CO_2交换的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 淹水深度对非生物因子的影响 |
| 4.3.2 淹水深度对生态系统呼吸和净生态系统CO_2交换的影响 |
| 4.3.3 淹水深度对土壤CO_2通量的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 淹水深度对黄河三角洲芦苇湿地生态系统CH_4交换的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 淹水深度对生态系统CH_4通量的影响 |
| 5.2.2 不同淹水深度条件下环境因子对生态系统CH_4通量的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 淹水深度对土壤CH_4通量的影响 |
| 5.3.2 淹水深度对生态系统CH_4通量的影响 |
| 5.3.3 淹水深度对全球增温潜势的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 淹水深度对黄河三角洲芦苇湿地土壤碳组分的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果 |
| 6.2.1 淹水深度对土壤碳组分的影响 |
| 6.2.2 不同淹水深度条件下生物因子对土壤碳组分的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 淹水深度对土壤碳组分的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参与课题 |
（5）盐碱土区农田土壤团聚体有机碳组分变化特征与影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 选题意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 土壤有机碳研究进展 |
| 1.3.2 土壤团聚体研究进展 |
| 1.3.3 土壤团聚体有机碳研究进展 |
| 1.3.4 土壤酶对土壤团聚体及有机碳的影响 |
| 1.3.5 秸秆还田对土壤团聚体及有机碳的影响 |
| 1.3.6 小结 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候条件 |
| 2.3 水文与地貌 |
| 2.4 土壤与植被 |
| 2.5 玉米种植情况 |
| 2.6 土地盐碱化情况 |
| 第3章 材料与方法 |
| 3.1 样品采集 |
| 3.1.1 采样点位选取 |
| 3.1.2 土壤样品采集 |
| 3.1.3 玉米秸秆采集 |
| 3.2 土壤团聚体分离 |
| 3.3 土壤有机碳组分测定 |
| 3.3.1 土壤总有机碳 |
| 3.3.2 土壤易氧化有机碳 |
| 3.3.3 土壤可溶性有机碳 |
| 3.3.4 土壤微生物量碳 |
| 3.3.5 土壤可矿化碳 |
| 3.4 土壤理化性质测定 |
| 3.4.1 土壤含水率和容重 |
| 3.4.2 土壤孔隙度 |
| 3.4.3 土壤机械组成 |
| 3.4.4 土壤田间持水量 |
| 3.4.5 平均重量直径 |
| 3.4.6 土壤pH |
| 3.4.7 土壤电导率 |
| 3.4.8 土壤阳离子交换量 |
| 3.4.9 土壤交换性钠 |
| 3.4.10 土壤碱化度 |
| 3.5 土壤酶活性测试方法 |
| 3.5.1 土壤淀粉酶 |
| 3.5.2 土壤蔗糖酶 |
| 3.5.3 土壤β-葡糖苷酶 |
| 3.5.4 土壤过氧化氢酶 |
| 3.5.5 乙酰氨基葡糖苷酶 |
| 3.5.6 土壤脲酶 |
| 3.6 秸秆添加实验设计 |
| 3.7 数据处理 |
| 第4章 土壤团聚体有机碳组分变化特征 |
| 4.1 土壤团聚体有机碳组分变化特征 |
| 4.1.1 总有机碳 |
| 4.1.2 易氧化有机碳 |
| 4.1.3 可溶性有机碳 |
| 4.1.4 微生物量碳 |
| 4.1.5 可矿化碳 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 团聚体总有机碳 |
| 4.2.2 团聚体活性有机碳 |
| 4.2.3 团聚体有机碳组分 |
| 4.3 本章小结 |
| 第5章 土壤理化性质对团聚体有机碳组分的影响 |
| 5.1 土壤物理性质 |
| 5.1.1 土壤质地 |
| 5.1.2 土壤团聚体及其稳定性 |
| 5.1.3 土壤含水率 |
| 5.1.4 土壤容重 |
| 5.1.5 土壤孔隙度 |
| 5.2 土壤化学性质 |
| 5.2.1 土壤pH值 |
| 5.2.2 土壤电导率 |
| 5.2.3 土壤阳离子交换量 |
| 5.2.4 土壤碱化度 |
| 5.3 土壤理化性质对团聚体有机碳组分的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 土壤团聚体动态变化 |
| 5.4.2 土壤物理性质动态变化 |
| 5.4.3 土壤化学性质动态变化 |
| 5.4.4 土壤性质对团聚体有机碳碳组分的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 土壤酶活性对团聚体有机碳组分的影响 |
| 6.1 土壤团聚体及有机碳分布情况 |
| 6.1.1 土壤团聚体分布 |
| 6.1.2 土壤团聚体有机碳组分分布 |
| 6.2 土壤酶活性 |
| 6.2.1 过氧化氢酶 |
| 6.2.2 β-葡糖苷酶 |
| 6.2.3 蔗糖酶 |
| 6.2.4 淀粉酶 |
| 6.2.5 乙酰氨基葡糖苷酶 |
| 6.2.6 脲酶 |
| 6.3 土壤酶对团聚体有机碳组分的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 土壤酶分布特征 |
| 6.4.2 土壤酶对团聚体有机碳组分的影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 秸秆添加对团聚体有机碳组分的影响 |
| 7.1 土壤团聚体有机碳组分变化特征 |
| 7.1.1 总有机碳 |
| 7.1.2 易氧化有机碳 |
| 7.1.3 可溶性有机碳 |
| 7.1.4 微生物量碳 |
| 7.2 土壤团聚体有机碳矿化 |
| 7.2.1 有机碳矿化动态 |
| 7.2.2 有机碳累积矿化量 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 秸秆添加对团聚体总有机碳的影响 |
| 7.3.2 秸秆添加对团聚体活性有机碳影响 |
| 7.3.3 秸秆添加对团聚体有机碳矿化的影响 |
| 7.3.4 秸秆添加对团聚体固碳的影响 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 8.3 特色与创新 |
| 参考文献 |
| 作者简介及科研成果 |
| 致谢 |
（6）我国典型农田土壤酶和有机碳分解对升温的响应及机理探究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 选题意义 |
| 1.3 土壤酶对升温响应的研究进展 |
| 1.3.1 升温对土壤酶活性的影响 |
| 1.3.2 升温对土壤酶动力学的影响 |
| 1.3.3 升温对土壤酶热力学的影响 |
| 1.4 土壤有机碳分解对升温响应的研究进展 |
| 1.4.1 土壤微生物群落组成的影响 |
| 1.4.2 有机碳数量和质量的影响 |
| 1.4.3 有机碳组分的影响 |
| 1.4.4 土壤水分的影响 |
| 1.5 研究目的和内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 研究区域和研究方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 供试土样 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 不同气候带土壤酶活性特征对升温的响应 |
| 2.3.2 不同气候带有机碳分解对升温的响应 |
| 2.3.3 外源添加物对土壤酶和有机碳分解温度敏感性的影响 |
| 2.4 数据处理和统计 |
| 第三章 升温对土壤酶活性的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 数据计算 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 温度对土壤酶活性的影响 |
| 3.3.2 温度对土壤酶的温度敏感性的影响 |
| 3.3.3 温度对土壤酶生态计量学的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 升温对土壤酶动力学特征的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.2.3 土壤酶动参数计算 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 升温对土壤酶动力学参数的影响 |
| 4.3.2 升温对土壤酶动力学参数温度敏感性的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 升温对土壤酶热力学参数的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 试验方法 |
| 5.2.3 土壤酶热力学参数计算 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同温度下土壤碳、氮、磷循环相关酶的反应速率常数 |
| 5.3.2 不同气候带土壤碳、氮、磷循环相关酶的活化能 |
| 5.3.3 活化能和土壤酶动力学参数的关系 |
| 5.3.4 不同气候带土壤酶ΔH~*、ΔS~*和ΔG~* |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 升温对土壤有机碳分解的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试土壤 |
| 6.2.2 试验方法 |
| 6.2.3 土壤有机碳分解参数计算公式 |
| 6.2.4 二库模型 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 升温对不同气候带土壤有机碳分解(原土)的影响 |
| 6.3.2 鲜土和风干再润湿处理对土壤有机碳分解的影响 |
| 6.3.3 升温对不同气候带土壤各碳库有机碳分解的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 升温对土壤有机碳化学结构特征的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 供试土壤 |
| 7.2.2 试验方法 |
| 7.2.3 固体~(13)C-核磁共振测定方法 |
| 7.2.4 固体~(13)C-核磁共振波谱图不同功能区划分 |
| 7.2.5 固体~(13)C-核磁共振结果分析方法 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 温度对土壤有机碳化学结构的影响 |
| 7.3.2 土壤有机碳分解与其化学结构的关系 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 升温对土壤微生物群落结构的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 供试土壤 |
| 8.2.2 试验方法 |
| 8.2.3 土壤微生物群落测定方法 |
| 8.3 结果与分析 |
| 8.3.1 不同温度下土壤细菌的分布特征 |
| 8.3.2 温度对不同气候带土壤中细菌相对丰度和多样性的影响 |
| 8.3.3 温度对土壤细菌群落结构的影响 |
| 8.3.4 理化性质和气候因子对细菌群落结构的影响 |
| 8.3.5 土壤细菌群落组成与土壤有机碳化学结构的关系 |
| 8.3.6 细菌群落组成和有机碳化学结构对土壤有机碳分解的影响分析 |
| 8.4 讨论 |
| 8.5 小结 |
| 第九章 添加葡萄糖对土壤酶和二氧化碳释放速率温度敏感性的影响 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 材料与方法 |
| 9.2.1 供试土壤 |
| 9.2.2 试验方法 |
| 9.2.3 土壤酶动力学和碳分解参数计算公式 |
| 9.3 结果与分析 |
| 9.3.1 葡萄糖的添加对土壤酶和微生物生物量碳的影响 |
| 9.3.2 葡萄糖的添加对二氧化碳释放速率的影响 |
| 9.3.3 葡萄糖的添加对土壤酶和二氧化碳释放速率温度敏感性的影响 |
| 9.4 讨论 |
| 9.5 小结 |
| 第十章 主要结论和展望 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 主要创新点 |
| 10.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤碳氮及微生物群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 麦豆轮作种植模式下的秸秆还田和施肥研究 |
| 1.3.2 土壤氮组分含量及影响因素研究 |
| 1.3.3 土壤碳组分含量及影响因素研究 |
| 1.3.4 土壤微生物群落多样性及影响因素研究 |
| 1.3.5 土壤微生物群落多样性与碳氮组分的相互影响关系 |
| 1.3.6 本研究的主要科学问题和研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 秸秆还田和施肥对土壤氮组分的影响 |
| 1.4.2 秸秆还田和施肥对土壤碳组分的影响 |
| 1.4.3 秸秆还田和施肥对土壤pH值、水分及作物产量的影响 |
| 1.4.4 秸秆还田和施肥对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.4.5 土壤碳氮形态及变化对土壤微生物多样性的影响 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究方法及试验设计 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.4 测试方法 |
| 2.4.1 土壤全氮的测定 |
| 2.4.2 土壤硝态氮、铵态氮的测定 |
| 2.4.3 土壤有机碳、溶解性总碳、溶解性有机碳、无机碳的测定 |
| 2.4.4 土壤微生物生物量碳、氮,可溶性氮的测定 |
| 2.4.5 麦豆小区产量及氮肥利用效率的测定 |
| 2.4.6 土壤总DNA提取及高通量测序 |
| 2.4.7 土壤水分的测定 |
| 2.5 数据统计及分析方法 |
| 第三章 秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤氮素动态影响 |
| 3.1 麦豆轮作种植模式下的土壤全氮含量动态变化 |
| 3.1.1 土壤全氮含量 |
| 3.1.2 土壤无机氮含量 |
| 3.1.3 土壤有机氮占比 |
| 3.2 麦豆轮作轮作模式下的土壤铵态氮含量动态变化 |
| 3.2.1 土壤铵态氮含量 |
| 3.2.2 土壤中铵态氮的层化比 |
| 3.2.3 土壤中铵态氮所占全氮比例 |
| 3.3 麦豆轮作种植模式下的土壤硝态氮含量动态变化 |
| 3.3.1 土壤中硝态氮含量 |
| 3.3.2 土壤中硝态氮层化比 |
| 3.3.3 硝态氮所占全氮比例 |
| 3.4 麦豆轮作种植模式下的土壤微生物氮含量动态变化 |
| 3.4.1 土壤中微生物氮含量动态变化 |
| 3.4.2 土壤微生物量氮层化比 |
| 3.4.3 微生物氮占全氮含量比例 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤碳素动态变化的影响 |
| 4.1 麦豆轮作种植模式下的土壤有机碳含量动态变化 |
| 4.2 麦豆轮作种植模式下的土壤溶解性总碳动态变化 |
| 4.2.1 土壤溶解性总碳含量动态变化 |
| 4.2.2 溶解性总碳占土壤有机碳比例 |
| 4.3 麦豆轮作种植模式下的土壤溶解性有机碳含量动态变化 |
| 4.3.1 溶解性有机碳含量动态变化 |
| 4.3.2 溶解性有机碳占溶解性总碳的比例 |
| 4.3.3 溶解性有机碳占土壤有机碳比例 |
| 4.4 麦豆轮作种植模式下的土壤溶解性无机碳含量动态变化 |
| 4.4.1 土壤无机碳动态变化 |
| 4.4.2 土壤无机碳占溶解性总碳比例 |
| 4.4.3 土壤无机碳占土壤有机碳的比例 |
| 4.4.4 土壤无机碳与溶解性有机碳的比例 |
| 4.5 麦豆轮作种植模式下的土壤微生物量碳含量动态变化 |
| 4.5.1 土壤微生物量碳含量动态变化 |
| 4.5.2 土壤微生物量碳占土壤有机碳的比例 |
| 4.6 不同处理下土壤和微生物碳氮化学计量比 |
| 4.6.1 土壤碳氮比 |
| 4.6.2 土壤微生物碳氮比 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 秸秆还田和施肥对长期麦豆轮作土壤水分、pH值及产量的影响 |
| 5.1 麦豆轮作模式下的土壤水分动态变化 |
| 5.2 麦豆轮作模式下的土壤pH值动态变化 |
| 5.3 秸秆还田和施肥对作物产量的影响 |
| 5.4 作物产量与土壤碳氮元素的相关性分析 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤微生物群落结构的影响 |
| 6.1 麦豆轮作种植模式下的土壤细菌群落结构特征 |
| 6.1.1 各处理对土壤细菌群落多样性指数的影响 |
| 6.1.2 对各分类水平上细菌菌群数的影响 |
| 6.1.3 对细菌群落门水平上多样性的影响 |
| 6.2 麦豆轮作种植模式下的土壤真菌群落结构特征 |
| 6.2.1 各处理对土壤真菌群落多样性指数的影响 |
| 6.2.2 对各分类水平上真菌菌群数的影响 |
| 6.2.3 对土壤真菌群落门水平上多样性的影响 |
| 6.3 土壤细菌、真菌多样性与门水平菌群结构相关性分析 |
| 6.3.1 土壤细菌多样性与门水平菌群群落的相关性 |
| 6.3.2 土壤真菌多样性与门水平菌群群落的相关性 |
| 6.3.3 土壤细菌、真菌门水平菌上群群落的相关性 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 土壤微生物与土壤碳氮组分关系 |
| 7.1 土壤氮素形态及含量对麦豆轮作土壤微生物多样性的影响 |
| 7.2 土壤碳素形态及含量对麦豆轮作土壤微生物多样性的影响 |
| 7.3 土壤碳氮元素化学计量比对麦豆轮作土壤微生物多样性的影响 |
| 7.4 麦豆轮作土壤微生物多样性与土壤碳氮养分环境的关系 |
| 7.5 土壤细菌、真菌与土壤碳氮养分的相关性分析 |
| 7.5.1 土壤细菌菌群结构与土壤碳氮养分的相关性分析 |
| 7.5.2 土壤真菌菌群结构与土壤碳氮养分的相关性分析 |
| 7.6 小结 |
| 第八章 讨论、结论与创新点 |
| 8.1 讨论 |
| 8.1.1 秸秆还田和施肥措施对土壤各形态氮含量及影响因素分析 |
| 8.1.2 秸秆还田和施肥措施对土壤各形态碳素含量及影响因素分析 |
| 8.1.3 秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤微生物群落多样性的影响 |
| 8.1.4 土壤碳氮组分对细菌、真菌门分类水平菌群结构的影响 |
| 8.2 结论 |
| 8.2.1 秸秆还田和施肥措施提升了麦豆轮作下土壤氮素含量 |
| 8.2.2 秸秆还田和施肥措施提升了麦豆轮作下土壤碳素含量 |
| 8.2.3 秸秆还田和施肥措施影响了土壤微生物菌群结构 |
| 8.2.4 土壤微生物多样性对土壤氮素、碳素变化趋势的响应 |
| 8.3 创新性 |
| 8.4 本研究不足及下一步展望 |
| 8.4.1 研究不足 |
| 8.4.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）外源碳酸钙对喀斯特区不同氮磷比石灰土有机碳矿化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 国内外研究现状 |
| 1.1.1 土壤有机碳库 |
| 1.1.2 不同元素计量比对喀斯特区土壤有机碳矿化的影响 |
| 1.1.3 外源碳酸钙对喀斯特区土壤有机碳矿化的影响 |
| 1.1.4 外源碳酸钙对土壤微生物学特性的影响 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 科学问题与创新点 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 创新点 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况与土壤样品采集 |
| 2.1.1 样品来源 |
| 2.1.2 土壤样品采集 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.3 试验设计 |
| 2.3.1 土壤矿化培养试验 |
| 2.3.2 土壤转化培养试验 |
| 2.4 测定项目及方法 |
| 2.4.1 土壤基本理化性质测定 |
| 2.4.2 土壤微生物生物量 |
| 2.4.3 ~(13)C同位素 |
| 2.4.4 微生物群落结构Miseq测序 |
| 2.5 计算方法与统计分析 |
| 2.5.1 计算方法 |
| 2.5.2 统计分析 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土CO_2释放的影响 |
| 3.1.1 不同氮磷比石灰土有机碳矿化特征 |
| 3.1.2 不同氮磷比石灰土CO_2释放对碳酸钙的响应 |
| 3.1.3 土壤有机碳累积矿化率 |
| 3.1.4 外源碳酸钙对土壤有机碳的激发效应 |
| 3.1.5 土壤“表观累积矿化量”中外源碳酸钙的贡献率 |
| 3.2 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土微生物生物量碳的影响 |
| 3.2.1 不同氮磷比石灰土微生物生物量碳的变化 |
| 3.2.2 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土微生物生物量碳的影响 |
| 3.3 外源碳酸钙对石灰土微生物群落结构多样性的影响 |
| 3.3.1 细菌群落α多样性 |
| 3.3.2 细菌群落与环境因子间的关系 |
| 3.3.3 真菌群落α多样性 |
| 3.3.4 真菌群落β多样性 |
| 第四章 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土有机碳矿化的影响 |
| 4.1.2 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土微生物量碳的影响 |
| 4.1.3 外源碳酸钙对不同氮磷比石灰土微生物群落结构多样性的影响 |
| 4.2 主要结论 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）不同程度石漠化岩溶系统碳迁移机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 岩溶作用与碳迁移过程 |
| 1.2.2 岩石化学风化过程对碳迁移的影响 |
| 1.2.3 影响岩溶区碳迁移的其他因素 |
| 1.2.4 岩溶碳迁移过程与碳汇的研究方法 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 拟解决科学问题 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 研究区概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 试验装置及材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 样品采集 |
| 2.2.4 试验测试分析 |
| 2.2.5 数据处理与分析 |
| 3 不同程度石漠化土壤性质差异 |
| 3.1 土壤物理性质分析 |
| 3.1.1 土壤机械组成 |
| 3.1.2 土壤容重及孔隙度 |
| 3.2 土壤化学特征分析 |
| 3.2.1 土壤pH值 |
| 3.2.2 土壤有机碳、氮含量 |
| 3.3 土壤微生物量特征分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤物理性质对碳迁移的影响 |
| 3.4.2 土壤化学性质对碳迁移的影响 |
| 3.5 小结 |
| 4 不同程度石漠化土-气界面碳迁移特征 |
| 4.1 不同程度石漠化土壤CO_2释放速率动态特征 |
| 4.1.1 降雨对不同程度石漠化土壤CO_2释放速率的激发效应 |
| 4.1.2 不同程度石漠化土壤CO_2平均释放速率对降雨的响应周期 |
| 4.1.3 不同程度石漠化土壤CO_2释放速率对降雨量的响应特征 |
| 4.2 不同程度石漠化土壤CO_2释放速率影响因素分析 |
| 4.2.1 土壤温度对土壤CO_2释放速率的影响 |
| 4.2.2 土壤湿度对土壤CO_2释放速率的影响 |
| 4.2.3 土壤温湿度共同作用对土壤CO_2释放速率的影响 |
| 4.3 不同程度石漠化土气界面碳累积释放量 |
| 4.4 不同程度石漠化降雨后土气界面累积碳排放量及响应特征方差分析 |
| 4.5 不同程度石漠化土壤CO_2浓度时空特征 |
| 4.5.1 降雨对不同程度石漠化土壤CO_2浓度的激发效应 |
| 4.5.2 不同程度石漠化土壤CO_2平均浓度对降雨量的响应特征 |
| 4.5.3 不同程度石漠化土壤CO_2浓度的空间变化特征 |
| 4.6 土壤CO_2浓度影响因素分析 |
| 4.6.1 土壤温度对土壤CO_2浓度的影响 |
| 4.6.2 土壤湿度对土壤CO_2浓度的影响 |
| 4.6.3 土壤温湿度共同作用对土壤CO_2浓度的影响 |
| 4.7 不同程度石漠化土壤CO_2浓度对碳迁移的影响 |
| 4.8 不同程度石漠化降雨后土壤CO_2浓度及响应特征方差分析 |
| 4.9 讨论 |
| 4.9.1 土气CO_2通量变化特征 |
| 4.9.2 土壤CO_2浓度变化特征 |
| 4.9.3 土气CO_2通量和土壤CO_2浓度的影响因素 |
| 4.10 小结 |
| 5 不同程度石漠化土-岩界面碳迁移特征 |
| 5.1 不同程度石漠化标准试片溶蚀量 |
| 5.2 不同程度石漠化岩溶溶蚀速率 |
| 5.3 不同程度石漠化岩溶碳汇量 |
| 5.4 岩溶溶蚀速率影响因素 |
| 5.4.1 土壤温度和土壤湿度对溶蚀速率的影响 |
| 5.4.2 土气界面CO_2释放速率对溶蚀速率的影响 |
| 5.4.3 土壤CO_2浓度对溶蚀速率的影响 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 溶蚀速率变化特征 |
| 5.5.2 溶蚀速率影响因素 |
| 5.6 小结 |
| 6 不同程度石漠化土-水界面碳迁移特征 |
| 6.1 不同程度石漠化下渗水水化学性质动态变化 |
| 6.1.1 下渗水水化学指标动态变化及其对降雨量的响应 |
| 6.1.2 不同程度石漠化下渗水水化学指标差异 |
| 6.2 不同程度石漠化下渗水DIC含量动态变化 |
| 6.2.1 下渗水DIC含量动态变化及其对降雨量的响应 |
| 6.2.2 不同降雨量条件下渗水DIC平均含量 |
| 6.2.3 不同程度石漠化下渗水DIC含量差异 |
| 6.3 不同程度石漠化下渗水DIC通量及土水界面累积碳排放量 |
| 6.4 下渗水DIC通量影响要素分析 |
| 6.4.1 降雨量及产流量对下渗水DIC通量的影响 |
| 6.4.2 下渗水DIC含量对下渗水DIC通量的影响 |
| 6.4.3 下渗水产流量和DIC含量共同作用对下渗水DIC通量的影响 |
| 6.5 不同程度石漠化降雨后下渗水DIC通量及响应特征方差分析 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 下渗水水化学性质变化特征 |
| 6.6.2 下渗水DIC含量变化特征 |
| 6.6.3 下渗水DIC通量变化特征 |
| 6.7 小结 |
| 7 不同程度石漠化表层岩溶系统碳汇功能与排放碳的来源特征研究 |
| 7.1 不同程度石漠化表层岩溶系统土壤δ~(13)C含量变化特征 |
| 7.2 岩溶系统土-气界面碳排放特征及其来源分析 |
| 7.2.1 石漠化程度对土-气界面CO_2δ~(13)C含量的影响 |
| 7.2.2 降雨量对土-气界面CO_2δ~(13)C含量的影响 |
| 7.2.3 岩溶系统土-气界面排放碳来源分析 |
| 7.3 岩溶系统土-水界面排放碳特征及其来源分析 |
| 7.3.1 石漠化程度对土-水界面δ~(13)C_(DIC)含量的影响 |
| 7.3.2 降雨量对土-水界面δ~(13)C_(DIC)含量的影响 |
| 7.3.3 岩溶系统土-水界面排放碳来源分析 |
| 7.4 不同程度石漠化岩溶系统碳汇功能的差异性分析 |
| 7.5 讨论 |
| 7.5.1 土壤δ~(13)C含量变化特征 |
| 7.5.2 土气界面CO_2δ~(13)C含量变化特征 |
| 7.5.3 δ~(13)C_(DIC)含量变化特征 |
| 7.6 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（10）亚热带不同林龄常绿阔叶林土壤碳稳定机制及其对氮沉降的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 文献综述 |
| 1 森林土壤碳汇国内外研究现状 |
| 1.1 森林土壤碳库 |
| 1.2 森林土壤碳的团聚体物理保护机制 |
| 1.3 土壤微生物对森林土壤碳稳定性的影响 |
| 2 大气氮沉降国内外研究现状 |
| 2.1 氮沉降对土壤碳库的影响 |
| 2.2 氮沉降对土壤团聚体机制的影响 |
| 2.3 氮沉降对土壤微生物的影响 |
| 3 林龄对土壤固碳潜力影响研究综述 |
| 3.1 林龄对土壤碳库的影响 |
| 3.2 林龄对团聚体物理保护机制的影响 |
| 3.3 林龄对土壤微生物的影响 |
| 4 研究目的和内容 |
| 4.1 研究目的和意义 |
| 4.2 研究内容 |
| 4.3 研究思路与技术路线 |
| 第一章 氮沉降对不同林分土壤理化性质的影响 |
| 1.1 材料与方法 |
| 1.1.1 研究区域概况 |
| 1.1.2 实验设计 |
| 1.1.3 样品采集与处理 |
| 1.1.4 数据分析 |
| 1.2 结果与分析 |
| 1.2.1 氮处理对不同林分土壤性状的影响 |
| 1.2.2 氮处理对不同林分土壤含水率和pH的影响 |
| 1.2.3 氮处理对不同林分土壤速效氮的影响 |
| 1.2.4 氮处理对不同林分土壤全磷的影响 |
| 1.2.5 林龄和氮添加对土壤性状及其养分方差分析 |
| 1.2.6 环境因素相关分析 |
| 1.3 讨论 |
| 1.4 小结 |
| 第二章 不同林分土壤碳组分变化及其对氮沉降的响应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域概况 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 样品采集与处理 |
| 2.1.4 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同林分土壤碳库对氮处理的响应 |
| 2.2.2 不同林分土壤可溶性有机碳氮对氮沉降的响应 |
| 2.2.3 不同林分土壤微生物量碳氮分布对氮沉降的响应 |
| 2.2.4 不同林分土壤易氧化碳分布对氮沉降的响应 |
| 2.2.5 不同林分土壤有机质密度分组对氮沉降响应 |
| 2.2.6 林龄和氮添加对土壤碳含量及其组分影响方差分析 |
| 2.2.7 环境因子对土壤碳及其组分影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同林分土壤碳团聚体物理保护机制变化及其对氮沉降响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区域概况 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 样品采集与处理 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同林分土壤团聚体分布及其稳定性对氮沉降的响应 |
| 3.2.2 不同林分土壤团聚体碳氮浓度对氮沉降的响应 |
| 3.2.3 不同林分土壤团聚体碳氮含量对氮沉降的响应 |
| 3.2.4 不同林分土壤团聚体碳氮分配比例对氮沉降的响应 |
| 3.2.5 不同林分土壤团聚体C/N对氮沉降的响应 |
| 3.2.6 林龄和氮添加对土壤团聚体及其组分影响方差分析 |
| 3.2.7 环境因子对土壤团聚体及其碳氮分布的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同林分土壤碳氮稳定同位素分布及其对氮沉降的响应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区域概况 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 样品采集与处理 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 氮沉降对不同林分土壤总碳氮稳定同位素分布的影响 |
| 4.2.2 氮沉降对不同林分土壤团聚体稳定同位素分布的影响 |
| 4.2.3 林龄和氮添加对土壤同位素影响方差分析 |
| 4.2.4 环境因子对同位素分布的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 土壤微生物群落对林龄增加和氮沉降的响应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区域概况 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 样品采集与处理 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同林龄林分土壤细菌群落对氮沉降的响应 |
| 5.2.2 不同林分土壤真菌群落对氮沉降的响应 |
| 5.2.3 不同林分土壤真菌细菌比对氮沉降的响应 |
| 5.2.4 不同林分土壤碳循环功能基因对氮沉降的响应 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 土壤碳及其组分对林龄及氮沉降响应机制 |
| 6.1 SOC含量与土壤碳组分、团聚体、微生物关系 |
| 6.2 土壤碳组分与团聚体、微生物关系 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 论文创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 致谢 |
四、Changes or soil microbial biomass carbon and orgamc carbon with sea level elevation increasing in soils of mountainous areas, Southwest China（论文参考文献）
- [1]模拟氮输入对黄河三角洲盐沼湿地碳循环关键过程的影响[D]. 李隽永. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [2]红原高寒沙化草地土壤特征及其与地形因子的关系研究[D]. 马丽. 西南科技大学, 2021(09)
- [3]宁南山区典型植物根系分泌物组成及其对土壤碳库的贡献[D]. 王丛. 西北农林科技大学, 2021(01)
- [4]淹水梯度对黄河三角洲芦苇湿地生态系统碳交换的影响[D]. 赵明亮. 西南大学, 2021
- [5]盐碱土区农田土壤团聚体有机碳组分变化特征与影响因素研究[D]. 王静静. 吉林大学, 2020(03)
- [6]我国典型农田土壤酶和有机碳分解对升温的响应及机理探究[D]. 刘朝阳. 西北农林科技大学, 2020(03)
- [7]秸秆还田和施肥对麦豆轮作土壤碳氮及微生物群落的影响[D]. 孔德杰. 西北农林科技大学, 2020
- [8]外源碳酸钙对喀斯特区不同氮磷比石灰土有机碳矿化的影响[D]. 张青伟. 贵州大学, 2020(01)
- [9]不同程度石漠化岩溶系统碳迁移机制研究[D]. 李桂静. 北京林业大学, 2020
- [10]亚热带不同林龄常绿阔叶林土壤碳稳定机制及其对氮沉降的响应[D]. 戴允泽. 安徽农业大学, 2020(05)