一、四种不同植被覆盖下的红壤微生物量碳、氮的差异（论文文献综述）
谷慧芳[1]（2021）在《不同土地利用方式下红壤PLFA指纹的差异及其影响因素》文中认为合理的土地利用方式对于提高土壤的质量和实现土地资源的可持续利用是非常必要的。本研究主要选取了位于我国南方红壤地区的湖南祁阳（QY）、江西进贤（JX）、福建闽侯（MH）和广东广州（GZ）4个点位,以各点位对应长期定位试验站外围附近的农田生态系统中的常规施肥旱地和水田以及自然生态系统中的林地和撂荒地4种利用类型土壤为研究对象,通过测定土壤p H、质地、有机质、氮、磷、钾等养分,分析不同土地利用方式下红壤的基础理化性质特征;通过测定土壤微生物磷脂脂肪酸、胞外酶活性及微生物生物量等指标,分析红壤微生物群落结构及微生物熵特征;利用冗余分析和随机森林等统计分析手段,进一步明确影响红壤微生物群落结构及微生物熵的主控因素。主要研究结果如下:（1）不同土地利用方式下土壤理化性质具有显着差异。土壤p H变化范围较大（4.16～6.90）,四个点位中林地土壤均呈现较低的p H值,酸化问题严重。在全量养分中,土壤有机碳（SOC）和全氮（TN）含量的变化特征具有相似性;并且四个点位中林地土壤碳氮磷养分含量普遍最低,而水田具有显着的碳氮磷养分含量优势,旱地具有较高的磷含量。祁阳水田土壤虽具有明显的SOC优势,但土壤中可溶性有机碳（DOC）含量并未有相似的体现;相反,闽侯点却表现出了较高的DOC和总可溶性态氮（TDN）水平。（2）不同土地利用方式下水田和撂荒土壤中具有较高的总磷脂脂肪酸（PLFA）含量;细菌为红壤优势微生物类群,占PLFA总量的69.24%～76.83%,是土壤养分循环的主要驱动者。在细菌类群中,革兰氏阳性菌（G+）和革兰氏阴性菌（G-）所占的比重较高,分别为19.45%～26.17%和24.52%～35.78%。林地土壤中真菌/细菌（F/B）和革兰氏阳性菌/革兰氏阴性菌（G+/G-）普遍较高。与撂荒相比,水田土壤水解酶活性、微生物生物量及微生物熵较高,而林地较低。（3）土地利用方式通过影响土壤p H和氮养分来改变微生物群落组成及结构。其中TN、p H、TDN和DOC是影响微生物群落结构的主要环境因素,分别占总解释度的23.60%、8.70%、8.20%和6.40%。土壤理化性质和生物肥力指标对微生物熵的总解释率达到了67.22%。其中p H、质地、DOC和微生物特性是引起土壤微生物熵发生改变的主要因素,且DOC、总PLFA含量、GMea值、Pielou均匀度指数、p H和Clay贡献率分别为19.88%、19.39%、16.19%、13.01%、12.41%和10.13%。综上所述,土地利用类型不同,土壤中养分的含量及其有效性均有差异,进而导致土壤微生物的群落结构和胞外酶活性表现各异,最终影响土壤微生物熵的大小。在测试的土壤中,大部分水田和撂荒土壤增加了富营养菌数目、降低了贫营养菌数目,使得土壤养分的含量增加,同时提高了土壤养分的有效性和水解酶活性,进而土壤微生物的代谢熵在一定程度上得到了降低,促进了土壤有机碳的周转。
邵文哲[2]（2021）在《桉树与红锥混交对植物-土壤-微生物生态化学计量特征的影响》文中指出桉树与珍贵乡土树种混交被认为是桉树人工林可持续经营的有效途径。了解桉树与珍贵树种混交对植物-土壤-微生物生态化学计量特征的影响,对进一步揭示其混交的生态化学计量学效应具有重要的意义。论文基于在中国林业科学研究院热带林业实验中心（广西凭祥）青山试验场,以桉树纯林（Pure Eucalyptus plantation,PE）、红锥纯林（Pure Castanopsis hystrix plantation,PCH）和桉树×红锥混交林（Mixed Eucalyptus and Castanopsis hystrix plantations,MEC）为研究对象,重点探究桉树与红锥混交对植物-土壤-微生物系统的C、N、P含量及其化学计量比特征的影响,主要结论如下:（1）叶片C含量表现为PCH>MEC>PE,N含量表现为PE>MEC>PCH,P含量表现为MEC>PCH>PE。相比于纯林,MEC的叶片C/N和C/P较低,表明MEC的养分利用效率较高。PE、MEC和PCH的叶片N/P均小于14,说明三种林分均容易受到N限制。不同林分间叶片化学计量特征无显着差异,表明桉树与红锥混交对叶片化学计量特征无显着影响。（2）凋落物C、P含量表现为MEC>PCH>PE,混交林与纯林间差异显着;N含量表现为MEC>PE>PCH。与PE和PCH相比,MEC表现出较高的凋落物C/N和较低的C/P,说明桉树与红锥混交在一定程度上影响了凋落物的分解速率。凋落物N/P表现为MEC<PCH<PE<25,说明三种林分的凋落物分解均容易受到N限制,也反映出桉树与红锥混交并未改善该元素限制状况。（3）与PE相比,MEC显着提高了0～100 cm土层土壤SOC含量。三林分间土壤TP含量在每个土层均无显着差异。土壤SOC、TN和TP含量均随土层深度的增加而降低,其中0～10 cm土层的SOC和TN含量显着高于10～20 cm土层。在0～20 cm土层,PE、MEC和PCH土壤C/N均较低,有利于N元素的释放;土壤C/P和N/P均较高,表明该区域土壤P的有效性较低,且三种林分均容易受到P限制;土壤C/N、C/P和N/P均表现为PCH>MEC>PE,说明与PCH相比,桉树与红锥混交提高了土壤有机质的分解速率和P元素的有效性。（4）土壤微生物生物量碳（MBC）、生物量氮（MBN）和生物量磷（MBP）含量在0～20 cm土层整体上均表现为MEC高于PE和PCH,说明MEC土壤固持C、N、P的能力较强。同一土层不同林分间土壤MBN、MBP含量均存在显着差异;同一林分0～10 cm土层土壤MBC、MBN和MBP含量均显着高于10～20 cm土层。在以上土层土壤MBC/MBP表现为PE>PCH>MEC,说明MEC的土壤微生物在矿化土壤有机质的过程中释放P元素的潜力较大,能够发挥MBP对土壤有效磷库的补充作用。（5）桉树与红锥混交在0～10 cm和10～20 cm土层显着提高了亮氨酸氨基肽酶活性（LAP）,显着降低了β-1,4-葡萄糖苷酶（BG）和酸性磷酸酶活性（ACP）,对β-1,4-N-乙酰葡糖氨糖苷酶活性（NAG）影响不显着。随着土层深度的增加,三种林分这四种酶活性以及酶C/P和酶N/P均极显着降低。PE、MEC和PCH在0～20 cm土层土壤酶C/N/P分别为1:1.08:1.37、1:1.16:1.34和1:1.07:1.31,均与全球生态系统酶C/N/P（1:1:1）相偏离,表明三种林分的土壤微生物更容易受到P限制。三种林分酶C/N均值较低,酶C/P和酶N/P较高,反映出土壤N元素的相对缺乏,意味着三种林分也容易受到N限制。MEC酶C/P和酶N/P均高于PE,而酶C/N反之,表明桉树与红锥混交在一定程度上缓解了土壤的P限制,但并未改善土壤N限制。（6）叶片与凋落物之间,以及二者与土壤养分和微生物化学计量特征之间均表现出微弱的相关性,说明植物化学计量特征似乎不能表征土壤的养分状况和微生物的活性。土壤养分和微生物化学计量特征之间表现出密切的联系,土壤SOC和TN均与微生物量C、N、P和酶活性及其化学计量比具有显着的相关性,但土壤TP与微生物化学计量特征之间并不存在显着的相关性。因此,可以认为研究区内桉树人工林及其混交林生态系统C、N、P养分的循环并不平衡。综上所述,桉树与红锥混交对植物生态化学计量特征无显着影响;相比于纯林,混交林在一定程度上提高了土壤有机质的分解速率和P元素的有效性,同时也增强了土壤微生物固持营养元素的能力和释放P元素的潜力,从而有利于改善林分受到的P限制状况,但并未改善N限制。因此今后在该区域桉树人工林及其混交林的培肥策略上应注意N、P元素的输入。
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》文中提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。
吴江琪[4]（2021）在《植被退化对尕海湿草甸土壤理化性质和酶活性的影响》文中指出气候变化和人类活动引起的湿地植被退化是世界范围内的一个热点问题。这种退化现象由于环境条件的变化会影响土壤理化性质和酶活性。然而,对不同植被退化程度下高海拔湿草甸土壤理化性质和酶活性的变化规律却知之甚少。因此,研究尕海湿草甸植被退化（4个退化程度:未退化湿草甸,ND;轻度退化,LD;中度退化,MD;重度退化,HD）过程的土壤理化性质（p H值;孔隙度;颗粒组成;容重,BD;全氮,TN;全磷,TP;有机碳,SOC;微生物量碳,MBC;水溶性有机碳,DOC;易氧化有机碳,EOC;颗粒有机碳,POC;轻组有机碳,LFOC）和酶活性（脲酶、淀粉酶、过氧化氢酶和蔗糖酶）的变化规律以及各指标间的相互关系,对高海拔退化湿草甸生态系统调控土壤有机碳组分稳定和提高自身碳汇功能尤为重要。通过对大量土壤指标数据进行趋势性变化分析的基础上,运用SPSS 19.0统计软件中的线性回归分析方法和Pearson—双尾分析法进行不同土壤指标之间的相关性分析,得出以下几方面结论:1.随着植被退化程度的加剧,土壤容重整体呈增大趋势,降低的土壤通气性不利于植物根系的延伸生长。其中土壤平均容重由未退化样地的0.46 g·cm-3增大到重度退化样地的0.71 g·cm-3;土壤p H值均呈弱碱性;土壤颗粒组成由细沙（<0.2 mm）为主（54.52%）变成了由粗沙（2～0.2 mm）为主（57.02%）。此外,土壤养分的循环转化能力随着植被退化程度的加剧逐渐降低,导致湿草甸土壤环境恶化。其中土壤有机碳和全氮含量明显下降,而土壤全磷逐渐增大(重度退化土壤全磷含量最高,为50.91 mg·kg-1);土壤C:N值低于中国平均土壤的C:N值（14.4）,而土壤C:P和N:P值显着高于中国土壤的平均值（136和9.3）。2.随着植被退化程度的加剧,土壤碳含量逐渐降低。其中0-100 cm层未退化土壤SOC、MBC、DOC、EOC、POC和LFOC含量分别比重度退化高出了50.77%、30.46%、49.89%、45.09%、114.65%和186.84%。随着土层深度的增加,土壤SOC不同组分含量均降低,且具有明显的表聚现象（0-20 cm层）。此外,SOC不同组分含量的月变化和季节动态并不一致。土壤SOC与POC、EOC、MBC、DOC、LFOC呈极显着的正线性关系（P<0.01,R2分别为0.9153、0.946、0.8957、0.8991、0.8305）。土壤SOC不同组分与土壤容重呈极显着地负相关性,与p H值和全氮呈显着正相关关系（P<0.01或P<0.05）,与土壤全磷呈较弱的正相关性或负相关关系（P>0.05）。3.随着植被退化程度的加剧,土壤酶活性逐渐降低。0-100 cm层未退化土壤淀粉酶、过氧化氢酶和蔗糖酶活性比重度退化高出了30.53 mg·g-1、0.20 ml·g-1和71.56 mg·g-1,而重度退化的土壤脲酶最高(137.17 mg·g-1)。季节和植被退化对4种酶均具有明显的交互作用,且不同种类酶活性的季节变化规律不一致。此外,土壤容重和p H值与4种酶（脲酶、过氧化氢酶、淀粉酶、蔗糖酶）呈显着的负相关性（P<0.01或P<0.05）;土壤全氮与过氧化氢酶、淀粉酶、蔗糖酶均为显着的正相关关系,而与脲酶负相关（P<0.01）;土壤全磷与蔗糖酶显着正相关（P<0.01）,与过氧化氢酶、淀粉酶呈较弱的负相关关系（P>0.05）。土壤SOC与4种酶活性呈极显着的正线性关系（P<0.01）。4.随着植被退化程度的加剧,土壤活性碳、碳库管理指数和土壤质量综合得分逐渐降低,植被退化对湿草甸土壤质量和碳库特征具有显着的影响作用。其中0-100 cm层未退化样地土壤活性碳含量比轻度退化、中度退化和重度退化分别高出了0.59 g·kg-1、0.76 g·kg-1和0.90 g·kg-1;0-100 cm层未退化样地土壤碳库管理指数比轻度退化、中度退化和重度退化分别高出了20.36%、25.96%和30.56%;土壤质量综合得分具体表现为未退化>轻度退化>中度退化>重度退化。植被严重退化能够显着降低1 m深SOC不同组分含量和酶促反应速率。如果湿草甸在未来继续退化,会造成湿地植被的恢复过程非常艰难,使得湿草甸土壤的生产力和深层土壤SOC储量严重降低,最终将导致湿草甸生态系统功能由“碳汇”完全转变为“碳源”。该研究成果在理论上为科学认识与评价我国青藏高原湿草甸植被退化条件下土壤碳变化提供技术参数,为高寒湿草甸生态系统调控土壤有机碳各组分的稳定和提高自身的碳汇功能提供理论依据。
白雪娟[5]（2021）在《山杨和辽东栎光合碳的分配及土壤有机碳的微生物形成机制》文中研究表明森林生态系统是重要的陆地碳库,储存着全球陆地73%的土壤碳和71%的植被碳,因此森林生态系统碳的周转与存留深刻的影响全球碳循环。在气候变化背景下,开展乔木光合碳在植物-土壤中分配的研究,对进一步加深对森林生态系统固碳能力的理解有重要意义;枯落物分解是森林土壤有机碳的主要来源,微生物在枯落物分解过程中起着关键作用,阐明该过程中微生物对土壤有机碳形成的作用机制对研究土壤有机碳的周转和存留、预测全球气候变化意义重大。本研究以黄土高原子午岭建群种山杨和辽东栎为研究对象,运用13C脉冲标记法原位标记山杨和辽东栎,研究光合碳在植物-土壤系统的分配。将标记后的叶片进行室内分解试验,分析土壤有机碳转化过程、微生物周转,结合分子生物学(13C-PLFA和13C-氨基糖)技术,揭示山杨和辽东栎叶片分解过程中以微生物介导的土壤有机碳形成过程。取得的主要研究结果如下:1.杨和辽东栎年均净根际沉积碳估量分别为4.2和28 g C m-2。标记完成后,山杨和辽东栎叶片δ13C值分别为568‰和1037‰,并随着光合碳运输时间逐渐降低。随着光合碳的运输,山杨和辽东栎叶片13C分配比例逐渐降低,茎、根系和土壤中13C分配比例逐渐增大;山杨和辽东栎土壤有机碳中富集的光合碳绝对含量呈现先增大后减小的变化趋势。2.随着标记后的叶片分解,山杨土壤有机碳中富集的叶片碳波动性增大,辽东栎土壤有机碳中富集的叶片碳先增大后降低。山杨和辽东栎分解叶片中的13C随着叶片分解时间呈对数形式下降。随着标记后的叶片分解,山杨、辽东栎土壤有机碳和腐殖质碳以及山杨土壤微生物生物量碳中富集的叶片碳波动性增大;辽东栎土壤微生物生物量碳及溶解性有机碳中富集的叶片碳先急剧增大后逐渐降低。分解试验结束时,辽东栎土壤有机碳中13C含量高于山杨。3.山杨和辽东栎叶片分解对土壤有机碳的矿化均产生正激发效应,且随着叶片分解先增大后减小。随着叶片分解,山杨和辽东栎土壤矿化作用均先增大后减小,均高于未放置叶片的对照,且山杨土壤矿化作用高于辽东栎土壤;土壤矿化产生的CO2来源于叶片的比例均先增大后稳定在45%。叶片残留量显着影响土壤有机碳矿化速率和矿化作用产生的CO2来源于叶片的比例。4.山杨土壤微生物残体碳主要来源于微生物对叶片难分解物质的利用,辽东栎土壤微生物残体碳主要来源于土壤微生物对叶片易分解物质的利用。叶片分解前期,山杨土壤微生物以革兰氏阳性菌为主,到分解后期真菌和细菌群落活性均增大,而辽东栎叶片分解期间,土壤微生物主要以细菌为主;山杨和辽东栎总微生物残体碳中13C含量变化范围分别为24.6～40.5 mg kg-1和38.0～51.2 mg kg-1;就土壤微生物总残体碳中13C含量而言,山杨在叶片分解后期较高,而辽东栎在叶片分解前期较高。随着叶片分解,山杨土壤与碳转化相关的胞外酶活性逐渐增大,与氮和磷转化相关的胞外酶活性先增大后减小;辽东栎土壤与碳、氮和磷转化相关的胞外酶活性均随着叶片分解先增大后减小。山杨和辽东栎土壤微生物均受碳和氮共同限制,辽东栎土壤微生物在叶片分解后期还受磷限制,且土壤微生物生物量碳氮磷均处于内稳态。山杨和辽东栎土壤与碳转化相关的胞外酶活性以及与碳和受限元素转化相关的胞外酶活性比值是影响土壤磷脂脂肪酸中13C含量的显着因素。5.辽东栎土壤微生物富集的叶片分解来源碳高于山杨。山杨和辽东栎土壤磷脂脂肪酸碳富集的13C分别占土壤有机碳富集的13C的0.006‰～0.027‰和0.01‰～0.06‰;微生物残体碳富集的13C分别占土壤有机碳富集的13C的2.72%～4.19%和2.65%～20.08%。山杨叶片分解过程以及辽东栎叶片分解前期,土壤有机碳形成效率与微生物富集的13C变化规律基本一致;辽东栎叶片分解后期,土壤有机碳形成效率急剧增大但是微生物中富集的13C不再增加,且此时土壤中富集的叶片难分解物质高于山杨。结构方程模型结果显示:叶片分解过程中,山杨（叶片C:N较高）土壤有机碳及土壤C:N、辽东栎（叶片C:N较低）叶片残留量和叶片中13C含量分别是是影响土壤微生物的作用机制的主要因素。山杨和辽东栎叶片分解过程中,土壤有机碳的形成是以“碳泵”理论模型为主导的过程;同时,辽东栎叶片分解前期是以DOC-微生物过程、后期主要以物理搬运为主推动土壤有机碳的形成,符合“植物残体逐级分解”模型的理论。
霍娜[6]（2021）在《黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制》文中研究说明植被恢复是改善脆弱生态环境和修复退化生态系统的重要措施。在植被恢复过程中,植物和土壤生物群落之间存在紧密联系,共同影响植被恢复的过程和效应。线虫广泛存在于各类生境中,占据土壤食物网多个营养级,其群落特征能够有效反映土壤食物网结构与功能,对生态系统恢复进程具有重要指示作用。黄土高原是我国生态环境最脆弱的地区之一,也是植被恢复的重点区域。在过去几十年,科学家们开展了一系列研究,探索该地区植被恢复对植物群落、土壤理化性质和微生物群落的影响,但很少关注土壤线虫群落的演变特征和驱动机制。本研究以黄土高原自然恢复草地、次生林、人工柠条灌木林和人工苜蓿草地这四种典型生态系统的土壤线虫群落为研究对象,调查和分析线虫个体数量、群落组成结构和代谢足迹在时间尺度上（不同植被恢复年限或演替阶段）的变化规律及其环境影响因素,探明黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变特征和驱动机制,及其在不同生态系统之间的差异,为评价黄土高原植被恢复的生态环境效应提供新的指标和科学依据。主要结论如下:（1）在自然恢复草地中,土壤线虫数量、群落结构和代谢足迹在植被演替进程中呈现明显的阶段性变化,这主要与地上部植物生物量和物种多样性、活根生物量、土壤有机碳、全氮、微生物量碳含量的变化有关。具体而言,从猪毛蒿群落到百里香+大针茅群落,土壤线虫数量逐渐增加,植食线虫比例下降到最低值（30.82%）,而捕杂食线虫比例（21.25%）达到峰值,线虫群落营养类群结构均衡,导致多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数、以及复合代谢足迹和功能足迹均达到最高水平,线虫群落多样性和能量代谢功能得到显着改善,土壤食物网达到最成熟稳定的状态。当植被演替至铁杆蒿群落和长芒草群落阶段,线虫群落复合代谢足迹和功能足迹下降至最低,表明土壤食物网的能量输入和传递效率显着下降。（2）在森林植被演替过程中,土壤线虫群落在草地群落、灌丛群落和乔木森林群落阶段表现出显着差异,细根根系生物量是影响土壤线虫群落组成最重要的因素,而在白桦林和辽东栎林阶段,凋落物生物量的增加改善了线虫群落的生存环境和食物资源,提高了捕杂食线虫比例。在白羊草地中,土壤线虫数量达到峰值,但由于垫咽属（Tylencholaimus）占据绝对优势（48.8%）,使线虫多样性水平降至最低。在沙棘灌丛群落中,线虫数量略有减少,但各营养类群比例相近（17.30%—36.14%）,线虫多样性、复合代谢足迹和功能足迹均达到最高,土壤食物网能量代谢功能得到显着改善。在乔木森林群落（山杨林、白桦林、辽东栎林）阶段,线虫数量和多样性总体上较为稳定,在演替至辽东栎林时,捕杂食线虫比例以及线虫营养多样性指数、成熟度指数和瓦斯乐卡指数均达到最高水平,但复合代谢足迹和功能足迹降至最低,表明土壤食物网能以较低的能量代谢维持成熟稳定的状态。（3）在人工柠条灌木林中,林下草本植物多样性、细根根系生物量和凋落物生物量的变化显着影响土壤线虫数量、群落组成和代谢足迹。随着种植年限（林龄）的增加,土壤线虫总数量和食细菌线虫、植食线虫和捕杂食线虫数量,以及线虫复合代谢足迹、富集足迹、结构足迹和功能足迹均在种植25年时达到最高,表明该林龄下土壤资源有效性显着提高,土壤食物网的能量输入和传递效率达到最高水平。当林龄达到35年时,线虫数量和代谢活性呈下降趋势,线虫通路指数降至最低,有机质分解以真菌通道为主,然而线虫多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数和结构指数达到最高水平,表明土壤食物网仍维持相对成熟稳定的状态。（4）在人工苜蓿草地中,凋落物生物量、根系生物量和碳氮比的变化显着影响土壤线虫数量、多样性和代谢足迹。随着苜蓿种植年限的增加,线虫总数量和各营养类群数量,以及线虫复合代谢足迹和各营养类群线虫代谢足迹均逐渐增加,在种植7年的苜蓿草地中达到最高水平,而捕杂食线虫比例（32.11%）、成熟度指数和功能足迹也同时达到峰值,说明该种植年限的苜蓿草地土壤食物网最为成熟稳定,其结构化程度和能量代谢功能达到最高水平。然而,当苜蓿种植年限>7年时,线虫数量和代谢足迹显着下降,土壤食物网结构与功能呈现明显退化趋势。（5）黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落特征和演变规律具有显着差异。在自然恢复草地、人工苜蓿草地和人工柠条灌木林中,植食线虫为优势营养类群,而在次生林中,优势线虫为食真菌或食细菌线虫。线虫多样性指数和瓦斯乐卡指数均表现为次生林最优,其次为柠条灌木林,再次为自然恢复草地,最后为人工苜蓿草地,表明林地生态系统土壤食物网具有更高的物种多样性和结构稳定性,土壤健康状况较好。Net-work分析结果也表明次生林和柠条灌木林线虫群落内不同类群相互作用更为复杂多样。基于平均值法计算的线虫群落综合指数也表现为次生林（0.44）>人工柠条灌木林（0.10）>自然恢复草地（-0.12）>人工苜蓿草地（-0.18）,并且与生态系统多功能性表现出较好的相关性,表明该指数能有效指示植被恢复的生态效应。（6）在草地生态系统中,植被恢复后期线虫数量、代谢足迹和成熟度指数均有所下降,植物能量通道权重增大,土壤食物网呈现一定的退化趋势,特别是在人工苜蓿草地中更为强烈。与草地生态系统相比,林地生态系统土壤食物网稳定性更强,其中人工柠条灌木林在种植35年样地,真菌能量通道权重有所增加,而次生林在乔木森林群落阶段,细菌和真菌能量通道权重明显升高,植物能量通道权重下降,能量通道比例更加均衡,促使土壤食物网的能流途径向更加多样化和高效的方向发展。（7）在黄土高原植被恢复过程中,自下而上（bottom-up）的资源控制效应是土壤线虫群落演变的主要驱动力。草地生态系统中凋落物和根系生物量的变化通过细菌和真菌能量通道,调控食细菌线虫、食真菌线虫和捕杂食线虫的代谢功能。尽管草地中发达的根系资源显着促进了植食线虫代谢足迹增加,导致植物通道在食物网中占据优势,但该通道连通性低,未能向更高营养级有效传递能量。在林地生态系统中,细根根系生物量变化通过细菌通道和植物通道,引起土壤线虫群落的结构和代谢功能的改变,其土壤食物网相比草地生态系统具有更高的能量利用效率。另外,次生林生态系统中,凋落物生物量的变化通过影响土壤含水量,改变线虫生境条件,直接对捕-杂食线虫代谢足迹产生影响,导致自上而下（top-down）的捕食作用可能增强,使土壤食物网具有双向驱动机制特征。
沈凇涛[7]（2021）在《农牧废弃物改良高寒草原沙化土壤的效应研究》文中研究说明若尔盖高寒草原地处青藏高原向四川盆地过渡地带,草地沙化已严重威胁该区域生态安全。选择若尔盖高寒草地的若尔盖县和红原县典型区,采用典型指标分析方法,刻画了草地沙化及恢复过程中土壤理化性质变化特征,并对农牧废弃物施加对沙化土壤及植被生长的影响进行了定量;进而采用主成份分析法,综合评估了不同农牧废弃物对高寒沙化土壤的改良效果;主要结果如下:（1）若尔盖高寒草地土壤沙化特征及植被治沙现状土壤沙化造成土壤有机碳及团聚体组成发生明显变化。随着沙化程度的加剧,土壤总有机碳含量显着降低,2mm以上粒级团聚体有机碳降低而0.25mm以下粒级升高;土壤团聚体表现为稳定性降低,大团聚体向微团聚体转变。当地主要植被治沙方式红柳种植增加了地表有机覆盖,但土壤有机碳含量在红柳种植前期增加并不明显,10-15年后才有着明显的提升;红柳种植使沙化土壤2mm以上粒级团聚体含量显着增加,但未能改变沙化土壤以0.25mm以下粒级微团聚体为主体的原有格局。（2）农牧废弃物对沙化土壤物理性质的影响农牧废弃物的施加能有效改善高寒沙化土壤的物理性质。施用当年,秸秆、菌渣制品就能提高沙土含水率、降低容重、改善团聚结构、增大毛管孔隙及提高田间持水能力;施用次年更是达到显着水平（P<0.05）。秸秆和菌渣改良沙土物理性质的效果均随时长而增加,不同的是二者达到在实验监测期的效果持久性所需的施用量不同,菌渣消耗更大。沙化土壤施加农牧废弃物后,土壤疏松情况得以改善,结构得以改良,将有利于沙化土壤保肥能力的提高。（3）农牧废弃物对沙化土壤有机碳库的影响农牧废弃物含丰富的有机质,能有效的增加沙化土壤有机碳库的容量,提高碳库管理指数。秸秆施加沙土使总有机碳、活性有机碳的含量显着（P<0.05）升高,且效果随施用量及处理时长的增加而提高。施用当年,菌渣处理就使沙土微生物量碳增加了373.27%,次年更是高达1007.03%;秸秆施用量达18 t·hm-2后,可保证碳库管理指数的持续升高。农牧废弃物的施加提高了有机质含量,增加土壤活性有机碳储备,为土壤微生物提供丰富碳源,对沙化土壤有机碳库扩容及碳循环过程改善具有积极作用。（4）农牧废弃物对沙化土壤养分及下渗的影响农牧废弃物含有大量的营养物质,能有效提高沙化土壤养分含量并降低下渗率。秸秆处理在增加沙土全氮含量上随时间增长而总体升高,从实验监测期开始到结束,分别平均增加56.59%到78.51%;菌渣处理沙土全氮含量随施用量的增加而升高,施用量超过24 t·hm-2后,仍有继续显着提高沙土全氮含量的趋势;秸秆、菌渣也能在高施用量处理中显着（P<0.05）降低外源养分下渗率。农牧废弃物的施加为沙化土壤提供丰富养分,刺激土壤微生物的快速发育,加速农牧废弃物降解的同时改良土壤结构、提高保肥能力,从而降低外源养分下渗率并进一步增加土壤养分含量。（5）农牧废弃物对沙化土壤植被生长的影响农牧废弃物施加促进了沙化土壤植被生长。秸秆处理黑麦草当年基本苗数平均增加了18.74%,次年达到43.11%,存活率随秸秆施用年限增长而提高;菌渣处理黑麦草株高随施用量增加显着（P<0.05）升高,18 t·hm-2的施用量基本满足株高增长所需;秸秆、菌渣处理黑麦草叶绿素含量均随施用年限增长及施用量加大而显着（P<0.05）提高,二者在根系形态、地上生物量等指标的提升上也均有明显效果。添加农牧废弃物,能优化沙化土壤结构、缓解有机质及养分缺失、改善水肥现状,从而对植被在沙化土壤的生长起到促进作用。（6）农牧废弃物制品改良高寒沙化草地效果对比在同一施用条件下,不同农牧废弃物在提高持水保肥能力、贡献有机碳库等方面年际差异明显,野外田间种植黑麦草的生理响应也不尽相同。施用当年,生物炭在土壤含水率、黑麦草地上重量等指标上优势突出;而秸秆则在有机碳库、养分两类指标上表现优异;其他如容重、基本苗、根系形态、叶绿素等指标表现上,三种农牧废弃物制品均优于牛粪。施用次年,土壤有机碳库、植被生长所有的指标均表现为秸秆>菌渣>生物炭>牛粪,且差异显着（P<0.05）。从高寒沙地土壤改良实验周期内效果来看,秸秆效果最好,其次是菌渣,最后是生物炭和牛粪。丰富有机质是若尔盖高寒沙化土壤改良的关键。本文以外源有机质施加后土壤性质的变化为基础,结合植被生理响应,阐释了农牧废弃物对沙化土壤的改良效应,建立了废物资源化与沙化草地生态修复的联系,可为高寒草原沙化治理提供有益参考。
尚欣怡[8]（2021）在《内陆盐沼两种典型植物群落土壤有机碳库稳定性及其影响因素研究》文中研究表明湿地是陆地生态系统重要的碳库和碳汇,在全球碳循环和减缓气候变暖等方面起着十分重要的作用,增加湿地碳汇、推进绿色低碳发展是我国生态文明建设的重要组成部分。内陆盐沼是绿洲重要的水源涵养地,往往处于绿洲与荒漠化共轭演变的重要位置,在维护区域气候安全、生态安全和生物多样性等方面发挥着不可替代的作用。湿地土壤有机碳库的研究对评价区域植被恢复效益、促进生态平衡具有重要意义。本文选取秦王川生态保育区内盐地碱蓬和盐角草群落作为研究对象,以野外调查获取的植物群落数据、土壤样品和实验数据为依托,比较典型植物群落群落特征和土壤理化性质的各项指标,通过差异性分析、相关分析和逐步回归分析探讨了内陆盐沼两种典型群落的组成和结构、土壤理化性质、土壤生物学性质、土壤有机碳含量、团聚体有机碳含量与碳库稳定性的相互关系,探明内陆盐沼土壤有机碳库稳定性的影响因素,以期为内陆盐沼延长土壤碳驻留时间,增加土壤固碳潜力以及盐生植被的保育与科学恢复策略实施提供科学依据。主要研究结论如下:（1）盐地碱蓬和盐角草群落在内陆盐沼湿地分布广泛,是该地区的修复物种和优势物种。两种典型群落物种组成较为丰富,盐地碱蓬Shannon-weiner指数、Simpson指数、Pielou指数和Margalef指数均大于盐角草群落。（2）两种典型群落土壤物理性质差异显着（P<0.05）,盐角草群落土壤含水量和地下生物量均显着高于碱蓬群落（P<0.05）,两种群落地下生物量均随土层深度加深逐渐减少,盐角草群落土壤盐分含量相比于盐地碱蓬较低。（3）两种典型群落土壤养分在0-30cm 土层分布具有明显的表聚性,土壤酸碱度、阳离子交换量、细菌总量、微生物量碳和土壤碳氮比均是表层含量显着大于底层（P<0.05）。（4）两种典型群落土壤总有机碳含量差异较大（P<0.05）,同一群落均表现为Ⅴ型分布,不同群落间表现为盐角草>盐地碱蓬群落。盐地碱蓬群落和盐角草群落均在>2mm和<0.25mm粒径团聚体有机碳和活性有机碳含量较高。两种群落活性有机碳含量在0-30cm 土层呈逐渐减少趋势,不同土层间活性有机碳含量差异显着（P<0.05）。盐角草群落碳库活度和碳库管理指数相对较高,表明在内陆盐沼地区,盐角草群落可以显着改善土壤有机质状况和碳库质量、增强碳库稳定性,在湿地碳固存和积累方面发挥着重要作用。（5）两种典型植物群落数量与结构特征、土壤理化性质、生物学性质和团聚体有机碳、活性有机碳含量均对土壤碳库稳定性产生一定的影响。其中,平均高度、平均密度、地上生物量、枯落物、植物群落碳氮比、土壤盐分、土壤容重、阳离子交换量、pH值、细菌总量和>2mm粒径团聚体有机碳与活度指数、碳库指数和碳库管理指数呈显着负相关（P<0.01）,平均高度、Simpson指数、枯落物、土壤盐分、CEC、pH值、土壤碳氮比、易氧化有机碳含量和>2mm粒径团聚体有机碳是土壤碳库稳定性的直接影响因素。
王亚麒[9]（2021）在《长期种植施肥模式对烟地生产力和养分状况的影响》文中研究表明烤烟是我国重要的经济作物之一,种植施肥对烟叶产量和品质的影响巨大。由于我国人口众多,土地资源匮乏,烤烟连作现象十分普遍。同时,烤烟也是需肥较多的作物,在长期连作和大量施肥条件下产生了一系列生产问题,如烟地生产力下降,连作障碍严重,土壤理化、生物学性质恶化,养分不均衡积累,肥料利用率降低和环境污染等。为了维持连作高产,烟农不得不加大肥料用量,造成恶性循环。但是,有关烤烟种植施肥的研究一般以短期试验为主,难以全面系统地了解长期种植施肥条件下,烟地生产力和肥力肥效的演变规律。为此,贵州省遵义市烟草公司于2004年在三岔烟草科技园建立了烟地长期肥力肥效监测基地,试验处理涵盖了当地的主要种植模式（烤烟连作和烤烟-玉米轮作）和施肥措施（单施化肥和化肥有机肥配施）。本文基于2004～2020年遵义市烟地肥力肥效长期定位监测数据（本人采集近4年的数据）,以烟地作物产量、养分输入（施肥和降雨）、养分输出（包括淋溶和作物吸收）和土壤微生物种群变化为切入点,在烤烟连作和烤烟-玉米轮作,单施化肥和化肥有机肥配施条件下,对烟地生产力、土壤养分和微生物群落变化展开研究,揭示它们的变化趋势,了解当地主要种植施肥措施对作物产量和土壤的影响,为保持当地烤烟生产的长期、健康和可持续发展提供科学依据和技术支持。主要研究结果如下:（1）在烤烟连作和烤烟-玉米轮作两种不同种植模式下,烟叶产量和品质在多数年份无显着差异,发生病害是连作烤烟在某些年份产量降低的主要原因。在轮连作的烟地土壤上,冬季均种植黑麦草,可能有益于消减烤烟连作障碍。在化肥有机肥配施和单施化肥的两种施肥处理中,作物（指烤烟、玉米和黑麦草的统称,下同）的产量在初期较长的一段时间内无显着差异,随后前者的作物产量逐渐高于后者;在不施肥的处理中,作物产量最低。因此,在供试土壤上,施肥对烤烟产量的影响大于种植模式,化肥有机肥配施对作物产量的有益作用需要较长的时间才能表现出来。在不施肥条件下,尽管作物产量最低,但仍然维持一定产量,说明长期不施肥条件下土壤仍具有一定的供肥能力。（2）烟地作物的养分吸收量的变化规律类似作物产量,即在轮连作处理之间,作物养分吸收量在多数年份无显着差异;不施肥作物的养分吸收量最低;在化肥有机肥配施和单施化肥的处理中,作物养分吸收量初期无显着差异,后逐渐表现为前者显着高于后者。就肥料经济效益（施用单位肥料获得的经济产量）而言,施肥处理的肥料经济效益在前期无显着差异,随着种植年限延长,化肥有机肥配施逐渐高于单施化肥。（3）土壤养分淋失以硝态氮和钾为主,分别为22.69～39.70 kg ha-1和16.35～32.39 kg ha-1,占施肥量的19.10%～40.54%和7.76%～18.65%。经地下径流淋失的磷可忽略不计。黄壤富含铁、铝,对磷的固定作用较强,但土壤胶体对硝态氮和钾的吸附能力较弱,这可能是导致上述现象的重要原因。在化肥有机肥配施的土壤中,氮钾淋失量显着低于单施化肥,原因之一可能与长期施用有机肥促进形成大团聚体有关,从而减少了氮钾的淋溶损失。（4）降雨输入烟地的磷钾较少,对作物营养的贡献可以忽略;年降雨中氮的输入量为20.8923.20 kg ha-1,占烤烟施肥量的16.02%16.85%。其中,铵态氮、硝态氮和可溶性有机氮分别占总氮沉降量的39.65%49.37%、24.74%32.29%和24.12%30.33%。说明氮的湿沉降对烟地作物的氮素营养有一定的补充作用,尤其对不施肥土壤（对照）有重要贡献。（5）在施肥处理中,土壤全量和有效氮磷钾养分含量随种植时间延长而提高,说明在施肥的土壤中,养分输入大于养分输出;而在轮连作的土壤中,土壤养分含量无显着差异,表明不同种植模式对土壤养分亏盈无显着影响。化肥有机肥配施增加了土壤大团聚体（>0.25 mm）比例,尤其是大团聚体内部的0.0530.25 mm团聚体的数量,前者（>0.25 mm大团聚体）对土壤氮、磷、钾贡献率分别由51.52%、52.31%和62.56%（单施化肥）提高至55.34%、57.27%和63.92%（化肥有机肥配施）;后者（0.0530.25 mm团聚体）对土壤氮、磷、钾贡献率则分别由28.27%、28.85%和30.33%（单施化肥）提高至30.36%、33.49%和31.54%（化肥有机肥配施）。因此,化肥有机肥配施改变了烟地土壤养分在土壤孔隙中的空间分布,促进了土壤养分的保蓄。（6）与烤烟连作和单施化肥处理相比,在化肥有机肥配施和烤烟-玉米轮作的土壤中,微生物生物量碳氮、细菌和真菌群落的多样性显着增加,说明施用有机肥和合理轮作改善了微生物生存的土壤环境,促进了微生物的生长繁殖,数量增加,群落结构优化,有益于土壤有机质和养分循环。此外,土壤微生物合成蔗糖酶、淀粉酶、纤维素酶、脲酶、硝酸还原酶和亚硝酸还原酶有关通路的相对丰度也显着增加,土壤微生物分泌的有机酸和H+增多,有益于土壤碳氮转化和难溶性磷酸盐溶解。综上所述,“烤烟-玉米轮作（冬季种植黑麦草）+化肥有机肥配施”的生产模式能够促进土壤大团聚体形成,增加土壤微生物生物量和种群多样性,活化土壤难溶性磷,减少土壤硝态氮和钾淋失以及提高作物产量。因此,该种施肥种植模式可考虑在当地烟区推广应用。
王静[10]（2021）在《高寒草甸不同植被微斑块土壤有机碳组分周转时间及其影响因素》文中指出陆地生态系统碳循环模型是研究土壤有机碳动态最常用的方法,但是由于土壤各碳库周转时间等关键参数还未被准确量化,对于土壤碳动态的研究尚存在巨大的不确定。青藏高原高寒草甸由于气候变化和不合理的人类活动,造成高寒草甸退化,导致了高寒草甸的微斑块化,其必然会影响土壤有机碳周转。然而,目前对不同植被微斑块土壤有机碳组分周转时间的研究还未见报道。本研究通过采用数据同化方法分析高寒草甸不同植被微斑块土壤有机碳矿化,研究不同植被微斑块土壤碳各组分的周转时间,同时通过分析植被特征、土壤理化性状和微生物特征,阐明土壤有机碳各组分周转时间的影响因素及其机制。研究结果有助于深入了解高寒草甸退化后土壤有机碳周转,为准确估计青藏高原高寒草甸碳动态提供科学依据。主要研究结果如下:（1）原生植被、珠芽蓼和黄帚橐吾微斑块间总生物量无显着差异,都显着低于金露梅微斑块。珠芽蓼和原生植被微斑块的根系木质素含量显着最高,其次为金露梅和黄帚槖吾微斑块,裸地微斑块的最低。（2）原生植被、金露梅和珠芽蓼微斑块的土壤含水量、粘粒和粉粒含量显着高于黄帚槖吾和裸地微斑块。除金露梅微斑块外,原生植被改变后,土壤有机碳、全氮和C:N均有不同程度的降低。原生植被变化后,大团聚体含量和团聚体稳定性均降低,但仅裸地微斑块显着降低;不同粒级团聚体有机碳含量和C:N变化趋势基本都表现为原生植被、金露梅和珠芽蓼>黄帚槖吾和裸地。在不同植被微斑块下均以大团聚体（0.25mm～2mm）为主,大团聚体含量主要受到植被生物量、粘粒含量和有机碳影响。（3）土壤微生物量碳和氮、β葡萄糖苷酶（BG酶）、亮氨酸氨基态肽酶（LAP酶）和酸性磷酸酶（AP酶）活性在不同植被微斑块下变化趋势不一致,总体上金露梅微斑块最高,裸地微斑块最低。土壤微生物量C:N和微生物熵在黄帚橐吾微斑块中最高,原生植被最低。（4）经过359天的矿化培养,不同植被微斑块下土壤有机碳累积矿化量变化范围为68.18～152.49 g kg-1SOC,黄帚槖吾和裸地微斑块土壤有机碳损失最高,珠芽蓼微斑块次之,原生植被和金露梅植被微斑块最低。数据同化分析表明土壤活性碳库比率、活性和慢性碳库周转时间可以很好被估算。原生植被活性碳库和慢性碳库周转时间最长（78天和23.4年）,金露梅微斑块活性碳库周转时间最短（58天）,裸地微斑块慢性碳库周转时间最短（5.1年）。（5）根据结构方程分析结果表明,模型能够分别解释活性和慢性有机碳周转时间变化的46%和85%。活性碳库周转时间主要受总生物量和微生物熵的影响,慢性碳库周转时间主要受到粘粒含量、微生物熵和pH的影响。
二、四种不同植被覆盖下的红壤微生物量碳、氮的差异（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、四种不同植被覆盖下的红壤微生物量碳、氮的差异（论文提纲范文）
（1）不同土地利用方式下红壤PLFA指纹的差异及其影响因素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤微生物及其功能 |
| 1.2.2 土壤微生物量概念及其作用 |
| 1.2.3 不同土地利用方式对土壤微生物群落的影响 |
| 1.2.4 不同土地利用方式对土壤微生物熵的影响 |
| 1.3 研究问题的提出及目的 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 不同土地利用方式下土壤微生物群落和微生物熵特征 |
| 2.1.2 影响土壤微生物群落和微生物熵的主要因素分析 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 研究方案 |
| 2.3.1 试验区概况 |
| 2.3.2 试验设计 |
| 2.3.3 土壤样品采集及前处理 |
| 2.3.4 土壤样品分析 |
| 2.3.5 数据统计与分析 |
| 第三章 不同土地利用方式下土壤PLFA指纹及其影响因素 |
| 3.1 不同土地利用方式下土壤微生物群落的差异特征 |
| 3.1.1 不同土地利用方式下土壤微生物群落的PLFA含量 |
| 3.1.2 不同土地利用方式下土壤微生物群落的相对丰度 |
| 3.1.3 不同土地利用方式下土壤微生物群落的结构 |
| 3.1.4 不同土地利用方式下土壤微生物群落的多样性指数 |
| 3.2 不同土地利用方式下土壤的理化性质特征 |
| 3.3 不同土地利用方式下影响土壤微生物群落的因素分析 |
| 3.3.1 不同土地利用方式下土壤微生物群落和环境因子的关系 |
| 3.3.2 土壤微生物群落主成分分析 |
| 3.3.3 土壤微生物与环境因子的冗余分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同土地利用方式下土壤PLFA指纹的特征及其差异 |
| 3.4.2 不同土地利用方式下土壤PLFA指纹差异的影响因素分析 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 不同土地利用方式下土壤微生物熵及其影响因素 |
| 4.1 不同土地利用方式下土壤微生物胞外酶活性特征 |
| 4.2 不同土地利用方式下土壤微生物量碳氮特征 |
| 4.3 不同土地利用方式下土壤微生物熵特征 |
| 4.4 不同土地利用方式下影响土壤微生物熵的因素分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 不同土地利用方式对土壤微生物胞外水解酶活性的影响 |
| 4.5.2 不同土地利用方式对土壤微生物量碳氮的影响 |
| 4.5.3 不同土地利用方式对土壤微生物熵的影响 |
| 4.6 小结 |
| 第五章 全文结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（2）桉树与红锥混交对植物-土壤-微生物生态化学计量特征的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 生态化学计量学国内外研究进展 |
| 1.2.1 生态化学计量学发展概况 |
| 1.2.2 生态化学计量学的基本理论 |
| 1.2.3 国内外研究现状 |
| 1.3 植物生态化学计量学研究进展 |
| 1.3.1 植物叶片生态化学计量学研究进展 |
| 1.3.2 凋落物生态化学计量学研究进展 |
| 1.4 土壤生态化学计量学研究进展 |
| 1.5 土壤微生物生态化学计量学研究进展 |
| 1.5.1 土壤微生物生物量C、N、P化学计量学研究进展 |
| 1.5.2 土壤酶生态化学计量学研究进展 |
| 1.6 植物-土壤-微生物系统生态化学计量学研究进展 |
| 1.7 研究的目的和意义 |
| 1.8 研究的技术路线 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地质地貌 |
| 2.1.3 气候特征 |
| 2.1.4 土壤条件 |
| 2.1.5 植被特征 |
| 2.2 试验林分构建 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样地设置及林分调查 |
| 2.3.2 植物调查和样品采集 |
| 2.3.3 土壤调查和样品采集 |
| 2.3.4 室内样品分析方法 |
| 2.3.4.1 叶片和凋落物C、N、P含量的测定 |
| 2.3.4.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.3.4.3 土壤酶活性的测定 |
| 2.3.4.4 土壤微生物生物量C、N、P含量的测定 |
| 2.4 数据统计与分析 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 不同林分植物生态化学计量特征 |
| 3.1.1 不同林分叶片生态化学计量特征 |
| 3.1.1.1 不同林分叶片C、N、P含量特征 |
| 3.1.1.2 不同林分叶片C、N、P化学计量比特征 |
| 3.1.2 不同林分凋落物生态化学计量特征 |
| 3.1.2.1 不同林分凋落物C、N、P含量特征 |
| 3.1.2.2 不同林分凋落物C、N、P化学计量比特征 |
| 3.1.3 叶片与凋落物生态化学计量特征的相关性 |
| 3.2 不同林分、土层的土壤理化性质和养分生态化学计量特征 |
| 3.2.1 土壤理化性质 |
| 3.2.1.1 林分和土层及其交互作用对土壤理化性质的影响 |
| 3.2.1.2 不同林分、土层的土壤基本理化性质 |
| 3.2.2 不同林分、土层的土壤养分生态化学计量特征 |
| 3.2.2.1 林分和土层及其交互作用对土壤养分化学计量特征的影响 |
| 3.2.2.2 不同林分、土层的土壤C、N、P含量特征 |
| 3.2.2.3 不同林分、土层的土壤C、N、P化学计量比特征 |
| 3.2.2.4 土壤理化性质与养分化学计量特征的相关性 |
| 3.2.2.5 土壤理化性质与养分化学计量特征的冗余分析 |
| 3.3 不同林分、土层的土壤微生物生物量生态化学计量特征 |
| 3.3.1 林分和土层及其交互作用对土壤微生物量化学计量特征的影响 |
| 3.3.2 不同林分、土层的土壤微生物量C、N、P含量特征 |
| 3.3.3 不同林分、土层的土壤微生物量C、N、P化学计量比特征 |
| 3.3.4 土壤理化性质与微生物量化学计量特征的相关性 |
| 3.3.5 土壤理化性质与微生物量化学计量特征的冗余分析 |
| 3.4 不同林分、土层的土壤酶生态化学计量特征 |
| 3.4.1 林分和土层及其交互作用对土壤酶化学计量特征的影响 |
| 3.4.2 不同林分、土层的土壤酶活性 |
| 3.4.3 不同林分、土层的土壤酶化学计量比 |
| 3.4.4 土壤理化性质、微生物量与土壤酶化学计量特征的相关性 |
| 3.4.5 土壤理化性质、微生物量与土壤酶化学计量特征的冗余分析 |
| 3.5 植物、土壤和土壤微生物生态化学计量特征之间的关系 |
| 3.5.1 植物与土壤养分生态化学计量特征的相关性 |
| 3.5.2 土壤养分与微生物生态化学计量特征的相关性 |
| 3.5.3 植物与土壤微生物生态化学计量特征的相关性 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 桉树与红锥混交对植物生态化学计量特征的影响 |
| 4.1.1 桉树与红锥混交对叶片生态化学计量特征的影响 |
| 4.1.2 桉树与红锥混交对凋落物生态化学计量特征的影响 |
| 4.2 桉树与红锥混交对土壤养分生态化学计量特征的影响 |
| 4.3 桉树与红锥混交对土壤微生物生态化学计量特征的影响 |
| 4.3.1 桉树与红锥混交对土壤微生物量生态化学计量特征的影响 |
| 4.3.2 桉树与红锥混交对土壤酶生态化学计量特征的影响 |
| 4.4 植物、土壤和土壤微生物生态化学计量特征的相关性分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 5.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表论文情况 |
| 论文资助项目 |
（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）植被退化对尕海湿草甸土壤理化性质和酶活性的影响（论文提纲范文）
| 论文资助说明 |
| 摘要 |
| SUMMARY |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 植被退化研究现状 |
| 1.3.2 植被退化对土壤物理特征的影响 |
| 1.3.3 植被退化对土壤养分特征的影响 |
| 1.3.4 植被退化对土壤有机碳的影响 |
| 1.3.5 植被退化对土壤活性有机碳组分的影响 |
| 1.3.6 植被退化对土壤酶活性的影响 |
| 1.3.7 湿地研究现状 |
| 1.4 研究内容与目标 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究目标 |
| 1.5 拟解决的关键科学问题及技术路线 |
| 1.5.1 拟解决的关键科学问题 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.4 测定方法 |
| 2.4.1 土壤物理性状测定方法 |
| 2.4.2 土壤养分的测定方法 |
| 2.4.3 土壤有机碳不同组分的测定方法 |
| 2.4.4 土壤酶活性的测定方法 |
| 2.5 数据分析 |
| 第三章 不同植被退化程度下土壤物理性质的变化 |
| 3.1 植被退化对土壤容重的影响 |
| 3.2 植被退化对土壤p H值的影响 |
| 3.3 植被退化对土壤颗粒组成的影响 |
| 3.4 植被退化对土壤孔隙度的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 不同植被退化程度下土壤养分的季节动态 |
| 4.1 植被退化对土壤全氮的影响 |
| 4.2 植被退化对土壤全磷的影响 |
| 4.3 植被退化对土壤有机碳的影响 |
| 4.4 植被退化对土壤化学计量比的影响 |
| 4.5 土壤物理性质与养分的相关性 |
| 4.6 讨论 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 不同植被退化程度下碳组分在植物生长季内的月变化特征 |
| 5.1 植被退化对生长季土壤微生物量碳的影响 |
| 5.2 植被退化对生长季土壤水溶性有机碳的影响 |
| 5.3 植被退化对生长季土壤易氧化有机碳的影响 |
| 5.4 植被退化对生长季土壤颗粒有机碳的影响 |
| 5.5 植被退化对生长季土壤轻组有机碳的影响 |
| 5.6 植被退化对生长季土壤有机碳的影响 |
| 5.7 植物生长季土壤有机碳与有机碳不同组分间的相关性 |
| 5.8 讨论 |
| 5.9 小结 |
| 第六章 不同植被退化程度下土壤碳组分的季节动态 |
| 6.1 植被退化对土壤微生物量碳的影响 |
| 6.2 植被退化对土壤水溶性有机碳的影响 |
| 6.3 植被退化对土壤易氧化有机碳的影响 |
| 6.4 植被退化对土壤颗粒有机碳的影响 |
| 6.5 植被退化对土壤轻组有机碳的影响 |
| 6.6 土壤有机碳不同组分的影响因素 |
| 6.7 讨论 |
| 6.8 小结 |
| 第七章 不同植被退化程度下土壤酶活性的季节动态 |
| 7.1 植被退化对土壤脲酶活性的影响 |
| 7.2 植被退化对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 7.3 植被退化对土壤淀粉酶活性的影响 |
| 7.4 植被退化对土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 7.5 土壤理化性质与酶活性的相关性 |
| 7.6 讨论 |
| 7.7 小结 |
| 第八章 不同植被退化程度下土壤碳储量、碳库特征及土壤质量综合评价 |
| 8.1 植被退化对土壤有机碳储量的影响 |
| 8.2 植被退化对土壤碳库的影响 |
| 8.3 不同植被退化程度下土壤质量综合评价 |
| 8.3.1 评价模型的建立 |
| 8.3.2 计算主成分得分及综合得分 |
| 8.4 讨论 |
| 8.5 小结 |
| 第九章 结论与展望 |
| 9.1 结论 |
| 9.2 特色与创新 |
| 9.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 在读期间发表论文和研究成果等 |
| 导师简介 |
（5）山杨和辽东栎光合碳的分配及土壤有机碳的微生物形成机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题目的和意义 |
| 1.2 选题依据 |
| 1.2.1 森林植被地上及地下部分碳的循环 |
| 1.2.2 碳稳定同位素在探究碳循环中的应用 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 根际沉积碳对土壤有机碳贡献 |
| 1.3.2 枯落物分解对土壤有机碳的贡献 |
| 1.3.3 微生物在枯落物分解过程中的作用 |
| 1.3.4 碳稳定同位素在植被-土壤系统碳转化中的应用 |
| 1.4 研究中存在的问题及本研究切入点 |
| 第二章 研究内容、研究方法及研究区概况 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 ~(13)C原位标记试验 |
| 2.2.2 叶片分解试验 |
| 2.2.3 土壤矿化试验 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 研究区概况 |
| 2.5 项目测定方法 |
| 2.6 数据处理 |
| 第三章 光合碳在植物-土壤中的分配 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 山杨和辽东栎光合碳在植物不同器官间的分配 |
| 3.1.2 山杨和辽东栎土壤中富集的光合碳 |
| 3.1.3 山杨和辽东栎根际沉积碳对土壤有机碳的贡献 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 山杨和辽东栎光合碳在植物-土壤中的分配 |
| 3.2.2 山杨和辽东栎根际沉积碳对土壤有机碳的贡献 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 叶片分解对土壤有机碳的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 山杨和辽东栎叶片分解过程中土壤有机碳含量变化特征 |
| 4.1.2 山杨和辽东栎土壤有机碳中富集的叶片来源碳变化特征 |
| 4.1.3 山杨和辽东栎叶片分解对土壤矿化作用的影响 |
| 4.1.4 山杨和辽东栎叶片碳氮磷化学计量比对土壤矿化作用的调控 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 山杨和辽东栎土壤有机碳及有机碳组分富集的叶片碳变化特征 |
| 4.2.2 山杨和辽东栎叶片分解对土壤有机碳矿化的影响 |
| 4.2.3 山杨和辽东栎叶片分解对土壤有机碳分解的激发效应 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 叶片分解过程中微生物群落结构及微生物酶学响应机制 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 山杨和辽东栎土壤微生物活体标志物(PLFA)含量变化特征 |
| 5.1.2 山杨和辽东栎土壤胞外酶及氧化酶活性变化特征 |
| 5.1.3 山杨和辽东栎土壤微生物碳氮磷受限状态及内稳态 |
| 5.1.4 土壤胞外酶活性及化学计量比对微生物群落的影响 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 山杨和辽东栎土壤微生物群落变化特征 |
| 5.2.2 山杨和辽东栎土壤酶活性变化特征 |
| 5.2.3 山杨和辽东栎土壤酶活性化学计量比对土壤微生物群落的调控 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 叶片分解过程中的微生物周转及存留过程 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 山杨和辽东栎土壤微生物残体标志物含量变化特征 |
| 6.1.2 山杨和辽东栎土壤微生物残体标志物中~(13)C含量变化特征 |
| 6.1.3 山杨和辽东栎土壤微生物生长策略、碳利用效率和周转期 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 山杨和辽东栎叶片分解过程中土壤氨基糖含量变化特征 |
| 6.2.2 山杨和辽东栎叶片分解过程中土壤氨基糖中~(13)C含量变化特征 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 叶片分解过程中土壤有机碳形成的微生物作用机制 |
| 7.1 结果与分析 |
| 7.1.1 叶片分解过程中微生物来源碳对土壤有机碳的贡献 |
| 7.1.2 叶片分解过程中土壤有机碳化学结构及形成效率 |
| 7.1.3 叶片分解过程中土壤激发效应的“协同代谢” |
| 7.2 讨论 |
| 7.2.1 山杨和辽东栎叶片分解对土壤有机碳的贡献 |
| 7.2.2 山杨和辽东栎叶片分解过程中微生物作用机制 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 本研究存在的问题及未来研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤线虫多样性 |
| 1.1.1 物种多样性 |
| 1.1.2 营养类群多样性 |
| 1.1.3 生活史多样性 |
| 1.1.4 功能团多样性 |
| 1.2 土壤线虫的生态功能与生物指示作用 |
| 1.2.1 线虫的生态功能 |
| 1.2.2 线虫的生物指示作用 |
| 1.3 土壤线虫群落的常用指数和分析方法 |
| 1.3.1 多样性指数 |
| 1.3.2 生态功能指数 |
| 1.3.3 代谢足迹 |
| 1.4 植被恢复对土壤线虫群落的影响 |
| 1.4.1 植被恢复方式 |
| 1.4.2 植被恢复年限 |
| 1.4.3 土壤环境因素 |
| 1.4.4 其他因素 |
| 1.5 研究背景与意义 |
| 1.6 拟解决的主要科学问题 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.2 次生林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.3 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.4 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.5 不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及其驱动机制 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 样地选择 |
| 2.2.3 植被调查及分析 |
| 2.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 2.2.5 土壤线虫群落鉴定及分析 |
| 2.2.6 数据分析处理 |
| 2.3 技术路线 |
| 第三章 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 样地选择 |
| 3.2.3 植被调查及分析 |
| 3.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 3.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 3.2.6 数据分析处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 3.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 3.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 3.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 3.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 3.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 草地植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 3.4.2 草地植被演替对土壤线虫群落营养类群的影响 |
| 3.4.3 草地植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 3.4.4 草地植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 3.4.5 草地植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 次生林生态系统土壤线虫群落演变特征和影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 样地选择 |
| 4.2.3 植被调查及分析 |
| 4.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 4.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 4.2.6 数据分析处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 4.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 4.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 4.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 4.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 4.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 森林植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 4.4.2 森林植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 4.4.3 森林植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 4.4.4 森林植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 样地选择 |
| 5.2.3 植被调查及分析 |
| 5.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 5.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 5.2.6 数据分析及处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 5.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 5.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 5.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 5.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 5.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 5.4.2 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫生态指数的影响 |
| 5.4.3 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 5.4.4 人工柠条灌木林生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区概况 |
| 6.2.2 样地选择 |
| 6.2.3 植被调查及分析 |
| 6.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 6.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 6.2.6 数据分析及处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 6.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 6.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 6.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 6.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 6.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 6.4.2 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫生态指数的影响 |
| 6.4.3 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 6.4.4 人工苜蓿草地生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征和驱动机制比较 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 研究区概况 |
| 7.2.2 植被调查及分析 |
| 7.2.3 土壤样品采集及测定 |
| 7.2.4 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 7.2.5 数据分析及处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.3.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫演变规律差异 |
| 7.3.3 黄土高原典型植被生态系统土壤群落Net-work分析 |
| 7.3.4 黄土高原典型植被生态系统的线虫群落综合指数 |
| 7.3.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流分析 |
| 7.3.6 黄土高原植被恢复对土壤线虫群落的影响机制 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.4.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变规律差异 |
| 7.4.3 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落综合指数差异 |
| 7.4.4 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流差异 |
| 7.4.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的驱动机制 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）农牧废弃物改良高寒草原沙化土壤的效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土地沙化治理 |
| 1.2.2 沙化土壤改良 |
| 1.2.3 农牧废弃物改良剂 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 研究区域与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地质地貌 |
| 2.1.2 气候水文 |
| 2.1.3 植被土壤 |
| 2.1.4沙化状况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 若尔盖高寒草原沙化分级方法 |
| 2.2.2 供试材料的制备方法 |
| 2.2.3 实验方案 |
| 2.2.4 分析测试方法 |
| 2.2.5 计算与统计分析 |
| 3 若尔盖高寒草原土壤沙化特征与植被治沙现状 |
| 3.1 高寒草地土壤沙化特征 |
| 3.1.1 土壤含水率 |
| 3.1.2 土壤容重 |
| 3.1.3 土壤团聚体 |
| 3.1.4 土壤有机碳 |
| 3.2 植被治沙土壤特征 |
| 3.2.1 土壤含水率 |
| 3.2.2 土壤容重 |
| 3.2.3 土壤团聚体 |
| 3.2.4 土壤有机碳 |
| 3.3 本章小节 |
| 4 农牧废弃物对高寒沙化土壤物理性质的影响 |
| 4.1 秸秆对沙土物理性质的影响 |
| 4.1.1 土壤含水率 |
| 4.1.2 土壤容重 |
| 4.1.3 土壤团聚体 |
| 4.1.4 毛管孔隙度 |
| 4.1.5 田间持水量 |
| 4.2 菌渣对沙土物理性质的影响 |
| 4.2.1 土壤含水率 |
| 4.2.2 土壤容重 |
| 4.2.3 土壤团聚体 |
| 4.2.4 毛管孔隙度 |
| 4.2.5 田间持水量 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 农牧废弃物对高寒沙化土壤有机碳的影响 |
| 5.1 秸秆对沙土有机碳的影响 |
| 5.1.1 总有机碳 |
| 5.1.2 活性有机碳 |
| 5.1.3 微生物量碳 |
| 5.1.4 碳库管理指数 |
| 5.2 菌渣对沙土有机碳的影响 |
| 5.2.1 总有机碳 |
| 5.2.2 活性有机碳 |
| 5.2.3 微生物量碳 |
| 5.2.4 碳库管理指数 |
| 5.3 本章小节 |
| 6 农牧废弃物对高寒沙化土壤养分及下渗的影响 |
| 6.1 秸秆对沙土养分及下渗的影响 |
| 6.1.1 全氮 |
| 6.1.2 土壤硝态氮 |
| 6.1.3 外源养分下渗率 |
| 6.2 菌渣对沙土养分及下渗的影响 |
| 6.2.1 土壤全氮 |
| 6.2.2 土壤硝态氮 |
| 6.2.3 外源养分下渗率 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 农牧废弃物对高寒沙化土壤植被生长的影响 |
| 7.1 秸秆对植物生长的影响 |
| 7.1.1 基本苗数 |
| 7.1.2 植株高度 |
| 7.1.3 根系形态 |
| 7.1.4 叶绿素含量 |
| 7.1.5 植被重量 |
| 7.2 菌渣对植物生长的影响 |
| 7.2.1 基本苗数 |
| 7.2.2 植株高度 |
| 7.2.3 根系形态 |
| 7.2.4 叶绿素含量 |
| 7.2.5 植被重量 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 农牧废弃物改良若尔盖高寒沙化土壤效应评价 |
| 8.1 指标相关性 |
| 8.2 沙化土壤效应评价 |
| 8.2.1 土壤含水率 |
| 8.2.2 土壤容重 |
| 8.2.3 土壤有机碳 |
| 8.2.4 土壤微生物量碳 |
| 8.2.5 土壤全氮 |
| 8.3 沙生植被效应评价 |
| 8.3.1 基本苗数 |
| 8.3.2 植株高度 |
| 8.3.3 根系形态 |
| 8.3.4 叶绿素含量 |
| 8.3.5 植被重量 |
| 8.4 农牧废弃物综合评价 |
| 8.4.1 施用当年 |
| 8.4.2 施用次年 |
| 8.5 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（8）内陆盐沼两种典型植物群落土壤有机碳库稳定性及其影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2. 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湿地土壤有机碳研究进展 |
| 1.2.2 土壤有机碳库稳定性影响因素研究进展 |
| 1.2.3 内陆盐沼湿地研究进展 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样地选择和样品采集 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.4 数据处理方法 |
| 2.5 研究目的、研究内容 |
| 2.6 技术路线图 |
| 3 典型植物群落植物与土壤特征 |
| 3.1 典型植物群落数量与结构特征 |
| 3.1.1 典型植物群落数量组成 |
| 3.1.2 典型植物群落结构特征 |
| 3.2 典型植物群落土壤物理特征 |
| 3.2.1 典型植物群落土壤水分、容重及电导率 |
| 3.2.2 典型植物群落土壤盐分 |
| 3.2.3 典型植物群落土壤地下生物量 |
| 3.3 典型植物群落土壤化学特征 |
| 3.3.1 典型植物群落阳离子交换量 |
| 3.3.2 典型植物群落土壤酸碱度 |
| 3.3.3 典型植物群落土壤碳氮比 |
| 3.4 典型植物群落土壤生物学特征 |
| 3.4.1 典型植物群落土壤微生物量碳 |
| 3.4.2 典型植物群落土壤细菌数总量 |
| 3.5 讨论与小结 |
| 4 典型植物群落土壤有机碳及其稳定性特征 |
| 4.1 典型植物群落土壤有机碳分布特征 |
| 4.2 典型植物群落土壤活性有机碳分布特征 |
| 4.3 典型植物群落土壤团聚体有机碳和活性有机碳特征 |
| 4.4 典型植物群落土壤有机碳库活度及碳库管理指数特征 |
| 4.5 讨论与小结 |
| 5 典型植物群落土壤有机碳库稳定性影响因素分析 |
| 5.1 土壤有机碳库稳定性与植物群落的关系 |
| 5.1.1 土壤有机碳库稳定性与植被群落的相关分析 |
| 5.1.2 土壤有机碳库稳定性与植物群落的回归分析 |
| 5.2 土壤有机碳库稳定性与物理性质的关系 |
| 5.2.1 土壤有机碳库稳定性与物理性质的相关分析 |
| 5.2.2 土壤有机碳库稳定性与物理性质的回归分析 |
| 5.3 土壤有机碳库稳定性与化学性质的关系 |
| 5.3.1 土壤有机碳库稳定性与化学性质的相关分析 |
| 5.3.2 土壤有机碳库稳定性与化学性质的回归分析 |
| 5.4 土壤有机碳库稳定性与生物学性质的关系 |
| 5.4.1 土壤有机碳库稳定性与生物学性质的相关分析 |
| 5.4.2 土壤有机碳库稳定性与生物学性质的回归分析 |
| 5.5 土壤有机碳库稳定性与团聚体有机碳和活性有机碳的关系 |
| 5.5.1 土壤有机碳库稳定性与团聚体有机碳的相关分析 |
| 5.5.2 土壤有机碳库稳定性与团聚体有机碳的回归分析 |
| 5.6 土壤有机碳库稳定性与微生物量碳和活性有机碳的关系 |
| 5.6.1 土壤有机碳库稳定性与微生物量碳和活性有机碳的相关性 |
| 5.6.2 土壤有机碳库稳定性与微生物量碳和活性有机碳有机碳的回归方程 |
| 5.7 讨论与小结 |
| 6 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文及研究成果 |
（9）长期种植施肥模式对烟地生产力和养分状况的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤长期定位监测试验研究概况 |
| 1.1.1 国外研究概况 |
| 1.1.2 国内研究概况 |
| 1.2 长期种植施肥下作物产量与品质研究进展 |
| 1.2.1 种植模式对作物产量与品质的影响 |
| 1.2.2 施肥对作物产量与品质的影响 |
| 1.2.3 长期种植施肥对烤烟产量与品质的影响 |
| 1.3 长期种植施肥下土壤养分淋失研究进展 |
| 1.3.1 土壤养分淋失及其影响因素 |
| 1.3.2 长期种植施肥对土壤养分淋失的影响 |
| 1.4 降雨养分输入对生态系统的影响研究进展 |
| 1.4.1 降雨养分输入对生态系统的影响 |
| 1.4.2 降雨养分输入对农业生态系统的影响 |
| 1.5 长期种植施肥下土壤养分研究进展 |
| 1.5.1 种植模式对土壤养分的影响 |
| 1.5.2 施肥对土壤养分的影响 |
| 1.5.3 长期种植施肥对植烟土壤养分的影响 |
| 1.6 长期种植施肥下土壤团聚体研究进展 |
| 1.6.1 种植模式对土壤团聚体的影响 |
| 1.6.2 施肥对土壤团聚体的影响 |
| 1.7 长期种植施肥下土壤微生物研究进展 |
| 1.7.1 长期种植施肥对土壤微生物生物量的影响 |
| 1.7.2 长期种植施肥对土壤微生物群落的影响 |
| 1.7.3 长期种植施肥对植烟土壤微生物的影响 |
| 1.8 长期种植施肥下农业系统养分盈亏平衡研究进展 |
| 1.8.1 农业系统养分盈亏平衡特征 |
| 1.8.2 长期种植施肥对农业系统养分盈亏平衡的影响 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 立题依据 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 第3章 种植施肥对烟地作物产量和品质的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验地概况 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品采集与分析 |
| 3.2.4 数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 烤烟产量与品质 |
| 3.3.2 玉米产量与品质 |
| 3.3.3 黑麦草产量与品质 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 作物产量 |
| 3.4.2 作物品质 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 烟地作物对养分的吸收利用 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验地概况 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 烤烟养分吸收量 |
| 4.3.2 玉米养分吸收量 |
| 4.3.3 黑麦草养分吸收量 |
| 4.3.4 肥料的经济效益 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 作物养分吸收量 |
| 4.4.2 肥料的经济效益 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 烟地土壤养分淋失与降雨输入 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地概况 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同施肥下土壤养分淋失状况 |
| 5.3.2 不同种植模式下土壤养分淋失状况 |
| 5.3.3 降雨养分输入 |
| 5.3.4 降雨中各形态氮的月均变化 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 土壤养分淋失 |
| 5.4.2 降雨养分输入 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 烟地养分含量及其在土壤孔隙中的空间分布 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地概况 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品采集与分析 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤养分含量变化特征 |
| 6.3.2 土壤团聚体结构特征 |
| 6.3.3 土壤团聚体养分分布 |
| 6.3.4 土壤团聚体对养分的贡献率 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 土壤养分含量变化特征 |
| 6.4.2 土壤团聚体结构特征 |
| 6.4.3 土壤有机碳在土壤孔隙中的空间分布特征 |
| 6.4.4 土壤氮、磷、钾在土壤孔隙中的空间分布特征 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 烟地土壤微生物对磷的活化及种群变化 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验地概况 |
| 7.2.2 试验设计 |
| 7.2.3 样品采集与分析 |
| 7.2.4 数据处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 微生物生物量碳、氮 |
| 7.3.2 可培养微生物数量 |
| 7.3.3 混合培养液中的有效磷及pH |
| 7.3.4 混合培养液中的有机酸 |
| 7.3.5 土壤细菌、真菌多样性分析 |
| 7.3.6 土壤优势细菌、真菌门 |
| 7.3.7 土壤优势细菌、真菌属 |
| 7.3.8 土壤微生物功能预测 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 土壤微生物生物量碳、氮 |
| 7.4.2 土壤微生物对磷的活化 |
| 7.4.3 细菌、真菌群落结构 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 长期种植施肥下烟地生产力与养分状况综合评价 |
| 8.1 烟地生产力 |
| 8.2 养分状况 |
| 8.2.1 氮 |
| 8.2.2 磷 |
| 8.2.3 钾 |
| 8.3 小结 |
| 第9章 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 研究创新点 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 论文、专利及课题成果展示 |
（10）高寒草甸不同植被微斑块土壤有机碳组分周转时间及其影响因素（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 高寒草地植被微斑块研究进展 |
| 1.2.2 土壤有机碳各组分周转时间及其影响因素的研究进展 |
| 1.2.2.1 土壤有机碳各组分周转时间 |
| 1.2.2.2 土壤有机碳周转的影响因素 |
| 1.3 研究目的及研究意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 高寒草甸不同植被微斑块植物和土壤性状特征 |
| 1.4.2 高寒草甸不同植被微斑块土壤有机碳组分周转时间及其影响因素 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 材料方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 测定方法 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 团聚体特征 |
| 2.3.2 数据同化模型 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 高寒草甸不同植被微斑块植物和土壤性状 |
| 3.1 结果 |
| 3.1.1 不同植被微斑块的植物特征 |
| 3.1.1.1 植物生物量与碳氮含量 |
| 3.1.1.2 植物的纤维素与木质素特征 |
| 3.1.2 不同植被微斑块的土壤理化性状 |
| 3.1.2.1 土壤含水量、质地和pH值 |
| 3.1.2.2 土壤有机碳、全氮和可溶性碳氮 |
| 3.1.2.3 土壤团聚体特征 |
| 3.1.3 不同植被微斑块的土壤微生物性状 |
| 3.1.4 草甸植被微斑块的相关性 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 草甸植被微斑块的土壤理化性质特征 |
| 3.2.2 不同植被微斑块对土壤团聚体特征的影响 |
| 3.2.3 不同植被微斑块对土壤微生物量及酶活性的影响 |
| 第四章 高寒草甸植被微斑块土壤有机碳周转时间及其影响因素 |
| 4.1 结果 |
| 4.1.1 土壤有机碳矿化速率和累积矿化量 |
| 4.1.2 模拟值和观测值比较及参数的约束性 |
| 4.1.3 土壤有机碳各库的分配比率和周转时间 |
| 4.1.4 土壤不同碳库的累积矿化量 |
| 4.1.5 不同碳库有机碳周转时间的影响因素 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 总生物量对有机碳库周转的影响 |
| 4.2.2 粘粒含量对有机碳库周转的影响 |
| 4.2.3 土壤pH值对有机碳库周转的影响 |
| 4.2.4 土壤大团聚体C:N对有机碳库周转的影响 |
| 4.2.5 微生物熵对有机碳库周转的影响 |
| 第五章 结论 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间学术成果 |
| 一、发表国际会议论文 |
| 二、参与课题 |
| 致谢 |
四、四种不同植被覆盖下的红壤微生物量碳、氮的差异（论文参考文献）
- [1]不同土地利用方式下红壤PLFA指纹的差异及其影响因素[D]. 谷慧芳. 中国农业科学院, 2021(09)
- [2]桉树与红锥混交对植物-土壤-微生物生态化学计量特征的影响[D]. 邵文哲. 广西大学, 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]植被退化对尕海湿草甸土壤理化性质和酶活性的影响[D]. 吴江琪. 甘肃农业大学, 2021(01)
- [5]山杨和辽东栎光合碳的分配及土壤有机碳的微生物形成机制[D]. 白雪娟. 西北农林科技大学, 2021
- [6]黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制[D]. 霍娜. 西北农林科技大学, 2021
- [7]农牧废弃物改良高寒草原沙化土壤的效应研究[D]. 沈凇涛. 西南科技大学, 2021(09)
- [8]内陆盐沼两种典型植物群落土壤有机碳库稳定性及其影响因素研究[D]. 尚欣怡. 西北师范大学, 2021(12)
- [9]长期种植施肥模式对烟地生产力和养分状况的影响[D]. 王亚麒. 西南大学, 2021
- [10]高寒草甸不同植被微斑块土壤有机碳组分周转时间及其影响因素[D]. 王静. 兰州大学, 2021(09)