一、林地土壤pH值、磷、钾、有机质和水含量具有可变和可控性（论文文献综述）
卢静昭[1]（2020）在《土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析》文中认为金属资源开采过程中产生的污染物颗粒携带有大量的痕量元素（又称,微量元素、痕量金属等）,这些痕量元素在水、土壤和空气中大量暴露改变了栖息地生态系统平衡,对物种的空间分布和多样性以及人类健康造成了威胁。这种威胁与污染物类型与迁移转化速率、污染物的生物可利用性、以及调查区域的气候、地形地貌和植被特征具有重要关系。对污染物进行溯源分析,了解其迁移转化机制及潜在的污染风险,从而提出针对性的修复决策方案,对理解全球的能源开发及其潜在的环境效应,完善相应的管理措施具有重要意义。据此,本研究主要分为以下几个部分:（1）对燕山山脉某小尺度废弃闪锌矿矿区采矿造成的水土污染进行了溯源分析。Pearson相关矩阵和主成分分析（PCA）表明,该地区土壤中Zn、Cu、Cd和Pb与采矿活动息息相关,平均解释了 44.94%的变量信息。土壤和水体中痕量元素的含量随着距矿区的距离的增加而降低,与尾矿库及开采点相邻的村庄和农田土壤中Zn、Cd和Pb的含量相对较高。污染指数和富集因子表示:农旧土壤中痕量金属的污染程度:Cd>Zn>Cu>Pb>Hg～Cr。与矿山相邻的三个村庄农田土壤痕量金属引起的潜在生态风险按照A（刘家庄）>B（西大地）>C（高板河）的顺序排列,其中,Cd引起的生态风险最严重。人类健康风险评估结果表明,三个村庄中痕量元素的致癌风险为7.90×10-8（A）、8.92×10-8（B）和8.16×10-8（C）,矿区痕量金属元素的各种暴露途径对当地人们并无潜在的癌症风险。但对当地儿童构成了明显的非致癌风险,该风险主要是铅（Pb）元素造成的。（2）基于MIKE21模型平台结合无人机（UAV）搜集的高分辨率（分辨率:500×500 m）矿区空间地理信息图像,考虑水体中多种重金属元素在水体中的分布特征,模拟了研究区域灌溉用水不同流量下Zn、Pb、Cd、Cu、Hg和Cr这6种典型金属元素的迁移速率。研究结果表明:在丰水期,矿山排水与流水汇流后整个河道中Pb、Zn、Cd浓度迅速达到稳定状态,其浓度最高可达0.096 mg L-1、0.76 mg L-1、0.011 mg L-1、0.107 mg L-1,高于国家饮用水水质标准,而Cu和Cr达到稳定后分别为0.041和0.052 mg L-1,几乎无污染。而在枯水期,整个河道中Pb、Zn、Cd、Hg浓度达到稳定后,与丰水期相比其浓度分别下降了 19.8%、15.8%、20.56%和22%。而Cu和Cr达到稳定后与丰水期相比差异不大。该结果说明,矿山排水通过当地水环境对周边生态系统产生胁迫效应,威胁其生态系统平衡。（3）提出一种基于网格化-信息生态网络风险评价模型（FEM-ENA）,用于景观尺度下多种土地利用类型的矿山的生态风险评估。该模型框架基于传统的环境网络分析（Network Enviornmental Analysis,NEA）,根据当地土地利用类型将研究区域划分为一系列的数字网格,然后,计算单个网格（子系统）的风险传递路径和风险发生概率,并推导出每个组件的空间生态风险分布。该方法利用遥感（GIS/RS）技术结合控制分配（CA）解决不同地域兼容性问题,优化了传统模型中整个区域中的单一风险传递路径（用节点和直线表示）,有效提高了模型的准确性。案例分析显示,受污染的土壤对周围的生态环境构成风险,优先影响到植被和微生物。然后,通过食物链和食物网对草食动物和食肉动物构成威胁。从土地利用类型看,风险触发概率:村庄>农田>裸地>林地。敏感度分析显示,当生态系统的输入能量（T1）增加50%时,从草食动物到土壤微生物的控制分配（CA）相应地增加1.00%,从草食动物到食肉动物的CA减少0.71%,显示了该生态风险评估框架的稳健性。（4）采用区间多标准决策分析（IMCDA）探索土壤-植物-大气连续体系（Soil-Plant-Atmosphere Continuum,SPAC）下植物空间格局对植物修复效率的影响。基于溶质吸附曲线和SPAC系统下痕量元素的迁移规律,构建了不同植物组合修复方案的评价指标和评估体系。以三种本地植物（狗尾草、黄蒿和芦苇）的九种种植模式（如,单作、双作和三作）为例,确定了不同情景下最优条件下的植物修复方案。结果表明,污染区土壤中Zn、Cd和Pb的最高浓度为7320.02、14.30、1650.51mg kg-1。当狗尾草、黄蒿和芦苇以a9方式进行混种时对金属元素的吸收率最高（269 mg kg-1 year1）,其成本也最高;其次是a7（235 mg kg-1 year-1）和单种的a2（240 mg kg-1 year-1）。当模拟时间达20年时,最优方案下的土壤残余污染物浓度远低于国家标准,植物根毒性系数为0.12（EC<EC20）,说明修复完成。该方法和结果可为其他污染区域的土壤修复决策方案设计提供理论指导。
曹洲榕[2]（2017）在《超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥研究》文中进行了进一步梳理随着城镇污水处理厂的大量建设和运行,污泥的产量大幅度增加。我国于2015年2月发布的《水污染防治行动计划》（“水十条”）明确指出:在2020年底前,地级及以上城市污泥无害化处理处置率应达到90%以上,由此可见,污泥的处理处置已迫在眉睫。大量研究表明,在污水处理过程中产生的剩余污泥,含有大量有机质和营养元素,是一种有一定价值的资源。因此,开发低碳环保的资源化污泥处理处置技术是目前国内外污水处理行业的研究热点。本文首先分析国内外关于污泥处理处置的主要方法及其优缺点,然后,以污泥处理处置的减量化、无害化和资源化为基本原则,并基于蚯蚓的生态处理功能,选择以污水厂剩余污泥为主要原料,并混合掺加一定量的秸秆和鸡粪,采用超声波破解技术耦合好氧堆肥预处理,结合蚯蚓处理工艺对其进行处置。该研究主要测试了污泥的基本性质、微生物数量、营养物质和重金属含量等指标,进而分析污泥在处理前后,性质的变化特征和影响因素。主要研究内容和研究成果有以下几个方面:好氧堆肥使污泥堆肥堆体温度上升,其产生的高温,能够满足污泥无害化的基本要求。在预处理过程中,含水率、EC （电导率）、有机质、TOC、TN、C/N、富里酸（FA）、病原体含量有不同程度降低,pH值、TP、TK、胡敏酸（HA）、HA/FA值则有不同程度的提高。污泥经过超声波破解耦合好氧堆肥预处理后,污泥的腐殖化和有机质稳定化程度得到初步提高,为下一步蚯蚓处理污泥创造了良好条件。采用蚯蚓对经预处理后的污泥进行处置,污泥的pH值、TOC、C/N、FA、污泥中病原体含量有所降低,而EC值、TN、TP、TK、HA值、碱解氮、速效磷、速效钾则有所升高,可见,蚯蚓处理能使有机质得到进一步分解。同时,有机氮的矿化程度加快,堆肥产品的肥效和腐熟程度均得到提高,从而能够进一步有效减少污泥处理后的病原体含量,使其能够满足土地利用的要求。而鸡粪的添加对污泥各项指标的影响较小。在构建超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥系统时,通过基于时间的变化和TOC的减少速率,探讨建立该系统的动力学模型。在整个处理过程中,通过微生物和蚯蚓的协同作用,反应器中的有机质不断分解。随着水分和一些有毒有害气体的挥发,堆体存在质量损失,产生浓缩效应,使得重金属在处理后,Zn、Cu、Pb、Cd、Cr、Hg、As等8种元素的相对浓度均有所上升,但其总量变化幅度不大。通过采用修正BCR法对污泥中的重金属形态进行分级测定可知,其弱酸提取态和可还原态所占比例均有所降低,而稳定性更高的可氧化态和残渣态占比上升,因此经过处理后,污泥中的重金属稳定性得到提高。在蚯蚓对重金属的吸收方面,蚯蚓对Cd和Ni表现出生物富集作用,对其他的重金属则表现为生物吸收,说明蚯蚓处理可促进重金属钝化/固化,并能降低其生物毒性。经过超声波设备处理的污泥,其内部产生“空穴”作用,能够有效的破坏污泥絮体结构,击破污泥细胞壁结构并释放出细胞内的物质,为污泥好氧堆肥和蚯蚓处理,创造有利的条件。因此,使用超声波技术的组别,在有机质、TN、TP、TK、速效养分含量和病原体的灭活率等方面,在不同程度上优于对照组,可见,超声波处理技术能够提高污泥处理的深度。蚯蚓处理污泥后,其体重平均增长25.38%,通过方差分析表明,超声波破解技术的加入和蚯蚓放养密度对蚯蚓体重的增长,存在显着影响。并且蚯蚓的放养密度对于污泥的有机质降解、TP、TK和重金属的富集等方面有积极的作用。通过对污泥微观结构的观察,超声波破解耦合好氧堆肥预处理和蚯蚓生物处理均有助于破坏污泥原有的致密结构,提高空气的流通效率,降低堆肥粘度,促进土壤团聚体形成,并能够把污泥转化为结构疏松、团粒结构丰富并富含营养成分的蚯蚓粪,从而提高污泥的回收利用价值。综合试验的各项指标,确定使用超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥系统的运行参数:超声处理时间10分钟,处理量为60%,蚯蚓放养密度为80 g/kg。
胡杨勇[3]（2014）在《稻耳轮作制中菌渣还田对水稻产量及土壤肥力的影响》文中指出我国食用菌产业发展迅速，食用菌生产过程中产生的废弃物（菌渣）越来越多，处理不妥会造成很大程度上的资源浪费与环境污染。稻耳轮作体系作为一种新型生态农业模式，能够将废弃菌渣内部消化，通过合理还田处理以发挥其改土培肥的价值，维持和促进水稻增产、稳产。为了揭示菌渣还田对稻田生态系统的中长期效应，本课题以大田定位试验为主，室内培养试验为辅助，探讨菌渣还田对土壤性质的影响。大田试验设置9个不同菌渣与化肥配施比例处理（处理1：C0F0；处理2：C0F50；处理3：C0F100；处理4：C50F0；处理5：C50F50；处理6：C50F100；处理7：C100F0；处理8：C100F50；处理9：C100F100，其中C表化肥，F表菌渣）。通过水稻每季生理指标的测定，不同轮作期的水稻和土壤样品的分析，研究了菌渣还田对水稻产量、养分吸收，土壤肥力、微量元素有效性，以及稻田生态系统养分平衡的影响。培养试验设3个菌渣用量水平，2个尿素施用水平。菌棒用量：0、1%、2%，分别标记为F0、F10、F20；尿素用量：0、0.03%（大田试验化肥施用N当量），分别标记为C0、CN。阶段性取样，探究施用菌渣后土壤养分的释放特征和微量元素的形态变化。主要结果如下：（1）化肥-菌渣配施处理主要通过增加水稻单丛穗数、单穗籽粒数和穗长达到增产的效果，与对照相比，三者最高增幅分别为45.54%（C100F100）、41.76%（C100F50）、24.58%（C100F50）。C100F100时，稻谷产量达最高值8969kg hm-2，与对照（C0F0）相比，显着提升62.69%。菌渣对水稻的增产效应不及化肥，但能够缓解因化肥引起的经济系数下降的趋势。（2）经过2011年和2012年两个稻耳轮作周期，土壤pH值显着上升，增幅最高为1.36个pH单位（C50F100）；土壤有机质、碱解N、有效P和速效K含量显着降低，降幅最大分别为20.21%（C50F0），22.65%（C100F50），49.13%（C50F50），45.77%（C100F50）。黑木耳稻田栽培促使土壤有机质矿化，有利于土壤P、K有效性的提高，为其后的水稻补给速效养分。菌渣-化肥配施处理能优化肥料在土壤中的转化，长期单施化肥存在导致土壤K亏缺的风险，而化肥-菌渣配施在维持高产的同时又能避免K亏缺现象。（3）菌渣-化肥配施处理下，水稻地上部分对N、P、K三种营养元素总积累量的最高增幅分别为128.91%（C100F50）、61.90%（C100F50）和206.10%（C100F100）。随着试验期的延续，化肥和菌渣的作用逐年变得明显，特别是化肥在保障水稻产量上的作用更为突出，连续不施或显着少施（减半）化肥引起土壤养分严重亏缺、土壤肥力下降，即使长期化肥减半配合50%菌渣（10575kg hm-2）还田仍不能弥补由于水稻吸收所带走的养分。（4）施用化肥的前提下，随着菌渣增施，土壤有效Fe、Mn含量下降，菌渣对土壤有效Cu、Zn含量的影响不显着。单施化肥显着促进水稻对Fe、Mn、Cu、Zn的吸收，化肥施用基础上配施菌渣不利于水稻地上部分对微量元素的积累。（5）培养试验中，菌渣和尿素对土壤水溶性有机碳（WSOC）含量存在显着的正交互作用，CNF20时达最高值。各处理土壤溶液中NH4+-N含量在第15天都达最高值，且与菌渣或尿素的使用量具有显着正相关性。淹水状态下，高量菌渣对土壤中Fe都会产生钝化作用，Mn则因菌渣的施用活性增强。菌渣对土壤Cu具有钝化作用，对土壤Zn形态的作用不明显。综上所述，稻耳轮作过程中通过加大黑木耳经营期的土地管理，协调水稻耕期肥料的有机-无机比例可以促进土壤的可持续生产；菌渣-化肥配施还田有助于缓解由于长期施用化肥造成的土壤退化问题，也是解决食用菌生产过程中废弃物资源化利用的有效途径。
吴瑶[4]（2014）在《不同类型红松林的空间分布格局及异质性研究》文中进行了进一步梳理红松（Pinus koraiensis）是我国重要的珍贵用材树种,广泛分布于我国东北三省的东部山区。以红松为主要树种的阔叶红松林是该区域的地带性顶级群落,具有不可替代的生态作用。由于长期的人为严重干扰破坏,导致了阔叶红松林面积蓄积急剧减少,其面积总量低于6%,蓄积总量低于10%,且呈岛状分布。为了保护和恢复阔叶红松林,开展群落结构和空间分布格局的分析研究尤为重要,将为阔叶红松林的可持续经营具提供科学的理论依据。本研究以核心分布区黑龙江凉水国家级自然保护区的典型红松林为研究对象,划分为红松天然林、红松纯林和红松针阔叶混交林3种类型,按照立地条件相近或相似的原则,详细调查了不同面积的长期观测固定标准地18块。系统地开展了主要树种种内和种间的相关性、不同龄级的空间分布格局和各龄级间的空间相关性、林木生长因子的空间分布格局、土壤和植被的空间异质性等研究,并对林木生长的空间模型进行预估,提出了最优的具有空间属性的林木生长空间模型GWR,具有创新性。红松林主要树种的种间空间分布相关性均以无明显相关性为主,个别树种间存在小尺度范围的空间正相关或负相关,红松作为优势树种,占据了大部分空间。采用O-ring统计函数对红松林龄级的空间分布格局研究表明,无论是各龄级内还是各龄级间都存在明显的空间异质性,只有平坡红松针阔叶混交林在Ⅰ、Ⅱ龄级上都存在着明显的空间正相关,且2个龄级间在小空间分布尺度上也存在着空间正相关关系。林木生长因子胸径、树高、冠幅和材积在各向同性时,红松天然林在整个空间尺度范围表现为明显的差异性；红松纯林在整个空间尺度范围与其它类型相比差异性相对较小；红松针阔叶混交林在个别尺度范围表现明显的差异性。除了平坡胸径以外,红松天然林的胸径和树高在各坡向都表现为135°方向自相关部分的空间异质性最显着；而冠幅和材积除了阳坡以外,平坡和阴坡都表现为90°方向最显着,这为红松人工林的天然化经营提供了可靠的理论依据和数据支持。分析了红松林的空间分布规律和特征,提出了林木生长空间模型GWR。拟合结果表明,GWR模型的模拟效果要好于OLS模型；模型检验表明,GWR模型的各项指标优于OLS模型,这说明基于空间格局的模型更适合对林木生长因子进行预测分析。在土层0～20cm中,红松天然林所有基础养分随着海拔高度的增加均有明显的空间异质性,红松纯林和红松针阔叶混交林则不明显；在土层20-40cm中,红松纯林和红松针阔叶混交林只有与公因子F3存在相关性的基础养分表现出空间异质性。草本植被和灌木的数量在空间分部上不存在明显的异质性,其平均高和平均冠幅存在异质性。
黄化刚[5]（2012）在《镉—锌/滴滴涕复合污染土壤植物修复的农艺强化过程及机理》文中认为我国农田土地利用强度高,受人为活动影响强烈；既面临工矿企业、交通、城市化进程和公共卫生防御带来的外源污染物,又有高度集约化农业本身产生的污染,致使污染物从多渠道、多界面进入人类赖以生存的土壤环境。土壤-作物系统中呈现出“新老污染物共存、有机／无机复合污染”的复杂状况,特别是重金属和含氯持久性有机污染物造成的土壤污染已受到广泛关注。近年来不断爆发的人体、土-水环境污染事件,为污染土壤治理与修复提出了迫切的需求。本研究以重金属复合污染和重金属-有机氯农药的中轻度复合污染农田土壤为研究对象,通过新品种筛选和农艺措施调控,开展了复合污染土壤植物修复的强化技术及机制研究,取得的主要研究结果如下：1.针对长期自然老化的重金属锌（Zn）-镉（Cd）复合污染土壤,采用盆栽土培试验研究了KH2PO4、Ca（H2PO4）2、NaH2PO4和NH4H2PO4在P205浓度为0-352mgkg-1时,一年三次连续刈割对东南景天（Sedum alfredii H.）地上部Zn、Cd积累和养分元素吸收的影响。结果表明,供试磷酸二氢盐均促进了东南景天生长,352mgP2O5kg-1显着增加了地上部干物质重；地上部磷（P）含量显着增加,Zn含量随着P浓度的增加而显着升高,而Cd含量显着下降。磷肥降低了植物地上部氮（N）、中量元素钙（Ca）、镁（Mg）、硫（S）和微量元素锰（Mn）、铁（Fe）、铜（Cu）含量,对钾（K）含量影响不显着,地上部碳（C）含量随P浓度增加而升高。植物对Zn提取量为第一茬<第二茬<第三茬,而Cd的提取量变化为第二茬<第一茬<第三茬。由于磷肥的增产效应,植物地上部对土壤Zn和Cd的提取量均显着增加,植物对重金属的最大提取量为352mg kg-1KH2PO4和NH4H2PO4处理。因此,合理磷酸盐施用能提高东南景天对Zn/Cd复合污染土壤的修复效率,缩短修复周期。2.对盆栽土培试验土壤理化性质、微生物学指标及重金属形态分析测定发现,随着磷肥施用浓度的增加,土壤pH值显着降低（P<0.05）。较高浓度（352mg P2O5kg-1土）的四种磷肥处理时,土壤Mehlich-3提取态和可交换态及碳酸盐结合态锌含量均显着增加；而Mehlich-3提取态和交换态Cd含量显着下降,碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态Cd含量显着降低。磷肥施用后土壤微生物生物量碳、氮、磷显着高于对照土壤,土壤酸性磷酸酶活性在施用磷肥后显着下降（P<0.05）。东南景天地上部Zn含量与土壤Mehlich-3提取态磷含量（P<0.0001）、土壤交换态及碳酸盐结合态锌含量（P<0.001）间均存在极显着正相关关系,而与土壤pH值呈极显着负相关（P<0.0001）。该研究表明,Zn. Cd复合污染条件下,土壤施用磷肥能改变重金属形态,增加土壤锌生物有效性和超积累植物S. alfredii对锌的吸收,这是磷肥提高Zn-Cd复合污染土壤植物修复效率的重要原因。3.通过田间条件下盆钵实验和室内分析,比较了23份优质能源作物蓖麻（Ricinus communis）不同基因型栽培种对复合污染土壤中Cd和DDTs（p,p’-DDT. o,p’-DDT、p,p’-DDD和p,p’-DDE总和,下同）的吸收和积累能力差异。结果表明,不同蓖麻品种对土壤DDTs和Cd的积累及转运能力差异较大。叶、茎、根DDTs的平均含量为0.37、0.43和70.51mg kg-1干重,Cd平均含量分别为1.22,2.27和37.63mg kg-1干重。DDTs和Cd的生物富集系数变幅分别为0.09-65.33和0.43-13.30,DDTs或Cd的转运系数均小于0.1。植物对DDTs和Cd总的积累量分别为83.06（B09032）-267.79μg（B09053）,和66.04（ZJ3）-155.12μg（B09053）。较短的生长周期、高生物量、强大的根系吸收能力及其对DDTs和Cd同时积累等特性表明蓖麻作物在DDTs/Cd复合污染土壤植物修复中有很大的应用前景。4.利用筛选到的污染物富集蓖麻品种,采用盆栽实验对比研究了零价铁粉和蓖麻联合作用对复合污染土壤的修复效果。实验结果显示：零价铁粉、非离子表面活性剂Brij35和柠檬酸等化学修复剂对植物生长均无显着影响。Brij35处理蓖麻地上部ΣDDTs含量最高,为5.79mg kg-1,显着高于Fe0和柠檬酸处理,但与对照处理差异不显着,而柠檬酸处理地上部ΣDDTs含量显着低于对照。土壤Fe0处理急剧增加了蓖麻对p,p’-DDD的吸收,含量达6.7mg kg-1干重。化学修复剂均显着降低了蓖麻地上部Cd含量,平均降幅为28.6-64.6%,Fe0和柠檬酸处理地上部Cd含量下降最为明显,显着低于Brij35处理。蓖麻种植对土壤DDTs总的提取量为144.6-193.6μg盆-1,Cd的积累量为52.78-116.28μg盆-1,其中Brij35的增加效应最为明显。种植蓖麻后土壤中ΣDDTs含量均显着下降,Fe0处理土壤ΣDDTs降解量是对照的1.85倍,而Brij35和柠檬酸处理土壤ΣDDTs降解量与对照间无显着差异。Fe0主要通过化学还原脱氯作用加速了植物修复过程中土壤DDTs降解。5.采用室外盆栽实验研究了油茶籽饼粕（T3）、蚯蚓堆肥（T4）、生物表面活性剂茶皂素（T5）、还原硫粉（T6）对蓖麻修复DDTs-Cd复合污染土壤效率及影响机制,同时比较了接种DDT降解菌（Pseudomonas sp. DDT-1）和自然微生物条件下土壤污染物去除过程的差异。研究结果显示：外源有机废弃物添加（T3和T4）均促进了植物根系和地上部的生长,根系干物质重分别增加了22.1%和15.5%,地上部干物质重分别增加了17.4%和16.5%,但是增量不显着。土壤添加剂施用均显着降低了蓖麻地上部Cd含量,平均下降量为31.0%-45.9%；除了T4处理外,其余添加剂在一定程度上增加了蓖麻根系Cd含量,增幅为12.5%-42.5%,T5较大幅度增加了植物根系对Cd的吸收,但差异不显着。接种降解菌急剧增加了蓖麻根系Cd含量,对照处理T1增加量为8.6倍,T4处理增加量较少,为1.2倍,其它处理增幅为3.1-7.3倍。无论是自然土着微生物还是接种降解菌条件,外源施用土壤修复剂均不同程度增加了蓖麻地上部DDTs含量,最高增幅为48.0%。T3处理土壤微生物生物量碳、碱性磷酸酶、过氧化氢酶和脱氢酶活性显着高于其它处理。各修复剂处理均显着增加了土壤DDTs的降解速率,其中油茶籽饼粕（T3）处理效果最明显。综合分析认为含有生物表面活性剂成分的油茶籽饼粕废弃物是增强蓖麻修复DDTs-Cd复合污染土壤效率的适宜天然修复剂。
姚健[6]（2011）在《喀斯特人工林凋落物特性及对土壤生态功能影响》文中指出本文以贵州省典型喀斯特山地4种人工林恢复模式（杜仲林、桤木林、滇柏林、冰脆李林）为研究对象,探讨其凋落物特性及其对土壤生态功能的影响,为该退耕还林工程区域人工植被恢复的生态效益评价提供理论依据。测定分析了4种人工林凋落物凋落动态和分解速率季节变化,凋落物及表层土壤的水源涵养功能,研究了凋落物对土壤理化性质、土壤酶活性、土壤碳含量的影响作用等。主要研究结果如下：1、4种人工林凋落物蓄积量和年凋落量的大小顺序均为：桤木林>杜仲林>冰脆李林>滇柏林。测定时期内,4种人工林凋落量具有明显的凋落高峰期,9-11月出现明显的峰值。2、采用凋落物袋法研究了4种人工林凋落物的分解动态。结果表明,4种人工林凋落物分解速率大小顺序为：杜仲林>冰脆李林>桤木林>滇柏林。4种林分凋落物的分解动态符合Olson模型,根据模型推算出这4种人工林95%凋落物分解所需时间在5-10a之间。不同林地C和N浓度变化均呈淋溶—累积—释放的趋势。3、对凋落物及表层土壤涵养水源功能的研究结果表明：不同人工林凋落物持水量的大小顺序为：桤木林>杜仲林>冰脆李林>滇柏林。4种凋落物持水量与浸泡时间之间关系可用指数函数拟合,持水速率与浸泡时间之间关系可用幂函数拟合。4、本文研究了凋落物对土壤理化特性、土壤酶及土壤碳库的影响。研究结果表明,凋落物对林地土壤理化特性均有一定的改善作用。土壤有机碳和可溶性碳含量随土层深度增加呈线性递减趋势。0-15cm土层内,土壤可溶性碳含量与凋落量存在显着线性相关关系（R2=0.8485*）,而与土壤有机碳的相关性不显着（R2=0.3441）。
郝文芳[7]（2010）在《陕北黄土丘陵区撂荒地恢复演替的生态学过程及机理研究》文中指出本文以陕北黄土丘陵区撂荒地为研究对象,通过野外调查和室内分析相结合,研究撂荒地恢复演替过程中群落的结构特征、物种多样性及生态位演变,结合土壤物理、化学、生物学性质动态的变化,分析撂荒地恢复演替的规律及土壤质量对植被恢复的响应,探索群落结构与环境因子的关系,进而分析植被恢复的机理。主要结论如下:①撂荒演替过程中群落的动态特征在整个演替阶段,植物群落以双子叶植物（Dicotyledons）为主,其次为单子叶植物（Monocotyledons）,再次为裸子植物（Gymnosperm）和蕨类植物（Pteridophyte）。研究区大类群结构相对简单,植物类群相对少。菊科（Compositae）、禾本科（Gramineae）、豆科（Leguminosae）的物种在研究区植被恢复过程中所起的作用最大。达乌里胡枝子（Lespedeza dahurica）、长芒草（Stipa bungeana）、铁杆蒿（Artemisia sacrorum）和白羊草（Bothriochloa ischaemum）贯穿演替的始终,它们在群落演替中占据着重要的地位,对群落的稳定性有重要的价值。撂荒演替优势种更替出现反复,群落的演替有趋同效应。物种的生活型是以多年生草本为主,半灌木和小灌木占据一定的比例,灌木和乔木占比例很少。生活型的改变主要体现在繁殖对策上,1-2年生的草本植物,其生活史对策以r-对策为主,多年生草本、半灌木和灌木,生活史对策上倾向于k-对策。群落的数量特征随着演替时间的延长呈现增加的趋势,生物量随着撂荒时间的延长呈现减少的趋势。地下生物量主要集中在0-60cm土层,100cm以下为零。随着土层深度的加深,根系生物量逐渐减少。群落丰富度随撂荒时间的延长变化幅度较小;群落的Simpson多样性指数变化趋势表明撂荒演替使物种相对集中,撂荒演替不利于物种多样性的增加;撂荒初期群落的优势度较大,随着植被恢复演替时间的延长,呈下降趋势;在撂荒演替过程中,群落中物种分布均匀,优势种的地位不突出;群落的Shannon-Wiener指数呈现增加的趋势,随着撂荒时间的延长,群落的稳定性呈现增加的趋势;群落的Peilou均匀度指数表明前期随着撂荒年限的增加群落的多样性逐渐增大,并稳定在一个较高的水平,后期多样性有降低的趋势。在演替过程中,虽然前期和后期的时间相隔较长,群落的微生境被隔离了,但是群落中物种被隔离的程度却不很明显。②撂荒地土壤性质对植被恢复的响应在垂直剖面上,随着土层深度的加深,土壤含水量呈现逐渐增加的趋势。立地间土壤含水量从大到小的趋势是:阴坡>半阴坡>半阳坡>阳坡。土壤含水量的月变化受诸多因素的限制,没有统一的规律。土壤含水量的年际动态趋势表明,撂荒演替没有使土壤含水量恢复。本研究中土壤含水量的年际间、月变化、立地间以及土层间的变化规律不尽一致,但是总的趋势是撂荒演替过程中,土壤水分的恢复效果不甚明显。撂荒演替使得土壤的容重变小。土壤养分的变化主要集中在表层,深层变化微弱,上层养分含量大于下层。土壤有机质、全氮、速效氮、速效钾、速效磷和有机碳含量在撂荒初期的群落里比较高,随着弃耕时间的延长其含量呈现增加的趋势,但各样地土壤养分的绝对增加量比较少。随着撂荒地演替时间的延长,土壤微生物碳、微生物氮含量增加,土壤微生物氮与全氮之比、土壤基础呼吸强度、土壤代谢熵随着撂荒时间的延长呈现增大的趋势。在撂荒演替过程中,土壤尿酶、碱性磷酸酶的活性呈现跳跃式的变化。土壤微生物碳与有机碳之比的动态变化趋势表明:晚期土壤质量和前期相比有所退化,但并不是无限制的退化下去,而是稳定在一定的范围;同时随着演替时间的延长,土壤微生物总数有趋于稳定的趋势。③撂荒演替的方向群落的数量特征、群落结构的动态分析表明:随着撂荒时间的延长,群落逐渐得到恢复。土壤的物理性质、化学性质和大部分微生物学指标随着演替的进行,呈现增加的趋势。结合群落结构动态趋势、土壤性质等方面,初步总结出黄土丘陵区弃耕演替为进展演替。④撂荒演替植被恢复的机理大部分样地中生态位最宽的物种是优势种或者亚优势种,这些优势种在控制群落性质和环境方面起着主导作用,他们对资源环境利用较为充分,对环境的适应能力强,在竞争中处于优势地位。各主要种群之间的生态位重叠程度较高,尤其是优势种和亚优势种间重叠较多,这种重叠使得物种之间相互竞争,在竞争中为取得更多资源,群落必然朝着有利于资源利用的方向发展,导致了物种生态位的分化,这是弃耕地植被恢复过程中物种相互替代的主要驱动力,也是植被演替的生态学机理所在。植物群落演替过程,是植物群落与土壤相互影响和相互作用的过程,土壤性质影响优势种的拓殖和更替,植被的恢复又促进土壤的发展。在这个协同进展演替过程中,土壤性质的各指标所起的作用不同,土壤全氮、有机质、土壤呼吸量和碱性磷酸酶是影响撂荒地演替的关键因子,土壤微生物量氮和土壤呼吸熵对植被恢复的作用也较强,这些指标是衡量土壤性质的主要指标。植物群落的演替是对其初始状态的异化过程,不但体现在种类组成和结构的改变上,也体现在环境的改变上,植物演替过程,是物种对土壤肥力不断适应和改造及不同物种在不同肥力梯度下相互竞争和替代的过程,土壤肥力是植物演替的重要驱动力之一。
赵雪梅,孙向阳,王海燕,田赟,康向阳[8]（2010）在《三倍体毛白杨速生林土壤养分因子及pH值动态变化》文中认为通过连续4a测定2年生三倍体毛白杨（B304）及其对照二倍体（1319）林地内0-20cm、20-40cm和40-60cm土层中土壤理化指标（包括pH值、有机质、全N、碱解N、全P、有效P、全K和速效K含量）,以明确三倍体毛白杨种植对土壤养分及其理化性质的影响。试验结果表明,（1）在4a生长期内林地土壤的pH值呈现碱性增强变化;B304的平均pH值由8.13升至8.43,1319由8.12升至8.78,虽然二者没有显着差异,但三倍体对林地的pH值影响相对较小,更利于土壤酸碱平衡及土壤缓冲力的稳定性;（2）土壤中有机质及碱解N含量呈现先降低后升高的变化特点,品种间差异不显着;（3）在2006年,毛白杨林地土壤中有效P和速效K含量显着下降,降幅均为0-20cm>20-40cm>40-60cm;（4）年份、土层及年份和土层的交互作用对毛白杨土壤pH值及所测定的全部养分因子影响均达显着水平（P<0.05）;而品种、年份、土层三者的交互效应对土壤pH值、有机质、全N、全P和速效K的含量影响也达到了显着性水平。体现了三倍体毛白杨速生林种植对当地不同土层理化性质和养分因子影响的时间效应,生产中应采取积极措施改善或减缓土壤环境恶化,促进林木更好生长。
王宪帅[9]（2010）在《岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型土壤有机碳》文中研究表明生态交错带（Ecotone）是全球气候变化的最敏感区域,对生态交错带不同土地利用类型土壤有机碳的研究,可为生态交错带土地利用和有效管理提供基础数据。岷江上游山地森林—干旱河谷交错带作为典型的生态过渡区,在抑制干旱河谷上延和延伸亚高山森林生态系统的功能等方面具有十分重要的作用。本文按典型选样的方法,研究了岷江上游山地森林-干旱河谷交错带6种不同土地利用类型的土壤有机碳、微生物生物量碳、水溶性有机碳、易氧化态碳、土壤水分物理性质及它们之间的关系。研究结果表明：（1）6种土地利用类型土壤有机碳含量介于8.86±3.99 gC·kg-1-17.52±7.77gC·kg-1之间,有机碳储量介于56.56±7.21 tC·hm-2-104.15±4.84 tC·hm-2之间,并均随土壤深度的增加而降低；有机碳含量及碳储量的大小顺序都表现为：天然川滇高山栎次生林>灌木林地>灌丛地>经济林>人工刺槐林>农耕地；其中天然川滇高山栎次生林土壤有机碳含量及有机碳储量显着高于其他5种土地利用类型（p<0.05）。这表明,在岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型中,森林土壤是最大的碳储存者。但由于人为干扰以及交错带生态系统的脆弱性及其叠加效应,导致岷江上游山地森林—干旱河谷交错带6种土地利用类型的土壤有机碳低于同区域（岷江上游米亚罗林区）土壤的平均有机碳。（2）6种土地利用类型土壤微生物生物量碳含量介于145.34±64.70mgc·kg-1-411.55±102.12mgc·kg-1之间,其大小顺序依次为：天然川滇高山栎次生林>灌木林地>灌丛地>人工刺槐林>经济林>农耕地；天然川滇高山栎次生林的土壤微生物生物量碳含量高于灌木林地,显着高于其它4种土地利用类型（p<0.05）；6种土地利用类型的土壤微生物生物量碳含量在0-40cm土层下降明显,随着土层的加深,土壤微生物生物量碳含量的降低幅度逐渐减小；6种土地利用类型的土壤微生物生物量碳占有机碳的比率都比较低,介于1.36%-2.35%之间,表明交错带内土壤有机碳有不断下降的趋势。（3）6种土地利用类型的土壤水溶性有机碳含量介于84.41±16.09 mgc·kg-1-198.27±17.75mgc·kg-1之间,其大小顺序依次为：天然川滇高山栎次生林>人工刺槐林>灌木林地>灌丛地>经济林>农耕地,且均随土层的加深而降低；天然川滇高山栎次生林的水溶性有机碳含量显着高于其它5种土地利用类型（p<0.05）；6种土地利用类型的土壤水溶性有机碳占有机碳的比率介于0.82％-1.34%之间,以人工刺槐林最高,灌木林地最低；受交错带内土壤水分特异分布规律影响,6种土地利用类型土壤水溶性有机碳占有机碳的比率在20-40cm土层较高。（4）6种土地利用类型的土壤易氧化态碳含量介于0.90±0.26gc·kg-1-1.84±0.25 gc·kg-1之间,其大小顺序依次为：天然川滇高山栎次生林>灌木林地>灌丛地>人工刺槐林>经济林>农耕地；天然川滇高山栎次生林的易氧化态含量高于灌木林地,显着高于其它4种土地利用类型（p<0.05）；各土地利用类型的土壤易氧化态碳含量均随土层的加深而降低；6种土地利用类型的土壤易氧化态碳占有机碳的比率都比较高,介于7.77%-10.50%之间,表明交错带内土壤碳的活性大,容易转化。（5）6种土地利用类型的土壤有机碳、微生物生物量碳、水溶性有机碳和易氧化态碳与土壤容重均呈极显着负相关关系（p<0.01）；受交错带自然条件和人为干扰的双重影响,6种土地利用类型的有机碳和活性有机碳与土壤含水量的相关性不同；6种土地利用类型的土壤有机碳和活性有机碳与土壤PH多呈负相关关系,且相关性不显着,但交错带内土壤PH值过高,在一定程度上不利于土壤有机碳和活性有机碳的积累。（6）农耕地转变为经济林和人工刺槐林后,土壤有机碳含量分别提高了36.73%和21.93%,有机碳储量分别提高了50.56%和25.13%,易氧化态碳含量增加了4.58%和7.53%,微生物生物量碳含量增加了13.16%和23.31%,水溶性有机碳增加的幅度较大,分别为27.28%和71.06%。这表明退耕地还林后土壤有机碳和活性有机碳都增加,但增加的程度与植被恢复的类型有关；同时土壤水溶性有机碳对土地利用变化更为敏感。
赵雪梅[10]（2010）在《三倍体毛白杨生长及其林地土壤养分动态研究》文中研究指明在中国河北省威县试验地,采用裂区试验设计对不同密度三倍体毛白杨人工林树木生长情况及林地土壤养分动态进行了研究,以三倍体毛白杨（B304、B305、B331、B333）和对照二倍体（1319）为研究对象,连续4a测定7种栽培密度下（2m×2m、2m×3m、2m×3.5m、2m×4m、2m×5m、3m×3m、3m×4m）三倍体毛白杨树木生长情况、叶片养分含量动态、林地土壤养分元素（N、P、K）和有机碳含量以及相关理化性质的变化,得出主要结论如下：（1）受无性系差异、种植密度、生长时间及各因素之间交互作用的影响,不同无性系三倍体毛白杨在胸径、树高、单株材积和蓄积量的生长上出现显着性差异。其中三倍体毛白杨无性系B331和B305在2m×5m和2m×4m种植密度下单株材积生长量较高。而对于毛白杨纸浆林的规模化栽种,宜选的种植密度为2m×2m（2500株·hm-2）,可获得最高的林木蓄积量。（2）在4a生长期内林地土壤的pH值呈现碱性增强变化；不同种植密度和不同土层下土壤pH值变化有显着性差异,三个土层的土壤pH值均在3m×4m种植密度下增加最多,分别为0.51、0.74、0.87。（3）林地土壤有机质消耗量较多的种植密度是2m×2m、2m×3m,碱解N是2m×2m,有效P是2m×2m、2m×5m,即密集的种植密度下林地土壤养分消耗较多。但由于枯落物的养分归还,4a后林地土壤养分衰退情况有所恢复。（4）不同土壤层次的养分元素含量差异显着,尤其是0-20cm土层的土壤有机质、全N和碱解N含量在种植后的第二年（即2006年）显着下降；林地土壤养分含量受时间效应影响显着。在4a内有机质、N素及K素呈现先降低后升高的变化趋势,土壤P素呈现先升高后下降的变化特点。（5）在造林密度、生长时间及二者的交互作用的显着影响下,林地土壤有机碳含量呈现先降后升的变化特点,造林后第二年（即2006年）林地土壤有机碳含量最低。造林密度和时间效应对三倍体毛白杨林地（B304）土壤有机碳含量的影响大于二倍体（1319）,在造林后第四年（即2008年）2m×3m密度下有机碳含量增加显着,所以此密度利于发挥林地土壤固碳增汇的生态功能。（6）有机碳／全氮（C／N）比值变化规律与有机碳含量变化规律一致,均在造林后第二年（2006年）达到最低值。三倍体毛白杨（B304）高密度林地（2m×2m、2m×3.5m）和普通二倍体（1319）的低密度林地（2m×5m、3mx3m）土壤有机碳与全N含量有显着正相关关系。同时,在2008年二倍体毛白杨2mx5m密度林地中有机碳与全N含量呈显着性负相关,这体现了有机碳与全N含量变化的复杂性。（7）毛白杨叶片养分元素的含量具有物候学的特点。在一年之中,叶片N、P、K、Fe和Cu元素的含量呈现下降变化,叶片S元素含量呈现上升变化。Ca和Mg元素的含量呈现先升后降的变化,Zn元素含量则先降后升。叶片各养分元素含量有显着的相关性,其中叶片Cu和S元素的含量在三倍体毛白杨生长时期内始终是呈正相关关系。在春季,叶片N-P,叶片Mg-Mn,叶片Zn-S/Cu之间有显着性正相关。夏季叶片中的K-Ca/Mn元素的含量呈现显着负相关,而Ca-Mn则呈现显着正相关。秋季叶片中的Zn-K/Fe/Cu之间有显着正相关关系,而叶片中Ca-Mg元素含量则呈现显着性负相关。所以在进行人工林管理时,根据其叶片养分动态特点宜在春季进行追肥。而且考虑到各养分元素之间的相关性特点,在施肥时应配比合理的施肥量。（8）在三倍体毛白杨B304叶片中,营养元素P、K、Mg、S、Fe、Cu、Zn含量高于其他毛白杨无性系,体现了对养分较强的吸收能力。（9）三倍体毛白杨（B304）DRIS营养诊断显示叶片养分元素最佳比例为N／P=13.07±1.76,N／K=6.27±1.77,P／K=0.48±0.10。由高产组三倍体毛白杨叶片养分元素含量得到的三种养分元素最佳比例为N：P：K=1：0.18：0.12。（10）根据DRIS营养诊断发现,在2mx2m和2m×3m种植密度下,叶片养分元素含量低,宜选用平衡施肥,保证各种养分的供应。在2mx3.5m、2mx4m、2mx5m和3mx3m种植密度下,K素不足是导致养分元素比例不平衡的限制因子,需肥顺序为K>P>N。（11）叶片养分元素与土壤养分和树木生长情况相关性复杂。在2mx2m和3mx4m种植密度下,叶片N含量与土壤全N呈显着性正相关,但在2mx5m种植密度下却呈现显着性负相关。在2mx3m种植密度下,叶片P含量与胸径生长量呈显着性负相关关系而在3mx3m种植密度下叶片P含量与树高生长量呈显着性正相关关系。
二、林地土壤pH值、磷、钾、有机质和水含量具有可变和可控性（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、林地土壤pH值、磷、钾、有机质和水含量具有可变和可控性（论文提纲范文）
（1）土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和研究意义 |
| 1.2 国内外研究动态 |
| 1.2.1 痕量元素来源及赋存状态 |
| 1.2.2 土壤-植被-大气体系下植物对痕量元素的积累 |
| 1.2.3 土壤-植被-大气体系下影响生物有效性的主要因素 |
| 1.2.4 兼量元素胁迫特征对植物修复效率的影响 |
| 1.2.5 土壤-植被-大气连续体下痕量元素的迁移模拟 |
| 1.2.6 土壤-植被-大气连续体下土壤修复优化管理 |
| 1.3 论文研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究方案 |
| 第2章 痕量元素在矿区水土环境中的迁移转化规律及溯源分析 |
| 2.1 背景介绍 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 调查区域和样品收集 |
| 2.2.2 化学分析 |
| 2.2.3 统计分析 |
| 2.2.4 健康风险评估 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 地球化学和矿物学性质 |
| 2.3.2 土壤和水资源中的痕量元素污染 |
| 2.3.3 污染指数和富集因子 |
| 2.3.4 痕量元素的潜在生态风险 |
| 2.3.5 表面痕量元素的健康风险评估 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 小型废弃金属矿区排水对农田灌溉水重金属污染影响的数值模拟 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 数据获取与分析 |
| 3.2.1 调查区域 |
| 3.2.2 数据来源 |
| 3.2.3 模拟方法 |
| 3.2.4 模型率定和验证 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 结果及分析 |
| 3.4 本章小节 |
| 第4章 矿区土壤重金属污染生态风险评估模型(FEM-ENA) |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 创建几何和网格划分 |
| 4.2.2 NEA中flow currency的转变 |
| 4.2.3 生态风险评估方法 |
| 4.2.4 网络控制分配 |
| 4.2.5 直接风险评估 |
| 4.2.6 整体风险评估 |
| 4.3 案例分析 |
| 4.4 研究内容 |
| 4.4.1 能源网络的数值矩阵和拓扑流程 |
| 4.4.2 输入风险 |
| 4.4.3 直接风险和整体风险 |
| 4.4.4 灵敏度分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 区间残留重金属浓度下矿区植物修复的最佳种植模式分析 |
| 5.1 背景介绍 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 研究地点和样品收集 |
| 5.2.2 化学分析 |
| 5.2.3 植物修复过程的建模 |
| 5.2.4 区间变换分析 |
| 5.2.5 基于区间分布的多准则决策分析 |
| 5.3 结果和讨论 |
| 5.3.2 模拟痕量元素的吸收 |
| 5.3.3 基于区间的多准则决策分析 |
| 5.4 政策与建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 攻读博士学位期间参加的科研工作 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（2）超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 国内外污泥处理处置现状 |
| 1.1.1 城市污泥的产生及组成 |
| 1.1.2 污泥处理处置的主要方式 |
| 1.2 蚯蚓处理技术 |
| 1.2.1 蚯蚓处理污泥的可行性分析 |
| 1.2.2 蚯蚓处理污泥的研究 |
| 1.3 超声波处理剩余污泥技术 |
| 1.3.1 超声波处理剩余污泥原理 |
| 1.3.2 超声波处理污泥研究现状 |
| 1.4 研究目的、研究内容和研究技术路线 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究技术路线 |
| 第2章 试验设计与分析方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.1.1 污泥 |
| 2.1.2 蚯蚓 |
| 2.1.3 试验装置 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 预处理方式 |
| 2.2.2 通风方式 |
| 2.2.3 试验环境 |
| 2.2.4 试验方案设计 |
| 2.3 检测指标与数据分析方法 |
| 2.3.1 检测指标 |
| 2.3.2 检测指标分类 |
| 2.3.3 数据分析方法 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 超声波耦合好氧堆肥预处理对污泥性质的影响研究 |
| 3.1 击破率的测试 |
| 3.2 污泥物化性质的变化 |
| 3.2.1 温度的变化 |
| 3.2.2 含水率的变化 |
| 3.2.3 pH值和EC值的变化 |
| 3.3 污泥营养成分及微生物指标的变化 |
| 3.3.1 有机质的变化 |
| 3.3.2 TN/TP/TK的变化 |
| 3.3.3 TOC的变化 |
| 3.3.4 C/N的变化 |
| 3.4 污泥重金属总量的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理对污泥性质的影响研究 |
| 4.1 污泥物化性质的变化 |
| 4.1.1 温度的变化 |
| 4.1.2 含水率的变化 |
| 4.1.3 pH值和EC值的变化 |
| 4.2 污泥营养成分及微生物指标的变化 |
| 4.2.1 有机质的变化 |
| 4.2.2 TN/TP/TK的变化 |
| 4.2.3 TOC的变化 |
| 4.2.4 基于TOC变化的动力学模型 |
| 4.2.5 C/N的变化 |
| 4.2.6 胡敏酸和富里酸的变化 |
| 4.2.7 速效养分的变化 |
| 4.2.8 微生物指标的变化 |
| 4.3 污泥重金属总量的变化 |
| 4.4 污泥重金属形态的变化 |
| 4.5 蚯蚓对重金属的吸收 |
| 4.6 蚯蚓的生长状况及放养密度对污泥性质的影响 |
| 4.6.1 蚯蚓表观特征的变化 |
| 4.6.2 蚯蚓的生长率 |
| 4.6.3 蚯蚓放养密度对污泥性质的影响 |
| 4.7 污泥处理前后结构的变化 |
| 4.7.1 宏观结构的变化 |
| 4.7.2 微观结构的变化 |
| 4.8 小结 |
| 第5章 构建超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥系统的研究 |
| 5.1 超声波技术对污泥性质的影响 |
| 5.1.1 超声波耦合好氧堆肥预处理阶段 |
| 5.1.2 蚯蚓处理阶段 |
| 5.2 添加鸡粪对污泥性质的影响 |
| 5.2.1 超声波耦合好氧堆肥预处理阶段 |
| 5.2.2 蚯蚓处理阶段 |
| 5.3 构建超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥系统 |
| 5.3.1 系统运行参数 |
| 5.3.2 系统处理流程 |
| 5.4 小结 |
| 结论与展望 |
| 结论 |
| 建议和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的论文及科研成果 |
| 缩略词表 |
（3）稻耳轮作制中菌渣还田对水稻产量及土壤肥力的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 有机物料的土壤培肥价值 |
| 1.1.1 有机物料对土壤有机质积累的影响 |
| 1.1.2 有机物料对土壤养分有效性的影响 |
| 1.2 有机物料对土壤微量元素活性的影响 |
| 1.2.1 有机物料对微量元素活性影响因子的作用 |
| 1.2.2 有机物料对土壤-作物体系中微量元素行为的影响 |
| 1.2.2.1 有机物料对土壤中微量元素形态的影响 |
| 1.2.2.2 有机物料对作物微量元素吸收的影响 |
| 1.3 菌渣还田对土壤环境的改良作用 |
| 1.3.1 菌渣对土壤肥力和作物生长的影响 |
| 1.3.2 菌渣资源化利用存在的问题及展望 |
| 2 研究概况 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 研究思路 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 技术路线 |
| 3 菌渣的大田肥料化应用研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验区概况与供试材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 样品采集与制备 |
| 3.1.4 样品分析和数据处理 |
| 3.2 稻耳轮作模式下菌渣还田对水稻产量的影响 |
| 3.2.1 对水稻产量的影响 |
| 3.2.2 对产量构成要素的影响 |
| 3.3 稻耳轮作模式下菌渣还田对水稻养分积累的影响 |
| 3.3.1 对水稻年均 N 积累量的影响 |
| 3.3.2 对水稻年均 P 积累量的影响 |
| 3.3.3 对水稻年均 K 积累量的影响 |
| 3.3.4 菌渣还田模式下稻田土壤养分的表观平衡 |
| 3.4 稻耳轮作制度下菌渣还田对土壤肥力性状的影响 |
| 3.4.1 长期菌渣还田条件下土壤 pH 的变化规律 |
| 3.4.2 长期菌渣还田条件下土壤有机质的变化规律 |
| 3.4.3 长期菌渣还田条件下土壤速效养分的变化规律 |
| 3.4.3.1 土壤碱解 N 含量的变化 |
| 3.4.3.2 土壤有效 P 含量的变化 |
| 3.4.3.3 土壤有效 K 含量的变化 |
| 3.5 稻耳轮作制度下菌渣还田对土微量元素有效性的影响 |
| 3.5.1 土壤有效性态微量元素含量 |
| 3.5.2 水稻微量元素积累 |
| 3.6 小结 |
| 3.7 讨论 |
| 4 菌渣对土壤肥力的短期作用机理 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 试验设计 |
| 4.1.3 样品采集与分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 菌渣在淹水环境下对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.1.1 对土壤溶液 pH 值的影响 |
| 4.2.1.2 对土壤 Eh 值的影响 |
| 4.2.1.3 对土壤溶液中 WSOC 含量的影响 |
| 4.2.1.4 对土壤溶液中 NH_4~+-N 含量的影响 |
| 4.2.2 不同施肥方式对微量元素形态的影响 |
| 4.2.2.1 对 Fe 形态的影响 |
| 4.2.2.2 对 Mn 形态的影响 |
| 4.2.2.3 对 Cu 形态的影响 |
| 4.2.2.4 对 Zn 形态的影响 |
| 4.3 小结 |
| 4.4 讨论 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（4）不同类型红松林的空间分布格局及异质性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景 |
| 1.2 空间统计分析国内外研究进展 |
| 1.2.1 空间统计分析在国外的研究进展 |
| 1.2.2 空间统计分析在国内的研究进展 |
| 1.3 空间统计分析在林业中的发展现状 |
| 1.4 地统计学软件的现状和发展趋势 |
| 1.5 GWR国内外研究进展 |
| 1.5.1 GWR模型概述 |
| 1.5.2 GWR模型在国外的研究进展 |
| 1.5.3 GWR模型在国内的研究进展 |
| 1.6 本研究中使用的软件介绍 |
| 1.6.1 SPSS软件 |
| 1.6.2 Programita软件 |
| 1.6.3 GS+软件 |
| 1.6.4 GWR软件 |
| 1.7 本研究的主要内容 |
| 1.8 本研究的目的和意义 |
| 1.9 本研究的技术路线 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 气候 |
| 2.2 土壤 |
| 2.3 植被 |
| 3 数据的收集与整理 |
| 3.1 标准地的设置 |
| 3.2 数据的收集 |
| 3.2.1 标准地测定 |
| 3.2.2 土壤的收集 |
| 3.2.3 植被数据的采集 |
| 3.3 数据的整理 |
| 3.3.1 标准地数据的整理 |
| 3.3.2 土壤数据的整理 |
| 3.3.3 植被数据的整理 |
| 4 研究方法 |
| 4.1 林木空间统计分析的研究方法 |
| 4.1.1 空间自相关研究方法 |
| 4.1.2 空间异质性的研究方法 |
| 4.2 土壤化学性质的研究方法 |
| 4.2.1 土壤全氮的测定 |
| 4.2.2 土壤水解氮的测定 |
| 4.2.3 土壤全磷的测定 |
| 4.2.4 土壤速效磷的测定 |
| 4.2.5 土壤速效钾的测定 |
| 4.2.6 土壤PH值的测定 |
| 4.2.7 土壤有机质的测定 |
| 4.3 植被多样性的研究方法 |
| 5 不同类型红松林主要树种种群空间分布格局的研究 |
| 5.1 单种的空间分布格局分析 |
| 5.1.1 平坡不同类型红松林主要树种单种空间分布格局 |
| 5.1.2 阴坡不同类型红松林主要树种单种空间分布格局 |
| 5.1.3 阳坡不同类型红松林主要树种单种空间分布格局 |
| 5.2 种间的空间相关性分析 |
| 5.2.1 平坡不同类型红松林主要树种种间的相关性分析 |
| 5.2.2 阴坡不同类型红松林主要树种种间的相关性分析 |
| 5.2.3 阳坡不同类型红松林主要树种种间的相关性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 不同类型红松林各龄级立木空间分布格局的研究 |
| 6.1 不同类型红松林立木的空间分布状况 |
| 6.2 不同类型红松林的径级结构 |
| 6.3 不同类型红松林各龄级的空间分布格局 |
| 6.3.1 平坡不同类型红松林各龄级的空间分布 |
| 6.3.2 阴坡不同类型红松林各龄级的空间分布 |
| 6.3.3 阳坡不同类型红松林各龄级的空间分布 |
| 6.4 不同类型红松林各龄级间的空间分布格局 |
| 6.4.1 平坡不同类型红松林各龄级间的空间相关性 |
| 6.4.2 阴坡不同类型红松林各龄级间的空间相关性 |
| 6.4.3 阳坡不同类型红松林各龄级间的空间相关性 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 不同类型红松林林木生长因子空间分布格局的研究 |
| 7.1 不同类型红松林林木生长因子的统计分析 |
| 7.2 不同类型红松林胸径的空间异质性 |
| 7.2.1 胸径的变异函数 |
| 7.2.2 胸径的异质性组成 |
| 7.2.3 胸径的各向异性 |
| 7.3 不同类型红松林树高的空间异质性 |
| 7.3.1 树高的变异函数 |
| 7.3.2 树高的异质性组成 |
| 7.3.3 树高的各向异性 |
| 7.4 不同类型红松林冠幅的空间异质性 |
| 7.4.1 冠幅的变异函数 |
| 7.4.2 冠幅的异质性组成 |
| 7.4.3 冠幅的各向异性 |
| 7.5 不同类型红松林材积的空间异质性 |
| 7.5.1 材积的变异函数 |
| 7.5.2 材积的异质性组成 |
| 7.5.3 材积的各向异性 |
| 7.6 不同类型红松林林木生长因子变异函数之间的相关性 |
| 7.7 本章小结 |
| 8 基于GWR模型的不同类型红松林林木生长空间预测 |
| 8.1 模型变量的选取 |
| 8.2 OLS模型预测和GWR模型预测 |
| 8.2.1 红松天然林林木生长空间模型 |
| 8.2.2 红松纯林林木生长空间模型 |
| 8.2.3 红松针阔叶混交林林木生长空间模型 |
| 8.3 模型检验 |
| 8.4 本章小结 |
| 9 不同类型红松林土壤基础养分的空间异质性研究 |
| 9.1 不同类型红松林土壤基础养分垂直分布异质性 |
| 9.1.1 红松天然林土壤基础养分垂直方向分布规律 |
| 9.1.2 红松纯林土壤基础养分垂直方向分布规律 |
| 9.1.3 红松针阔叶混交林土壤基础养分垂直方向分布规律 |
| 9.2 不同类型红松林土壤基础养分与海拔高度的相关性 |
| 9.2.1 红松天然林土壤基础养分的因子分析 |
| 9.2.2 红松纯林土壤基础养分的因子分析 |
| 9.2.3 红松针阔叶混交林土壤基础养分的因子分析 |
| 9.3 不同类型红松林土壤基础养分组成与海拔高度的相关性 |
| 9.3.1 红松天然林土壤基础养分与海拔高度的相关性 |
| 9.3.2 红松纯林土壤基础养分与海拔高度的相关性 |
| 9.3.3 红松针阔叶混交林土壤基础养分与海拔的相关性 |
| 9.4 本章小结 |
| 10 不同类型红松林植被的空间异质性研究 |
| 10.1 不同类型红松林草本植被的空间异质性 |
| 10.1.1 红松天然林草本植被的空间异质性 |
| 10.1.2 红松纯林草本植被的空间异质性 |
| 10.1.3 红松针阔叶混交林草本植被的空间异质性 |
| 10.2 不同类型红松林灌木的空间异质性 |
| 10.2.1 红松天然林灌木的空间异质性 |
| 10.2.2 红松纯林灌木的空间异质性 |
| 10.2.3 红松针阔叶混交林灌木的空间异质性 |
| 10.3 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（5）镉—锌/滴滴涕复合污染土壤植物修复的农艺强化过程及机理（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 土壤重金属/有机复合污染现状及修复技术 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 土壤重金属污染 |
| 1.2.1 我国土壤重金属污染现状 |
| 1.2.2 土壤重金属进入食物链的健康风险 |
| 1.3 有机氯农药污染现状 |
| 1.3.1 DDTs的基本性质及使用概述 |
| 1.3.2 土壤中DDTs污染现状及影响因素 |
| 1.3.3 农产品DDTs残留及人体暴露风险 |
| 1.4 土壤复合污染现状 |
| 1.4.1 重金属复合污染状况 |
| 1.4.2 重金属-有机复合污染现状 |
| 1.4.3 复合污染对土壤质量的影响 |
| 1.4.3.1 土壤酶活性的影响 |
| 1.4.3.2 土壤微生物活性的影响 |
| 1.5 复合污染土壤修复过程 |
| 1.5.1 化学淋洗 |
| 1.5.2 零价铁粉还原脱氯 |
| 1.5.3 植物修复过程及影响机理 |
| 1.5.3.1 复合污染土壤植物提取及降解技术进展 |
| 1.5.3.2 复合污染物间的作用效应 |
| 1.5.3.3 特异能源植物效应 |
| 1.5.3.4 生物种间差异 |
| 1.6 复合污染物植物修复机理 |
| 1.6.1 植物吸收过程 |
| 1.6.2 有机污染物在植物组织内的代谢 |
| 1.6.3 植物根际的刺激效应 |
| 1.7 植物修复强化措施 |
| 1.7.1 化肥 |
| 1.7.2 栽培模式 |
| 1.7.3 化学修复剂 |
| 1.7.3.1 表面活性剂 |
| 1.7.3.2 有机小分子化合物 |
| 1.7.4 微生物 |
| 1.7.5 有机肥 |
| 1.8 本研究切入点及研究内容 |
| 1.8.1 本研究切入点 |
| 1.8.2 主要研究内容 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 磷肥施用及连续刈割对东南景天积累镉/锌的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤及性质 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 植物材料准备及盆栽过程 |
| 2.2.4 植物收获 |
| 2.2.5 植物元素分析 |
| 2.2.6 数据统计分析及作图 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 植物长势及生物量 |
| 2.3.2 植物地上部重金属含量 |
| 2.3.2.1 锌含量 |
| 2.3.2.2 镉含量 |
| 2.3.3 地上部大量元素含量 |
| 2.3.4 地上部微量元素含量 |
| 2.3.5 地上部总碳含量 |
| 2.3.6 植物地上部重金属积累量 |
| 2.3.6.1 锌积累量 |
| 2.3.6.2 镉积累量 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 连续刈割对植物生长及重金属积累的影响 |
| 2.4.2 磷肥施用对重金属积累的影响 |
| 第三章 磷肥对重金属镉/锌复合污染土壤植物修复的影响机理 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤、植物材料及实验设计 |
| 3.2.2 植物和土壤元素分析 |
| 3.2.2.1 元素总量提取 |
| 3.2.2.2 Mehlich 3-提取态元素 |
| 3.2.2.3 土壤锌/镉形态分级 |
| 3.2.3 土壤pH |
| 3.2.4 土壤微生物生物量及酶活性测定 |
| 3.2.5 数据统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 重金属提取量 |
| 3.3.2 土壤磷含量 |
| 3.3.3 土壤pH值变化 |
| 3.3.4 土壤重金属含量及形态变化 |
| 3.3.4.1 土壤锌含量及形态分级 |
| 3.3.4.2 土壤镉含量及形态分级 |
| 3.3.5 土壤微生物生物量及酶活性变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 磷酸盐提高了土壤重金属镉/锌植物提取效率 |
| 3.4.2 磷酸盐对土壤微环境的改变 |
| 第四章 不同蓖麻品种对滴滴涕-镉复合污染土壤的修复效应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料及实验设计 |
| 4.2.2 土壤DDTs提取过程 |
| 4.2.3 植物样品中DDTs提取过程 |
| 4.2.4 DDTs分析及质量控制 |
| 4.2.5 Cd含量分析 |
| 4.2.6 数据统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 植物生物产量 |
| 4.3.2 植物体DDTs和Cd含量 |
| 4.3.3 DDTs和Cd吸收的基因型差异 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 零价铁对滴滴涕-镉复合污染土壤植物修复的强化过程 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 化学试剂及处理 |
| 5.2.2 污染土壤准备 |
| 5.2.3 试验设计及过程 |
| 5.2.4 DDTs提取和分析 |
| 5.2.5 镉分析测定 |
| 5.2.6 数据统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 植物生长及生物量 |
| 5.3.2 植物DDTs/Cd含量及积累量 |
| 5.3.3 植物DDTs/Cd富集系数和转运系数 |
| 5.3.4 土壤污染物残留及修复效率 |
| 5.4 讨论 |
| 第六章 复合修复剂对滴滴涕-镉复合污染土壤植物修复影响过程及机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 试验过程及样品收获 |
| 6.2.4 DDTs提取和分析 |
| 6.2.5 镉分析测定 |
| 6.2.6 土壤微生物生物量测定 |
| 6.2.7 土壤酶活性测定 |
| 6.2.8 土壤pH值及电导率测定 |
| 6.2.9 数据统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 添加剂对植物生长的影响 |
| 6.3.2 植物体内污染物含量变化 |
| 6.3.3 土壤pH值及电导率变化 |
| 6.3.4 土壤微生物及酶活性变化 |
| 6.3.5 土壤污染物提取量 |
| 6.4 讨论 |
| 第七章 综合结论、创新点与研究展望 |
| 7.1 综合结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献(REFERENCE) |
| 致谢 |
| 附录 个人情况及在读期间主要学术成果 |
（6）喀斯特人工林凋落物特性及对土壤生态功能影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 前言 |
| 第一章 森林凋落物及其研究进展 |
| 1.1 森林凋落物研究综述 |
| 1.1.1 基本概念 |
| 1.1.2 研究内容 |
| 1.2 凋落物分解研究展望 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 第二章 研究地点概况与研究方法 |
| 2.1 样地概况 |
| 2.2 样地设置 |
| 2.3 主要研究内容 |
| 2.3.1 主要研究内容 |
| 2.4 研究技术路线 |
| 第三章 不同类型人工林凋落物凋落动态 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 凋落物层蓄积量和年凋落量 |
| 3.2.2 凋落量月动态变化 |
| 3.2.3 凋落量与气候因子的关系 |
| 3.3 结论与讨论 |
| 第四章 不同类型人工林凋落叶分解动态与养分特征 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 凋落叶分解速率测定 |
| 4.1.2 养分含量测定 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 凋落叶分解速率 |
| 4.2.2 凋落叶养分变化 |
| 4.2.3 凋落叶养分元素归还率 |
| 4.2.4 凋落叶分解过程中C/N值及C/P值变化 |
| 4.3 结论与讨论 |
| 4.3.1 凋落叶分解速率 |
| 4.3.2 凋落叶养分释放 |
| 第五章 凋落物及表层土壤的水源涵养功能 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 凋落物含水量 |
| 5.1.2 凋落物最大持水率 |
| 5.1.3 凋落物持水速率 |
| 5.1.4 凋落物相对自由水面蒸发率 |
| 5.1.5 土壤样品采集与分析方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 持水量与持水率 |
| 5.2.2 吸水速率 |
| 5.2.3 相对自由水面蒸发率 |
| 5.2.4 土壤的物理性质及其持水量 |
| 5.3 结论与讨论 |
| 第六章 凋落物对土壤理化性质的影响 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 土壤体积密度和孔隙组成 |
| 6.2.2 土壤水分特性 |
| 6.2.3 对土壤pH值 |
| 6.2.4 土壤氮元素含量 |
| 6.2.5 土壤全磷和土壤有效磷含量 |
| 6.2.6 土壤速效K含量 |
| 6.3 结论与讨论 |
| 6.3.1 凋落物对土壤物理性质的影响 |
| 6.3.2 凋落物对土壤化学性质的影响 |
| 第七章 凋落物对土壤酶活性的影响 |
| 7.1 研究方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 蔗糖酶 |
| 7.2.2 脲酶 |
| 7.2.3 多酚氧化酶 |
| 7.2.4 过氧化氢酶 |
| 7.2.5 酸性磷酸酶 |
| 7.2.6 碱性磷酸酶 |
| 7.3 不同人工林土壤肥力评价 |
| 7.4 结论与讨论 |
| 第八章 凋落物对土壤碳库的影响 |
| 8.1 研究方法 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 不同人工林地表凋落物累积量及其C/N值的影响 |
| 8.2.2 不同人工林表层土壤有机碳、可溶性碳含量变化 |
| 8.2.3 凋落物积累量与表层土壤有机碳、土壤可溶性碳含量的相关分析 |
| 8.3 结论 |
| 第九章 不同类型人工林生态恢复效应评价 |
| 9.1 研究方法 |
| 9.1.1 植物多样性及数量特征调查 |
| 9.1.2 土壤理化性质分析 |
| 9.1.3 数据处理 |
| 9.2 结果与分析 |
| 9.2.1 不同类型人工林生态系统恢复效应的差异 |
| 9.2.2 生态系统恢复变量和主导效应变量分析 |
| 9.2.3 人工林生态系统恢复程度 |
| 9.3 结论 |
| 9.3.1 不同人工林生态系统恢复效应 |
| 9.3.2 生态恢复变量的关系 |
| 9.3.3 生态系统恢复程度 |
| 第十章 主要结论与讨论 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 详细摘要 |
| Abstract |
（7）陕北黄土丘陵区撂荒地恢复演替的生态学过程及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 植被演替研究的发展史 |
| 1.2.2 生态演替与植被恢复 |
| 1.2.3 恢复生态学及其研究进展 |
| 1.2.4 演替的理论与机制学说 |
| 1.2.5 演替理论在植被恢复过程中的应用 |
| 1.2.6 演替过程中的群落结构特征及其多样性 |
| 1.2.7 土壤性质对植被恢复的响应 |
| 1.2.8 弃耕演替的恢复机理 |
| 1.3 存在的问题及其研究的思路 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 撂荒地恢复演替过程中群落结构组成的变化 |
| 2.1.2 撂荒地恢复演替过程中群落种类组成的时空演变 |
| 2.1.3 撂荒地恢复演替过程中群落的生物多样性 |
| 2.1.4 撂荒地恢复演替过程中优势种的生态位演变 |
| 2.1.5 撂荒地恢复演替过程中的土壤性质对植被自然恢复的响应 |
| 2.1.6 撂荒演替与环境因子关系分析及其植被演替机理 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 研究样地的选择及其群落调查 |
| 2.3.2 土壤样品的采集 |
| 2.3.3 测定方法 |
| 2.4 数据分析与计算方法 |
| 2.4.1 数据分析的软件 |
| 2.4.2 群落的结构组成及其种类组成 |
| 2.4.3 群落的多样性分析 |
| 2.4.4 种群的生态位 |
| 2.5 研究目标 |
| 2.5.1 分析黄土丘陵区撂荒地恢复演替的生态学过程 |
| 2.5.2 阐明黄土丘陵区撂荒地恢复演替的机理 |
| 第三章 陕北黄土丘陵区撂荒地恢复演替群落的结构组成 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 群落演替过程中植物群落的大类群组成 |
| 3.2.2 群落演替过程中植物科的组成及其科的动态变化 |
| 3.2.3 撂荒演替阶段群落中属和种的变化组成 |
| 3.2.4 弃耕地演替过程中群落的生活型结构与生活史对策 |
| 3.2.5 弃耕地演替过程中的群落的空间结构和外貌季相 |
| 3.3 本章讨论和结论 |
| 第四章 陕北黄土丘陵区撂荒演替群落种类组成的时空演变 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 群落演替过程优势种和亚优势种的更替与群落组成 |
| 4.2.2 撂荒演替过程中几种主要乡土植物重要值的动态分析 |
| 4.2.3 群落多度的变化 |
| 4.2.4 群落盖度的变化 |
| 4.2.5 物种频度的变化与群落的稳定性 |
| 4.2.6 群落演替中物种高度的空间演变 |
| 4.2.7 群落演替过程中生物量的变化 |
| 4.3 本章讨论和结论 |
| 第五章 陕北黄土丘陵区撂荒地群落演替多样性研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 群落的Patrick 丰富度指数 |
| 5.2.2 群落的Simpson 多样性指数 |
| 5.2.3 群落的Simpson 优势度指数 |
| 5.2.4 群落的Shannon-Wiener 指数 |
| 5.2.5 群落的Peilou 均匀度指数 |
| 5.2.6 Whittaker 多样性指数 |
| 5.2.7 Sorensenson 相似性系数 |
| 5.3 本章结论与讨论 |
| 第六章 陕北黄土丘陵区撂荒地恢复演替的生态位演变 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 撂荒演替过程中种群的生态宽度分析 |
| 6.2.2 撂荒演替过程中种群的生态重叠分析 |
| 6.3 结论与讨论 |
| 第七章 陕北黄土丘陵区撂荒地土壤物理性质的时空演变 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 安塞县2004 年至2007 年的月降雨量和年降雨量 |
| 7.2.2 撂荒演替过程中土壤含水量的垂直变化规律 |
| 7.2.3 不同立地对撂荒地土壤水分的影响 |
| 7.2.4 撂荒演替过程中土壤含水量的月变化 |
| 7.2.5 撂荒演替过程中土壤含水量的年际动态规律 |
| 7.2.6 撂荒演替过程中土壤容重随时间的动态规律 |
| 7.3 本章结论与讨论 |
| 第八章 陕北黄土丘陵区撂荒地土壤化学性质的时空演变 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 阳坡土壤养分变化规律 |
| 8.2.2 半阳坡土壤养分变化规律 |
| 8.2.3 阴坡土壤养分变化规律 |
| 8.2.4 半阴坡土壤养分变化规律 |
| 8.2.5 峁顶土壤养分变化规律 |
| 8.2.6 整个时间序列动态过程中土壤养分变化规律 |
| 8.3 本章小结和讨论 |
| 第九章 陕北黄土丘陵区撂荒地土壤微生物学性质的时空响应 |
| 9.1 引言 |
| 9.2 结果与分析 |
| 9.2.1 植被恢复对土壤微生物量时空分布的影响 |
| 9.2.2 撂荒地土壤微生物碳/微生物氮的时空变化 |
| 9.2.3 土壤微生物碳/有机碳的时空分布特征 |
| 9.2.4 撂荒地土壤微生物氮/全氮的动态特征 |
| 9.2.5 撂荒地土壤基础呼吸强度及其代谢商的时空动态 |
| 9.2.6 撂荒地土壤酶对植被恢复的的时空响应 |
| 9.2.7 土壤微生物区系随植被恢复的动态变化 |
| 9.3 本章小结与讨论 |
| 第十章 撂荒演替过程中植被与环境因子的相互关系 |
| 10.1 引言 |
| 10.2 结果与分析 |
| 10.2.1 环境因子对撂荒演替的影响 |
| 10.2.2 土壤物理性质对撂荒演替的影响 |
| 10.2.3 土壤化学性质对撂荒演替的影响 |
| 10.2.4 土壤微生物对对撂荒演替的影响 |
| 10.3 本章小结与讨论 |
| 第十一章 结论 |
| 11.1 撂荒演替过程中的群落结构的动态特征 |
| 11.2 撂荒地土壤性质对植被恢复的响应 |
| 11.3 陕北黄土丘陵区撂荒演替的方向 |
| 11.4 植被演替与环境因子关系 |
| 11.5 撂荒演替植被恢复的机理 |
| 参考文献 |
| 附录：研究样地所涉及的植物种类 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）三倍体毛白杨速生林土壤养分因子及pH值动态变化（论文提纲范文）
| 1 材料及方法 |
| 1.1 试验地概况 |
| 1.2 试验设计 |
| 1.3 土壤样品采集和分析方法 |
| 1.3 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤pH值动态变化 |
| 2.2 土壤有机质动态变化 |
| 2.3 土壤N素动态变化 |
| 2.4 土壤P素动态变化 |
| 2.5 土壤K素动态变化 |
| 3 讨论与结论 |
| 3.1 pH值变化与土壤养分元素的有效性 |
| 3.2 土壤养分元素含量动态规律 |
| 3.3 三倍体毛白杨人工林连栽对林地土壤健康质量的影响 |
（9）岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型土壤有机碳（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 土壤有机碳研究现状 |
| 1.1.1 土壤有机碳储量 |
| 1.1.2 不同土地利用类型土壤有机碳 |
| 1.1.3 不同土地利用类型土壤活性有机碳 |
| 1.2 山地森林-干旱河谷交错带不同土地利用类型土壤有机碳 |
| 1.3 土壤有机碳及活性有机碳与土壤水分物理性质的相关性 |
| 1.4 存在问题 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 2 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 标准地设置和样品采集 |
| 2.3 样品分析方法 |
| 2.3.1 土壤有机碳测定 |
| 2.3.2 土壤易氧化态碳测定 |
| 2.3.3 土壤水溶性有机碳测定 |
| 2.3.4 土壤微生物生物量碳测定 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.5 技术路线 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同土地利用类型土壤有机碳特征 |
| 3.1.1 土壤有机碳含量及垂直分布特征 |
| 3.1.2 土壤有机碳储量及垂直分布特征 |
| 3.1.3 土壤有机碳与土壤水分物理性质的相关性 |
| 3.2 不同土地利用类型土壤微生物生物量碳特征 |
| 3.2.1 土壤微生物生物量碳含量及垂直分布特征 |
| 3.2.2 土壤微生物生物量碳占有机碳的比率及空间分配特征 |
| 3.2.3 土壤微生物生物量碳与土壤水分物理性质的相关性 |
| 3.3 不同土地利用类型土壤水溶性有机碳特征 |
| 3.3.1 土壤水溶性有机碳含量及垂直分布特征 |
| 3.3.2 土壤水溶性有机碳占有机碳的比率及空间分配特征 |
| 3.3.3 土壤水溶性有机碳与土壤水分物理性质的相关性 |
| 3.4 不同土地利用类型土壤易氧化态碳特征 |
| 3.4.1 土壤易氧化态碳含量及垂直分布特征 |
| 3.4.2 土壤易氧化态碳占有机碳的比率及空间分配特征 |
| 3.4.3 土壤易氧化态碳与土壤水分物理性质的相关性 |
| 3.5 不同种类土壤活性有机碳之间的相关性 |
| 4 结论与讨论 |
| 4.1 岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型的土壤有机碳储量特征 |
| 4.2 岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型下土壤活性有机碳特征 |
| 4.3 岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型土壤有机碳及活性有机碳与土壤水分物理性质的关系 |
| 4.4 植被恢复对岷江上游山地森林—干旱河谷交错带土壤有机碳和活性有机碳的影响 |
| 4.5 几种碳组分之间的关系 |
| 5 进一步研究方向 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 资助项目 |
（10）三倍体毛白杨生长及其林地土壤养分动态研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 研究背景 |
| 1.1 三倍体毛白杨人工林种植管理及其林地土壤理化性质 |
| 1.1.1 人工林栽培管理及树木生长 |
| 1.1.2 三倍体毛白杨人工林林地土壤理化性质 |
| 1.2 三倍体毛白杨养分动态变化及DRIS营养诊断 |
| 1.2.1 养分动态变化规律 |
| 1.2.2 基于DRIS的营养诊断方法 |
| 1.3 目前研究存在的问题 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 2 研究地区概况 |
| 2.1 试验区自然地理概况 |
| 2.2 试验区土壤理化性质 |
| 3 研究内容、试验设计和技术路线 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 研究步骤及技术路线 |
| 4 三倍体毛白杨人工林树木生长研究 |
| 4.1 试验材料方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 胸径生长 |
| 4.2.2 树高生长 |
| 4.2.3 单株材积 |
| 4.2.4 蓄积量 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 三倍体毛白杨林地土壤pH值及养分动态研究 |
| 5.1 试验材料及方法 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 十壤pH值变化 |
| 5.2.2 土壤有机质变化 |
| 5.2.3 十壤N素养分变化 |
| 5.2.4 土壤P素养分变化 |
| 5.2.5 土壤K素养分变化 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 pH值变化与土壤养分元素的有效性 |
| 5.3.2 土壤养分元素含量动态规律 |
| 5.3.3 密度管理与土壤速效养分动态规律 |
| 5.3.4 三倍体毛白杨人工林连栽对林地土壤肥力性状影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 三倍体毛白杨林地土壤有机碳动态研究 |
| 6.1 试验材料方法 |
| 6.2 结果 |
| 6.2.1 不同栽培密度下土壤有机碳变化 |
| 6.2.2 不同生长年份下土壤有机碳变化 |
| 6.2.3 土壤全N含量动态 |
| 6.2.4 土壤有机碳及全N含量的关系 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 三倍体毛白杨叶片养分季节动态研究 |
| 7.1 试验材料及方法 |
| 7.2 结果 |
| 7.2.1 春季叶片养分元素含量动态及其相关性 |
| 7.2.2 夏季叶片养分元素含量动态及其相关性 |
| 7.2.3 秋季叶片养分元素含量动态及其相关性 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 叶片养分元素含量与毛白杨无性系生态适应性 |
| 7.3.2 叶片养分元素含量的季节性特点 |
| 7.3.3 叶片养分元素含量相关性 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 三倍体毛白杨人工林DRIS营养诊断 |
| 8.1 试验材料及方法 |
| 8.2 结果 |
| 8.2.1 叶片养分诊断 |
| 8.2.2 叶片—土壤养分相关性及叶片养分—树木生长相关性 |
| 8.3 讨论 |
| 8.3.1 三倍体毛白杨DRIS营养诊断标准 |
| 8.3.2 养分元素含量相关性 |
| 8.4 本章小结 |
| 9 结论、创新与建议 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 论文发表 |
| 导师简介 |
| 致谢 |
四、林地土壤pH值、磷、钾、有机质和水含量具有可变和可控性（论文参考文献）
- [1]土壤-植被痕量元素迁移转化机制及水土环境效应分析[D]. 卢静昭. 华北电力大学(北京), 2020(06)
- [2]超声波耦合好氧堆肥预处理结合蚯蚓处理剩余污泥研究[D]. 曹洲榕. 西南交通大学, 2017(02)
- [3]稻耳轮作制中菌渣还田对水稻产量及土壤肥力的影响[D]. 胡杨勇. 浙江农林大学, 2014(03)
- [4]不同类型红松林的空间分布格局及异质性研究[D]. 吴瑶. 东北林业大学, 2014(01)
- [5]镉—锌/滴滴涕复合污染土壤植物修复的农艺强化过程及机理[D]. 黄化刚. 浙江大学, 2012(06)
- [6]喀斯特人工林凋落物特性及对土壤生态功能影响[D]. 姚健. 南京林业大学, 2011(04)
- [7]陕北黄土丘陵区撂荒地恢复演替的生态学过程及机理研究[D]. 郝文芳. 西北农林科技大学, 2010(08)
- [8]三倍体毛白杨速生林土壤养分因子及pH值动态变化[J]. 赵雪梅,孙向阳,王海燕,田赟,康向阳. 生态学报, 2010(13)
- [9]岷江上游山地森林—干旱河谷交错带不同土地利用类型土壤有机碳[D]. 王宪帅. 四川农业大学, 2010(04)
- [10]三倍体毛白杨生长及其林地土壤养分动态研究[D]. 赵雪梅. 北京林业大学, 2010(09)