一、红黄壤区域农业亟待解决的问题及研究进展（论文文献综述）
高阿娟[1]（2021）在《喀斯特石漠化治理刺梨水肥耦合与果实品质提升技术研究》文中研究指明国家石漠化治理工程成效显示种植特色经果林对喀斯特生态环境的恢复和土壤养分的改良功不可没,经果林能够有效防治水土流失并给当地农户带来一定的经济效益,但在刺梨种植过程中存在水肥施用不合理问题,导致刺梨果实品质降低。对喀斯特刺梨植株进行不同水肥处理,将水肥耦合对土壤环境、刺梨果实品质的影响结合起来,对刺梨果实品质的提升、石漠化治理生态衍生产品生命周期的延长具有重要意义。根据地理学、生态学、水肥耦合有关研究理论、刺梨生长需水需肥规律、刺梨果实生理学理论,针对石漠化治理水肥耦合与刺梨果实品质提升、刺梨管理过程施肥等科学问题与科技需求,在代表中国南方喀斯特石漠化生态环境类型总体结构的贵州高原山区选择毕节撒拉溪、施秉喀斯特为研究区,2018-2020年通过对刺梨种植地野外考察、选取传统肥料与新型肥料对研究区内60株刺梨植株进行水肥配施、14个土壤理化性质指标与8个刺梨果实品质指标进行测定,运用野外调查、室内实验及单因素、双因素方差分析、Pearson相关分析、主成分分析、灰色关联分析等方法,围绕石漠化治理刺梨水肥耦合与果实品质提升基础前沿研究、共性关键技术研发、应用示范进行全链条创新设计,并通过一体化部署、分模块推进机理-机制-技术-应用示范进行系统研究,重点通过刺梨水肥耦合试验,阐明水肥耦合下刺梨土壤理化性质、刺梨果实品质的特征,揭示不同水肥处理对刺梨土壤环境、刺梨果实品质的影响,评价适宜刺梨提高果实品质的水肥配比,提出适宜刺梨生长的水肥耦合技术,集成刺梨品质优化调控技术并进行示范验证,为国家和地方石漠化治理特色经果林的发展提供科技参考。1两个研究区刺梨地土壤各养分含量在水肥处理和CK下均表现出逐层递减的垂直分布规律,水肥处理可以显着影响刺梨根部土壤理化性质（P<0.05）,显着影响土壤养分的含量（P<0.05）,灌水、施肥及其交互作用对两个研究区刺梨地土壤肥力影响显着（P<0.05）:在该实验中,土壤p H基本不随灌水施肥量变化,说明灌水施肥处理均未对刺梨的土壤生长环境造成影响,除p H外,随土层深度的增加,其他土壤养分含量总体呈现减小的趋势。随着施肥水平升高,土壤养分含量随土壤深度增加表现为先增加后降低的趋势。在研究中发现,土壤养分对灌水的响应较为复杂且不同肥力条件下差异较大,通过传统肥料与新型肥料配施,土壤养分含量均有所改善。两个研究区内,随着灌水量的增加,在W2条件下有机碳、全氮、全磷、碱解氮、速效钾含量达到最大,继续增大灌水量到W3水平,土壤全量养分和速效养分含量均降低,通过双因素方差分析,灌水、施肥及其交互作用对两个研究区刺梨地土壤肥力影响显着（P<0.05）,进一步说明通过灌水施肥是影响土壤肥力的重要途径。2两个研究区刺梨在同一灌水或施肥条件下,果实品质指标随施肥或灌水的增加表现出先增大后减小的趋势,在中水、低水处理下的刺梨果实品质指标明显高于高水处理,在W2F2（中水中肥）处理下,果实品质达到最佳,通过相关性分析发现两个研究区土壤养分指标与刺梨果实品质指标之间均具有相关性,且相关性多表现为极显着:各水肥处理下果实品质指标含量增加,且均在W2F2（中水中肥）表现最高,W3F1（高水低肥）表现最低,且低于CK处理,说明适当的水分亏缺有助于可溶性糖、维生素C等果实品质指标的积累,提高刺梨果实的糖酸比等品质。W3（高水）处理下,土壤含水量增多,土壤养分随含水量淋溶至深层土壤,而刺梨植株根系较浅,吸收到的养分较少,导致刺梨植株生长缓慢,影响刺梨果实品质。通过相关性分析发现两个研究区不同水肥处理下土壤养分指标与刺梨果实品质指标之间具有相关性,说明通过水肥处理影响土壤环境,而土壤环境又通过影响刺梨植株生长,进而影响果实品质。3以刺梨单果质量、果形指数、果实含水率、可溶性糖、可滴定酸、维生素C、黄酮、多酚为综合评价指标,使用主成分分析和灰色关联法对两个研究区不同水肥处理刺梨各果实品质指标综合分析,结果均显示W2F2（中水中肥）处理得到刺梨果实品质最好,W3F1（高水低肥）处理最差:水肥配施对刺梨果实指标均具有显着影响,随着水肥施用量增多,刺梨果实各指标均表现为先增加后降低的变化趋势,说明在适宜刺梨生长的范围内,增加水肥施用量对果实品质提高具有促进作用,超过该范围则会对果实品质产生负效应。研究刺梨水肥耦合与果实品质的变化是一个漫长的过程,研究开展周期仅一年,因此应至少再进行两年试验,结合植株不同生长阶段取样分析,考虑如降水、温度等气候因素年际变化对刺梨生长的影响,综合确定适宜刺梨的水肥配比。通过构建刺梨果实销售、深加工产品流通模式,形成完整的石漠化生态治理衍生产品产业链,促进喀斯特石漠化治理生态效益和经济效益同步、高效发展。4在刺梨水肥耦合与果实品质提升技术研究的理论基础上,基于喀斯特石漠化水肥耦合与刺梨果实品质提升的现有刺梨施肥、灌溉技术,提出刺梨施肥改良技术、刺梨灌水改良技术等关键创新技术,并对关键创新技术进行示范验证:现有施肥技术多以简易器具辅助施肥,劳动强度较大,综合效率较低,针对这一问题提出刺梨施肥改良技术,实现翻土开沟、深度可调的目的,克服施肥量不好控制、施肥不精确的问题;对于喀斯特地区灌水多采用漫灌或人工浇灌、造成水资源浪费的现象,提出刺梨灌溉改良技术,控制流速和整体流量,同时解决刺梨灌溉方式中存在根系湿润范围小,不能对根系进行精准灌溉的问题。
江西省农业科学院土壤肥料与资源环境研究所[2]（2021）在《提升红壤耕地质量 支撑“藏粮于地”战略实施》文中研究指明土壤是国家最重要的自然资源,是农业发展的物质基础。红壤是我国主要土壤类型之一,主要分布在北纬30°以南的丘陵地区。红壤区国土面积为全国的11.8%,养育着全国22.5%的人口,是我国重要的农林产品基地,但同时也是我国生态环境脆弱区。红壤因其酸性强、黏重板结、贫瘠、易侵蚀等自然特性,加之受多熟集约种植、过度开发、施肥不合理等人为因素的影响,中低产耕地面积大、综合生产能力与种植效益低,影响了气候生产潜力的发挥和区域农业的高质高效发展。
陈映华[3]（2021）在《基于农旅融合的菖蒲盖亚高山草场景观修复设计与实践》文中研究指明在乡村景观资源中,草场在旅游、生产、生态、文化传承等方面发挥了积极、重要的作用,它既是作为农业的重要生产资料,也是作为旅游业重要的旅游资源。但在长期农业发展过程中,由于自然灾害、不合理畜牧、开垦等原因,导致草场逐步荒废、杂草入侵、石漠化等问题,造成草场生产力下降、景观破碎化的问题。在乡村振兴战略背景下,以农旅融合理论为指导,从景观、畜牧业生产两方面修复部分退化的草场景观提高其社会、经济、生态效益。本文以草场景观修复设计作为着手点,以实现草场景区农旅融合发展为最终目标。从退化草场生态修复提高草场农业畜牧生产价值、草场景观美学修复提高旅游观赏价值两个层面出发,结合景观美学、生态学、地理学及农旅融合发展相关理论等展开研究。通过查阅文献总结相关研究成果,实地调研和收集相关案例建设经验,对草场景观进行总体分析和全面梳理。明确草场景区修复设计的原则、目标,尝试性地提出草场景区修复设计策略,为后续类似案例提供思路和参考。具体研究结论如下:（1）经过一系列理论研究和实地调研,分析得出草场景观类型划分、组成要素、美学特征和功能特征四个方面理论要点。通过不同草场类型划分,掌握草场景观的用途、地形特征、形态和构成要素为农旅融合修复设计提供切入点和研究方向;通过草场景观地形、植被、自然资源、动物、人文景观五个方面组成的要素研究,为后续景区建设提供思路和方向;通过对草场景观的空间与视线变化、线条轮廓、色彩季相、肌理质感、放牧意境的美学特征分析,为挖掘草场景观美学价值提供依据;通过对草场景观的生态功能、生产功能、文旅功能分析,确定草场景观的修复原则和目标。（2）选取国内外具有参考意义的相关案例各两个,对其自然条件、景观格局、功能特征、美学特征等方面进行分析。得出具有参考价值的草场景观修复设计实践经验,并进行归纳总结。托斯卡纳地区坡度在5°-15°的草场在地形上最具交错起伏的美感;日本士幌新建草地的牧场景观最具有乡村气息;贵州乌蒙大草原的临崖草场融合了佛光云海景观,具有参考价值;武隆仙女山大草原的运动娱乐功能丰富,通过文艺演出等方式达到文化传播延续的目的。（3）在理论分析和实践经验总结的基础上,提出两条修复设计策略,四个修复设计目标和四个修复设计原则。分别是从恢复畜载功能、减少水土流失、提高景观品质、拓展农旅功能四个层面明确修复设计目标。提出保护优先与分区分期建设、整体性、美观性与功能性结合、农旅融合四个原则。在草退化场修复设计策略中,通过草场生态保护区与适宜区划分、草场修复利用分区与整合、优化草场景观格局、不同地形地貌保护利用方式、优化视觉敏感区实现草场景观在农业生产层面的修复设计;在草场景区旅游设计策略中,通过分类建设、植物景观色彩强化、完善配景、融合自然景观资源和组织游线,从美学层面提升草场景观的美学观赏价值。（4）以农旅融合发展理论作为指导,详细分析该理论在项目实施过程中的作用和实施方式。在农旅融合的内容方面又分资源、市场、技术、功能四个要点。综合考虑后,确定从草场资源、天象与物候景观资源等方面融合农业与旅游业发展;依托景区发展将项目地区及周边的农业产品市场拓宽为景区游客消费市场;将草场现有的生产功能、生态功能拓展出文旅功能。此外,在农旅融合背景下,把提高当地村民收入水平和拓宽村民经济收入渠道纳入进景区建设发展的各个阶段,从而实现农旅融合发展。
黄国勤[4]（2020）在《长江中下游地区农业绿色发展的意义、问题及对策》文中研究说明推动长江经济带绿色发展,是我国正在实施的国家重大区域协调发展战略。长江中下游地区是长江经济带的重要组成部分。长江中下游地区是我国重要"粮库"、经济支柱和生态支撑。推动长江中下游地区农业绿色发展,不仅有利于实施长江经济带绿色发展国家战略,有利于推进生态文明、建设美丽中国,还有利于维护资源安全、生态安全和食品安全。推动长江中下游地区农业绿色发展,对于实现长江经济带、长江流域乃至全国整体绿色发展具有重要意义。当前,长江中下游地区农业发展存在着耕地退化、资源浪费、生态破坏、环境污染、灾害严重、基础脆弱、劳力缺乏、规模偏小、经济效益不高和生态系统衰退等诸多问题。为实现长江中下游地区农业绿色发展,必须采取以下对策和措施:1)狠抓粮食生产,确保粮食安全;2)发展精准农业,提高水肥效率;3)推广生态循环农业,做到"废物"再生利用;4)实行轮作休耕,消除土壤污染;5)开展环境整治,净化生态环境;6)大搞生态建设,优化生态环境;7)加大农田基本建设,夯实农业发展基础;8)建立防灾减灾体系,提高灾害防御能力;9)扩大经营规模,提高生产效率;10)重视农村教育,培养乡村人才;11)加强法规建设,强化监督管理;12)实行"六绿"（绿地、绿制、绿种、绿法、绿物、绿品）配套,实现绿色发展。
杜建斌[5]（2020）在《旱灾对我国粮食主产省粮食产量的影响及抗旱对策研究》文中研究表明旱灾是我国主要自然灾害之一,也是影响我国粮食安全的主要自然灾害之一。13个粮食主产省粮食产量占全国总产量的75%以上,分析建国以来我国13个粮食主产省粮食生产情况的变化趋势及旱灾对粮食产量的影响,对提高粮食主产省的抗旱减灾能力具有重要意义。本研究通过收集建国以来我国13个粮食主产省农作物播种面积、旱灾受灾、成灾面积、粮食产量等数据,系统的分析13个粮食主产省粮食生产变化趋势和旱灾对粮食产量的影响,并以部分省份为例总结不同区域的抗旱减灾措施,最后基于全球气候模型,模拟预测RCP4.5和RCP8.5情景下2031-2060年我国全国范围及粮食主产区不同干旱等级发生的频率及不同干旱等级所占比例,预测未来情景下我国主要粮食主产区干旱的演变趋势,论文主要结论如下:（1）建国以来我国东北地区旱灾受灾和成灾面积均呈逐渐增加的趋势,旱灾受灾率和成灾率均高于其他三个粮食主产区,其中内蒙古省粮食平均受灾和成灾率均最高,其次为辽宁。东北地区的黑龙江、吉林、内蒙古三省的粮食播种面积均呈逐渐增加的趋势,黄淮海地区粮食播种面积基本保持稳定。长江中下游和西南地区,旱灾显着降低粮食单产和总产,旱灾受灾率和成灾率与粮食单产和总产均呈负相关。大部分粮食主产省旱灾受灾率和成灾率与粮食单产和总产的年变化率负相关达到显着或极显着水平,旱灾受灾率和成灾率较大的年份与粮食单产和总产减产较大的年份相对应。（2）不同的种植区域有不同的抗旱减灾措施,东北地区针对玉米主要有育苗移栽、垄作、薄膜覆盖和免耕等抗旱措施,针对大豆有调整耕作方式和应急补灌等抗旱技术。黄淮海地区针对冬小麦、夏玉米主要有秸秆覆盖、应急补灌技术和优化灌溉措施等抗旱减灾技术。西南地区四川省抗旱减灾措施主要有合理种植制度和作物布局、合理的耕作技术、调整合适的播期和管理技术以避开旱灾的影响以及灾后的减灾农艺措施等四个方面。长江中下游的湖南省,年降雨量较大,但易发生季节性干旱,在湖南省主要采用避旱减灾种植模式,使用化学制剂调控避旱减灾技术以及干旱适应性防控高产栽培技术等。（3）在气候持续变暖情况下我国干旱发生将进一步加剧,本文基于全球气候变化模型对我国2031-2060干旱程度进行模拟预测,结果表明在RCP4.5情景下我国大部分地区干旱发生频率均大于15%。东北、黄淮海、西南、华南、长江中下游地区干旱发生频率均在15%以上,其中黑龙江北部、山东南部、江苏、广东、福建、江西、四川、陕西和西藏南部等地干旱发生频率在25%以上。在RCP8.5情景下我国不同地区干旱发生频率差异较大,西北大部分地区干旱发生频率低于5%,东北、黄淮海、西南、华南和长江中下游等地区干旱发生频率大于30%,其中黑龙江东北部、辽宁南部、山东南部、江苏北部、贵州、云南、广西、广东、福建等部分地区干旱发生频率大于40%。RCP8.5情景下干旱频率和干旱程度比RCP4.5情景高,对我国不同粮食主产区干旱预测表明在RCP8.5情景下东北地区、黄淮海地区和长江中下游地区干旱频率和程度比RCP4.5情景下进行加重,而西南地区在RCP8.5情景下干旱比RCP4.5情景下有所减缓。
王静[6]（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》文中研究说明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。
马晓雅[7]（2020）在《基于自然资源的皖南地区民居区划与建造研究》文中指出民居建筑是人类文化与自然环境历经数千年融合的特殊体现。由于各地区的地理气候环境以及居民生活方式各有不同,居民在利用自然资源建造住宅时,所形成的建筑形态也有所差异。传统民居的区划研究不仅是一个对不同形态民居的认知过程,通过科学的划分,更能探究民居建造与其环境因素之间的内在联系,有助于更好地得出民居建造的智慧经验。本文的研究对象是皖南地区的传统民居。在经过对皖南地区民居详细踏勘的基础上,综合分析皖南地区的不同地形内长期形成的水、土地、植被等资源,并将居民利用自然资源作用在民居建造上最明显的表现方式-材料作为此次划分依据,将皖南地区划分为砖作民居区、土筑民居区、木构民居区、树皮屋民居区、石作民居区和混合材料作民居区。并分别从民居空间形态、民居结构、地面及装饰以及材料应用各个方面对其民居建造进行详细研究。比较各类民居建造的相似和不同之处,最终得到基于自然资源的皖南地区民居建造智慧。
郭安宁[8]（2020）在《不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制》文中认为全球范围内,由于人类过度或不恰当的利用已导致土壤退化达33%。退化导致可利用的耕地、草地、林地等不断减少,影响人类的粮食安全和生存健康,降低生物多样性和生态系统的稳定性,对生态环境造成难以估量的破坏。本研究针对我国目前土壤退化的形势特点及研究存在的局限性,选取西北露天矿区土壤、南方酸性土壤和北方污灌区土壤为研究样本,分别在一定的修复措施下,探讨土壤退化及其调控对土壤和微生物的影响,阐明不同退化环境下土壤微生物群落结构的相似性和差异性,旨在探究土壤退化的微生物指示因子,并分析其地理分布格局,以期为退化土壤的修复工作提供理论参考。研究结果如下:（1）经过20余年的植被恢复,西北半干旱生态脆弱区复垦各样地的pH明显降低,刺槐×油松混交林积累土壤有机质（SOM）和全氮（TN）的能力均显着高于其它样地,研究区内TN和全钾（TK）的含量极度匮乏,这将会限制土壤生产力的维持。复垦后各样地中变形菌门（Proteobacteria）所占比例明显降低,酸杆菌门（Acidobacteria）所占比例显着增加。各复垦样地中,刺槐×油松和刺槐×臭椿×榆树混交林样地的细菌优势种组成及结构与原地貌具有较强的相似性,且其群落的丰富度和多样性水平提高最为显着。（2）南方酸性土壤pH随CaCO3施加量的增加而增加。低、中剂量的CaCO3(2.25和4.5 t·hm-2)增加了DOC和DON的含量,而高剂量的CaCO3(7.5 t·hm-2)降低了其含量。CaCO3的施加会改变土壤氮素循环进程,对土壤氮素的相互转化产生影响。中剂量CaCO3的施加促进土壤呼吸。各样地中细菌主要组成群落相似,差异主要体现在相对丰度上,施加CaCO3后酸杆菌门（Acidobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、浮霉菌门（Planctomycetes）和疣微菌门（Verrucomicrobia）的相对丰度均有所增加,而放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则有所减少（p<0.05）。此外,低剂量和中等剂量CaCO3的施用提高了土壤细菌多样性。（3）北方污灌区土壤pH、有机质（SOM）、全氮（TN）、有效磷（AP）、速效钾（AK）随生物炭的施加显着增加,而有效态Cd含量随之降低,作物的种植对土壤性状无显着的影响。土壤过氧化氢酶和脲酶有不同程度的提高,土壤磷酸酶显着降低,蔗糖酶无明显变化。施加生物炭的各样地中细菌群落的优势门类为变形菌门（Proteobacteria）、酸杆菌门（Acidobacteria）和放线菌门（Actinobacteria）,其相对丰度在各样地间存在差异,生物炭的施加显着提高土壤微生物群落的多样性和丰富度。（4）我国不同气候地理环境下退化土壤生态系统的细菌群落结构及其驱动因素呈现一定的相似性与差异性。三种退化类型中相对丰度最高的均为变形菌门（Proteobacteria）,酸杆菌门（Acidobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）和芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）的相对丰度均高于调控后的各样地,而厚壁菌门（Firmicutes）和放线菌门（Actinobacteria）的相对丰度则相对较低。北方污灌区重金属污染土壤中的细菌在各分类水平上群落组成数均高于南方酸性土壤和西北半干旱脆弱区土壤,且南方酸性土壤和北方污灌区重金属污染土壤中群落组成比例相对较为相似。三个样地中,α多样性指数组间差异明显,且北方污灌区重金属污染土壤的丰富度和多样性水平最高,南方酸性土壤次之,西北半干旱脆弱区土壤最低。
罗碧珍[9]（2020）在《林火干扰对广东省亚热带森林生态系统碳库的影响研究》文中研究指明由于地球大气(CO2浓度升高造成温室效应,生态系统碳循环与碳平衡研究成为学者们关注的热点问题,森林对碳循环的作用也受到越来越多的关注。森林碳库是陆地生态系统储存碳元素最多的碳库,在调节CO2浓度及减缓温室效应中发挥着不可替代的作用。林火干扰作为森林生态系统非连续的干扰因子,导致植被碳库、凋落物碳库和土壤有机碳库的动态变化,从而影响生态系统碳循环过程,进而对大气碳平衡及气候变化产生影响。近年来,随着气候变暖的加剧,林火干扰的频率和强度增加,其碳汇效应引起科研工作者们的普遍关注,但目前有关林火干扰对生态系统碳库影响的定量化研究及其影响机制尚不清楚。因而,本研究选择林火干扰易发频发的广东亚热带林区为研究区域,研究林火干扰对生态系统碳库的量化影响及影响机制,进而有利于减少全球碳平衡估算中的不确定性。本研究立足森林生态系统尺度,以广东亚热带4种林型为研究对象,采用相邻样地法,以野外调查采样与室内试验分析相结合的方法,设定固定标准样地,进行植被生物量、凋落物生物量和土壤样品的采样,对采集的样品进行试验分析与数据统计分析,测定植被和凋落物生物量、碳含量以及土壤容重和有机碳含量,计算植被、凋落物和土壤有机碳密度。在森林生态系统水平上,研究不同林火干扰强度（轻度、中度和重度）对森林生态系统各碳库（植被、凋落物和土壤有机碳）及生态系统碳库产生的变化规律和空间分布格局的影响,量化林火干扰对不同林型生态系统碳库的影响,解析林火干扰强度、林型及土层深度对生态系统碳库变异的影响因素,探讨林火干扰对生态系统碳库及其空间分布格局的影响机制。研究结果对阐明林火干扰对亚热带森林固碳效应的影响机制,构建林火干扰对森林碳库影响的评价体系、深化亚热带森林对林火干扰响应机制以及气候变化、林火干扰与生态系统碳循环耦合效应的机制研究提供理论支撑,为森林防灭火部门、林业管理部门以及应急管理部门科学有效地选择林火管理策略、准确估算林业碳汇和恢复修复森林火烧迹地提供科学依据。研究成果对森林防火学以及干扰生态学、林火生态学、土壤生态学、植物生态学的发展具有较好的理论与实践意义。研究结果如下:（1）林火干扰对森林生态系统碳密度产生显着影响林火干扰降低了生态系统碳密度,且随林火干扰强度增加,碳密度减少幅度增大。4种林型的生态系统碳密度变化均表现为对照>轻度林火干扰>中度林火干扰>重度林火干扰。相比对照,轻度、中度和重度林火干扰后马尾松林碳密度依次下降了 6.73%、35.25%和44.95%,杉木林碳密度分别降低了8.29%、26.3 8%和42.37%,桉树林碳密度依次减少了 13.53%、39.41%和56.74%,木荷林碳密度分别下降了 7.99%、23.80%和41.74%。与对照相比,各林型轻度林火干扰强度对生态系统碳密度的影响不显着（P>0.05）,而中度和重度林火干扰强度对生态系统碳密度的影响差异显着（P<0.05）。林火干扰对广东亚热带森林生态系统碳密度的影响程度为重度林火干扰>中度林火干扰>轻度林火干扰。双因素方差分析表明,林火干扰强度和林型均对生态系统碳密度有显着影响。林火干扰强度解释了生态系统碳密度变异的71.67%,林型解释了生态系统碳密度变异的17.58%,说明林火干扰强度是导致生态系统碳密度变化的主要因素。（2）林火干扰减少了植被碳密度植被碳密度随着林火干扰强度增强而减少,但不同组分的植被碳密度表现不同,乔木碳密度在不同林火干扰强度下的变化与植被碳密度的变化一致,而草本碳密度则呈现相反的变化趋势。相同林火干扰强度下,植被各组分碳密度均以乔木层减少幅度最大。轻度林火干扰对植被碳密度的影响差异不显着（P>0.05）,而中度和重度林火干扰则显着降低了植被碳密度（P<0.05）。乔木碳密度在不同林火干扰强度下的变化与植被碳密度的变化一致,而草本碳密度则呈现与乔木碳密度相反的变化趋势为重度林火干扰>中度林火干扰>轻度林火干扰>对照。林火干扰强度显着影响乔木和草本碳密度,亦对灌木碳密度产生了影响。研究发现,轻度林火干扰虽显着提高了草本碳密度,亦对灌木碳密度产生了影响,但对占植被主体地位的乔木碳密度的影响差异不显着,因而未导致植被碳密度的显着变化。而中度和重度林火干扰虽显着提高了草本碳密度,也对灌木碳密度产生了影响,但显着降低了乔木碳密度,进而显着减少了植被碳密度。双因素方差分析表明,林火干扰强度和林型均对植被碳密度有显着影响,两者之间的交互作用亦对植被碳密度表现出显着影响。林火干扰强度解释了植被碳密度变异的73.17%,林型解释了植被碳密度变异的12.06%,两者的交互作用解释了植被碳密度变异的9.53%,说明林火干扰强度是导致植被碳密度变化的主要因素。（3）林火干扰降低了凋落物碳密度林火干扰均显着减少了凋落物碳密度（P<0.05）,并随林火干扰强度的增加其减少幅度增大,但不同林火干扰强度对凋落物碳密度的影响有所差异。轻度林火干扰虽减少了乔木碳密度,但影响差异不显着,同时显着增加了草本碳密度,并影响了灌木碳密度,从而减少了凋落物的来源,进而显着减少了凋落物碳密度。而中度和重度林火干扰虽显着增加了草本碳密度,并影响灌木碳密度,但显着降低了乔木碳密度,从而减少了凋落物的来源,进而显着减少了凋落物碳密度。双因素方差分析表明,林火干扰强度和林型均对凋落物碳密度有显着影响,林火干扰强度解释了凋落物碳密度变异的38.73%,林型解释了凋落物碳密度变异的50.97%。（4）林火干扰减少了土壤有机碳密度及活性有机碳含量林火干扰减少了土壤有机碳密度,并随林火干扰强度增加而呈减少趋势,且减少幅度随土壤剖面深度增加而逐渐变小。不同林火干扰强度后土壤活性有机碳含量总体呈下降趋势。轻度林火干扰仅显着降低了土壤表层（0-20cm）土壤有机碳密度,尚未引起土层（0-100cm）土壤有机碳密度的显着变化,因而对土壤有机碳密度的影响不显着（P>0.05）;而中度和重度林火干扰显着降低了土壤表层和浅层（20-40cm）土壤有机碳密度,进而导致土层（0-100cm）土壤有机碳密度的显着变化,因而对土壤有机碳密度产生显着影响（P<0.05）。活性有机碳含量各组分随林火干扰强度增加沿土壤剖面递减的幅度呈现一定的差异性,重度林火干扰后的递减趋势最强,土壤表层活性有机碳的下降趋势较明显,土壤浅层活性有机碳次之,土壤深层（40-100cm）活性有机碳下降趋势较为平缓。林火干扰对各林型土壤细根生物量均产生影响,但轻度林火干扰仅对土壤表层细根生物量的影响差异显着（P<0.05）,而中度和重度林火干扰显着降低了土壤表层和浅层细根生物量（P<0.05）。多因素方差分析表明,林火干扰强度、林型、土层深度对土壤有机碳密度均有显着影响,林火干扰强度和土层深度之间的交互作用、林型和土层深度之间的交互作用均对土壤有机碳密度有显着影响。林火干扰强度解释了土壤有机碳密度变异的8.78%,林型解释了土壤有机碳密度变异的5.41%,土层深度解释了土壤有机碳密度变异的70.29%,林火干扰强度和土层深度之间的交互作用解释了土壤有机碳密度变异的8.16%,林型和土层深度之间的交互作用解释了土壤有机碳密度变异的2.68%。（5）林火干扰对生态系统碳库的空间分布格局产生重要影响林火干扰有效改变了生态系统碳库的空间分布格局,表现出生态系统地上（植被）碳库和地表（凋落物）碳库减少幅度大于地下（土壤有机碳）碳库,即林火干扰后地上和地表部分碳库占比减少,而地下土壤有机碳库占比增加的趋势。对照样地马尾松林、杉木林、桉树林和木荷林土壤有机碳库占比分别为56.51%、61.1 5%、58.58%和61.59%,而重度林火干扰后,土壤有机碳库占比呈上升趋势,占比依次为82.97%、78.49%、81.1%和70.96%,占生态系统碳库的优势地位,而植被和凋落物碳库占比呈下降趋势,处于生态系统碳库的次要地位。（6）林火干扰对森林生态系统碳库的影响机制林火干扰消耗大量植被碳库,改变植被及其群落的结构与组成,影响植被的发育和生长,对植被间作用机制起着调节作用,从而调控凋落物量和细根生物量,并对土壤有机碳库产生影响,且影响了生态系统的净初级生产力,从而降低了生态系统的固碳能力,进而造成生态系统碳库减少。研究发现轻度林火干扰仅显着减少了凋落物碳密度和土壤表层土壤有机碳密度及细根生物量,而对植被碳密度的影响差异不显着,但由于植被碳密度占比较大,因而轻度林火干扰对森林生态系统碳密度的影响差异不显着,而中度和重度林火干扰既显着降低了土壤表层和土壤浅层土壤有机碳密度及细根生物量,又显着减少了植被碳密度与凋落物碳密度,因而对森林生态系统碳密度的影响差异显着。综上所述,中度和重度强度的林火干扰对广东亚热带森林生态系统碳库的影响显着,而轻度强度的林火干扰对生态系统碳库的影响不显着,鉴于中度和重度强度的林火干扰易造成生态系统碳库损失大和环境污染,因此,为有效提高森林碳汇效应,维护生态系统碳平衡,尽量减少中度和重度强度的林火干扰对生态系统碳库产生的显着影响,建议在森林经营管理和林火管理措施上应用推广轻度林火干扰强度的计划烧除作为碳减排增汇效应的森林碳汇管理手段。同时研究表明不同林火干扰强度对木荷林生态系统碳损失最少,因而应提倡种植木荷作为南方防火树种,从而达到防火效应与生态效益的有机统一,实现林业可持续发展,促进生态建设。
王静[10]（2019）在《漓江河岸带土壤微生物群落结构及理化性质的空间分布特征》文中认为实施漓江河岸带生态修复工程需要充分评估典型河岸带不同区域土壤的质量现状,遵循自然土壤生态系统的空间分布规律,因地制宜、针对性地设计修复方案。本研究通过测定漓江河岸带不同空间区域内土壤理化性质、酶活性、微生物数量、细菌多样性及优势菌群等特征指标,综合评估河岸带土壤质量;在漓江河岸带纵向上不同区域（上游、中游和下游）10个研究地点、横向上4种水文环境梯度（砾石带、草带、灌草带和乔木带）内,设置120个土壤样地,测定相关土壤指标并分析这些指标间的相关性,深入探讨河岸带土壤空间分布特征及其变化机制。为漓江河岸带生态修复设计提供相关建议,也为退化河岸生态系统恢复和重建工作提供理论依据。主要研究成果如下:（1）漓江河岸带土壤理化性质、土壤酶、微生物数量等空间分布均具有显着差异性。横向上（垂直水流方向）,随着水淹频率的降低,土壤pH值、有效氮、有效磷、速效钾等呈先增后减趋势,土壤各理化指标最大值多出现在中间的灌草带或草带,最小值多出现在砾石带;微生物数量、土壤酶亦呈现相似变化规律。说明河水适度干扰有利于漓江河岸带土壤结构及养分的累积,对微生物数量及酶活性也有促进作用,河水周期性淹没对砾石带土壤养分影响显着。纵向上（顺着水流方向）,下游河岸带的土壤砂粒含量相对较高,有效氮、有效磷和速效钾含量相对较低;微生物数量在河岸带不同区域有显着差异性。说明人类旅游活动干扰或不同类型土地利用方式对漓江河岸带土壤理化及微生物数量有显着影响。（2）漓江河岸带土壤微生物群落结构的空间分布也具有显着差异性。漓江河岸带土壤中微生物共发现76个门,大多都属于细菌域。变形菌门（Proteobacteria）为最优势细菌门,其次为酸杆菌门（Acidobacteria）,泉古菌门（Crenarchaeota）,疣微菌门（Verrucomicrobia）,浮霉菌门（Plancto mycetes）,拟杆菌门（Bacteroidetes）等。横向上,随着水淹频率的降低,变形菌门的相对多度为逐渐降低趋势,而浮霉菌门和酸杆菌门的相对多度为逐渐增多趋势;土壤砂粒含量、pH值和有效氮含量与主要优势菌门多度有显着相关性;砾石带、草带和灌草带土壤细菌多样性较高但无显着差异,距离水体最远的乔木带细菌多样性最低。纵向上,河岸带不同区域的土壤细菌多样性及优势菌群相对多度无明显变化规律;说明漓江河岸带土壤微生物生态系统具有稳定性,对外界干扰具备一定程度的抵抗力和恢复力,纵向上土壤理化性质的变异性对土壤微生物多样性的影响强度相对较弱。（3）漓江河岸带土壤理化、土壤酶、微生物群落等三类指标,在整体上空间变异特征具有较强的一致性,不同指标间存在较强的关联性或互斥性。漓江河岸带土壤砂粒、pH值和有机质等显着影响微生物数量;土壤砂粒、pH值、有效氮和有效磷等显着影响土壤酶活性;土壤砂粒、pH值和含水量等显着影响细菌多样性及优势菌群相对多度。在漓江河岸带生态修复设计中,需要遵循河岸带土壤生态系统渐变的结构特点,保持河岸带水文梯度的完整性和复杂性,提升土壤生态系统的服务功能。同时需要针对性地设计不同区域修复方案,横向上,砾石带为土壤质量退化敏感区域,应充分考虑河水周期性干扰等特点;纵向上,下游河岸带为重点修复区域,应充分考虑人类旅游活动干扰以及不同土地利用方式对土壤质量等影响。
二、红黄壤区域农业亟待解决的问题及研究进展（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、红黄壤区域农业亟待解决的问题及研究进展（论文提纲范文）
（1）喀斯特石漠化治理刺梨水肥耦合与果实品质提升技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 一 研究现状 |
| (一)水肥耦合与果实品质 |
| (二)喀斯特水肥耦合与果实品质 |
| (三)喀斯特水肥耦合与果实品质研究进展 |
| 1 文献获取与论证 |
| 2 国内外主要进展与标志性成果 |
| 3 国内外拟解决的关键科技问题 |
| 二 研究设计 |
| (一)研究目标与内容 |
| 1 研究目标 |
| 2 研究内容 |
| 3 研究特点与难点及拟创新点 |
| (二)技术路线与方法 |
| 1 技术路线 |
| 2 研究方法 |
| (三)研究区选择与代表性 |
| 1 研究区选择的依据和原则 |
| 2 研究区基本特征与代表性论证 |
| (四)资料数据获取与可信度分析 |
| 1 实验分析数据 |
| 2 野外调查数据 |
| 3 收集资料数据 |
| 三 水肥耦合处理下刺梨地土壤环境及果实品质特征 |
| (一)水肥耦合处理下刺梨地土壤环境特征 |
| 1 水肥处理下刺梨地土壤物理指标 |
| 2 水肥处理下刺梨地土壤化学指标 |
| (二)水肥耦合处理下刺梨果实品质特征 |
| 1 喀斯特高原山地潜在-轻度石漠化地区 |
| 2 喀斯特山地槽谷无-潜在石漠化地区 |
| (三)水肥耦合处理刺梨果实品质与土壤环境相关分析 |
| 1 喀斯特高原山地潜在-轻度石漠化地区 |
| 2 喀斯特山地槽谷无-潜在石漠化地区 |
| 四 水肥耦合与刺梨果实品质提升耦合机制 |
| (一)刺梨土壤环境对不同水肥处理的响应 |
| 1 喀斯特高原山地潜在-轻度石漠化地区 |
| 2 喀斯特山地槽谷无-潜在石漠化地区 |
| (二)刺梨果实品质对不同水肥处理的响应 |
| 1 喀斯特高原山地潜在-轻度石漠化地区 |
| 2 喀斯特山地槽谷无-潜在石漠化地区 |
| (三)喀斯特地区刺梨水肥适宜用量评价 |
| 1 基于主成分分析法的刺梨水肥适宜用量评价 |
| 2 基于灰色关联分析法的刺梨水肥适宜用量评价 |
| 3 喀斯特地区刺梨水肥适宜用量综合评价 |
| 五 刺梨水肥耦合与果实品质提升技术研发与应用示范验证 |
| (一)喀斯特地区水肥耦合现有技术 |
| 1 刺梨施肥技术 |
| 2 刺梨灌溉技术 |
| (二)喀斯特地区水肥耦合关键技术研发 |
| 1 刺梨施肥改良技术 |
| 2 刺梨灌溉改良技术 |
| (三)喀斯特地区刺梨水肥配置与品质提升技术应用示范验证 |
| 1 示范点选择与代表性论证 |
| 2 示范点建设目标与建设任务 |
| 3 示范点现状评价与措施布设 |
| 4 示范点规划设计与技术应用示范过程 |
| 5 示范点技术应用建设成效与验证分析 |
| 六 结论与讨论 |
| 1 主要结论 |
| 2 主要创新点 |
| 3 讨论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
| 致谢 |
（2）提升红壤耕地质量 支撑“藏粮于地”战略实施（论文提纲范文）
| 目前主要科研进展 |
| 经验与典型做法 |
| 目前技术作用与取得效果 |
| “十四五”期间研究展望 |
| 典型案例1. |
| 典型案例2. |
（3）基于农旅融合的菖蒲盖亚高山草场景观修复设计与实践（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 相关概念与理论 |
| 1.3 国内外相关研究现状 |
| 1.4 研究对象与范围 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 1.6 研究方法和内容 |
| 1.7 研究技术路线 |
| 第二章 亚高山草场类型、组成要素、功能及美学特征研究 |
| 2.1 亚高山草场的类型 |
| 2.2 亚高山草场景观要素解析 |
| 2.3 草场景观的功能分析 |
| 2.4 草场美学特征分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 国内外相关案例分析借鉴 |
| 3.1 意大利托斯卡纳地区草场 |
| 3.2 日本士幌新建草场 |
| 3.3 贵州乌蒙大草原 |
| 3.4 重庆武隆仙女山国家森林公园 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 基于农旅融合的退化草场景观修复设计策略研究 |
| 4.1 草场景观修复设计目标 |
| 4.2 草场景观修复设计原则 |
| 4.3 基于农旅融合的退化草场景观修复设计策略 |
| 4.4 基于农旅融合的草场景区(旅游)设计策略 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 案例实践——酉阳菖蒲盖景区草场景观修复设计实践 |
| 5.1 项目概况 |
| 5.2 现状分析 |
| 5.3 景区总体规划 |
| 5.4 景区分区设计 |
| 5.5 景区配套基础设施规划 |
| 5.6 基于农旅融合的菖蒲盖景区退化草场景观修复设计与实践 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）长江中下游地区农业绿色发展的意义、问题及对策（论文提纲范文）
| 1 概况 |
| 1.1 重要“粮库” |
| 1.2 经济支柱 |
| 1.3 生态支撑 |
| 2 意义 |
| 2.1 有利于实施长江经济带绿色发展国家战略 |
| 2.2 有利于推进生态文明、建设美丽中国 |
| 2.3 有利于维护资源安全、生态安全和食品安全 |
| 3 问题 |
| 3.1 耕地退化 |
| 3.2 资源浪费 |
| 3.3 生态破坏 |
| 3.4 环境污染 |
| 3.5 灾害严重 |
| 3.6 基础脆弱 |
| 3.7 劳力缺乏 |
| 3.8 规模偏小 |
| 3.9 经济效益不高 |
| 3.10 生态系统衰退 |
| 4 对策 |
| 4.1 狠抓粮食生产,确保粮食安全 |
| 4.2 发展精准农业,提高水肥效率 |
| 4.3 推广生态循环农业,做到“废物”再生利用 |
| 4.4 实行轮作休耕,消除土壤污染 |
| 4.5 开展环境整治,净化生态环境 |
| 4.6 大搞生态建设,优化生态环境 |
| 4.7 加大农田基本建设,夯实农业发展基础 |
| 4.8 建立防灾减灾体系,提高灾害防御能力 |
| 4.9 扩大经营规模,提高生产效率 |
| 4.10 重视农村教育,培养乡村人才 |
| 4.11 加强法规建设,强化监督管理 |
| 4.12 实行“六绿”配套,实现绿色发展 |
（5）旱灾对我国粮食主产省粮食产量的影响及抗旱对策研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 我国主要的自然灾害 |
| 1.3 旱灾的发生及抗旱对策 |
| 1.3.1 旱灾的定义及评价指标 |
| 1.3.2 我国农业旱灾发生的原因 |
| 1.3.3 防旱抗旱措施及对策 |
| 1.4 气候变化背景下国内外旱灾的发生情况 |
| 1.4.1 国外旱灾发生 |
| 1.4.2 我国旱灾发生特点 |
| 第二章 研究内容和研究方法 |
| 2.1 研究的目标与内容 |
| 2.1.1 研究目标 |
| 2.1.2 研究内容 |
| 2.1.3 技术路线 |
| 2.2 数据来源 |
| 2.3 指标测定 |
| 2.4 计算方法 |
| 第三章 我国粮食主产省旱灾发生规律及对粮食产量的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 东北地区粮食主产省旱灾发生规律及粮食产量的变化 |
| 3.2.1 黑龙江 |
| 3.2.2 吉林 |
| 3.2.3 辽宁 |
| 3.2.4 内蒙古 |
| 3.3 黄淮海地区粮食主产省旱灾发生规律及粮食产量的变化 |
| 3.3.1 河北 |
| 3.3.2 河南 |
| 3.3.3 山东 |
| 3.4 长江中下游地区粮食主产省旱灾发生规律及粮食产量的变化 |
| 3.4.1 安徽 |
| 3.4.2 湖北 |
| 3.4.3 湖南 |
| 3.4.4 江苏 |
| 3.4.5 江西 |
| 3.5 西南地区粮食主产省旱灾发生规律及粮食产量的变化 |
| 3.5.1 四川 |
| 3.6 讨论 |
| 3.6.1 粮食主产省旱灾发生的时空变化 |
| 3.6.2 粮食主产省粮食单产和总产的变化趋势 |
| 3.6.3 旱灾对粮食产量的影响 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 不同区域抗旱减灾技术研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 东北地区主要作物抗旱减灾技术研究 |
| 4.3.1 玉米抗旱技术研究 |
| 4.3.2 大豆抗旱技术研究 |
| 4.4 黄淮海地区主要作物抗旱减灾技术研究 |
| 4.4.1 夏玉米抗旱技术研究 |
| 4.4.2 冬小麦抗旱技术研究 |
| 4.5 西南地区 |
| 4.5.1 水稻抗旱减灾措施及对策 |
| 4.5.2 玉米抗旱减灾措施及对策 |
| 4.5.3 小麦抗旱减灾措施及对策 |
| 4.6 长江中下游地区 |
| 4.6.1 红黄壤坡耕旱地避旱减灾种植模式与关键技术 |
| 4.6.2 农业化学节水制剂研制与避旱减灾机理及应用技术研究 |
| 4.7 小结 |
| 第五章 气候变化背景下我国未来干旱发生的趋势分析 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 数据来源 |
| 5.2.2 干旱指标 |
| 5.3 我国不同区域的干旱演变趋势 |
| 5.3.1 轻旱演变趋势 |
| 5.3.2 中旱演变趋势 |
| 5.3.3 重旱演变趋势 |
| 5.3.4 特旱演变趋势 |
| 5.3.5 干旱演变趋势 |
| 5.4 我国粮食主产区干旱特征演变 |
| 5.4.1 东北地区 |
| 5.4.2 黄淮海地区 |
| 5.4.3 长江中下游地区 |
| 5.4.4 西南地区 |
| 5.5 气候变化对我国粮食产量生产的影响及未来抗旱对策 |
| 5.6 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 全文结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（6）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 |
（7）基于自然资源的皖南地区民居区划与建造研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 民居研究方向发展 |
| 1.1.2 民居区划方法 |
| 1.1.3 皖南地区民居研究 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究范围及相关概念界定 |
| 1.3.1 研究对象范围界定 |
| 1.3.2 相关概念界定 |
| 1.4 国内外研究现状 |
| 1.4.1 国外研究现状 |
| 1.4.2 国内研究现状 |
| 1.4.3 国内外研究现状总结 |
| 1.5 研究方法与框架 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 研究框架 |
| 第2章 皖南地区自然环境与资源概述 |
| 2.1 皖南地区自然环境概述 |
| 2.1.1 地貌环境 |
| 2.1.2 气候环境 |
| 2.1.3 水环境 |
| 2.1.4 植被土壤 |
| 2.2 自然资源与皖南地形 |
| 2.2.1 沿江平原区 |
| 2.2.2 皖南山地丘陵区 |
| 2.3 本章小结 |
| 第3章 自然资源与皖南地区民居区划研究 |
| 3.1 皖南地区民居类型及环境特征 |
| 3.1.1 徽州民居 |
| 3.1.2 土墙屋 |
| 3.1.3 吊脚楼 |
| 3.1.4 树皮屋 |
| 3.1.5 石屋 |
| 3.1.6 皖东南民居 |
| 3.2 皖南地区民居区划的三种方式 |
| 3.2.1 综合区划 |
| 3.2.2 人文区划 |
| 3.2.3 自然区划 |
| 3.2.4 关于皖南地区民居区划方式的讨论 |
| 3.3 基于自然资源的皖南地区民居材料区划 |
| 3.3.1 划分依据 |
| 3.3.2 皖南地区民居材料区划 |
| 3.4 皖南地区民居材料区划成因简析 |
| 3.4.1 地理环境因素 |
| 3.4.2 交通因素 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 自然资源与皖南地区民居建造研究 |
| 4.1 皖南地区民居建造特征 |
| 4.1.1 砖作区民居建造 |
| 4.1.2 土筑区民居建造 |
| 4.1.3 木构区民居建造 |
| 4.1.4 树皮屋区民居建造 |
| 4.1.5 石屋区民居建造 |
| 4.1.6 混合材料区民居建造 |
| 4.2 皖南地区民居建造的相似性与差异性 |
| 4.2.1 相似性 |
| 4.2.2 差异性 |
| 4.3 基于自然资源的皖南民居建造智慧 |
| 4.3.1 资源要素的积极利用 |
| 4.3.2 自然环境的主动应对 |
| 4.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录 -1调研民居村落概况 |
| 附录 -2调研路线图 |
| 附录 -3皖南地区民居调研记录表 |
| 附录 -4图表目录(图) |
| 附录 -5图表目录(表) |
| 致谢 |
（8）不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤退化研究进展 |
| 1.2.2 土壤微生物多样性概况 |
| 1.2.3 矿区退化土壤及复垦的微生物研究 |
| 1.2.4 酸化土壤及调控的微生物研究 |
| 1.2.5 重金属污染土壤及修复的微生物研究 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线图 |
| 2 理论基础与微生物的研究方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 人类发展观的转变 |
| 2.1.2 恢复生态学理论 |
| 2.1.3 生态系统平衡原理 |
| 2.1.4 可持续发展理论 |
| 2.1.5 微生物生物地理学 |
| 2.1.6 生态位理论和中性理论 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 土壤DNA的提取 |
| 2.2.2 PCR扩增和高通量测序 |
| 2.2.3 OTU聚类与分类学分析 |
| 2.2.4 群落组成分析 |
| 2.2.5 Alpha多样性分析 |
| 2.2.6 环境因子关联分析 |
| 3 露天矿开采及不同模式复垦对土壤及微生物的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究区概况 |
| 3.1.2 样地设计 |
| 3.1.3 样品的采集与分析 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同复垦模式土壤理化性质的特征 |
| 3.2.2 不同复垦模式土壤养分含量的特征 |
| 3.2.3 土壤性状的描述性统计分析 |
| 3.2.4 土壤微生物群落的结构分析 |
| 3.2.5 土壤微生物群落的α多样性分析 |
| 3.2.6 矿区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同复垦模式土壤养分的变化 |
| 3.3.2 不同复垦模式微生物特征的变化 |
| 本章小结 |
| 4 酸化土壤及碳酸钙的施加对土壤及微生物的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区概况 |
| 4.1.2 样地设计 |
| 4.1.3 样品的采集与分析 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同CaCO_3施加量对土壤理化性质的影响 |
| 4.2.2 不同CaCO_3施加量对土壤氮循环的影响 |
| 4.2.3 不同CaCO_3施加量对土壤呼吸的影响 |
| 4.2.4 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落结构的影响 |
| 4.2.5 不同CaCO_3施加量对土壤细菌群落α多样性的影响 |
| 4.2.6 酸化土壤关键细菌与环境因素的相关性 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 CaCO_3施加对土壤理化性质的影响 |
| 4.3.2 CaCO_3施加对土壤氮循环的影响 |
| 4.3.3 CaCO_3施加对土壤呼吸的影响 |
| 4.3.4 CaCO_3施加对土壤微生物的影响 |
| 本章小结 |
| 5 重金属污染土壤及生物炭的施加对土壤及微生物的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区概况 |
| 5.1.2 样地设计 |
| 5.1.3 样品的采集与分析 |
| 5.1.4 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤p H及 Cd含量的变化 |
| 5.2.2 土壤养分特征的变化 |
| 5.2.3 土壤微生物量和酶活性的变化 |
| 5.2.4 土壤细菌群落结构的变化 |
| 5.2.5 土壤细菌群落α多样性的变化 |
| 5.2.6 重金属污染区关键细菌与环境因素的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 生物炭对土壤pH及 Cd含量的影响 |
| 5.3.2 生物炭对土壤养分特征的影响 |
| 5.3.3 生物炭对土壤微生物量和酶活性的影响 |
| 5.3.4 生物炭对土壤细菌群落结构的影响 |
| 本章小结 |
| 6 不同退化类型微生物群落结构及多样性分析 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 不同分类水平下各样地菌群结构组成 |
| 6.1.2 微生物群落在门水平的组成分析 |
| 6.1.3 微生物群落在纲水平的组成分析 |
| 6.1.4 不同退化类型菌群OTU分析 |
| 6.1.5 不同退化类型土壤微生物丰富度与多样性分析 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 不同退化类型微生物群落共性及差异性分析 |
| 6.2.2 影响不同退化类型土壤微生物差异的环境驱动因素 |
| 6.2.3 微生物的生态功能 |
| 6.2.4 微生物群落的地理分布格局研究 |
| 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新之处 |
| 7.3 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（9）林火干扰对广东省亚热带森林生态系统碳库的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究方法进展 |
| 1.2.1 国外研究方法概况 |
| 1.2.2 国内研究方法概况 |
| 1.3 林火干扰对森林生态系统碳库的影响研究进展 |
| 1.3.1 林火干扰对森林生态系统碳库的影响 |
| 1.3.2 林火干扰对植被碳库的影响 |
| 1.3.3 林火干扰对凋落物碳库的影响 |
| 1.3.4 林火干扰对土壤有机碳库的影响 |
| 1.4 目前存在问题及发展趋势 |
| 1.5 立题依据 |
| 1.6 研究假设与研究思路 |
| 1.6.1 研究假设 |
| 1.6.2 研究思路 |
| 1.7 主要研究任务与科学问题 |
| 1.7.1 主要研究任务 |
| 1.7.2 科学问题 |
| 1.8 研究目的与研究内容 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.9 研究方法与技术路线 |
| 1.9.1 研究方法 |
| 1.9.2 技术路线 |
| 1.10 本章小结 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 气候特征与地质地貌 |
| 2.1.2 土壤条件与河流水系 |
| 2.1.3 植被状况 |
| 2.1.4 森林火灾状况 |
| 2.2 广东省森林火灾时空分布规律分析 |
| 2.2.1 森林火灾时间变化规律 |
| 2.2.2 森林火灾空间变化规律 |
| 2.3 样地设置 |
| 2.4 植被和凋落物生物量调查 |
| 2.5 土壤样品的采集与处理 |
| 2.6 细根生物量的采集与处理 |
| 2.7 实验方法 |
| 2.7.1 生物量的测定 |
| 2.7.2 碳含量的测定 |
| 2.7.3 土壤活性有机碳含量的测定 |
| 2.7.4 单位面积碳密度的计算方法 |
| 2.7.5 林火干扰强度划分 |
| 2.8 数据统计分析 |
| 2.9 本章小结 |
| 3 林火干扰对植被碳库的影响 |
| 3.1 林火干扰对植被生物量的影响 |
| 3.2 林火干扰对植被碳含量的影响 |
| 3.3 林火干扰对植被碳密度的影响 |
| 3.4 植被碳密度变异的影响因素 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 林火干扰对凋落物碳库的影响 |
| 4.1 林火干扰对凋落物生物量的影响 |
| 4.2 林火干扰对凋落物碳含量的影响 |
| 4.3 林火干扰对凋落物碳密度的影响 |
| 4.4 凋落物碳密度变异的影响因素 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 林火干扰对土壤有机碳库的影响 |
| 5.1 林火干扰对土壤有机碳密度的影响 |
| 5.1.1 林火干扰对土壤容重的影响 |
| 5.1.2 林火干扰对土壤有机碳含量的影响 |
| 5.1.3 林火干扰对土壤有机碳密度的影响 |
| 5.1.4 土壤有机碳密度变异的影响因素 |
| 5.2 林火干扰对土壤活性有机碳组分的影响 |
| 5.2.1 林火干扰对土壤微生物生物量碳含量的影响 |
| 5.2.2 林火干扰对土壤可溶性有机碳含量的影响 |
| 5.2.3 林火干扰对土壤易氧化碳含量的影响 |
| 5.2.4 林火干扰对土壤颗粒有机碳含量的影响 |
| 5.2.5 土壤活性有机碳组分变异的影响因素 |
| 5.3 林火干扰对土壤细根生物量的影响 |
| 5.4 生物量与土壤有机碳及组分的相关性分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 林火干扰对森林生态系统碳库的影响 |
| 6.1 林火干扰对森林生态系统碳密度的影响 |
| 6.2 森林生态系统碳密度变异的影响因素 |
| 6.3 林火干扰对森林生态系统碳库空间分布格局的影响 |
| 6.4 林火干扰对森林生态系统碳库的影响机制 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 林火管理策略 |
| 7.4 不足之处 |
| 7.5 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（10）漓江河岸带土壤微生物群落结构及理化性质的空间分布特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 河岸带生态系统研究进展 |
| 1.1.1 河岸带的形成过程 |
| 1.1.2 河岸带的生境、构造特点 |
| 1.1.3 河岸带定义及其范围 |
| 1.1.4 河岸带特征及其功能 |
| 1.1.5 河岸带相关概念模型 |
| 1.1.6 退化河岸带生态系统恢复与重建 |
| 1.2 土壤微生物研究进展 |
| 1.2.1 土壤微生物多样性研究方法 |
| 1.2.2 土壤微生物影响因子 |
| 1.2.3 河岸水文环境对土壤微生物影响 |
| 1.3 研究背景及目的意义 |
| 1.3.1 研究背景 |
| 1.3.2 研究目的意义 |
| 2 研究区域概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候特征 |
| 2.3 水文特征 |
| 2.4 地质地貌 |
| 2.5 土壤植被特征 |
| 3 研究内容、方法与技术路线 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 土壤理化性质的测定 |
| 3.2.3 微生物数量的测定 |
| 3.2.4 土壤酶活性的测定 |
| 3.2.5 土壤细菌多样性及优势菌群的测定 |
| 3.3 统计方法 |
| 3.3.1 土壤理化性质统计方法 |
| 3.3.2 土壤微生物数量统计方法 |
| 3.3.3 土壤酶活性的统计方法 |
| 3.3.4 土壤细菌多样性的统计方法 |
| 3.3.5 土壤细菌优势菌群的统计方法 |
| 3.3.6 土壤关键指标的统计方法 |
| 3.4 技术路线 |
| 4 漓江河岸带土壤理化性质分析 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 土壤颗粒组成分析 |
| 4.1.2 土壤主要理化性质分析 |
| 4.1.3 土壤理化性质间的相关性 |
| 4.1.4 土壤理化性质的主成分分析 |
| 4.1.5 土壤理化因子的主成分特征值空间分布 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 河岸带土壤理化性质的空间变异 |
| 4.3 小结 |
| 5 漓江河岸带土壤微生物数量分析 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 土壤微生物数量组成的统计描述 |
| 5.1.2 土壤微生物数量间的相关性 |
| 5.1.3土壤微生物数量的空间分布 |
| 5.1.4 土壤微生物数量与土壤理化性质的逐步回归 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 河岸带土壤微生物数量空间变异 |
| 5.2.2 河岸带微生物数量和土壤理化的相关性 |
| 5.3 小结 |
| 6 漓江河岸带土壤酶活性分析 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 土壤酶活性的统计描述 |
| 6.1.2 土壤酶活性间的相关性 |
| 6.1.3 土壤酶活性的主成分分析 |
| 6.1.4 土壤酶活性的空间分布 |
| 6.1.5 土壤酶活性与土壤理化性质的逐步回归 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 河岸带土壤酶活性空间变异 |
| 6.2.2 河岸带土壤酶活性与理化因子的相关性 |
| 6.3 小结 |
| 7 漓江河岸带土壤细菌多样性分析 |
| 7.1 结果与分析 |
| 7.1.1 细菌群落多样性的统计描述 |
| 7.1.2 土壤细菌多样性指数间的相关性 |
| 7.1.3 土壤细菌多样性的主成分分析 |
| 7.1.4 土壤细菌多样性的空间分布 |
| 7.1.5 土壤细菌多样性与土壤理化性质的逐步回归 |
| 7.1.6 土壤细菌多样性与理化性质的多元统计分析 |
| 7.2 讨论 |
| 7.2.1 河岸带土壤细菌多样性空间变异 |
| 7.2.2 土壤细菌多样性与理化因子的相关性 |
| 7.3 小结 |
| 8 漓江河岸带土壤细菌优势菌群分析 |
| 8.1 结果与分析 |
| 8.1.1 细菌优势菌群组成的统计描述 |
| 8.1.2 土壤细菌优势菌群间的相关性 |
| 8.1.3 土壤细菌优势菌群的主成分分析 |
| 8.1.4 土壤细菌优势菌群的空间分布 |
| 8.1.5 土壤细菌优势菌群与土壤理化性质的逐步回归 |
| 8.1.6 土壤细菌优势菌群与理化性质的多元回归分析 |
| 8.2 讨论 |
| 8.3 小结 |
| 9 漓江河岸带水文环境梯度对土壤理化和微生物特征影响 |
| 9.1 结果与分析 |
| 9.1.1 土壤特征指标的综合统计 |
| 9.1.2 不同水文环境土壤特征的变化趋势 |
| 9.1.3 土壤特征之间的相关性及主成分分析 |
| 9.1.4 不同水文环境下土壤样点的分布规律 |
| 9.2 讨论 |
| 9.2.1 漓江河岸带土壤特征与其他区域的比较 |
| 9.2.2 不同水文环境土壤特征的变化 |
| 9.2.3 不同类别土壤特征数据间的相关性和互斥性 |
| 9.3 小结 |
| 10 结论与创新点 |
| 10.1 结论 |
| 10.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
四、红黄壤区域农业亟待解决的问题及研究进展（论文参考文献）
- [1]喀斯特石漠化治理刺梨水肥耦合与果实品质提升技术研究[D]. 高阿娟. 贵州师范大学, 2021
- [2]提升红壤耕地质量 支撑“藏粮于地”战略实施[J]. 江西省农业科学院土壤肥料与资源环境研究所. 中国农村科技, 2021(04)
- [3]基于农旅融合的菖蒲盖亚高山草场景观修复设计与实践[D]. 陈映华. 西南大学, 2021(01)
- [4]长江中下游地区农业绿色发展的意义、问题及对策[J]. 黄国勤. 浙江农业科学, 2020(09)
- [5]旱灾对我国粮食主产省粮食产量的影响及抗旱对策研究[D]. 杜建斌. 中国农业科学院, 2020(01)
- [6]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
- [7]基于自然资源的皖南地区民居区划与建造研究[D]. 马晓雅. 北京建筑大学, 2020(08)
- [8]不同土壤退化类型及其调控对土壤微生物的影响机制[D]. 郭安宁. 中国地质大学(北京), 2020(08)
- [9]林火干扰对广东省亚热带森林生态系统碳库的影响研究[D]. 罗碧珍. 东北林业大学, 2020
- [10]漓江河岸带土壤微生物群落结构及理化性质的空间分布特征[D]. 王静. 北京林业大学, 2019(04)