一、土壤氮素转化的环境和生态效应（论文文献综述）
刘攀[1]（2021）在《尿素配施脲酶/硝化抑制剂对三江源区退化高寒草甸氮转化的影响及作用机理研究》文中研究说明施肥是治理与恢复退化高寒草甸的重要措施之一,是恢复与提升退化高寒草地生态功能的重要举措。但是不合理的氮肥添加措施会导致氮利用率低且对生态环境造成严重破坏。因此,本论文以三江源区玛沁县的中轻度退化高寒草甸为研究对象。研究脲酶配施脲酶抑制剂（N-丁基硫代磷酰三胺N-（n-butyl）thiophosphoric triamide,NBPT）和硝化抑制剂（双氰胺,dicyandiamide,DCD）对于中轻度退化高寒草甸氮转化的影响。目的在于研究以下3方面:（1）基于植物营养学和稳定同位素技术,研究尿素配施NBPT/DCD在中轻度退化高寒草甸生态系统中四大功能类群（禾本科、莎草科、豆科、杂类草）对氮肥的利用效率、地上/地下净初级生产力和牧草营养成分的影响,筛选出最优的尿素+抑制剂组合处理,为实现资源的优化利用和保障畜牧业可持续发展提供技术支撑。（2）通过尿素配施NBPT和DCD研究尿素-N在施入中轻度退化高寒草地生态系统后NH3、N2O、CO2、CH4排放速率和累计排放量特征,获取土壤库中基本理化性质数据,揭示气体排放量的机理,为青藏高原草地生态系统可持续利用提供科学依据。（3）土壤微生物作为生态系统中枢环节,通过高通量测序16s和ITs技术,测定中轻度退化高寒草甸生态系统中真菌和细菌多样性和群落结构,探讨尿素配施NBPT/DCD对草地生态系统中关键微生物的影响,为脲酶/硝化抑制剂在中轻度退化高寒草甸的作用机理提供理论基础。主要结果如下:1)植物物种多样性:尿素添加NBPT和/或DCD没有显着影响中轻度退化高寒草甸物种多样性但显着提高优势物种的重要值和植被覆盖度。表明抑制剂的添加会降低尿素对中轻度退化高寒草甸植物多样性的影响。植被生产力:单施尿素处理下中度退化高寒草甸地上生物量为277.01 g·m-1·y-1,U+NBPT处理显着提高了近36.14%,且集中提高在禾本科和杂类草。尿素添加抑制剂未显着改变轻度退化高寒草甸的生物量。表明NBPT对于恢复与治理中度退化高寒草甸效果显着。2)氮肥利用率:在轻度退化高寒草甸中,单施尿素处理下植物和根系的15N回收率仅为33.44%,而U+NBPT和U+NBPT+DCD处理分别提高植物+根系15N回收率的30.44%和19.44%。通过皮尔森相关性分析表明,土壤中NH4+-N、C/N比、TN和TP是影响氮素利用率的主要因子。而在中度退化高寒草甸中,单施尿素处理下植物和根系的15N回收率仅为29.94%,近70%的氮素未被吸收利用。U+NBPT处理显着提高了44.20%。而U+DCD处理显着降低了36.06%。通过皮尔森相关性分析表明,土壤NH4+-N和NO3--N含量是影响中度退化高寒草甸的主要因子。证明NBPT抑制剂的添加可以提高尿素氮在土壤中的作用,增加N在轻度退化高寒草甸生态系统中的内部循环,而DCD对中轻度退化高寒草甸氮素利用率没有影响,并且在中度退化高寒草甸中效果更佳。3)气态氮损失:U+NBPT或者U+NBPT+DCD对于延迟中轻度退化高寒草甸NH3挥发出现的时间和峰值效果显着。在轻度退化高寒草甸下,单施尿素NH3挥发累计损失量为16.36 kg N·hm-2;N2O累计损失量为34.12 kg·hm-2;两者累计损失高达50.48 kg·hm-2,占施氮量的33.65%。其中N2O损失是尿素氮的主要损失途径。U+NBPT和U+NBPT+DCD处理显着降低了NH3挥发累计损失量的52.08%和48.66%。且两组处理显着降低了N2O累计损失量的26.55%和70.63%。U+DCD处理并未减少NH3挥发损失,但显着降低了N2O累计损失量的38.10%。而在中度退化高寒草甸生态系统中,U处理NH3挥发累计损失量高达18.77 kg N·hm-2,N2O累计损失量为26.40 kg·hm-2,两者累积量高达45.17 kg·hm-2,占施氮量30.11%。尿素中添加NBPT抑制了NH3挥发,尿素中添加DCD抑制了N2O排放。尿素中添加NBPT和DCD对两者均显着下降了60.20%和56.44%。通过冗余分析表明,抑制剂的添加与土壤NH4+-N和NO3--N含量成显着的正相关关系,证明抑制剂抑制了相关微生物的活性,降低了尿素的气态氮损失,增加了土壤中无机态氮的累计。NBPT+DCD对于抑制中轻度退化高寒草甸尿素氮的损失均有显着的效果。4)温室气体排放:在轻度退化高寒草甸生态系统中,不同处理下均未对CO2排放速率和累计排放量产生影响。施用尿素后将轻度退化高寒草甸的弱CH4汇转变为CH4排放源,为1.10 kg·hm-2。而尿素中添加DCD后CH4排放呈弱CH4汇并显着降低,为-0.44 kg·hm-2。而在中度退化高寒草甸生态系统中,U和U+DCD相较于不施肥对照显着下降CO2累计排放量,分别下降了21.29%和17.20%。U+DCD和U+NBPT+DCD处理CH4排放累积量无显着性差异,均表现为弱CH4汇,而U+NBPT处理却显着增加CH4排放量,呈现正增长。通过RDA分析,抑制剂添加与土壤中碳氮含量呈显着的正相关关系,NBPT的添加增加使得土壤以无机氮的形式存在于土壤中,虽抑制剂了脲酶相关微生物,但增加了其它微生物的相对丰度,如酸杆菌门、子囊菌门,导致土壤CO2和CH4排放呈显着的正增长。而DCD对于降低中轻度退化高寒草甸CO2和CH4排放效果最为显着,尤其在中度退化高寒草甸生态系统中。5)轻度退化高寒草甸土壤真细菌群落特征:细菌群落特征:尿素+不同抑制剂处理对土壤细菌优势门类无显着性影响,NH3常见门类的相对丰度发生改变。U+NBPT处理使酸杆菌门优势属RB41相对丰度增加1.28%,U+DCD处理会对硝化螺旋菌门的硝化螺旋菌属的细菌产生了抑制作用。真菌群落特征:尿素+不同抑制剂处理土壤真菌优势门子囊菌门的相对丰度增加,担子菌门、接合菌门的相对丰度降低。U+DCD处理下,子囊菌门的Archaeorhizomyces的相对丰度显着增加26.66%（p<0.05）,而U、U+NBPT对担子菌门Hygrocyb产生抑制作用。6)中度退化高寒草甸土壤真细菌群落特征:细菌群落特征:土壤细菌的优势属、稀有属的相对丰度发生改变,U处理下变形菌门Rhodoplanes相对丰度增加0.34%,U+NBPT、U+DCD+NBPT对放线菌门Solirubrobacteralesf＿67-14细菌产生抑制作用。真菌群落特征:U+NBPT+DCD处理下子囊菌门的相对丰度31.79%,表现为最低,CK处理下担子菌门的相对丰为4.86%,显着低于其他处理（p<0.05）。尿素+脲酶/硝化抑制剂可以促进Clitopilus的生长。7)通过结构方程模型得出,尿素+抑制剂通过直接影响土壤铵态氮的含量来直接影响轻、中度退化高寒草甸地上生物量,而与硝态氮含量没有显着的影响。8)通过RDA和SEM分析结果表明,尿素+抑制剂通过影响土壤NH4+-N和NO3--N含量最终影响NH3挥发;另一条通路为尿素+抑制剂通过影响土壤真菌优势均属的相对丰度和地上生物量,最终影响NH3挥发。尿素+抑制剂通过影响土壤优势细菌相对丰度、NH4+-N和NO3--N含量,最终影响N2O排放。
张平良,郭天文,刘晓伟,俞盛山,曾骏,谭雪莲[2]（2021）在《半干旱区全膜覆土穴播对小麦土壤氮素矿化、无机氮及产量的影响》文中指出研究全膜覆土穴播对半干旱区小麦土壤氮素矿化及无机氮的影响,为优化田间氮肥管理措施提供理论依据。于2014～2017年在甘肃省中部半干旱区设置定位试验,设全膜覆土穴播（MS）、传统地膜覆盖穴播（M）、露地穴播（CK） 3个处理,研究各处理对春小麦生育期土壤氮素矿化、无机氮及产量的影响。结果表明,MS较M处理增加了耕层0～20 cm 土壤水分含量,提高了 0～15 cm 土壤氮素矿化速率,显着增加了土壤NO3--N和矿质氮净矿化量,较传统地膜覆盖（M）分别显着提高29.02%和27.81%。MS处理增加了 0～20 cm 土层土壤无机氮含量,且以NO3--N为主,降低了40～200 cm深层土壤NO3--N和无机氮含量,NH4+-N含量变化不明显。从小麦生长阶段看,小麦生长早期T2～T4 （14-62 d）阶段矿质氮表现为净固持,小麦生长中后期T5～T7 （63～116 d）阶段表现为净矿化,小麦全生育期表现为净矿化,MS、M、CK处理矿质氮净矿化量分别为23.9、18.7、8.5 mg/kg;在小麦生长中期T5 （63～75 d）阶段MS处理土壤氮素净矿化速率[1.61 mg/（kg·d）]达到最大,较M [1.39 mg/（kg·d）]和CK [0.27 mg/（kg·d）]分别显着提高15.83%和496.30%。从小麦产量及水分利用效率看,MS较M分别显着增加8.81%～59.45%和5.91%～22.15%。因此,在本试验条件下,全膜覆土穴播改善了土壤的水热条件,提高了土壤氮素的矿化速率,增加了土壤氮素的有效性,提高了土壤氮素供应能力,显着提高了产量和水分利用效率。
于贺,谢洪宝,陈一民,王耀,隋跃宇,焦晓光[3]（2021）在《冻融作用对土壤氮转化影响的研究进展》文中研究指明氮素是限制植物生长的重要营养元素之一,其在土壤中转化程度受多种因素影响,作为中、高纬度或高海拔地区土壤氮转化的重要驱动力,冻融作用对于土壤氮转化过程也存在极大影响。本文基于国内外已有研究成果,概述了土壤冻融循环次数、结冻持续时间以及结冻强度对于土壤氮转化过程的影响。总结出冻融格局的改变对土壤氮转化关系的一般规律:随着冻融格局的改变,均有利于土壤氮的矿化;冻融强度的增加可显着提高土壤硝态氮的含量;冻融格局的改变也会提高N2O的排放。
蔡银美,张成富,赵庆霞,李昕颖,何腾兵[4]（2021）在《模拟根系分泌物输入对森林土壤氮转化的影响研究综述》文中认为在全球气候变化加速植物生长和生物量积累的背景下,氮素是森林生态系统初级生产力的主要限制因子之一。根系分泌物所介导的根际微生物过程在驱动森林生态系统土壤养分循环和增加氮素有效性方面具有重要意义。基于此,本研究综述了模拟根系分泌物输入对森林土壤氮素矿化、硝化与反硝化过程的影响及其机制。发现根系分泌物中的有机酸、糖类和氨基酸等物质均能促进有机质的分解和氮素矿化,在一定程度上能缓解植物对氮的需求。不同碳含量和碳氮比的根系分泌物输入驱动根际微生物行使不同养分利用策略,通过生物和非生物作用,根系分泌物矿化有机质中的氮素供给植物吸收利用;根系分泌物中的生物硝化抑制剂能抑制土壤硝化作用,减少氮素的淋溶;根系分泌物还通过控制根际与氮转化相关的反硝化细菌群落来促进土壤反硝化作用。综上,植物通过增加根系分泌物的输入能提高地下碳分配,影响根际土壤氮素转化,在维持森林土壤氮素循环和缓解养分限制等方面具有重要作用。表2参70
郭超,王霖娇[5]（2021）在《氮沉降对森林生态系统土壤微生物、酶活性以及细根生产与周转的影响研究进展》文中提出全球氮沉降普遍呈现逐年增加的趋势,并显着影响森林生态系统的碳氮循环过程。土壤微生物、土壤酶及细根作为森林地下生态系统的重要组成,在森林生态系统的物质循环与能量流动中具有极其重要的地位和功能,其对氮沉降的响应已成为全球气候变化领域的研究热点。本文综述了氮沉降对不同森林生态系统土壤微生物、酶活性以及细根生产与周转的影响。结果表明,氮沉降导致了土壤酸化,保持了土壤养分以及改变了地下碳氮的分配格局。氮沉降对土壤微生物结构的影响主要体现在土壤细菌与真菌比值的升高或者不变以及土壤微生物相对丰度的变化,对土壤微生物功能的影响主要体现在促进或抑制了土壤微生物呼吸、改变了固氮类群以及降低了土壤底物氮利用率,其影响因素主要与土壤pH、土壤可利用养分以及施氮时间等因素高度相关。氮沉降可以促进或抑制森林生态系统土壤酶活性,其影响因素主要与土层深度、土壤p H以及森林生态系统内的碳氮磷等限制元素显着相关。在氮沉降增加背景下,细根生物量普遍逐渐减少,细根周转表现为加快和变慢两种变化,细根分解呈现出由快到慢的转变特征,其影响因素主要与土壤养分有效性、土壤氮储量以及细根化学性质等因素密切相关。针对该领域亟待解决的关键科学问题,本文最后探讨了未来研究的重要方向。研究结果对进一步探明氮沉降对森林生态系统土壤微生物与酶活性及细根特性的内在影响机理具有重要意义,对氮沉降增加背景下森林生态系统的保护与恢复具有明显价值。
张兆鑫[6]（2021）在《生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究》文中研究表明为解决传统的城市化发展导致的城市内涝和面源污染等环境问题、促进城市水环境提升及建立雨水资源的高效回用理念,近年来针对雨水管理设施的设计与应用已开展大量研究。在我国海绵城市建设中,低影响开发（Low impact development,LID）作为雨水径流的源头控制技术得到了广泛应用并得到推广。生物滞留系统作为LID的一种代表性技术,其应用较广泛,但目前针对生物滞留系统中污染物（特别是重金属和有机微污染物）累积特征及污染风险、运行过程中填料微生物群落演变、微生物生态系统（微生态系统）对污染物累积的响应机制等方面研究仍存在不足,需开展进一步探索与研究。本研究以西北典型缺水性城市——西安地区为研究区域,通过现场监测、室外试验、理论分析和数学模拟,对生物滞留系统污染物累积特征及微生态系统响应进行研究。通过现场监测,研究海绵城市试点区及校内雨水花园中污染物（碳氮磷和重金属）含量变化规律及微生物群落的演变过程,揭示运行时间、填料类型及排水方式等因素对雨水花园微生态系统稳定性的影响程度,分析海绵城市试点区道路植生滞留槽中多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的累积特征和生态风险;通过室外模拟配水试验,研究不同填料生物滞留系统运行下污染物累积的时空变化及对填料微生态系统的影响,明晰生物滞留系统污染物累积与优势微生物之间的关联性;结合理论分析与模型模拟,分析污染物对生物滞留系统填料微生态系统的影响过程,建立生物滞留系统污染物累积下微生态系统的响应机制,揭示生物滞留系统长期运行下典型PAHs的归趋过程。主要研究成果如下:（1）雨水花园在水量削减和水质净化效果上体现了较大的差异性。雨水花园中碳氮磷含量呈现出不稳定性,重金属含量均呈现出增加的趋势。雨水花园中累积的重金属存在一定的生态风险隐患。雨水花园中微生物多样性随着设施的运行呈现不断降低的趋势,且发现了以变形菌门（Proteobacteria）为主的10种优势菌种。随着设施运行时间的增加和雨水径流污染物的不断累积,微生物群落趋于单一,某些功能性微生物相对丰度不断降低乃至灭绝。重金属Cu和Zn与大多优势微生物关联性明显,雨水花园重金属累积极大程度上降低微生物多样性。填料为传统生物滞留填料（Bioretention soil media,BSM）的雨水花园中微生态系统稳定性最好,而填料为BSM+给水厂污泥（Water treatment residuals,WTR）的雨水花园微生态系统稳定性最差。（2）沣西新城海绵城市试点区内道路植生滞留槽中都存在一定程度的PAHs累积,且非汛期PAHs含量明显高于汛期。植生滞留槽中PAHs以4环为主,5～6环次之。以《GB36600-2018》作为评价标准,大多数道路中PAHs污染水平处于轻度污染状态。植生滞留槽中PAHs主要来源于煤和石油制品的燃烧及交通污染源等。植生滞留槽中累积的PAHs存在潜在生态风险,且尚业路生态风险远高于其余道路。植生滞留槽中的PAHs存在通过皮肤接触和误食土壤途径的潜在致癌风险,且汛期风险水平高于非汛期。非汛期植生滞留槽中的生物丰度和多样性较汛期明显降低,且汛期至非汛期PAHs含量增加程度越高,多样性降低幅度越大。（3）搭建了以种植土、BSM和BSM+5%WTR（质量比）为填料的生物滞留滤柱并开展了两阶段模拟配水试验。生物滞留滤柱在碳氮磷及重金属的负荷削减效果上基本呈现出BSM+WTR>BSM≥种植土,对PAHs负荷削减率均达到90%以上。碳氮磷及重金属在种植土及BSM+WTR累积程度较高,且大多数污染物在滤柱中呈现出上高下低的含量趋势。萘（NAP）、荧蒽（FLT）和芘（PYR）在滤柱中累积于填料上层10～40 cm处。改良填料生物滞留系统虽然具备更好的污染物吸附性能,但也导致了更多的污染物在填料中累积。（4）污染物的累积将导致微生物多样性大幅下降,特别是当改良填料生物滞留系统表现出较好的重金属和PAHs去除能力时,这两类污染物累积下微生物多样性处于较低的水平。生物滞留滤柱中Proteobacteria属于最优势菌种（相对丰度均>45%）,且由于PAHs的加入,第二阶段试验后滤柱中Proteobacteria丰度大幅增加（均>60%）。污染物累积会导致填料中适应低营养条件的细菌（如Sphingomonas）丰度降低,同时使可在污染物富集状态下良好生长的微生物（如Pseudomonas）丰度大幅增加。重金属和PAHs复合污染情况下对填料酶活性的胁迫作用远高于其余污染物,脱氢酶活性与PYR呈显着负相关、脲酶活性与NAP、PYR呈极显着负相关、酸性磷酸酶与NAP显着负相关。（5）通过响应曲面法,建立了生物滞留系统填料酶活性、微生物多样性和影响因素之间的定量耦合关系模型。揭示了生物滞留系统中微生态系统对污染物累积的响应机制。污染物累积下生物滞留系统填料中微生态系统的响应过程可分为污染物累积、微生物群落适应、微生物代谢变化和微生态系统反馈四个阶段。（6）利用HYDRUS-1D模型模拟了不同情景下生物滞留系统中PAHs的归趋行为。生物滞留系统中NAP降解速率优于FLT和PYR。在连续的模拟配水试验下,微生物的驯化过程导致PAHs并未体现出逐步累加的趋势,但这也意味着生物滞留系统中微生物群落将趋于降解PAHs的功能菌,微生物多样性和酶活性将处于较低的水平,微生态系统的稳定性较差。总体而言,生物滞留系统中存在明显的污染物累积现象,特别是重金属和PAHs等有害污染物。随着生物滞留系统的长期运行,污染物的累积对填料微生态系统存在明显的负面影响。因此,为维持生物滞留系统的微生态系统稳定性和长效运行,可采用填料更换、生物强化修复技术等外部干预的方式来提升生物滞留系统的生态稳定性和运行效率。
原倩宇[7]（2021）在《恩诺沙星污染土壤氮循环的蔬菜调控途径》文中认为
刘聪[8]（2021）在《沼液施用条件对土壤养分、生态风险与玉米产量的影响》文中认为
冯严明[9]（2021）在《水氮管理下夏玉米农田氮素迁移转化研究》文中进行了进一步梳理
党科[10]（2021）在《糜子/绿豆间作下氮对绿豆生长发育和根际土壤特性的影响》文中进行了进一步梳理
二、土壤氮素转化的环境和生态效应（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、土壤氮素转化的环境和生态效应（论文提纲范文）
（1）尿素配施脲酶/硝化抑制剂对三江源区退化高寒草甸氮转化的影响及作用机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 土壤氮转化的主要过程及相关酶与微生物 |
| 1.2.1 土壤氮素转化过程 |
| 1.2.2 尿素水解过程与土壤脲酶活性的作用 |
| 1.2.3 土壤硝化与反硝化过程及其相关微生物 |
| 1.3 脲酶/硝化抑制剂的种类与作用机理 |
| 1.4 脲酶/硝化抑制剂在农牧业生产过程中的应用效果 |
| 1.4.1 脲酶/硝化抑制剂对肥料氮气态氮损失的影响 |
| 1.4.2 脲酶/硝化抑制剂对温室气体排放的影响 |
| 1.4.3 脲酶/硝化抑制剂对土壤微生物的影响 |
| 1.4.4 脲酶/硝化抑制剂对氮肥利用率的作用效果 |
| 1.4.5 脲酶/硝化抑制剂对净初级生产力和营养成分的影响 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 1.6 拟解决的科学问题 |
| 1.7 本文创新点 |
| 1.8 技术路线图 |
| 第二章 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区自然地理概况 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 样品采集与测定 |
| 2.3.1 NH_3的收集与测定 |
| 2.3.2 温室气体的收集与测定 |
| 2.3.3 植物多样性和生物量调查 |
| 2.3.4 土壤样品的采集与测定 |
| 2.4 ~(15)N同位素样品的采集与测定 |
| 2.5 数据处理与统计分析 |
| 2.5.1 氨挥发速率的计算 |
| 2.5.2 氨挥发累积损失量的计算 |
| 2.5.3 温室气体的计算 |
| 2.5.4 全球增温潜势计算 |
| 2.5.5 氮素回收率的计算 |
| 2.5.6 土壤表观硝化率计算 |
| 2.5.7 土壤硝化抑制剂计算 |
| 2.5.8 土壤有机碳含量计算 |
| 2.5.9 土壤微生物生物量碳和氮的计算 |
| 2.5.10 数据统计 |
| 第三章 尿素配施NBPT/DCD对中轻度退化高寒草甸植物多样性、牧草生物量及氮肥利用率的影响 |
| 3.1 尿素添加NBPT/DCD对植物群落结构的影响 |
| 3.1.1 对轻度退化高寒草甸植物群落结构的影响 |
| 3.1.2 对中度退化高寒草甸植物群落结构的影响 |
| 3.2 尿素添加NBPT/DCD对植物群落多样性的影响 |
| 3.2.1 对轻度退化高寒草甸植物群落多样性的影响 |
| 3.2.2 对中度退化高寒草甸植物群落多样性的影响 |
| 3.3 尿素添加NBPT/DCD对地上净初级生产力的影响 |
| 3.3.1 对轻度退化高寒草甸地上生物量的影响 |
| 3.3.2 对中度退化高寒草甸地上净初级生产力的影响 |
| 3.4 尿素添加NBPT/DCD对地下生物量的影响 |
| 3.4.1 对轻度退化高寒草甸地下生物量的影响 |
| 3.4.2 对中度退化高寒草甸地下生物量的影响 |
| 3.5 尿素添加NBPT/DCD对氮肥利用效率的作用效果 |
| 3.5.1 轻度退化高寒草甸氮肥利用效率 |
| 3.5.2 中度退化高寒草甸氮肥利用效率 |
| 3.6 讨论 |
| 3.6.1 高寒草甸植物群落结构和多样性的影响 |
| 3.6.2 尿素和抑制剂对高寒草甸生物量的影响 |
| 3.6.3 尿素和抑制剂对高寒草甸氮素利用率和~(15)N分配的影响 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 尿素配施脲酶/硝化抑制剂对中轻度退化高寒草甸土壤氮转化的影响 |
| 4.1 轻度退化高寒草甸土壤氮转化 |
| 4.1.1 土壤NH_4~+-N含量的变化过程 |
| 4.1.2 土壤NO_3~--N含量的变化过程 |
| 4.1.3 土壤表观硝化率的影响 |
| 4.1.4 土壤硝化抑制效率 |
| 4.1.5 尿素+抑制剂对土壤微生物量C、N含量的影响 |
| 4.1.6 总N含量变化与平均含量 |
| 4.1.7 总C含量变化与平均含量 |
| 4.1.8 TOC含量变化与平均含量 |
| 4.2 中度退化高寒草甸土壤氮转化过程 |
| 4.2.1 土壤NH_4~+-N含量的变化过程 |
| 4.2.2 土壤NO_3~--N含量的变化过程 |
| 4.2.3 土壤表观硝化率的影响 |
| 4.2.4 土壤硝化抑制效率 |
| 4.2.5 尿素+抑制剂对土壤微生物量C、N含量的影响 |
| 4.2.6 总N含量变化与平均含量 |
| 4.2.7 总C含量变化与平均含量 |
| 4.2.8 TOC含量变化与平均含量 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 尿素配施NBPT/DCD对中轻度退化高寒草甸气态氮损失及温室气体排放的影响 |
| 5.1 轻度退化高寒草甸气态氮损失及温室气体排放 |
| 5.1.1 对NH_3挥发的影响 |
| 5.1.2 对N_2O排放的影响 |
| 5.1.3 对尿素-N气态氮损失的影响 |
| 5.1.4 对CO_2排放的影响 |
| 5.1.5 对CH_4排放的影响 |
| 5.1.6 对全球增温潜势的影响 |
| 5.1.7 氨气和温室气体排放量与轻度退化高寒草甸土壤理化性质的相关性分析 |
| 5.2 中度退化高寒草甸气态氮损失及温室气体排放 |
| 5.2.1 对NH_3挥发的影响 |
| 5.2.2 对N_2O排放的影响 |
| 5.2.3 对尿素-N气态氮损失的影响 |
| 5.2.4 对CO_2排放的影响 |
| 5.2.5 对CH_4排放的影响 |
| 5.2.6 对全球增温潜势的影响 |
| 5.2.7 土壤理化性质与NH_3和温室气体排放量的相关性分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对NH_3排放的影响 |
| 5.3.2 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对氧化亚氮排放的影响 |
| 5.3.3 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对气态氮损失的影响 |
| 5.3.4 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对CO_2排放的影响 |
| 5.3.5 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对CH_4排放的影响 |
| 5.3.6 尿素添加脲酶/硝化抑制剂对全球增温潜势的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 尿素配施NBPT/DCD对中轻度退化高寒草甸土壤微生物群落结构及多样性的影响 |
| 6.1 轻度退化高寒草甸土壤真菌和细菌群落结构及其多样性 |
| 6.1.1 土壤细菌 |
| 6.1.2 土壤真菌 |
| 6.2 中度退化高寒草甸土壤真菌和细菌群落结构及其多样性 |
| 6.2.1 土壤细菌 |
| 6.2.2 土壤真菌 |
| 6.3 退化高寒草甸植物-土壤-微生物之间相关性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 主要结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 博士期间发表的学术论文 |
| 博士期间参与的科研项目 |
（2）半干旱区全膜覆土穴播对小麦土壤氮素矿化、无机氮及产量的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验区概况 |
| 1.2 试验材料 |
| 1.3 试验设计 |
| 1.4 测定指标与方法 |
| 1.4.1 土壤温度、水分 |
| 1.4.2 土壤氮素矿化 |
| 1.4.3 0～200 cm土层无机氮含量测定 |
| 1.4.4 小麦产量 |
| 1.4.5 水分利用效率 |
| 1.5 数据处理与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同处理对0～20 cm土层土壤水分和温度的影响 |
| 2.2 不同处理对0～15 cm土壤氮素净矿化量的影响 |
| 2.3 不同处理对0～15 cm土层土壤氮素净矿化速率的影响 |
| 2.4 不同处理对0～200 cm土层土壤无机氮含量的影响 |
| 2.5 不同处理对春小麦产量及其水分利用效率的影响 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（3）冻融作用对土壤氮转化影响的研究进展（论文提纲范文）
| 0 引言 |
| 1 冻融作用对土壤氮矿化的影响 |
| 1.1 冻融频数对土壤氮矿化的影响 |
| 1.2 冻融强度对土壤氮矿化的影响 |
| 2 冻融作用对硝化作用与无机氮流失的影响 |
| 2.1 冻融频数对硝化作用与无机氮流失的影响 |
| 2.2 冻融持续时间对硝化作用与无机氮流失的影响 |
| 2.3 冻融强度对硝化作用与无机氮流失的影响 |
| 3 冻融作用对反硝化作用与N2O排放的影响 |
| 3.1 冻融频数对反硝化作用与N2O排放的影响 |
| 3.2 冻融持续时间对反硝化作用与N2O排放的影响 |
| 3.3 冻融强度对反硝化作用与N2O排放的影响 |
| 4 结语与展望 |
（5）氮沉降对森林生态系统土壤微生物、酶活性以及细根生产与周转的影响研究进展（论文提纲范文）
| 1 氮沉降影响土壤微生物、土壤酶及细根的作用机制 |
| 2 氮沉降对森林生态系统土壤微生物、酶活性以及细根生产与周转的影响 |
| 2.1 土壤微生物 |
| 2.1.1 土壤微生物结构 |
| 2.1.2 土壤微生物功能 |
| 2.2 土壤酶活性 |
| 2.3 细根生产与周转 |
| 3 研究展望 |
（6）生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 海绵城市建设与低影响开发理念 |
| 1.2.2 生物滞留系统对径流污染物的去除研究 |
| 1.2.3 生物滞留系统污染物累积研究 |
| 1.2.4 生物滞留系统污染物累积风险评价研究 |
| 1.2.5 生物滞留系统微生态系统研究 |
| 1.2.6 生物滞留系统PAHs的模拟模型研究 |
| 1.3 存在的主要问题 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 研究方法及技术路线 |
| 2 研究区概况与试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 总体思路 |
| 2.2.2 现场监测 |
| 2.2.3 室外试验 |
| 2.2.4 试验方法 |
| 3 雨水花园中碳氮磷和重金属累积特征及微生物群落演变 |
| 3.1 雨水花园对雨水径流水量水质的调控效果 |
| 3.1.1 水量削减效果 |
| 3.1.2 水质净化效果 |
| 3.2 雨水花园污染物累积研究 |
| 3.2.1 雨水花园污染物累积特征 |
| 3.2.2 雨水花园重金属风险评价 |
| 3.3 雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.1 不同运行时间雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.2 不同填料类型雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.3.3 不同排水方式雨水花园中微生物群落演变 |
| 3.4 雨水花园微生态系统的影响因素 |
| 3.4.1 环境因子与微生物生态特征的关联性 |
| 3.4.2 雨水花园微生态系统稳定性的影响因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 道路植生滞留槽多环芳烃累积特征及对微生物的影响 |
| 4.1 道路植生滞留槽中PAHs累积水平 |
| 4.1.1 PAHs时空分布及赋存特征 |
| 4.1.2 PAHs污染水平评价 |
| 4.1.3 PAHs与土壤性质关联性 |
| 4.2 道路植生滞留槽PAHs来源解析及风险评价 |
| 4.2.1 PAHs来源解析 |
| 4.2.2 PAHs风险评估 |
| 4.3 植生滞留槽PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.1 PAHs累积对微生物群落的影响 |
| 4.3.2 PAHs与微生物群落关联性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 不同填料生物滞留系统污染物累积对填料微生态系统的影响 |
| 5.1 生物滞留系统的负荷削减效果 |
| 5.1.1 生物滞留系统对碳氮磷及重金属的负荷削减效果 |
| 5.1.2 生物滞留系统对PAHs的负荷削减效果 |
| 5.2 生物滞留系统pH及污染物含量变化 |
| 5.2.1 pH变化 |
| 5.2.2 碳氮磷含量变化 |
| 5.2.3 重金属含量变化及分布 |
| 5.2.4 PAHs含量变化及分布 |
| 5.3 生物滞留系统填料中微生态系统变化 |
| 5.3.1 微生物多样性 |
| 5.3.2 微生物群落结构 |
| 5.3.3 填料酶活性 |
| 5.4 生物滞留系统污染物与微生态系统关联性 |
| 5.4.1 环境因子与填料微生物群落的相关性 |
| 5.4.2 生物滞留系统污染物累积与酶活性及微生物种群的定量关系 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 生物滞留系统微生态系统的响应机制及多环芳烃归趋模拟 |
| 6.1 生物滞留系统填料微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.1.1 生物滞留系统污染物与填料生物系统的相互作用 |
| 6.1.2 生物滞留系统微生态系统对污染物累积的响应机制 |
| 6.2 基于HYDRUS-1D的生物滞留系统PAHs归趋模拟 |
| 6.2.1 模型原理 |
| 6.2.2 初始条件与边界条件 |
| 6.2.3 参数敏感性分析 |
| 6.2.4 模型率定与验证 |
| 6.2.5 PAHs归趋行为情景模拟 |
| 6.3 关于维持生物滞留系统微生态系统稳定性和长效运行的讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
四、土壤氮素转化的环境和生态效应（论文参考文献）
- [1]尿素配施脲酶/硝化抑制剂对三江源区退化高寒草甸氮转化的影响及作用机理研究[D]. 刘攀. 青海师范大学, 2021
- [2]半干旱区全膜覆土穴播对小麦土壤氮素矿化、无机氮及产量的影响[J]. 张平良,郭天文,刘晓伟,俞盛山,曾骏,谭雪莲. 中国土壤与肥料, 2021(05)
- [3]冻融作用对土壤氮转化影响的研究进展[J]. 于贺,谢洪宝,陈一民,王耀,隋跃宇,焦晓光. 中国农学通报, 2021
- [4]模拟根系分泌物输入对森林土壤氮转化的影响研究综述[J]. 蔡银美,张成富,赵庆霞,李昕颖,何腾兵. 浙江农林大学学报, 2021(05)
- [5]氮沉降对森林生态系统土壤微生物、酶活性以及细根生产与周转的影响研究进展[J]. 郭超,王霖娇. 生态学杂志, 2021(11)
- [6]生物滞留系统污染物累积特征及对微生态系统的影响研究[D]. 张兆鑫. 西安理工大学, 2021
- [7]恩诺沙星污染土壤氮循环的蔬菜调控途径[D]. 原倩宇. 西北农林科技大学, 2021
- [8]沼液施用条件对土壤养分、生态风险与玉米产量的影响[D]. 刘聪. 东北农业大学, 2021
- [9]水氮管理下夏玉米农田氮素迁移转化研究[D]. 冯严明. 济南大学, 2021
- [10]糜子/绿豆间作下氮对绿豆生长发育和根际土壤特性的影响[D]. 党科. 西北农林科技大学, 2021