一、Total N,total P and organic matters content in floodplain soils of Xianghai Nature Reserve（论文文献综述）
李程程[1]（2021）在《独流减河河口互花米草生态化学计量与根围丛枝菌根真菌多样性研究》文中进行了进一步梳理互花米草（Spartina alterniflora）是一种耐盐草本植物,于1979年从美国引入我国,目前在我国东部沿海各省广泛分布,在我国分布区域跨越约22个纬度,各地已经形成了较大规模的互花米草群落。作为外来物种,互花米草在某些适合生存地区迅速定殖扩散,侵占土着种生态位,对当地生态环境和物种多样性等方面带来许多负面影响。丛枝菌根真菌（Arbscular mcorrhizal fungi,即AM真菌）作为植物根围土壤生态系统的重要组成部分,对外来植物的入侵过程起着重要作用。目前关于外来物种互花米草与其根围土壤中AM真菌相互影响关系系统研究较少,尤其在高纬度地区的研究尚属空白。为了探究高纬度地区互花米草根围土壤中根围丛枝菌根真菌（即AM真菌）群落生态分布特征,本论文于2020年6月、8月和10月,分别对天津独流减河河口湿地不同高程分布（由陆向海,高程由高到低,设置A、B、C、D和E区）的互花米草及其根围土壤进行了季节动态的采样调查,分析了不同高程样地互花米草生态化学计量特征,AM真菌定殖的时空变化,再结合高通量测序技术,得到互花米草根围土壤AM真菌多样性及其时空变化特征,旨在为研究互花米草生态入侵机制提供数据和理论支持。主要研究结果如下:1互花米草植物群落生长参数的时间动态变化规律为:株高、直径和生物量随着时间变化而增长,密度逐渐下降。水平空间上,互花米草的密度和生物量随着高程降低而增高,株高和直径随之降低。2互花米草植物生态化学计量变化规律为根和茎的碳氮比和碳磷比显着高于叶,且均高于全球湿地植物碳氮比均值,表明互花米草固碳能力较强;氮磷比均小于14,说明互花米草植物受氮元素限制作用。互花米草各器官间碳、氮、磷元素间相关性极为密切,共同相互作用参与在植物体内物质循环与能量流动。3土壤因子的时空变化较为复杂。（1）时间动态变化规律:盐度、有机碳、全氮、碱解氮和速效磷大致呈“V”字规律变化,随着时间变化,先下降再上升,即8月低于6月和10月含量。土壤磷元素因其元素自身特点,时间变化不显着。（2）垂直土层间,除D区和E区因受潮汐作用较大,土层间波动幅度较大外,有机碳、全氮、全磷、碱解氮和速效磷大致上随着土层降低而降低。（3）水平空间变化,除p H、盐度是随着高程降低而升高,其他土壤因子大致是B区最高,向两个方向降低,这与互花米草最适生长高程范围及其入侵年限有关。（4）Person相关性分析显示,土壤中有机碳与全氮、全磷、碱解氮和速效磷均呈显着正相关,表明土壤的营养元素含量受限于土壤中有机碳含量。河口湿地受潮汐作用,盐度显着影响互花米草根围土壤中的速效磷和碱解氮含量。4互花米草根围土壤生态化学计量特征为,碳氮比高于全球均值,互花米草区高于光滩区,说明互花米草入侵提高了互花米草根围土壤的碳氮比。氮磷比远低于全国水平,说明氮元素为本地区限制性养分元素,与植物限制元素相同。在三个土层间,互花米草植物根围土壤中碳氮比、碳磷比和氮磷比差异均不显着,符合生态化学计量学的动态平衡理论。5植物-土壤生态化学计量特征关系分析结果显示,土壤因子对互花米草生态化学计量有显着影响,主要影响因素为p H和有机碳含量,但土壤氮、磷含量与其关系不显着,说明本研究区域的互花米草生长不局限于土壤养分的限制。6 AM真菌的菌丝定殖率和总定殖率在8月达到最大值,泡囊定殖率随着时间而降低,丛枝定殖率波动不稳定;AM真菌孢子密度在8月达到顶峰;垂直土层间,随着土层加深逐渐降低;空间水平上,大致B区最高,随着高程逐渐降低,互花米草区高于光滩区域,说明互花米草入侵提高AM真菌孢子密度。7经Person相关性分析,土壤温度、盐度、有机碳、全氮、全磷与AM真菌定殖呈现正相关,p H为负相关,说明互花米草根围土壤中AM真菌定殖与土壤因子间的相关性较为密切。8利用高通量测序技术,本研究中AM真菌总共测得1纲4目6科7属,分别为球囊霉属（Glomus）、类球囊霉属（Paraglomus）、无梗囊霉属（Acaulospora）、多孢囊霉属（Diversispora）、盾巨孢囊属（Scutellospora）、巨孢囊霉属（Gigaspora）、原囊霉属（Archaeospora）,其中,球囊霉属为优势属。经分析发现,盐度、有机碳、碳氮比、速效磷和碱解氮含量与AM真菌群落丰度存在相关关系。综上所述,因独流减河河口湿地潮汐作用影响,互花米草有其最适生长高程区域,生长参数随着高程变化而变化,互花米草入侵会改变根围土壤营养元素的分布情况,进一步影响AM真菌群落的结构和多样性分布。互花米草植物及其根围土壤生态化学计量与AM真菌多样性密切相关。
王蕊[2]（2021）在《甘肃民勤连古城国家级自然保护区荒漠植被群落及土壤特征初步分析》文中研究说明民勤是沙尘暴的主要策源地,也是全国沙尘最严重地区之一,民勤绿洲位于巴丹吉林和腾格里沙漠之间,阻碍着两大沙漠的合拢,生态地位极其重要。甘肃民勤连古城国家级自然保护区是我国西北地区一个重要的自然保护区,位于民勤绿洲外围的荒漠区域,环绕保护民勤绿洲,保护区的建立及发展对于改善民勤绿洲及其周边地区的自然环境有着重要意义,由于其荒漠生态系统的脆弱性,容易受草地沙化、周边人口膨胀等因素的影响,生态环境建设面临的形势十分严峻,亟待加强其保护和管理工作。对保护区植被群落及土壤特征进行分析可以为沙漠定点治理提供科学依据,为保护区退化荒漠系统的生态恢复及可持续发展提供基础资料。为探究民勤绿洲环境状况,改善干旱荒漠区自然环境,本文运用景观格局指数法从斑块稳定性、景观破碎化及景观多样性三个角度对连古城自然保护区植被群落结构特征进行分析。同时采集不同植被类型、不同地貌的土壤,实验室测定土壤p H、有机质、含水率、氮磷钾等土壤理化性质指标,综合运用传统统计方法、地统计方法及空间分析方法探究研究区土壤基本特征及与植被群落的关系,研究结果如下:（1）植被群落景观结构一般特征分析结果表明,民勤连古城自然保护区内植被群落斑块类型有13个,占地面积约为650 km2,占保护区总面积的16.33%。白刺、毛条和发菜群落的斑块数量最多且边缘密度较大,白刺群落所占面积最大,约为181.3 km2,占保护区面积的4.5%,且白刺群落的斑块离散程度较大。（2）植被群落斑块稳定性及破碎化程度分析结果表明,麻黄群落的斑块分维度指数和景观形状指数均最小,分别为1.0215和1.2076,形状最接近规则图形。连古城自然保护区Shannon均匀度指数低（0.2962）,景观系统中不同类型斑块分布不均匀,斑块分布分散,Shannon多样性指数高（0.7818）且Simpson多样性指数较低（0.2956）,保护区内的景观丰度与多样性较高。保护区的斑块面积大小不均,50hm2以上的斑块占绝对优势,占斑块总面积的83.02%,群落景观的整体破碎化程度较小。（3）土壤理化性质指标相关性研究表明,保护区土壤条件较差,为碱性土,土壤含盐量波动较大,土壤湿度及养分含量均较低;土壤理化性质间具有一定的相关性,且受土壤p H和盐含量影响不大。土壤各要素地统计分析结果表明,所测定土壤要素在空间上都具有一定的分布规律且空间分布格局具有一定相似性,土壤全磷和p H的空间相关性最强;土壤性质空间自相关变程多集中在200 m～600 m之间;保护区北部尤其是青土湖附近土壤条件最好,中部土壤条件最差。（4）不同地貌的土壤理化性质研究结果表明,保护区主要地貌类型有沙地、戈壁、丘陵、滩地、盐碱地、湿地六种,其中,湿地土壤水分含量最高（7.05%）,丘陵土壤p H最高（8.10）,盐碱地的电导率（293.48 us/cm）、土壤有机质含量（16.96‰）、全氮含量（1.13 g/kg）、硝态氮含量（542 mg/kg）及有效磷含量（21.8 mg/kg）、速效钾含量（537.5 mg/kg）均为几种地貌之间的最高值,沙地的铵态氮含量（14.20 mg/kg）及全磷含量最高（0.35 g/kg）,滩地的土壤全钾含量（4.41 g/kg）最高。滩地的含盐量较低,含水率、有机质等多项指标均较高,养分条件较好,为土壤条件最好的地貌类型。（5）土壤理化指标与植被群落类型关系分析结果表明,除土壤电导率、硝态氮含量以外,连古城保护区植被斑块内各项土壤理化性质的值都较低且变化范围较小,各植被类型的土壤属性之间差异不大。其中,霸王和绵刺群落所在区域的土壤条件最好,盐含量最低,土壤湿度为中等水平,土壤有机质含量最高,全磷全钾含量也很高,这两种植物对土壤养分的要求相对较高。红砂、柽柳和霸王群落各项土壤理化性质范围均很小,分布范围小,适应性较差;梭梭、白刺、沙蒿和毛条群落的多个土壤指标的范围均较大,对保护区环境的适应性最强,分布范围较大。（6）分析保护区不同小区域群落景观结构与土壤理化特征关系,结果表明,保护区小区域的植被群落分维度指数和形状指数越小,速效钾含量越小,p H越高;景观丰度越高,p H越低,全氮与有效磷含量越高;斑块凝聚度越大,斑块密度越小,景观结合度越高,零散斑块越少,含水量和全氮含量越低,p H越高。
杨艳丽[3]（2020）在《苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷累积及其在退化、恢复过程中的变化特征》文中指出生物地球化学循环是湿地生态系统研究的核心内容之一,湿地生源要素碳、氮、磷的时空分布及生态化学计量学特征是湿地生态系统生物地球化学循环研究的重要环节。苏打盐碱芦苇湿地作为典型的内陆湿地类型,在维持松嫩平原西部区域生态平衡方面起着非常重要的作用,但天然湿地面临着因缺水导致的面积萎缩和功能退化等问题。通过生态补水,大面积的苏打盐碱芦苇湿地得到恢复,生源要素的生物地球化学过程将发生改变。为了更好地认识苏打盐碱芦苇湿地的生态特征,以及湿地退化和生态补水恢复过程中的碳、氮、磷等生源要素的变化规律,本论文选择松嫩平原西部有代表性的扎龙国家级自然保护区、莫莫格国家级自然保护区和典型恢复区“牛心套保国家湿地公园”为研究对象,在野外定点观测、采样及室内分析的基础上,系统研究了苏打盐碱芦苇湿地土壤碳氮磷含量、储量及生态化学计量比的分布及累积,芦苇的地上生物量及碳氮磷累积的变化和湿地水环境特征,探讨了退化湿地在生态恢复过程中碳氮磷的变化趋势,分析了水文条件及土壤理化性质对湿地生源要素的影响,从而对苏打盐碱芦苇湿地的保育和恢复提出一些对策和建议。主要研究结论如下:（1）苏打盐碱芦苇湿地表层土壤的碳氮磷含量具有很高的空间异质性,扎龙、莫莫格和牛心套保湿地土壤有机碳的变异系数分别为62.3%、26.4%和48%;总氮的变异系数分别为68.36%、28.87%和27.74%;总磷分别为34.16%、14.7%和33.18%。土壤碳氮磷在生长周期内是累积的过程,生长季末比生长季初分别增加了39.1%、52.1%和14.9%,碳、氮的累积速率远高于磷。不同类型湿地生态系统土壤碳氮磷累积特征各异,苏打盐碱芦苇湿地1 m深土壤有机碳储量平均值为8.34 kg·m-2,低于内陆淡水湿地的平均水平;总氮储量平均值为0.83 kg·m-2,高于滨海/河口湿地的平均水平;总磷储量平均值为0.38 kg·m-2,低于内陆淡水湿地和滨海/河口湿地的平均水平,湿地土壤营养水平较低,明显表现为低磷的特征。土壤C:N、C:P和N:P分别为12.1、127.1和10.4,C:N低于内陆淡水湿地、滨海/河口湿地和中国湿地土壤的平均值,C:P和N:P高于滨海/河口湿地,与滨海/河口湿地受氮素限制不同,苏打盐碱芦苇湿地受到磷素限制。（2）芦苇地上部分碳氮磷含量和储量具有明显的季节特征,有机碳含量在整个生长周期不断增加,而总氮和总磷含量随着时间不断降低;有机碳储量在9月份最高,为883.02 g·m-2;总氮和总磷储量在7–8月份最高,分别为17.27 g·m-2和1.63 g·m-2。苏打盐碱芦苇湿地芦苇的碳储存和氮累积能力低于滨海/河口湿地和内陆淡水湿地的芦苇,磷累积能力高于滨海/河口湿地和内陆淡水湿地的芦苇。植物地上部分的N:P随季节变化不显着,平均值为22.8,芦苇生长受到磷限制,这与对湿地土壤碳氮磷生态化学计量比研究的结果一致。（3）湿地水环境中总氮和总磷浓度表现出明显的季节特征,在水较深和植物生长旺盛的季节相对较低,在其他月份间差异不显着（p>0.05）。在水量充足的年份,水体氮磷浓度比较低,而在缺水的年份,氮磷浓度升高。湿地营养状态指数表明,松嫩平原西部苏打盐碱芦苇湿地整体处于轻度富营养化阶段。植物的氮磷储量与水体中的氮磷浓度显着负相关（p<0.05）,湿地下游出水区的氮磷浓度远低于进水区,湿地对水体中的氮磷有一定的截留能力,这对控制区域水体富营养化具有重要的作用。（4）水文条件变化是影响湿地碳氮磷累积的直接原因,有规律的干湿交替环境更有利于植物生长和土壤碳氮磷累积。此外,盐度是制约松嫩平原西部苏打盐碱芦苇湿地植物和土壤碳氮磷累积的另一重要影响因素,高盐度不利于植物生长和土壤碳氮磷累积。实施水文调控的恢复工程有利于松嫩平原西部典型苏打盐碱芦苇湿地植被的恢复,增加了植被碳氮磷储量;土壤养分随着湿地恢复时间的延长而不断积累,湿地生态系统功能得到逐步恢复。在“两灌两排”的恢复措施下,估算芦苇碳储存和氮磷累积能力恢复至近自然湿地水平至少需要30年的时间,土壤有机碳、总氮和总磷至少需要34年才能到达近自然湿地水平,苏打盐碱芦苇湿地与一些淡水湿地相比,恢复更为困难,保护现有湿地尤为重要。（5）水文恢复和盐度控制是松嫩平原西部苏打盐碱芦苇湿地有效的恢复方法,在湿地恢复方案制定和执行过程中,要充分考虑水深、淹水时间及盐度等一系列影响湿地碳氮磷储量和生态化学计量比的因素。研究发现,水深控制在0.3–0.5 m,淹水时间在5–6月更适宜提高芦苇初级生产力;合理灌排是降低盐度比较有效的措施;增施合适比例的有机肥可以有效缩短重度苏打盐碱芦苇湿地恢复的时间。
赵国慧[4]（2020）在《陕西雍城湖湿地夏季静态生物因子水平分布规律研究》文中研究说明【目的】本文以陕西凤翔县雍城湖湿地为对象,选取了6个距湿地水平距离不同的样方模型,对雍城湖湿地植被区土壤微生物、土壤理化性质和植物群落进行分析,探究其相关联系。【方法】利用多种土肥分析方法测定土壤理化性质;利用高通量测序技术分析土壤微生物的结构特点和多样性特征;利用样方法分析植物的种类、数量及分布特征;并通过单因素方差分析、相关性分析、聚类分析等,探究土壤理化性质、植物群落及土壤微生物之间的联系。【结果】（1）研究区域内均为碱性土壤;土壤的含水量随着距岸边的距离增加而下降;全氮、速效氮和有机质含量均表现为前三个样方高于后三个样方;全钾含量变化不明显;速效钾含量在后三个样方逐渐增加;全磷含量呈现先升高后降低的趋势。（2）植物呈现空心莲子草-青麻-稗草-野塘蒿的群落变化趋势。（3）土壤微生物多样性指数呈现规律性变化。聚类分析结果表明,前三个样方群落结构相似,后三个样方群落结构相似,且两者之间具有差异性。（4）土壤理化性质与土壤微生物多样性以及群落组成具有一定的相关性。【结论】不同距离的样方内,土壤p H值、含水量、全氮、速效氮、全钾、速效钾、全磷、有机质等理化性质含量有明显的差异并呈现规律性变化。土壤有机质含量与全氮、速效氮三者之间两两极显着正相关（p<0.01）,三者在湿地物质循环过程中互相促进。土壤p H值与全氮（TN）和有机质（OM）含量呈现显着负相关（p<0.05）,土壤的碱性越强,对全氮（TN）和有机质（OM）产生一定的抑制作用。土壤微生物群落多样性指数整体呈现出随着与湿地水体距离的增加而逐渐减小的趋势,随着距湿地水体距离的增加,土壤微生物的丰富度和多样性有所下降。变形菌门丰度变化与全氮含量的变化趋势一致;酸杆菌门和放线菌门的丰度变化与有机质含量的变化趋势相反。植物群落优势物种随与湿地水体距离的变化趋势明显。物种丰富度随着与湿地水体距离的增大,呈现出先下降后升高的趋势。植物群落对土壤微生物群落结构及分布的影响规律不明显。无论是土壤理化性质还是土壤微生物群落,在研究区域内总表现出前三个样点与后三个样点间有着显着的差异,这也许说明在距湿地水体30m左右时,湿地的水文特征的变化对湿地土壤的理化性质、微生物、植物等都产生了梯度性的影响。
王静[5]（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》文中提出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。
罗琰[6]（2019）在《辉河湿地河岸带植物组成和多样性与土壤特征的相互关系》文中提出本研究以辉河国家级自然保护区核心区河岸带为研究对象,分别于2015年7-8月和2016年6-8月进行野外踏查来确定研究样地,因此根据距河岸带距离的远近而造成水分条件的差异设置了 3条垂直于河岸带的样带,根据优势植物种类设置了 5块典型植物群落样地,灯芯草群落、香蒲群落、芦苇群落、苔草群落和碱蓬群落。采用样方调查法并结合室内实验分析,研究河岸带植物组成、多样性特征,土壤生物化学物理特性以及二者的相互关系。研究结果如下:1、辉河湿地河岸带植物组成:垂直河岸样带植被调查记录54种植物,隶属23科44属,植物组成以禾本科、菊科、蔷薇科和豆科植物为主。灯芯草群落的植物组成较为丰富,有5科13种植物,而碱蓬群落有碱蓬1种植物。香蒲群落和芦苇群落有3科及3种以上的植物,苔草群落只有2科2种植物。2、辉河湿地河岸带植物多样性:垂直河岸样带Shannon-Wiener多样性指数、Simpson优势度指数和丰富度指数随着垂直河流距离的增加而减小,Pielou均匀度指数呈反向变化。不同典型植物群落中,Shannon-Wiener多样性指和Simpson优势度指数最高的是灯芯草群落,碱蓬群落最低,Pielou均匀度指数在灯芯草群落最低,在香蒲群落最高。芦苇群落Shannon-Wiener多样性指数和灯芯草群落Pielou均匀度指数变异系数分别为0.21和0.19,属于中等变异,其他3个植物群落的植物多样性指数的变异系数小于0.1。3、辉河湿地河岸带土壤特征:随垂直河岸距离的增加,垂直河岸样带的土壤含水量、土壤全氮和全磷含量呈显着下降趋势,而土壤有机质呈先上升后下降的趋势。土壤碱性磷酸酶和脲酶活性先上升后下降,再逐渐增加。灯芯草群落、芦苇群落和苔草群落的土壤含水量最大。香蒲群落土壤中全氮、有机质和全磷含量最高。碱蓬群落有效磷含量显着高于其他植物群落,但是土壤全磷和铵态氮含量最低。碱蓬群落和苔草群落有机质、全磷的变异系数,灯芯草群落和芦苇群落土壤有效磷的变异系数,香蒲群落土壤全氮、全磷和铵态氮的变异系数以及灯芯草群落土壤全氮变异系数均大于0.1,属于中等变异。此外,芦苇群落的脲酶活性最高;碱蓬群落的过氧化氢酶最高,但是脲酶和蔗糖酶活性最低;灯芯草群落、碱蓬群落和香蒲群落碱性磷酸酶活性最高,而且香蒲群落蔗糖酶活性也最高。4、辉河湿地河岸带植物与土壤的相互作用:垂直河岸样带相关分析和冗余分析表明,土壤全氮含量、全磷含量和土壤含水量对植物分布和多样性有影响,且土壤全磷是影响植物种类的主导因子。有机质是影响植物优势度的主要因素。碱性磷酸酶和脲酶对植物优势度有不同程度的影响,但是对植物的Shannon-Wiener指数、Pielou均匀度指数和物种丰富度影响不大。植物群落相关分析和冗余分析表明,土壤速效磷是影响植被群落多样性分布和群落优势度的主导因素,对Pielou均匀度指数没有影响,而其他土壤养分含量对植被群落多样性分布和群落优势度影响较小。土壤脲酶、蔗糖酶是影响植被群落多样性分布的主要因子。
王鹏[7]（2019）在《基于土壤的宝天曼自然土地质量特征及评价》文中提出宝天曼自然保护区,地处我国南北过渡带,具有典型的过渡地带性、高度的环境复杂性、物种多样性、气候敏感性等特点,在研究中高山区土壤质量特征,加强山地土地资源的开发和可持续利用,防治土壤退化方面具有得天独厚的优势。迄今在宝天曼对土壤属性和土地质量评价方面所开展的工作还很少,本研究以宝天曼为研究对象,结合野外调查采样、室内分析、数学模型和计算机技术,分析了土壤物理、化学指标的统计和空间分布特征;采用模糊数学综合评价法分析研究区土壤质量的整体状况,从坡向和土壤发生层两方面探讨了土壤质量的垂直分异规律,从而反映土地自然质量的分布特征,以期为南北过渡带其他山区开展土壤质量空间异质性研究,防治土壤退化,进行土地资源管理提供一些借鉴和数据支持。主要结论如下:（1）土地物理质量指标特征:研究区土壤质地以砂粒和细粉粒为主;南北坡不同垂直样带上,随着海拔的升高,粗粉粒、细粉粒和黏粒含量线性增加,石砾线性下降,含水量呈线性上升趋势;土壤容重在南北坡不同垂直样带的分异规律存在很大差异,随着海拔的升高,北坡土壤容重先升后降,南坡土壤A层容重线性下降,B层无明显变化规律。从剖面来看,粗粉粒、土壤含水量表现为A层大于B层,细粉粒、土壤容重表现为B层大于A层,土壤A、B层的砂粒含量较为接近。从变异系数来看,石砾和黏粒含量变异性较高,砂粒、细粉粒、土壤容重趋于稳定,含水量南坡高于北坡,但总体仍处于适宜水平,总而言之,宝天曼土地物理质量特征较佳。（2）土地化学质量指标特征:研究区土壤pH值范围为4.406.49,土壤偏酸性,有机质、氮含量较丰富,钾含量适宜,磷含量较为缺乏,CEC分布在4.4338.73 coml/kg之间,土壤供肥保肥能力良好;微量元素锰和铜平均含量超过国家平均含量标准,锌和铁平均含量处于富集状态。从垂直样带上看,有机质、全氮和全磷在南北坡不同垂直样带上的分异规律较为一致,随海拔梯度的上升,在9001200 m的低海拔地区,线性下降,12001500 m的中等海拔地区,先升后降,1500 m以上的高海拔地区,线性上升;pH、全钾和CEC在南北坡不同垂直样带的分布规律各有其特点,北坡垂直样带,随着海拔高度的升高,pH和全钾以海拔1200 m为界限,先降后升,CEC波动幅度较大,与海拔变化的相关关系不明显;南坡垂直样带,pH和CEC随海拔的升高保持波动上升的趋势,全钾和海拔相关关系较差。从剖面来看,各土壤化学指标均呈现为弱和中等变异性,除pH和全钾含量表现为B层高于A层,大部分指标含量均表现为A层高于B层。总体来说,研究区土壤有机质、氮、钾含量适宜于植被生长,磷较为缺乏,土壤化学质量指标的垂直分异规律较为复杂,且含量差异较小,北坡略高于南坡,土壤A层高于B层。（3）土壤质量综合评价利用层次分析法,通过计算Norm值,结合敏感性分析和相关分析,从20项土壤物理、化学指标中筛选最小数据集。土壤A层的MDS为:黏粒、含水量、容重、全磷、镍、有机质、全氮;土壤B层的MDS为:锰、有机质、含水量、全氮、全磷、细粉粒、锌、碳氮比。利用单项质量指标隶属度做土地质量限制性因素分析,结果表明:有机质和全氮是A层土壤质量的限制性因素;全氮和全磷是B层土壤质量的限制性因素。今后应立足于土地质量的分布特征,结合土壤的实际情况,分区进行土地的保护、开发、利用。采用模糊数学模型计算土壤质量综合指数SQI,研究区土壤A层SQI整体处于中等偏高水平,B层SQI总体处于中等偏低水平,SQI总体表现为北坡高于南坡,A层高于B层;把SQI按不同坡向、不同土壤发生层做进一步分析,结果表明:南北坡不同垂直样带SQI垂直分异明显,随海拔的提升,北坡SQI线性上升,南坡SQI先升后降;不同土壤发生层垂直分异规律相似,SQI均表现为A层大于B层,且在中等海拔地区出现了较高值。（4）提升土地自然质量、实现土地可持续发展的措施和建议宝天曼土壤质量整体处于中等偏高水平,但由于历史原因,在管理保护、规划开发及土地利用方面存在一些问题,造成部分地区土地质量偏低。现立足于土地自然质量分布特征,针对性提出了健全保护地用地法律法规,加强监管并提升公众素养,严格审批流程,对土地资源进行功能分区,结合区域土壤质量状况因地制宜的安排管理策略,合理的进行保护、开发、利用,开展土地质量空间动态评价、预测工作的建议。
牛安逸,马姣娇,杨文槐,黄金辉,徐颂军[8]（2019）在《土壤理化性质对珠江口红树林湿地土壤氮磷质量分数的影响》文中认为以珠江口典型人工次生红树林湿地为研究对象,在广州南沙湿地公园、珠海淇澳—担杆岛省级自然保护区两样地采集16处30 cm深度的土壤样品共48个（每10 cm分层）,测定全氮（TN）、有效氮（AN）、全磷（TP）、有效磷（AP）、有机质（OM）、有机碳（OC）的质量分数及pH、土壤粒度、Eh、含水量等指标.结果表明:（1）研究区域土壤中全氮的质量分数为0.69～2.98 g/kg;有效氮的质量分数为60.36～98.12 mg/kg;全磷的质量分数为0.39～0.94 g/kg;有效磷的质量分数为4.02～62.14 mg/kg;氮磷比（氮与磷的质量分数的比值）为1.59～3.27;有效氮磷比（有效氮与有效磷的质量分数的比值）为1.24～18.07.各项指标处于中等水平.（2）全氮的质量分数与有机碳、全磷的质量分数显着正相关（R2=0.826）;有效氮的质量分数与砂粒比例显着正相关（R2=0.225）;全磷的质量分数与全氮、有效磷的质量分数及含水量显着正相关,与砂粒比例显着负相关（R2=0.838）;有效磷的质量分数与全磷、全氮的质量分数及砂粒比例显着正相关,与有机质的质量分数显着负相关（R2=0.754）;氮磷比与有机碳的质量分数显着正相关,与含水量显着负相关（R2=0.414）;有效氮磷比与粘粒比例、有机碳的质量分数显着负相关（R2=0.285）.（3）该区土壤表现为氮限制型,不利于现阶段的红树林生长恢复,可通过适当的氮添加改善土壤整体质量.
刘旭川[9]（2019）在《浙南典型山地沼泽土壤有机碳分布特征研究》文中研究表明土壤碳库是陆地生态系统最大的碳库,在全球气候变化中扮演者重要角色。土壤活性有机碳能敏感地反映土壤碳库的变化,对碳平衡具有重要意义。山地沼泽发挥着保护区域生物多样性、维持江河源头“水塔”功能等关键作用。区域气候差异及植被类型的不同可能造成山地沼泽具有不同于其他沼泽湿地的独特的有机碳含量及分布特征。因此,开展山地沼泽土壤有机碳分布特征研究,可为深入认识不同类型湿地土壤碳汇功能及其碳循环过程提供基础数据。本研究依托位于浙江省南部地区的景宁县望东垟湿地保护区和大仰湖湿地保护区,以保护区内的典型山地沼泽（草本沼泽和森林沼泽）以及针阔混交林三种植被类型为研究对象,采集各植被类型下不同深度（0-10cm、10-30cm、30-60cm、60-100cm）土壤样品,分析对比了不同植被类型下不同深度土壤有机碳、水溶性有机碳、微生物量碳、易氧化碳、颗粒有机碳、轻组有机碳的含量与分布差异;以大仰湖草本沼泽为参照湿地,评估望东垟保护区草本湿地退耕还湿的有机碳恢复质量;使用植被类型法,通过有机碳纵向拟合函数,估测望东垟森林沼泽、草本沼泽、针阔混交林及大仰湖草本沼泽土壤的有机碳密度及储量,最后采用210Pb测年法,探究1m深度内望东垟湿地土壤和大仰湖湿地土壤的固碳速率。研究结果表明:（1）浙南望东垟森林沼泽、草本沼泽、针阔混交林三种植被类型下土壤有机碳含量总体呈现随土层深度的下降而递减的变化趋势。草本沼泽、森林沼泽、针阔混交林的有机碳平均含量分别为79.378g/kg、34.158g/kg、43.679g/kg。草本沼泽类型下的土壤有机碳含量在各土层均显着高于其他两种植被类型。草本沼泽较高的植被枯落物归还量给其提供了充足的碳源。（2）望东垟森林沼泽、草本沼泽、针阔混交林三种植被类型的水溶性有机碳在各土层保持平稳,而轻组有机碳和颗粒有机碳含量在表层0-10cm向10-30cm 土层出现了明显的骤减。在0-10cm、10-30cm、30-60cm 土层,森林沼泽水溶性有机碳占土壤有机碳的分配比率与针阔混交林无显着差异,但均显着高于草本沼泽,同时草本沼泽的颗粒有机碳占土壤有机碳的分配比率显着高于森林沼泽和针阔混交林。受土壤有机碳及诸多环境因素共同影响,不同植被类型下有机碳活性组分含量变化各异,但同时各组分关系又极为密切。（3）望东垟恢复湿地草本沼泽土壤有机碳含量在0-10cm、10-30cm、30-60cm 土层均低于大仰湖草本沼泽自然湿地;对于活性有机碳组分,望东垟和大仰湖草本沼泽水溶性有机碳含量差异较小,望东垟草本沼泽微生物量碳和易氧化碳含量高于大仰湖草本沼泽;整体表现为望东垟恢复湿地草本沼泽有机碳及活性有机碳组分尚未恢复到垦殖前水平。（4）望东垟森林沼泽土壤有机碳密度为2.07kg/m2,针阔混交林土壤有机碳密度为2.61kg/m2,草本沼泽土壤有机碳的密度为14.17kg/m2,大仰湖草本沼泽土壤有机碳密度为18.99kg/m2,表明草本沼泽具有较强的固碳能力,但人类活动会对草本沼泽的固碳能力产生严重影响。（5）望东垟土壤沉积速率为0.111～0.301cm/a,固碳速率为2.828～21.544g/（cm2·a）,大仰湖土壤沉积速率为0.155～0.684cm/a,固碳速率为26.203～120.786g/（cm2.a）,草本沼泽固碳速率高于森林沼泽和针阔混交林,原生草本沼泽固碳速率高于次生草本沼泽。从研究结果来看,望东垟草本沼泽固碳同化能力强于森林沼泽和针阔混交林,经过20年的退耕还湿恢复,垦殖造成的湿地土壤有机碳的损失未能恢复到之前水平;垦殖对土壤有机碳活性组分的影响相异,一方面导致颗粒有机碳和轻组有机碳含量低于自然湿地,另一方面促进了微生物量碳等的形成。不同植被类型下土壤有机碳密度不同,在望东垟湿地区域,草本沼泽有机碳密度高于森林沼泽与针阔混交林;对于草本沼泽,大仰湖草本沼泽有机碳密度高于望东垟恢复湿地草本沼泽。望东垟与大仰湖1m深度土壤的沉积年龄为1350年代左右,大仰湖的土壤沉积速率和固碳速率均远高于望东垟。与其他沼泽湿地相比,表明在浅土层,浙南沼泽湿地沉积速率较快,在整个土层发育过程中,沉积速率缓慢。表明沼泽湿地“碳汇”功能为长期缓慢积累的结果。
张发俊[10]（2018）在《云南大山包黑颈鹤自然保护区退耕湿地土壤理化性质三年变化监测研究》文中研究表明I湿地土壤理化性质的变化,能说明湿地土壤自然状态的变化,湿地土壤自然状态的改变影响湿地动植物的生境变化,以至于影响整个湿地生态系统结构和功能的变化。本文以云南大山包黑颈鹤国家级自然保护区退耕湿地土壤为研究对象,挑选代表性区域湿地设置6块样地,分别于2015年、2016年、2017年的9月,就每个样点分010cm,1020cm采集土壤混合样,选取土壤有机质、全量氮磷钾、速效氮磷钾、铵态氮、硝态氮,以及土壤自然含水量、容重、颗粒组成等化学、物理性质指标,依据实验测量所得数据,通过对比分析,讨论保护区湿地土壤理化性质和生态化学计量特征随恢复年限的变化趋势。结果表明:（1）土壤化学性质:土壤有机质和全钾、速效磷、钾的含量随着生态恢复年限的增加,两层均呈现出逐渐升高的趋势,其中从2015年到2017年,有机质增幅最小的含量升高了3倍左右;全钾升高3.5倍左右;速效磷升高了9倍左右;速效钾升高了4倍左右。这主要与保护区植被的恢复和人为因素影响的减少有密切的关系。全氮、硝态氮含量随着恢复年限的增加增幅呈现先升高后又降低的趋势,但是铵态氮上下两层变化趋势差异较明显,表层逐年升高,亚表层三年趋于稳定状态;全磷含量呈现先降低后升高的趋势。这可能与保护区历史上大规模的开挖泥炭和排水开耕有关系。（2）土壤速效养分干（3月）湿（9月）季对比:各样带碱解氮、速效磷含量均表现为湿季（27.4732.74 mg·kg-1）明显高于干季（3.512.30 mg·kg-1）,且干湿季节表聚现象均较明显;速效钾含量变化与碱解氮、速效磷呈现相反的现象,即湿季（58.00124.29 mg·kg-1）明显小于干季（98.32279.01 mg·kg-1）。（3）土壤化学计量特征:C﹕N、C﹕P随着恢复年限的增加逐年升高,而N﹕P则呈现为先升高,后减小的趋势。与中国湿地土壤（18.22±7.51）的平均值相比,C﹕N在2015年（12.92±2.66）时低于中国湿地（18.22±7.51）土壤的平均值,但是2016年（27.28±13.99）、2017年（36.62±8.91）年均高于中国湿地土壤的平均值,而C﹕P（12.93±6.57）、N﹕P（0.41±0.38）却都远远小于中国湿地（245.22±227.52、13.60±16.81）土壤的平均值。说明保护区C的积累较多,而缺少N、P的积累。（4）土壤物理性质:容重随恢复年限的增加,呈现逐年减小的趋势,其中减小幅度小的表层,从2015年的1.11 g·cm-3减小到2017年的0.96 g·cm-3,说明土壤的蓄水保肥能力增强;颗粒组成的黏粒含量表现出逐年递减的趋势,从2016年的16.21%,降低到2017年的11.05%;沙粒含量趋于稳定状态,且垂直方向黏粒、沙粒含量基本无差异。;自然含水量两层三年变化趋势均呈现为先增加后又减小,从2015年的55.08%到2016年的71.07%,最后到2017年的64.43。（5）土壤理化性质相关分析:有机质与速效氮磷钾、全量氮钾、C/N、C/P,全氮与速效氮磷、硝态氮,全氮与黏粒,全钾与速效氮磷钾、C/N、C/P,碱解氮与速效磷钾、黏粒、C/N,速效磷与速效钾、C/N、C/P,速效钾与C/N、C/P,黏粒与容重,沙粒与N/P,C/N与C/P,C/P与N/P,均呈现极显着正相关（p<0.01）;有机质与全氮、黏粒、容重,容重与自然含水量、硝态氮、C/N、C/P,铵态氮与硝态氮,呈现极显着负相关（p<0.01）;速效磷与硝态氮呈现显着正相关（p<0.05）;速效钾与容重、硝态氮,C/N与N/P,容重与全氮、碱解氮,全磷与C/N、C/P,全钾/速效磷与黏粒、容重,C/N、C/P与全磷沙粒/黏粒,均呈现显着负相关（p<0.05）。（6）土壤综合肥力水平:各样地与大山包尺度下的土壤综合肥力水平变化趋势一致,基本呈现为:2015年（23.87）<2016年（30.42）<2017年（39.82）,肥力水平随着恢复年限在逐年升高。
二、Total N,total P and organic matters content in floodplain soils of Xianghai Nature Reserve（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、Total N,total P and organic matters content in floodplain soils of Xianghai Nature Reserve（论文提纲范文）
（1）独流减河河口互花米草生态化学计量与根围丛枝菌根真菌多样性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 外来物种互花米草入侵研究现状 |
| 1.1.1 生物入侵与外来物种简介 |
| 1.1.2 互花米草生物学特征与分布 |
| 1.1.3 互花米草与环境的相互作用 |
| 1.1.4 互花米草入侵对河口湿地土壤真菌群落的影响 |
| 1.2 生态化学计量学概述 |
| 1.2.1 植物生态化学计量学 |
| 1.2.2 土壤生态化学计量学 |
| 1.2.3 植物一土壤生态化学计量学 |
| 1.3 丛枝菌根真菌(AM真菌)研究现状 |
| 1.3.1 AM真菌结构与功能 |
| 1.3.2 球囊霉素 |
| 1.3.3 AM真菌多样性及其影响因素 |
| 1.3.4 AM真菌与外来物种相互作用研究 |
| 1.3.5 高通量测序技术在AM真菌多样性的应用 |
| 1.4 本文的研究目的和意义 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样地设置与样品采集 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 植物样品 |
| 2.3.2 土壤理化因子 |
| 2.3.3 AM真菌定殖及孢子密度 |
| 2.3.4 球囊霉素 |
| 2.3.5 土壤样品AM真菌多样性测序 |
| 2.4 数据处理 |
| 2.4.1 互花米草植物与根围土壤生态化学计量特征分析 |
| 2.4.2 高通量数据处理 |
| 第三章 结果与分析 |
| 3.1 互花米草植物生态化学计量特征时空变化 |
| 3.1.1 植物生长参数 |
| 3.1.2 有机碳含量 |
| 3.1.3 全氮含量 |
| 3.1.4 全磷含量 |
| 3.1.5 植物生态化学计量时空变化特征 |
| 3.1.8 植物各器官生态化学计量的关系 |
| 3.2 互花米草根围土壤理化因子生态化学计量的时空变化 |
| 3.2.1 温度 |
| 3.2.2 pH |
| 3.2.3 盐度 |
| 3.2.4 有机碳含量 |
| 3.2.5 全氮含量 |
| 3.2.6 全磷含量 |
| 3.2.7 碱解氮含量 |
| 3.2.8 速效磷含量 |
| 3.2.9 根围土壤因子相关性分析 |
| 3.2.10 根围土壤生态化学计量时空变化特征 |
| 3.3 互花米草生态化学计量与土壤因子关系 |
| 3.3.1 根围土壤生态化学计量与土壤因子关系 |
| 3.3.2 植物生态化学计量与土壤因子的关系 |
| 3.4 独流减河河口互花米草AM真菌生态分布 |
| 3.4.1 植物根内AM真菌定殖率 |
| 3.4.2 植物根内AM真菌定殖强度 |
| 3.4.3 根围土壤AM真菌孢子密度 |
| 3.4.4 总球囊霉素含量时空变化 |
| 3.4.5 易提取球囊霉素含量时空变化 |
| 3.4.6 AM真菌定殖相关性分析 |
| 3.5 AM真菌定殖与土壤理化因子相关性分析 |
| 3.6 互花米草根围AM真菌多样性高通量测序结果 |
| 3.6.1 序列统计与稀释曲线分析 |
| 3.6.2 Alpha多样性分析 |
| 3.6.3 OUT聚类与物种注释分析 |
| 3.6.4 多样本比较分析 |
| 3.6.5 环境因子相关性分析 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 互花米草植物生态化学计量学特征的时空变化 |
| 4.1.1 群落地上部分生长的时空动态变化 |
| 4.1.2 植物各器官碳、氮、磷时空变化 |
| 4.1.3 植物生态化学计量特征 |
| 4.1.4 植物各器官碳、氮、磷与生态化学计量关系 |
| 4.2 互花米草根围土壤理化因子生态化学计量的时空变化 |
| 4.2.1 互花米草对土壤p H和盐度的影响 |
| 4.2.2 互花米草对根围土壤碳、氮、磷元素的影响 |
| 4.2.3 互花米草根围土壤生态化学计量特征 |
| 4.3 互花米草根围土壤生态化学计量与土壤因子关系 |
| 4.4 植物一土壤生态化学计量学特征的关系 |
| 4.5 AM真菌定殖及其相关性 |
| 4.6 AM真菌群落多样性及其影响因素 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）甘肃民勤连古城国家级自然保护区荒漠植被群落及土壤特征初步分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 景观格局 |
| 1.2.1 斑块稳定性 |
| 1.2.2 景观多样性 |
| 1.2.3 景观破碎化 |
| 1.3 土壤特征 |
| 1.3.1 土壤理化性质 |
| 1.3.2 土壤性质空间异质性 |
| 1.4 土壤与植被群落、地貌综合分析 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 研究区简介 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候条件 |
| 2.3 土壤状况 |
| 2.4 动植物概况 |
| 2.5 历史及发展情况 |
| 3 研究方法 |
| 3.1 数据来源及样品采集 |
| 3.2 景观格局指数计算 |
| 3.4 土壤理化性质分析 |
| 3.5 土壤特征与植被群落的关系分析 |
| 4 植被群落景观结构特征 |
| 4.1 植被群落空间分布特征 |
| 4.2 斑块稳定性分析 |
| 4.3 景观多样性分析 |
| 4.4 景观破碎化分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 土壤理化性质基本特征 |
| 5.1 保护区土壤理化性质整体情况 |
| 5.2 土壤理化性质相关性分析 |
| 5.3 土壤理化性质地统计分析 |
| 5.4 土壤理化性质空间分布格局 |
| 5.5 不同地貌的土壤理化性质 |
| 5.6 小结 |
| 6 土壤特征与植被群落的关系 |
| 6.1 土壤特征及植被群落的关系 |
| 6.2 土壤特征及植被群落景观结构特征的关系 |
| 6.3 小结 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录1 不同植被群落的主要土壤理化性质 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（3）苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷累积及其在退化、恢复过程中的变化特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 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 国内外研究进展 |
| 1.3.1 基本概念与理论 |
| 1.3.2 湿地碳氮磷的分布及累积 |
| 1.3.3 湿地恢复的研究进展 |
| 1.4 研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第2章 研究区概况及研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 牛心套保湿地 |
| 2.1.2 扎龙湿地 |
| 2.1.3 莫莫格湿地 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 采样点布设 |
| 2.2.2 样品采集及处理 |
| 2.2.3 测试方法 |
| 2.2.4 数据计算和处理 |
| 第3章 苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷累积及分布 |
| 3.1 湿地土壤碳氮磷分布特征 |
| 3.1.1 湿地土壤碳氮磷的季节动态 |
| 3.1.2 湿地土壤碳氮磷的空间分布 |
| 3.1.3 湿地土壤碳氮磷储量及生态化学计量学特征 |
| 3.2 湿地芦苇碳氮磷累积特征 |
| 3.2.1 芦苇地上部分碳氮磷的季节动态 |
| 3.2.2 芦苇碳氮磷储量动态特征 |
| 3.2.3 芦苇氮磷生态化学计量学特征 |
| 3.3 湿地水体氮磷特征 |
| 3.3.1 水体基本特征 |
| 3.3.2 湿地营养状态 |
| 3.3.3 湿地系统对水体氮磷的截留 |
| 本章小结 |
| 第4章 苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷的影响因素 |
| 4.1 水文条件的影响 |
| 4.1.1 水文条件对植物碳氮磷累积的影响 |
| 4.1.2 水文条件对土壤碳氮磷累积的影响 |
| 4.2 土壤理化性质的影响 |
| 4.2.1 土壤理化性质对植物碳氮磷的影响 |
| 4.2.2 土壤理化性质对土壤碳氮磷的影响 |
| 4.2.3 土壤营养与植物营养的相关分析 |
| 本章小结 |
| 第5章 退化苏打盐碱芦苇湿地恢复过程中碳氮磷的变化特征 |
| 5.1 苏打盐碱芦苇湿地的特征 |
| 5.2 不同恢复年限苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷特征 |
| 5.2.1 恢复湿地植被营养元素特征 |
| 5.2.2 恢复湿地土壤特征 |
| 5.2.3 湿地碳氮磷储量及生态化学计量比随恢复时间的变化趋势 |
| 5.3 基于生源要素的苏打盐碱芦苇湿地的生态恢复对策 |
| 5.3.1 湿地生态恢复原则 |
| 5.3.2 湿地生态恢复对策 |
| 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 发表文章目录 |
| 致谢 |
（4）陕西雍城湖湿地夏季静态生物因子水平分布规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地土壤微生物研究进展 |
| 1.2.2 湿地土壤理化性质研究进展 |
| 1.2.3 湿地植物群落研究进展 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 2.1 凤翔县概况 |
| 2.1.1 县城概况 |
| 2.1.2 地理位置 |
| 2.1.3 地势地貌 |
| 2.1.4 气候特征 |
| 2.1.5 交通现状 |
| 2.2 雍城湖国家湿地公园概况 |
| 第三章 湿地土壤理化性质分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样方设计与布置 |
| 3.1.2 样品采集 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同样点土壤理化性质的变化 |
| 3.2.2 不同样点土壤理化性质的相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 湿地土壤微生物群落分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 土壤微生物高通量测序的数据处理统计分析 |
| 4.2.2 不同样点土壤微生物OUT数量及微生物群落多样性 |
| 4.2.3 土壤微生物在门水平上的相对丰度变化 |
| 4.2.4 土壤微生物在纲水平上的相对丰度变化 |
| 4.2.5 土壤微生物在目水平上的相对丰度变化 |
| 4.2.6 土壤微生物在科水平上的相对丰度变化 |
| 4.2.7 土壤微生物在属水平上的相对丰度变化 |
| 4.2.8 土壤微生物UPGMA聚类分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 湿地土壤理化性质与土壤微生物的关系 |
| 5.1 数据分析方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤微生物多样性与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.2 土壤微生物主要菌门与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.3 土壤微生物主要菌纲与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.4 土壤微生物主要菌目与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.5 土壤微生物主要菌科与土壤理化性质的关系 |
| 5.2.6 土壤微生物主要菌属与土壤理化性质的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 湿地植物群落分析 |
| 6.1 植物调查方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 不同样方植物科属种的统计与分析 |
| 6.2.2 不同样方植物物种丰富度的变化 |
| 6.2.3 不同样方的植物群落分析 |
| 6.2.4 植物群落与土壤微生物多样性的相关性分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 本章小结 |
| 结论与讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
（5）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 |
（6）辉河湿地河岸带植物组成和多样性与土壤特征的相互关系（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 河岸带研究进展 |
| 1.2.1 河岸带定义研究进展 |
| 1.2.2 河岸带生态系统研究进展 |
| 1.3 河岸带植物分布研究进展 |
| 1.3.1 河岸带植物分布特征研究进展 |
| 1.3.2 影响河岸带植物分布因素研究进展 |
| 1.4 河岸带土壤因子研究进展 |
| 1.4.1 河岸带土壤碳、氮、磷研究进展 |
| 1.4.2 河岸带土壤酶研究进展 |
| 1.5 研究目的与意义 |
| 2 研究内容与方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 样地设置 |
| 2.2.3 植物土壤样品采集及测定 |
| 2.2.4 数据处理与分析 |
| 2.3 技术路线图 |
| 3 辉河湿地河岸带植被组成和多样性特征 |
| 3.1 垂直河岸样带植物物种组成 |
| 3.2 垂直河岸样带植物多样性特征 |
| 3.3 湿地河岸带不同典型植物群落物种组成 |
| 3.4 河岸带不同典型植物群落生物量及多样性特征 |
| 3.4.1 河岸带不同典型植物群落生物量 |
| 3.4.2 河岸带不同典型植物群落多样性 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 辉河湿地河岸带植物组成 |
| 3.5.2 辉河湿地河岸带植物多样性 |
| 4 辉河湿地河岸带土壤生物理化特征 |
| 4.1 垂直河岸样带土壤物理化学特征 |
| 4.2 垂直样带土壤生物化学特征 |
| 4.3 不同典型植物群落土壤物理化学特征 |
| 4.4 不同典型植物群落土壤生物化学特征 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 辉河湿地河岸带土壤物理化学特征 |
| 4.5.2 辉河湿地河岸带土壤生物化学特征 |
| 5 辉河湿地河岸带植被特征与土壤因子的关系 |
| 5.1 垂直样带植物多样性与土壤因子相关性 |
| 5.2 垂直河岸样带植物多样性与土壤因子冗余分析 |
| 5.3 不同植物群落特征与土壤因子相关性 |
| 5.4 不同植物群落特征与土壤因子冗余分析 |
| 5.5 讨论 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（7）基于土壤的宝天曼自然土地质量特征及评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 土壤质量评价 |
| 1.2.1 土壤质量评价的概念 |
| 1.2.2 土壤质量指标体系 |
| 1.2.3 土壤质量评价的方法 |
| 1.3 以土壤为核心的土地自然质量评价 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地质地貌 |
| 2.1.3 气候特征 |
| 2.1.4 水文条件 |
| 2.1.5 土壤类型 |
| 2.1.6 植被分布 |
| 2.2 土壤样品的采集与处理 |
| 2.2.1 样点的设置 |
| 2.2.2 样品的采集 |
| 2.2.3 样品的制备 |
| 2.3 土壤样品的测定方法 |
| 2.4 土壤质量评价方法 |
| 2.4.1 主成分分析法 |
| 2.4.2 最小数据集(MDS)方法 |
| 2.4.3 单项质量指标隶属度值 |
| 2.4.4 评价指标权重 |
| 2.4.5 土壤质量评价指数(SQI) |
| 3 土地质量指标分析 |
| 3.1 土地物理质量分布特征 |
| 3.1.1 机械组成 |
| 3.1.2 含水量 |
| 3.1.3 容重 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 土地化学质量分布特征 |
| 3.2.1 土地化学质量指标的描述统计 |
| 3.2.2 pH值 |
| 3.2.3 有机质 |
| 3.2.4 全氮 |
| 3.2.5 全磷 |
| 3.2.6 全钾 |
| 3.2.7 阳离子交换量 |
| 3.2.8 微量元素 |
| 3.2.9 小结 |
| 4 土壤质量综合评价 |
| 4.1 各质量评价指标间相关性分析 |
| 4.2 土壤质量评价指标体系 |
| 4.2.1 主成分个数的确定和主成分贡献率、累计贡献率的计算 |
| 4.2.2 各主成分公因子方差的计算 |
| 4.2.3 土壤质量评价指标最小数据集MDS的确定 |
| 4.3 土壤指标隶属度及权重的确定 |
| 4.3.1 单项质量指标隶属度确定 |
| 4.3.2 土地自然质量限制性因素分析 |
| 4.3.3 单项质量指标权重计算 |
| 4.4 土壤质量评价指数 |
| 4.4.1 土壤质量指数的计算 |
| 4.4.2 土壤质量指数的描述性统计与排序 |
| 4.4.3 土壤质量指数分析 |
| 4.5 小结 |
| 5 提升土地质量、实现土地可持续发展的措施和建议 |
| 5.1 健全保护区用地立法和行政法规,维护、提升土地质量 |
| 5.2 做好监管工作,引导公众树立土地可持续利用观念 |
| 5.3 严格审批流程,科学合理开发 |
| 5.4 结合空间信息技术,开展土地质量空间动态评价、预测工作 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（8）土壤理化性质对珠江口红树林湿地土壤氮磷质量分数的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 土壤样品采集 |
| 1.2 土壤理化指标测定方法 |
| 1.3 数据处理及统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 土壤中氮元素空间分布及其与土壤理化性质的关系 |
| 2.1.1 氮元素的空间分布 |
| 2.1.2 氮元素与土壤理化性质的关系 |
| 2.2 土壤磷元素的空间分布及其与土壤理化性质的关系 |
| 2.2.1 磷元素的空间分布 |
| 2.2.2 磷元素与土壤理化性质的关系 |
| 2.3 土壤氮磷比的空间分布及其与土壤理化性质的关系 |
| 2.3.1 氮磷比的空间分布 |
| 2.3.2 氮磷比与土壤理化性质的关系 |
| 3 讨论 |
| 3.1 珠江口典型红树林湿地的氮磷质量分数水平 |
| 3.2 土壤理化性质对氮磷质量分数的影响 |
| 4 结论 |
（9）浙南典型山地沼泽土壤有机碳分布特征研究（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 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地土壤有机碳研究进展 |
| 1.2.2 湿地土壤碳储量研究进展 |
| 1.2.3 湿地土壤固碳速率研究进展 |
| 1.3 研究目的 |
| 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 |
| 第二章 研究材料和研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 望东垟高山湿地自然保护区自然概况 |
| 2.1.2 大仰湖湿地群自然保护区自然概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 采样方法 |
| 2.2.2 样品处理及分析 |
| 2.3 数据分析 |
| 第三章 不同植被类型沼泽湿地土壤有机碳及其组分变化 |
| 3.1 沼泽湿地各土层土壤总有机碳含量变化 |
| 3.2 沼泽湿地土壤活性有机碳含量变化 |
| 3.3 沼泽湿地土壤活性有机碳的分配比率 |
| 3.4 土壤有机碳及组分与土壤理化的关系 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 植被类型对湿地土壤有机碳的影响 |
| 3.5.2 植被类型对湿地土壤活性有机碳的影响 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 沼泽湿地恢复过程土壤有机碳及其组分变化 |
| 4.1 恢复湿地与自然湿地土壤有机碳及活性组分分布比较 |
| 4.2 恢复湿地与自然湿地土壤活性有机碳的分配比率 |
| 4.3 土壤有机碳及组分与土壤理化的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 退耕还湿后土壤有机碳的恢复 |
| 4.4.2 退耕还湿后土壤有机碳组分的恢复 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 沼泽湿地有机碳储量与沉积速率研究 |
| 5.1 土壤有机碳碳储量的估算 |
| 5.2 土壤沉积速率的估算 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）云南大山包黑颈鹤自然保护区退耕湿地土壤理化性质三年变化监测研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 国内研究进展 |
| 1.2.2 国外研究进展 |
| 1.2.3 大山包自然保护区研究进展 |
| 1.3 研究内容、方法和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 1.4 研究区概况 |
| 1.4.1 地理位置 |
| 1.4.2 自然地理 |
| 1.4.3 社会经济 |
| 第2章 土壤有机质与全量养分变化对比分析 |
| 2.1 土壤有机质 |
| 2.2 土壤全氮 |
| 2.3 土壤全磷 |
| 2.4 土壤全钾 |
| 第3章 湿地土壤速效养分变化对比分析 |
| 3.1 土壤水解氮 |
| 3.2 土壤速效磷 |
| 3.3 土壤速效钾 |
| 3.4 土壤铵态氮 |
| 3.5 土壤硝态氮 |
| 第4章 干季与湿季土壤速效养分对比分析 |
| 4.1 土壤水解氮 |
| 4.1.1 小海坝样地 |
| 4.1.2 大海子样地 |
| 4.2 土壤速效磷 |
| 4.2.1 小海坝样地 |
| 4.2.2 大海子样地 |
| 4.3 土壤速效钾 |
| 4.3.1 小海坝样地 |
| 4.3.2 大海子样地 |
| 第5章 湿地土壤物理性质对比分析 |
| 5.1 土壤容重 |
| 5.2 土壤自然含水量 |
| 5.3 土壤黏粒和沙粒(2年对比) |
| 第6章 土壤理化性质相关性、化学计量特征及综合肥力水平对比分析 |
| 6.1 土壤理化性质相关分析 |
| 6.2 土壤化学计量特征 |
| 6.3 土壤综合肥力水平 |
| 6.4 保护区湿地土壤管理建议 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 土壤有机质 |
| 7.1.2 土壤全氮和碱解氮 |
| 7.1.3 土壤全磷和速效磷 |
| 7.1.4 土壤全钾和速效钾 |
| 7.1.5 土壤铵态氮和硝态氮 |
| 7.1.6 干湿季土壤速效养分 |
| 7.1.7 土壤容重、颗粒组成和自然含水量 |
| 7.1.8 土壤综合肥力水平 |
| 7.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
四、Total N,total P and organic matters content in floodplain soils of Xianghai Nature Reserve（论文参考文献）
- [1]独流减河河口互花米草生态化学计量与根围丛枝菌根真菌多样性研究[D]. 李程程. 河北大学, 2021(09)
- [2]甘肃民勤连古城国家级自然保护区荒漠植被群落及土壤特征初步分析[D]. 王蕊. 兰州交通大学, 2021(02)
- [3]苏打盐碱芦苇湿地碳氮磷累积及其在退化、恢复过程中的变化特征[D]. 杨艳丽. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2020
- [4]陕西雍城湖湿地夏季静态生物因子水平分布规律研究[D]. 赵国慧. 西北农林科技大学, 2020(02)
- [5]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)
- [6]辉河湿地河岸带植物组成和多样性与土壤特征的相互关系[D]. 罗琰. 北京林业大学, 2019(04)
- [7]基于土壤的宝天曼自然土地质量特征及评价[D]. 王鹏. 河南大学, 2019(01)
- [8]土壤理化性质对珠江口红树林湿地土壤氮磷质量分数的影响[J]. 牛安逸,马姣娇,杨文槐,黄金辉,徐颂军. 华南师范大学学报(自然科学版), 2019(02)
- [9]浙南典型山地沼泽土壤有机碳分布特征研究[D]. 刘旭川. 南京农业大学, 2019
- [10]云南大山包黑颈鹤自然保护区退耕湿地土壤理化性质三年变化监测研究[D]. 张发俊. 云南师范大学, 2018(01)