一、耕作方式和肥力條件對丹參生物量的積累效應(yīng)（論文文獻綜述）
趙若含[1]（2021）在《耕作與施氮對麥玉兩熟制農(nóng)田土壤特性和產(chǎn)量的影響機制》文中指出小麥-玉米輪作是黃淮海地區(qū)最常見的輪作方式,耕作與施氮是對小麥和玉米產(chǎn)量影響的主要因素。本實驗設(shè)置5個耕作處理:CT（常規(guī)耕作）;NT（少免耕耕作）;ST（深松耕作）;D1T（深耕耕作1）;D2T（深耕耕作2）;每個耕作處理設(shè)置4個施氮水平:N0（不施氮）;N1(120 kg·hm-2);N2(180 kg·hm-2);N3(225 kg·hm-2)。研究不同耕作方式和施氮互作對土壤理化性質(zhì)和作物產(chǎn)量和品質(zhì)的影響。研究結(jié)論以期為施肥制度優(yōu)化、作物產(chǎn)量潛力增加和品質(zhì)提高提供理論與技術(shù)依據(jù)。主要結(jié)論如下:1、在0～20 cm土層中,少免耕施氮180 kg·hm-2增加了>0.25 mm粒徑團聚體總量;深松條件下不施氮20～40 cm土層大團聚體所占比例較高,且占比遠低于耕層。2、0～60cm土層堿解氮含量隨著深度的增加而降低,隨著施氮量的增加而增加。在0～20 cm土層中,少免耕土壤全氮、堿解氮含量最高,20～40 cm土壤全氮含量在深松、深耕耕作下較高;少免耕處理下4種施氮量0～100 cm土層銨態(tài)氮與硝態(tài)氮積累量均高于其它耕作處理,并且都在施氮225 kg·hm-2達到最大值。3、深松能有效提高小麥成熟期0～20 cm土壤酶活性,在不施氮的情況下βX（β-1,4-木糖苷酶）、βG（β-1,4-葡萄糖苷酶）與CBH（纖維二糖水解酶）活性最高,在施氮180 kg·hm-2條件下NAG（β-1,4-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶）和LAP（亮氨酸氨基肽酶）活性達到最大值。同時不施氮與施氮225 kg·hm-2處理下深松能夠有效的增加玉米成熟期0～20 cm土壤βX、βG與CBH活性。4、深松不施氮的情況下0～20 cm小麥土壤微生物量碳氮最高,深耕1條件下施氮120 kg·hm-2能顯著提高20～40 cm土壤微生物量碳氮。深松處理下施氮180 kg·hm-2能顯著提高0～20 cm玉米土壤微生物量碳氮;深耕1條件下施氮180 kg·hm-2能顯著提高20～40 cm土壤微生物量碳,施氮225 kg·hm-2能顯著提高20～40 cm土壤微生物量氮。5、小麥季到玉米季,耕層土壤的微生物多樣性指數(shù)升高,種群優(yōu)勢度和覆蓋度表現(xiàn)為降低。耕作對小麥成熟期耕層土壤綱水平物種種類影響大于玉米耕層土壤,免耕處理的耕層土壤細菌豐富度相對較低,種群的優(yōu)勢度高于旋耕,且與深松和深耕差異不大;玉米成熟期免耕和深耕1的多樣性指數(shù)較高,優(yōu)勢度低于旋耕和深松的處理。6、小麥籽粒產(chǎn)量在深松條件下,施氮180 kg·hm-2時最高。耕作與施氮互作穗數(shù)與千粒重變化差異較大,深耕30 cm施氮180 kg·hm-2穗數(shù)最多,其他耕作皆以施氮225kg·hm-2穗數(shù)最多。深松處理下,施氮量為225 kg·hm-2時玉米產(chǎn)量達到最大值。深耕1顯著提升小麥蛋白質(zhì)、脂肪、面筋和沉降值含量,且在施氮180 kg·hm-2表現(xiàn)最優(yōu),但是會降低淀粉含量。7、經(jīng)線性多元分析,由偏相關(guān)系數(shù)可知耕作是影響小麥產(chǎn)量的主要因素,施氮是影響玉米產(chǎn)量的主要因素。土壤氮素、團聚體是影響小麥玉米產(chǎn)量的主要成分。綜合以上各指標(biāo)得出結(jié)果,深松施氮180 kg·hm-2最適宜在本地推廣。
劉虎[2]（2021）在《北疆荒漠地區(qū)不同種植模式下飼草作物水肥響應(yīng)關(guān)系與灌溉水優(yōu)化配置》文中認(rèn)為北疆干旱荒漠地區(qū)地處我國西北牧區(qū),該區(qū)域干旱少雨、水資源緊缺、草畜失衡、灌溉水管理粗放、飼草水肥響應(yīng)等基礎(chǔ)研究相當(dāng)薄弱,本研究針對該區(qū)域灌溉飼草地建設(shè)中所面臨的灌溉用水規(guī)律不明晰、飼草作物系數(shù)缺失、灌溉水管理策略缺乏、水肥利用效率低、施肥量與灌水量時空不協(xié)調(diào)等問題,以青貯玉米和紫花苜蓿為主要試驗對象,并結(jié)合蘇丹草、披堿草等當(dāng)?shù)貎?yōu)勢且常見的飼草作物,通過在北疆阿勒泰地區(qū)開展單作和混間播條件下非充分灌溉試驗、水肥耦合試驗,從水量平衡原理、飼草作物水模型、灌溉水優(yōu)化配置、作物混間播高產(chǎn)栽培和水肥耦合理論等角度,提出單作灌溉飼草作物灌溉關(guān)鍵指標(biāo)和灌溉制度;通過分析間播條件下灌溉飼草作物群體需水規(guī)律、產(chǎn)出效應(yīng)及灌溉水效益,提出紫花苜蓿和青貯玉米最優(yōu)間播組合模式;優(yōu)選了缺資料地區(qū)ET0簡化計算方法,并對FAO推薦的飼草作物系數(shù)Kc進行了修正;基于最小二乘法確定了蘇丹草、紫花苜蓿、青貯玉米的飼草作物水模型,并采用動態(tài)規(guī)劃法對灌溉水進行了優(yōu)化配置,提出了不同可供水量條件下飼草地灌溉水管理決策方案;構(gòu)建了單作條件和混間播條件下灌溉飼草料的水肥耦合產(chǎn)量數(shù)學(xué)模型并提出最佳水肥管理制度。形成了較為系統(tǒng)的北疆干旱荒漠地區(qū)灌溉飼草作物水肥響應(yīng)關(guān)系與灌溉水優(yōu)化配置研究成果。研究成果可為我國北疆干旱荒漠地區(qū)規(guī)?；咝ч_發(fā)利用飼草地提供技術(shù)支撐。具體得到以下研究成果:（1）飼草作物不同種植模式下需水規(guī)律與滴灌灌溉制度紫花苜蓿在全年中收獲兩茬,每茬生長期約為60 d,充分灌溉條件下需水量為690 mm。全生育期連續(xù)受旱時,需水量為607 mm,僅為充分灌溉時的88%;蘇丹草的需水量隨著作物受旱情況的加劇而逐漸減少,其充分灌溉的需水量為431 mm,重旱條件下需水量僅為充分灌溉的48.0%;青貯玉米抽穗—開花期不灌水條件下需水量最小,僅為341.0 mm,為充分灌溉時的60%。紫花苜蓿、蘇丹草和青貯玉米產(chǎn)量最大時的灌溉定額分別為407 m3/畝、264 m3/畝和367 m3/畝,水分利用效率最大時的灌溉定額為367 m3/畝、172 m3/畝和286 m3/畝。間播條件下,采用2行青貯玉米與12行紫花苜蓿組合可以得到較多的粗蛋白質(zhì)、鈣以及磷,而紫花苜蓿單作是營養(yǎng)產(chǎn)出最高的種植模式。4行青貯玉米與8行紫花苜蓿間播的光能利用率最高,并且對地表會起到較好的覆蓋作用,能在保證較低需水水平下（需水量為660.5mm）,得到最高的產(chǎn)量和經(jīng)濟效益。（2）基于FAO推薦方法的ET0計算方法優(yōu)選與Kc值修正以FAO56 Penman-Monteith方法計算的ET0為標(biāo)準(zhǔn),通過比較與其他4種不同方法計算結(jié)果的差異性與相關(guān)性,在全生育期的大部分時段FA056 PM法與FAO Penman法和IA法的計算結(jié)果較為接近,PT法和HS法計算的ET0較FAO56 PM計算值總體偏大,且偏差較大。IA法所需要的氣象資料僅為氣溫和日照時間,并且計算結(jié)果有較高精度,IA法可以代替FA056 PM法在阿勒泰地區(qū)福?？h完成ET0計算。經(jīng)過修正后,青貯玉米在生長初期、快速生長期、生長中期、生長后期的Kc分別為0.8、0.96、1.03和0.79,全生育階段平均Kc為0.92。蘇丹草在生長初期、快速生長期、生長中期、生長后期的Kc分別為0.66、0.77、0.91、和0.84,全生育階段平均Kc為0.80。紫花苜蓿第一/二茬的生長初期、快速生長期、快速生育期的Kc分別為0.94/0.51、1.03/1.18、0.86/1.09,全生育階段平均Kc為0.93。蘇丹草、青貯玉米和紫花苜蓿的全生育期修正后的全生育期作物系數(shù)Kc較FAO56推薦值,分別提高了10.00%、13.04%、5.38%。（3）非充分灌溉條件下飼草產(chǎn)量響應(yīng)與作物水模型確認(rèn)紫花苜蓿、青貯玉米和蘇丹草均為充分灌溉條件下產(chǎn)量最高,蘇丹草產(chǎn)量與土壤含水量占田間持水量的百分比呈顯著的線性相關(guān)。紫花苜蓿在返青-分枝期受旱時水分生產(chǎn)效率最高;蘇丹草全生育期受輕旱時水分生產(chǎn)效率最低,受重旱時水分生產(chǎn)效率最高;青貯玉米在抽穗-開花期受輕旱時水分生產(chǎn)效率達到最高,拔節(jié)期和抽穗-開花期連續(xù)受旱時水分生產(chǎn)效率最低。北疆干旱荒漠地區(qū)紫花苜蓿、蘇丹草和青貯玉米需（耗）水量與飼草料作物產(chǎn)量之間的關(guān)系可用Jensen模型、Stewart模型和Jensen模型來進行模擬預(yù)測,三種模型的平均相對誤差為6.51%、9.24%和9.25%,具有較高的模擬精度。紫花苜蓿、蘇丹草和青貯玉米作物各自生長最為敏感階段分別是紫花苜蓿的分枝-孕蕾期（第一茬）、蘇丹草的灌漿-乳熟期和青貯玉米的苗期。（4）基于飼草作物-水模型與DP法的有限灌溉水量優(yōu)化配置當(dāng)灌溉供水量M出現(xiàn)輕度緊缺時（紫花苜蓿420 mm≤M≤500 mm、蘇丹草250mm≤M≤360 mm、青貯玉米200 mm≤M≤450 mm）,應(yīng)分別優(yōu)先保證紫花苜蓿蔓枝延長期、蘇丹草孕穗開花期和青貯玉米孕穗開花期的供水量;當(dāng)灌溉供水量十分緊張時（紫花苜蓿M≤420 mm、蘇丹草M≤250 mm、青貯玉米M≤200 mm）,紫花苜蓿、蘇丹草和青貯玉米應(yīng)分別優(yōu)先保證第二茬開花成熟期、苗期、孕穗開花期的供水量。（5）水肥耦合條件下飼草料地水肥響應(yīng)北疆干旱荒漠地區(qū)膜下滴灌青貯玉米,不同土壤含水量條件下,拔節(jié)期青貯玉米的株高和莖粗隨著施肥量的增加而增加,青貯玉米株高增長最快的處理為高肥輕旱,在不受旱和輕度受旱條件下,青貯玉米葉面積指數(shù)隨施肥量的增加而增加;中旱和受重旱條件下,中肥和低肥的葉面積指數(shù)相當(dāng)。灌溉量在250m3/畝,追肥施肥量在10 kg/畝,青貯玉米產(chǎn)量可達3000 kg/畝。當(dāng)灌溉量、追肥施肥量大于上述量時,產(chǎn)量增加幅度不大。水利用效益最大的是高肥重旱處理,化肥利用效益和水肥耦合效益均為低肥不受旱處理;產(chǎn)值較高的為高肥不受旱、中肥不受旱和中肥輕旱處理。紫花苜蓿和不同飼草進行混間播時,混播最優(yōu)組合為:紫花苜蓿和老芒麥組合,施農(nóng)家肥量1231 kg/畝,灌溉定額為240 m3/畝;間播的最優(yōu)組合為:紫花苜蓿和老芒麥、施農(nóng)家肥量2248.9 kg/畝、灌溉定額180 m3/畝?；觳l件下飼草生育期內(nèi)最大需水強度為5.73 m3/（畝·天）,混播飼草料作物干旱年灌水8次,灌溉定額為240m3/畝?；扉g播飼草地飼草料作物在需水強度、產(chǎn)量、肥料利用等方面都由于單作飼草地。
王曉嬌[3]（2021）在《不同施肥措施下隴中黃土高原旱作玉米農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡及其土壤碳庫穩(wěn)定性研究》文中研究表明IPCC第六次評估啟動了《全球1.5℃增暖特別報告》,強調(diào)“將全球變暖限制1.5℃而不是2℃或更高的溫度”。全球變暖的主要原因之一是人類活動導(dǎo)致CO2等溫室氣體過量排放。農(nóng)田土壤碳庫是全球碳庫中最為活躍的部分,施肥措施對其影響很大,明確不同施肥措施對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)的影響具有重要意義。黃土高原旱作農(nóng)業(yè)在我國農(nóng)業(yè)中占有十分重要的戰(zhàn)略地位,目前旱作農(nóng)業(yè)主要的施肥措施是增施氮肥和有機培肥。然而,不同施肥措施對旱作玉米農(nóng)田系統(tǒng)碳平衡和土壤碳庫穩(wěn)定性的影響及其形成機制缺乏深入解析,有機培肥模式對土壤碳排放的影響在區(qū)域尺度上仍不明確,以及如何從環(huán)境和經(jīng)濟效益角度綜合評估施肥措施的效果也缺乏深入的研究?；谝陨峡茖W(xué)問題,本研究首先運用Meta方法探討了有機培肥措施在區(qū)域尺度上對土壤CO2排放的影響及機制。其次,依托2012年設(shè)置在隴中黃土高原旱作區(qū)玉米農(nóng)田的有機物料等氮投入培肥試驗[不施肥（CK）、氮肥(NF,200 kg N hm-2)、有機肥(OM,6000 kg·hm-2)、秸稈(ST,28500 kg·hm-2)、有機肥結(jié)合氮肥(OMNF,3000 kg·hm-2+100kg·N hm-2)]和氮肥不同水平[主因素,N0(0 kg·hm-2)、N1(100 kg·hm-2)、N2(200 kg·hm-2)、N3(300 kg·hm-2)]結(jié)合不同施氮方式[副因素:基肥T1（1/3基肥+2/3拔節(jié)期肥）、T2（1/3基肥+1/3拔節(jié)期肥+1/3大喇叭口肥）]的裂區(qū)試驗共2個長期定位試驗,通過測定2017和2018年指標(biāo)并結(jié)合2014-2018年產(chǎn)量數(shù)據(jù),研究了不同施肥措施對土壤CO2排放和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的影響,分析了土壤碳組分、土壤碳庫穩(wěn)定性和土壤碳庫管理指數(shù)對不同施肥措施的響應(yīng),闡明了土壤碳庫穩(wěn)定性和土壤CO2排放的影響機制,明確了不同施肥措施的產(chǎn)量穩(wěn)定性和生態(tài)服務(wù)價值。研究結(jié)果可為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳減排、生態(tài)補償政策的制定提供數(shù)據(jù)支持,為“化肥減量、有機肥替代”環(huán)境友好型農(nóng)業(yè)的推廣提供理論依據(jù)。主要結(jié)論如下:1.整合分析表明有機培肥措施增加了土壤CO2排放量,建議在中國北方采用無機肥+有機肥或氮肥+有機肥+緩釋肥配施措施與不施肥和施無機肥相比,施用有機肥能顯著提高生育期農(nóng)田土壤CO2排放量;土壤CO2排放量在東北、華北和西北區(qū)域間差異不顯著（P>0.05）;施用雞糞類有機肥比其他有機肥能增加土壤CO2排放量,不建議雞糞單獨大量施用;施用有機肥會顯著增加灰漠土農(nóng)田土壤CO2排放量;農(nóng)田土壤CO2排放量與年均氣溫成正比、與年均降水量成反比;有機肥+無機肥、氮肥+有機肥+緩釋肥配施比單施有機肥減少了農(nóng)田土壤CO2排放量,氮肥+有機肥+緩釋肥配施與不施肥間差異不顯著（P>0.05）。2.有機培肥措施和增量施氮雖均不同程度地增加了土壤CO2排放量,卻不同程度地降低了作物碳排放效率、提升了農(nóng)田碳匯功能。不同施肥措施下,土壤CO2排放通量在全年和生育期隨時間均呈先增后降的趨勢,休閑期處理間差異不明顯。不同培肥措施下,NF、OMNF處理的土壤CO2排放量、作物碳排放效率顯著低于ST、OM處理（P<0.05）,農(nóng)田凈碳釋放量的2年均值表明,ST、NF、OMNF和OM處理均表現(xiàn)為碳匯,其中ST處理碳匯功能最大,OMNF次之,CK處理表現(xiàn)為碳源。施氮時期、施氮時期與施氮量的交互作用對土壤CO2排放平均通量、排放量均無顯著影響（P>0.05）,土壤CO2排放量隨施氮量增加而增高,N2、N3處理間差異不顯著（P>0.05）,N2、N3處理作物碳排放效率顯著低于N1、CK處理（P<0.05）,農(nóng)田凈碳釋放量的2年均值表明,N3、N2、N1處理均表現(xiàn)為碳匯,CK處理表現(xiàn)為碳源。3.有機培肥、增施氮肥可以不同程度地提升玉米農(nóng)田有機碳及其組分,降低土壤碳庫穩(wěn)定性,提高土壤碳庫管理指數(shù)不同施肥措施均能不同程度地改變0～30 cm各土層土壤有機碳和活性有機碳組分（土壤游離態(tài)顆粒有機碳、閉蓄態(tài)顆粒有機碳、顆粒態(tài)有機碳、微生物量碳和易氧化有機碳）,其中有機培肥（OM、ST、OMNF）、增施氮肥（N2、N3）措施比CK處理提高顯著（P<0.05）,施氮時期、施氮時期和施氮量的交互作用對土壤有機碳及其部分組分均無顯著影響（P>0.05）;不同施肥措施的有機碳組分均以礦質(zhì)結(jié)合態(tài)有機碳為主;ST、OM處理的土壤碳庫穩(wěn)定性顯著低于NF、CK處理（P<0.05）,OMNF處理居中,相反,ST、OM和OMNF處理的土壤碳庫管理指數(shù)顯著高于NF、CK處理（P<0.05）;N2、N3處理土壤碳庫穩(wěn)定性顯著低于N1、CK處理（P<0.05）,相反,N2、N3處理土壤碳庫管理指數(shù)顯著高于N1、CK處理（P<0.05）。4.土壤碳庫穩(wěn)定性和土壤CO2排放的調(diào)控機制不同不同施肥措施下,環(huán)境因子對土壤碳庫穩(wěn)定性的總解釋度為75%,影響總效應(yīng)為-0.63,其中礦質(zhì)結(jié)合態(tài)有機碳影響最大,正向影響土壤碳庫穩(wěn)定性,顆粒態(tài)有機碳、易氧化有機碳、土壤含水量、土壤溫度次之,負(fù)向影響土壤碳庫穩(wěn)定性,土壤容重、蔗糖酶影響較小,土壤溫度通過作用于易氧化有機碳、蔗糖酶影響土壤碳庫穩(wěn)定性,土壤含水量通過作用于顆粒態(tài)有機碳、易氧化有機碳、蔗糖酶影響土壤碳庫穩(wěn)定性;環(huán)境因子對土壤CO2排放通量的總解釋度為52%,影響總效應(yīng)為2.84,其中土壤溫度影響最大,土壤含水量、脲酶影響較大,微生物量碳、易氧化有機碳、蔗糖酶影響較小,土壤溫度通過作用于脲酶、蔗糖酶、ROOC影響土壤CO2排放通量,土壤含水量則通過作用于MBC、ROOC影響土壤CO2排放通量。5.有機培肥和增量施氮均能不同程度的影響籽粒產(chǎn)量穩(wěn)定性和農(nóng)田生態(tài)服務(wù)價值從多年籽粒產(chǎn)量的評估結(jié)果來看,不同培肥措施對黃土高原旱作玉米籽粒產(chǎn)量和水分利用效率具有顯著的影響（P<0.05）,其中OMNF、NF處理具有最高的平均籽粒產(chǎn)量,OMNF處理具有最高的水分利用效率、最佳的籽粒產(chǎn)量穩(wěn)定性和增產(chǎn)潛力。從生態(tài)服務(wù)總價值2年均值來看,ST處理的生態(tài)服務(wù)總價值最大,OMNF處理次之,其中OMNF處理的農(nóng)產(chǎn)品服務(wù)價值大于ST處理;施氮時期、施氮時期和施氮量的交互作用對籽粒產(chǎn)量無顯著影響（P>0.05）,氮肥不同水平下各處理平均籽粒產(chǎn)量和水分利用效率具有顯著的差異（P<0.05）,N2處理具有最佳的籽粒產(chǎn)量穩(wěn)定性、增產(chǎn)潛力,N3處理次之。N3、N2處理的生態(tài)服務(wù)總價值差異不大,顯著高于N1、CK處理（P<0.05）。綜上,有機無機肥配施不僅可以顯著增加作物產(chǎn)量、提高土壤碳庫管理指數(shù)和碳庫穩(wěn)定性、降低土壤碳排放效率,提升土壤碳匯和生態(tài)服務(wù)價值,是隴中黃土高原旱作農(nóng)業(yè)區(qū)玉米農(nóng)田比較適宜的培肥措施;單施氮肥模式下,推薦200 kg·N hm-2和1/3基肥+2/3拔節(jié)期肥的施肥模式;在“化肥減量、有機肥替代”的背景下,更建議采用氮肥+有機肥+緩釋肥配施技術(shù)。
任鳳玲[4]（2021）在《不同施肥下我國典型農(nóng)田土壤有機碳固定特征及驅(qū)動因素》文中認(rèn)為農(nóng)田土壤有機碳（SOC）是衡量土壤肥力的重要指標(biāo),并與糧食高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)和全球氣候變化密切相關(guān)。而我國農(nóng)田不同施肥下SOC的時空差異特征及不同因素對SOC影響程度,仍是我國農(nóng)田SOC循環(huán)研究中尚未解決的問題。另外SOC具有高度異質(zhì)性,不同SOC組分結(jié)構(gòu)和性質(zhì)不同,其對SOC固定貢獻率也存在差異。研究SOC組分的變化有利于明確農(nóng)田SOC的穩(wěn)定性及其固碳機制?；趯喊l(fā)表文獻及長期定位施肥試驗數(shù)據(jù)的整理,主要結(jié)果如下:（1）通過多點位的數(shù)據(jù)庫綜合分析,明確施肥對我國典型農(nóng)田SOC含量變化的影響和固碳效率。與不施肥（CK）相比,在≤10年和>10年的試驗持續(xù)時間內(nèi),有機肥碳的固碳效率分別為31%±12%（95%置信區(qū)間,CI）和18%±2%。與施化肥處理（NPK）相比,在≤10年和>10年的試驗持續(xù)時間內(nèi),有機肥碳的固碳效率分別為29%±13%和9%±3%。此外,與CK和NPK處理相比,施用有機肥后SOC的增加速率分別為0.23～0.26和0.18～0.19 g kg-1 yr-1。（2）通過不同地區(qū)的長期定位試驗分析了不同施肥下SOC的區(qū)域變化及其驅(qū)動因素并且提出了針對不同區(qū)域SOC提升的施肥技術(shù)建議。與初始SOC含量相比,化肥配施有機肥（NPKM）和單施有機肥（M）處理下SOC含量分別提高了24～68%和24～74%。東北和西北地區(qū),長期NPKM處理下的SOC含量最最高。起始SOC含量、容重、土壤全氮、土壤p H和氣候是影響我國農(nóng)田SOC變化的重要因素。不同區(qū)域SOC提升的施肥技術(shù)建議:東北地區(qū)施用有機肥;西北地區(qū)NPKM配合施用;華北地區(qū)施用有機肥;南方地區(qū)有一些試驗點SOC組分已經(jīng)出現(xiàn)飽,因此南方地區(qū)需要適度施用有機肥。（3）通過多點位試驗分析我國不同氣候、土壤質(zhì)地和試驗?zāi)晗迼l件下SOC組分對不同施肥的響應(yīng)特征,并闡明了土壤的理化性質(zhì)是影響SOC組分變化的重要因素。相比CK處理,施肥能夠提高SOC及其組分含量,但是施用NPK對礦物結(jié)合有機碳（MOC）無顯著影響?？偟膩碇v,NPKM處理對SOC組分的提升效果較好,且不同SOC組分增加幅度表現(xiàn)為:粗顆粒有機碳（cf POC）,115%;游離顆粒有機碳（ff POC）,85%;微團聚體顆粒有機碳（i POC）,121%和MOC（26%）。cf POC和i POC是影響SOC變化的主要SOC組分。（4）通過我國典型長期定位施肥試驗,在更深層次上研究長期不同施肥下我國典型農(nóng)田SOC固定的保護機制。相比CK處理,施用NPK之后c POC和i POC提高幅度最大;施用NPKM之后物理保護有機碳庫提高幅度最大。NPKM主要提高了南方亞熱帶濕潤區(qū)、西北暖溫帶半干旱區(qū)粗顆粒有機碳組分和東北中溫帶半濕潤區(qū)、華北暖溫帶半濕潤區(qū)微團聚體內(nèi)顆粒有機碳組分。南方亞熱帶濕潤區(qū)SOC主要保護機制與東北中溫帶半濕潤區(qū)、華北暖溫帶半濕潤區(qū)和西北暖溫帶半干旱區(qū)SOC主要保護機制存在差異。不同施肥處理下有機碳主要保護機制:南方亞熱帶濕潤區(qū)SOC主要保護機制為未保護和物理保護;東北中溫帶半濕潤區(qū)、華北暖溫帶半濕潤區(qū)為化學(xué)和生物化學(xué)保護機制。未保護有機碳組分主要受外界碳投入量、起始SOC和土壤全氮含量影響;而化學(xué)和生物化學(xué)保護有機碳組分主要受土壤的化學(xué)性質(zhì)以及粘粉粒含量的影響。系統(tǒng)開展了不同施肥下我國典型農(nóng)田土壤固碳特征與驅(qū)動因素及其穩(wěn)定機制研究,結(jié)果對于預(yù)測預(yù)警農(nóng)田SOC的演變態(tài)勢和提出SOC提升技術(shù)模式具有重要意義。
覃建軍[5]（2021）在《象草修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤的效應(yīng)及其配套技術(shù)研究》文中指出我國農(nóng)田土壤鎘（Cd）污染已成為限制農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的瓶頸問題。植物提取是修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤較為有前景的方式,具有成本低,二次污染少等優(yōu)勢,并且可以大規(guī)模應(yīng)用。但目前大多數(shù)Cd超富集植物存在生物量小、抗逆性差以及經(jīng)濟效益低等缺點。象草（Pennisetum purpureum Schum）是一種生物量巨大、生長快速且抗逆性強的多年生植物,對Cd污染土壤具有較好的修復(fù)潛力,并且其生物質(zhì)可用以制作生物乙醇、板材及紙品等產(chǎn)品,具有較好經(jīng)濟效益,是實現(xiàn)Cd污染農(nóng)田邊生產(chǎn)邊修復(fù)的理想植物。然而象草對不同類型及Cd污染程度土壤的修復(fù)效應(yīng)以及在不同幼苗建立方式時修復(fù)效應(yīng)的差異性尚不明確,有關(guān)強化象草修復(fù)Cd污染土壤的研究也少見報道,并且種植象草對土壤肥力的影響及套作綠肥還田對其修復(fù)效應(yīng)的影響有待探究。本研究選取南方典型農(nóng)田土壤（紫泥田和麻砂泥）,通過添加不同濃度梯度的外源Cd進行盆栽試驗,研究了象草在土壤Cd脅迫下的耐受能力及修復(fù)效果;應(yīng)用田間小區(qū)試驗,以不同方式施加谷氨酸二乙酸（GLDA）,明確了 GLDA強化象草修復(fù)Cd污染土壤的效應(yīng);采用田間試驗,設(shè)置套作/不套作紫云英還田的旋耕移栽、越冬再生、免耕補栽6種象草種植模式,探尋象草修復(fù)Cd污染農(nóng)田的配套農(nóng)藝措施。主要研究結(jié)果如下:（1）盆栽試驗結(jié)果表明,紫泥田與麻砂泥中象草對Cd的耐性指數(shù)為0.65～0.79,均表現(xiàn)出較好的耐性;外源Cd濃度為0、0.5、2.0 mg·kg-1時象草富集系數(shù)均大于1,表現(xiàn)出較好的Cd富集性;象草轉(zhuǎn)運系數(shù)為0.60～0.84,不屬于Cd超富集植物;象草在原土（紫泥田和麻砂泥Cd含量分別為0.59、0.63 mg·kg-1）中的Cd修復(fù)效率較高,且在麻砂泥中高達2.18%。土壤理化性質(zhì)如pH、CEC、有機官能團等可影響象草對Cd的富集。（2）田間小區(qū)試驗表明,少量且分多次施加GLDA能顯著提高象草地上部生物量和Cd含量,其中分施次數(shù)和總施加量分別是生物量和Cd含量的關(guān)鍵影響因子;Cd提取量在總施加量585 kg·ha-1分4次施加時最高,為16.78 g·ha-1,較CK（不施加GLDA）顯著提高275.39%;土壤pH、DOC質(zhì)量濃度和DTPA-Cd含量與總施加量和分施次數(shù)存在顯著正相關(guān)關(guān)系;DOC質(zhì)量濃度是影響DTPA-Cd含量的主要因素;土壤總Cd含量在總施加量585 kg·ha-1分4次施加時可較種植象草前土壤降低3.23%,且象草地上部Cd含量不超過飼料原料標(biāo)準(zhǔn)（1 mg·kg-1）。（3）田間試驗表明,種植象草會顯著降低土壤總氮、磷濃度,總鉀的變化受幼苗建立方式影響;套作紫云英可緩解總氮下降,但對總磷下降的緩解作用不顯著;套作紫云英能顯著提高象草生物量及土壤Cd生物有效性;越冬再生象草-紫云英套作模式能獲得較大的生物量及Cd提取量,1次刈割（12月）分別可達60.60 t·ha-1（干重）、29.09 g·ha-1,且地上部Cd濃度不超過飼料原料標(biāo)準(zhǔn);8月是獲得高產(chǎn)、高Cd提取量的適宜刈割期;土壤溶液Cd（SSE-Cd）在整個生育期都與象草地上部Cd濃度表現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系,較DTPA-Cd更能直觀體現(xiàn)象草提取Cd的生物有效性指標(biāo)。綜上,利用越冬再生象草-紫云英套作模式,適量施加磷肥,在6月輔以低劑量（585 kg·ha-1）分多次（4次）施加GLDA,并在每年8月和12月各刈割1次是修復(fù)中輕度Cd污染土壤的有效策略,可為Cd污染農(nóng)田土壤的修復(fù)和安全化利用提供參考。
強敏敏[6]（2021）在《生物炭與氮肥配施對黃土丘陵溝壑區(qū)溝道整治土地生產(chǎn)力提升機制》文中指出黃土高原是我國水土流失最嚴(yán)重的地區(qū),也是黃河流域生態(tài)保護和高質(zhì)量發(fā)展戰(zhàn)略實施的重點區(qū)域。水土流失引起的生態(tài)環(huán)境惡化及其對農(nóng)村生產(chǎn)生活的制約,加劇了區(qū)域糧食危機和生態(tài)安全隱患。黃土丘陵溝壑區(qū)自2010年實施溝道土地整治工程以來,整治土地約50萬畝,對于保障糧食安全、保護生態(tài)環(huán)境,促進區(qū)域經(jīng)濟發(fā)展具有重大意義。但黃土高原已整治的新增地土壤肥力低,結(jié)構(gòu)性差,生態(tài)系統(tǒng)脆弱等問題凸顯,嚴(yán)重制約著既定工程目標(biāo)的實現(xiàn)。為此,本研究以土地資源高質(zhì)量發(fā)展為目標(biāo),采用野外采樣與大田試驗相結(jié)合的方法,在研究溝道土地整治典型工程土壤自然演變規(guī)律的基礎(chǔ)上,以溝道整治新增地為研究對象,探索了生物炭對土壤結(jié)構(gòu)的影響,明晰了生物炭在不同氮肥水平下對土壤質(zhì)量及作物產(chǎn)量的作用,揭示生物炭與氮肥配施對新增地生產(chǎn)力的提升機制。取得的主要結(jié)論如下:（1）典型土地整治工程土壤質(zhì)量演變規(guī)律。以延安輾莊流域梯田為研究對象,采用空間代時間的方法,探究了近30 a土壤質(zhì)量的演變規(guī)律及地力恢復(fù)情況。結(jié)果表明:氮是黃土高原梯田土壤有機碳匯的主要限制因子,梯田建設(shè)3～10年土壤有機碳和全氮密度分別增加了47%和75%,平均累積速率分別為317.7 kg/（ha?a）和37.4 kg/（ha?a）,有機碳和全氮密度10年后超過了坡耕地的水平,利用30年后顯著提高了74.0%和107%,梯田整治工程在3-10年能恢復(fù)到整治前的肥力水平。碳和氮在梯田整治工程中生產(chǎn)力的恢復(fù)作用為溝道新增土地整治工程生產(chǎn)力提升提供了技術(shù)依據(jù),也為生物炭在土地整治工程中的應(yīng)用提供了理論基礎(chǔ)。（2）生物炭對土壤物理結(jié)構(gòu)的影響。通過探討蘋果枝條的生物炭對新增地土壤容重、團聚體特性的微觀變化影響,揭示生物炭與氮肥混合施加對新增地土壤物理結(jié)構(gòu)的作用機制。結(jié)果表明:生物炭的施加量與土壤容重呈負(fù)相關(guān),高肥高炭處理的土壤容重較對照顯著降低了15.42%。傳統(tǒng)施肥水平下,生物炭用量40 t/ha>0.25 mm的土壤水穩(wěn)性團聚體含量較對照提高了42.18%。施加生物炭還降低了土壤團聚體破壞率,顯著提高了土壤有機碳含量、平均重量直徑（MWD）和幾何平均直徑（GMD）。當(dāng)化肥施加量減少時,根據(jù)團聚體穩(wěn)定性的評價指標(biāo),選擇40 t/ha的生物炭用量,對土壤團聚體穩(wěn)定性提升效果最佳。（3）生物炭對新增地土壤碳庫質(zhì)量的影響。通過研究生物炭與氮肥配施對新增地土壤有機碳、微生物量碳、碳組分及碳庫管理指數(shù)的影響,探究生物炭與氮肥配施對新增地土壤碳庫質(zhì)量和土壤碳循環(huán)的作用。結(jié)果表明:土壤中活性有機碳隨著生物炭用量的增加而增加,但碳庫活度和活度指數(shù)則呈現(xiàn)出減小的趨勢。化肥減量水平下,生物炭用量40 t/ha土壤碳庫管理指數(shù)較對照提高了80.47%。生物炭與氮肥配施顯著提高了土壤有機碳、微生物量碳含量,高炭處理的增幅最大分別為169%和181%,說明添加生物炭能夠提高新增地土壤碳容量,有利于新增地土壤碳固持。（4）生物炭對新增地土壤肥力及作物產(chǎn)量的提升機制。通過田間定位試驗結(jié)果表明:生物炭與氮肥配施后土壤有機質(zhì)含量提高了1.21～3.64倍,全氮提高了18.31%～45.34%,氨態(tài)氮和硝態(tài)氮的最大增幅分別為1.23倍和5.69倍,全磷和速效磷分別提高了11.6%～40.11%和11.16%～151.09%,說明施加生物炭與氮肥顯著提高了土壤肥力;試驗還表明:生物炭還顯著提高了β-葡萄糖苷酶和N-乙酰氨基葡萄糖苷酶活性,土壤中細菌和放線菌數(shù)量分別較對照提高了5.3～8.5倍和2.78～4.68倍,說明配施提升了土壤的微生物活性和動力。綜合試驗結(jié)果,生物炭用量40 t/ha,配施280 kg/ha氮肥和140 kg/ha過磷酸鈣,玉米平均產(chǎn)量最高為13595.98 kg/ha,較對照增產(chǎn)34.24%。說明土壤肥力和土壤微生物活性增加,為土壤生產(chǎn)力提升提供了適宜的環(huán)境和動力源。綜合上述,生物炭是新增地生產(chǎn)力提升的動力源。生物炭與氮肥配施能夠降低土壤容重,增加孔隙度,提升土壤團聚體結(jié)構(gòu)及穩(wěn)定性,增加土壤養(yǎng)分,增強酶活性,增加有益微生物數(shù)量,促進土壤微生物活動。生物炭的特殊結(jié)構(gòu)及其對土壤的改良作用能夠為微生物活動和繁衍創(chuàng)造良好的環(huán)境,氮作為催化因子促使生物炭在土壤中持續(xù)發(fā)揮效應(yīng),而土壤酶活性與微生物數(shù)量的提高又能促進生物炭在土壤中的分解作用,還是作物吸收C、N、P、K的基礎(chǔ),能進一步促進新增地土壤團粒結(jié)構(gòu)的形成、提升肥力并提高作物吸收養(yǎng)分的能力,從而提升土地生產(chǎn)力。上述生物炭的作用機制豐富了世界上水土流失最嚴(yán)重地區(qū)的黃土高原新增地土壤碳庫循環(huán)及生產(chǎn)力提升理論。（5）生物炭與氮肥配施的最優(yōu)配施比及高效利用模式。以新增地生產(chǎn)力快速提升及資源高效利用為理論基礎(chǔ),選取能反映土壤肥力的物理、化學(xué)及生物學(xué)特性指標(biāo)作為評價指標(biāo),采用因子分析法和聚類分析法評價土壤質(zhì)量,提取出3個公因子,其累計貢獻率達到85.73%,說明評價方法是可靠的。采用此方法研究結(jié)果表明:低肥高炭處理土壤質(zhì)量綜合得分最高,其土壤肥力也代表了最高等級。通過綜合評價生物炭與氮肥配施各處理的土壤質(zhì)量,考慮經(jīng)濟效益,提出溝道整治新增地高產(chǎn)型和經(jīng)濟型土地利用模式。生物炭施用當(dāng)年土壤肥力即可恢復(fù)甚至超出整治前水平,建議采用經(jīng)濟型（即生物炭用量30 t/ha,配施280 kg/ha氮肥和140 kg/ha過磷酸鈣）高效利用模式。
崔佳佳[7]（2021）在《兩種典型化感自毒物質(zhì)對蘭州百合生長及微生物作用研究》文中認(rèn)為蘭州百合（Lilium davidii var.Unicolor）屬于甘肅省特有藥食同源的道地藥材之一,由于蘭州百合種植區(qū)域分布的有限性與市場需求間的矛盾,連作障礙已成為制約蘭州百合產(chǎn)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的重要瓶頸。自毒物質(zhì)的積累是導(dǎo)致蘭州百合連作障礙的主要原因之一。本研究基于植物-土壤-微生物互作關(guān)系,采用盆栽試驗,通過外源施加DBP和2,4-DTBP兩種自毒物質(zhì)（前期研究證實鄰苯二甲酸二丁酯（DBP）和2,4-二叔丁基苯酚（2,4-DTBP）是蘭州百合根系分泌物的主要自毒物質(zhì)）,研究了不同濃度DBP和2,4-DTBP脅迫下,蘭州百合生理特性、抗氧化防御途徑、滲透調(diào)節(jié)途徑等的變化,明確兩種典型自毒物質(zhì)對蘭州百合生長及氧化脅迫的作用機制,并且重點通過BIOLOG微平板及高通量測序技術(shù)對蘭州百合土壤微生物多樣性進行研究。兩種典型自毒物質(zhì)導(dǎo)致蘭州百合鱗莖發(fā)育和土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生變化,探討兩種典型自毒物質(zhì)在百合根際微生態(tài)系統(tǒng)中的作用,對于揭示自毒物質(zhì)對土壤微生物區(qū)系的化感效應(yīng)及自毒物質(zhì)介導(dǎo)后土壤微生態(tài)失衡機理具有重要意義。通過解析兩種典型自毒物質(zhì)對蘭州百合生理生化及微生態(tài)的作用機制,主要結(jié)果如下:在不同濃度DBP和2,4-DTBP處理下,兩種自毒物質(zhì)對蘭州百合生長發(fā)育（株高、根長和地下部干物質(zhì)重等）影響顯著,但DBP和2,4-DTBP對不同指標(biāo)的影響因濃度和自毒物質(zhì)種類的不同而存在差異,總體表現(xiàn)出低濃度促進,高濃度抑制的現(xiàn)象。高濃度DBP（5.0 m M）和2,4-DTBP（2.0 m M）處理下,蘭州百合的株高、莖粗和根長表現(xiàn)出明顯的自毒作用,較對照相比均顯著下降,最高分別下降39.65%和24.42%、19.75%和40.16%、45.88%和52.27%。兩種典型自毒物質(zhì)顯著降低鱗莖鮮重和干重的增加量。通過分析不同處理下蘭州百合的化感響應(yīng)指數(shù)（RI）發(fā)現(xiàn),DBP對根長的抑制作用最大,說明自毒脅迫可能導(dǎo)致蘭州百合根部生長受阻,進而影響地上部分生長發(fā)育和生物量的積累,顯著降低蘭州百合采收部位鱗莖鮮重和干重的增加量。同時,在不同濃度DBP和2,4-DTBP處理下,兩種自毒物質(zhì)對蘭州百合的品質(zhì)影響顯著,蘭州百合總糖含量顯著下降,粗纖維含量最高增幅達41.06%。兩種自毒物質(zhì)均使蘭州百合根部和地上部分的生長受阻,導(dǎo)致蘭州百合生物量降低和品質(zhì)下降。自毒脅迫通過降低植株保護酶活性引起活性氧代謝失調(diào),導(dǎo)致活性氧積累和膜脂過氧化損傷。在DBP和2,4-DTBP處理下,蘭州百合葉片中O2-和H2O2含量顯著增加,說明兩種自毒物質(zhì)造成O2-和H2O2的產(chǎn)生和清除失去平衡,導(dǎo)致葉片中O2-和H2O2過量積累,引起抗氧化酶系統(tǒng)的紊亂,出現(xiàn)氧化應(yīng)激反應(yīng)。氧化應(yīng)激反應(yīng)也會調(diào)動抗氧化酶系統(tǒng)發(fā)生變化,蘭州百合葉片中的超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）、抗壞血酸過氧化物酶（APX）和谷胱甘肽還原酶（GR）的活性及抗壞血酸（As A）和谷胱甘肽（GSH）的含量均在自毒物質(zhì)的影響下發(fā)生不同程度的變化,且這些指標(biāo)的變化趨勢與自毒物質(zhì)的種類和濃度相關(guān)。其中,活性氧的變化最終會導(dǎo)致丙二醛（MDA）含量顯著增加,造成膜質(zhì)過氧化和蘭州百合葉片膜系統(tǒng)破壞,高濃度DBP（5.0 m M）和2,4-DTBP（2.0 m M）處理下MDA含量較對照分別增加67.19%和50.67%。DBP和2,4-DTBP也顯著影響滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的積累,脯氨酸含量在自毒物質(zhì)處理下顯著增加,可溶性蛋白含量顯著下降,可溶性糖含量隨濃度的增加先增后降。DBP和2,4-DTBP改變蘭州百合生理代謝及膜系統(tǒng)的穩(wěn)定性,可能是蘭州百合生長和發(fā)育受阻的原因之一。在DBP和2,4-DTBP兩種自毒物質(zhì)的影響下,蘭州百合土壤環(huán)境變化復(fù)雜,這可能由于DBP和2,4-DTBP發(fā)生底物誘導(dǎo),從而影響土壤酶活性發(fā)生改變。在DBP和2,4-DTBP處理下,蘭州百合土壤脲酶和多酚氧化酶均呈現(xiàn)下降趨勢,在DBP（5.0 m M）和2,4-DTBP（2.0 m M）處理下最高降幅分別達38.09%和33.22%、55.23%和50.57%;在DBP和2,4-DTBP處理下,土壤過氧化氫酶呈現(xiàn)逐漸上升趨勢,在DBP（5.0 m M）和2,4-DTBP（2.0 m M）處理下分別增加32.42%和50.46%;而其他幾種土壤酶均呈現(xiàn)先增后降的趨勢。酶活性變化最終引起土壤微生物量變化。在兩種自毒物質(zhì)作用下,微生物量氮（MBN）呈現(xiàn)低濃度促進、高濃度抑制的現(xiàn)象;而微生物量碳（MBC）呈現(xiàn)不同的變化趨勢,MBC和MBN互相具有顯著的相關(guān)性。在DBP處理下,MBC與β-葡萄糖苷酶)（BG）、脲酶和纖維素水解酶（CBH）蔗糖酶呈顯著正相關(guān),與過氧化氫酶和β-n-乙酰氨基葡萄糖苷酶（NAG）呈顯著負(fù)相關(guān);MBN與BG、CBH、NAG和蔗糖酶呈顯著正相關(guān)。在2,4-DTBP處理下,MBC與脲酶、NAG、多酚氧化酶、CBH、NAG和蔗糖酶呈顯著正相關(guān);MBN與蔗糖酶和NAG呈顯著正相關(guān)。大多數(shù)酶活性的降低限制土壤微生物代謝過程的碳源,抑制微生物的生長和繁殖,進而刺激土壤微生物的失活。Biolog-ECO分析結(jié)果顯示,隨著兩種自毒物質(zhì)濃度的增加,土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和碳源代謝特征均發(fā)生顯著變化。平均顏色變化率（AWCD）隨著DBP和2,4-DTBP濃度的增加呈現(xiàn)先增后降的趨勢,主成分分析表明,自毒物質(zhì)改變蘭州百合根際土壤微生物碳源利用狀況,使微生物群落代謝發(fā)生變化,干擾土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)和功能,顯著改變土壤微生物群落組成和結(jié)構(gòu)多樣性。DBP和2,4-DTBP對土壤和百合鱗莖中的微生物具有明顯的自毒效應(yīng),且這種效應(yīng)隨濃度和自毒物質(zhì)的種類的不同而產(chǎn)生差異。不同濃度下土壤和鱗莖中“共有”和“獨有”微生物群落差異顯著;真菌隨著自毒物質(zhì)濃度增加而增加,細菌則表現(xiàn)出強烈的抑制作用。DBP（5.0 m M）和2,4-DTBP（2.0 m M）促進土壤和鱗莖中病原真菌類的產(chǎn)生,鐮刀菌屬和子囊菌屬對DBP和2,4-DTBP的響應(yīng)最為明顯,且和自毒物質(zhì)濃度的增加呈現(xiàn)正相關(guān)。分別對抗氧化系統(tǒng)酶活性、土壤酶活性和土壤和鱗莖中微生物進行RDA分析,結(jié)果表明,微生物的豐度、組成和多樣性均與酶活性具有相關(guān)性。土壤中微生物變化較植株中更快。典型自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP改變了根際微生物系統(tǒng),間接改變了蘭州百合鱗莖中的微生物群落;病原菌數(shù)量的增加可能導(dǎo)致蘭州百合品質(zhì)和產(chǎn)量下降。綜合以上研究結(jié)果,通過植物-土壤-微生物之間的關(guān)聯(lián)分析,得到自毒物質(zhì)造成蘭州百合連作障礙的機制可能是多種因素綜合作用的結(jié)果。一方面自毒物質(zhì)不斷積累,造成蘭州百合植株自我調(diào)節(jié)能力降低,通過氧化應(yīng)激、滲透脅迫等導(dǎo)致植株生長發(fā)育不良,最終造成百合品質(zhì)下降。另一方面通過改變土壤酶活性以及根際微生態(tài)結(jié)構(gòu)惡化,刺激土壤微生物區(qū)系某些病原菌的增殖,使致病菌不斷積累,進而侵染宿主植物,誘導(dǎo)鱗莖中微生物的結(jié)構(gòu)組成及多樣性發(fā)生變化。由此推測根系受到自毒物質(zhì)作用后,細胞膜系統(tǒng)被破壞,使病害更易于侵入植株,進而導(dǎo)致蘭州百合品質(zhì)和產(chǎn)量下降。這對了解蘭州百合長期連作過程中自毒與障礙物的關(guān)系具有重要意義。
劉家煦[8]（2021）在《水氮耦合對丹參產(chǎn)量和品質(zhì)的影響》文中進行了進一步梳理本試驗以丹參為試驗材料,研究水氮耦合對丹參產(chǎn)量、氮素營養(yǎng)、生理特性及有效成分的影響,為水氮耦合條件下高產(chǎn)優(yōu)質(zhì)丹參提供栽培理論依據(jù)。試驗采用裂區(qū)設(shè)計,設(shè)灌水量和施氮量兩個試驗因素,灌水量設(shè)3個水平,分別為W1低量240mm、W2中量330mm、W3高量420mm。施氮量設(shè)4個水平,分別為N0不施氮、N1低量180kg/hm2、N2中量225kg/hm2、N3高量270 kg/hm2。主要研究結(jié)果如下:1.水氮耦合對丹參產(chǎn)量的影響在低中量灌水條件下,隨施氮量的增加產(chǎn)量呈拋物線變化趨勢;在高量灌水條件下,隨施氮量的增加產(chǎn)量逐漸降低;在低量施氮時,隨著灌水量的增加產(chǎn)量逐漸升高;在中高量施氮時,隨著灌水量的增加產(chǎn)量呈拋物線變化趨勢。表明在水分過少或過多時,高量施氮使得產(chǎn)量降低,而在氮肥過低或過高時,適量增水有利于提高產(chǎn)量。W2N2處理（灌水量330mm,施氮量225kg/hm2）產(chǎn)量最大為6635.44 kg/hm2,中量灌水施肥顯著提高丹參產(chǎn)量。2.水氮耦合對丹參氮素營養(yǎng)積累的影響氮素總積累量持續(xù)增加,且在同一灌水量條件下,隨施氮量的增加而增加;在同一施氮量條件下,隨灌水量的增加而增加,W3N3處理（灌水量420mm,施氮量270kg/hm2）最高,即高水高氮條件顯著提高丹參總氮素積累量。各器官積累量大小關(guān)系為:根部>葉片>莖稈。隨施氮量增加氮肥吸收效率增大,而氮肥生理利用率、氮肥偏生產(chǎn)力、氮肥農(nóng)學(xué)效率整體呈現(xiàn)拋物線變化趨勢,但水量過多時反而降低,即過度灌水或施氮均造成氮肥流失揮發(fā),降低氮肥資源利用率。3.水氮耦合對丹參生理特性的影響SOD呈現(xiàn)拋物線變化趨勢,而POD、CAT始終保持逐漸上升的趨勢,MDA呈指數(shù)增長趨勢,W3N3處理（灌水量420mm,施氮量270kg/hm2）各項生理指標(biāo)均最高,W1N3處理（灌水量240mm,施氮量270kg/hm2）、W1N0處理（灌水量240mm,施氮量0kg/hm2）分別為施氮條件、不施氮條件下各項指標(biāo)最低。表明高水高氮條件使得丹參受脅迫程度加重導(dǎo)致相應(yīng)SOD、POD、CAT酶活性增強,過氧化產(chǎn)物MDA及滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)可溶性蛋白含量增多。而NR呈現(xiàn)拋物線變化趨勢,GS呈現(xiàn)單峰型變化趨勢,GOGTA中期大幅度增長后略下降。在同一灌水量條件下,NR、GS、GOGTA活性隨施氮量的增加而增大;在同一施氮量條件下,NR、GS、GOGTA活性隨灌水量的增加呈現(xiàn)拋物線變化趨勢。在灌水量適宜時輔以高量氮肥可增強NR、GS、GOGTA酶活性。4.水氮耦合對丹參根部有效成分的影響在同一施氮量條件下,水溶性的丹參素、丹酚酸B、迷迭香酸及紫草酸,脂溶性的隱丹參酮、丹參酮ⅡA、二氫丹參酮及丹參酮Ⅰ等有效成分隨灌水量的增大而降低;在同一灌水量條件下,水溶性的丹參素、丹酚酸B、迷迭香酸及紫草酸,脂溶性的隱丹參酮、丹參酮ⅡA、二氫丹參酮及丹參酮Ⅰ等有效成分隨施氮量的增大而降低。整體上有效成分前期變化幅度較小且水分充足時含量較高,中后期變化幅度較大且水分缺乏時含量較高。因此在丹參生育前期營養(yǎng)生長較旺盛時應(yīng)保證大量灌水滿足其需水量,促進植株生長,進而有利于有效成分的積累,而丹參較耐旱中后期過渡至生殖生長時,過多的水分會脅迫丹參根部生長從而影響有效成分積累。從本試驗結(jié)果可見,如更注重產(chǎn)量結(jié)果,則應(yīng)中量灌水輔以中量氮肥（灌水量330mm,施氮量225kg/hm2）;如更注重品質(zhì)結(jié)果,則應(yīng)少量灌水不施氮肥或輔以少量氮肥（灌水量240mm,施氮量180kg/hm2）。
李雨諾[9]（2021）在《不同秸稈還田模式對小麥-玉米輪作體系土壤碳固持及作物生長的影響》文中認(rèn)為提高土壤有機碳（SOC）固持?jǐn)?shù)量可有效提升土壤肥力,也有助于緩解全球氣候變化。雖然農(nóng)田SOC儲量僅占全球土壤碳庫的10%,但由于受到人類農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動的強烈影響,因而關(guān)注農(nóng)田SOC固持具有重要意義;此外在干旱半干旱地區(qū),土壤無機碳（SIC）是土壤碳固持的重要形態(tài),SOC與SIC之間可能存在較為密切的轉(zhuǎn)化關(guān)系。目前研究農(nóng)田SOC固持與SOC-SIC轉(zhuǎn)化的驅(qū)動機制已成為C循環(huán)研究的重要分支和熱點問題。雖然業(yè)已知道,農(nóng)田SOC凈固持量取決于源自有機物料SOC新形成量與原有SOC礦化損失量之間的盈虧平衡,亦受微生物主導(dǎo)的激發(fā)效應(yīng)及農(nóng)田養(yǎng)分管理等農(nóng)藝措施的影響,但是在特定的生態(tài)區(qū)域及種植制度下SOC周轉(zhuǎn)及固持的主導(dǎo)過程及影響因子仍有待進行深入地研究。小麥-玉米輪作一年二熟制是我國北方黃淮海平原及汾渭平原最重要的糧食種植制度,該體系中有機肥施用已微不足道,還田秸稈已然成為有機碳最重要輸入來源,也補充一部分礦質(zhì)養(yǎng)分,然而秸稈除還田外還有其他多種用途,因此尋求既能保障土壤肥力提升又能滿足秸稈其他用途的還田方式具有重要的科學(xué)和生產(chǎn)意義。首先,本研究聚焦秸稈還田方式對SOC固持的影響及機制,如單季秸稈還田方式（僅小麥秸稈還田或僅玉米秸稈還田）能否在維持作物高產(chǎn)穩(wěn)產(chǎn)前提下有效維持SOC含量不降低抑或還可提高SOC含量?其次,秸稈還田后SOC固持量增加是否會引起SIC固持量的同時增加?為此,本研究基于始于2008年秸稈還田模式長期定位試驗,該試驗對玉米秸稈和小麥秸稈各設(shè)置3種還田方式構(gòu)成9種秸稈還田模式,通過測定土壤有機碳、酶活性及產(chǎn)量等指標(biāo),研究結(jié)果以期揭示土壤碳固持、土壤養(yǎng)分狀況、酶活性及作物產(chǎn)量對秸稈還田模式的響應(yīng)及機制,為建構(gòu)能實現(xiàn)固碳高效-作物穩(wěn)產(chǎn)-環(huán)境友好目標(biāo)的最佳還田模式提供重要科學(xué)依據(jù)。獲得的主要研究結(jié)果如下:1.為揭示不同秸稈還田模式對農(nóng)田SOC和SIC的影響,比較5種秸稈還田模式（秸稈均移除,WR-MR,CK;小麥和玉米秸稈均機械打碎還田,WC-MC;小麥?zhǔn)斋@后秸稈機械打碎還田-玉米秸稈移除,WC-MR;小麥?zhǔn)斋@后秸稈立茬覆蓋-玉米秸稈移除,WS-MR;小麥?zhǔn)斋@后秸稈立茬覆蓋-玉米收獲后秸稈機械打碎還田,WS-MC）的SOC和SIC在0～40 cm土層分布特征及其之間相互關(guān)系。結(jié)果表明,與WR-MR相比,WS-MC和WC-MC的SOC儲量分別增加28.1%和22.2%,SIC儲量分別增加20.4%和17.3%;與試驗開始前土壤碳儲量相比,5種還田模式的SOC固持量為-0.84～6.55 Mg·hm-2,SIC固持量為-0.26～8.61 Mg·hm-2;土壤總固碳效率為7.5%,可維持初始土壤碳儲量的最小有機碳投入量為4.06 Mg·hm-2·a-1;與WR-MR相比,WS-MC和WC-MC可大幅度提升0～20 cm土壤中活性C組分的含量。主成分分析發(fā)現(xiàn),不同秸稈還田模式下土壤碳庫變化主要受到有機物料投入的影響。來源于灌溉水及植物殘體的Ca2+、Mg2+與SOC礦化產(chǎn)生的CO2可共沉淀形成Ca CO3,這可能是無大量外源Ca投入的農(nóng)田SIC增加的主要機制。從提高土壤碳固持角度來看,小麥立茬覆蓋-玉米機械打碎還田模式為最佳還田模式。2.為揭示不同秸稈還田量對土壤有機碳庫、碳庫管理指數(shù)、土壤酶活性及小麥和玉米產(chǎn)量的影響,比較了4種不同還田量秸稈還田模式SOC含量、固持量、碳庫管理指數(shù)及土壤酶活性之間的差異,即秸稈均移除作為空白對照（WR-MR,CK）,其余3個處理為小麥移除-玉米收獲后秸稈機械打碎后還田（WR-MC）、小麥?zhǔn)斋@秸稈立茬覆蓋-玉米秸稈移除（WS-MR）和小麥?zhǔn)斋@秸稈立茬覆蓋-玉米收獲后秸稈機械粉碎還田（WS-MC）。結(jié)果表明,相比于WR-MR,WS-MC模式SOC及SCS分別顯著提升34.54%和40.90%;WS-MR和WR-MC模式SOC分別顯著提升17.70%和20.37%,SCS分別顯著提升15.85%和19.34%;相比于試驗前初始土壤碳儲量,四種秸稈還田模式SOC固持量變化為-0.70（WR-MR）～10.15（WS-MC）Mg·hm-2;SOC固存量與外源碳投入量呈顯著正相關(guān),表明了高量秸稈還田對土壤碳固持的提升效果更好;每年最少需投入秸稈碳2.91 Mg·hm-2以維持初始土壤SOC水平。相比于秸稈不還田模式,各處理各碳庫指數(shù)均有不同程度的增加,且均以WS-MC模式最高。此外,相關(guān)分析表明,作物產(chǎn)量與C投入、土壤碳組分、碳庫管理指數(shù)及酶活性均呈顯著正相關(guān)。可見,秸稈還田可提升土壤有機碳數(shù)量和質(zhì)量,特別是高量秸稈還田模式。3.為揭示秸稈還田對土壤肥力和作物產(chǎn)量的影響,以秸稈均不還田作為空白對照（WR-MR,CK）,其余5個處理為小麥玉米收獲后秸稈機械打碎還田（WC-MC）、小麥秸稈機械打碎還田-玉米秸稈機械打碎后深松40 cm還田（WC-MD）、小麥秸稈移除-玉米成熟秸稈機械打碎還田（WR-MC）、小麥移除-玉米秸稈機械打碎深松40 cm還田（WN-MD）和小麥秸稈機械打碎還田-玉米秸稈全部移除（WC-MR）,比較其SOC、土壤全氮（TN）、速效養(yǎng)分及酶活性的變化。結(jié)果表明,秸稈還田12年后,不同秸稈還田模式對土壤肥力指標(biāo)的影響不同,其中雙季秸稈還田處理的影響最大。與WR-MR模式相比,雙季秸稈還田模式能顯著提高SOC、LOC、TN、速效氮、速效磷、速效鉀、微生物量含量和養(yǎng)分循環(huán)相關(guān)酶活性以及作物產(chǎn)量。主成分分析表明,各秸稈還田模式的秸稈投入量是決定各模式下土壤養(yǎng)分和酶活性的主要因素。WC-MC和WC-MD模式,在對土壤肥力和作物產(chǎn)量提升效果相差不大的情況下,WC-MD模式由于其可打破土壤犁底層,促進土壤環(huán)境的改變,有助于產(chǎn)量的提升。因此,WC-MD模式更適合于該地區(qū)農(nóng)業(yè)發(fā)展。綜上所述,本研究中在僅小麥或玉米秸稈還田模式下即可維持土壤碳儲量,同時也可一定程度提升土壤肥力和微生物特性,而高量秸稈還田最有利于農(nóng)田土壤碳固持、維持土壤肥力和作物產(chǎn)量的提高。因此,關(guān)中平原麥玉輪作區(qū)每年至少應(yīng)有一季作物秸稈還田,剩余秸稈移出可做他用。土壤碳平衡點和秸稈碳礦化與投入量顯著相關(guān),增加秸稈的投入,會提高平衡點和秸稈碳的礦化,繼續(xù)提高土壤固碳潛力,但目前達到碳平衡點為時尚早。相比于WC-MC模式,WS-MC和WC-MD模式更適合于農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。其中,小麥秸稈立茬覆蓋-玉米秸稈機械打碎還田管理模式在北方麥玉輪作區(qū)較易推廣應(yīng)用,可以提高土壤碳固存、不穩(wěn)定有機碳組分含量、碳庫管理指數(shù)、改善土壤質(zhì)量,降低環(huán)境污染,并降低農(nóng)業(yè)機械的運營成本,對于促進北方旱地農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。
李海強[10]（2021）在《東北黑土區(qū)侵蝕小流域土壤質(zhì)量空間分異特征及影響因素研究》文中認(rèn)為土壤侵蝕和耕作是黑土生產(chǎn)力退化的主要驅(qū)動力,但是目前對侵蝕和耕作條件下黑土肥力組成因子的動態(tài)響應(yīng)特征及其相互作用的認(rèn)識尚不清楚,成為退化黑土地力提升的限制環(huán)節(jié)。本論文圍繞侵蝕小流域內(nèi)土壤侵蝕和耕作對土壤質(zhì)量的影響以及土壤質(zhì)量的空間分布特征,在東北黑土區(qū)典型侵蝕小流域,選取坡面尺度不同土地利用方式（玉米地、喬木林和灌木林）、不同開墾年限（未開墾林地和開墾41年、50年和65年農(nóng)地）、不同壟作方式（橫坡壟作和順坡壟作）和不同侵蝕強度（無侵蝕、輕度侵蝕、中度侵蝕、重度侵蝕和沉積）影響下的土壤以及小流域尺度的土壤為研究對象。分析坡面尺度0-100 cm土層土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)以及肥力性質(zhì)的空間分異特征,以確立不同因素對土壤質(zhì)量的影響機制。運用地統(tǒng)計學(xué)和傳統(tǒng)統(tǒng)計學(xué)方法,探究小流域尺度0-30 cm土層土壤物理性質(zhì)和肥力性質(zhì)的空間分布特征,以揭示小流域尺度土壤質(zhì)量的空間分異規(guī)律及影響因素。主要研究結(jié)果如下:1.在0-100 cm土壤剖面內(nèi),隨著土層深度增加,坡面尺度除不同開墾年限的農(nóng)地土壤含水量、孔隙度、田間持水量和毛管持水量無明顯的變化趨勢外,其它情景下土壤容重呈增加趨勢,而其余所選指標(biāo)以及土壤質(zhì)量指數(shù)（土壤養(yǎng)分肥力指標(biāo)值（NFI）、土壤物理環(huán)境指標(biāo)值（EFI）和土壤肥力質(zhì)量綜合評價指標(biāo)值（IFI））均顯著降低。在小流域尺度,0-15 cm土層土壤粘粒和粉粒含量、>0.25 mm團聚體比例和團聚體穩(wěn)定性均低于15-30 cm土層,而含水量、<0.25 mm團聚體比例、土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性、p H和土壤有機碳和養(yǎng)分含量均高于15-30 cm土層;0-15 cm土層土壤含水量、p H、有機碳、全氮、全磷、硝態(tài)氮和土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的空間變異強度低于15-30 cm土層,而各粒徑團聚體、有效磷、速效鉀和銨態(tài)氮的空間變異強度高于15-30 cm土層。2.不同土地利用方式影響下,在整個土壤剖面,玉米地土壤含水量、容重和<0.25 mm團聚體比例顯著高于林地,而孔隙度、田間持水量、毛管持水量、飽和導(dǎo)水率和土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性低于林地。玉米地土壤>0.25 mm團聚體比例在0-50 cm土層顯著低于林地,但在50-100 cm土層高于林地。除全磷含量外,不同土地利用方式對土壤有機碳和其它養(yǎng)分含量和儲量以及土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性均有顯著影響,玉米地土壤有機碳和全氮含量和儲量以及土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性均顯著低于林地,但有效磷、速效鉀、硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量和儲量均高于林地。喬木林與灌木林之間的土壤有機碳和養(yǎng)分含量和儲量以及土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的差異均不顯著。不同土地利用方式對團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮含量的影響不顯著,但對各粒徑團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮儲量有顯著的影響,表明不同土地利用方式影響下團聚體比例的變化主導(dǎo)團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮儲量的變化。3.林地開墾為農(nóng)地會導(dǎo)致0-50 cm土層孔隙度、毛管持水量、田間持水量和飽和導(dǎo)水率分別降低5.1%、3.9%、14.2%和40.9%,其均在0-15 cm土層降低幅度最大,但50-100 cm土層孔隙度、毛管持水量、田間持水量和飽和導(dǎo)水率會隨開墾年限的延長而逐漸增加,容重對開墾年限的響應(yīng)特征與孔隙度相反。林地開墾會造成整個土壤剖面團聚體穩(wěn)定性的降低,且其降低幅度會隨開墾年限的延長而增加,但林地開墾會增加整個土壤剖面有效磷、速效鉀、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量和儲量。在林地開墾后50年內(nèi),0-15 cm土層土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和含水量以及有機碳、全氮和全磷含量會隨開墾年限的延長而降低,但林地開墾顯著改善了15-100 cm土層土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和含水量以及有機碳、全氮和全磷含量狀況,其效果隨開墾年限的延長而先增強后減弱。4.在0-50 cm土層,坡度較小的南坡和坡度較大的北坡順坡壟作農(nóng)地土壤孔隙度、毛管持水量、田間持水量和團聚體穩(wěn)定性均高于橫坡壟作農(nóng)地,而容重對壟作方式的響應(yīng)特征與孔隙度相反。除南坡順坡壟作農(nóng)地僅15-50 cm土層土壤含水量高于橫坡壟作農(nóng)地外,南坡和北坡的順坡壟作農(nóng)地土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性、含水量和飽和導(dǎo)水率以及有機碳和養(yǎng)分含量和儲量在整個土壤剖面均高于橫坡壟作農(nóng)地。5.隨著土壤侵蝕強度的增加,土壤含水量、田間持水量、毛管持水量、<0.25mm團聚體比例、飽和導(dǎo)水率和土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性以及有機碳、全氮、全磷和速效鉀含量和儲量均顯著降低,但容重和>0.25 mm團聚體比例以及銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量和儲量均逐漸增加。隨著土壤侵蝕強度的增加,各粒徑團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮含量和儲量也顯著降低,且各粒徑團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮含量的降低主導(dǎo)各自儲量的降低。土壤侵蝕對土壤有機碳和養(yǎng)分含量以及各粒徑團聚體結(jié)合態(tài)有機碳和全氮含量的影響均隨土層深度的增加而減弱。6.在小流域尺度,0-15和15-30 cm土層土壤理化性質(zhì)的空間分異特征與土地利用方式和土壤侵蝕的空間分布特征基本吻和,但各土壤理化指標(biāo)在0-15和15-30 cm土層的分布面積與其在0-15和15-30 cm土層的空間變異強度相關(guān)。農(nóng)地侵蝕熱區(qū)、喬木林地和灌木林地土壤含水量較低,而沉積區(qū)和農(nóng)地弱侵蝕區(qū)土壤含水量較高;>0.25 mm團聚體比例和團聚體穩(wěn)定性均在喬木林地、草地、沉積區(qū)和農(nóng)地侵蝕熱區(qū)較高;土壤有機碳、全氮、全磷和銨態(tài)氮含量以及土壤結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性在農(nóng)地侵蝕熱區(qū)和灌木林地較低,而在喬木林地、草地和沉積區(qū)較高。在小流域尺度,土壤侵蝕量與>0.25 mm團聚體比例和團聚體穩(wěn)定性之間均呈正相關(guān)關(guān)系,而與其余所選指標(biāo)之間均呈線性負(fù)相關(guān)關(guān)系,表明侵蝕會直接造成小流域范圍內(nèi)土壤肥力的下降。7.基于相關(guān)性分析、主成分分析和加權(quán)綜合法計算土壤綜合質(zhì)量指數(shù),對坡面尺度和小流域尺度土壤質(zhì)量變異特征進行研究。在不同土地利用方式影響下,玉米地0-100 cm土層NFI和IFI值以及50-100 cm土層EFI值比林地分別高18.3%、17.5%和12.6%,但EFI值在0-50 cm土層比林地低3.6%。在不同開墾年限影響下,0-100 cm土層NFI和IFI值和0-50 cm土層EFI值均呈開墾65年農(nóng)地>未開墾林地>開墾41年農(nóng)地>開墾50年農(nóng)地的變化趨勢,而50-100 cm土層EFI值隨開墾年限的延長而增加。在不同壟作方式影響下,順坡壟作農(nóng)地0-100 cm土層NFI和IFI值以及0-50 cm土層EFI值比橫坡壟作農(nóng)地分別高40%、64.5%和13.6%,但50-100 cm土層EFI值比橫坡壟作農(nóng)地低5.3%。隨著土壤侵蝕強度的增加,整個土壤剖面NFI、EFI和IFI值均顯著降低。相對于無侵蝕區(qū),土壤侵蝕可造成NFI、EFI和IFI值分別降低33.3%、26.9%和50%。在小流域范圍內(nèi),0-15和15-30 cm土層NFI、EFI和IFI值均隨土壤侵蝕量的增加而顯著降低。本研究闡明了坡面尺度不同情景對黑土物理和水力學(xué)性質(zhì)和土壤有機碳和養(yǎng)分含量和儲量的影響,進而揭示了小流域尺度土壤物理和養(yǎng)分性質(zhì)的空間分布特征及影響因素,分析了坡面尺度和小流域尺度土壤質(zhì)量的變化規(guī)律。研究表明,農(nóng)地耕作會降低0-50 cm土層土壤物理性狀,但施肥會在一定程度上改善土壤養(yǎng)分狀況,進而使土壤綜合肥力質(zhì)量得以提升。土壤質(zhì)量對耕作的響應(yīng)受開墾年限的影響,林地開墾后50年內(nèi),0-50 cm土層土壤質(zhì)量隨開墾年限的延長而降低。壟作方式對坡耕地土壤質(zhì)量的影響隨坡耕地坡位的變化而變化。由于上坡位遭受較嚴(yán)重的土壤侵蝕以及自身較差的肥力狀況,上坡位進行橫坡壟作雖然能降低土壤侵蝕且緩解養(yǎng)分流失,但不能顯著改善坡耕地上坡位0-50 cm土層土壤理化性狀和提升土壤質(zhì)量,而坡耕地中坡位和下坡位進行順坡壟作有利于土壤基本性狀和土壤質(zhì)量的提升。在侵蝕環(huán)境下,土壤質(zhì)量隨土壤侵蝕強度的增加而顯著降低?；谄旅娉叨炔煌榫皩ν寥蕾|(zhì)量的影響研究以及小流域尺度土壤侵蝕量與土壤質(zhì)量的關(guān)系分析,發(fā)現(xiàn)侵蝕會直接造成小流域范圍內(nèi)土壤肥力的下降。本研究從不同尺度（坡面和小流域）和不同情景（土地利用方式、開墾年限、壟作方式和土壤侵蝕）等多個方面闡明侵蝕小流域土壤理化性質(zhì)和土壤質(zhì)量的變化規(guī)律及影響因素,可為退化黑土地力的恢復(fù)和提升提供理論指導(dǎo)和科學(xué)依據(jù)。
二、耕作方式和肥力條件對丹參生物量的積累效應(yīng)（論文開題報告）
（1）論文研究背景及目的
此處內(nèi)容要求：
首先簡單簡介論文所研究問題的基本概念和背景，再而簡單明了地指出論文所要研究解決的具體問題，并提出你的論文準(zhǔn)備的觀點或解決方法。
寫法范例：
本文主要提出一款精簡64位RISC處理器存儲管理單元結(jié)構(gòu)并詳細分析其設(shè)計過程。在該MMU結(jié)構(gòu)中,TLB采用叁個分離的TLB,TLB采用基于內(nèi)容查找的相聯(lián)存儲器并行查找,支持粗粒度為64KB和細粒度為4KB兩種頁面大小,采用多級分層頁表結(jié)構(gòu)映射地址空間,并詳細論述了四級頁表轉(zhuǎn)換過程,TLB結(jié)構(gòu)組織等。該MMU結(jié)構(gòu)將作為該處理器存儲系統(tǒng)實現(xiàn)的一個重要組成部分。
（2）本文研究方法
調(diào)查法：該方法是有目的、有系統(tǒng)的搜集有關(guān)研究對象的具體信息。
觀察法：用自己的感官和輔助工具直接觀察研究對象從而得到有關(guān)信息。
實驗法：通過主支變革、控制研究對象來發(fā)現(xiàn)與確認(rèn)事物間的因果關(guān)系。
文獻研究法：通過調(diào)查文獻來獲得資料，從而全面的、正確的了解掌握研究方法。
實證研究法：依據(jù)現(xiàn)有的科學(xué)理論和實踐的需要提出設(shè)計。
定性分析法：對研究對象進行“質(zhì)”的方面的研究，這個方法需要計算的數(shù)據(jù)較少。
定量分析法：通過具體的數(shù)字，使人們對研究對象的認(rèn)識進一步精確化。
跨學(xué)科研究法：運用多學(xué)科的理論、方法和成果從整體上對某一課題進行研究。
功能分析法：這是社會科學(xué)用來分析社會現(xiàn)象的一種方法，從某一功能出發(fā)研究多個方面的影響。
模擬法：通過創(chuàng)設(shè)一個與原型相似的模型來間接研究原型某種特性的一種形容方法。
三、耕作方式和肥力條件對丹參生物量的積累效應(yīng)（論文提綱范文）
（1）耕作與施氮對麥玉兩熟制農(nóng)田土壤特性和產(chǎn)量的影響機制（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 緒論 |
| 1.1 研究背景和意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究進展 |
| 1.2.1 耕作與施氮對土壤特性的影響 |
| 1.2.2 耕作與施氮對土壤水分和養(yǎng)分的影響 |
| 1.2.3 耕作與施氮對土壤微生物區(qū)系的影響 |
| 1.2.4 耕作與施氮對作物生長發(fā)育的影響 |
| 1.2.5 耕作與施氮對作物產(chǎn)量與品質(zhì)的影響 |
| 1.3 研究內(nèi)容 |
| 1.4 技術(shù)路線 |
| 2 耕作方式與施氮對土壤團粒結(jié)構(gòu)的影響 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 |
| 2.2.1 試驗地概況 |
| 2.2.2 試驗設(shè)計 |
| 2.2.3 測定項目及方法 |
| 2.2.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 2.3 結(jié)果與分析 |
| 2.3.1 耕作與施氮對土壤0~20cm團粒結(jié)構(gòu)的影響 |
| 2.3.2 耕作與施氮對土壤20~40cm團粒結(jié)構(gòu)的影響 |
| 2.4 結(jié)論與討論 |
| 3 耕作方式與施氮對土壤耕層氮素的影響 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料與方法 |
| 3.2.1 測定項目及方法 |
| 3.2.2 數(shù)據(jù)處理 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 耕作與施氮對土壤堿解氮和全氮的影響 |
| 3.3.2 耕作與施氮對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的影響 |
| 3.4 結(jié)論與討論 |
| 3.4.1 耕作與施氮對土壤堿解氮和全氮的影響 |
| 3.4.2 耕作方式與施氮對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的影響 |
| 4 耕作方式與施氮對耕層土壤酶活性、微生物量碳氮及微生物群落多樣性的影響 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.2.1 測定項目及方法 |
| 4.2.2 數(shù)據(jù)處理 |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 耕作與施氮對土壤酶活性的影響 |
| 4.3.2 耕作與施氮對土壤微生物量碳氮的影響 |
| 4.3.3 耕作方式對土壤微生物群落的影響 |
| 4.4 結(jié)論與討論 |
| 4.4.1 耕作與施氮對土壤酶活性的影響 |
| 4.4.2 耕作與施氮對土壤微生物量碳氮的影響 |
| 4.4.3 耕作與施氮對土壤微生物群落多樣性的影響 |
| 5 耕作方式與施氮對小麥和玉米籽粒產(chǎn)量和品質(zhì)的影響 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料與方法 |
| 5.2.1 測定項目及方法 |
| 5.2.2 數(shù)據(jù)處理 |
| 5.3 結(jié)果與分析 |
| 5.3.1 耕作與施氮對小麥和玉米產(chǎn)量及構(gòu)成因素的影響 |
| 5.3.2 耕作與施氮對小麥籽粒品質(zhì)的影響 |
| 5.3.3 耕作與施氮對小麥和玉米產(chǎn)量影響的相關(guān)性分析及主成分分析 |
| 5.4 結(jié)論與討論 |
| 5.4.1 耕作與施氮對小麥和玉米產(chǎn)量的影響 |
| 5.4.2 耕作與施氮對小麥品質(zhì)的影響 |
| 6 結(jié)論與展望 |
| 6.1 研究結(jié)論 |
| 6.1.1 耕作方式與施氮對土壤團粒結(jié)構(gòu)的影響 |
| 6.1.2 耕作方式與施氮對土壤耕層氮素的影響 |
| 6.1.3 耕作方式與施氮對耕層土壤酶活性、微生物量碳氮及微生物群落的影響 |
| 6.1.4 耕作方式與施氮對小麥和玉米籽粒產(chǎn)量和品質(zhì)的影響 |
| 6.2 主要創(chuàng)新點 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 攻讀學(xué)位期間取得的研究成果目錄 |
（2）北疆荒漠地區(qū)不同種植模式下飼草作物水肥響應(yīng)關(guān)系與灌溉水優(yōu)化配置（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景和意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 參考作物潛在騰發(fā)量ET_0與作物系數(shù)K_c研究 |
| 1.2.2 作物水分模型及水資源配置研究 |
| 1.2.3 飼草高產(chǎn)種植模式研究進展 |
| 1.2.4 飼草作物對水肥耦合響應(yīng)機制研究 |
| 1.3 研究目標(biāo)及主要研究內(nèi)容 |
| 1.3.1 研究目標(biāo) |
| 1.3.2 主要研究內(nèi)容 |
| 1.4 研究技術(shù)路線 |
| 2 研究區(qū)概況及田間試驗基礎(chǔ)數(shù)據(jù) |
| 2.1 研究區(qū)代表性分析 |
| 2.2 試驗區(qū)概況 |
| 2.2.1 地形地貌 |
| 2.2.2 氣候條件 |
| 2.2.3 農(nóng)業(yè)氣象災(zāi)害 |
| 2.2.4 植被土壤 |
| 2.3 試驗飼草料作物選擇 |
| 2.3.1 供試作物 |
| 2.3.2 供試材料 |
| 2.4 主要試驗觀測儀器設(shè)備 |
| 2.5 基本土壤物理化學(xué)指標(biāo)測定 |
| 2.5.1 田間持水量與容重 |
| 2.5.2 土壤物理化學(xué)組成 |
| 2.5.3 土壤粒徑分析 |
| 2.6 基于定位通量法的地下水補給量測定 |
| 3 飼草作物單作條件下需水規(guī)律與滴灌灌溉制度 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 試驗方法 |
| 3.2.1 田間試驗設(shè)計 |
| 3.2.2 觀測技術(shù)指標(biāo) |
| 3.3 灌溉飼草作物單作需水規(guī)律與需水量 |
| 3.3.1 適宜水分條件下飼草作物單作需水量 |
| 3.3.2 適宜水分條件下飼草作物單作需水強度 |
| 3.3.3 不同水分處理下飼草作物單作需水量與需水模數(shù) |
| 3.4 基于作物灌水特征的不同目標(biāo)灌溉制度 |
| 3.4.1 灌溉飼草作物單作條件下不同水分處理的灌水特征 |
| 3.4.2 不同目標(biāo)條件下單作飼草作物灌溉制度 |
| 3.5 小結(jié) |
| 4 間播飼草作物群體需水規(guī)律與產(chǎn)出效應(yīng)及種植模式 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 試驗方法 |
| 4.2.1 田間試驗設(shè)計 |
| 4.2.2 觀測技術(shù)指標(biāo) |
| 4.3 間播飼草作物群體需水規(guī)律與產(chǎn)出效應(yīng) |
| 4.3.1 間播條件下灌溉飼草作物群體需水規(guī)律 |
| 4.3.2 間播條件下灌溉飼草作物生長指標(biāo) |
| 4.3.3 間播條件下灌溉飼草作物產(chǎn)量及其品質(zhì) |
| 4.3.4 間播條件下灌溉飼草作物水分生產(chǎn)效率和水分經(jīng)濟效益 |
| 4.4 基于SPSS主因子方法的間播模式綜合評價 |
| 4.4.1 飼草作物綜合評價指標(biāo)的優(yōu)選 |
| 4.4.2 飼草料作物綜合評價指標(biāo)無量綱化處理 |
| 4.4.3 飼草作物綜合評價結(jié)果 |
| 4.5 小結(jié) |
| 5 基于FAO推薦方法的ET_0計算方法優(yōu)選與K_C值修正 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料與方法 |
| 5.2.1 數(shù)據(jù)來源 |
| 5.2.2 計算方法 |
| 5.3 干旱地區(qū)氣象資料缺失條件下ET_0算法優(yōu)選 |
| 5.3.1 不同水平年下ET_0計算結(jié)果比較 |
| 5.3.2 不同計算方法結(jié)果偏差與原因分析 |
| 5.3.3 潛在騰發(fā)量ET_0與對應(yīng)氣象要素間的靈敏性分析 |
| 5.4 灌溉飼草料作物不同生育階段作物系數(shù)K_C值修正 |
| 5.4.1 基于FAO推薦的單作物系數(shù)法推求飼草作物K_c |
| 5.4.2 基于田間試驗實測數(shù)據(jù)計算飼草作物Kc |
| 5.4.3 飼草作物實測K_c與FAO推薦K_c值比較分析 |
| 5.5 小結(jié) |
| 6 非充分灌溉條件下飼草產(chǎn)量響應(yīng)與作物水模型確認(rèn)分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 不同水分處理對單作飼草作物產(chǎn)量影響 |
| 6.2.1 對單作飼草料作物產(chǎn)量影響 |
| 6.2.2 對單作飼草料作物減產(chǎn)率的影響 |
| 6.3 國內(nèi)外常用作物水—模型 |
| 6.3.1 作物水模型定義 |
| 6.3.2 模型基本假定 |
| 6.4 基于最小二乘法的作物水模型確認(rèn)分析 |
| 6.4.1 模型選取 |
| 6.4.2 基于最小二乘法的作物敏感指標(biāo)推求 |
| 6.4.3 飼草作物敏感指標(biāo)分析與作物水模型優(yōu)選 |
| 6.5 飼草作物-水模型表達式及驗證 |
| 6.5.1 飼草作物-水模型表達式 |
| 6.5.2 飼草作物-水模型驗證 |
| 6.6 小結(jié) |
| 7 基于飼草作物-水模型與DP法的有限灌溉水量優(yōu)化配置 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 DP法基本原理 |
| 7.3 優(yōu)化配置的數(shù)學(xué)模型構(gòu)建 |
| 7.3.1 目標(biāo)函數(shù) |
| 7.3.2 階段變量、決策變量與狀態(tài)變量 |
| 7.3.3 系統(tǒng)方程及約束條件 |
| 7.3.4 初始條件與遞推方程 |
| 7.4 作物水模型的有限水量優(yōu)化配置求解 |
| 7.4.1 DP法所需計算參數(shù) |
| 7.4.2 作物水模型優(yōu)化配置求解 |
| 7.5 基于DP法的優(yōu)化配置結(jié)果與灌溉管理策略 |
| 7.5.1 優(yōu)化配置結(jié)果 |
| 7.5.2 飼草作物灌溉管理策略 |
| 7.6 小結(jié) |
| 8 水肥耦合條件下飼草料地水肥響應(yīng)分析 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 試驗方法 |
| 8.2.1 單作條件下灌溉飼草作物水肥響應(yīng) |
| 8.2.2 混間播條件下多年生灌溉飼草作物水肥響應(yīng) |
| 8.3 單作條件下灌溉飼草料作物水肥響應(yīng)分析 |
| 8.3.1 水肥耦合對青貯玉米生長指標(biāo)的影響 |
| 8.3.2 水肥耦合對青貯玉米不同生育階段土壤含水量的影響 |
| 8.3.3 青貯玉米水肥耦合產(chǎn)量數(shù)學(xué)模型構(gòu)建 |
| 8.3.4 水肥耦合利用效率與綜合經(jīng)濟效益評價 |
| 8.4 混、間播條件下多年生灌溉飼草作物-水肥響應(yīng)研究 |
| 8.4.1 水肥因子對多年生灌溉飼草料作物產(chǎn)量的影響 |
| 8.4.2 基于回歸分析的試驗結(jié)果分析 |
| 8.4.3 混間播飼草作物水肥耦合產(chǎn)量數(shù)學(xué)模型 |
| 8.4.4 混間播飼草料作物生育期需水量與灌溉制度優(yōu)選 |
| 8.5 小結(jié) |
| 9 結(jié)論與展望 |
| 9.1 結(jié)論 |
| 9.2 創(chuàng)新點 |
| 9.3 展望 |
| 致謝 |
| 參考文獻 |
| 作者簡介 |
（3）不同施肥措施下隴中黃土高原旱作玉米農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡及其土壤碳庫穩(wěn)定性研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| SUMMARY |
| 縮略詞表ABBREVIATION |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 文獻綜述 |
| 1.2.1 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳排放的研究進展 |
| 1.2.2 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的研究進展 |
| 1.2.3 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)有機碳組分及其碳庫穩(wěn)定性研究進展 |
| 1.2.4 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)量穩(wěn)定性和生態(tài)服務(wù)功能研究進展 |
| 1.2.5 研究評述 |
| 1.3 研究內(nèi)容與技術(shù)路線 |
| 1.3.1 研究內(nèi)容 |
| 1.3.2 技術(shù)路線 |
| 第二章 試驗設(shè)計與方法 |
| 2.1 研究區(qū)概況 |
| 2.2 試驗設(shè)計 |
| 2.3 田間管理 |
| 2.4 測定項目與方法 |
| 2.4.1 土壤樣品 |
| 2.4.2 土壤CO_2排放測定 |
| 2.4.3 產(chǎn)量和生物量測定 |
| 2.5 指標(biāo)計算和統(tǒng)計分析 |
| 2.5.1 區(qū)域尺度農(nóng)田土壤CO_2排放 |
| 2.5.2 土壤CO_2-C排放量 |
| 2.5.3 碳排放效率 |
| 2.5.4 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡 |
| 2.5.5 土壤碳庫穩(wěn)定性指數(shù) |
| 2.5.6 土壤碳庫管理指數(shù) |
| 2.5.7 產(chǎn)量穩(wěn)定性指數(shù)和可持續(xù)性指數(shù) |
| 2.5.8 水分利用效率 |
| 2.5.9 生態(tài)服務(wù)功能 |
| 2.6 統(tǒng)計分析 |
| 第三章 有機肥施用對中國北方農(nóng)田土壤CO_2排放的META分析 |
| 3.1 施用有機肥對農(nóng)田土壤CO_2排放量的總體影響 |
| 3.2 有機肥施用下農(nóng)田土壤CO_2排放量影響因素分析 |
| 3.2.1 影響因素的重要性分析 |
| 3.2.2 不同培肥措施對農(nóng)田土壤CO_2排放量的影響 |
| 3.2.3 不同土壤類型下施用有機肥對農(nóng)田土壤CO_2排放量的影響 |
| 3.2.4 不同氣候條件對土壤CO_2排放量的影響 |
| 3.3 小結(jié) |
| 第四章 不同施肥措施對土壤CO_2排放的影響 |
| 4.1 不同施肥措施對土壤CO_2排放變化特征的影響 |
| 4.1.1 有機無機肥配施對土壤CO_2排放的影響 |
| 4.1.2 無機氮肥單施對土壤CO_2排放的影響 |
| 4.2 小結(jié) |
| 第五章 不同施肥措施對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的影響 |
| 5.1 不同施肥措施對農(nóng)田投入碳釋放量的影響 |
| 5.1.1 有機無機肥配施對旱作農(nóng)田投入碳釋放量的影響 |
| 5.1.2 無機氮肥單施對旱作農(nóng)田投入碳釋放量的影響 |
| 5.2 不同施肥措施對旱作農(nóng)田碳平衡的影響 |
| 5.2.1 有機無機肥配施對旱作農(nóng)田碳平衡的影響 |
| 5.2.2 無機氮肥單施對旱作農(nóng)田碳平衡 |
| 5.3 小結(jié) |
| 第六章 不同施肥措施對土壤碳庫穩(wěn)定性和碳庫管理指數(shù)的影響 |
| 6.1 不同施肥措施對土壤有機碳及組分的影響 |
| 6.1.1 有機無機肥配施對土壤有機碳及其組分的影響 |
| 6.1.2 無機氮肥單施對土壤有機碳及其組分的影響 |
| 6.2 不同施肥措施對土壤碳庫穩(wěn)定性的影響 |
| 6.2.1 有機無機配施對土壤碳庫穩(wěn)定性的影響 |
| 6.2.2 無機氮肥單施對土壤碳庫穩(wěn)定性的影響 |
| 6.3 不同施肥措施對土壤碳庫管理指數(shù)的影響 |
| 6.3.1 有機無機培施對土壤的碳庫管理指數(shù)的影響 |
| 6.3.2 無機氮肥單施對土壤的碳庫管理指數(shù)的影響 |
| 6.4 小結(jié) |
| 第七章 不同施肥措施對土壤CO_2排放及土壤碳庫穩(wěn)定性的影響機制 |
| 7.1 不同施肥措施對土壤生物學(xué)性狀的影響 |
| 7.1.1 不同施肥措施對土壤微生物量氮的影響 |
| 7.1.2 不同施肥措施對土壤酶活性的影響 |
| 7.2 不同施肥措施對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 7.2.1 有機無機配施對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 7.2.2 無機氮肥單施對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 7.3 不同施肥措施下土壤CO_2排放、土壤碳庫穩(wěn)定性影響機制 |
| 7.3.1 環(huán)境因子共線性診斷 |
| 7.3.2 不同施肥措施下土壤CO_2排放影響機制 |
| 7.3.3 不同施肥措施下土壤碳庫穩(wěn)定性影響機制 |
| 7.4 小結(jié) |
| 第八章 不同施肥措施對產(chǎn)量穩(wěn)定性及生態(tài)服務(wù)價值的影響 |
| 8.1 不同施肥措施對作物產(chǎn)量、水分利用效率及產(chǎn)量穩(wěn)定性的影響 |
| 8.1.1 有機無機肥配施對作物產(chǎn)量、水分利用效率及產(chǎn)量穩(wěn)定性的影響 |
| 8.1.2 無機氮肥單施對作物產(chǎn)量、水分利用效率及產(chǎn)量穩(wěn)定性的影響 |
| 8.2 不同施肥措施對生態(tài)服務(wù)價值的影響 |
| 8.2.1 有機無機肥配施對生態(tài)服務(wù)價值的影響 |
| 8.2.2 無機氮肥單施對生態(tài)服務(wù)價值的影響 |
| 8.3 小結(jié) |
| 第九章 討論與結(jié)論 |
| 9.1 討論 |
| 9.1.1 有機肥措施對農(nóng)田土壤CO_2排放的META分析 |
| 9.1.2 不同施肥措施對土壤CO_2排放的影響 |
| 9.1.3 不同施肥措施對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡的影響 |
| 9.1.4 不同施肥措施對土壤有機碳組分及其碳庫穩(wěn)定性的影響 |
| 9.1.5 不同施肥措施對土壤碳庫穩(wěn)定性和CO_2排放的影響機制 |
| 9.1.6 不同施肥措施對玉米產(chǎn)量穩(wěn)定性和農(nóng)田生態(tài)服務(wù)價值的影響 |
| 9.2 主要結(jié)論 |
| 9.3 特色與創(chuàng)新 |
| 9.4 展望 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 作者簡介 |
| 在讀期間發(fā)表論文和研究成果 |
| 導(dǎo)師簡介 |
（4）不同施肥下我國典型農(nóng)田土壤有機碳固定特征及驅(qū)動因素（論文提綱范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符號對照表 |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 研究目的和意義 |
| 1.2 土壤有機碳分組方法研究進展 |
| 1.2.1 物理方法分組 |
| 1.2.2 化學(xué)方法分組 |
| 1.2.3 生物學(xué)方法分組 |
| 1.3 土壤有機碳固定的驅(qū)動因素 |
| 1.3.1 氣候 |
| 1.3.2 土壤理化性質(zhì) |
| 1.3.3 土地利用方式 |
| 1.3.4 施肥 |
| 1.4 土壤有機碳穩(wěn)定機制 |
| 1.4.1 物理穩(wěn)定機制 |
| 1.4.2 化學(xué)穩(wěn)定機制 |
| 1.4.3 生物化學(xué)保護機制 |
| 1.5 擬解決的科學(xué)問題 |
| 第二章 研究內(nèi)容與研究方法 |
| 2.1 研究內(nèi)容 |
| 2.1.1 不同施肥下典型農(nóng)田土壤有機碳變化及影響因素 |
| 2.1.2 長期不同施肥下土壤有機碳變化速率的空間差異特征及驅(qū)動因素 |
| 2.1.3 不同施肥下農(nóng)田土壤有機碳組分變化及影響因素 |
| 2.1.4 長期不同施肥下典型農(nóng)田土壤有機碳固定的穩(wěn)定機制 |
| 2.2 技術(shù)路線 |
| 2.3 數(shù)據(jù)來源 |
| 2.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 2.5 研究目標(biāo) |
| 第三章 不同施肥下典型農(nóng)田土壤有機碳變化及影響因素 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 數(shù)據(jù)源 |
| 3.2.2 效應(yīng)大小指數(shù)的選擇 |
| 3.2.3 數(shù)據(jù)分析 |
| 3.2.4 整合分析 |
| 3.3 結(jié)果 |
| 3.3.1 不同施肥下土壤有機碳相對變化速率和固碳效率 |
| 3.3.2 不同條件下施肥對土壤有機碳相對變化速率的影響 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 不同施肥對農(nóng)田土壤有機碳相對變化速率的影響 |
| 3.4.2 有機肥碳的固碳效率 |
| 3.4.3 影響農(nóng)田土壤有機碳相對變化速率的主要因素 |
| 3.5 小結(jié) |
| 第四章 長期不同施肥下土壤有機碳變化速率的空間差異特征及驅(qū)動因素 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.2.1 試驗點概述 |
| 4.2.2 土壤有機碳的儲量計算方法 |
| 4.2.3 土壤有機碳儲量的變化速率計算方法 |
| 4.2.4 統(tǒng)計分析 |
| 4.3 結(jié)果 |
| 4.3.1 長期不同施肥下農(nóng)田土壤有機碳空間變化特征 |
| 4.3.2 影響長期不同施肥下農(nóng)田土壤有機碳空間變化的主要因素 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 長期施肥下農(nóng)田土壤有機碳固定的空間異質(zhì)性 |
| 4.4.2 影響長期不施肥下農(nóng)田土壤有機碳變化的主要因素 |
| 4.4.3 影響長期施用化肥下農(nóng)田土壤有機碳變化的主要因素 |
| 4.4.4 影響長期施用有機肥下農(nóng)田土壤有機碳變化的主要因素 |
| 4.4.5 影響長期化肥配合有機肥施用下農(nóng)田土壤有機碳變化的主要因素 |
| 4.5 小結(jié) |
| 第五章 不同施肥下農(nóng)田土壤有機碳組分變化及影響因素 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料與方法 |
| 5.2.1 數(shù)據(jù)來源 |
| 5.2.2 土壤取樣 |
| 5.2.3 土壤有機碳分組 |
| 5.2.4 二氧化碳排放 |
| 5.2.5 土壤有機碳儲量計算方法 |
| 5.2.6 統(tǒng)計分析 |
| 5.3 結(jié)果 |
| 5.3.1 不同施肥下農(nóng)田土壤有機碳及其組分分布特征 |
| 5.3.2 不同條件下農(nóng)田土壤有機碳組分對施肥的響應(yīng) |
| 5.3.3 土壤有機碳組分與有機碳固碳和二氧化碳排放之間的關(guān)系 |
| 5.3.4 影響農(nóng)田土壤有機碳對施肥響應(yīng)的主要因素 |
| 5.4 討論 |
| 5.4.1 不同施肥對土壤有機碳及其組分的影響 |
| 5.4.2 影響農(nóng)田土壤有機碳對施肥響應(yīng)的主要因素 |
| 5.5 小結(jié) |
| 第六章 長期不同施肥下典型農(nóng)田土壤有機碳固定的穩(wěn)定機制 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料與方法 |
| 6.2.1 典型長期試驗點概況 |
| 6.2.2 實驗設(shè)計 |
| 6.2.3 土壤取樣 |
| 6.2.4 土壤有機碳分組 |
| 6.2.5 土壤有機碳儲量計算方法 |
| 6.2.6 外源碳輸入量計算方法 |
| 6.2.7 統(tǒng)計分析 |
| 6.3 結(jié)果與討論 |
| 6.3.1 土壤有機碳組分儲量與外源碳投入量之間的關(guān)系 |
| 6.3.2 土壤有機碳組分與土壤有機碳和全氮含量之間的關(guān)系 |
| 6.3.3 土壤有機碳組分對施肥以及土地利用方式的響應(yīng) |
| 6.3.4 土壤有機碳組分與土壤粘粒和粉粒含量之間的關(guān)系 |
| 6.3.5 長期施肥下典型農(nóng)田土壤有機碳固定的穩(wěn)定機制 |
| 6.4 小結(jié) |
| 第七章 全文結(jié)論和展望 |
| 7.1 全文結(jié)論 |
| 7.2 創(chuàng)新點 |
| 7.3 不足之處和研究展望 |
| 7.3.1 本研究不足之處 |
| 7.3.2 研究展望 |
| 參考文獻 |
| 附錄A |
| 附錄B |
| 附錄C |
| 致謝 |
| 作者簡歷 |
（5）象草修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤的效應(yīng)及其配套技術(shù)研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 緒論 |
| 1.1 植物提取技術(shù) |
| 1.1.1 Cd富集植物的篩選 |
| 1.1.2 影響植物提取Cd的土壤因素 |
| 1.1.3 強化植物提取Cd的措施 |
| 1.2 螯合劑強化植物提取土壤Cd |
| 1.2.1 螯合劑的種類 |
| 1.2.2 GLDA強化植物提取Cd的效應(yīng) |
| 1.3 象草概述 |
| 1.3.1 象草對土壤Cd的提取效應(yīng) |
| 1.3.2 象草生物質(zhì)資源的利用方式 |
| 1.4 紫云英概述 |
| 1.4.1 紫云英與土壤肥力 |
| 1.4.2 紫云英還田對Cd在土壤-植物系統(tǒng)中轉(zhuǎn)化、遷移及累積的影響 |
| 2 研究目的、意義、內(nèi)容及技術(shù)路線 |
| 2.1 課題來源 |
| 2.2 研究目的及意義 |
| 2.3 研究內(nèi)容 |
| 2.4 技術(shù)路線圖 |
| 3 象草在南方典型母質(zhì)土壤中的Cd修復(fù)效應(yīng) |
| 3.1 材料與方法 |
| 3.1.1 供試材料 |
| 3.1.2 主要試劑與儀器 |
| 3.1.3 試驗設(shè)計 |
| 3.1.4 采樣與分析 |
| 3.1.5 數(shù)據(jù)分析 |
| 3.2 結(jié)果與分析 |
| 3.2.1 供試土壤的紅外光譜與X射線衍射圖譜 |
| 3.2.2 象草對土壤Cd脅迫的耐性 |
| 3.2.3 象草各部位Cd含量的差異 |
| 3.2.4 不同處理的象草對Cd的富集、轉(zhuǎn)運特征 |
| 3.2.5 不同處理的象草對Cd的累積量與修復(fù)效率 |
| 3.3 討論 |
| 3.3.1 象草對土壤中Cd的耐性及修復(fù)效果 |
| 3.3.2 土壤類型對Cd在土壤-象草系統(tǒng)中遷移、累積的影響 |
| 3.3.3 象草修復(fù)Cd污染土壤的適用性評價 |
| 3.4 小結(jié) |
| 4 GLDA強化象草修復(fù)Cd污染土壤 |
| 4.1 材料與方法 |
| 4.1.1 供試地點與材料 |
| 4.1.2 主要試劑與儀器 |
| 4.1.3 試驗設(shè)計 |
| 4.1.4 采樣與分析 |
| 4.1.5 數(shù)據(jù)分析 |
| 4.2 結(jié)果與分析 |
| 4.2.1 施加GLDA對象草地上部生物量的影響 |
| 4.2.2 施加GLDA對象草富集和轉(zhuǎn)移Cd的影響 |
| 4.2.3 施加GLDA對象草提取農(nóng)田土壤Cd的影響 |
| 4.2.4 施加GLDA對土壤pH和DOC的影響 |
| 4.2.5 施加GLDA對土壤總Cd和DTPA-Cd含量的影響 |
| 4.3 討論 |
| 4.3.1 影響象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的因素 |
| 4.3.2 影響土壤pH、DOC質(zhì)量濃度和DTPA-Cd含量的因素 |
| 4.3.3 象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的預(yù)測模型 |
| 4.4 小結(jié) |
| 5 象草-紫云英套作模式在農(nóng)田Cd污染修復(fù)中的應(yīng)用 |
| 5.1 材料與方法 |
| 5.1.1 供試地點與材料 |
| 5.1.2 主要試劑與儀器 |
| 5.1.3 試驗設(shè)計 |
| 5.1.4 采樣與分析 |
| 5.1.5 數(shù)據(jù)分析 |
| 5.2 結(jié)果與分析 |
| 5.2.1 越冬期土壤溫度、紫云英與雜草生長及元素累積 |
| 5.2.2 象草農(nóng)藝性狀及根形態(tài) |
| 5.2.3 象草生物量及Cd吸收累積 |
| 5.2.4 土壤pH與DOC變化 |
| 5.2.5 Cd生物有效性變化 |
| 5.2.6 土壤氮磷鉀、有機質(zhì)及容重變化 |
| 5.3 討論 |
| 5.4 小結(jié) |
| 6 研究結(jié)論、創(chuàng)新點與展望 |
| 6.1 結(jié)論 |
| 6.2 創(chuàng)新點 |
| 6.3 問題與展望 |
| 參考文獻 |
| 攻讀學(xué)位期間的主要學(xué)術(shù)成果 |
| 致謝 |
（6）生物炭與氮肥配施對黃土丘陵溝壑區(qū)溝道整治土地生產(chǎn)力提升機制（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 研究背景、目的及意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究進展 |
| 1.2.1 土地整治工程對土壤特性的影響 |
| 1.2.2 生物炭對土壤質(zhì)量的影響 |
| 1.2.3 生物炭對作物產(chǎn)量的影響 |
| 1.2.4 生物炭的固碳減排效應(yīng) |
| 1.3 目前存在的問題 |
| 第二章 研究內(nèi)容與方法 |
| 2.1 研究目標(biāo) |
| 2.2 研究區(qū)概況 |
| 2.2.1 野外采樣 |
| 2.2.2 室內(nèi)盆栽與野外定位試驗 |
| 2.3 研究內(nèi)容 |
| 2.4 技術(shù)路線 |
| 2.5 研究方法 |
| 2.5.1 試驗材料 |
| 2.5.2 試驗設(shè)計 |
| 2.5.3 樣品采集與測定 |
| 2.5.4 數(shù)據(jù)處理方法 |
| 第三章 黃土丘陵區(qū)典型整治工程土壤質(zhì)量演變規(guī)律 |
| 3.1 土壤物理、化學(xué)特性及生物活性 |
| 3.2 土壤有機碳、氮的積累動態(tài) |
| 3.3 土壤有機碳、氮的隨年限的演變規(guī)律 |
| 3.4 有機碳與土壤環(huán)境因子的關(guān)系 |
| 3.5 小結(jié) |
| 第四章 生物炭與氮肥配施對溝道整治新增地土壤結(jié)構(gòu)影響 |
| 4.1 生物炭與氮肥配施對新增地土壤容重的作用 |
| 4.2 生物炭與氮肥配施對新增地土壤團聚體結(jié)構(gòu)的作用 |
| 4.2.1 對機械穩(wěn)定性土壤團聚體分布作用 |
| 4.2.2 對新增地土壤水穩(wěn)性團聚體分布的作用 |
| 4.2.3 對團聚體平均質(zhì)量直徑和幾何平均直徑的作用 |
| 4.2.4 土壤有機碳與團聚體穩(wěn)定性的相關(guān)性 |
| 4.3 小結(jié) |
| 第五章 生物炭與氮肥配施對溝道整治新增地土壤碳庫作用 |
| 5.1 生物炭與氮肥配施對土壤微生物量碳的影響 |
| 5.2 生物炭與氮肥配施對新增地土壤有機碳含量的影響 |
| 5.3 生物炭與氮肥配施對新增地土壤碳組分的影響 |
| 5.4 生物炭與氮肥配施對新增地土壤碳庫質(zhì)量的影響 |
| 5.5 小結(jié) |
| 第六章 生物炭與氮肥配施對溝道整治新增地生產(chǎn)力提升機制 |
| 6.1 生物炭與氮肥配施對新增地土壤化學(xué)環(huán)境的影響 |
| 6.2 生物炭與氮肥配施對溝道整治新增地土壤土壤養(yǎng)分的影響 |
| 6.2.1 對盆栽試驗土壤養(yǎng)分的影響 |
| 6.2.2 對田間試驗土壤養(yǎng)分的影響 |
| 6.3 生物炭與氮肥配施對新增地土壤酶活性的影響 |
| 6.4 生物炭與氮肥配施對新增地土壤微生物數(shù)量的影響 |
| 6.5 小結(jié) |
| 第七章 生物炭與氮肥配施對溝道整治新增地作物生長和產(chǎn)量的影響 |
| 7.1 生物炭與氮肥配施對新增地作物生長的影響 |
| 7.1.1 對向日葵生長的影響 |
| 7.1.2 對玉米生長的影響 |
| 7.2 生物炭與氮肥配施對新增地作物產(chǎn)量的影響 |
| 7.2.1 對向日葵產(chǎn)量的影響 |
| 7.2.2 對玉米生物量的影響 |
| 7.2.3 對玉米產(chǎn)量及其組成的影響 |
| 7.3 小結(jié) |
| 第八章 生物炭與氮肥配施作用下溝道整治新增地生產(chǎn)力綜合分析 |
| 8.1 生物炭與氮肥配施條件下土地整治新增地土壤質(zhì)量分析 |
| 8.1.1 新增地土壤質(zhì)量評價指標(biāo)的篩選 |
| 8.1.2 生物炭作用下新增地土壤質(zhì)量評價 |
| 8.1.3 生物炭作用下新增地土壤質(zhì)量綜合評價得分 |
| 8.1.4 土壤質(zhì)量等級劃分 |
| 8.2 黃土高原土地整治新增地經(jīng)濟效益分析 |
| 8.3 小結(jié) |
| 第九章 主要結(jié)論、創(chuàng)新點及展望 |
| 9.1 主要結(jié)論 |
| 9.2 創(chuàng)新點 |
| 9.3 展望 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 作者簡介 |
（7）兩種典型化感自毒物質(zhì)對蘭州百合生長及微生物作用研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| Summary |
| 中英文縮略詞(Abbreviation) |
| 第1章 文獻綜述 |
| 1.1 蘭州百合的利用價值 |
| 1.2 蘭州百合的生長現(xiàn)狀 |
| 1.3 自毒物質(zhì)對植物生長的影響 |
| 1.4 自毒物質(zhì)對植物抗氧化系統(tǒng)的影響 |
| 1.5 自毒化感對土壤酶活性及微生物量的影響 |
| 1.6 自毒化感對微生物群落多樣性的影響 |
| 1.7 鄰苯二甲酸二丁酯和2,4-二叔丁基苯酚的自毒化感作用 |
| 第2章 試驗材料與方法 |
| 2.1 研究目標(biāo) |
| 2.2 試驗地概況 |
| 2.3 試驗設(shè)計 |
| 2.4 技術(shù)路線 |
| 2.5 樣品采集與測定 |
| 2.5.1 土壤基礎(chǔ)樣 |
| 2.5.2 蘭州百合植株生長指標(biāo)及品質(zhì)測定 |
| 2.5.3 蘭州百合抗氧化系統(tǒng)及滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)測定 |
| 2.5.4 土壤微生物量碳(MBC)和土壤微生物量氮(MBN) |
| 2.5.5 土壤酶活性 |
| 2.5.6 BIOLOG-ECO分析根際土壤微生物群落功能多樣性 |
| 2.5.7 土壤及植物微生物多樣性 |
| 2.6 數(shù)據(jù)分析 |
| 第3章 兩種自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP對蘭州百合生長及品質(zhì)的影響 |
| 3.1 兩種自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP對蘭州百合生長特性的影響 |
| 3.1.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合株高的影響 |
| 3.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合莖粗的影響 |
| 3.1.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根長的影響 |
| 3.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合鱗莖干物質(zhì)的影響 |
| 3.2.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合鱗莖鮮重增長量的影響 |
| 3.2.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合鱗莖干重的影響 |
| 3.3 兩種自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP對蘭州百合的化感作用效應(yīng)指數(shù)及綜合化感效應(yīng) |
| 3.3.1 DBP對蘭州百合的化感作用效應(yīng)指數(shù)及綜合化感效應(yīng) |
| 3.3.2 2,4-DTBP對蘭州百合的化感作用效應(yīng)指數(shù)及綜合化感效應(yīng) |
| 3.4 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合品質(zhì)的影響 |
| 3.4.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合總糖含量的影響 |
| 3.4.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合粗纖維的影響 |
| 3.4.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合淀粉含量的影響 |
| 3.5 討論 |
| 3.6 小結(jié) |
| 第4章 自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP對蘭州百合抗氧化系統(tǒng)的影響 |
| 4.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合活性氧含量的影響 |
| 4.1.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合H_2O_2含量的影響 |
| 4.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合O_2-含量的影響 |
| 4.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合抗氧化酶活性的影響 |
| 4.2.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片SOD的影響 |
| 4.2.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片POD的影響 |
| 4.2.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片CAT的影響 |
| 4.2.4 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片APX的影響 |
| 4.2.5 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片GR的影響 |
| 4.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合非酶抗氧化劑含量的影響 |
| 4.3.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片As A含量的影響 |
| 4.3.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片GSH含量的影響 |
| 4.4 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合脂質(zhì)過氧化程度的影響 |
| 4.5 討論 |
| 4.6 小結(jié) |
| 第5章 自毒物質(zhì)DBP和2,4-DTBP對蘭州百合滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)的影響 |
| 5.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片脯氨酸含量的影響 |
| 5.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片可溶性蛋白含量的影響 |
| 5.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合葉片可溶性糖含量的影響 |
| 5.4 討論 |
| 5.5 小結(jié) |
| 第6章 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤生物學(xué)特性的影響 |
| 6.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤酶活性的影響 |
| 6.1.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤脲酶活性的影響 |
| 6.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤多酚氧化酶活性的影響 |
| 6.1.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤過氧化氫酶活性的影響 |
| 6.1.4 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤蔗糖酶活性的影響 |
| 6.1.5 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤纖維素水解酶(CBH)活性的影響 |
| 6.1.6 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤β-葡萄糖苷酶(BG)活性的影響 |
| 6.1.7 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤β-n-乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)活性的影響 |
| 6.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤微生物量的影響 |
| 6.2.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤微生物量碳的影響 |
| 6.2.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合土壤微生物量氮的影響 |
| 6.3 DBP和2,4-DTBP作用下蘭州百合土壤酶活性和微生物量相關(guān)性分析 |
| 6.3.1 DBP和2,4-DTBP作用下蘭州百合土壤酶活性和微生物量碳的相關(guān)性分析 |
| 6.3.2 DBP和2,4-DTBP作用下蘭州百合土壤酶活性和微生物量氮的相關(guān)性分析 |
| 6.4 討論 |
| 6.5 小結(jié) |
| 第7章 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合及根際土壤微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 7.1 基于Biolog-ECO分析DBP和2,4-DTBP對于蘭州百合根際土壤微生物群落功能多樣性 |
| 7.1.1 DBP和2,4-DTBP對根際土壤微生物代謝功能AWCD的變化特征 |
| 7.1.2 DBP和2,4-DTBP對根際土壤Shannon指數(shù)(H)和McIntosh指數(shù)(U)的影響 |
| 7.2 DBP和2,4-DTBP處理下根際土壤微生物碳代謝能力特征 |
| 7.3 DBP和2,4-DTBP處理下土壤微生物群落碳代謝差異 |
| 7.4 高通量測序分析DBP和2,4-DTBP對于根際土壤微生物群落功能多樣性 |
| 7.4.1 DBP和2,4-DTBP對根際土壤微生物種群的影響 |
| 7.4.1.1 DBP和2,4-DTBP對根際土壤細菌α多樣性的影響 |
| 7.4.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤細菌群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 7.4.1.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤細菌β多樣性的影響及LEfSe分析 |
| 7.4.1.4 基于RDA分析的DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤細菌的影響 |
| 7.4.1.5 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤真菌α多樣性的影響 |
| 7.4.1.6 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤真菌群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 7.4.1.7 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤真菌β多樣性的影響及LEfSe分析 |
| 7.4.1.8 基于RDA的 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤真菌的影響 |
| 7.5 高通量測序分析DBP和2,4-DTBP對于蘭州百合微生物群落功能多樣性 |
| 7.5.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合微生物種群的影響 |
| 7.4.1.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合細菌α多樣性的影響 |
| 7.5.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合細菌群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 7.5.1.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤細菌β多樣性的影響及LEfSe分析 |
| 7.5.1.4 基于RDA分析的DBP和2,4-DTBP對蘭州百合細菌的影響 |
| 7.5.1.5 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合真菌α多樣性的影響 |
| 7.5.1.6 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合真菌群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 7.5.1.7 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合真菌β多樣性的影響及LEfSe分析 |
| 7.5.1.8 基于RDA的 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合真菌的影響 |
| 7.6 討論 |
| 7.7 小結(jié) |
| 第8 章 自毒物質(zhì)對蘭州百合生長影響機制初步探討 |
| 8.1 DBP和2,4-DTBP與蘭州百合百合生長指標(biāo)的通徑分析 |
| 8.2 蘭州百合鱗莖干重與總糖、粗纖維、淀粉含量的通徑分析 |
| 8.3 蘭州百合鱗莖干重與總微生物量碳氮含量的通徑分析 |
| 8.4 討論 |
| 第9 章 主要結(jié)論與討論 |
| 9.1 主要結(jié)論 |
| 9.1.1 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合生長的影響 |
| 9.1.2 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合抗氧化系統(tǒng)及滲透調(diào)節(jié)的影響 |
| 9.1.3 DBP和2,4-DTBP對蘭州百合根際土壤生物學(xué)特性的影響和蘭州百合及根際土壤微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu)的影響 |
| 9.2 展望 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 作者簡介 |
| 在讀期間發(fā)表論文和研究成果等 |
| 導(dǎo)師簡介 |
（8）水氮耦合對丹參產(chǎn)量和品質(zhì)的影響（論文提綱范文）
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的與意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究進展 |
| 1.2.1 水氮利用現(xiàn)狀 |
| 1.2.2 水氮耦合對作物生長發(fā)育及產(chǎn)量的影響 |
| 1.2.3 水氮耦合對藥用植物次生代謝產(chǎn)物的影響 |
| 1.2.4 水氮耦合對植物氮素營養(yǎng)的影響 |
| 1.2.5 水氮耦合對植物生理特性的影響 |
| 1.2.6 丹參研究現(xiàn)狀 |
| 2 材料與方法 |
| 2.1 試驗地概況 |
| 2.2 試驗材料 |
| 2.3 試驗設(shè)計 |
| 2.4 測定內(nèi)容與方法 |
| 2.4.1 植株形態(tài)指標(biāo)的測定 |
| 2.4.2 產(chǎn)量及構(gòu)成產(chǎn)量相關(guān)因子的測定 |
| 2.4.3 干物質(zhì)積累的測定 |
| 2.4.4 植物組織中氮素營養(yǎng)含量的測定 |
| 2.4.5 酶活性及代謝產(chǎn)物的測定 |
| 2.4.6 有效成分的測定 |
| 2.5 數(shù)據(jù)分析 |
| 2.6 相關(guān)參數(shù)計算方法 |
| 3 結(jié)果與分析 |
| 3.1 水氮耦合對丹參產(chǎn)量及構(gòu)成產(chǎn)量相關(guān)因子的影響 |
| 3.1.1 水氮耦合對丹參產(chǎn)量的影響 |
| 3.1.2 水氮耦合對構(gòu)成丹參產(chǎn)量相關(guān)因子的影響 |
| 3.1.3 丹參產(chǎn)量及構(gòu)成產(chǎn)量相關(guān)因子灰色關(guān)聯(lián)度分析 |
| 3.2 水氮耦合對丹參干物質(zhì)積累的影響 |
| 3.2.1 水氮耦合對丹參根部干物質(zhì)階段性積累量的影響 |
| 3.2.2 水氮耦合對丹參根部干物質(zhì)積累的影響 |
| 3.2.3 水氮耦合對丹參地上部干物質(zhì)階段性積累量的影響 |
| 3.2.4 水氮耦合對丹參地上部干物質(zhì)積累的影響 |
| 3.3 水氮耦合對丹參氮素營養(yǎng)積累的影響 |
| 3.3.1 水氮耦合對丹參總氮素積累的影響 |
| 3.3.2 水氮耦合對丹參葉片氮素積累的影響 |
| 3.3.3 水氮耦合對丹參莖稈氮素積累的影響 |
| 3.3.4 水氮耦合對丹參根部氮素積累的影響 |
| 3.3.5 水氮耦合對丹參氮肥利用的影響 |
| 3.4 水氮耦合對丹參生理特性的影響 |
| 3.4.1 水氮耦合對丹參葉片 SOD 活性的影響 |
| 3.4.2 水氮耦合對丹參葉片POD活性的影響 |
| 3.4.3 水氮耦合對丹參葉片CAT活性的影響 |
| 3.4.4 水氮耦合對丹參葉片MDA含量的影響 |
| 3.4.5 水氮耦合對丹參葉片可溶性蛋白含量的影響 |
| 3.4.6 水氮耦合對丹參葉片NR活性的影響 |
| 3.4.7 水氮耦合對丹參葉片GS活性的影響 |
| 3.4.8 水氮耦合對丹參葉片GOGTA活性的影響 |
| 3.5 水氮耦合對丹參根部有效成分的影響 |
| 3.5.1 水氮耦合對丹參根部脂溶性有效成分的影響 |
| 3.5.2 水氮耦合對丹參根部水溶性有效成分的影響 |
| 3.6 相關(guān)性分析 |
| 3.6.1 丹參葉片生理指標(biāo)相關(guān)性分析 |
| 3.6.2 丹參葉片氮代謝相關(guān)酶與含氮量相關(guān)性分析 |
| 3.6.3 丹參根直徑與有效成分相關(guān)性分析 |
| 4 討論 |
| 4.1 水氮耦合對丹參產(chǎn)量及構(gòu)成產(chǎn)量相關(guān)因子的影響 |
| 4.2 水氮耦合對丹參干物質(zhì)積累的影響 |
| 4.3 水氮耦合對丹參氮素營養(yǎng)積累的影響 |
| 4.3.1 水氮耦合對丹參總氮素積累的影響 |
| 4.3.2 水氮耦合對丹參各器官氮素積累的影響 |
| 4.3.3 水氮耦合對丹參氮肥利用的影響 |
| 4.4 水氮耦合對丹參生理特性的影響 |
| 4.5 水氮耦合對丹參根部有效成分的影響 |
| 5 結(jié)論 |
| 5.1 水氮耦合對丹參產(chǎn)量的影響 |
| 5.2 水氮耦合對丹參干物質(zhì)積累的影響 |
| 5.3 水氮耦合對丹參氮素營養(yǎng)積累的影響 |
| 5.4 水氮耦合對丹參生理特性的影響 |
| 5.5 水氮耦合對丹參有效成分的影響 |
| 5.6 相關(guān)性分析 |
| 6 參考文獻 |
| 7 致謝 |
| 8 攻讀學(xué)位期間發(fā)表論文情況 |
（9）不同秸稈還田模式對小麥-玉米輪作體系土壤碳固持及作物生長的影響（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 背景與意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究現(xiàn)狀 |
| 1.2.1 農(nóng)田土壤有機碳固持及其影響因素 |
| 1.2.2 秸稈還田對土壤有機碳固持的影響 |
| 1.2.3 農(nóng)田土壤無機碳固持及其影響因素 |
| 1.2.4 秸稈還田和化肥配施對土壤養(yǎng)分和作物產(chǎn)量的影響 |
| 1.2.5 秸稈還田對土壤微生物特性及酶活性的影響 |
| 1.3 本研究切入點 |
| 1.4 研究內(nèi)容 |
| 1.5 技術(shù)路線 |
| 第二章 關(guān)中平原麥玉輪作體系作物秸稈不同還田模式下土壤有機碳及無機碳庫變化特征 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料與方法 |
| 2.2.1 試驗區(qū)概況 |
| 2.2.2 試驗設(shè)計 |
| 2.2.3 樣品采集與分析 |
| 2.2.4 作物生物量采集和碳、鈣和鎂投入數(shù)量的估算 |
| 2.2.5 計算方法 |
| 2.2.6 數(shù)據(jù)處理 |
| 2.3 結(jié)果與分析 |
| 2.3.1 不同秸稈還田模式對SOC和 SIC含量及儲量的影響 |
| 2.3.2 不同秸稈還田模式對土壤碳固持量及固碳效率的影響 |
| 2.3.3 土壤活性碳組分在不同還田模式下的變化 |
| 2.3.4 土壤C、Ca、Mg投入與碳指標(biāo)間相關(guān)性 |
| 2.3.5 不同秸稈還田模式對作物產(chǎn)量和產(chǎn)量可持續(xù)性的影響 |
| 2.4 討論 |
| 2.5 本章小結(jié) |
| 第三章 不同秸稈還田量對土壤活性碳、土壤碳庫管理指數(shù)及酶活性的影響 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料與方法 |
| 3.2.1 試驗區(qū)概況 |
| 3.2.2 試驗設(shè)計 |
| 3.2.3 樣品采集與分析 |
| 3.2.4 作物生物量采集和碳投入數(shù)量的估算 |
| 3.2.5 計算方法 |
| 3.2.6 數(shù)據(jù)處理 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 秸稈還田量不同對SOC含量及儲量的影響 |
| 3.3.2 土壤活性碳庫和非活性碳庫組分對秸稈還田量的響應(yīng) |
| 3.3.3 秸稈還田量的不同對土壤碳庫管理指數(shù)的影響 |
| 3.3.4 秸稈還田量的不同對土壤酶活性的影響 |
| 3.3.5 秸稈還田量的不同對作物產(chǎn)量的影響 |
| 3.3.6 作物產(chǎn)量、土壤有機碳與各活性有機碳庫及土壤酶活性的相關(guān)性分析 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 土壤有機碳固持對還田量不同的響應(yīng) |
| 3.4.2 土壤活性有機碳和碳庫管理指數(shù)對不同秸稈還田模式的響應(yīng) |
| 3.4.3 土壤酶活性對不同秸稈還田模式的響應(yīng) |
| 3.4.4 產(chǎn)量對不同秸稈還田量的響應(yīng) |
| 3.5 本章小結(jié) |
| 第四章 不同秸稈還田模式對冬小麥/夏玉米體系土壤肥力及酶活性的影響研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.2.1 試驗區(qū)概況 |
| 4.2.2 試驗設(shè)計 |
| 4.2.3 樣品采集與分析 |
| 4.2.4 數(shù)據(jù)處理 |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 不同秸稈還田模式對作物產(chǎn)量的影響 |
| 4.3.2 不同秸稈還田模式對土壤有機碳和全氮的影響 |
| 4.3.3 不同秸稈還田模式對土壤速效養(yǎng)分的影響 |
| 4.3.4 不同秸稈還田模式對土壤微生物量碳/氮的影響 |
| 4.3.5 不同秸稈還田模式對土壤酶活性的影響 |
| 4.3.6 各指標(biāo)間的相關(guān)性 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 土壤化學(xué)性質(zhì)對長期不同秸稈還田模式的響應(yīng) |
| 4.4.2 土壤生物化學(xué)特性對長期不同秸稈還田模式的響應(yīng) |
| 4.4.3 作物產(chǎn)量對不同秸稈還田模式的響應(yīng) |
| 4.5 本章小結(jié) |
| 第五章 綜合討論、結(jié)論、創(chuàng)新點及研究展望 |
| 5.1 綜合討論 |
| 5.1.1 不同秸稈還田模式對土壤碳庫的影響 |
| 5.1.2 不同秸稈還田模式對土壤養(yǎng)分及相關(guān)酶活性的影響 |
| 5.1.3 不同秸稈還田模式對作物產(chǎn)量的影響 |
| 5.2 主要結(jié)論 |
| 5.3 創(chuàng)新點 |
| 5.4 需要進一步解決的問題 |
| 參考文獻 |
| 致謝 |
| 作者簡介 |
（10）東北黑土區(qū)侵蝕小流域土壤質(zhì)量空間分異特征及影響因素研究（論文提綱范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 緒論 |
| 1.1 研究背景與意義 |
| 1.2 國內(nèi)外研究進展 |
| 1.2.1 土地利用方式對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 1.2.2 土壤侵蝕對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 1.2.3 開墾年限對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 1.2.4 壟作方式對土壤理化性質(zhì)的影響 |
| 1.2.5 小流域內(nèi)土壤理化性質(zhì)的空間分布 |
| 1.2.6 土壤質(zhì)量評價 |
| 1.3 小結(jié) |
| 第二章 研究內(nèi)容與方法 |
| 2.1 研究目標(biāo)與內(nèi)容 |
| 2.1.1 研究目標(biāo) |
| 2.1.2 研究內(nèi)容 |
| 2.1.3 研究方法 |
| 2.1.4 技術(shù)路線 |
| 2.2 研究區(qū)概況 |
| 2.3 樣品采集及處理 |
| 2.3.1 試驗設(shè)計及樣品采集 |
| 2.3.2 分析項目和測定方法 |
| 2.4 數(shù)據(jù)分析及處理方法 |
| 第三章 土地利用方式對土壤性質(zhì)的影響 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料與方法 |
| 3.3 結(jié)果與分析 |
| 3.3.1 不同土地利用方式下土壤物理性質(zhì)的分布特征 |
| 3.3.2 不同土地利用方式下土壤水力學(xué)性質(zhì)的分布特征 |
| 3.3.3 不同土地利用方式下土壤有機碳和養(yǎng)分的分布特征 |
| 3.4 討論 |
| 3.4.1 土地利用方式對土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)的影響 |
| 3.4.2 土地利用方式對土壤有機碳和養(yǎng)分的影響 |
| 3.5 小結(jié) |
| 第四章 開墾年限對土壤性質(zhì)的影響 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料與方法 |
| 4.3 結(jié)果與分析 |
| 4.3.1 不同開墾年限下土壤物理性質(zhì)的分布特征 |
| 4.3.2 不同開墾年限下土壤水力學(xué)性質(zhì)的分布特征 |
| 4.3.3 不同開墾年限下土壤有機碳和養(yǎng)分的分布特征 |
| 4.4 討論 |
| 4.4.1 開墾年限對土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)的影響 |
| 4.4.2 開墾年限對土壤有機碳和養(yǎng)分的影響 |
| 4.5 小結(jié) |
| 第五章 壟作方式對土壤性質(zhì)的影響 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料與方法 |
| 5.3 結(jié)果與分析 |
| 5.3.1 不同壟作方式下土壤物理性質(zhì)的分布特征 |
| 5.3.2 不同壟作方式下土壤水力學(xué)性質(zhì)的分布特征 |
| 5.3.3 不同壟作方式下土壤有機碳和養(yǎng)分的分布特征 |
| 5.4 討論 |
| 5.4.1 壟作方式對土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)的影響 |
| 5.4.2 壟作方式對土壤有機碳和養(yǎng)分的影響 |
| 5.5 小結(jié) |
| 第六章 土壤侵蝕對土壤性質(zhì)的影響 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料與方法 |
| 6.3 結(jié)果與分析 |
| 6.3.1 不同土壤侵蝕程度下土壤物理性質(zhì)的分布特征 |
| 6.3.2 不同土壤侵蝕程度下土壤水力學(xué)性質(zhì)的分布特征 |
| 6.3.3 不同土壤侵蝕程度下土壤有機碳和養(yǎng)分的分布特征 |
| 6.4 討論 |
| 6.4.1 土壤侵蝕對土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)的影響 |
| 6.4.2 土壤侵蝕對土壤有機碳和養(yǎng)分的影響 |
| 6.5 小結(jié) |
| 第七章 小流域土壤性質(zhì)的空間分布特征 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料與方法 |
| 7.3 結(jié)果與分析 |
| 7.3.1 小流域土壤理化性質(zhì)的描述性統(tǒng)計 |
| 7.3.2 小流域土壤質(zhì)量指標(biāo)間的相關(guān)性分析 |
| 7.3.3 小流域土壤質(zhì)量指標(biāo)的空間結(jié)構(gòu)分析 |
| 7.3.4 小流域土壤物理性質(zhì)的空間分布特征 |
| 7.3.5 小流域土壤有機碳和養(yǎng)分的空間分布特征 |
| 7.3.6 小流域土壤理化性質(zhì)與土壤侵蝕的關(guān)系 |
| 7.4 討論 |
| 7.4.1 侵蝕小流域土壤物理和水力學(xué)性質(zhì)的空間變異特征 |
| 7.4.2 侵蝕小流域土壤有機碳和養(yǎng)分屬性的空間變異特征 |
| 7.5 小結(jié) |
| 第八章 侵蝕小流域土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料與方法 |
| 8.2.1 評價指標(biāo)建立 |
| 8.2.2 評價指標(biāo)隸屬度計算 |
| 8.2.3 評價指標(biāo)權(quán)重系數(shù)確定-因子分析法 |
| 8.2.4 綜合評價模型的建立 |
| 8.3 結(jié)果與分析 |
| 8.3.1 不同土地利用方式下土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.3.2 不同開墾年限下土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.3.3 不同壟作方式下土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.3.4 不同土壤侵蝕強度下土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.3.5 小流域土壤質(zhì)量的變異特征 |
| 8.4 討論 |
| 8.5 小結(jié) |
| 第九章 結(jié)論與展望 |
| 9.1 主要結(jié)論 |
| 9.2 創(chuàng)新點 |
| 9.3 展望 |
| 參考文獻 |
| 附錄 |
| 致謝 |
| 個人簡歷 |
四、耕作方式和肥力條件對丹參生物量的積累效應(yīng)（論文參考文獻）
- [1]耕作與施氮對麥玉兩熟制農(nóng)田土壤特性和產(chǎn)量的影響機制[D]. 趙若含. 河南科技學(xué)院, 2021(07)
- [2]北疆荒漠地區(qū)不同種植模式下飼草作物水肥響應(yīng)關(guān)系與灌溉水優(yōu)化配置[D]. 劉虎. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué), 2021(01)
- [3]不同施肥措施下隴中黃土高原旱作玉米農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳平衡及其土壤碳庫穩(wěn)定性研究[D]. 王曉嬌. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué), 2021(01)
- [4]不同施肥下我國典型農(nóng)田土壤有機碳固定特征及驅(qū)動因素[D]. 任鳳玲. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2021
- [5]象草修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤的效應(yīng)及其配套技術(shù)研究[D]. 覃建軍. 中南林業(yè)科技大學(xué), 2021
- [6]生物炭與氮肥配施對黃土丘陵溝壑區(qū)溝道整治土地生產(chǎn)力提升機制[D]. 強敏敏. 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2021
- [7]兩種典型化感自毒物質(zhì)對蘭州百合生長及微生物作用研究[D]. 崔佳佳. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué), 2021(01)
- [8]水氮耦合對丹參產(chǎn)量和品質(zhì)的影響[D]. 劉家煦. 山東農(nóng)業(yè)大學(xué), 2021(01)
- [9]不同秸稈還田模式對小麥-玉米輪作體系土壤碳固持及作物生長的影響[D]. 李雨諾. 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2021
- [10]東北黑土區(qū)侵蝕小流域土壤質(zhì)量空間分異特征及影響因素研究[D]. 李海強. 西北農(nóng)林科技大學(xué), 2021
標(biāo)簽：土壤結(jié)構(gòu)論文; 土壤改良論文; 丹參論文; 土壤分層論文; 土壤密度論文;