一、云雾山自然保护区不同植物群落土壤酶活性特征研究（论文文献综述）
侯灵操[1]（2021）在《凋落物对恢复草地氮动态和植被生产力的影响》文中提出植被生产力下降和多样性减少是草地长期封育造成的结果。土壤氮素有效性是决定植被生产力和多样性的关键指标。氮矿化作为氮循环的重要过程之一,不仅决定着氮素有效性,还影响着植被生产力和多样性的增减。凋落物是土壤与植被之间重要的媒介物质。但在长期封育草地凋落物厚度不断增加,不仅增加了草地火烧的风险,还可能减少环境资源有效性、增加种间竞争等过程,降低物种丰富度和生产力。本研究主要围绕长期封育草地凋落物去除与土壤氮矿化、植被多样性和生产力之间的相互作用关系,同时测定凋落物去除后土壤养分动态和酶活性,探讨半干旱草地凋落物去除是否可以作为封育后期草地的管理措施。主要研究结果如下:（1）阴坡植被盖度、地上部总生物量和豆科生物量较高,物种均匀度较低（与阳坡相比）,但物种丰富度、Shannon指数、禾本科、莎草科、半灌木和杂类草不受坡向影响。封育显着增加植被盖度和均匀度、地上部总生物量和半灌木（蒿属）生物量,但降低了物种丰富度、莎草和豆科生物量。坡向改变了植被多样性和生物量对封育时间的响应。在阴坡,封育35年植被盖度大于10年,物种丰富度和Shannon指数小于10年;在阳坡,封育35年植被盖度、物种丰富度和Shannon指数均高于10年草地。在阴坡,封育35年地上总生物量和禾本科生物量均显着增加,而豆科生物量显着降低;在阳坡,封育35年地上总生物量、禾本科和豆科生物量均显着降低。凋落物去除降低了植被盖度,但增加物种丰富度;凋落物去除使地上总生物量、禾本科和半灌木生物量下降10.04%、11.04%和10.65%,但莎草科、豆科和杂类草生物量增加3.44%、38.33%和19.07%;凋落物去除使封育10年草地阴坡莎草生物量显着降低了65.92%,而在封育35年草地的阴、阳坡和10年的阳坡均使莎草生物量增加了244.91%、134.98%和65.68%。（2）半干旱草地0-20 cm土壤TC、OC、TN、TP、AP含量在阴坡大于阳坡,土壤IC含量在阴坡小于阳坡。封育显着提高了土壤OC、TN、TP、AP含量,降低了土壤IC含量,但不影响土壤TC含量,说明碳的输入与输出已经达到平衡。土壤养分对封育时间的响应会随坡向和土层的变化而不同。凋落物去除显着减少了0-20 cm土壤TC、OC、TN、AP含量,增加了土壤IC含量,不影响TP含量,且它们对凋落物管理的响应与封育年限、土层深度和坡向无关。（3）阴坡土壤碳循环酶（CBH、BX、BG）、氮循环酶（APP、LAP、NAG）和磷循环酶（AP）活性大于阳坡;0-10 cm土层酶活性大于10-20 cm;封育35年草地土壤酶活性大于10年。坡向和土层改变了酶活性对封育的响应,在阴坡,封育35年比10年增加了更多的碳循环酶活性;在0-10 cm,封育35年比10年增加了更多的土壤氮循环酶活性。凋落物去除显着降低了土壤0-20 cm碳循环酶、氮循环酶和磷循环酶活性,尤其是在封育35年草地。且封育35年有凋落物比无凋落物草地增加了更多的LAP活性。（4）土壤矿质氮和硝化速率在阴坡大于阳坡。长期封育增强了土壤矿化速率,且受坡向影响。封育35年土壤矿质氮含量在阴坡显着低于10年;封育35年土壤硝化速率在阳坡显着高于10年;封育35年土壤铵化速率在阴坡高于10年;在阳坡则相反。土壤氮矿化和无机氮库具有明显的季节动态,土壤矿质氮在生长季中期和非生长季增加,但在生长季前期和后期降低;土壤矿化速率在生长季中期增加,但在生长季前期、后期和非生长季降低。凋落物去除对土壤氮矿化和无机氮库无显着影响;但封育35年阴坡土壤矿质氮和矿化速率在凋落物去除后有明显降低的趋势。（5）在土壤养分、酶活性和植被特性中,有机质、碳磷比、磷酸酶活性、丙氨酸酶活性、植被盖度和杂草生物量是土壤氮矿化的最主要影响因素。本研究定量的说明了凋落物去除对土壤养分和酶活性系统主要产生负效应;对土壤氮矿化没有显着影响（但在35年阴坡凋落物去除展现较为明显的负效应）;对植被地上部总生产力主要产生负效应;对植被多样性主要产生正效应。总体来说,短时间内（2年）,该地区草地生态系统凋落物去除产生的负效应大于正效应。因此,凋落物去除不适合半干旱草地管理模式。
霍娜[2]（2021）在《黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制》文中研究表明植被恢复是改善脆弱生态环境和修复退化生态系统的重要措施。在植被恢复过程中,植物和土壤生物群落之间存在紧密联系,共同影响植被恢复的过程和效应。线虫广泛存在于各类生境中,占据土壤食物网多个营养级,其群落特征能够有效反映土壤食物网结构与功能,对生态系统恢复进程具有重要指示作用。黄土高原是我国生态环境最脆弱的地区之一,也是植被恢复的重点区域。在过去几十年,科学家们开展了一系列研究,探索该地区植被恢复对植物群落、土壤理化性质和微生物群落的影响,但很少关注土壤线虫群落的演变特征和驱动机制。本研究以黄土高原自然恢复草地、次生林、人工柠条灌木林和人工苜蓿草地这四种典型生态系统的土壤线虫群落为研究对象,调查和分析线虫个体数量、群落组成结构和代谢足迹在时间尺度上（不同植被恢复年限或演替阶段）的变化规律及其环境影响因素,探明黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变特征和驱动机制,及其在不同生态系统之间的差异,为评价黄土高原植被恢复的生态环境效应提供新的指标和科学依据。主要结论如下:（1）在自然恢复草地中,土壤线虫数量、群落结构和代谢足迹在植被演替进程中呈现明显的阶段性变化,这主要与地上部植物生物量和物种多样性、活根生物量、土壤有机碳、全氮、微生物量碳含量的变化有关。具体而言,从猪毛蒿群落到百里香+大针茅群落,土壤线虫数量逐渐增加,植食线虫比例下降到最低值（30.82%）,而捕杂食线虫比例（21.25%）达到峰值,线虫群落营养类群结构均衡,导致多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数、以及复合代谢足迹和功能足迹均达到最高水平,线虫群落多样性和能量代谢功能得到显着改善,土壤食物网达到最成熟稳定的状态。当植被演替至铁杆蒿群落和长芒草群落阶段,线虫群落复合代谢足迹和功能足迹下降至最低,表明土壤食物网的能量输入和传递效率显着下降。（2）在森林植被演替过程中,土壤线虫群落在草地群落、灌丛群落和乔木森林群落阶段表现出显着差异,细根根系生物量是影响土壤线虫群落组成最重要的因素,而在白桦林和辽东栎林阶段,凋落物生物量的增加改善了线虫群落的生存环境和食物资源,提高了捕杂食线虫比例。在白羊草地中,土壤线虫数量达到峰值,但由于垫咽属（Tylencholaimus）占据绝对优势（48.8%）,使线虫多样性水平降至最低。在沙棘灌丛群落中,线虫数量略有减少,但各营养类群比例相近（17.30%—36.14%）,线虫多样性、复合代谢足迹和功能足迹均达到最高,土壤食物网能量代谢功能得到显着改善。在乔木森林群落（山杨林、白桦林、辽东栎林）阶段,线虫数量和多样性总体上较为稳定,在演替至辽东栎林时,捕杂食线虫比例以及线虫营养多样性指数、成熟度指数和瓦斯乐卡指数均达到最高水平,但复合代谢足迹和功能足迹降至最低,表明土壤食物网能以较低的能量代谢维持成熟稳定的状态。（3）在人工柠条灌木林中,林下草本植物多样性、细根根系生物量和凋落物生物量的变化显着影响土壤线虫数量、群落组成和代谢足迹。随着种植年限（林龄）的增加,土壤线虫总数量和食细菌线虫、植食线虫和捕杂食线虫数量,以及线虫复合代谢足迹、富集足迹、结构足迹和功能足迹均在种植25年时达到最高,表明该林龄下土壤资源有效性显着提高,土壤食物网的能量输入和传递效率达到最高水平。当林龄达到35年时,线虫数量和代谢活性呈下降趋势,线虫通路指数降至最低,有机质分解以真菌通道为主,然而线虫多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数和结构指数达到最高水平,表明土壤食物网仍维持相对成熟稳定的状态。（4）在人工苜蓿草地中,凋落物生物量、根系生物量和碳氮比的变化显着影响土壤线虫数量、多样性和代谢足迹。随着苜蓿种植年限的增加,线虫总数量和各营养类群数量,以及线虫复合代谢足迹和各营养类群线虫代谢足迹均逐渐增加,在种植7年的苜蓿草地中达到最高水平,而捕杂食线虫比例（32.11%）、成熟度指数和功能足迹也同时达到峰值,说明该种植年限的苜蓿草地土壤食物网最为成熟稳定,其结构化程度和能量代谢功能达到最高水平。然而,当苜蓿种植年限>7年时,线虫数量和代谢足迹显着下降,土壤食物网结构与功能呈现明显退化趋势。（5）黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落特征和演变规律具有显着差异。在自然恢复草地、人工苜蓿草地和人工柠条灌木林中,植食线虫为优势营养类群,而在次生林中,优势线虫为食真菌或食细菌线虫。线虫多样性指数和瓦斯乐卡指数均表现为次生林最优,其次为柠条灌木林,再次为自然恢复草地,最后为人工苜蓿草地,表明林地生态系统土壤食物网具有更高的物种多样性和结构稳定性,土壤健康状况较好。Net-work分析结果也表明次生林和柠条灌木林线虫群落内不同类群相互作用更为复杂多样。基于平均值法计算的线虫群落综合指数也表现为次生林（0.44）>人工柠条灌木林（0.10）>自然恢复草地（-0.12）>人工苜蓿草地（-0.18）,并且与生态系统多功能性表现出较好的相关性,表明该指数能有效指示植被恢复的生态效应。（6）在草地生态系统中,植被恢复后期线虫数量、代谢足迹和成熟度指数均有所下降,植物能量通道权重增大,土壤食物网呈现一定的退化趋势,特别是在人工苜蓿草地中更为强烈。与草地生态系统相比,林地生态系统土壤食物网稳定性更强,其中人工柠条灌木林在种植35年样地,真菌能量通道权重有所增加,而次生林在乔木森林群落阶段,细菌和真菌能量通道权重明显升高,植物能量通道权重下降,能量通道比例更加均衡,促使土壤食物网的能流途径向更加多样化和高效的方向发展。（7）在黄土高原植被恢复过程中,自下而上（bottom-up）的资源控制效应是土壤线虫群落演变的主要驱动力。草地生态系统中凋落物和根系生物量的变化通过细菌和真菌能量通道,调控食细菌线虫、食真菌线虫和捕杂食线虫的代谢功能。尽管草地中发达的根系资源显着促进了植食线虫代谢足迹增加,导致植物通道在食物网中占据优势,但该通道连通性低,未能向更高营养级有效传递能量。在林地生态系统中,细根根系生物量变化通过细菌通道和植物通道,引起土壤线虫群落的结构和代谢功能的改变,其土壤食物网相比草地生态系统具有更高的能量利用效率。另外,次生林生态系统中,凋落物生物量的变化通过影响土壤含水量,改变线虫生境条件,直接对捕-杂食线虫代谢足迹产生影响,导致自上而下（top-down）的捕食作用可能增强,使土壤食物网具有双向驱动机制特征。
郭英英[3]（2020）在《平朔矿区复垦地不同植被下苔藓植物群落数量生态研究》文中指出本研究以位于山西省朔州市境内的中煤平朔集团有限公司的平朔矿区排土场复垦地不同植被下苔藓植物群落为研究对象,在野外苔藓植物群落样方调查和土壤样品采集的基础上,采用显微镜鉴别、数量生态与土壤理化性质和酶活性分析等方法,对平朔矿区复垦地不同植被下苔藓植物群落数量生态进行研究,揭示不同植被下苔藓植物群落与土壤因子的关系,筛选耐旱、耐贫瘠,对排土场恶劣生境具有显着改良作用的苔藓植物群落优势种类,以期为矿区排土场生态恢复和苔藓植物多样性保护提供科学依据。主要研究结论如下:（1）平朔矿区复垦地不同植被下17个样地75个样方共鉴定出7科、17属、41种苔藓植物种,其中:丛藓科和真藓科植物分别占总种数的60.98%和26.82%,丛藓科10属,优势属为对齿藓属;真藓科2属,优势属为真藓属。优势种土生对齿藓生态位宽度最大（0.705）,硬叶对齿藓和凤尾藓生态位宽度大于0.4,说明这三种苔藓植物（占总种数的7.32%）的生态适应性较强;生态位宽度介于0.1-0.3的苔藓植物（7种）占总种数的17.07%,其余31种苔藓植物（占总种数的75.61%）的生态位宽度均小于0.1,说明大多数苔藓植物的生态辐较窄,对生境变化较为敏感。（2）TWINSPAN分类将75个样方分为11个苔藓植物群落,即:Ⅰ黑对齿藓群落、Ⅱ土生对齿藓群落、Ⅲ土生对齿藓+心叶对齿藓群落、Ⅳ真藓+心叶对齿藓群落、Ⅴ硬叶对齿藓+斜叶芦荟藓群落、Ⅵ硬叶对齿藓群落、Ⅶ尖叶对齿藓+厚肋流苏藓群落、Ⅷ凤尾藓+短叶对齿藓群落、Ⅸ凤尾藓+长尖对齿藓群落、Ⅹ白氏齿灰藓+刺叶真藓群落和Ⅺ高氏对齿藓群落,分布在混交林下的苔藓植物群落Ⅳ、Ⅷ、Ⅸ和Ⅹ的物种多样性指数较高。TWINSPAN分类结果和DCA分析结果基本一致,沿DCA第一轴从左到右反映了不同植被下苔藓植物群落土壤水分含量由低到高逐渐增加的趋势,沿第二轴从上到下反映了苔藓植物群落物种数逐渐增多的趋势。除位于DCA第一轴右侧和第二轴下方的群落Ⅳ、Ⅷ、Ⅸ和Ⅹ的优势种为凤尾藓科和灰藓科植物外,其余7个群落的优势种均为丛藓科植物。（3）14个苔藓植物优势种的91个种对中,x2检验、Spearman秩相关系数和Pearson相关系数的正负相关比分别为0.23,0.26和0.08,超过79%以上的种对呈不显着负相关,表明苔藓植物优势种总体上呈不显着负关联;优势种对白氏齿灰藓-刺叶真藓、土生对齿藓-硬叶对齿藓、斜叶芦荟藓-尖叶对齿藓/黑对齿藓和厚肋流苏藓-真藓有较高的生态位重叠值,其余种对的生态位重叠值均小于0.1。（4）不同植被下11个苔藓植物群落土壤理化与酶活性特征表现为:群落Ⅳ（对照3）的土壤结构较差,土壤p H值（8.6）较高偏碱性,土壤酶活性最低,土壤缺少速效锌铁锰等微量元素与养分。与群落Ⅳ相比,除了群落Ⅴ因处于植被恢复时间短土壤养分较低外,多数苔藓植物群落土壤理化性质和酶活性明显改善,土壤恢复效果较为明显;油松混交林下苔藓植物群落Ⅷ-Ⅹ土壤质地明显改善,土壤p H值降低,土壤酶活性增高,土壤速效氮、速效钾和土壤微量元素的有效含量逐渐增高,但土壤速效磷含量低,表明随着植物的生长,土壤磷素消耗增大,在未来植被恢复过程中,应加强施肥管理。（5）以凤尾藓和白氏齿灰藓为优势种的群落Ⅷ-Ⅹ多位于油松混交林下,这些群落的土壤肥力高,与未复垦的排土场相比,其对土壤的改善作用更为显着。随着土壤性质的逐渐改善,越来越多的对环境较为敏感的苔藓植物开始在不同植被下定居。表明植被恢复对矿区排土场恶劣生境的改善作用明显,与纯林相比,混交林,特别是油松混交林能更有效、更迅速的恢复土壤肥力。（6）CCA第一轴从右到左反映了不同植被下苔藓植物群落所在的乔木林郁闭度增加、土壤水分增加与土壤质地改善的趋势;第二轴从上到下反映了土壤湿度增加、土壤p H值降低的趋势。样方CCA排序图显示,苔藓植物群落Ⅰ-Ⅶ及Ⅺ主要受土壤速效磷含量、p H的影响,而群落Ⅷ-Ⅹ主要受到土壤酶活性、有机质、土壤全氮、速效氮、速效铁、速效锰及土壤含水量影响。苔藓植物种CCA排序图显示,41种苔藓植物可分成4组,群落优势种对齿藓属植物主要位于CCA排序图的右侧（组1和组2）,它们具有耐旱耐贫瘠和嗜碱性特征;位于CCA排序图左侧的苔藓植物耐湿不耐旱（组3和组4）,包括群落Ⅷ-Ⅹ的优势种凤尾藓、白氏齿灰藓和刺叶真藓,它们对生境变化敏感,对郁闭度和土壤质量要求较高。综上所述,对齿藓属植物在平朔矿区复垦区不同植被下苔藓植物群落中占有较大优势,其次真藓属植物,它们对排土场恶劣生境的生态适应能力较强。土壤有机质、p H值和酶活性（碱性磷酸酶和过氧化氢酶）是影响平朔矿区复垦区不同植被下苔藓植物群落分布的主要环境因子,郁闭度较高和土壤质量改善明显的植被类型下苔藓植物的种类较多,土生对齿藓、硬叶对齿藓、真藓、心叶对齿藓、短叶对齿藓、高氏对齿藓和尖叶对齿藓在群落中占据主导地位,它们的生态位宽度大于0.08,生态适应性强,对土壤的改良作用显着,其中优势种对心叶对齿藓-黑对齿藓/土生对齿藓,真藓-硬叶对齿藓/短叶对齿藓呈正相关,它们可作为未来矿区排土场生态恢复的先锋苔藓植物优势种与乔灌草进行混合种植,以加速矿区植被恢复进程。
王苁蓉[4]（2020）在《模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤性质的影响》文中认为宁夏云雾山草原自然保护区是我国西北地区保护最完整的一个“本氏针茅典型草原自然保护区”,面积达7000公顷,为黄土高原的植被恢复、水土保持和环境治理、我国半干旱区植被自然修复以及研究草地生态系统元素循环机制提供科学依据与试验场所。有许多学者对草地生态系统做了大量研究,多集中于土壤水分,碳、氮、磷元素含量的变化,或不同植被对土壤营养元素和理化性质的影响,对草地生态系统碳、氮、磷循环和微生物生物量对氮沉降和土壤酸化的响应研究相对较少。本研究以宁夏固原云雾山草原自然保护区的长期试验为平台,通过测定土壤理化性质及土壤碳、氮、磷元素不同形态的含量,采用荧光定量PCR（Real-time PCR）技术研究云雾山草地土壤的微生物特性,旨在探究模拟氮沉降及酸化对云雾山草地土壤碳、氮、磷含量和微生物生物量及微生物特征的影响。本文共选用了具有代表性的8种处理,分为两类:1.氮沉降（CK、N、N+W）;2.酸化（SO、S1、S2、S3、S4）。测定对应土壤的理化生性质及土壤中细菌、古菌、氨氧化细菌、氨氧化古菌、甲烷氧化菌（pmoA）、固氮酶铁蛋白基因（nif-H）、亚硝酸还原酶（nir-S）的丰度,并通过冗余分析探究了土壤微生物丰度与环境因子之间的关系。以下为本文的主要研究结论。（1）施氮增加了土壤可溶性有机碳（DOC）和硝态氮含量,土壤全碳（TC）、全氮（TN）、铵态氮含量降低,施氮对土壤微生物量有抑制作用,提高了土壤全磷（TP）、速效磷（AP）、土壤有机磷含量（OP）、土壤呼吸商与矿化氮含量。氮沉降对土壤有机碳、全碳及全氮的影响存在正、负增长或无显着变化,可能与施氮处理的时间和浓度有关。长期施氮会降低土壤微生物量,同时氮素积累可能对土壤微生物有毒害作用,抑制微生物活性。施氮和酸化对呼吸速率的影响尚无定论,施氮增加土壤中有机碳,使植物生长加快,凋落物进入土壤成为有机质,成为微生物碳源促进微生物呼吸;当土壤养分被植物获取,微生物可利用有机质减少,活性降低,呼吸速率降低。（2）施酸减小土壤pH值,对有机磷含量（OP）、微生物量磷（MBP）、铵态氮含量和呼吸速率有促进作用,土壤全碳（TC）、全氮（TN）、微生物量碳（MBC）与酸的浓度有关。（3）施氮处理和施氮增温处理提高土壤细菌和古菌丰度,达每克108个基因拷贝数,降低土壤中甲烷氧化菌、固氮酶铁蛋白和亚硝酸还原酶基因丰度;施酸处理降低土壤中古菌丰度,对土壤细菌、固氮酶铁蛋白和亚硝酸还原酶基因丰度有促进作用。氮沉降处理中甲烷氧化菌丰度（pmoA）与土壤微生物量氮（MBN）和铵态氮（NH4+-N）含量之间呈正相关;固氮酶铁蛋白基因丰度（nif-H）、亚硝酸还原酶（nirS-Cd）丰度与硝态氮（NO3--N）含量之间相关性极小。土壤微生物量氮（MBN）与铵态氮（NH4+-N）含量、全磷（TP）与速效磷（AP）含量之间分别呈正相关,相关性显着。施酸土壤中古菌丰度与氮磷比（N:P）、微生物量碳（MBC）、酸碱度（pH）、微生物量氮（MBN）呈显着正相关关系,AOA、AOB的微生物丰度与土壤碳磷比（C:P）、速效磷（AP）含量以及硝态氮（NO3--N）含量存在显着正相关关系。甲烷氧化菌基因丰度（pmoA）与土壤微生物量氮（MBN）之间相关性极小。（4）氮沉降增加凋落物输入,减少土壤碳输出促进土壤腐殖质和稳定性碳形成,影响土壤理化性质与元素化学计量比,增加土壤氮含量,为土壤微生物提供营养,增大土壤微生物活性,不同种类微生物性质不同,微生物数量与种类对氮沉降的响应差异亦会导致施氮后微生物生物量对氮沉降的响应不同。
刘建[5]（2020）在《半干旱黄土区草地植物多样性和生产力对封育和管理措施的响应》文中提出草地是陆地上最大的生态系统之一,在生物多样性保护、水土保持、碳蓄积和畜牧业生产中发挥着重要的作用。然而,在气候变化和人类活动的影响下,草地大多面临着物种多样性降低和生产力下降等退化问题,尤其在生态环境脆弱的半干旱黄土区。封育作为半干旱地区退化草地恢复的有效措施,可以增加植物多样性和生产力,改善土壤理化性质,提高生态系统稳定性,但长期封育会降低植物生产力和多样性。目前已有大量研究报道了封育对退化草地生态系统的影响,但长期封育草地植物多样性与生产力下降的原因尚需深入探究。因此,本研究以半干旱黄土区封育草地为研究对象,分析了不同封育年限（10、27、35年,自由放牧草地作为对照）与不同坡向（阴、阳坡）对植物多样性、地上生物量和土壤水氮动态的影响,以期揭示封育后期植物多样性和生产力降低的机制。同时,针对封育后期出现的植物多样性降低和生产力下降问题,本研究分析了不同的草地管理措施（刈割、火烧、增水和氮、磷添加）对封育27年草地植物多样性、地上生产力和土壤水氮动态的影响。主要研究结果如下:（1）植物地上生物量随封育时间的延长先增加后稳定（封育27—35年）。植物多样性不受封育年限的影响。土壤水分和矿质氮含量随封育年限的延长而增加,但氮矿化速率随封育年限的延长而降低。封育对土壤氮动态的影响随土层变化,表现出在0—10 cm比10—20 cm封育降低了更多的氮矿化速率但增加了更多的矿质氮含量。枯落物的积累是影响封育草地恢复的关键因子,其在封育前期和中期促进了草地的恢复,但在封育后期限制了草地的恢复。因此封育并非退化草地恢复的长久之计。鉴于枯落物在封育过程中发挥的关键作用,枯落物的管理应作为长期封育草地管理的重点。（2）坡向显着影响了地表植被和土壤水氮动态,调节了退化草地对封育的响应。阴坡比阳坡有更高的植被盖度、群落地上生物量、禾草地上生物量和土壤水分和矿质氮含量,同时也有更低的杂类草地上生物量和氮矿化速率。坡向通过影响水分和养分等因素调控了封育草地的恢复过程,使植被盖度、植物地上生物量与土壤水分、矿质氮含量在阴坡中随封育时间的延长而增加的更多,但也使氮矿化速率随封育时间的延长而降低的更多。物种丰富度在阴坡中对封育的响应更显着,表现出在封育10年中显着增加而在封育27年中显着降低,但在阳坡不受封育的影响。因此在封育后期的草地管理中应注重水分和养分的管理。（3）氮添加增加了植物地上生物量、土壤水分与矿质氮含量,但不影响植物多样性和氮矿化速率。磷添加增加了植物地上生物量,降低了物种丰富度与Shannon-Wiener多样性指数。增水促进了磷添加对植物地上生物量的增加,并且减轻了磷添加对植物多样性的抑制作用。整体而言,水肥管理对地上生物量的影响有限,并且降低了物种多样性,因此不适合作为封育后期的管理措施。（4）刈割显着增加了物种丰富度和Shannon-Wiener多样性指数,降低了植物地上生物量、土壤水分与矿质氮含量,但不影响土壤氮矿化速率。水肥管理会促进刈割后禾草地上生物量和矿质氮含量的恢复,但不影响植物多样性和杂类草地上生物量对刈割的响应。因此,在封育草地后期的管理中,可使用刈割来促进植物多样性的恢复,同时辅以水肥以控制地上生物量和土壤氮有效性的降低。（5）火烧不影响植物多样性和土壤氮矿化速率,并降低了植物地上生物量、土壤水分和矿质氮含量。增水和氮添加有利于火烧后地上生物量的恢复,但未改变植物多样性、土壤水分、矿质氮和矿化速率对火烧的响应。因此,火烧不适合作为封育后期草地的管理措施。本研究分析了封育年限与坡向对草地的影响,得出以下结论:枯落物的积累是影响封育草地恢复的关键因素;坡向可以通过其对水分和养分的影响去调控封育草地的恢复。因此,封育后期草地的管理应重视枯落物和水肥的作用。通过分析刈割、火烧与水肥管理对封育27年草地的影响,本研究发现刈割+水肥在增加植物多样性的同时降低了植物地上生物量的损失,因而可作为封育后期的重要管理措施。
李梦莎[6]（2020）在《东北地区天然紫椴种群土壤微生物多样性及空间分布格局》文中研究表明中国东北温带的地带性植被（或称显域植被、显性植被,Zonal vegetation）是落叶阔叶林,紫椴是其中具有代表性的植被类型。森林中物质资源丰富,在人类发展中提供了大量的物质基础。在长时间的生态环境演变与人类活动的共同作用下,地带性的紫椴被其他类型的森林取代,自身面积在不断减少,如何恢复紫椴分布区的温带地区森林植被是许多学者目前研究重点。森林土壤理化性质以及土壤肥力主要由微生物的种群分布与其数量相关。森林土壤微生物的多样性和变异性反映了它们对生境质量的适应性,因此,不同地带或者不同地区植被下土壤微生物群落的结构和多样性,即不同紫椴分布区土壤微生物群落的结构和多样性的变化和分异,是维持东北森林生态系统可持续发展的关键因素之一。为此,本研究以东北地区紫椴分布区-不同海拔梯度和不同纬度带土壤微生物为研究对象,分析了土壤理化性质和土壤酶活性的地带性差异、土壤微生物组成和多样性的差异,利用高通量测序技术分析在不同海拔和纬度土壤中形成的微生物群落差异,从而阐明东北地区紫椴分布区中微生物群落及土壤养分的影响,为促进森林生态系统的微生物维持循环及森林功能的维持提供理论依据,结果如下:（1）土壤化学成分、土壤酶活性发现,不同海拔和纬度紫椴分布区土壤理化存在显着差异。低海拔土壤有机碳、全氮显着高于高海拔;长白山地区的土壤有机碳、全氮高于其它地区。不同海拔土壤FDA水解酶,过氧化物酶,脲酶,酸性蛋白酶,脱氢酶差异不显着,但是土壤蔗糖酶差异显着。不同纬度下FDA水解酶,过氧化物酶,脲酶,酸性蛋白酶,脱氢酶,蔗糖酶差异显着。FDA水解酶和过氧化氢酶随着纬度由南向北逐渐增加,脱氢酶和脲酶呈现中间纬度高,两边低的趋势,酸性蛋白酶和蔗糖酶呈现随着由北向南逐渐增加。土壤酶活性在纬度地带性呈现出不同的地带性规律。（2）不同海拔土壤真菌群落结构及多样性分析发现,土壤真菌群落主要门为担子菌门（Basidiomycota）、子囊菌门（Ascomycota）、被孢霉门（Mortierellomycota）。不同海拔土壤alpha多样性差异不显着,但是海拔梯度改变了土壤真菌beta多样性。从土壤真菌群落结构及多样性角度分析发现,不同海拔的植被通过调整真菌丰度的方式来调节植被对土壤养分的吸收利用,而且易受土壤pH、有机碳、土壤含水量的调控。（3）不同海拔土壤细菌群落结构及多样性分析发现,土壤细菌群落主要门为变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）。不同海拔土壤Shannon多样性差异不显着但是ACE,Chao1指数差异显着。海拔梯度改变了土壤细菌beta多样性,细菌海拔分布上呈现了出700m和800m细菌相似度高,而900m和1000m相似度高。从土壤细菌群落结构及多样性角度分析发现,不同海拔的土壤细菌群落结构的影响因素不同,低海拔主要调控环境因子为土壤化学养分,而高海拔主要调控因子是土壤pH和土壤含水量。（4）不同纬度紫椴分布区土壤真菌群落结构及多样性分析发现,担子菌门（Basidiomycota）、子囊菌门（Ascomycota）、被孢霉门（Mortierellomycota）为优势菌门,占了全部序列80%。纬度差异显着改变了土壤中的真菌群落结构,纬度由北向南显着提高了紫椴分布区中土壤中真菌群落丰度及beta多样性。不同纬度紫椴分布区土壤的铵态氮、总磷、总钾、微生物碳是解释土壤真菌群落结构变异的主要因素。（5）不同纬度紫椴分布区土壤细菌群落结构及多样性分析发现,变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）。纬度差异显着改变了土壤中的细菌群落结构,纬度由北向南紫椴分布区中土壤中细菌群落丰度及beta多样性显着升高。北部地区嫩江和胜山细菌群落相似度较高、勃利和凤凰山和凉水和宁安细菌群落相似度较高。不同纬度紫椴分布区土壤的pH、速效钾、土壤含水量、微生物量碳氮是解释土壤细菌群落结构变异的主要因素。综上所述,东北地区紫椴分布区土壤真菌和细菌在空间部分上出现了一定的分异,驱动微生物产生差异的因子主要来自于土壤中pH、有机质、全氮,还有一些速效养分。在小尺度上,微生物的alpha多样性差异小或者没有差异,随着尺度的增加,微生物alpha多样性变化增加。但是不同纬度,不同海拔微生物的丰富并未发生改变。因此维持着紫椴分布区主要土壤微生物组成并未发生改变。
喻素芳[7]（2019）在《南盘江流域三种典型针阔混交次生林林分结构与立地环境特征关联分析》文中认为森林作为陆地生态系统的主体,对改善环境、维持生态平衡起着决定性作用。森林结构是森林生态系统的一个重要属性,与森林的功能密切相关,合理的结构是充分发挥多种功能的基础。因此,研究森林结构及其影响因子对于森林经营及优化决策都具有重要的理论和实践意义。本研究在中国西南地区南盘江流域广西雅长兰科植物国家级自然保护区内选择受人为干扰后经长时间自然恢复的松阔（PYI）、松栎（PYII）、松杉栎（PYIII）三种典型针阔混交林为研究对象,运用典型样地法设置样地进行系统取样和调查,分析了三种针阔混交林的树种组成、植物多样性、直径结构、树高结构、冠幅结构、角尺度、大小比数、混交度、开敞度和竞争指数等方面结构特征,同时对地形因子、土壤理化性质、土壤微生物生物量、微生物活性、结构及功能多样性等立地环境因子进行了调查及测定分析,采用冗余分析（RDA）方法探讨了林分结构与立地环境因子的关系,旨在为该困难立地条件下退化森林的恢复和生物多样性的保护提供基础理论依据。主要研究结果如下:1.三种针阔混交林主要组成树种不同,植物多样性也存在差异。PYI的主要优势树种有细叶云南松（Pinus yunnanensis var.Tenuifolia）、小果珍珠花（Lyonia ovalifolia（Wall.）Drude var.Elliptica）和栓皮栎（Quercus variabilis Bl.）,PYII的主要优势树种有细叶云南松、栓皮栎和青冈栎（Cyclobalanopsis glauca（Thunb.）Oerst.）,PYIII的主要优势树种有铁坚油杉（Keteleeria davidiana（C.E.Bertrand）Beissn.）、栓皮栎和细叶云南松,由于它们的伴生树种类型差异较大,因此群落间乔木层组成树种相似系数都较低。三种针阔混交林植物多样性指数主要表现为灌木层>乔木层>草本层。PYIII在乔木层和灌木层均有较高的物种丰富度,但其乔木层和灌木层香浓-威纳指数、辛普森指数和均匀度指数在三种针阔混交林中均为最低。2.三种针阔混交林均具有典型异龄林林分直径结构,但树高和冠幅分布结构差异较大。PYI、PYII和PYIII的径级分布曲线都呈倒“J”形,PYIII的平均胸径较大,PYI较小。树高分布曲线PYI整体呈单峰状,PYII为多峰状,PYIII呈双峰状,树高结构均偏左分布,平均树高也表现为PYIII较大,PYI较小。三种针阔混交林林木冠幅主要分布在1.0-3.0 m之间,平均冠幅为PYII>PYIII>PYI。3.三种针阔混交林树种混交度、林木大小分化度及生长空间整体表现出相似性,而林木空间分布格局存在差异,竞争力也不等。PYI、PYII和PYIII整体都处于中度以上混交,其中PYII混交程度最高。无论是胸径还是树高,PYI、PYII和PYIII林木整体分化都均匀,但它们的生长空间都不足,且PYI严重不足。林分林木空间分布格局PYI总体呈团状分布,PYII和PYIII总体呈随机分布。三种林分中PYIII的林木间的竞争压力最大,PYI最小。通过相关分析发现:林分的空间结构因子角尺度、开敞度、竞争指数与非空间结构因子乔木株数密度、平均胸径、平均树高、平均冠幅、胸高断面积密切相关,同时这些空间及非空间结构因子对植物物种多样性都影响显着。4.三种针阔混交林都位于中低海拔区域,坡度和坡向不同。土壤都呈弱酸性。不同林分的土壤含水量、p H值、有机质、全氮、全磷、全钾、速效磷及速效钾含量等土壤理化因子均表现出显着差异,且在林分密度较大及细叶云南松株数密度较高的PYI中均为最低。季节对土壤理化因子也产生了显着的影响,除p H、土壤含水量和土壤C/N比外,其他因子均表现为干季高于湿季。5.反应土壤微生物活性、生物量、功能的各项生物指标因子在三种不同针阔混交林中存在差异,其中过氧化氢酶活性、磷酸酶活性、脲酶活性、蔗糖酶活性、土壤微生物生物量、总PLFAs量、细菌PLFAs量、真菌PLFAs量、丛枝菌根真菌PLFAs量、AWCD、功能香浓-威纳指数、功能辛普森指数的差异都达到了显着水平,且它们的变化趋势与土壤含水量、p H值、土壤有机质含量、全氮含量和全磷含量有关。三种针阔混交林土壤微生物对6大类碳源利用量较高的均是碳水化合物和氨基酸。Biolog碳源主成分分析表明,三种针阔混交林对土壤微生物碳源利用特征存在明显差异,主要起分异作用的是氨基酸类碳源。磷脂脂肪酸的主成分分析表明,三种林分的土壤微生物群落结构显着不同;土壤G-/G+、Mono/sat在三种林分间的差异也达到显着水平,而Bact/Fungi则无显着差异,表明不同混交林分的土壤好氧环境虽然改变了土壤微生物群落结构及功能,但不同这些差异不会改变土壤生态系统的稳定性。6.冗余分析方法较好的解释了针阔混交林林分结构和立地环境因子间的关系。Monte Carlo置换检验表明:非生物环境因子中,土壤含水量、p H值、有机质含量、全氮含量、全磷含量、坡度、坡向对林分结构影响显着。生物环境因子中对林分结构影响显着的有:脲酶活性、过氧化氢酶活性、微生物量碳、微生物量氮、总PLFAs量、细菌PLFAs量、丛枝菌根真菌PLFAs量、微生物利用碳源数、微生物功能香浓-威纳指数、微生物功能辛普森指数以及微生物对碳水化合物、氨基酸碳源、羧酸碳源和酚酸碳源利用量等。通过冗余分析得出的立地环境各指标因子与单个林分结构因子相关关系的排序发现:乔木层植物多样性指标、林分高度及灌木密度与坡度密切相关;林分树种混交度及大小分化程度与坡向密切相关;灌木物种丰富度、林分平均胸径、胸高断面积、开敞度、林分郁闭度、乔木密度、竞争指数等林分结构因子与土壤土壤含水率、p H值、有机质含量、全氮含量及全磷含量等土壤养分因子以及土壤微生物群落生物量、活性、结构及功能多样性等土壤微生物特性因子也都具有密切的相关关系。综合上面主要研究结果发现:受干扰经长期自然恢复的三种典型针阔混交次生林林分结构不同,非生物环境和土壤生物环境也存在显着差异,且林分结构与环境因子间存在显着相关关系,特别是当林分土壤养分含量越高,微生物活性越强时,越有利于提高林木胸径的增长,同时土壤肥力越高的林分生长空间也越充足,林木竞争力也越强,由于植被-土壤-微生物三者之间是相互作用的,因此反过来也亦如此,当林分整体长势较好、生长空间充足时,可以更好的改善土壤营养状况和提高微生物活性及繁殖力。南盘江流域优越的水热条件、丰富的树种资源为植被自然恢复提供了环境和物质基础,但自然恢复过程中侵入树种杂乱,树种间竞争并逐步淘汰所需时间长,因此,仍需要采取人工促进措施,对种类组成与密度进行适度调控,改善林分结构及立地环境,以加速恢复退化的森林。
宋贤冲[8]（2019）在《广西猫儿山土壤微生物群落时空变化特征研究》文中认为本文以中国广西壮族自治区猫儿山国家级自然保护区不同海拔的植被带为研究对象,选取不同海拔高度的4种典型植被带:中亚热带常绿阔叶林（Evergreen broad-leaved forest,EBF）、水青冈天然林（Fagus longipetiolata natural forest,NF）、常绿落叶阔叶混交林（Evegreen deciduous broad-leaved mixed forest,DBF）和针叶阔叶混交林（Coniferous broad-leaved mixed forest,CBF）设置固定样地,采用常规化学分析技术、Biolog-Eco平板技术和Illumina Hiseq 2500高通量测序技术从土壤酶活性、土壤微生物碳源利用特征和土壤微生物群落组成3方面研究猫儿山土壤微生物群落的时空变化特征。比较分析了土壤微生物群落功能多样性和群落组成结构的时空变化,并就气候、土壤和植被因子等环境因子对土壤微生物群落的影响进行了分析。主要研究结果如下:（1）猫儿山典型植被带土壤理化性质和酶活性的时空变化具有异质性。土壤含水量、有机质、全氮、速效氮、有效磷和速效钾含量在高海拔地带最高;不同季节土壤理化性质没有明显的变化规律。不同海拔全年平均酸性磷酸酶和过氧化氢酶活性随海拔上升而单调上升;脲酶和蔗糖酶活性单调下降;多酚氧化酶活性呈现单峰趋势。海拔与土壤脲酶、蔗糖酶活性为极显着负相关关系;除了全钾外,其他土壤养分与脲酶和蔗糖酶之间为显着或极显着负相关关系;p H与土壤过氧化氢酶之间呈显着的负相关关系;土壤含水量与蔗糖酶和脲酶之间为显着或极显着的负相关关系;年平均气温与酸性磷酸酶和脲酶的相关性达到显着水平。年平均降水量与过氧化氢酶活性之间为极显着的负相关关系,与多酚氧化酶为极显着正相关关系。（2）猫儿山土壤微生物群落功能多样性沿海拔大体上呈单调下降趋势。春季、秋季和冬季土壤微生物群落功能多样性随海拔上升呈下降趋势;夏季呈现单峰模式。不同季节的土壤微生物功能多样性变化为土壤微生物多样性指数大体上与土壤平均颜色变化率（Average well color development,AWCD）呈现相同的变化规律。不同海拔植被带土壤微生物群落对氨基酸类、胺类和酯类碳源利用程度相对较高,而对碳水化合物类和醇类利用程度相对较低。不同海拔样地土壤微生物碳源利用模式的变化与土壤AWCD的变化一致。土壤微生物碳源代谢多样性的垂直地带性差异主要体现在羧酸类、碳水化合物类和氨基酸类碳源的利用上。不同海拔植被带的各样地土壤AWCD有季节性差异,所有样地均表现为:夏季>秋季>春季>冬季。土壤微生物香农指数的季节变化与土壤AWCD一致。辛普森优势度指数的季节变化排序为秋季>夏季>春季>冬季。碳源利用模式的季节变化与土壤AWCD一致。土壤微生物碳源代谢多样性的季节差异主要体现在氨基酸类、酯类和羧酸类碳源的利用上。冗余分析、蒙特卡罗检验、分类变异分析和偏曼特尔检验均表明,年平均气温是猫儿山土壤微生物群落功能多样性时空变化最主要的影响因子。（3）土壤微生物群落物种多样性随海拔上升呈下降趋势;不同季节的土壤微生物群落物种多样性变化不明显。可操作分类单元（Operational taxonomic units,OTUs）数量随着海拔上升呈现出单调下降的趋势,即EBF>NF>DBF>CBF;Chao1评估量、香农多样性指数和辛普森样性指数沿海拔的变化趋势与OTUs丰度不同。不同海拔土壤微生物群落中变形菌门、酸杆菌门和放线菌门为优势类群,占所有分类细菌序列的75%以上。不同分类水平下的优势类群相同均为酸杆菌类。不同海拔样品之间的共有OTUs数量占40%左右,表明不同海拔之间土壤细菌群落组成存在较大差异。无度量多维标定法分析结果发现除了EBF和NF样地分异不明显外,其他不同海拔样品间有明显的分异。通过多种响应置换过程分析、多元方差分析、相似性分析和分子生物学方差分析的结果,进一步证明了EBF和NF样地的群落组成有较大的相似性。Jaccard和Bray-Curtisβ多样性指数分析发现猫儿山微生物群落组成相似性存在距离-衰减模式。不同季节猫儿山土壤微生物群落OTUs数量大体上秋季最高,夏季最低;而香农指数和辛普森指数大体上夏季最高,秋季最低;Chao1指数大体上夏季最高,春季最低。不同季节样品之间的共有OTUs数量占30%左右,表明不同季节之间土壤细菌群落组成存在较大差异。无度量多维标定法分析结果发现猫儿山夏季和其他季节的样品间也有明显的分异;但多种响应置换过程和相似性分析的结果表明不同季节之间差异均不显着。主成分分析结果表明土壤微生物群落组成的季节差异主要体现在放线菌门、酸杆菌门、绿弯菌门和WD272的相对丰度上。典范对应分析、蒙特卡罗检验和回归分析结果表明,土壤有效磷含量和土壤含水量是猫儿山土壤细菌群落结构时空变化的主要影响因子。本研究表明猫儿山典型植被带土壤理化性质和酶活性、土壤微生物群落功能多样性和物种多样性的时空分布具有异质性。年平均气温是土壤微生物群落功能多样性时空变化最主要的影响因子,土壤有效磷含量和土壤含水量是土壤细菌群落结构时空变化最主要的影响因子。
曾静,李旭,侯志勇,谢永宏[9]（2017）在《洞庭湖湿地3种典型植物群落土壤酶活性特征》文中提出调查了洞庭湖湿地典型植物群落（短尖苔草（Carex brevicuspis）、南荻（Triarrhena sacchariflora）、辣蓼（Polygonumhy dropiper））洪水期前后（5、10月）两次表层土壤酶活性及土壤养分性状.结果表明:3种典型群落之间具有明显的土壤养分性状及土壤酶活差异.辣蓼群落具有相对较高的土壤有机质、全氮、全磷、速效磷含量,短尖苔草群落次之,而南荻群落的土壤养分含量最低.3种典型植物群落的土壤有机质、全氮、全磷含量均表现为5月高于10月,土壤速效磷、速效钾洪水期前后无显着差异.辣蓼群落的蔗糖酶活性明显高于其他2个群落;3个群落脲酶活性均表现为10月高于5月,南荻、辣蓼群落有显着差异.磷酸酶以南荻群落最高,短尖苔草群落5月显着高于10月,南荻群落则10月显着高于5月;短尖苔草、南荻群落过氧化氢酶活性显着高于辣蓼群落,短尖苔草群落5月与10月间有显着差异,其余2个群落无显着差异.相关分析表明:脲酶活性与土壤养分含量关系不密切;蔗糖酶活性与土壤有机质、全磷、全氮及速效磷素含量均呈显着正相关.总体上,洞庭湖典型湿地植物群落显示了较为明显的土壤理化状况以及土壤酶活差异;同时也显示了季节性差异.相对而言,辣蓼群落土壤具有较快的物质循环与转化代谢速率,对于氮、磷等污染物具有较高的转化作用,而短尖苔草、南荻群落低于辣蓼群落,这可能与二者较低的土壤有机质以及氮磷养分积累有关.
李娅芸[10]（2016）在《宁南山区典型植物根系分解特征及其对土壤养分和微生物多样性的影响》文中研究表明我国黄土高原,因其复杂的自然条件、恶劣的生态环境、强烈的水土流失以及世界最大的黄土沉淀区,从而受到广泛关注。自20世纪末开始,在黄土高原地区大力实行退耕还林还草、封山育林、禁伐禁牧、截沙造林等一系列措施,用以恢复该地区的植被及生态环境,并取得了较好的效果。本文选取黄土丘陵区温带草原为研究对象,选取该地区3种典型植物长芒草、铁杆蒿、百里香根系作为实验材料,研究草地生态系统根系分解速率的快慢以及影响根系分解速率的因素、根系分解的过程中对土壤养分、微生物生物量、酶活性以及微生物多样性的影响,以确定该生态过程对全球变化的响应,期望为草地植被生长恢复和土壤肥力变化提供依据,并丰富和完善草地生态系统的物质能量循环理论。主要得出以下结论:（1）根系的不同分解阶段,根系的质量损失量增加快慢有差异。分解结束后,长芒草、铁杆蒿、百里香根系的质量损失量分别为9.22、12.57和12.47g,失重率分别为18.44%、25.14%和24.94%。长芒草、铁杆蒿、百里香3种植物根系分解50%所需时间分别为66.95、48.34和44.13月,分解95%所需时间则分别为317.78、245.14和206.97月。相关性分析显示,根系P含量与分解速率常数k成显着正相关（r=0.935）,木质素含量与分解速率常数k成极显着负相关（r=-0.961）,根系P含量和木质素含量能够较好的预测根系分解速率。根系分解结束时,长芒草、铁杆蒿、百里香根系有机碳和全氮均表现为释放过程,有机碳释放量分别为103.34、57.05和124.40g/kg,全氮释放量分别为4.77、2.93和0.19g/kg。根系P元素在分解的前90天快速下降,但是在整个根系分解过程中却是发生了富集作用。木质素和纤维素的绝对含量分别在分解的第135和第305天达到最小值,在分解第470天和第425天达到最大值。（2）在整个模拟分解过程中,土壤有机碳含量呈现出减小的趋势,根系分解1年后,0-5cm土层土壤有机碳含量是分解初期的0.81-0.85倍,5-20cm土层土壤有机碳含量是分解初期的0.86-0.92倍;0-5cm土层覆盖长芒草、铁杆蒿、百里香根系处理比空白处理的土壤有机碳含量分别高出0.33、0.53和0.22g/kg,5-20cm土层覆盖根系处理比空白处理的土壤有机碳含量分别高出0.36、0.11和0.06g/kg,根系分解可以提高土壤有机碳含量。根系分解一年后,0-5cm土层土壤全氮含量是分解初期的1.03-1.06倍,5-20cm土层土壤全氮含量是分解初期的1.02-1.05倍,覆盖长芒草、铁杆蒿、百里香处理比空白处理土壤全氮含量分别高出0.032、0.035和0.019g/kg,说明根系分解对土壤全氮有一定的提高作用。覆盖植物根系处理与空白处理的土壤铵态氮含量无明显差异。覆盖根系处理比空白处理的土壤硝态氮含量高出0.34-1.09mg/kg,表明根系分解可以提高土壤硝态氮含量。（3）土壤微生物生物量碳随着植物根系的分解呈现出明显的季节性变化,除了分解的前45天外,覆盖根系处理的土壤微生物生物量碳含量均低于空白处理,经过1年的分解,覆盖长芒草、铁杆蒿、百里香根系处理的土壤微生物生物量碳分别比空白处理低194.02、197.10和258.87mg/kg。根系分解对0-5cm土层土壤微生物生物量氮的提高主要集中分解前期（5月份-8月份）,而5-20cm土层覆盖根系的土壤微生物生物量氮含量持续高于空白土壤,说明了根系分解有助于增加土壤微生物量生物量氮。（4）覆盖根系处理与空白处理的土壤脲酶呈现出相同的变化趋势,分解前期,0-5cm土层覆盖根系处理土壤脲酶活性略高于空白处理;分解后期,0-5cm土层与5-20cm土层土壤脲酶活性变化相似;在整个分解过程中,土壤脲酶活性呈现出显着的季节变化,在根系分解次年的3月份达到最小值,而在根系分解次年9月份达到最大值。在根系分解的过程中,覆盖根系处理和空白处理的土壤蔗糖酶活性表现出基本相同的变化规律,但0-5cm土层和5-20cm土层则表现出不同的规律;0-5cm土层土壤蔗糖酶活性大多在分解前期缓慢升高,之后呈现波动性变化,而5-20cm土层的土壤蔗糖酶活性在分解前期迅速达到最大值,然后缓慢降低,在达到最小值后又开始缓慢上升,直至达到最大值。0-5cm土层土壤的土壤磷酸酶活性在根系分解次年3月份和5月份达到最大值,5-20cm土层土壤磷酸酶活性在根系分解第一年7月份达到最大值。（5）通过Miseq测序的方法探究根系分解对土壤微生物群落多样性的影响,研究结果表明在97%相似水平下,土壤样品细菌共检测到30个门,78个纲,131目,222个科,344个属;土壤样品真菌共检测到个18门,32个纲,56目,72个科,76个属。细菌优势菌群是放线菌门,占细菌数列的38.35-45.39%;真菌丰度最高的菌门是子囊菌门,占真菌序列的46.42-54.19%。添加根系处理在门的水平上群落结构是相似的的,但是数量不同,覆盖根系处理提高了土壤中放线菌门的数量,减小了土壤中蓝细菌门类的数量;对真菌来讲,覆盖根系处理降低了土壤中子囊菌门的数量,提高了球囊菌门的数量。
二、云雾山自然保护区不同植物群落土壤酶活性特征研究（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、云雾山自然保护区不同植物群落土壤酶活性特征研究（论文提纲范文）
（1）凋落物对恢复草地氮动态和植被生产力的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 封育对草地恢复的影响 |
| 1.3.2 草地凋落物的生态效应 |
| 1.3.3 土壤氮矿化及影响因素 |
| 1.3.3.1 土壤氮矿化过程 |
| 1.3.3.2 土壤氮矿化的影响因素 |
| 1.3.4 土壤酶活性及影响因素 |
| 1.3.4.1 土壤酶分类和来源 |
| 1.3.4.2 土壤酶活性的影响因素 |
| 第二章 研究内容和方法 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 凋落物去除对土壤氮矿化及有效性的影响 |
| 2.2.2 凋落物去除对植被生产力及多样的影响 |
| 2.2.3 凋落物去除对土壤理化环境的影响 |
| 2.2.4 凋落物去除对土壤酶活性的影响 |
| 2.3 研究区概况 |
| 2.4 拟解决关键科学问题 |
| 2.5 技术路线 |
| 2.6 实验设计 |
| 2.6.1 设置试验样地 |
| 2.6.2 设置矿化试验 |
| 2.6.3 土壤化学指标测定 |
| 2.7 测定指标 |
| 2.8 数据处理 |
| 第三章 凋落物去除对植被生产力及多样性的影响 |
| 引言 |
| 3.1 凋落物去除对植被盖度和α多样性的影响 |
| 3.2 凋落物去除对植被生产力的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 凋落物去除对土壤碳、氮、磷的影响 |
| 引言 |
| 4.1 土壤碳含量 |
| 4.2 土壤氮含量 |
| 4.3 土壤磷含量 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 凋落物去除对土壤酶活性的影响 |
| 引言 |
| 5.1 碳循环酶活性 |
| 5.2 氮循环酶活性 |
| 5.3 磷循环酶活性 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 凋落物去除对土壤氮矿化及有效性的影响 |
| 引言 |
| 6.1 凋落物去除对土壤无机氮库的影响 |
| 6.2 凋落物去除对土壤氮矿化的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 氮矿化的影响因素 |
| 引言 |
| 7.1 结果 |
| 7.2 讨论 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 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 |
（2）黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤线虫多样性 |
| 1.1.1 物种多样性 |
| 1.1.2 营养类群多样性 |
| 1.1.3 生活史多样性 |
| 1.1.4 功能团多样性 |
| 1.2 土壤线虫的生态功能与生物指示作用 |
| 1.2.1 线虫的生态功能 |
| 1.2.2 线虫的生物指示作用 |
| 1.3 土壤线虫群落的常用指数和分析方法 |
| 1.3.1 多样性指数 |
| 1.3.2 生态功能指数 |
| 1.3.3 代谢足迹 |
| 1.4 植被恢复对土壤线虫群落的影响 |
| 1.4.1 植被恢复方式 |
| 1.4.2 植被恢复年限 |
| 1.4.3 土壤环境因素 |
| 1.4.4 其他因素 |
| 1.5 研究背景与意义 |
| 1.6 拟解决的主要科学问题 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.2 次生林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.3 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.4 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.5 不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及其驱动机制 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 样地选择 |
| 2.2.3 植被调查及分析 |
| 2.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 2.2.5 土壤线虫群落鉴定及分析 |
| 2.2.6 数据分析处理 |
| 2.3 技术路线 |
| 第三章 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 样地选择 |
| 3.2.3 植被调查及分析 |
| 3.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 3.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 3.2.6 数据分析处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 3.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 3.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 3.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 3.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 3.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 草地植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 3.4.2 草地植被演替对土壤线虫群落营养类群的影响 |
| 3.4.3 草地植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 3.4.4 草地植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 3.4.5 草地植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 次生林生态系统土壤线虫群落演变特征和影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 样地选择 |
| 4.2.3 植被调查及分析 |
| 4.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 4.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 4.2.6 数据分析处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 4.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 4.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 4.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 4.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 4.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 森林植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 4.4.2 森林植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 4.4.3 森林植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 4.4.4 森林植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 样地选择 |
| 5.2.3 植被调查及分析 |
| 5.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 5.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 5.2.6 数据分析及处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 5.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 5.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 5.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 5.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 5.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 5.4.2 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫生态指数的影响 |
| 5.4.3 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 5.4.4 人工柠条灌木林生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区概况 |
| 6.2.2 样地选择 |
| 6.2.3 植被调查及分析 |
| 6.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 6.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 6.2.6 数据分析及处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 6.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 6.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 6.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 6.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 6.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 6.4.2 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫生态指数的影响 |
| 6.4.3 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 6.4.4 人工苜蓿草地生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征和驱动机制比较 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 研究区概况 |
| 7.2.2 植被调查及分析 |
| 7.2.3 土壤样品采集及测定 |
| 7.2.4 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 7.2.5 数据分析及处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.3.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫演变规律差异 |
| 7.3.3 黄土高原典型植被生态系统土壤群落Net-work分析 |
| 7.3.4 黄土高原典型植被生态系统的线虫群落综合指数 |
| 7.3.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流分析 |
| 7.3.6 黄土高原植被恢复对土壤线虫群落的影响机制 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.4.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变规律差异 |
| 7.4.3 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落综合指数差异 |
| 7.4.4 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流差异 |
| 7.4.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的驱动机制 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（3）平朔矿区复垦地不同植被下苔藓植物群落数量生态研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 国内外苔藓植物研究进展 |
| 1.1.1 苔藓植物多样性研究进展 |
| 1.1.2 苔藓植物生态功能研究进展 |
| 1.1.3 苔藓植物与土壤因子相关性研究进展 |
| 1.1.4 矿区复垦地苔藓植物研究进展 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况和实验设计 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法与实验设计 |
| 2.2.1 苔藓植物群落样方调查和土壤样品采集 |
| 2.2.2 苔藓植物识别及土样分析方法 |
| 2.2.3 数据处理与分析方法 |
| 第三章 复垦地不同植被下11个苔藓植物群落数量生态特征研究 |
| 3.1 苔藓植物群落组成和生态位宽度 |
| 3.2 苔藓植物群落TWINSPAN分类和DCA排序 |
| 3.2.1 TWINSPAN分类 |
| 3.2.2 样方DCA排序 |
| 3.3 不同苔藓植物群落物种多样性特征 |
| 3.4 苔藓植物优势种种间关系和生态位重叠 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 复垦地不同植被下11个苔藓植物群落土壤性质研究 |
| 4.1 不同苔藓植物群落土壤物理性质变化特征 |
| 4.2 不同苔藓植物群落土壤化学性质变化特征 |
| 4.2.1 土壤全盐量、pH值、有机质和全氮变化特征 |
| 4.2.2 土壤速效氮磷钾和C/N比变化特征 |
| 4.2.3 不同苔藓植物群落土壤微量元素丰缺评价 |
| 4.3 不同苔藓植物群落土壤酶活性变化特征 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 复垦地不同植被下11个苔藓植物群落与土壤因子的关系研究 |
| 5.1 不同苔藓植物群落土壤因子间的相关性 |
| 5.2 不同苔藓植物群落物种多样性与土壤因子的相关性 |
| 5.3 不同苔藓植物群落与土壤因子的CCA排序 |
| 5.3.1 样方CCA排序 |
| 5.3.2 苔藓植物种CCA排序 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与讨论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.2 结论 |
| 6.3 展望与不足 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果和参与的科研项目 |
| 致谢 |
| 个人简况及联系方式 |
| 附录 |
（4）模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤性质的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究的目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外氮沉降研究进展 |
| 1.2.2 国内外酸沉降与土壤酸化研究进展 |
| 1.2.3 氮沉降和酸化对土壤碳氮磷的影响研究进展 |
| 1.2.4 氮沉降和酸化对土壤微生物生物量的影响研究进展 |
| 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 研究地点地理概况 |
| 1.5 技术路线和实验设计 |
| 1.5.1 技术路线 |
| 1.5.2 实验设计 |
| 1.6 拟可能的创新点 |
| 第二章 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤碳氮和微生物量的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与设备 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 仪器设备 |
| 2.2.3 分析试剂 |
| 2.3 实验方法与数据处理 |
| 2.3.1 土壤全碳、可溶性有机碳的测定 |
| 2.3.2 土壤全氮、硝态氮、铵态氮的测定 |
| 2.3.3 土壤呼吸速率、呼吸商及矿化氮的测定 |
| 2.3.4 土壤微生物量的测定 |
| 2.3.5 数据处理 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤碳素的影响 |
| 2.4.2 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤氮素的影响 |
| 2.4.3 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤微生物量的影响 |
| 2.4.4 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤呼吸和矿化氮的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 氮沉降与酸化对土壤碳氮的影响 |
| 2.5.2 氮沉降和酸化对土壤微生物量的影响 |
| 2.5.3 氮沉降和酸化对土壤呼吸速率的影响 |
| 2.6 结论 |
| 第三章 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地磷素及其生态化学计量特征的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与设备 |
| 3.2.1 样品采集 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 分析试剂 |
| 3.3 实验方法与数据分析 |
| 3.3.1 土壤全磷、有机磷和无机磷的测定 |
| 3.3.2 土壤速效磷和微生物量磷的测定 |
| 3.3.3 数据处理 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤无机磷的影响 |
| 3.4.2 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤有机磷的影响 |
| 3.4.3 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤全磷的影响 |
| 3.4.4 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤速效磷的影响 |
| 3.4.5 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤磷素生态化学计量C:P和N:P的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 结论 |
| 第四章 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤微生物丰度的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与设备 |
| 4.2.1 样品采集 |
| 4.2.2 仪器设备 |
| 4.2.3 分析试剂 |
| 4.3 实验方法与数据处理 |
| 4.3.1 土壤总DNA的提取 |
| 4.3.2 土壤微生物群落丰度分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 氮沉降和施酸处理下土壤DNA的浓度与纯度 |
| 4.4.2 氮沉降和施酸处理对原核微生物的影响 |
| 4.4.3 模拟氮沉降和酸化处理对碳氮转化微生物丰度的影响 |
| 4.4.4 模拟氮沉降和酸化处理土壤微生物丰度与环境因子的相关性 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 结论 |
| 第五章 模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤其他理化形状的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与设备 |
| 5.2.1 样品采集 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 分析试剂 |
| 5.3 实验方法与数据处理 |
| 5.3.1 土壤pH、含水率和颗粒组成的测定 |
| 5.3.2 土壤粒度分级 |
| 5.4 结果与分析 |
| 5.4.1 氮沉降和酸化对土壤pH和含水率的影响 |
| 5.4.2 氮沉降和酸化对土壤颗粒组成的影响 |
| 5.4.3 各指标之间的相关性分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 结论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的研究成果 |
（5）半干旱黄土区草地植物多样性和生产力对封育和管理措施的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 封育对植物多样性、生产力和土壤水氮动态的影响 |
| 1.3.2 坡向对植物多样性、生产力和土壤水氮动态的影响 |
| 1.3.3 水肥管理对植物多样性、生产力和土壤水氮动态的影响 |
| 1.3.4 刈割对植物多样性、生产力和土壤水氮动态的影响 |
| 1.3.5 火烧对植物多样性、生产力和土壤水氮动态的影响 |
| 1.4 目前研究中存在的不足 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 封育对草地植物多样性、生产力与土壤水氮动态的影响 |
| 2.2.2 坡向对植物多样性、生产力与土壤水氮动态对封育年限响应的影响 |
| 2.2.3 水肥管理对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮动态的影响 |
| 2.2.4 刈割对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮动态的影响 |
| 2.2.5 火烧对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮动态的影响 |
| 2.3 拟解决的关键问题 |
| 2.4 技术路线 |
| 2.5 试验设计 |
| 2.6 植物和土壤指标测定 |
| 2.7 数据分析方法 |
| 第三章 放牧草地对封育的响应机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 植物调查和土壤水分、氮动态的测定 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 封育年限对植物多样性和生产力的影响 |
| 3.3.2 枯落物、地上生物量与多样性间的相互关系 |
| 3.3.3 封育年限对土壤水分的影响 |
| 3.3.4 封育年限对土壤氮矿化的影响 |
| 3.3.5 封育年限对土壤氮有效性的影响 |
| 3.3.6 土壤氮矿化、有效性与水分间的相互关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 封育对植物生产力和多样性的影响 |
| 3.4.2 封育对土壤水分和氮动态的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 坡向对放牧草地封育响应的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 坡向对封育草地生产力与多样性的影响 |
| 4.3.2 坡向对封育草地土壤水分的影响 |
| 4.3.3 坡向对封育草地土壤氮矿化的影响 |
| 4.3.4 坡向对封育草地土壤氮有效性的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 坡向对植物多样性和生产力及其封育效应的影响 |
| 4.4.2 坡向对土壤水分和氮动态及其封育效应的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水肥管理对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验设计 |
| 5.2.2 数据处理与分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 水肥管理对植物生产力与多样性的影响 |
| 5.3.2 水肥管理对土壤水分的影响 |
| 5.3.3 水肥管理对土壤氮矿化的影响 |
| 5.3.4 水肥管理对土壤矿质氮的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 水肥配施对植物多样性和生产力的影响 |
| 5.4.2 水肥管理对土壤水分和氮动态的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 刈割对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验设计 |
| 6.2.2 数据处理与分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 刈割对植物生产力与多样性的影响 |
| 6.3.2 刈割对土壤水分的影响 |
| 6.3.3 刈割对土壤氮矿化的影响 |
| 6.3.4 刈割对土壤矿质氮的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 刈割对封育草地多样性和生产力的影响 |
| 6.4.2 刈割对封育草地土壤水分和氮动态的影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 火烧对封育草地植物多样性、生产力与土壤水氮的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验设计 |
| 7.2.2 数据处理与分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 火烧对植物生产力与多样性的影响 |
| 7.3.2 火烧对土壤水分的影响 |
| 7.3.3 火烧对土壤氮矿化的影响 |
| 7.3.4 火烧对土壤矿质氮的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 火烧对封育草地多样性和生产力的影响 |
| 7.4.2 火烧对封育草地土壤氮动态的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）东北地区天然紫椴种群土壤微生物多样性及空间分布格局（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 课题背景(或引言) |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.3 土壤微生物 |
| 1.4 土壤微生物多样性 |
| 1.4.1 物种多样性 |
| 1.4.2 遗传多样性 |
| 1.4.3 生态类型多样性 |
| 1.4.4 功能多样性 |
| 1.5 微生物地理学 |
| 1.5.1 微生物地理学定义与发展现状 |
| 1.5.2 微生物地理学研究内容 |
| 1.5.3 微生物生物地理学主要理论 |
| 1.5.4 微生物地理学研究意义 |
| 1.6 土壤微生物群落研究方法 |
| 1.6.1 土壤微生物量研究方法 |
| 1.6.2 土壤微生物多样性研究方法 |
| 1.7 研究内容及技术路线 |
| 1.7.1 研究目标 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 2 研究区域概况和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 实验设计与取样 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.3 土壤理化性质的测定 |
| 2.4 土壤酶活性的测定 |
| 2.5 土壤细菌和真菌高通量测序分析 |
| 2.5.1 土壤细菌Illumina高通量测序 |
| 2.5.2 土壤真菌Illumina高通量测序 |
| 2.6 统计分析 |
| 2.6.1 Illumina高通量数据处理 |
| 2.6.2 生物的α-多样性分析 |
| 2.6.3 Beta多样性分析 |
| 2.6.4 差异显着分析 |
| 2.6.5 分类学组成分析 |
| 2.6.6 RDA/CCA分析 |
| 2.6.7 组间样品LEfSe分析 |
| 2.6.8 不同物种间相关性网络图分析 |
| 3 不同海拔、不同纬度紫椴种群土壤理化和酶活性特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同纬度土壤理化性质的特征 |
| 3.2.2 不同纬度土壤酶活性分布特征 |
| 3.2.3 长白山不同海拔土壤酶活性分布特征 |
| 3.2.4 不同纬度土壤酶活性与主要生态因子之间的关系 |
| 3.2.5 不同海拔土壤酶活性与主要生态因子之间的关系 |
| 3.2.6 不同海拔、纬度土壤酶活性之间的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同海拔土壤酶活性的变化规律 |
| 3.3.2 不同纬度土壤酶活性的变化规律 |
| 3.3.3 土壤酶与土壤理化性质之间的关系 |
| 本章小结 |
| 4 长白山不同海拔紫椴土壤真菌群落结构和多样性的变化 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 土壤真菌样品测序结果、取样深度验证 |
| 4.1.2 土壤真菌alpha多样性的变化 |
| 4.1.3 土壤真菌beta多样性的变化 |
| 4.1.4 不同海拔土壤真菌Venn图 |
| 4.1.5 不同海拔土壤真菌群落结构组成 |
| 4.1.6 不同海拔土壤真菌群落heatmap图 |
| 4.1.7 不同海拔土壤真菌群落LEfSe图 |
| 4.1.8 不通海拔土壤真菌群落组成与土壤环境因子的相关分析 |
| 4.1.9 土壤酶活性对优势真菌菌门的影响 |
| 4.1.10 土壤酶活性对优势真菌纲的影响 |
| 4.1.11 土壤酶活性对优势真菌属的影响 |
| 4.1.12 不通海拔土壤真菌群落组成网络图 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 长白山不同海拔紫椴土壤细菌群落结构和多样性的变化 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 土壤细菌样品测序结果、取样深度验证 |
| 5.1.2 土壤细菌alpha多样性的变化 |
| 5.1.3 土壤细菌beta多样性的变化 |
| 5.1.4 不同海拔土壤细菌群落结构组成 |
| 5.1.5 不同海拔土壤细菌群落heatmap图 |
| 5.1.6 不同海拔土壤细菌群落LEfSe图 |
| 5.1.7 不通海拔土壤细菌群落组成与土壤环境因子的相关分析 |
| 5.1.8 土壤酶活性和土壤理化对优势细菌菌门的影响 |
| 5.1.9 土壤酶活性和土壤理化对优势细菌纲的影响 |
| 5.1.10 土壤酶活性和土壤理化对优势细菌属的影响 |
| 5.1.11 不通海拔土壤细菌群落组成网络图 |
| 5.2 讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 不同纬度紫椴土壤真菌群落结构和多样性的变化 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 土壤真菌样品测序结果、取样深度验证 |
| 6.1.2 土壤真菌alpha多样性的变化 |
| 6.1.3 土壤真菌beta多样性的变化 |
| 6.1.4 不同纬度土壤真菌Venn图 |
| 6.1.5 不同纬度土壤真菌群落结构组成 |
| 6.1.6 不同纬度土壤真菌群落heatmap图 |
| 6.1.7 不同纬度土壤真菌群落LEfSe图 |
| 6.1.8 不通纬度土壤真菌群落组成与土壤环境因子的相关分析 |
| 6.1.9 土壤酶活性对优势细菌菌门的影响 |
| 6.1.10 土壤酶活性对优势细菌纲的影响 |
| 6.1.11 土壤酶活性对优势真菌属的影响 |
| 6.1.12 不同纬度土壤真菌群落组成网络图 |
| 6.2 讨论 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 不同纬度紫椴土壤细菌群落结构和多样性的变化 |
| 7.1 结果与分析 |
| 7.1.1 土壤细菌样品测序结果、取样深度验证 |
| 7.1.2 土壤细菌alpha多样性的变化 |
| 7.1.3 土壤细菌beta多样性的变化 |
| 7.1.4 不同纬度土壤细菌群落结构组成 |
| 7.1.5 不同纬度土壤细菌群落heatmap图 |
| 7.1.6 不同纬度土壤细菌群落LEfSe图 |
| 7.1.7 不同纬度土壤细菌群落组成与土壤环境因子的相关分析 |
| 7.1.8 土壤酶活性对优势细菌菌门的影响 |
| 7.1.9 土壤酶活性对优势细菌纲的影响 |
| 7.1.10 土壤酶活性对优势细菌属的影响 |
| 7.1.11 不通纬度土壤细菌群落组成网络图 |
| 7.2 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 附件 |
（7）南盘江流域三种典型针阔混交次生林林分结构与立地环境特征关联分析（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究综述 |
| 1.3.1 森林结构 |
| 1.3.2 森林立地环境 |
| 1.3.3 研究评述 |
| 1.4 拟解决的关键科学问题 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 地质地貌 |
| 2.3 气候 |
| 2.4 土壤 |
| 2.5 植被 |
| 2.6 森林资源 |
| 第三章 针阔混交林林分结构特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样地设置 |
| 3.1.2 样地调查 |
| 3.1.3 研究方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 物种组成及植物多样性 |
| 3.2.2 林分非空间结构 |
| 3.2.3 林分空间结构 |
| 3.2.4 林分结构相互关系 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 针阔混交林立地环境特性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样地设置 |
| 4.1.2 数据采集及分析 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 非生物环境 |
| 4.2.2 生物环境 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 针阔混交林林分结构与立地环境特性关联分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 样地设置 |
| 5.1.2 数据采集 |
| 5.1.3 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 植物多样性与环境因子的关系 |
| 5.2.2 林分非空间结构与环境因子的关系 |
| 5.2.3 林分空间结构与环境因子的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.1.1 林分结构特征 |
| 6.1.2 立地环境特征 |
| 6.1.3 林分结构与立地环境相关关系 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
（8）广西猫儿山土壤微生物群落时空变化特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 项目来源和经费支持 |
| 1.3 国内外研究综述 |
| 1.3.1 土壤微生物多样性 |
| 1.3.2 土壤微生物群落功能多样性 |
| 1.3.3 土壤微生物物种多样性分布格局 |
| 1.4 关键的科学问题 |
| 1.5 研究目标 |
| 1.6 主要研究内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 第二章 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样地概况 |
| 2.3 样地设置和样品采集 |
| 2.4 土壤样品理化性质的测定 |
| 2.5 土壤酶活性的测定 |
| 2.6 气象数据的采集 |
| 2.7 植物多样性的测定 |
| 2.8 微生物群落功能多样性的测定 |
| 2.9 土壤样品总DNA提取和目的片段PCR扩增、测序 |
| 2.9.1 土壤样品DNA提取 |
| 2.9.2 PCR扩增及产物纯化 |
| 2.9.3 文库构建和上机测序 |
| 2.9.4 测序数据处理 |
| 2.9.5 OTU聚类和物种注释 |
| 2.9.6 数据统计分析方法简介 |
| 第三章 猫儿山不同海拔植被带土壤理化性质和酶活性的时空变化特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤理化性质的时空变化情况 |
| 3.3.2 土壤酶活性的时空变化情况 |
| 3.3.3 土壤理化性质、气候因子与土壤酶活性的相关性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤理化性质的时空变化 |
| 3.4.2 土壤酶活性的时空变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 猫儿山不同海拔植被带土壤微生物群落功能多样性的时空变化特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同季节土壤平均颜色变化率沿海拔的变化情况 |
| 4.3.2 各样地土壤平均颜色变化率的季节变化情况 |
| 4.3.3 不同海拔植被带土壤微生物群落功能多样性指数 |
| 4.3.4 不同季节土壤微生物碳源利用强度沿海拔的变化情况 |
| 4.3.5 相同季节不同海拔各样地土壤微生物群落的代谢差异 |
| 4.3.6 同一海拔不同季节各样地土壤微生物群落的代谢差异 |
| 4.3.7 不同海拔土壤微生物碳源利用的主要影响因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同海拔对土壤微生物碳源利用的影响 |
| 4.4.2 不同季节对土壤微生物碳源利用的影响 |
| 4.4.3 环境因子对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 猫儿山不同海拔植被带土壤微生物群落组成和结构的时空变化特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤微生物群落组成和结构沿海拔的变化情况 |
| 5.3.2 土壤微生物群落组成和结构的季节变化情况 |
| 5.3.3 微生物群落的海拔分布模式 |
| 5.3.4 微生物群落的季节分布模式 |
| 5.3.5 微生物群落沿海拔梯度的距离-衰减模式 |
| 5.3.6 微生物群落组成与环境因子的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 海拔变化对土壤微生物群落的影响 |
| 5.4.2 季节更替对土壤微生物群落的影响 |
| 5.4.3 土壤微生物群落结构时空变化与环境因子的关系 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 主要创新点和展望 |
| 6.2.1 主要创新点 |
| 6.2.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
（9）洞庭湖湿地3种典型植物群落土壤酶活性特征（论文提纲范文）
| 1材料与方法 |
| 1.1研究区域概况 |
| 1.2样品采集 |
| 1.3样品分析方法 |
| 1.4数据统计 |
| 2结果与分析 |
| 2.1 3种典型湿地植物群落的土壤养分特征 |
| 2.2土壤酶活性 |
| 2.3典型湿地植物群落土壤酶活性与土壤理化因子的相关关系 |
| 3讨论 |
（10）宁南山区典型植物根系分解特征及其对土壤养分和微生物多样性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 选题依据 |
| 1.3 国内外研究概况 |
| 1.3.1 根系分解以及养分释放的研究进展 |
| 1.3.2 土壤酶活性对根系分解的研究进展 |
| 1.3.3 根系干物质分解对土壤微生物生物量和微生物群落多样性影响的研究进展 |
| 1.3.4 根系分解对土壤养分影响的研究进展 |
| 第二章 研究内容及试验方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 三种典型植物根系分解及养分释放特性 |
| 2.2.2 三种典型植物根系分解过程中土壤碳、氮动态变化 |
| 2.2.3 三种典型植物根系分解过程中土壤酶活性的动态变化 |
| 2.2.4 根系分解对土壤微生物生物量及其多样性的影响 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 研究方法 |
| 2.4.1 野外模拟根系的分解 |
| 2.4.2 测定方法 |
| 2.5 数据处理及统计 |
| 第三章 三种典型植物群落根系分解及养分动态的研究 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 根系初始化学性质 |
| 3.1.2 根系损失重量及失重率 |
| 3.1.3 初始根系养分含量与分解速率常数的关系 |
| 3.1.4 主要元素的动态变化 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 根系分解变化特征 |
| 3.2.2 根系分解的影响因素 |
| 3.2.3 根系分解的元素释放规律特征 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 三种典型植物群落根系分解对土壤碳、氮动态变化的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 根系分解对土壤有机碳的影响 |
| 4.1.2 根系分解对土壤全氮的影响 |
| 4.1.3 根系分解对土壤有效氮的影响 |
| 4.1.4 土壤根系分解过程中土壤养分与温度水分相关性分析 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 根系分解对土壤有机碳的影响 |
| 4.2.2 根系分解对土壤全氮影响 |
| 4.2.3 根系分解对土壤有效氮的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 三种典型植物群落根系分解过程中土壤微生物量和酶活的动态变化 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 根系分解过程中土壤微生物生物量碳的动态变化 |
| 5.1.2 根系分解过程中土壤微生物生物量氮的动态变化 |
| 5.1.3 根系分解过程中土壤脲酶活性的动态变化 |
| 5.1.4 根系分解过程中土壤蔗糖酶活性的动态变化 |
| 5.1.5 根系分解过程中土壤磷酸酶活性的动态变化 |
| 5.1.6 土壤生物学性状和土壤环境因子的 Person 相关系数 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 根系分解对土壤微生物生物量的影响 |
| 5.2.2 根系分解对土壤酶活性的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 根系分解对土壤微生物多样性的的影响 |
| 6.1 土壤DNA的提取和rDNA的PCR扩坑 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 数据优化统计结果 |
| 6.2.2 OUT聚类与多样性分析的结果 |
| 6.2.3 群落组成结构分析 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 本文结论 |
| 7.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
四、云雾山自然保护区不同植物群落土壤酶活性特征研究（论文参考文献）
- [1]凋落物对恢复草地氮动态和植被生产力的影响[D]. 侯灵操. 西北农林科技大学, 2021
- [2]黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制[D]. 霍娜. 西北农林科技大学, 2021
- [3]平朔矿区复垦地不同植被下苔藓植物群落数量生态研究[D]. 郭英英. 山西大学, 2020(02)
- [4]模拟氮沉降和酸化对云雾山草地土壤性质的影响[D]. 王苁蓉. 陕西师范大学, 2020
- [5]半干旱黄土区草地植物多样性和生产力对封育和管理措施的响应[D]. 刘建. 西北农林科技大学, 2020
- [6]东北地区天然紫椴种群土壤微生物多样性及空间分布格局[D]. 李梦莎. 东北林业大学, 2020(01)
- [7]南盘江流域三种典型针阔混交次生林林分结构与立地环境特征关联分析[D]. 喻素芳. 南京林业大学, 2019(05)
- [8]广西猫儿山土壤微生物群落时空变化特征研究[D]. 宋贤冲. 中国林业科学研究院, 2019
- [9]洞庭湖湿地3种典型植物群落土壤酶活性特征[J]. 曾静,李旭,侯志勇,谢永宏. 湖泊科学, 2017(04)
- [10]宁南山区典型植物根系分解特征及其对土壤养分和微生物多样性的影响[D]. 李娅芸. 西北农林科技大学, 2016(11)