一、水稻对红壤中N、P的吸收利用（论文文献综述）
杨爽[1]（2021）在《稻茬-紫云英联合还田对土壤碳氮特征及水稻生长的影响》文中认为稻草和紫云英还田被广泛应用于南方水稻土的培肥改良,两者单独还田都存在一定缺陷。当前水稻收获留茬于次年早稻移栽前与紫云英联合还田是普遍现象,但目前尚不清楚二者联合还田对表层水和土壤碳氮养分动态及水稻生长的影响。本研究选用红壤性水稻土和冲积性水稻土布置盆栽试验,在22500 kg/ha的常规紫云英用量下,设置4个不同留茬高度稻茬与紫云英联合还田的试验处理,研究对表层水碳氮动态变化、土壤碳氮特征、土壤微生物生物量和酶活性、水稻生长及养分吸收的影响,旨在为合理利用有机资源、防控农业面源污染、培肥改良土壤和促进水稻增产提供理论依据和技术支撑。得出如下结论:1.紫云英单独还田大幅提高了红壤性水稻土表层水中DOC、DTN和DON的含量,稻茬-紫云英联合还田使其降低至与CK接近水平,有效减小了养分流失风险。稻茬-紫云英联合还田有助于降低两种水稻土表层水中的NH4+-N含量,低量稻茬配合紫云英还田促进、高量稻茬配合紫云英还田则抑制NH4+-N向NO3--N的转化。2.紫云英单独还田对两种水稻土SOC、DOC、NH4+-N、NO3--N、MBC含量和酶活性的提高效果较弱,总体提高了两种水稻土TN、DTN、MBN含量。稻茬-紫云英联合还田明显提高了土壤碳氮含量、微生物量碳氮、脲酶活性、磷酸酶活性、蔗糖酶活性和过氧化氢酶活性。各指标随稻茬添加量增加大体呈先上升后下降趋势,在2700 kg/ha～4050 kg/ha的稻茬量联合紫云英还田达到最大值,以C/N 21.0～22.5的调控效果最佳。3.紫云英配合稻茬还田相较于紫云英单独还田,更有利于促进水稻生长、养分吸收和产量形成。紫云英还田降低了两种水稻土11.2%～47.6%的水稻地上部生物量,降低了红壤性水稻土54.4%的水稻产量和水稻N、P总积累量。稻茬-紫云英联合还田总体提高了红壤性水稻土和冲积性水稻土水稻地上部生物量、产量和N、P、K总积累量,随稻茬添加量增加,各指标先上升后下降,水稻产量均在4050 kg/ha的稻茬量联合紫云英还田达到最大值,增幅分别达到89.4%和29.4%,水稻N、P、K总积累量在2700 kg/ha～4050 kg/ha的稻茬量联合紫云英还田达到最大值,最高增幅分别达43.5%、31.8%、43.3%和38.4%、77.2%、79.2%。
秦川[2]（2021）在《稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究》文中研究表明水稻是世界上主要粮食作物之一,全世界水稻种植面积约占谷物种植面积的23%,水稻产量占粮食总产量的29%,我国水稻种植面积约占亚洲的31%。稻田生态系统是一种极其独特的生态系统,它的形成、演变和发展,与淹水灌溉、人为耕作、水稻栽培及水稻生长所要求的环境是分不开的。水稻土是在特殊的土壤管理措施下发育形成的,包括定期的淹水、排水、耕作、翻动和施肥等。“淹水条件下耕作”一直是水稻土利用中的最大难题,导致土壤大团聚体被破坏,易溶性养分淋失,土壤中微生物的数量及群落结构组成发生变化,使得水田的氮肥利用率不到旱地的一半。近些年来,稻田中大量化肥的施用更加剧了氨挥发、N2O排放和氮素淋溶等重大生态环境问题。稻田垄作免耕技术是一种保护性耕作技术,通过在田间起垄改变土壤的通气状况和水分利用条件,可以有效改善我国西南地区中低产稻田的土壤肥力状况和提高作物产量,但其作用机制并不完全清楚,尤其是垄作免耕对土壤氮素转化及氮循环转化相关微生物的影响尚缺乏深入研究。本文的研究目的为探索耕作措施提高土壤肥力的作用机制,构建长期垄作免耕下土壤综合肥力指数和作物生产力的量化关系,并以氮素为例研究耕作措施对水稻土中氮肥利用率的影响,以及反硝化和厌氧氨氧化反应导致的氮素损失及相关微生物的丰度、活性和群落结构组成,再利用宏基因组学方法研究耕作措施对稻田土壤中七种氮代谢途径特征的影响,初步解释垄作免耕提高土壤肥力的部分作用机理。本研究采用了Fuzzy综合评价法、15N同位素标记法、田间原位监测和室内培养法、定量PCR、宏基因组学和高通量测序等分子生物学技术,对垄作免耕下稻田土壤肥力时空演变规律、土壤综合肥力与作物生产力间的关系、反硝化和厌氧氨氧化作用的影响机理、氮代谢途径相关的微生物特征及提高氮肥利用率等方面进行了初步研究。主要结果如下:1、经过近30年的长期耕作,不同耕作措施下稻田土壤综合肥力指数和水稻产量变化存在较大差异,稻田土壤综合肥力指数（integrated fertility index,IFI）和水稻产量的平均值大小均表现为:垄作免耕>常规耕作>冬水田。垄作免耕、常规耕作和冬水田措施下水稻产量分别由1990年7000 kg hm-2分别增产至8993.3kg hm-2、8572.7 kg hm-2和8312.4 kg hm-2;垄作免耕措施下稻田土壤肥力综合指数平均值为0.66,分别比常规耕作和冬水田高0.09和0.18。说明长期垄作免耕能够显着提高稻田土壤综合肥力和水稻产量。2、从稻田土壤养分年际变化特征看,经过近30年的长期耕作,发现垄作免耕能够有效提高稻田土壤有机质、全氮、碱解氮和有效磷含量。垄作免耕措施下稻田土壤的有机质、全氮、碱解氮和有效磷含量的平均值分别为32.86 g kg-1、2.20g kg-1、143.35 mg kg-1和26.61 mg kg-1,均显着高于冬水田和常规耕作措施。三种耕作措施下稻田土壤有机质、全氮和速效钾含量年际变化规律均一致。从稻田土壤养分季节变化特征看,在整个水稻生长季（5-9月）,相比于常规耕作措施,冬水田和垄作免耕措施均能有效利用氮磷钾等土壤养分,且土壤肥力的季节变化趋势一致;耕作措施对于土壤p H值和阳离子交换量CEC的季节变化并不明显,而耕作措施对稻田土壤的游离态氧化铁含量的季节变化影响较大。从稻田土壤养分空间变化特征看,三种耕作措施下稻田土壤有机质、全氮、有效磷和游离态氧化铁含量均随土壤深度的增加而逐渐降低,表现为0-10 cm>10-20 cm>20-40 cm,说明养分都有向土壤表层（0-10cm）富集和积累的趋势。3、通过15N同位素示踪标记、田间原位监测和室内培养分析等方法,发现垄作免耕可以显着提高氮肥利用率。垄作免耕措施下氮肥利用率为31%,分别比冬水田和常规耕作措施下氮肥利用率高11%和14%。三种耕作措施下随水损失的氮素占施入氮素总量的比例有显着性差异（P<0.05）,其损失范围为19.5%-53.9%;垄作免耕措施下的NH3挥发损失最高,达到18.2%,分别比冬水田处理和常规耕作措施的NH3挥发损失高4.9%和7.73%,说明稻田生态系统中氮素随水损失和氨挥发损失是最主要的氮素损失途径。证明与长期冬水田和常规耕作相比,垄作免耕措施是一种较好的能够显着提高稻田氮肥利用率的耕作措施。4、利用15N同位素标记技术测定不同耕作措施稻田土壤中反硝化速率和厌氧氨氧化反应速率,发现三种耕作稻田土壤中均发生了反硝化反应和厌氧氨氧化反应,且水稻土的反硝化速率和厌氧氨氧化速率大小顺序均表现为:冬水田>常规耕作>垄作免耕;三种耕作稻田土壤中反硝化速率范围为2.85-4.20 nmol N g-1dry soil h-1,厌氧氨氧化速率的范围为0.42-1.09 nmol N g-1 dry soil h-1,且三种耕作措施下水稻土的厌氧氨氧化作用对N2产量的贡献率范围在12.85%-21.33%之间,耕作措施对稻田土壤中厌氧氨氧化作用对N2产生量的贡献率没有显着影响,同时证明了厌氧氨氧化作用是水稻土中氮素损失的重要途径之一。通过定量PCR和Illumina Hi Seq高通量测序等技术发现在三种耕作稻田土壤中均检测到了反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物,在DNA水平上反硝化微生物nos Z功能基因(的丰度范围为4.86×107-7.56×107 gene copies·g-1（dry soil）,厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度的范围为6.91×105-8.52×105 gene copies·g-1（dry soil）,反硝化微生物nos Z基因的丰度比厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度高两个数量级;三种耕作稻田土壤中反硝化微生物nos Z基因和厌氧氨氧化微生物16S r RNA基因丰度最高的均为冬水田,最低的均为垄作免耕。而在c DNA水平上,三种耕作措施下的水稻土中nos Z功能基因转录丰度范围为4.21×105-7.43×105 gene copies·g-1（dry soil）,厌氧氨氧化16S r RNA基因转录丰度的范围为3.07×105-7.44×105 gene copies·g-1（dry soil）,反硝化微生物nos Z基因与厌氧氨氧化16S r RNA基因丰度没有显着性差异（P>0.05）。稻田土壤中反硝化微生物nos Z基因群落与固氮螺菌属（Azospirillum）和根瘤菌属（Rhizobium）有较近的亲缘关系,硝态氮和铵态氮是影响反硝化微生物群落结构的主要环境因子。稻田土壤中厌氧氨氧化微生物群落的优势种群为浮霉菌门Candidatus Brocadia属,全氮和p H值是影响厌氧氨氧化微生物群落结构的主要环境因子。耕作措施对反硝化微生物nos Z基因和厌氧氨氧化微生物16S r RNA基因的群落结构影响不显着,说明垄作免耕可能是通过影响反硝化细菌和厌氧氨氧化细菌的数量,而不是通过影响反硝化和厌氧氨氧化微生物群落组成来氮素循环。5、结合Hiseq高通量测序技术对三种不同耕作措施稻田土壤进行宏基因组测序,发现三种不同耕作措施稻田土壤具有相同的氮代谢途径:氨同化过程是检出频率最高的氮代谢途径,而厌氧氨氧化过程是检出频率最低的氮代谢途径。变形菌门（Proteobacteria）的微生物可以同时参与包括氨同化、硝酸盐异化还原和硝酸盐同化还原等7种氮代谢途径,变形菌门（Proteobacteria）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）的微生物可以同时参与包括氨同化、反硝化、硝酸盐异化还原和硝酸盐同化还原等4种氮代谢途径,体现了稻田土壤中氮代谢功能多样性。不同耕作措施下稻田土壤中同一氮代谢过程可由不同的微生物参与,且负责整个氮代谢途径的微生物的群落结构也并不完全相同。综上所述,在紫色土稻田生态系统中,与冬水田和常规耕作相比,长期垄作免耕显着提高了稻田土壤肥力和作物生产力,通过研究稻田生态系统中与氮循环相关的微生物作用,明确了耕作措施对与氮素损失相关的微生物丰度、群落结构组成及氮代谢途径的影响,在减少氮素损失的同时提升了水稻的氮肥利用效率,达到了利用耕作措施进行土壤综合培肥的目的。尽管现有的研究结果证明垄作免耕措施是一种有效提高氮肥利用率的耕作措施,仍然需要更多的数据和证据来证明在更大面积、更大尺度范围的稻田、跨越多个水稻种植季甚至是设置其他土壤类型同样能够提高水稻氮肥利用率,这是很有必要的。
罗松平[3]（2021）在《喀斯特黄壤养分化学计量和微生物群落对生物炭添加的响应》文中进行了进一步梳理喀斯特黄壤土层薄、肥力低,且分布广泛,是西南地区最主要的土壤类型之一。黄壤分布地区人口稠密集中、人地矛盾突出。为维持土地生产力,黄壤地区普遍过量施用化肥、农药和除草剂,造成了土壤质量退化,水土流失严重,严重制约这一地区农业可持续发展,威胁粮食安全和生态安全。生物炭是生物质在缺氧条件下通过热裂解转化得到的固态的高度芳香化产物。近年来,生物炭作为土壤改良剂、肥料缓释载体得到了广泛应用,尤其对土壤固碳、温室气体减排以及土壤碳氮循环和养分固持的研究得到了系统的开展,在推行农药化肥“双减”、促进绿色农业发展背景下,生物炭添加对农业土壤的改良效应受到了极大关注。但喀斯特地区土壤养分特征以及土壤生态系统对生物炭添加的响应特征尚不明确,成为生物炭应用的关键制约。同时,作为喀斯特地区分布最广泛的地带性土壤,黄壤养分化学计量特征和微生物群落对生物炭添加的响应尚未得到系统的研究,明确其响应过程和特征对提升喀斯特黄壤肥力、维持土壤生态系统功能具有重要的科学意义和研究价值。鉴于此,本文以典型喀斯特黄壤为研究对象,通过室内盆栽试验与野外小区观测试验,系统研究黄壤养分含量、养分化学计量特征和微生物群落多样性和结构在不同作物类型（黑麦草、黄花菜和玉米）、生物炭添加量（0%、1%、3%、5%、7%和9%质量比,0%为对照）和添加时间（120天、240天和360天）条件下的变化规律及其耦合关系,揭示生物炭对黄壤养分化学循环、土壤微生物群落、作物生长及产量的影响机制。本研究主要结果如下:（1）生物炭添加显着提高了黄壤有机质（SOM）、全氮（N）、全磷（P）、全钾（K）、速效磷（AP）和速效钾（AK）含量和p H值,但显着降低了碱解氮（AN）含量。生物炭添加量在7%～9%处理时,黄壤SOM、N、P、K、AP和AK含量最高,p H值最大,研究表明生物炭添加可提高黄壤p H和养分含量。在生物炭添加120天、240天和360天时,黄壤SOM、N、P、K、AP和AK含量均随着生物炭添加量的增加而显着增加（P<0.05）,黄壤p H显着提升（4.72～8.53）,其中在生物炭添加量为7%～9%处理的黄壤p H、SOM、N、P、K、AP和AK显着高于在生物炭添加量为1%、3%、5%和对照处理,而对照处理的AN显着高于其他各处理（P<0.05）,表明生物炭添加会降低土壤AN含量。不同作物类型下黄壤p H、SOM、N、P、K、AP和AK在生物炭添加量为9%处理时最大,对照处理最小。同时,不同作物类型下黄壤各养分含量随着添加时间的变长而增加。不同生物炭添加时间条件下,黄壤p H、SOM、N、P、K、AP、AK之间存在显着正相关关系（P<0.05）,而AN与上述指标均呈显着负相关关系（P<0.05）。综合考虑不同作物和添加时间,生物炭添加量与黄壤p H、SOM、N、P、K、AN、AP、AK间总体存在显着线性关系（R2为0.748～0.994,P<0.05）。（2）生物炭添加显着影响了黄壤的C、N、P、K化学计量特征,且添加时间显着影响了C:K、N:P、N:K和P:K,而不同作物显着影响了C:N、C:P、C:K和N:P。研究表明,生物炭添加调节了黄壤碳素和其他养分元素的化学计量特征,对调控黄壤养分循环和固碳具有重要意义。黄壤C:N、C:P、C:K、N:P、N:K、P:K随生物炭添加量的增加而显着增加（P<0.05）,C:N、C:P、C:K、P:K的最大值均出现在生物炭添加量为9%处理,而N:P与N:K的最大值则出现在生物炭添加量为7%处理。相比而言,AN:AP、AN:AK、AP:AK则随着生物炭添加量的增加而显着减少（P<0.05）。生物炭添加时间对养分化学计量特征也有显着影响,C:K、N:P、N:K、P:K随生物炭添加时间的增长而显着增加（P<0.05）,且C:K、N:P、N:K、P:K的最大值均出现在生物炭添加360天时,但生物炭添加时间的变化对C:N、C:P、AN:AP、AN:AK、AP:AK没有显着影响（P>0.05）。研究结果表明,不同作物处理显着影响了C:N、C:P、C:K和N:P（P<0.05）,其中黑麦草和黄花菜处理的C:N、C:P、C:K和N:P均显着高于对照处理。生物炭添加量、添加时间之间的交互作用对养分化学计量特征有显着影响（P<0.05）,但考虑作物因素时,不同作物与生物炭添加量、添加时间之间对AN:AK无显着交互影响。在不同作物类型和添加时间条件下,生物炭添加量与黄壤N、P、K元素化学计量比总体上呈显着线性关系（R2为0.725～0.979,P<0.05）。主成分分析（PCA）结果表明,高生物炭添加量（7%和9%）和较长的添加时间（360天）对黄壤养分元素平衡的优化效果最佳。（3）生物炭添加增加了黄壤微生物群落丰度,改善了黄壤微生物群落结构,有利于生物防治和对作物生长有益的微生物繁殖,且抑制了作物病原菌的繁殖生长。同时,生物炭添加后提高了黑麦草和黄花菜处理的黄壤微生物碳代谢能力。生物炭添加量增加了黄壤微生物群落的丰度,在添加量为5%～7%处理时,黄壤微生物群落丰度最高。与对照相比,生物炭添加后黑麦草和黄花菜的黄壤微生物相对丰度分别提高了0.92%～8.77%和1.27%～6.26%,且生物炭添加量与黑麦草和黄花菜处理的黄壤微生物群落丰度呈显着的二次项关系（R2为0.891～0.927,P<0.05）。生物炭添加改变了黄壤微生物群落结构,其中放线菌门（Actinobacteria）、变形菌门（Proteobacteria）和绿弯菌门（Chloroflexi）为优势细菌门,子囊菌门（Ascomycota）、担子菌门（Basidiomycota）和毛霉菌门（Mucoromycota）为优势真菌门,且放线菌门、变形菌门的相对丰度随着生物炭添加量的增加而增加。生物炭添加量显着影响了黄壤微生物群落多样性和丰富度（P<0.05）,Alpha多样性分析表明生物炭添加量为7%处理,黄壤微生物群落丰富度和多样性均显着高于其他处理（P<0.05）,Beta多样性分析表明不同作物类型在低生物炭添加量（1%和3%）和高添加量（7%和9%）处理时黄壤微生物群落结构和多样性差异较大。具有生物防治、促进作物生长功能的有益微生物相对丰度随着生物炭添加量的增加而增加,包括链霉菌属（Streptomyces）、鞘脂单胞菌属（Sphingomonas）、伯克氏菌属（Burkholderia）、芽孢杆菌属（Bacillus）细菌和木霉属（Trichoderma）、毛壳菌属（Chaetomium）真菌;同时生物炭添加还减少了镰刀菌属（Fusarium）真菌的相对丰度,表明生物炭添加具有促进有益微生物的生长并抑制作物病原菌繁殖的作用。黑麦草和黄花菜处理的黄壤碳代谢功能基因的相对丰度总体随着生物炭添加量的增加而增加,但生物炭添加总体上减少了无作物对照处理的碳代谢功能基因丰度。表明有作物参与时,生物炭添加对黄壤碳代谢功能基因产生了积极的正效应,并且在生物炭添加量为5%～9%处理时,黑麦草和黄花菜处理的黄壤碳代谢功能基因丰度最高。主成分分析（PCA）结果表明,生物炭添加能够显着影响黄壤微生物群落结构与功能基因,表现为黄壤微生物群落结构与黄壤p H、C、N、P、AK、C:K、C:N、N:K、P:K呈正相关关系,与AP:AK、AN、AN:AP、AN:AK呈负相关关系。黄壤微生物功能代谢基因与黄壤P:K、P、C:N呈正相关关系,与N、K、C:P、N:P呈负相关关系。说明P:K、P、C:N对黄壤微生物代谢功能基因影响较大。（4）不同生物炭和复合肥组合试验表明,生物炭（C）、生物炭配施复合肥（CF）、复合肥处理（F）显着提高了玉米的生长、生理特性、产量性状指标。同时,生物炭与复合肥配施对提高黄壤养分含量、促进作物生长与产量等综合效应最佳。与对照（CK）比较,野外观测小区生物炭（C）、生物炭与复合肥配施（CF）、复合肥（F）施肥处理总体上显着提高了黄壤p H值和SOC、N、P、K、AN、AP、AK含量（P<0.05）,总体上显着减少了C:P、C:K、N:P、N:K、AN:AP、AN:AK和AP:AK（P<0.05）。C、CF、F处理显着增加了作物株高、地径、叶面积指数等作物的生长指标和叶绿素a、叶绿素b含量、叶绿素总含量、叶片SPAD值、叶片羧化效率、最大净光合速率,CO2饱和点和光呼吸速率等作物的生理指标（P<0.05）。与对照相比,C、CF、F处理显着增加了作物根干重、茎干重、叶干重、果实干重以及穗重、穗长、穗粗、穗粒重、穗行数、行粒数及单位产量等产量指标（P<0.05）。结果表明,黄壤p H、C、N、P、K及其化学计量特征、作物的生长、生理和产量指标之间总体呈显着相关（P<0.05）。灰色关联分析表明,不同生物炭和复合肥组合对黄壤养分含量、养分化学计量特征、作物生长、生理及产量等指标的改善效果排序为:CF（0.7498）>F（0.7064）>C（0.6163）>CK（0.4088）。说明生物炭与复合肥配施对提高黄壤养分、促进作物生长与产量等综合效应最佳。本研究通过室内控制试验解析了生物炭对黄壤p H、C、N、P、K等变化特征的影响,探讨了生物炭与黄壤C、N、P、K元素及其化学计量特征之间的相互作用和平衡关系,探究了生物炭添加对黄壤微生物群落结构、丰度、多样性、功能微生物和基因的影响,并揭示了生物炭添加对功能微生物和功能基因的影响,基于室内试验的基础,本研究还结合野外试验揭示了生物炭添加对黄壤作物生长和产量的变化规律,阐明了5%～7%生物炭添加量对喀斯特黄壤养分、微生物群落具有一定改良效果,生物炭与复合肥配施对提高黄壤养分、促进作物生长与产量等综合效应最显着,研究结果将为生物炭在喀斯特区农业生产中的应用提供科学参考和理论依据。
黄钊[4]（2021）在《滇南哀牢山地区土地质量地球化学评价与利用研究》文中研究说明土地质量地球化学评价是一项量化土地质量、实现动态管理和成果数据利用的综合评价,评价结果是合理利用土地、提高粮食产量和农产品品质、改善生态环境的基础,可广泛应用于土地管理、现代农业发展和区域环境保护等领域。但由于土地类型、生态地质环境及地形地貌条件变化大,因而土地质量的地球化学评价的指标体系及方法等仍在不断探索中。为此,本次以滇南哀牢山地区（新平县境内）为研究选区,以生态环境地球化学理论为指导,以土壤、大气、灌溉水、农作物为主要调查介质,采用土地质量地球化学调查评价的方法技术和手段,详细开展了研究区的土地质量地球化学调查和评价,查明土地质量等级及分布特征,揭示其控制因素和成因,为该区域及类似地区土地资源的开发利用、农业经济区建设规划、区域种植结构调整等提供决策依据。本次研究取得以下主要成果与认识:（1）区内土壤养分状况总体良好,综合评价等级以三等（中等）为主,其面积占比超过一半（53.93%）,次为二等（相对丰富）和四等（相对缺乏）,面积占比分别为25.39%和15.05%;而一、五等分布极少,其面积占比分别为4.25%和1.39%。（2）本区土壤环境质量优良,综合评价等级以一、二等的优质土壤为主,面积占比分别为78.74%和13.36%（合计达92.10%）,仅存在极少量的四、五等污染土壤,面积占比约为5.32%。其中,受污染土壤区主要集中分布在平掌乡-孟弄乡-建兴乡和腰街-鱼塘-黎明一带,前者主要与光山-和平丫口超基性岩体（群）的风化淋滤作用有关,污染元素以Cr、Ni为主;而后者主要与中元古界大红山群含铁铜矿的岩层风化淋滤作用有关,污染元素以Cu为主。（3）区内大气环境和灌溉水环境等级均为一等,农作物安全质量整体较好。其中,农作物安全占比高达88.78%,重金属超标的农作物安全占比为11.22%。（4）本区土地质量综合等级以一、二、三等为主,面积占比分别为19.06%、45.25%和26.46%,并存在少量的四、五等土地,面积占比分别为3.91%和5.32%。其中,四等（差等）、五等（劣等）土地主要集中分布在戛洒-漠沙一带的中元古界大红山群及平掌-建兴一带的超基性岩分布区附近,与土壤环境分布基本一致。（5）针对区内存在的土地质量问题,对土壤硒资源和重金属分布进行综合评价,查明了富硒土壤成因、土壤重金属来源及影响因素。结果显示,区内表层土壤中除Zn元素为中等变异外,其它重金属元素均为超强变异,局部富集趋势超强,尤其是Pb、Hg、Cr、Cu、Ni,其污染来源主要受地质背景、矿业活动和人类生活等因素影响;土壤硒主要来源于成土母质硒的次生富集,灌溉水和大气干湿沉降的影响较小,其中二叠系、石炭纪地层发育区土壤的硒含量显着高于其他地层成土母质发育土壤。对区内土壤的潜在生态风险进行了评价,并提出了开发利用建议,提升了研究成果的实用价值。（6）本研究结果可为滇南哀牢山地区（新平县境内）的土地资源开发利用、农业经济区划、种植结构调整等提供决策依据,同时,也为后续类似调查评价工作提供借鉴。
章绍康[5]（2020）在《三种土壤改良剂强化黑麦草修复铜镉污染红壤研究》文中研究指明植物修复具有成本低、环境友好性等特点目前已被国内外学者广泛研究。江西红壤偏酸性,保水性差同时缺乏磷肥和有机肥,不利于植物生长。为解决上述问题,本研究选取了三种环境友好型改良剂:凹凸棒土（粘土矿物）、鸟粪石（含磷材料）、DOM（有机质）作为修复材料,分别对改良剂进行了制备、提取及表征,分析了改良剂与Cu和Cd的作用机理;选取生物量大、生长周期短的黑麦草为供试植物,采用盆栽实验,研究了不同污染程度土壤条件下三种改良剂对供试植物生长和耐受性影响、对Cu和Cd的吸收影响以及对根际土壤的效应,明确了改良剂增强植物重金属抗性和植物修复效率的机制。此外,采用功能复合概念,将凹凸棒土、鸟粪石、DOM三种功能不同土壤改良剂组合作用下联合黑麦草修复Cu和Cd污染土壤,确定了促进植物生长并提升植物修复效率的最佳组合,以期为改良剂联合植物修复重金属污染土壤提供理论和实验依据。主要的研究结果如下:1.为改善凹凸棒土的吸附性能,将凹凸棒土进行了热改性、酸改性及生物质改性。研究了改性凹凸棒土对土壤吸附解吸Cu和Cd影响及对土壤Cu和Cd动态淋溶效果影响,结果表明:改性凹凸棒土处理下土壤对Cu和Cd的吸附容量分别提升了3.45%～9.93%和19.37%～36.38%;改性凹凸棒土能降低土壤中Cu和Cd迁移性,降低地下水污染风险,其中热改性凹凸棒土钝化效果最佳。通过等温吸附模型和吸附产物FT-IR、XRD表征分析了其对Cu和Cd的吸附机理,结果表明热改性凹凸棒土对Cu和Cd的吸附主要是多分子层不均匀吸附,吸附过程主要发生在材料表面,通过硅羟基与Cu和Cd发生配位作用。2.以氯化镁为添加剂,调节N、P废水中n(Mg2+):n（NH4+）:n(PO43-)比例为1.15:1:1,p H在8.5～9之间,反应时间30min,所得产物经SEM、FT-IR、XRD表征表明以鸟粪石为主。研究了鸟粪石对红壤的作用效应,结果表明鸟粪石能通过提升土壤p H促进土壤胶体对Cu、Cd的吸附,同时提升土壤溶液中磷酸根离子促进其与Cd产生Cd5（PO4）3（OH）沉淀等方式降低Cu、Cd的生物有效性。3.通过对比苔草提取DOM与Cu和Cd反应前后的红外光谱、紫外光谱、三维荧光光谱表明:苔草提取DOM具有大量的羟基、羧基、羰基、甲基等官能团,成分以相对分子质量较大的胡敏酸为主。苔草DOM主要是通过紫外区类富里酸物质和类腐殖酸物质的羧基、羟基等官能团与Cu和Cd产生络合作用,反应过后苔草DOM不饱和共轭双键结构数量、腐殖化水平、芳香环上的取代基数量均显着下降。研究了苔草DOM对土壤吸附Cu和Cd影响,结果表明苔草DOM会降低土壤对Cu和Cd的最大吸附量、吸附平衡速率和吸附亲和力。4.研究了热改性凹凸棒土(5、20、50 g·kg-1)、鸟粪石(10、50、100 g·kg-1)和苔草DOM(250、500、1000 mg·kg-1)对不同污染程度的土壤中黑麦草生长影响,结果表明:（1）热改性凹凸棒土、鸟粪石、DOM对黑麦草均有明显的促生作用,其中热改性凹凸棒土和鸟粪石能降低黑麦草叶片MDA含量,减少膜脂过氧化程度;鸟粪石和DOM可以促进黑麦草叶片产生GSH,清除自由基带来的负面影响。（2）热改性凹凸棒土、鸟粪石、DOM对土壤酶活性均有促进作用。但热改性凹凸棒土对土壤蔗糖酶活性影响不显着;而在低污染和高污染土壤中,高剂量的苔草DOM(1000 mg·kg-1)会抑制土壤脲酶和蔗糖酶活性。（3）热改性凹凸棒土能降低土壤细菌数量提高真菌和放线菌数量;DOM会降低土壤放线菌数量提高土壤细菌和真菌数量;鸟粪石对三种土壤微生物均有促进作用。（4）热改性凹凸棒土和鸟粪石可以通过增加黑麦草生物量达到提升黑麦草对单位质量土壤中Cu和Cd的总提取量,DOM能促进黑麦草生长同时提升黑麦草叶片对Cu和Cd的富集系数提高修复效率。当热改性凹凸棒土添加剂量为20 g·kg-1时,黑麦草的修复效率最佳;鸟粪石仅在高污染土壤中能提升黑麦草对Cu和Cd的总提取量,当添加剂量为50 g·kg-1时修复效率最佳,分别增加了59.8%Cu和44.27%Cd的总提取量;苔草DOM添加剂量为500 mg·kg-1时修复效果最佳,在低、高污染土壤中分别提升了黑麦草叶片中71.7%、22.5%Cu含量和92.1%、46%Cd含量。5.研究了最佳添加剂量下热改性凹凸棒土(20 g·kg-1)、鸟粪石(50 g·kg-1)、苔草DOM(500 mg·kg-1)组合作用对高污染土壤的黑麦草生长影响,结果表明:组合改良剂处理均能发挥功能复合作用,促进黑麦草在Cu、Cd污染土壤中生长,提升土壤微生物和酶活性,改善土壤环境,增加土壤肥力,提高修复效率。其中热改性凹凸棒土+鸟粪石+苔草DOM处理对土壤环境质量改良效果最佳;热改性凹凸棒土+鸟粪石处理中黑麦草的生长状态最佳,相对空白处理提升了260.15%的生物量;鸟粪石+苔草DOM处理中黑麦草对Cu和Cd的修复效率均最高,相对空白处理黑麦草对Cu和Cd的提取量分别提升了55.52%和83.29%。
郭卉[6]（2020）在《猪粪炭用量对南方红黄泥氮磷及重金属安全环境的影响》文中研究说明猪粪炭是指将猪粪在高温厌氧条件下裂解而形成的一种生物质炭,将猪粪转化为猪粪炭是当前规模化养猪场彻底消除粪污污染的重要途径。猪粪炭中有机碳、有效磷、有效钾含量高,富含养分,同时比表面积大、孔隙度高,具有较强的稳定重金属功能,因此加强它在农业上的应用研究对猪粪资源化利用具有重要意义。我国南方红黄泥水稻土生产种植中存在过度依赖化肥现象,土壤综合肥力趋于下降,同时重金属元素累积,严重影响了稻作农业的可持续发展。本文尝试以猪粪炭作为土壤改良剂,探究不同用量猪粪炭对红黄泥水稻土环境质量的影响,为猪粪炭改良红黄泥水稻土提供方法理论依据。本研究按照2.5%、5.0%和7.5%的比例向红黄泥中分别施入猪粪炭,以稻-菜-稻轮作方式盆栽水稻、小白菜,水稻为中稻。分别在各季水稻主要生育期采取土壤孔隙水水样,各季作物收获后采取植物样品及土壤样品,分别检测土壤孔隙水中氮磷及重金属含量,土壤氮磷含量、土壤重金属不同形态含量,植物样品中重金属含量,分析检测土壤微观理化背景,并对相应指标进行评价。研究结果如下:（1）施用猪粪炭后,土壤由施用前的片层状结构为主转为片层状粘粒与炭-粘复合体共存的混合结构;各处理土壤pH值提高了 0.29～0.67,氧化还原电位降低10～66mv;土壤中全氮含量提高28.8%～78.8%,而氮活性熵随施用量而降低;土壤全磷含量提高1.28～4.39 g/kg,土壤磷活性熵随施用量增大而升高;土壤全Cu含量增加1.94倍～5.14倍,全Zn含量增加0.37倍～3.40倍;Pb、Cd、As、Hg总量与对照持平,Pb、Cd弱酸提取态含量降低,As、Hg可还原态含量增加,表现明显钝化现象。（2）施用猪粪炭后,水稻第一季土壤孔隙水平均总氮含量提高-6.5%～63.9%,水稻第二季平均总氮含量提高10.8%～44.6%;水稻第一季土壤孔隙水总磷含量提高2.1倍～9.3倍,水稻第二季平均总磷含量提高8.2倍～14.1倍;水稻第一季生育期内土壤孔隙水中水溶性铜锌铅含量升高,其中铅含量超标,综合污染指数评价以中污染和重污染为主;水稻第二季猪粪炭处理土壤孔隙水各重金属含量均低于对照,以安全和轻污染为主,体现出猪粪炭对土壤重金属的钝化作用。（3）施用猪粪炭后,作物对重金属铜锌的累积量上,小白菜中铜锌累积量随施用比例增加,糙米则比对照略有增加。在2.5%至7.5%猪粪炭处理的红黄泥中,Cu对小白菜、稻谷无过量,而7.5%处理土壤中的锌含量过高使小白菜、稻谷产生毒害反应。铅镉砷汞累积量上,第一季产出的稻谷糙米,T2.5处理糙米Pb超标,其余重金属皆随猪粪炭用量的增加累积量减少;第二季糙米各重金属的累积随猪粪炭施用量增加而减少,累积量都显着低于对照;小白菜Pb的累积猪粪炭处理高于对照,Cd、As、Hg的累积低于对照,各处理重金属的累积量都没有超标。（4）对作物进行重金属污染综合评价,各处理小白菜重金属综合污染指数均低于0.7,均属安全级别,各处理综合污染指数排序如下:CK>T2.5>T5.0>T7.5。第一季糙米综合污染指数主要情况为:T2.5>CK>1>T5.0>0.7>T7.5,主要超标污染物为Pb;第二季稻谷综合污染指数主要情况为:1>CK>T2.5>0.7>T5.0>T7.5,主要超标污染物为Pb和As。（5）对作物食用安全进行评价,表现猪粪炭施用量越高,小白菜及糙米食用安全风险系数越低。综上所述,适量施用猪粪炭（T2.5处理）能够改善红黄泥的环境质量,改变土壤微观形态和化学性质,补充红黄泥水稻土 N、P、Cu、Zn养分,同时对土壤中重金属元素通过土壤孔隙水向周围迁移的状况有较好的抑制效果,而过量施用猪粪炭（T5.0和T7.5处理）使土壤受Cu、Zn污染并增加土壤孔隙水氮磷含量,有造成周围水体富营养化的风险。但增加猪粪炭施用量能逐步降低小白菜、糙米中重金属污染综合评分,减小儿童和成人的食用安全风险值,利于作物品质的提高。
王静[7]（2020）在《巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究》文中认为农业面源污染是引起受纳水体水质恶化的重要原因之一,威胁着人类的生产生活安全。但因其排放时间及频率的不确定性、排放区域的广泛性、发生机理的复杂性以及模拟与控制的困难性等特征,而难以得到有效的治理。如何科学地认识并有效地控制农业面源污染已成为当前亟待解决的重大科学与应用问题。巢湖是我国富营养化程度最为严重的淡水湖泊之一,农业面源污染是引起其水质恶化的重要污染源之一,已严重制约了该区域经济、社会的可持续发展。为了有效控制巢湖流域的农业面源污染,开展农业面源污染源解析技术研究并筛选出适域性的控制技术,是当前最现实和最迫切的任务。本研究以巢湖流域为研究单元,通过综合运用野外区域调研、氮氧同位素示踪技术(δ15N和δ18O)、室内化验分析和模型计算等多种研究方法,分析了巢湖典型支流店埠河水系中各形态氮浓度及硝酸盐氮氧同位素特征值的时空变化特征,引入稳定同位素源解析模型（SIAR）识别并定量评价了各污染源对硝酸盐的贡献率,在此基础上,研究了各污染源在源头-沟渠-河道迁移过程中的变化特征。同时,依托农业面源污染长期定位观测基地,系统研究了巢湖流域典型种植模式下农田（坡耕地及水旱轮作田）的水土及不同形态的氮磷迁移特征,明确了其迁移转化规律,深入探讨了不同农艺措施（植物篱、秸秆还田、等高垄作和优化施肥等）对农田氮磷流失的控制效应,并评价了其对作物产量的影响。本文取得的主要研究结果如下:（1）稳定氮氧同位素(δ15N和δ18O)的定性识别结合同位素源解析模型（SIAR）的定量计算表明,巢湖典型支流店埠河水体硝酸盐主要来源于粪肥污水、化肥以及土壤有机氮的矿化。不同水期河流氮的主要来源具有差异性。丰水期时,上游水体硝酸盐主要来源于化肥的施用（贡献率30%）和粪肥污水的排放（贡献率28%）,而中下游则主要来源于粪肥污水的排放（36%）和土壤有机氮的矿化（27%）;枯水期时,粪肥污水的排放是整个店埠河硝酸盐的主要污染源（上游贡献率38%,中下游则为48%）。综合而言,4类污染源贡献率分别为:大气沉降源7%～18%,土壤源24%～29%,化肥源18%～30%,粪肥污水源28%～48%。（2）巢湖典型支流店埠河水体各形态氮浓度及硝酸盐氮氧同位素特征值具有明显的时空变异性。上游区域水体总氮（TN）、硝态氮（NO3--N）在丰水期的平均浓度（4.87 mg/L和2.73 mg/L）显着高于枯水期（3.09 mg/L和1.17 mg/L）,铵态氮（NH4+-N）平均浓度则是枯水期（1.10 mg/L）较丰水期高（0.52 mg/L）;中下游区域水体TN、NO3--N和NH4+-N在丰水期的平均浓度（6.62 mg/L、3.23 mg/L和1.57 mg/L）显着低于枯水期（10.52 mg/L、4.26 mg/L和3.66 mg/L）。水体无机氮主要以NO3--N形态存在,而污水则以NH4+-N为主。δ15N-NO3-值丰水期（平均值5.02‰）较枯水期（平均值6.38‰）低,而δ18O-NO3-值则是丰水期（平均值9.17‰）高于枯水期（平均值4.50‰）。（3）植物篱（PH）、植物篱+秸秆覆盖（PHS）和等高垄作（CR）3种水土保持措施可以有效地减少巢湖流域坡耕地地表径流量和土壤流失量。在当地常规顺坡耕作条件下（CK）,年地表径流量及土壤侵蚀量分别为76.55 mm/a和767.10kg/（hm2.a）。与CK相比,PH、PHS和CR可分别减少24.5%、36.5%和19.7%的径流流失和31.0%、45.6%和25.4%的土壤流失,表现出显着的水土保持作用,且减沙效果大于减流效果。PH、PHS和CR3种水土保持措施能够有效减少坡耕地TN、PN（颗粒态氮）和NH4+-N的径流损失。CK条件下,径流TN浓度范围是0.73～22.82 mg/L,其中PN和溶解态总氮（DTN）所占TN的比例基本相当,在DTN中,以NO3--N为主,约占DTN的54.0%～63.7%,DON约占DTN的22.6%～31.3%,NH4+-N仅占12.2%～18.7%。PH、PHS和CR3种水土保持措施可以显着地降低径流PN的浓度,但却提高了DTN、NO3--N、DON（可溶态有机氮）的浓度,而对TN、NH4+-N的浓度无显着影响。CK条件下,氮素地表径流流失负荷为9.35 kg/（hm2.a）,占当年作物施氮量的2.83%,其中PN、DTN、NO3--N、NH4+-N和DON的流失负荷分别占TN的50.3%、49.7%、28.6%、8.6%和12.5%。与CK相比,PH、PHS和CR的TN径流损失量分别降低了28.3%、40.7%和21.2%（P<0.05）,PN的降低幅度则分别为58.4%、71.1%和44.5%（P<0.05）,NH4+-N的降低幅度则分别为32.8%、48.6%和28.3%（P<0.05）。3种水土保持措施对氮素输出的控制效应主要通过减少径流量和降低颗粒态氮的浓度来实现的。PH、PHS和CR3种水土保持措施也显着减少了坡耕地TP（总磷）和PP（颗粒态磷）的径流损失。CK条件下,径流TP的浓度范围是0.61～1.22 mg/L,其中PP约占TP的71.5%～81.7%,PP是磷地表径流迁移的主要形态。在DTP（溶解态总磷）中,D-Ortho-P（溶解态正磷酸盐）所占比例较大,为87.4%～90.7%,DOP所占比例较小,仅占9.3%～12.6%。与CK相比,PHS、PH、CR3种农艺措施显着降低了径流PP和TP的浓度（P<0.05）,但与此同时却不同程度的提高了DTP和D-Ortho-P的浓度,而对DOP（溶解态有机磷）的浓度无显着影响（P>0.05）。CK条件下,磷素地表径流流失负荷为706.29 g/（hm2.a）,占当年作物施磷量的0.98%。PP、DTP、D-Ortho-P和DOP的流失负荷分别占TP的75.0%、25.0%、22.3%和2.8%。与CK相比,PH、PHS和CR3种水土保持措施TP的径流流失负荷分别降低了38.4%、53.8%和33.4%（P<0.05）,PP的降低幅度则分别为49.0%、67.6%和41.0%（P<0.05）,同时也不同程度降低了DTP、D-Ortho-P和DOP的径流损失量。与氮相似,3种水土保持措施对磷素输出的控制效应主要通过减少径流量和降低颗粒态磷的浓度来实现的。（4）肥料施用后8-10 d内是控制巢湖流域水旱轮作田水稻季氮磷流失的关键时期。连续两年的秸秆还田条件下稻田田面水氮磷动态变化试验研究表明,稻田施肥后（尿素、过磷酸钙和氯化钾）第2天或第4天田面水的TN、DTN、NH4+-N和TP的浓度达到峰值,然后随着时间的推移而迅速下降,至8～10 d后趋于稳定,其中TN、DTN和TP浓度随时间下降的最优拟合回归方程为:Y=C0×e-kt。翻耕条件下秸秆还田能有效降低这一时期田面水较高的TN、DTN、NH4+-N和TP的浓度,有利于消减整个生育期的氮磷损失,从而能够降低氮磷流失的风险。（5）巢湖流域水旱轮作田氮磷径流损失在水稻季和旱作季呈现出不同的特点。连续7季（3季水稻,2季小麦和2季油菜）的农田氮磷流失监测试验表明,水稻季氮磷径流损失风险远高于旱作季。当地常规耕作条件下（CK）,水稻季径流TN和TP的浓度范围分别为0.73～15.33 mg/L和0.07～0.50 mg/L,旱作季则分别为2.12～4.01 mg/L和0.11～0.30 mg/L,几次高浓度的氮磷损失均发生在水稻季。氮主要以DTN的形式进行迁移,PP却是磷迁移的主要方式。NH4+-N和NO3--N所占DTN比例在水稻季的差异比较大,主要与径流-施肥时间间隔以及水稻的生育期有关,而在旱作季DTN则以NO3--N为主,NH4+-N所占比例则较小。巢湖流域水旱轮作田TN和TP径流损失量分别为3.07～7.29 kg/hm2和238.08～376.48 g/hm2,分别占施氮量的0.9%～2.2%和施磷量的0.36%～0.57%,氮磷的径流损失主要发生在水稻季。由于降雨事件的偶然性以及追肥采用表施的方式,优化施肥对氮素径流损失的影响具有很大的不确定性,径流流失风险难以控制,但在一定程度上可以减少磷的损失。秸秆还田在翻耕和免耕条件下均可有效降低氮素流失负荷,使得氮素流失潜能大大减小。免耕条件下秸秆还田尽管可以减少旱作季磷的流失,但却显着增加了稻季磷的流失风险。因此,从控制水旱轮作田氮磷养分流失的角度来看,在巢湖流域,秸秆还田与翻耕相结合更能有效地降低氮磷养分的损失风险。整体而言,本研究利用稳定氮氧同位素的定性识别结合SIAR模型的定量计算,较为精确地解析了河道氮素的来源。农田氮素面源污染是河流氮素的主要污染源,从源头上采取不同的农艺措施控制污染物的产生是巢湖流域农业面源污染控制的关键和最有效的策略。巢湖流域的坡耕地采取植物篱结合秸秆还田,水旱轮作田采取翻耕结合秸秆还田的农艺措施对农田面源污染物具有显着地控制效应,可在研究区域及类似流域进行推广利用。
陈凯[8]（2020）在《低磷胁迫下山白兰幼苗的生理响应及差异蛋白表达分析》文中研究表明山白兰（Paramichelia baillonii）是我国亚热带地区速生珍优树种,然而我国南方地区森林酸性红壤有效磷匮乏严重,养分贫瘠和地力衰退已严重影响了该区域的山白兰人工林的持续高产经营。目前,国内外对山白兰的研究主要集中在地理分布、生长规律及造林技术、木材特性等方面,而关于其耐磷特性方面的研究还未见报道。鉴于此,本研究以2年生山白兰幼苗为试验材料,对其进行31 mg/L（CK）、10 mg/L、5 mg/L、1 mg/L、0 mg/L磷胁迫处理。研究不同质量浓度磷处理条件下山白兰幼苗的生长状况的变化,了解山白兰对低磷胁迫的生理响应,并筛选出差异变化较明显的处理（5 mg/L）;在此基础上,利用TMT标记结合LC-MS/MS技术对处理浓度为31 mg/L（CK）和5 mg/L时的山白兰幼苗叶片进行差异蛋白组学分析,鉴定与耐低磷胁迫相关的差异蛋白,旨在获得山白兰响应低磷胁迫的叶片差异表达蛋白的数量、种类和功能,为进一步揭示山白兰响应低磷胁迫的分子机制提供研究基础与科学依据。研究结果如下:1.随着磷水平的降低,山白兰幼苗苗高和地径增量、各器官干重及总生物量逐渐降低,当磷浓度低于5 mg/L时,下降趋势较平缓;而根冠比则呈增加趋势,且当磷浓度低于5 mg/L时,各处理间达到显着差异水平。茎干物质分配率呈先升后降,叶干物质分配率的变化不明显,而根干物质分配率则呈不断上升的趋势。2.山白兰幼苗根系平均直径随着磷浓度的降低而不断增加,但缺磷条件下山白兰幼苗的总根长、根系总体积、根尖数及根系活力均显着低于正常供磷处理水平,在处理浓度为1 mg/L和0 mg/L时的总根长和根系总体积略大于5 mg/L时的处理,说明磷饥饿引起山白兰的总根长和根系总体积增大,从而有利于山白兰幼苗根系对磷的吸收,是对低磷的一种适应性变化。3.山白兰幼苗根茎叶中的N、P含量均随着磷浓度的下降而降低的变化趋势,且均与正常供磷处理间达到显着差异水平;缺磷条件下山白兰叶、茎和根中钾含量呈下降趋势,但叶片和根系中钾含量变化趋势不明显;山白兰各器官N/P介于5.09～47.71,N/K值介于0.99～2.08,K/P值介于4.41～29.53,表明在磷胁迫条件下山白兰幼苗的N、P养分受限,而K含量富足。4.山白兰叶片的叶绿素a、叶绿素b及总叶绿素均随着磷浓度的下降而降低,其中叶绿素a及总叶绿素含量在处理浓度低于5 mg/L后,变化比较平缓;叶绿素b在处理浓度为10 mg/L、5 mg/L、1 mg/L、0 mg/L时,相互之间无显着差异性,但与31 mg/L处理存在显着差异。随着磷处理浓度的降低,净光合速率和蒸腾速率逐渐降低,气孔导度呈先升后降的变化趋势。可溶性蛋白、POD酶活性、酸性磷酸酶活性及MDA含量随着磷处理浓度的降低而不断增加;SOD酶活性和可溶性糖含量则表现为先升后降的变化趋势,均在磷处理浓度为5 mg/L时达到最大值,低于5 mg/L后的变化不明显。5.根据山白兰幼苗在低磷胁迫条件下外部形态及各项生理生化指标的综合变化情况,选取低磷水平5 mg/L及其正常供磷水平31 mg/L处理下的山白兰幼苗叶片作为试验材料,进行山白兰在低磷胁迫下的叶片差异蛋白组分析。利用TMT标记结合LC-MS/MS技术研究低磷胁迫条件下山白兰幼苗叶片蛋白表达情况,通过质谱分析共得到25757张二级谱图;经蛋白质理论数据搜库后,得到可利用有效谱图数为14757张,谱图利用率为5.7%。通过谱图解析共鉴定到7093条肽段,其中特异性肽段为5860条。一共鉴定到2721个蛋白,其中2235个可定量。按差异倍数≥1.3的筛选原则,共筛选出差异表达蛋白196个,其中有90个上调表达,106个下调表达。6.对低磷处理与正常供磷处理之间的山白兰叶片的差异蛋白功能分类分析。GO功能分类分析表明:差异蛋白所参与的生物过程主要包括有机物代谢过程、细胞代谢过程、胁迫反应等;在分子功能上主要参与氧化还原酶活性、转移酶活性、水解酶活性等作用;在细胞组成上主要参与细胞内受体、胞内细胞器及膜结合细胞器等的构建。亚细胞定位分析发现,差异蛋白主要定位在叶绿体、细胞质、细胞核和质膜等部位。将鉴定到的所有差异蛋白进一步进行COG功能分类,共有133个蛋白获得注释,主要参与次生代谢物生物合成转运和分解代谢（Q）、翻译后修饰、蛋白质翻转、分子伴侣（O）、氨基酸转运和代谢（E）等过程。7.对山白兰叶片的低磷响应差异蛋白进行GO富集分析,在分子功能中,差异蛋白显着富集在O-甲基转移酶活性、UDP-糖基转移酶活性、氧化还原酶活性等功能作用中;在细胞组成中,差异蛋白显着富集在类囊体腔、胞间连丝、叶绿体淀粉粒功能等作用过程中;在生物进程中,差异蛋白显着富集在生长素输出、核糖核蛋白复合体结合、氧化脂质生物合成过程等进程中。KEGG Pathway显着富集分析发现,差异蛋白在苯丙烷生物合成通路、淀粉和蔗糖代谢通路、α-亚麻酸代谢通路等通路上的蛋白数量较多,并参与了多个蛋白结构域的构建。参与这些通路的差异蛋白共同调控山白兰对低磷胁迫的响应,相关的分子机制及代谢过程还有待于开展深入研究。
潘婷[9]（2020）在《生物质炭与有机肥联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究》文中指出近年来,因土壤重金属污染和化肥滥用造成水稻镉（Cd）严重超标问题成为科研人员研究热点。研究表明有机肥或生物质炭能有效改良土壤状况,然而生物质炭和有机肥联合施用对重金属污染土壤种植水稻的研究较少,因此本研究通过盆栽试验,研究了不同含量生物质炭、有机肥及两者的联合阻控污染土壤中水稻各部位Cd情况,及其对土壤理化性质和水稻产量的影响。通过试验获得以下结果:（1）施用生物质炭各处理组土壤Eh值总体呈下降趋势,生物质炭的施用提高了土壤pH值,但随淹水时间趋近于中性。水稻土壤中氮含量随着生物质炭的增加而逐渐增加,各处理组的碳含量有不同程度的增加,土壤碳氮比随着生物质炭的增加而逐渐降低。土壤有效态Cd在水稻生长阶段均有不同程度降低。（2）Cd在水稻植株内含量均为根>叶>茎>糙米。生物质炭的施用显着降低了水稻糙米Cd的含量（p<0.05）,且随着生物质炭添加量的增加,糙米中Cd积累量逐渐下降。随着生物质炭的添加,各处理组的籽粒质量增加显着,低含量生物质炭对水稻的增产有一定的促进作用。（3）不同施肥方式对土壤性质有重大影响,油饼有机肥对于水稻土壤酸碱度影响较大;高N处理组在水稻完熟期对土壤中有效态Cd降低效果更为显着（p<0.05）。有机肥的施用可显着降低糙米Cd的含量（p<0.05）,有机肥处理组糙米Cd的含量较无机肥处理组低。无论何种施肥方式,均提高了水稻产量（以籽粒计）,且产量随着施肥量的增大而增大,与对照相比,油饼各处理组增产效果最为显着（p<0.05）。（4）生物质炭与不同施肥方式联合处理时,土壤pH变化整体呈现前期下降、后期上升的趋势,Eh均显着下降。各组土壤有效态Cd含量逐渐下降。和对照相比,生物质炭和有机肥配施随淹水时间稍能降低土壤效态Cd含量,但差异并不显着（p>0.05）。（5）生物质炭无论配施有机肥和无机肥,均能显着降低糙米Cd含量（p<0.05）,且低于我国水稻Cd含量的标准限值0.2 mg/kg。低生物质炭和高蚓粪组合及高生物质炭和油饼组合对水稻糙米Cd的积累阻控效果最为显着（p<0.05）。高含量油饼有机肥显着增加了水稻籽粒质量137.9%和148.1%,低含量生物质炭配施高含量无机肥处理组水稻增产最为显着,水稻产量提高161.2%。高生物质炭和植物源有机肥（油饼）组合施用在降低糙米Cd的同时能满足水稻产量,是Cd污染土壤相对较理想的施肥方式。
陈红兵[10]（2020）在《钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究》文中研究说明“镉大米”的连续出现标志水稻土性质的特殊性和污染的严重性,同时也表明镉污染水稻土治理技术的复杂性和难度性,目前的相关治理技术均取得一定成效,如化学原位钝化、有机肥氧化还原、钙离子竞争性抑制等技术,但均存在一个技术缺陷---重金属隔离子仍然存在土壤中,随时将再产生“镉大米”,因此,上述技术只能算是一种应急技术;针对此情况,相关专家提出秸秆修复技术,但如何实施尚未定论,基于此现状,本研究将含蛋白高、可作优质有机肥的植物饼粕与具有钙离子的生石灰组合,在高温下强制解析为全水溶性的、具有高活性钙离子的蛋白多肽--钙多肽,结合前期研究,以期钙多肽具有有机肥特性（蛋白氮）、化学钝化剂的特性（游离巯基、羧基基团）、竞争性抑制特性（有效态钙离子）,并通过水培阻控、种植肥效、土壤钝化、吸收阻控等内容的研究及其细胞学、转录组学、土壤化学机理分析,探索钝化与竞争性抑制联合阻控→高密度水稻种植→安全种子→含镉秸秆去除修复模式,达到安全种植与去除修复同步化,为镉污染水稻土治理形成新的技术参考。具体研究内容如下:1、水培阻控研究,分析了不同浓度镉处理及钙多肽调控镉处理下水稻幼苗生长的生理变化和根系对镉积累的影响。结果表明,随着镉浓度的增加,镉胁迫抑制了水稻幼苗的株高和根生长,不同浓度镉胁迫下施加一定量的钙多肽,可以促进水稻幼苗的生长;隔胁迫的浓度大于2 mg/L时,水稻幼苗中叶绿素总含量显着降低,而施加钙多肽可以提高叶片中叶绿素总含量,对于不同浓度镉胁迫之间,施加钙多肽对提高叶片的叶绿素总含量差异不明显。根系对镉的累积量随镉胁迫浓度变化而变化。同时也随着培养的时间延长而增加。钙多肽可以减少根系对镉的累积量,低浓度镉胁迫（0.5 mg/L）下,钙多肽显着抑制根系对镉的吸收,镉胁迫浓度高于5 mg/L,钙多肽抑制根系对镉吸收的效果不明显。进一步采用免疫荧光技术和FTIR技术分析了镉胁迫及钙多肽调控镉处理水稻幼苗生长的可能机制,结果表明,FTIR分析表明水稻幼苗根细胞壁组分如纤维素、果胶以及多糖的特征吸收峰受到镉胁迫的显着影响,钙多肽能调控镉胁迫下根细胞壁组分的特征吸收峰变化。结合免疫荧光标记技术进一步分析,JIM5识别的去酯化果胶受镉胁迫和钙多肽调控的影响较小,而JIM7识别的酯化果胶参与镉胁迫以及钙多肽对镉胁迫的调控。2、通过高通量的转录组数据分析分析表明,镉胁迫对细胞组分和细胞代谢中酶的催化活性影响较大,且对植物代谢具有一定的抑制作用,可能跟镉抑制水稻幼苗细胞的信号转导有关。不同浓度的镉胁迫对水稻幼苗根系中转录差异基因影响较大,随着镉胁迫的浓度增高,影响水稻根细胞转录差异的强度增加。钙多肽能缓解水稻根细胞中镉胁迫带来的代谢抑制作用,有助于恢复镉胁迫下水稻根细胞能量代谢和生物合成过程。通过对差异基因组的GO富集和KEGG分析,证实了钙多肽通过影响细胞壁合成相关的基因,通过调控细胞壁蛋白糖基化对镉胁迫的调节。此外,还发现了与过氧化物酶相关基因,揭示了钙多肽对镉胁迫的调控与水稻根细胞吸收锰离子的关联。3、种植肥效研究,从氮肥角度上讲,钙多肽的有效成分主要是所含蛋白氮,因此,以尿素酰胺氮为对照,研究钙多肽对水稻的生长效应,以及水稻吸收钙离子、氮磷钾成分变化,探索钙多肽作为肥料的可行性,结果表明,以常规大田施氮量（180 kg/hm2）为标准施肥时,钙多肽组与尿素组的水稻植株高度几乎相似,40天内分别是30.65 cm、30.73 cm,80天的株高分别是39.87 cm、40.67 cm,但两组合的水稻植株含氮量却不同,钙多肽组与尿素组植株40天的含氮量分别是3.75 mg/g、5.66 mg/g,80天的含氮量分别是10.16 mg/g、12.54 mg/g,表明钙多肽所种植水稻植株的含氮量明显低于尿素组,可能是尿素分解转化为铵离子的速度较快所导致;通过测定磷、钾含量表明,钙多肽组与尿素组40天的磷含量分别是0.71 mg/g、0.64 mg/g,80天的磷含量分别是1.24 mg/g、0.86mg/g;40天的钾含量分别是9.24 mg/g、8.58 mg/g,而80天的钾分别是28.96 mg/g、21.33 mg/g,此结果与植株氮含量趋势相反,也表明蛋白氮与尿素酰胺氮具有不同功能与特性;通过测定钙离子吸收结果表明,钙多肽与尿素40天内的钙离子吸收量较为相似,分别为2.48 mg/g、2.26 mg/g,表明植株苗期生长无需吸收大量无机离子;但80天后的钙离子含量就明显不同,分别为8.26 mg/g、7.07 mg/g,表明钙多肽由于具有有效态钙离子促进了水稻植株对钙离子的吸收,同时以水溶性氯化钙作为对照以比较离子状态钙离子对水稻吸收效果,（仅仅为对照,氯离子抑制水稻生长）;综合评价,钙多肽具有与尿素相似肥效,整体生长外观正常,但钙多肽组水稻植株无黄叶、且钙含量明显高于尿素,这为钙多肽竞争性抑制重金属隔离子建立了功能基础。4、土壤重金属钝化研究,基于钙多肽的相关特性,具有对水稻土重金属镉离子的钝化潜力,设计了以标准施肥氮量为基准的用量,测定对水稻土镉离子的钝化效应,结果表明,钙多肽对土壤中有效态镉离子具有较明显的钝化作用,30～90天内均可将Cd为2.0 mg/kg污染水稻土中的有效态降至0.824 mg/kg,降低比例达到58%,而对于镉含量为5.0 mg/kg的镉污染水稻土可达到降低56%,这作为具有肥效的多肽已是比较理想结果,同时与之对应的还原态镉、可氧化态镉均提高到45%～80%,进一步表明钙多肽具有作为钝化剂的基本特性。5、吸收阻控研究与秸秆去除修复探索试验,以常规种植复混肥为对照,以及用无重金属的动物蹄角水解为多肽为有机肥对照（市售养殖废弃物有机肥大多铜、锌超标,影响研究结果）,利用盆栽试验研究钙多肽对水稻吸收镉的系列阻控效应,结果表明,水稻根部对隔离子具有较强富集效应,可将水稻土中的2.0 mg/kg Cd富集达到11.25 mg/kg（苗期）、13.94 mg/kg（分蘖期）、14.90 mg/kg（抽穗期）、11.63mg/kg（成熟期）,富集程度达到5-7倍,这也表明水稻对隔离子的亲和性,与相关报道结果吻合,而对照复混肥水稻的富集镉含量为14.77 mg/kg（苗期）、16.50 mg/kg（分蘖期）、20.47 mg/kg（抽穗期）、16.80 mg/kg（成熟期）,两者比较表明,钙多肽对水稻根部吸收镉仍然具有一定阻控作用,而对于含镉为5.0 mg/kg的污染水稻土则根部镉含量将更高,水解蹄角多肽介于钙多肽与复混肥之间;基于无机离子由根部向上运输的基本原理,测定水稻不同时期茎、叶、种子的镉含量变化,结果表明,钙多肽组水稻茎的镉含量分别为:1.25mg/kg（苗期）、3.94 mg/kg（分蘖期）、4.90 mg/kg（抽穗期）、1.59 mg/kg（成熟期）,而对照复混肥组水稻茎的镉含量分别为:4.77 mg/kg（苗期）、6.56 mg/kg（分蘖期）、10.47 mg/kg（抽穗期）、6.62 mg/kg（成熟期）,两者比较表明,钙多肽仍具有一定的阻控作用,但总体的镉含量均不低,这也是镉大米重复出现的生理富集原理,对于含镉为5.0 mg/kg的污染水稻土则整体进一步提高;对于含2.0 mg/kg Cd的水稻土组叶片镉含量测定表明,钙多肽组水稻成熟期的叶片镉含量为0.52 mg/kg,而复混肥对照组成熟期叶片镉含量为1.22 mg/kg;水稻种子的含镉量是研究的关键,钙多肽组的所制备糙米镉为0.081 mg/kg,复混肥组为0.238 mg/kg,钙多肽组的谷壳镉含量为0.0066 mg/kg,对照复混肥组为0.107 mg/kg;所有参数表明,水稻由根、茎、叶、糙米、谷壳的镉离子逐渐降低,而钙离子谷壳含量最高,结果符合植物生理学理论,也表明钙多肽的钝化效应和竞争性抑制作用。基于上述所有研究结论和秸秆修复理念,设计以0.28 m2的塑料盆为种植容器,实施高密度种植试验,所种植水稻每平方米达到1200株以上（常规为140株）,研究镉吸收状况、水稻生长状况、秸秆总干重量等指标,结果表明,水稻生长良好,对照复混肥组水稻中部略有发黄现象,类似烧苗,结实较少,但钙多肽组的水稻生长完全正常,无发黄现象（与前期其它研究一致）,让人意想不到的结果是复合肥组（0.138 mg/kg）与钙多肽组（0.012 mg/kg）糙米含镉量均合格达标,分析其机理是植株太多、根系稠密、局部有效态隔离子被大量根系围绕而吸收,单株吸收量相对减少近5～8倍,这也是多肽的特殊功能所致,并且每平方所有秸秆可吸收8.238 mg Cd,可实现安全种植与秸秆修复同步化,并且20年内可实现秸秆去除修复（国家标0.3 mg/kg为污染土,只需5年左右可达到去除修复-估计值）,这也许是未来可供参考的重要研究方向。
二、水稻对红壤中N、P的吸收利用（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、水稻对红壤中N、P的吸收利用（论文提纲范文）
（1）稻茬-紫云英联合还田对土壤碳氮特征及水稻生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 施用有机物料对农田养分流失的影响 |
| 1.2 稻草与绿肥还田对土壤养分的影响 |
| 1.2.1 稻草还田对土壤碳氮的影响 |
| 1.2.2 绿肥还田对土壤碳氮的影响 |
| 1.3 稻草与绿肥还田对土壤微生物及酶活性的影响 |
| 1.3.1 稻草与绿肥还田对土壤微生物的影响 |
| 1.3.2 稻草与绿肥还田对土壤酶活性的影响 |
| 1.4 稻草与绿肥还田对水稻生长的影响 |
| 1.4.1 稻草与绿肥还田对水稻养分吸收的影响 |
| 1.4.2 稻草与绿肥还田对水稻产量的影响 |
| 2 研究背景及研究内容 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 材料与方法 |
| 3.1 试验地点与供试材料 |
| 3.2 试验设计 |
| 3.3 样品采集与测试指标 |
| 3.3.1 盆栽表层水的采集与测定 |
| 3.3.2 土样的采集与分析 |
| 3.3.2.1 土壤基础理化性质的测定 |
| 3.3.2.2 土壤可溶性碳氮的测定 |
| 3.3.2.3 土壤微生物量碳(MBC)、氮(MBN)的测定 |
| 3.3.2.4 土壤酶活性的测定 |
| 3.3.3 植株的采集与测定 |
| 3.4 数据统计 |
| 4 稻茬-紫云英联合还田对表层水可溶性碳氮的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 水稻土表层水DOC含量的动态变化 |
| 4.2.2 水稻土表层水DTN含量的动态变化 |
| 4.2.3 水稻土表层水NH_4~+-N含量的动态变化 |
| 4.2.4 水稻土表层水NO_3~--N含量的动态变化 |
| 4.2.5 水稻土表层水DON含量的动态变化 |
| 4.2.6 水稻土表层水DOC/DTN的动态变化 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 稻茬-紫云英联合还田对土壤碳氮组成的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 稻茬-紫云英联合还田对土壤SOC的影响 |
| 5.2.2 稻茬-紫云英联合还田对土壤DOC的影响 |
| 5.2.3 稻茬-紫云英联合还田对土壤TN的影响 |
| 5.2.4 稻茬-紫云英联合还田对土壤DTN的影响 |
| 5.2.5 稻茬-紫云英联合还田对土壤NH_4~+-N的影响 |
| 5.2.6 稻茬-紫云英联合还田对土壤NO_3~--N的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 土壤SOC和TN |
| 5.3.2 土壤可溶性碳氮 |
| 5.4 小结 |
| 6 稻茬-紫云英联合还田对土壤微生物量及酶活性的影响 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 稻茬-紫云英联合还田对土壤MBC的影响 |
| 6.2.2 稻茬-紫云英联合还田对土壤MBN的影响 |
| 6.2.3 稻茬-紫云英联合还田对土壤MBC/MBN的影响 |
| 6.2.4 稻茬-紫云英联合还田对土壤微生物熵的影响 |
| 6.2.5 稻茬-紫云英联合还田对土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 6.2.6 稻茬-紫云英联合还田对土壤脲酶活性的影响 |
| 6.2.7 稻茬-紫云英联合还田对土壤磷酸酶活性的影响 |
| 6.2.8 稻茬-紫云英联合还田对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 6.2.9 土壤活性碳氮、微生物量碳氮与酶活性的相关性 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 土壤微生物活性 |
| 6.3.2 土壤酶活性 |
| 6.3.3 土壤活性碳氮、微生物量碳氮与酶活性 |
| 6.4 小结 |
| 7 稻茬-紫云英联合还田对水稻生长及养分吸收的影响 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 稻茬-紫云英联合还田对水稻分蘖的影响 |
| 7.2.2 稻茬-紫云英联合还田对水稻地上部生物量的影响 |
| 7.2.3 稻茬-紫云英联合还田对水稻产量及构成因素的影响 |
| 7.2.4 稻茬-紫云英联合还田对稻草养分含量及积累量的影响 |
| 7.2.5 稻茬-紫云英联合还田对籽粒养分含量及积累量的影响 |
| 7.2.6 稻茬-紫云英联合还田对成熟期水稻养分总积累量的影响 |
| 7.2.7 水稻生物量、产量与养分积累量的回归分析 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 全文结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 稻田垄作免耕 |
| 1.2.2 土壤肥力演变 |
| 1.2.3 土壤质量评价 |
| 1.2.4 稻田土壤中的氮素循环 |
| 1.2.5 稻田土壤氮肥利用率 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 实验方案和方法 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 垄作免耕下稻田土壤肥力与作物生产力变化关系 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 2.2.2 土壤样品分析测定 |
| 2.2.3 水稻产量分析测定 |
| 2.2.4 土壤肥力综合评价方法及计算 |
| 2.2.5 数据处理 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 长期不同耕作措施下水稻产量与土壤养分的关系 |
| 2.3.2 不同耕作措施下稻田土壤肥力综合评价 |
| 2.3.3 不同耕作措施下水稻产量对土壤肥力综合指数的响应 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 不同耕作下稻田土壤肥力时空演变特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 3.2.2 土样采集及处理 |
| 3.2.3 土壤样品化学分析 |
| 3.2.4 历史数据收集 |
| 3.2.5 数据处理及统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同耕作措施下稻田土壤养分年际变化特征 |
| 3.3.2 不同耕作措施下稻田土壤养分季节变化特征 |
| 3.3.3 不同耕作措施下稻田土壤养分空间变化特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 垄作免耕下稻田氮肥利用率研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 4.2.2 实验设计与样品采集处理 |
| 4.2.3 NH_3采集和测定 |
| 4.2.4 N_2O气体采集和测定 |
| 4.2.5 氮气的测定 |
| 4.2.6 数据计算及统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 氮肥利用率及植物生物量指标分析 |
| 4.3.2 氮素土壤残留和氮素随水损失 |
| 4.3.3 氮素气体损失 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 垄作免耕对水稻土反硝化和和厌氧氨氧化作用的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 5.2.2 土样采集与处理 |
| 5.2.3 土壤化学性质分析 |
| 5.2.4 ~(15)N同位素标记法测定反硝化速率和厌氧氨氧化速率 |
| 5.2.5 土壤DNA和 RNA提取及定量PCR |
| 5.2.6 测序及系统发育分析 |
| 5.2.7 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 耕作措施对土壤化学性质的影响 |
| 5.3.2 耕作措施对反硝化速率和厌氧氨氧化速率以及对N_2产生量的贡献率的影响 |
| 5.3.3 耕作措施对反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物丰度的影响 |
| 5.3.4 耕作对反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物功能基因群落结构的影响 |
| 5.3.5 耕作措施下反硝化微生物和厌氧氨氧化微生物的α多样性分析 |
| 5.3.6 稻田土壤中的微生物群落结构与环境因子间的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 厌氧氨氧化作用对N_2产量的贡献 |
| 5.4.2 耕作措施对反硝化微生物丰度和群落结构的影响 |
| 5.4.3 耕作措施对厌氧氨氧化微生物丰度和群落结构的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 垄作免耕下稻田土壤微生物驱动的氮代谢途径特征 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 采样地描述与地理信息 |
| 6.2.2 土壤样品采集 |
| 6.2.3 土壤性质分析测定 |
| 6.2.4 土壤总DNA提取及宏基因组测序 |
| 6.2.5 数据处理及统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 宏基因组测序基本数据分析 |
| 6.3.2 氮代谢途径基因的检出频率及功能基因丰度 |
| 6.3.3 氮代谢途径的微生物群落结构组成分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 研究中的创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间研究成果及参与课题 |
（3）喀斯特黄壤养分化学计量和微生物群落对生物炭添加的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 喀斯特黄壤及其主要问题 |
| 1.2.2 生物炭及其土壤改良效应 |
| 1.2.3 生物炭对土壤养分、微生物及作物生长的影响 |
| 1.3 研究目标 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 拟解决的关键科学问题 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 研究区与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 生物炭属性 |
| 2.3 试验设计 |
| 2.3.1 室内盆栽控制试验 |
| 2.3.2 野外小区观测试验 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 土壤基本化学性质 |
| 2.4.2 土壤微生物高通量测序 |
| 2.4.3 作物生长及产量分析 |
| 2.5 统计分析 |
| 第3章 生物炭添加对黄壤养分含量的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 生物炭添加量和添加时间对黄壤养分含量的影响 |
| 3.2.2 生物炭添加对不同作物黄壤养分含量的影响 |
| 3.2.3 黄壤养分元素间的相关关系 |
| 3.2.4 生物炭添加量与黄壤养分的函数关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 生物炭添加对黄壤养分化学计量特征的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 生物炭添加量对黄壤养分化学计量特征的影响 |
| 4.2.2 生物炭添加时间对黄壤养分化学计量特征的影响 |
| 4.2.3 不同作物类型下黄壤养分化学计量特征的影响 |
| 4.2.4 生物炭添加对黄壤养分与化学计量特征的关系的影响 |
| 4.2.5 不同生物炭添加量、添加时间和作物对黄壤养分化学计量特征的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 生物炭添加对黄壤微生物群落的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 生物炭添加对微生物群落丰度的影响 |
| 5.2.2 生物炭添加对微生物群落结构的影响 |
| 5.2.3 生物炭添加对微生物群落多样性的影响 |
| 5.2.4 生物炭添加对群落功能微生物的影响 |
| 5.2.5 生物炭添加对微生物群落功能基因的影响 |
| 5.2.6 黄壤微生物群落对生物炭添加量的响应 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 生物炭添加对作物生长及产量的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 不同生物炭和复合肥组合对黄壤养分及其化学计量特征的影响 |
| 6.2.2 不同生物炭和复合肥组合对作物生长的影响 |
| 6.2.3 不同生物炭和复合肥组合对作物生理特性的影响 |
| 6.2.4 不同生物炭和复合肥组合对作物产量性状的影响 |
| 6.2.5 作物生长、生理及产量与黄壤养分及其化学计量特征的相关性 |
| 6.2.6 黄壤养分、作物生长、生理及产量指标的关联分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参与课题 |
（4）滇南哀牢山地区土地质量地球化学评价与利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题依据及研究意义 |
| 1.1.1 选题的依据 |
| 1.1.2 国内外研究现状 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 研究目的及主要研究内容 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 主要研究内容 |
| 1.3 研究方案及技术路线 |
| 1.3.1 研究方案与总体思路 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 主要技术方法 |
| 1.4 研究工作概况 |
| 1.4.1 工作进度 |
| 1.4.2 完成的实物工作量 |
| 1.5 主要成果与认识 |
| 第2章 地理地质概况 |
| 2.1 地理环境条件 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候气象 |
| 2.1.4 水文水系 |
| 2.1.5 土壤植被 |
| 2.1.6 经济社会发展现状 |
| 2.2 地质背景 |
| 2.2.1 地层 |
| 2.2.2 构造 |
| 2.2.3 岩浆活动 |
| 2.2.4 矿产资源 |
| 2.3 土壤类型及其母质特点 |
| 2.4 土地利用现状 |
| 第3章 土壤质量地球化学特征 |
| 3.1 土壤养分地球化学特征 |
| 3.1.1 土壤氮、磷、氧化钾、有机质地球化学特征 |
| 3.1.2 土壤Mn、B、Mo、V、Co元素地球化学特征 |
| 3.1.3 土壤F、Ge、Se有益元素地球化学特征 |
| 3.2 土壤环境地球化学特征 |
| 3.2.1 土壤重金属元素地球化学特征 |
| 3.2.2 土壤酸碱度地球化学特征 |
| 第4章 土壤质量地球化学评价等级划分 |
| 4.1 土壤养分地球化学等级 |
| 4.1.1 土壤N、P、K_2O、有机质地球化学等级 |
| 4.1.2 土壤Mn、B、Mo、V、Co元素地球化学等级 |
| 4.1.3 土壤氟、锗、硒有益元素地球化学等级 |
| 4.1.4 土壤养分地球化学综合等级 |
| 4.2 土壤环境地球化学等级 |
| 4.2.1 土壤重金属元素地球化学等级 |
| 4.2.2 土壤酸碱度地球化学等级 |
| 4.2.3 土壤环境地球化学综合等级 |
| 4.3 土壤质量地球化学等级 |
| 第5章 农作物根系土壤地球化学特征 |
| 5.1 农作物根系土壤总体元素含量地球化学特征 |
| 5.2 不同农作物根系土壤元素含量地球化学特征 |
| 5.2.1 不同农作物根系土中有效养分元素含量特征 |
| 5.2.2 不同农作物根系土壤有效养分元素含量特征 |
| 5.2.3 不同农作物根系土壤F、Ge、Se有益元素含量地球化学特征 |
| 5.3 根系土壤Cd、Se元素含量形态特征 |
| 第6章 土壤重金属污染风险评价及环境保护措施 |
| 6.1 土壤重金属污染风险评价 |
| 6.1.1 土壤重金属污染分布 |
| 6.1.2 土壤重金属来源分析 |
| 6.1.3 潜在生态风险评价 |
| 6.2 土壤环境保护措施 |
| 6.2.1 水土保持 |
| 6.2.2 退耕还草 |
| 6.2.3 调节土壤酸碱度 |
| 6.2.4 采用“低氮高钾”的施肥方式 |
| 6.2.5 水旱轮作 |
| 第7章 富硒土壤评价及特色土地开发利用对策 |
| 7.1 土壤硒资源及富硒土壤综合评价 |
| 7.1.1 富硒土壤分布及开发利用现状 |
| 7.1.2 富硒土壤发育的影响因素 |
| 7.1.3 富硒土壤的成因分析 |
| 7.1.4 农产品有益元素含量特征及富硒情况评估 |
| 7.1.5 土壤硒资源综合评价 |
| 7.2 特色土地开发利用对策 |
| 7.2.1 耕(园)地特色土地资源现状 |
| 7.2.2 特色土地资源开发利用对策 |
| 第8章 结论 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（5）三种土壤改良剂强化黑麦草修复铜镉污染红壤研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状及危害 |
| 1.1.2 土壤铜、镉污染来源及危害 |
| 1.1.3 土壤重金属污染修复技术 |
| 1.2 植物修复技术联合其他修复技术修复重金属污染土壤 |
| 1.2.1 基因工程联合植物修复重金属污染土壤 |
| 1.2.2 农业调控联合植物修复重金属污染土壤 |
| 1.2.3 化学试剂联合植物修复重金属污染土壤 |
| 1.2.4 微生物联合植物修复重金属污染 |
| 1.2.5 动物联合植物修复重金属污染土壤 |
| 1.3 凹凸棒土及改性凹凸棒土在土壤治理中的应用 |
| 1.3.1 凹凸棒土结构与性质 |
| 1.3.2 凹凸棒土的改性 |
| 1.3.3 凹凸棒土在土壤污染治理中的应用 |
| 1.4 人工鸟粪石在土壤治理中的应用 |
| 1.4.1 鸟粪石结晶技术机制及影响因素 |
| 1.4.2 鸟粪石在土壤治理中的应用 |
| 1.5 DOM提取、结构分析及其对土壤重金属的影响 |
| 1.5.1 DOM的提取、分离与富集 |
| 1.5.2 DOM结构和化学成分分析 |
| 1.5.3 DOM对土壤重金属影响 |
| 1.6 立题依据、研究意义 |
| 1.6.1 立题依据 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.7 研究内容和技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第2章 改性凹凸棒土的制备及对土壤中Cu、Cd钝化行为研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 材料 |
| 2.1.2 方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 改性凹凸棒土表征分析 |
| 2.2.2 改性凹凸棒土对土壤Cu和Cd吸附解吸行为影响 |
| 2.2.3 改性凹凸棒土对土壤中Cu和Cd的动态淋溶影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 热改性凹凸棒土对Cu、Cd污染土壤中黑麦草生长影响及作用机制分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 材料 |
| 3.1.2 方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 热改性凹凸棒土对Cu~(2+)和Cd~(2+)吸附机制研究 |
| 3.2.2 热改性凹凸棒土对黑麦草生长影响 |
| 3.2.3 热改性凹凸棒土对黑麦草Cu和Cd的富集系数、转运系数以及总提取量影响 |
| 3.2.4 热改性凹凸棒土对土壤pH及 Cu和 Cd形态影响 |
| 3.2.5 热改性凹凸棒土对土壤酶活性影响 |
| 3.2.6 热改性凹凸棒土对土壤微生物影响 |
| 3.2.7 热改性凹凸棒土与各项指标之间相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 人工合成鸟粪石对Cu、Cd污染土壤中黑麦草生长影响分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 材料 |
| 4.1.2 方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 人工合成鸟粪石表征分析 |
| 4.2.2 人工合成鸟粪石对土壤速效磷影响 |
| 4.2.3 人工合成鸟粪石对土壤pH和土壤中Cu和 Cd形态影响影响 |
| 4.2.4 人工合成鸟粪石对土壤XRD变化影响 |
| 4.2.5 人工合成鸟粪石对黑麦草生长影响 |
| 4.2.6 人工鸟粪石对黑麦草Cu和Cd的富集系数、转运系数以及总提取量影响 |
| 4.2.7 人工鸟粪石对土壤酶活性影响 |
| 4.2.8 人工鸟粪石对土壤微生物影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 DOM的提取、表征及对Cu、Cd污染土壤中黑麦草生长影响和作用机理分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 材料 |
| 5.1.2 方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 DOM表征分析 |
| 5.2.2 DOM与 Cu和 Cd作用机制分析 |
| 5.2.3 DOM对土壤吸附Cu~(2+)和Cd~(2+)影响 |
| 5.2.4 DOM对盆栽实验中土壤pH和 Cu、Cd形态影响 |
| 5.2.5 DOM对盆栽实验中土壤DOC含量及成分影响 |
| 5.2.6 DOM对盆栽实验中黑麦草生长状态影响 |
| 5.2.7 DOM对盆栽实验中黑麦草Cu和 Cd的富集系数、转运系数以及总提取量影响 |
| 5.2.8 DOM对盆栽实验中土壤酶活性影响 |
| 5.2.9 DOM对盆栽实验中土壤微生物影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 热改性凹凸棒土、鸟粪石、DOM联合黑麦草修复Cu、Cd污染土壤机制探讨 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 材料 |
| 6.1.2 方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 土壤速效磷、DOC、pH及 Cu和 Cd形态变化影响 |
| 6.2.2 黑麦草生长状态影响 |
| 6.2.3 黑麦草对Cu和Cd富集系数、转运系数及总提取量影响 |
| 6.2.4 土壤微生物和酶活性变化影响 |
| 6.2.5 土壤DOM三维荧光分析 |
| 6.2.6 土壤DOM紫外光谱分析 |
| 6.2.7 土壤XRD分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（6）猪粪炭用量对南方红黄泥氮磷及重金属安全环境的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 农田生物链的重金属污染 |
| 1.3 当前禽畜粪便的环境困境及处理趋势 |
| 1.4 生物炭研究现状 |
| 1.4.1 生物炭概念及对植物生长和土壤污染特性的影响 |
| 1.4.2 粪源生物炭研究现状 |
| 1.5 生物炭化肥配施研究现状 |
| 1.6 研究目的、意义与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 供试猪粪炭 |
| 2.1.2 供试土壤 |
| 2.1.3 供试植物 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 样品采集及处理 |
| 2.3.2 样品检测分析 |
| 2.4 重金属的评价方法 |
| 2.4.1 土壤、土壤孔隙水及作物重金属污染评价方法与标准 |
| 2.4.2 作物食用安全评价方法与标准 |
| 2.5 数据处理与方法 |
| 3 施用猪粪炭对红黄泥微观理化环境的影响 |
| 3.1 对红黄泥土壤微观形态的影响 |
| 3.1.1 SEM对比 |
| 3.1.2 傅里叶红外光谱对比 |
| 3.1.3 XRD对比 |
| 3.1.4 XRF法土壤元素成分含量分析结果 |
| 3.2 土壤化学性质的影响 |
| 3.3 小结 |
| 4 施用猪粪炭对土壤氮磷及重金属环境的影响 |
| 4.1 土壤氮磷含量 |
| 4.1.1 土壤氮 |
| 4.1.2 土壤磷 |
| 4.2 土壤重金属 |
| 4.2.1 土壤铜 |
| 4.2.2 土壤锌 |
| 4.2.3 土壤铅 |
| 4.2.4 土壤镉 |
| 4.2.5 土壤砷 |
| 4.2.6 土壤汞 |
| 4.3 土壤重金属环境质量评价 |
| 4.4 小结 |
| 5 施用猪粪炭对土壤孔隙水氮磷及重金属环境的影响 |
| 5.1 氮磷元素 |
| 5.1.1 氮元素 |
| 5.1.2 总磷 |
| 5.2 土壤孔隙水重金属元素 |
| 5.2.1 土壤孔隙水铜 |
| 5.2.2 土壤孔隙水锌 |
| 5.2.3 土壤孔隙水铅 |
| 5.2.4 土壤孔隙水镉 |
| 5.2.5 土壤孔隙水砷 |
| 5.2.6 土壤孔隙水汞 |
| 5.3 土壤孔隙水环境评价 |
| 5.3.1 土壤孔隙水富营养化环境评价 |
| 5.3.2 土壤孔隙水重金属环境质量评价 |
| 5.4 小结 |
| 6 红黄泥土壤重金属环境的改变对稻菜重金属安全的影响 |
| 6.1 植物重金属累积量 |
| 6.1.1 小白菜 |
| 6.1.2 稻米 |
| 6.2 稻菜食用安全性评价 |
| 6.2.1 小白菜 |
| 6.2.2 稻米 |
| 6.3 小结 |
| 7 讨论与结论 |
| 7.1 讨论 |
| 7.2 主要结论 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（7）巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 农业面源污染概况 |
| 1.2.2 农业面源污染氮源解析研究 |
| 1.2.3 农业面源污染物迁移转化机理研究进展 |
| 1.2.4 农业面源污染防控技术与策略研究进展 |
| 1.3 巢湖水环境研究现状 |
| 1.3.1 巢湖流域概况 |
| 1.3.2 巢湖水环境现状 |
| 1.3.3 巢湖流域农业面源污染研究进展 |
| 1.4 问题的提出 |
| 2 研究目标、研究内容和技术路线 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 基于稳定氮氧同位素示踪技术的农业面源污染氮源解析 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 样品采集 |
| 3.2.4 样品分析 |
| 3.2.5 同位素源解析模型(SIAR) |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 流域农业面源污染现状调查 |
| 3.3.2 店埠河潜在硝酸盐污染源氮氧同位素特征值 |
| 3.3.3 店埠河水体的水化学特征 |
| 3.3.4 店埠河硝酸盐来源的定性解析 |
| 3.3.5 店埠河水体硝酸盐来源的定量解析 |
| 3.3.6 不同污染源不同形态氮及氮氧同位素特征值沿沟渠的迁移转化特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 店埠河水体氮素的时空特征 |
| 3.4.2 利用SIAR模型定量解析面源氮素各污染源贡献率 |
| 3.5 小结 |
| 4 不同水土保持措施对巢湖流域坡耕地水土及氮磷流失的调控效应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品的采集 |
| 4.2.4 测定项目及测定方法 |
| 4.2.5 数据计算与统计分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同水土保持措施对坡耕地径流的防控效果 |
| 4.3.2 不同水土保持措施对坡耕地土壤流失的防控效果 |
| 4.3.3 不同水土保持措施对径流各形态氮浓度的影响 |
| 4.3.4 不同水土保持措施对径流各形态磷浓度的影响 |
| 4.3.5 不同水土保持措施对氮磷流失的防控效果 |
| 4.3.6 不同水土保持措施下的作物产量分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 巢湖流域坡耕地氮磷径流流失现状 |
| 4.4.2 不同水土保持措施对坡耕地水土流失的控制作用 |
| 4.4.3 不同水土保持措施对坡耕地氮磷径流损失的调控作用 |
| 4.5 小结 |
| 5 保护性耕作和优化施肥对巢湖流域水旱轮作田氮磷流失的调控效应 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 样品采集 |
| 5.2.5 测定项目及测定方法 |
| 5.2.6 数据计算与统计分析方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 监测期间的降雨产流情况 |
| 5.3.2 秸秆还田条件下稻田田面水氮磷动态变化特征 |
| 5.3.3 保护性耕作与优化施肥条件下径流氮素浓度及形态分析 |
| 5.3.4 保护性耕作与优化施肥条件下径流磷素浓度及形态分析 |
| 5.3.5 保护性耕作与优化施肥条件下氮素径流损失负荷 |
| 5.3.6 保护性耕作与优化施肥条件下磷径流损失负荷 |
| 5.3.7 保护性耕作与优化施肥对作物产量的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 稻田田面水氮、磷动态变化规律与控制关键期 |
| 5.4.2 保护性耕作对水旱轮作田氮磷流失的影响 |
| 5.4.3 优化施肥对水旱轮作田氮磷径流流失的影响 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 基于稳定氮氧同位素示踪技术的农业面源污染氮源解析研究 |
| 6.1.2 不同水土保持措施对坡耕地水土及养分流失的调控效应 |
| 6.1.3 保护性耕作和优化施肥对巢湖流域水旱轮作田养分流失的调控效应 |
| 6.2 特色与创新 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科学研究情况 |
| 致谢 |
（8）低磷胁迫下山白兰幼苗的生理响应及差异蛋白表达分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤磷资源状况 |
| 1.2 植物耐低磷机制研究进展 |
| 1.2.1 低磷胁迫对植物生长的影响 |
| 1.2.2 低磷胁迫对植物生理的影响 |
| 1.2.3 低磷胁迫对植物光合作用的影响 |
| 1.2.4 低磷胁迫对植物养分吸收的影响 |
| 1.3 蛋白质组学研究进展 |
| 1.3.1 蛋白质组学研究技术 |
| 1.3.2 蛋白质组学在植物低磷胁迫中的应用 |
| 1.4 研究的目的与意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 低磷胁迫下山白兰幼苗生长及叶片生理生化指标的变化 |
| 2.1 研究地概况 |
| 2.2 试验设计与材料 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.3 指标测定 |
| 2.3.1 生长指标的测定 |
| 2.3.2 根系形态的测定 |
| 2.3.3 生物量测定 |
| 2.3.4 养分指标的测定 |
| 2.3.5 光合指标的测定 |
| 2.3.6 生理指标的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 2.5 结果与分析 |
| 2.5.1 低磷胁迫下山白兰幼苗生长指标的变化 |
| 2.5.2 低磷胁迫下山白兰幼苗根系形态的变化 |
| 2.5.3 低磷胁迫下山白兰幼苗N、P、K营养元素的变化 |
| 2.5.4 低磷胁迫下山白兰幼苗叶片光合指标的变化 |
| 2.5.5 低磷胁迫下山白兰幼苗叶片抗逆生理的变化 |
| 2.6 低磷胁迫处理下山白兰幼苗各指标的综合分析 |
| 2.6.1 低磷胁迫下山白兰幼苗各指标的主成分分析 |
| 2.6.2 低磷胁迫下山白兰幼苗各指标的模糊隶属函分析 |
| 2.7 小结与讨论 |
| 2.7.1 低磷胁迫对山白兰幼苗生长形态的影响 |
| 2.7.2 低磷胁迫对山白兰幼苗N、P、K营养特性的影响 |
| 2.7.3 低磷胁迫对山白兰幼苗光合特性的影响 |
| 2.7.4 低磷胁迫对山白兰幼苗抗逆生理的影响 |
| 2.7.5 低磷胁迫对山白兰幼苗各指标的综合分析 |
| 第三章 低磷胁迫下山白兰幼苗叶片差异蛋白表达 |
| 3.1 试验设计与材料 |
| 3.1.1 试验设计 |
| 3.1.2 试验样品 |
| 3.1.3 主要试剂 |
| 3.2 蛋白质样品准备 |
| 3.2.1 蛋白质提取 |
| 3.2.2 蛋白浓度测定 |
| 3.2.3 SDS-PAGE电泳检测 |
| 3.3 蛋白质鉴定与生物信息学分析 |
| 3.3.1 蛋白质酶解 |
| 3.3.2 TMT标记 |
| 3.3.3 HPLC分级 |
| 3.3.4 LC-MS/MS分析 |
| 3.3.5 数据库搜索 |
| 3.4 结果分析 |
| 3.4.1 蛋白质检测 |
| 3.4.2 蛋白质谱鉴定 |
| 3.4.3 差异蛋白鉴定结果 |
| 3.4.4 差异表达的蛋白功能分类 |
| 3.4.5 差异表达蛋白功能富集分析 |
| 3.4.6 聚类分析 |
| 3.5 小结与讨论 |
| 3.5.1 低磷胁迫对山白兰生物合成相关蛋白的影响 |
| 3.5.2 低磷胁迫对山白兰有机物代谢相关蛋白的影响 |
| 3.5.3 低磷胁迫对山白兰胁迫应答相关蛋白的影响 |
| 3.5.4 低磷胁迫对山白兰氮化合物代谢相关蛋白的影响 |
| 3.5.5 低磷胁迫对山白兰光合作用相关蛋白的影响 |
| 3.5.6 低磷胁迫对山白兰氧化还原相关蛋白的影响 |
| 3.5.7 低磷胁迫对山白兰幼苗生长、生理与差异蛋白之间的关系 |
| 第四章 结论与展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
（9）生物质炭与有机肥联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 农田土壤污染现状 |
| 1.1.2 土壤Cd污染的主要来源 |
| 1.1.3 Cd污染主要危害 |
| 1.1.4 土壤Cd污染的主要防控措施 |
| 1.2 生物质炭及其修复土壤的的研究进展 |
| 1.2.1 生物质炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.2 施加生物质炭对作物生长的影响 |
| 1.2.3 生物质炭对土壤Cd污染的修复作用 |
| 1.3 有机肥在农业生产中的应用研究 |
| 1.3.1 我国化肥使用现状 |
| 1.3.2 有机肥对土壤污染的影响 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第2章 生物质炭对污染土壤水稻Cd的阻控研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 盆栽试验设计 |
| 2.1.3 样品采集与分析 |
| 2.1.4 数据与分析 |
| 2.2 实验结果分析 |
| 2.2.1 不同含量生物质炭对水稻土壤基本性质的影响 |
| 2.2.2 不同含量生物质炭对水稻土壤碳氮比的影响 |
| 2.2.3 不同含量生物质炭对水稻土壤有效态Cd的影响 |
| 2.2.4 不同含量生物质炭对水稻Cd积累的影响 |
| 2.2.5 不同含量生物质炭对水稻地上部分生物量及其产量的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 有机肥施用对污染土壤水稻生长及Cd积累的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 样品采集与分析 |
| 3.1.4 数据处理与分析 |
| 3.2 实验结果分析 |
| 3.2.1 水稻生长施肥方式对土壤pH、Eh的影响 |
| 3.2.2 不同含量有机肥对水稻土壤碳氮比的影响 |
| 3.2.3 不同施肥方式对水稻土壤有效态Cd的影响 |
| 3.2.4 不同施肥方式对水稻各部位Cd积累的影响 |
| 3.2.5 不同施肥方式对水稻地上部分生物量及其产量的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 生物质炭与有机肥联合作用对水稻积累Cd的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 盆栽试验设计 |
| 4.1.3 样品采集与分析 |
| 4.1.4 数据处理与分析 |
| 4.2 实验结果分析 |
| 4.2.1 生物质炭联合不同施肥方式对水稻土壤pH的影响 |
| 4.2.2 生物质炭联合不同施肥方式对水稻土壤Eh的影响 |
| 4.2.3 生物质炭联合不同施肥方式对水稻土壤有效态Cd的影响 |
| 4.2.4 生物质炭联合不同施肥方式对对水稻Cd积累的影响 |
| 4.2.5 生物质炭联合不同施肥方式对水稻地上部分生物量及其产量的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 我国农田镉污染现状及危害 |
| 1.2.1 我国农田镉污染现状 |
| 1.2.2 农田镉污染的主要来源 |
| 1.2.3 农田镉污染的危害 |
| 1.3 水稻吸收积累镉的机理及影响因素 |
| 1.3.1 土壤中镉的形态分布及其生物有效性 |
| 1.3.2 水稻吸收积累镉的机理 |
| 1.4 镉污染土壤修复技术进展 |
| 1.4.1 镉污染土壤修复技术概述 |
| 1.4.2 植物吸收镉阻控技术 |
| 1.4.3 钙对植物的生理功能 |
| 1.4.4 钙多肽对重金属镉污染的调控 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 1.6 本研究的技术路线 |
| 1.7 研究内容及创新点 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 创新点 |
| 第2章 钙多肽对调控镉胁迫水稻幼苗生长及对镉吸收的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 供试材料 |
| 2.2.2 营养液配制 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 培养条件 |
| 2.2.5 测量方法 |
| 2.2.6 图像处理与数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻幼苗生长的影响 |
| 2.3.2 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻叶片中叶绿素含量的影响 |
| 2.3.3 钙多肽对不同浓度镉处理下水稻根中Cd含量的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钙多肽可减少水稻幼苗根系对镉的吸收 |
| 2.4.2 钙多肽可提高镉胁迫下水稻幼苗叶片中叶绿素总含量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 钙多肽调控水稻幼苗根系细胞壁成分变化的研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 水稻的培养与处理 |
| 3.2.3 水稻根系细胞壁的提取及FTIR表征分析 |
| 3.2.4 水稻幼苗根的石蜡切片 |
| 3.2.5 抗体免疫标记 |
| 3.2.6 显微镜观察 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 镉胁迫下水稻幼苗根中细胞壁FTIR谱图分析 |
| 3.3.2 钙多肽调控水稻幼苗镉胁迫下根中细胞壁FTIR谱图分析 |
| 3.3.3 钙多肽调控水稻幼苗镉胁迫下根中细胞壁FTIR谱图的半定量分析 |
| 3.3.4 镉胁迫及钙多肽调控对水稻根细胞中果胶变化的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 镉胁迫及钙多肽调控镉胁迫水稻幼苗根系的转录组分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 水稻的培养与处理 |
| 4.2.3 RNA提取及RNA测序文库的建立 |
| 4.2.4 生物信息学分析 |
| 4.2.5 转录组测序原始数据和质控数据统计 |
| 4.2.6 测序序列质量评估 |
| 4.2.7 差异表达基因的筛选 |
| 4.2.8 差异基因GO富集分析 |
| 4.2.9 差异基因的KEGG富集分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 测序原始数据和质控统计 |
| 4.3.2 测序序列质量评估 |
| 4.3.3 基因表达分析 |
| 4.3.4 差异表达基因的筛选与分析 |
| 4.3.5 差异基因的GO注释分析 |
| 4.3.6 差异基因的KEGG注释分析 |
| 4.3.7 细胞壁合成相关基因分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 钙多肽对水稻生长及Ca~(2+)、Mg~(2+)的吸收影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 测量项目与方法 |
| 5.2.4 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同施氮量对水稻生长的影响 |
| 5.3.2 不同施氮量对水稻植株N、P、K含量的影响 |
| 5.3.3 不同施氮量对水稻植株Ca、Mg含量的影响 |
| 5.3.4 相同施氮量、不同施钙量对水稻生长的影响 |
| 5.3.5 相同施氮量、不同施钙量对水稻吸收Ca~(2+)、Mg~(2+)的影响 |
| 5.4 结论与讨论 |
| 5.4.1 施氮量与水稻对营养物质吸收与积累 |
| 5.4.2 钙多肽组合施肥对水稻的生长促进作用 |
| 5.4.3 施钙肥促进水稻的生长和对Ca的吸收 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 钙多肽对Cd~(2+)污染土壤的钝化效应研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验方法 |
| 6.2.3 测量项目与方法 |
| 6.2.4 实验数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 钙多肽对镉污染土壤中p H的影响 |
| 6.3.2 钙多肽对土壤中有效镉的影响 |
| 6.3.3 钙多肽对土壤中弱酸(可提取)态镉的影响 |
| 6.3.4 钙多肽对土壤中可还原态镉的影响 |
| 6.3.5 钙多肽对土壤中可氧化态镉的影响 |
| 6.3.6 钙多肽对土壤中残渣态镉的影响 |
| 6.4 结论与讨论 |
| 6.4.1 土壤p H对镉形态的影响 |
| 6.4.2 有效态镉与其它形态镉之间的转换关系 |
| 6.4.3 钙多肽对Cd~(2+)污染土壤的钝化效应及潜力 |
| 6.5 本章小结 |
| 第7章 钙多肽对水稻吸收Cd~(2+)的阻控效应及其秸秆去除修复探索研究 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 试验方法 |
| 7.2.3 测量项目与方法 |
| 7.2.4 数据处理与分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 不同施肥处理对水稻生长的影响 |
| 7.3.2 不同施肥处理对水稻产量的影响 |
| 7.3.3 不同施肥处理对水稻植株Cd含量的动态变化 |
| 7.3.4 不同施肥处理对糙米和稻壳中Cd、Ca含量的影响 |
| 7.3.5 不同施肥处理对水稻酶活的影响 |
| 7.3.6 超密度种植与秸秆去除修复探索 |
| 7.4 结果与讨论 |
| 7.4.1 钙多肽对水稻产量和品质的影响 |
| 7.4.2 钙多肽对水稻镉毒害的调节机制 |
| 7.4.3 钙多肽对水稻吸收Cd~(2+)的阻控效应 |
| 7.4.4 钙多肽对水稻吸收和转运Cd~(2+)的阻控机理 |
| 7.5 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录:博士就读期间科研成果 |
| 致谢 |
四、水稻对红壤中N、P的吸收利用（论文参考文献）
- [1]稻茬-紫云英联合还田对土壤碳氮特征及水稻生长的影响[D]. 杨爽. 华中农业大学, 2021
- [2]稻田垄作免耕提高土壤氮素肥力的作用机制研究[D]. 秦川. 西南大学, 2021(01)
- [3]喀斯特黄壤养分化学计量和微生物群落对生物炭添加的响应[D]. 罗松平. 西南大学, 2021
- [4]滇南哀牢山地区土地质量地球化学评价与利用研究[D]. 黄钊. 昆明理工大学, 2021(01)
- [5]三种土壤改良剂强化黑麦草修复铜镉污染红壤研究[D]. 章绍康. 南昌大学, 2020(02)
- [6]猪粪炭用量对南方红黄泥氮磷及重金属安全环境的影响[D]. 郭卉. 中南林业科技大学, 2020(01)
- [7]巢湖流域农业面源污染氮源解析及农艺控制技术研究[D]. 王静. 华中农业大学, 2020
- [8]低磷胁迫下山白兰幼苗的生理响应及差异蛋白表达分析[D]. 陈凯. 广西大学, 2020(07)
- [9]生物质炭与有机肥联合作用对水稻积累重金属镉的阻控研究[D]. 潘婷. 扬州大学, 2020(01)
- [10]钙多肽对水稻（Oryza sativa L.）吸收Cd2+的阻控效应及机理研究[D]. 陈红兵. 湖北大学, 2020(01)