一、外加氮源对杉木叶凋落物分解及土壤养分淋失的影响（论文文献综述）
常月[1]（2021）在《凋落物和外源氮添加对森林土壤可溶性有机氮（DON）的影响》文中提出人类活动通过农业施肥和化石燃料燃烧极大地增加了大气氮对全球地表的输入速率。中国已成为世界上发生严重氮沉降的三个地区之一,而美国和欧洲地区的氮沉降趋于平稳或稳定。森林生态系统可以通过生物机制和非生物机制将部分沉积的氮保留在土壤中。大约90%～95%的土壤氮以有机氮的形式存在,其中可溶性有机氮（DON）是指能被水或盐溶液浸提出来的那部分有机氮。DON被认为是陆地生态系统和水生生态系统中重要的、非常活跃的化学组分之一,是养分和环境污染物移动的重要载体。由于DON具有较强的流动性,容易发生淋溶损失和径流迁移,从而造成土壤氮的损失,成为森林土壤氮循环研究的热点。本文以大山冲森林公园典型森林土壤为研究对象,利用凋落物浸提液模拟DON,研究在不同森林土壤和温度下对DON的吸附特性。采用原位原状土柱凋落物添加分解试验,研究添加凋落物氮和硫酸铵无机氮对土壤DON的影响。主要研究结果如下:（1）利用凋落物浸提液模拟DON,研究了大山冲森林公园的三种典型森林土壤（针阔混交林、常绿阔叶林和落叶阔叶林）对DON的吸附特征。结果表明:三种森林土壤对DON的吸附能力均较低,平均吸附率低于50%;土壤对DON的吸附符合等温吸附方程;土壤对DON的吸附量与DON添加量呈极显着线性相关关系;其吸附能力表现为:落叶阔叶林>针阔混交林>常绿阔叶林;不同温度下土壤对DON的吸附率比较,35℃>20℃>5℃;温度升高增加了土壤本身释放DON的能力,吸附后平衡溶液中的UV254吸收值和UV280吸收值均有所增加,在35℃下的UV280值小于20℃和5℃,说明在35℃下土壤对碳水化合物等结构简单物质的吸附能力较小,土壤对可溶性有机物中的不同组分存在选择吸附特性。（2）在大山冲森林公园进行了 90天的原位原状土柱试验,研究了添加凋落物和硫酸铵对土壤DON的影响。结果表明:不同N添加处理三个土层（0～5 cm、5～10 cm、10～20 cm）土壤DON含量在采样时间变化规律基本一致。添加凋落物处理在试验30天内没有提高土壤DON含量;30天后,凋落物添加处理土壤DON含量较无凋落物添加高,说明凋落物分解释放了可溶性氮,提高了土壤DON含量。添加硫酸铵处理0-10cm 土层DON含量都低于无凋落物和凋落物添加处理。在90天内,添加凋落物和添加硫酸铵处理较无凋落物土壤DON/TSN比值迅速下降（P<0.05）,溶液中氮矿化速率增强,DON被消耗;在试验15天到60天,DON/TSN所占比呈显着上升趋势,矿化速率持续下降,DON趋于蓄积。（3）原位原状土柱试验表明,添加凋落物、添加硫酸铵和无凋落物添加处理的三个土层土壤理化性质和养分含量均发生变化。在第15天和第60天,凋落物添加较无凋落物添加处理显着提高了土壤含水率（P<0.05）,表明添加凋落物可适当增加土壤含水率。在0-45天,0-5cm土层凋落物添加显着增加了土壤pH（P<0.05）,且在第15天、30天第45天显着高于无凋落物添加和添加硫酸铵处理（P<0.05）。与无凋落物添加相比,添加凋落物可适当增加土壤含水率和pH值。不同处理对土壤有机碳以及全磷之间差异不显着。综上所述,森林土壤DON具有较强的移动性。三种森林土壤对DON的吸附能力均较低,吸附率均低于50%,一些结构简单的物质优先被土壤吸附;落叶阔叶林土壤对DON的吸附能力强于针叶林和常绿阔叶林土壤。土壤对DON的吸附能力较低,其淋溶损失问题值得关注。凋落物添加在分解中后期提高了土壤DON含量,凋落物分解释放了可溶性氮;添加凋落物土壤DON被消耗,土壤氮矿化速率增强。探讨不同森林类型土壤可溶性有机氮变化以及植被恢复过程中土壤DON的吸附能力变化,将有助于深入理解土壤DON在森林生态系统中的作用。
路锦,张筱,黄樱,曹光球,费裕翀[2]（2020）在《氮沉降对森林凋落物分解过程中土壤酶和微生物影响的研究进展》文中认为大气氮沉降增加是全球变化的重要现象之一,森林生态系统对氮沉降增加的响应成为森林生态学的研究热点之一.凋落物分解是森林生态系统养分循环和能量流动的主要途径,氮沉降增加导致微生物对凋落物的酶解过程产生变化,最终影响凋落物的分解.本文通过收集国内外已发表的相关文章,综述了氮沉降对森林凋落物分解过程的土壤酶以及微生物的影响以及机理,讨论了需进一步加强研究的内容,以期深入研究氮沉降对森林凋落物分解机理的广度和深度,为全面分析和准确评估氮沉降对森林生态系统的影响提供参考.
陈明蓉[3]（2020）在《杉木叶的内生真菌多样性及其对凋落物分解过程的影响》文中研究指明森林凋落物分解是森林生态系统中物质循环和能量流动的主要环节之一,对维护土壤肥力,促进整个系统正常物质循环和养分平衡有重要意义。近几十年来,由于人工砍伐、连栽以及不当的经营模式,造成杉木林地退化、林产量下降。对于凋落物分解过程机理的研究不仅对于碳平衡研究具有重要的意义,也可为土壤养分循环的研究提供一定的基础,从而也可为促进杉木林生产力提高的研究提供一定的科学依据。对于凋落物分解机理的研究,近年来发现内生真菌参与了凋落物的分解过程,为了探究内生真菌对于凋落物分解的影响,研究采用不同的放样方式（室外放样和室内放样）,选取不同优势度内生真菌参与不同群落构建对于凋落物分解的影响。本研究对内生真菌的多样性及其后续参与凋落物分解过程的研究具有重要的生态学意义,还可以为区域碳平衡过程的准确预测提供重要的依据,同时对于杉木人工林的管理以及土壤肥力的保持也具有重要的意义。本研究得出的主要结果如下:（1）新鲜杉木叶在衰老的过程中,内生真菌多样性和丰富度先增加后减少,在成熟叶期杉木内生真菌多样性与丰富度达到最大值,不同叶龄杉木叶在同一分类水平上的真菌群落组成相似,但所占比例不同。（2）不同种内生真菌或组合定殖对杉木凋落物分解过程均产生了影响,这依赖于内生真菌菌种的属性。在凋落物分解前期,不同优势度类型的内生真菌单菌或组合定殖在分解过程几乎均显着加速了凋落物的分解,而在凋落物分解后期,除了Irpex lacteus和Colletotrichum sp.两种真菌,其它内生真菌的这种加速效应几乎均在减弱,甚至抑制了凋落物分解过程。不同分解时期,酶活性各变量对不同优势度内生真菌定殖处理的响应与失重率并不完全一致,这主要依赖于不同的分解时期:CO2释放速率在分解前期与失重率相关性并不强,而在后期则密切相关;分解前期Cx酶（羧甲基纤维素酶）对失重率的贡献较大,分解后期漆酶与过氧化物酶对失重率的贡献升高。总而言之,不同种内生真菌定殖对凋落物分解及相应的微生物活性均产生了较大影响。（3）不同优势度内生真菌参与的微生物群落构建对杉木凋落物分解过程的影响各不相同。在杉木凋落物分解三个月后,7组微生物群落中,Ao+A（群落包括一种内生真菌与7种腐生真菌）群落引起的失重率最为显着,然而,随着凋落物分解时间的推移,Ao+A群落所引起的这种效应减弱,Af+A群落引起的失重率最为显着。在杉木凋落物分解3个月后,在其分解过程中Af+A群落对于C1酶（exo-1,4-β-glucanase）酶活影响最为突出;Po+A群落所引起的Cx酶（Carboxymethyl cellulase）和β-葡萄糖苷酶（β-Glucosidase）以及木质素分解酶最为突出,在凋落物分解6个月后,Mc+B+So群落对于分解过程纤维素分解酶的影响最显着;总得来说,不同微生物群落构建对凋落物分解过程产生了重要影响。综上所述,从不同叶龄杉木叶片中,内生真菌多样性及其群落组成各不相同,不同类型内生真菌参与的群落构建对于凋落物分解的影响不尽相同。
冯慧芳[4]（2019）在《外源性氮磷添加及林分密度对大叶相思叶片分解和土壤特性的影响》文中提出森林凋落物分解是森林生态系统的一个重要功能,对于树木养分回归土壤、维持林地的生产力至关重要。大叶相思（Acacia auriculiformis A.Cunn.）是一种速生树种,起源于澳大利亚和新西兰,于20世纪60年代引入我国,已成为我国南方主要的用材树种,通过其根系固氮功能而被广泛用于改良土壤。林分密度影响林地的光照、温度、湿度、凋落物持水量和土壤特性,而这些因子对凋落物的分解有重要影响。目前罕见不同密度林分影响叶片分解的报道。华南地区大气氮（N）沉降随着人类的活动而日趋严重,另一方面由于我国热带亚热带红壤普遍缺磷（P）,许多森林生态系统由于广泛施用P肥而产生P富集,直接影响了森林凋落物的分解和土壤特性。然而,N沉降影响我国森林凋落物分解的报道多见温带森林,P富集对森林叶片分解的研究较少,尚未见到外源性N和P对不同密度森林绿叶和凋落叶分解影响的报道。本文以4种不同密度(1,667,2,500,4,444和10,000 trees hm-2)的大叶相思人工林的绿叶和凋落叶为研究对象,将绿叶和凋落叶装入网袋后置于4个密度林分的小样方,对小样方内的叶片网袋分别进行施N、P和N+P处理,并保留无添加养分的叶片网袋作为对照,每隔3个月取4种密度林分各种处理的凋落物网袋一次,分别称取凋落物残重以及测定凋落物的N、P和碳（C）含量,研究外源性N和P对绿叶和凋落叶分解速率的影响,并在试验结束时采集施N、P和N+P的土壤进行分析,可以为大叶相思林的养分管理提供参考。主要研究结果如下:（1）不同林分密度的绿叶和凋落叶分解特征均是初始分解较快,随后分解速率变慢。绿叶比凋落叶分解速度快。绿叶残重与C/N及N/P显着相关,凋落叶残重与C/N及C/P显着相关。（2）绿叶和凋落叶分解速度随着密度的增加而显着加快。外源性N和N+P减缓了叶片分解,而外源性P促进了叶片分解。各密度林分残留绿叶的N浓度在前3个月内迅速增加,随后出现波动。凋落叶N浓度在前18个月趋于增加,随后下降。试验期间,残留绿叶的P浓度下降,残留凋落叶的P浓度在前3个月中下降,然后呈上升趋势。（3）各林分密度4个处理的绿叶N和P残留量在试验前3个月急剧减少后逐步下降,而试验期间的凋落叶N残留量逐步下降,P残留量大幅波动。试验12个月后,绿叶和凋落叶的N和P残留量随着密度的增加而减少。（4）施N和N+P均显着降低了土壤的p H值,施P显着提高了土壤p H。施P和N+P显着提高了土壤有机质、全磷和有效磷含量。施N显着提高了林分土壤的全N含量,施P后显着降低了林分土壤的全氮含量。施N和N+P处理均显着提高了林地土壤的碱解氮含量,施N显着降低了土壤的速效钾含量。（5）施P显着提高了4个密度林分的土壤微生物的平均孔颜色变化率（AWCD）,而施N和N+P则相反。施N显着降低了4个密度林分的土壤微生物Mc Intosh指数、辛普森指数和大多数密度林分的Shannon-Wiener多样性指数,施P显着提高了4个密度林分的土壤微生物Shannon-Wiener多样性指数、Mc Intosh指数和辛普森指数。（6）施N和N+P处理显着降低了脲酶和过氧化氢酶活性,施P和N+P后显着降低了磷酸酶活性,施P显着提高了土壤的过氧化氢酶活性。以上研究结果表明,林分密度显着影响大叶相思叶片的分解,元素化学计量比是凋落物分解率的重要决定因素。
张秀兰[5]（2019）在《氮磷添加对杉木凋落叶质量的影响及其分解过程》文中研究表明杉木（Cunninghamia lanceolata）是我国亚热带地区重要造林树种,地力衰退和养分归还慢是限制杉木人工林持续生产力维持的重要因素,而凋落物分解释养是杉木林养分归还土壤的重要途径。在人工林集约经营模式下,施肥（N、P添加）成为改善林地养分供应和维持生产力的重要措施,但施肥会同时改变凋落物分解的内在和外在条件影响分解过程。目前,由N、P添加引起的凋落物质量变化导致的凋落物分解过程的改变研究较少,相关微生物调控机制还不清楚。本研究以杉木人工林为对象,2011年起在江西泰和布设N、P添加样地,具体为CK（对照）、N1(50 kg N·hm-2·a-1)、N2(100 kg N·hm-2·a-1)、P(50 kg P·hm-2·a-1)、N1P和N2P,其中N添加处理施用NH4NO3,P添加处理施用NaH2PO4。于N、P添加处理5年后,收集样地杉木凋落叶,分析N、P添加对凋落叶质量的影响,并将所有凋落叶放入CK样地进行2年分解试验,分析凋落叶分解过程中质量衰减,N和P释放规律,结构性碳水化合物含量变化,并结合微生物类群改变,探究N、P添加引起的凋落叶质量改变对其分解的影响机制,得到以下初步结果:（1）N、P添加显着影响凋落叶N、P含量,但对C含量无显着影响。N、P添加处理显着提高凋落叶N含量,且在N、P同时添加后N含量增加更显着。P添加提高凋落叶P含量,但P含量不受N添加的影响,P、N1P和N2P处理后凋落叶P含量比CK高75.8%、84.8%和103.0%。N添加显着降低C/N,而P添加处理显着降低C/P和N/P。凋落叶木质素和纤维素含量不受N、P添加的影响,但半纤维素在P添加后显着降低。（2）凋落叶质量残留率在分解0180 d下降较慢,180360 d快速下降,360720 d下降速度减缓。分解360 d和720 d时,质量残留率分别下降39.4%和50.2%。分解360 d,N2P处理后凋落叶质量残留率下降14.8%;分解720 d,N2、P、N1P和N2P处理与CK差异显着,且分别下降10.6%、12.4%、11.8%和22.3%。（3）凋落叶N释放过程在不同N、P添加处理后表现不同。凋落叶N在CK、P、N1和N1P处理后在90 d表现出短暂富集,之后释放。而N2和N2P处理后凋落叶N在整个分解期表现为释放过程。分解720 d,与CK相比,N1、N2、N1P和N2P处理后凋落叶N残留率分别增加11.2%、16.0%、10.7%和11.3%。凋落叶P在分解过程中有明显的富集过程,且持续到分解180 d。凋落叶P平均残留率在分解180 d为138.1%,而分解720 d为55.7%。整体上N、P添加处理后凋落叶P均表现为富集-释放过程,但非P添加处理（CK、N1和N2）在180 d表现出更强的富集作用,而有P添加处理（P、N1P和N2P）富集作用较弱。分解720 d,P、N1P和N2P处理后凋落叶P残留率显着低于CK。（4）木质素、纤维素和半纤维素残留率随分解进行呈下降趋势。分解720 d,P、N1P和N2P处理后凋落叶木质素残留率显着低于CK。分解360 d,凋落叶纤维素残留率在P、N1P和N2P处理后显着低于CK,但分解540 d和720 d,各处理间无显着差异。（5）分解360 d和720 d,N、P添加对凋落叶总PLFAs含量均有显着影响,且360 d时PLFAs含量显着高于720 d。分解360 d,P和N1P处理后显着提高凋落叶总PLFAs含量,分解720 d,P、N1P和N2P处理后凋落叶总PLFAs含量显着提高。分解360 d,真菌生物量在各处理间无显着差异,而在分解720 d时N1、P、N1P和N2P处理后显着增加。分解360 d,P、N1P和N2P处理后凋落叶细菌生物量显着提高,分解720 d,N1P和N2P处理后细菌生物量显着提高。同时,真菌/细菌在分解360 d和720 d分别为0.48和0.16;且分解720 d,N1P和N2P处理后真菌/细菌显着增加。综上所述,N、P添加显着改变杉木凋落叶基质质量,其主要表现为增加凋落叶养分含量,降低C/N、C/P和木质素/N,但凋落叶木质素和纤维素含量不受影响。凋落叶基质质量的改变显着影响其分解速率和N、P养分释放,凋落叶分解主要受P添加调控,P添加处理后凋落叶分解加快,P元素释放速率加快。同时,凋落叶基质质量的改变会在分解过程中通过改变微生物生物量和群落结构影响木质素和纤维素的分解。可见,N、P添加对森林凋落物基质质量的改变从长期来看会影响凋落物的分解和养分释放,进而影响整个生态系统的养分循环。
肖良建[6]（2019）在《造林树种对生态系统氮保留的影响及其相关机制》文中研究说明上世纪以来,由于化石燃料燃烧、化肥过度使用,全球大气氮沉降速率不断增加。氮沉降增加造成了诸如土壤酸化、水体富营养化、生物多样性丧失等一系列后果;同时,陆地生态系统氮通量的迅速增加,使原本较为封闭的氮循环过程逐渐开放。因而,在氮沉降增加背景下,生态系统的氮保留能力成为生态学家研究的热点。已有研究表明,生态系统氮保留的可能机制有（1）植物增加生物量从而积累氮,（2）增加微生物生物量氮,（3）降低土壤硝化作用从而减少氮的淋失。我国亚热带地区存在大面积单一树种的针叶人工林,近年来,大力提倡采用不同类型阔叶树种改造单一针叶纯林。然而,利用阔叶树种代替针叶树种造林如何影响生态系统的氮保留能力仍然未知。本研究在厦门市同安区汀溪国有防护林场、福建省南平市峡阳国有林场选择亚热带典型针叶（杉木Cunninghamia lanceolata）和阔叶树种（木荷Schima superba、米老排Mytilaria laosensis、枫香Liquidambar formosana）为研究对象,首先研究了针叶树种转换为阔叶树种后,人工林生态系统生物量和氮储量的时空格局;其次以同位素示踪技术为手段,跟踪外源氮输入在不同树种地上地下氮库中的分配及去向;最后,测定氮循环过程、土壤微生物生物量以及相关土壤微生物群落结构和功能基因的变化,探讨生态系统氮保留的微生物学机制。我们假设针叶树种转换为阔叶树种后,人工林生物量增加,地上生物量氮库增加,土壤微生物生物量氮增加,土壤硝化速率降低,因而生态系统氮保留能力提高。本研究结果将为氮沉降增加背景下造林树种的选择提供参考。主要结论如下:（1）阔叶树种替代针叶树种造林后,生态系统氮库显着高于同林龄的针叶树种。在杉木采伐迹地上,分别营造米老排和杉木19年后,米老排林的生物量、生产力和氮储量显着高于杉木,其中米老排和杉木人工林生态系统氮库分别为6.9 Mg·ha-1(植物部分0.8 Mg·ha-1,土壤部分6.1 Mg·ha-1)和5.5 Mg·ha-1(植物部分0.4 Mg·ha-1,土壤部分5.1 Mg·ha-1)。在杉木采伐迹地上,分别营造木荷和杉木38年后,木荷林的生物量、生产力和氮储量显着高于杉木,其中木荷和杉木人工林生态系统氮库分别为15.3 Mg·ha-1(植物部分1.7 Mg·ha-1,土壤部分13.6 Mg·ha-1)和7.8 Mg·ha-1(植物部分1.1 Mg·ha-1,土壤部分6.7 Mg·ha-1)。（2）以杉木、木荷、枫香3个树种进行为期625天的野外15N标记示踪实验,结果表明,土壤始终是氮保留的最大氮库,其次是植物。以不同部分氮库的15N回收率代表氮素不同的周转速率,土壤15N回收率分别为枫香（61.01%）>木荷（43.61%）>杉木（36.19%）,植物部分（地上地下及凋落物部分）15N回收率分别为杉木（44.1%）>木荷（43.9%）>枫香（34.3%）。以每棵样树添加的20g N来量化,相当于分别有7.2、8.7和12.2g N保留在杉木、木荷和枫香的0-40cm土层中,分别有8.8、8.9和6.9g N保留在杉木、木荷和枫香的植物部分。（3）在时间尺度上,不同树种根系和枝叶对铵态氮吸收趋势一致。三个树种根系15N丰度均呈现先增加后减小的趋势,但杉木根系15N丰度值出现高峰迟于木荷和枫香,表明其对氮素的吸收较为缓慢。植物的枝叶器官也表现出同样的规律,15N的回收率都在氮添加380天左右出现最高值,但木荷、枫香两个树种树枝部位15N回收率高于杉木,说明木荷、枫香对氮的吸收和周转较快。不同树种凋落物15N归还差异显着。枫香凋落叶的15N丰度随着时间表现出现增加后减小的趋势,而木荷凋落叶的15N丰度则在实验周期内表现为持续增加,杉木的凋落叶15N丰度在实验周期内无明显变化。（4）不同树种土壤微生物生物量氮和15N回收率差异显着。杉木土壤微生物生物量氮和15N回收率均低于木荷和枫香,并且木荷土壤的微生物氮库也显着高于杉木和枫香。不同树种土壤温度、水分以及土壤微环境导致土壤氨化、硝化和矿化速率差异显着,进而影响土壤氮保留。亚热带森林土壤矿质氮多以铵态氮为主,氨化在净氮矿化过程中占主导,但针叶林土壤的硝化作用显着高于阔叶林。因此,阔叶树种代替针叶树种造林降低了土壤硝化作用,从而减少硝态氮的损失,使更多的无机氮以铵态氮的形式供给植物吸收,从而提高生态系统氮保留。（5）米老排替代杉木造林后,土壤微生物群落结构和氮循环功能基因发生改变。米老排土壤微生物的氨氧化古菌（AOA）amoA基因丰度显着降低,表明土壤硝化作用降低,而表层土壤nirK、nirS、nosZ基因的丰度显着升高,表明树种对土壤微生物参与的氮循环过程产生了重要影响。综上所述,本研究验证了上述假设,即阔叶树种替代针叶树种造林后,显着提高了人工林生物量,增加了生物量氮库,提高了土壤微生物生物量氮,降低了土壤硝化作用,提高了生态系统氮保留能力。
刘旭[7]（2019）在《氮添加对新疆天山雪岭云杉凋落物分解和林下土壤性质的影响》文中研究说明自工业革命以来,矿物燃料的燃烧、含氮化肥的使用以及畜牧业的快速发展等人类活动使大气中活性氮含量激增,导致进入生态系统中的氮含量已远超出了系统对氮素的需求量,过度氮沉降产生的生态学效应已成为各国研究的热点。目前我国已成为全球三大氮沉降集中区之一,且将会成为全球氮沉降速度增加最快的地区。国内外研究已表明,这些增加的外源氮输入已经对湿润地区和半湿润地区的温带以及热带、亚热带生态系统的凋落物分解和土壤性质产生影响。然而目前关于外源氮添加是否影响干旱区温带森林生态系统凋落物—土壤相互关系的研究却相对不足。针对上述问题,本研究以新疆天山雪岭云杉林为研究对象,通过原位方法系统研究雪岭云杉凋落物分解及其林下土壤性质对外源氮添加的响应。本研究的目的是（1）探讨不同外源氮添加水平对雪岭云杉凋落物的分解速率及基质质量的影响;（2）比较不同外源氮添加水平对雪岭云杉林下土壤性质的影响;（3）阐明不同外源氮添加水平对天山森林生态系统凋落物—土壤间的相互关系的影响。研究取得的主要结果如下:1.本研究发现,低氮组和中氮组处理对新疆天山雪岭云杉凋落物的分解起促进作用,高氮组则对凋落物分解起抑制作用。2.对雪岭云杉凋落物分解速率进行Oldson模型拟合可以得知,随施氮水平的增加,雪岭云杉凋落物年分解系数k值呈现出先上升后下降的趋势,具体范围为0.3520.599。N0梯度下拟合方程为:y=104.378e-0.428x,N1梯度下拟合方程为:y=106.723e-0.599x,N2梯度下拟合方程为:y=103.716 e-0.523x,N3梯度下拟合方程为:y=101.404e-0.352x,分解50%和95%所需的时间分别为1.7202.009a和7.0998.550a。3.外源氮添加处理对天山雪岭云杉凋落物元素和化学组成含量以及化学计量比有不同作用。氮添加处理对凋落物中碳元素释放起削弱作用,对凋落物氮元素起富集作用,氮添加对凋落物磷元素的影响较小,但是整体表现为消极影响;低氮组处理对凋落物中木质素分解具有促进作用,高氮组处理显着抑制木质素的降解过程;与对照组相比,氮添加处理对凋落物中纤维素分解具有促进作用,且随施氮量生物增加而增加。在凋落物分解中,低氮组和中氮组处理下的C/N、P/N低于对照组,高氮组处理下则高于对照组;氮添加处理下凋落物中木质素/纤维素高于对照组。4.外源氮添加处理改变天山雪岭云杉林下土壤理化性质与酶活性的关系。对照组中土壤理化性质与土壤酶活性特征的重要排序是电导率>全磷>容重>全氮>含水量>铵态氮>有机碳>pH值;低氮组中土壤理化性质与土壤酶活性特征的重要排序是电导率>含水量>容重>有机碳>全氮>全磷>铵态氮>pH值;中氮组（N2）中土壤理化性质与土壤酶活性特征的重要排序是铵态氮>容重>pH值>全磷>全氮>有机碳>电导率>含水量;高氮组中土壤理化性质与土壤酶活性特征的重要排序是pH值>含水量>容重>全氮>有机碳>电导率>全磷>铵态氮。5.在不同外源氮添加浓度处理下,影响凋落物分解特征的主要驱动因子不同。对照组的主要驱动因子是土壤有机碳和蛋白酶活性;低氮组的主要驱动因子是土壤pH值和酸性磷酸酶活性;中氮组的主要驱动因子是土壤pH值和脲酶活性;高氮组的主要驱动因子是土壤pH值和蛋白酶活性。
薛银婷[8]（2018）在《氮沉降与干旱对亚热带两种典型树种凋落物分解过程的影响》文中认为森林凋落物在森林植物的生长发育中扮演着重要角色,在整个森林生态系统的养分循环过程中起着非常重要的纽带作用。气候因子是影响凋落物分解最基本的影响因素,其中湿度对凋落物分解影响最为显着。近年来季节性干旱逐渐成为威胁我国南方森林植被的重要气候因素之一,降水的季节性变化会严重影响凋落物分解过程,继而会影响森林生态系统的碳循环过程。另外,近几十年来由于矿物燃料燃烧、含氮化肥的生产和使用等原因,大气氮沉降量不断增加,氮沉降也成为目前影响凋落物分解的另一个重要的环境因子。当前的研究主要基于干旱或氮沉降单一环境气候因子对凋落物分解过程的影响机制进行研究,普遍认为干旱会抑制凋落物分解,而多数基于氮沉降的研究则表明凋落物分解过程会被促进,但当两种因素共同作用于凋落物分解过程时,多因素综合作用时可能会增加分解过程的复杂性。湘西地区是我国南方亚热带地区受氮沉降影响较为严重的地区之一,近几年又频繁发生季节性连旱现象,因此本研究选取湘西地区吉首市作为研究区域,选择两种优势物种马尾松和香樟作为试验材料,通过一系列的野外模拟实验包括交互移植实验得出,干旱与氮沉降的交互作用会对不同生境内马尾松和香樟凋落物分解产生不同的影响,说明影响凋落物分解的因素有很多,多种因素的联合作用会导致凋落物分解呈现出与单一因素控制下不同的结果。本研究阐明了在多因素多水平作用下凋落物分解过程的变化规律,深入了解施氮与干旱影响亚热带两典型林型凋落物分解过程的驱动机制,为区域森林生态系统C平衡过程的预测提供了理论依据。本研究得出的具体结果如下:（1）在互植实验中,氮沉降对马尾松和香樟凋落物分解过程的影响较为复杂。未施氮时,对于马尾松凋落物而言,在整个分解期内分解失重率均在其来源生境更高,尽管统计上差异不显着;对于香樟凋落物,其失重率在分解前期在马尾松林中显着高于香樟林,但分解后期香樟凋落物的失重率则在其来源生境内更高。氮施加后改变了两种凋落物分解失重率在对方生境的表现:对于马尾松凋落物,分解前期马尾松凋落物在两个林型内的失重率之间仍无明显差异,但分解后期轻度施氮则导致马尾松林内的失重率显着高于香樟林;对于香樟凋落物而言,分解前期施氮增加了香樟林内的失重率,尽管统计上差异不显着,分解后期较低程度的氮施加导致香樟凋落物在马尾松林的失重率高于其来源生境。两种凋落物对不同氮浓度梯度的敏感反应不同,具体体现在:对马尾松凋落物而言,分解前期,两个生境内其失重率均对不同氮敏感梯度无显着响应,但分解后期,马尾松林内的马尾松凋落物的失重率随着施氮浓度的升高呈现单峰分布,在中氮处理时达到最高,而在香樟林内其失重率随着施氮浓度梯度的降低而减小;对于香樟凋落物,分解前期,其失重率在马尾松林中随施氮浓度梯度的增加而减小而,而在香樟林中则表现相反,分解后期,不同生境内的香樟凋落物的失重率对不同氮浓度梯度的响应与马尾松凋落物一致。本研究中氮沉降对两种凋落物在各种处理情况下的微生物活性（包括生物量、呼吸以及酶活性）产生的影响与失重率并不完全一致,显示出生态功能响应水平的差异性。（2）干旱整体上抑制了两种凋落物的分解。在互植实验中,未进行干旱处理时,两种凋落物失重率均表现出为各自来源生境更高,尤其是香樟凋落物在香樟林的失重率显着高于在马尾松林。干旱改变了两种凋落物在不同生境内的分解表现:对马尾松凋落物而言,中度和重度干旱导致其失重率在对方生境显着高于来源生境;香樟凋落物的失重率则仍表现出在其来源生境更高。干旱整体抑制了马尾松和香樟凋落物分解,但两种凋落物对不同程度的干旱的响应格局不同,具体表现在:对马尾松凋落物而言,在马尾松林中其失重率随着干旱梯度的升高逐渐增加,干旱对其分解的抑制作用减弱,而在香樟林中,马尾松失重率随着干旱梯度的升高而降低,干旱对其分解的抑制作用增强;对于香樟凋落物而言,在马尾松林中,中度和重度干旱显着抑制其分解,而在香樟林中,香樟凋落物的失重率结果表现出与马尾松凋落物失重率一致的趋势。干旱对两种凋落物的真菌生物量的影响与失重率结果大致相同,但CO2释放量结果则与之相反,而干旱对微生物酶活性的影响则表现出与失重率结果较为复杂的不一致性。（3）氮沉降浓度梯度和干旱对马尾松和香樟凋落物的分解产生了复杂的交互作用。在没有干旱因子干扰时,对于马尾松而言,氮沉降在整个分解期内对马尾松凋落物分解过程的影响差异不大;对于香樟凋落物,氮施加导致其失重率在整个分解期内呈现单峰型分布,在中氮处理时达到最大。干旱因子的介入改变了两种凋落物对氮的响应,具体体现在:对马尾松凋落物而言,分解前期中度和重度干旱导致其失重率结果随着施氮浓度梯度的升高而减小,而在极度干旱时表现为随着施氮浓度的升高先增大后减小,尽管多数情况统计上不显着,分解后期,中度干旱导致马尾松凋落物失重率随着施氮浓度梯度的升高呈现单峰型分布,而极度干旱则导致其失重率随着施氮浓度梯度的升高而增大;对于香樟凋落物而言,分解前期,极度干旱改变了其失重率对不同氮浓度梯度的敏感反应,表现为随着施氮浓度的升高而增大,尽管统计上差异不显着,而分解后期,中度干旱导致香樟凋落物失重率随着施氮浓度梯度的升高而增大,重度干旱导致其失重率表现为线性的抑制趋势。在未施氮时,对马尾松凋落物而言,分解前期,其失重率在中度干旱时达到最大,随着干旱梯度的升高,其失重率结果又有所降低,尽管统计上差异不显着,而分解后期,干旱整体抑制了马尾松凋落物分解,尤其在重度干旱时抑制作用最大;对香樟凋落物而言,分解前期,其失重率随着干旱梯度的升高表现出先增大后减小的趋势,但分解后期,香樟凋落物失重率随着干旱梯度的升高表现为单峰型分布,在重度干旱时失重率最大。氮沉降改变了两种凋落物对不同干旱梯度的响应,具体表现为:对于马尾松凋落物,分解前期,中度施氮导致其失重率随着干旱梯度的升高而增大的趋势,重度干旱则导致其失重率随着干旱梯度的升高呈现单峰型分布趋势,分解后期,中度施氮导致其失重率在中度干旱时达到最大;对于香樟凋落物而言,分解前期,氮沉降基本没有改变香樟凋落物分解对不同干旱梯度的响应趋势,分解后期,氮沉降导致重度干旱时香樟凋落物分解被抑制。（4）两种凋落物分解对氮源种类的敏感反应不同,具体表现在:在接受自然降水的对照组,马尾松凋落物在施加硝酸铵时分解速率最快,而香樟凋落物则在尿素组分解最快。但干旱因子的加入改变了两种凋落物对不同氮源种类的敏感反应,干旱导致马尾松凋落物的失重率在氯化铵组最大,尽管统计上无显着性差异,但没有改变香樟凋落物对氮源种类的敏感反应,依旧表现为在尿素组失重率最高。同时两种凋落物的真菌生物量和CO2释放量对氮源种类的敏感反应也基本表现出与失重率一致的趋势,但分解酶活性结果则与失重率结果表现不一致。干旱整体对两种凋落物的分解产生抑制作用,但不同氮源处理下两种凋落物分解对干旱的响应不同,具体体现在:对马尾松凋落物,三种氮源处理下其失重率均随着干旱梯度的升高而减小;而对于香樟凋落物,尿素和氯化铵处理组的香樟失重率随着干旱梯度的升高而增大,但硝酸铵组香樟失重率则随着干旱梯度的升高而减小,尽管统计上无显着性差异。干旱对两种凋落物微生物活动的影响也表现出与失重率反应的不一致性。
雷学明[9]（2018）在《模拟氮沉降和灌草去除对杉木人工林N、P养分动态的影响》文中研究说明20世纪60年代以来,随着全球经济发展和人口增长,以及大气氮沉降等全球变化现象突出,对森林生态系统产生了诸多影响。本文以杉木人工林为研究对象,通过模拟林冠层氮沉降(25 kg N·hm-2·a-1),嵌套去除林下灌草措施,研究杉木人工林针叶养分转移、凋落物分解、土壤氮矿化和土壤微生物群落结构（磷脂脂肪酸法:PLFAs）等动态变化特征,旨在通过对“植物—土壤—微生物”之间的系统研究,探讨人工林生态系统在应对氮沉降（N）和灌草去除（UR）措施的养分循环及周转情况,以期为杉木人工林应对环境变化及可持续经营提供理论依据。主要研究结果如下:（1）杉木针叶氮内吸收率的平均范围为19.0435.00%,磷内吸收率为37.8163.96%。相对于对照处理（CK）,N和UR处理提高了针叶氮、磷内吸收率,而N×UR处理则抑制了针叶氮、磷养分的转移,降低了其内吸收率。同时,针叶氮、磷内吸收率呈现一定变化趋势:雨季>干季;（2）凋落叶分解1年后,CK、N、UR和N×UR处理下针叶的年平均分解系数分别为0.399、0.459、0.639和0.524,对应的周转期分别为7.51 a、6.53 a、4.69 a和5.71 a。在凋落叶分解过程中,碳、氮元素表现为释放（淋溶）—富集—释放迁移模式。凋落叶C/N值与干物质残留率呈显着负相关,此时,凋落叶C/N值越高其分解速率就越慢。总之,氮沉降和灌草去除能促进凋落叶的分解和养分释放;（3）N处理显着降低了土壤有机碳和全磷含量,对全氮含量影响不显着。土壤C/N值较为稳定,平均值为19.01。土壤C/P和N/P值表现为雨季>干季。（4）UR处理促进土壤净氮矿化、净硝化和净氨化速率,同时,氮素的淋溶作用增强。净氮矿化速率表现为:雨季>干季。N和N×UR处理增加了夏季和秋季土壤硝态氮和铵态氮含量,净氮矿化和净氨化速率为负值,表现出土壤氮的固持。（5）UR处理提高了土壤各类群微生物PLFAs量,虽然N和N×UR处理在一定程度上降低了土壤总微生物PLFAs量,却提高了细菌和真菌PLFAs在微生物总PLFAs中的比例。雨季土壤各类群微生物PLFAs显着低于干季。对土壤环境因子和微生物群落结构的冗余分析表明,土壤硝态氮与PLFAs i14:0、15:0、i15:0、a15:0、16:1ω7c、18:1ω9c和18:2ω6c呈显着正相关关系。速效磷与PLFAs i14:0、i15:0、a15:0、16:1ω7c和18:3ω6c呈显着正相关关系。表明氮沉降和灌草去除可能通过土壤可利用性养分的变化而影响土壤微生物群落。
周林涛,黄欣,宋曰钦[10]（2017）在《不同形态外源氮对马尾松与广玉兰落叶分解的影响》文中研究指明以马尾松及广玉兰落叶为试验材料,以浓度均为75 mg/kg的NH4Cl、KNO3、NH4NO3溶液为试验处理液,采用分解袋方法,通过对落叶施加不同形态外源氮的方式模拟氮沉降,研究不同形态外源氮对马尾松及广玉兰落叶分解的影响。结果表明:施加外源氮素可以促进落叶的分解,外源氮对不同树种落叶分解的促进效果不同;广玉兰落叶在外源氮处理后分解率增加更为明显,161天后其各处理分解率均在马尾松落叶分解率的1.2倍以上。氮源形态对马尾松、广玉兰落叶分解率的影响均达极显着（马尾松F=1 262.9 P<0.01,广玉兰F=165.3 P<0.01）,其中硝态氮处理效果最好,161天后马尾松和广玉兰落叶的分解率分别为9.79%和13.02%。分解时间对马尾松与广玉兰落叶分解率的影响均达极显着。
二、外加氮源对杉木叶凋落物分解及土壤养分淋失的影响（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、外加氮源对杉木叶凋落物分解及土壤养分淋失的影响（论文提纲范文）
（1）凋落物和外源氮添加对森林土壤可溶性有机氮（DON）的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 国内外研究概况 |
| 1.1.1 土壤氮素和可溶性有机氮的概念 |
| 1.1.2 土壤可溶性有机氮库和组成 |
| 1.1.3 土壤可溶性有机氮的来源 |
| 1.2 可溶性有机氮在土壤氮素循环中的作用 |
| 1.2.1 土壤氮素矿化 |
| 1.2.2 氮素淋失 |
| 1.2.3 植物吸收 |
| 1.3 森林土壤可溶性有机氮的主要影响因素 |
| 1.3.1 降水和温度 |
| 1.3.2 土壤理化性质 |
| 1.3.3 凋落物 |
| 1.3.4 氮沉降 |
| 1.4 土壤可溶性有机氮的吸附特性 |
| 1.5 课题来源、研究目的与意义 |
| 1.5.1 课题来源 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.6 研究内容 |
| 1.7 技术路线图 |
| 第二章 研究材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 试验设计与研究方法 |
| 2.3 试验测定方法 |
| 2.3.1 土壤理化性质 |
| 2.3.2 可溶性有机氮 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 不同森林类型土壤对可溶性有机氮的吸附特征 |
| 3.1 不同温度下土壤对DON的吸附特性分析 |
| 3.2 不同森林土壤类型对DON的吸附特性 |
| 3.3 可溶性有机氮吸附过程中芳香结构的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 可溶性有机氮吸附过程中芳香结构的变化 |
| 3.4.2 不同土壤吸附机理的差异 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 外源氮输入对森林土壤可溶性有机氮的影响 |
| 4.1 试验期间降雨量和土壤温度变化 |
| 4.2 凋落物分解率及浸提N组分含量 |
| 4.3 土壤可溶性氮组分含量变化 |
| 4.3.1 土壤可溶性总氮含量变化 |
| 4.3.2 可溶性有机氮含量变化 |
| 4.4 土壤可溶性有机氮占可溶性总氮比例的变化 |
| 4.5 氮添加对土壤无机氮的影响 |
| 4.6 雨水中氮组分含量变化 |
| 4.7 讨论 |
| 4.7.1 氮添加下土壤可溶性有机氮、可溶性总氮含量变化特征及其影响因素 |
| 4.7.2 氮添加下土壤铵态氮和硝态氮含量变化特征及其影响因素 |
| 4.8 小结 |
| 第五章 外源氮输入对森林土壤理化性质的影响 |
| 5.1 氮添加对森林土壤理化性质的影响 |
| 5.1.1 土壤含水率 |
| 5.1.2 土壤pH |
| 5.2 氮添加对森林土壤养分的影响 |
| 5.2.1 土壤全氮 |
| 5.2.2 土壤全磷 |
| 5.2.3 土壤有机碳 |
| 5.2.4 土壤C/N、N/P比值 |
| 5.3 氮添加土壤可溶性氮组分与土壤理化性质相关性分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 氮添加对土壤理化性质的影响 |
| 5.4.2 氮添加对土壤碳氮磷的影响 |
| 5.4.3 土壤可溶性氮组分与土壤理化性质的相关性 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论及展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（2）氮沉降对森林凋落物分解过程中土壤酶和微生物影响的研究进展（论文提纲范文）
| 1 氮有效性对凋落物分解的影响研究进展 |
| 2 氮沉降对凋落物分解过程酶活性的影响 |
| 3 氮沉降对凋落物分解过程微生物的影响 |
| 4 总结和展望 |
（3）杉木叶的内生真菌多样性及其对凋落物分解过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 凋落物的分解过程及意义 |
| 1.2 影响凋落物分解的因素 |
| 1.3 内生真菌对凋落物分解的影响 |
| 1.3.1 内生真菌的多样性研究 |
| 1.3.2 内生真菌对凋落物分解的影响 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 第2章 不同叶龄杉木叶内生真菌多样性 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究样地概况与取样 |
| 2.1.2 表面消毒 |
| 2.1.3 DNA提取和PCR扩增 |
| 2.1.4 生物信息分析及统计分析流程 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 杉木叶系统发育分析 |
| 2.2.2 群落结构组成分析 |
| 2.2.3 Venn图 |
| 2.2.4 多样性分析 |
| 2.2.5 稀释曲线 |
| 2.2.6 样品间的NMDS分析 |
| 2.3 讨论与结论 |
| 第3章 内生真菌直接定殖对凋落物分解影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验样地概况与取样 |
| 3.1.2 主要试剂和仪器及培养基 |
| 3.1.3 内生真菌分离与鉴定 |
| 3.1.4 单菌及组合菌定殖后对分解过程的影响实验 |
| 3.2 测定指标 |
| 3.3 数据处理与统计方法 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 内生真菌分离与鉴定结果 |
| 3.4.2 失重率分析 |
| 3.4.3 CO_2释放量 |
| 3.4.4 酶活性测定 |
| 3.4.5 PCA分析 |
| 3.5 讨论与结论 |
| 第4章 内生真菌参与微生物群落构建对凋落物分解的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验样地概况与取样 |
| 4.1.2 主要试剂和仪器及培养基 |
| 4.1.3 内生真菌与腐生真菌分离 |
| 4.1.4 微生物群落构建 |
| 4.2 测定指标 |
| 4.3 数据处理与统计分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 失重率分析 |
| 4.4.2 酶活性分析 |
| 4.4.3 PCA分析 |
| 4.5 讨论与结论 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者在学期间取得的学术成果 |
（4）外源性氮磷添加及林分密度对大叶相思叶片分解和土壤特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 前言 |
| 1.1 凋落物分解的研究进展 |
| 1.2 凋落物分解的过程 |
| 1.3 凋落物分解速率的影响因素 |
| 1.3.1 气候对凋落物分解速率的影响 |
| 1.3.2 凋落物质量对凋落物分解的影响 |
| 1.3.3 土壤生物对凋落物分解的作用 |
| 1.3.4 土壤理化性质对凋落物分解的影响 |
| 1.3.5 外源性N和P对凋落物分解的影响 |
| 1.3.6 绿叶分解 |
| 1.3.7 外源性N和P对土壤的影响 |
| 1.3.8 大叶相思研究进展 |
| 1.4 本论文研究的目的和意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验林分 |
| 2.3 试验材料 |
| 2.4 试验样品采集 |
| 2.5 林冠开度调查 |
| 2.6 叶片元素测定 |
| 2.7 土壤化学性质测定 |
| 2.8 土壤微生物群落功能多样性分析 |
| 2.9 土壤酶的测定 |
| 2.10 数据统计方法 |
| 第3章 结果与分析 |
| 3.1 林分密度对大叶相思叶片分解的影响 |
| 3.1.1 叶片残重 |
| 3.1.2 养分浓度 |
| 3.1.3 叶片分解和元素化学计量 |
| 3.1.4 小结 |
| 3.2 叶片质量与分解 |
| 3.2.1 叶片残重 |
| 3.2.2 养分浓度 |
| 3.2.3 养分残留量 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 外源性N和P对叶片分解的影响 |
| 3.3.1 叶片残重 |
| 3.3.2 叶片N和P浓度 |
| 3.3.3 叶片的N和P残留量 |
| 3.3.4 叶片的N和P化学计量 |
| 3.3.5 小结 |
| 3.4 外源性N和P对土壤的影响 |
| 3.4.1 外源性N和P对森林土壤化学性质的影响 |
| 3.4.1.1 对土壤PH值的影响 |
| 3.4.1.2 对土壤有机质的影响 |
| 3.4.1.3 对土壤全N的影响 |
| 3.4.1.4 对土壤全P的影响 |
| 3.4.1.5 对土壤全K的影响 |
| 3.4.1.6 对土壤碱解N的影响 |
| 3.4.1.7 对土壤有效P的影响 |
| 3.4.1.8 对土壤速效K的影响 |
| 3.4.2 外源性N和P对森林土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 3.4.2.1 土壤微生物培养ECOBIOLOG板 AWCD值的变化 |
| 3.4.2.2 不同处理对土壤微生物群落功能多样性指数的影响 |
| 3.4.3 外源性N和P对森林土壤酶活性的影响 |
| 3.4.3.1 土壤脲酶活性 |
| 3.4.3.2 土壤酸性磷酸酶活性 |
| 3.4.3.3 土壤过氧化氢酶活性 |
| 3.4.4 小结 |
| 第4章 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 密度对绿叶和凋落叶分解的影响 |
| 4.1.2 绿叶和凋落叶分解比较 |
| 4.1.3 叶元素的化学计量 |
| 4.1.4 凋落物分解模式 |
| 4.1.5 外源性N和P对凋落物分解的影响 |
| 4.1.6 外源性N和P对土壤的影响 |
| 4.1.6.1 外源性氮磷对森林土壤化学性质的影响 |
| 4.1.6.2 外源性氮磷对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.1.6.3 外源性氮磷对森林土壤酶活性的影响 |
| 4.2 结论 |
| 4.3 论文的主要创新点 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（5）氮磷添加对杉木凋落叶质量的影响及其分解过程（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 杉木及其存在的问题 |
| 1.2 凋落物分解过程及其重要性 |
| 1.2.1 凋落物分解的概念和研究进展 |
| 1.2.2 凋落物分解过程和重要作用 |
| 1.2.3 凋落物分解的研究方法 |
| 1.2.4 凋落物分解过程中的影响因素 |
| 1.3 氮磷添加对凋落物质量影响的研究进展 |
| 1.4 研究背景与意义 |
| 1.5 研究目标与内容 |
| 1.6 拟解决的科学问题 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 施肥对杉木凋落叶基质质量改变试验 |
| 2.2.2 凋落叶样品收集与分解试验布置 |
| 2.3 研究方案与测定方法 |
| 2.3.1 凋落叶埋袋样品前处理 |
| 2.3.2 凋落叶重量衰减测定 |
| 2.3.3 凋落叶碳氮磷养分含量测定 |
| 2.3.4 凋落叶结构性碳水化合物和木质素含量测定 |
| 2.3.5 凋落叶微生物类群磷脂脂肪酸含量测定 |
| 2.4 数据处理与统计方法 |
| 2.4.1 凋落叶质量残留率计算方法 |
| 2.4.2 凋落叶分解过程Olson负指数衰减模型 |
| 2.4.3 凋落叶分解过程中木质素、纤维素、半纤维素计算方法 |
| 2.4.4 统计分析方法 |
| 2.5 技术路线 |
| 第3章 结果与分析 |
| 3.1 氮磷添加对凋落叶基质质量的影响 |
| 3.1.1 凋落叶碳氮磷含量的变化 |
| 3.1.2 凋落叶化学计量比的变化 |
| 3.1.3 结构性碳水化合物和木质素、纤维素以及半纤维素含量的变化 |
| 3.1.4 木质素/N、纤维素/N、半纤维素/N的变化 |
| 3.2 凋落叶质量改变分解过程中的重量衰减规律 |
| 3.3 凋落叶质量改变分解过程中氮磷含量变化及其释放特征 |
| 3.3.1 凋落叶分解过程中氮含量变化及其释放特征 |
| 3.3.2 凋落叶分解过程中磷含量变化及其释放特征 |
| 3.4 凋落叶质量改变分解过程中含碳化合物含量的变化 |
| 3.4.1 凋落叶分解过程中养分浓度变化的方差分析 |
| 3.4.2 凋落叶分解过程中有机碳含量的变化 |
| 3.4.3 凋落叶分解过程中结构性碳水化合物含量变化及其释放特征 |
| 3.4.4 凋落叶质量改变分解过程中木质素、纤维素和半纤维素含量变化及其释放特征 |
| 3.5 凋落叶质量改变分解过程中化学计量比的变化特征 |
| 3.5.1 凋落叶分解过程中化学计量比变化的方差分析 |
| 3.5.2 凋落叶分解过程中C/N变化 |
| 3.5.3 凋落叶分解过程中C/P变化 |
| 3.5.4 凋落叶分解过程中N/P变化 |
| 3.5.5 凋落叶分解过程中木质素/N、纤维素/N和半纤维素/N变化 |
| 3.6 凋落叶质量改变分解过程中微生物群落变化特征 |
| 3.6.1 凋落叶分解过程中总磷脂脂肪酸含量的变化 |
| 3.6.2 凋落叶分解过程中真菌和细菌含量的变化 |
| 3.6.3 凋落叶分解过程中放线菌、革兰氏阳性菌和革兰氏阴性菌含量的变化 |
| 3.6.4 凋落叶分解过程中真菌/细菌和革兰氏阳性菌/革兰氏阴性菌的变化 |
| 第4章 讨论 |
| 4.1 氮磷添加对杉木凋落叶基质质量的影响 |
| 4.2 凋落叶基质质量改变对凋落叶分解速率的影响 |
| 4.3 凋落叶基质质量改变对凋落叶分解过程中养分释放和碳分解的影响 |
| 4.4 凋落叶基质质量改变对凋落叶分解过程中化学计量比的影响 |
| 4.5 凋落叶基质质量改变对凋落叶分解过程中微生物群落特征的影响 |
| 第5章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（6）造林树种对生态系统氮保留的影响及其相关机制（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 森林生态系统对氮沉降的响应 |
| 1.2.1.1 植物氮吸收 |
| 1.2.1.2 土壤氮保留 |
| 1.2.1.3 生态系统氮损失 |
| 1.2.2 森林生态系统氮保留机制 |
| 1.2.2.1 基于实证研究的氮保留 |
| 1.2.2.2 基于模拟研究的氮保留 |
| 1.2.3 ~(15)N同位素示踪技术在森林氮保留中的应用 |
| 1.2.4 不同树种对氮保留的影响 |
| 1.2.4.1 树种与土壤特性的关系 |
| 1.2.4.2 树种与土壤微生物的关系 |
| 1.3 科学问题和技术路线 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 不同树种人工林氮储量研究区域概况 |
| 2.1.2 氮标记研究区域概况 |
| 2.2 野外标记实验设计 |
| 2.2.1 隔离处理 |
| 2.2.2 施肥处理 |
| 2.2.3 凋落物收集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 生物量估算和氮储量计算 |
| 2.3.2 整株收获法测定植物生物量 |
| 2.3.3 土壤理化性质测定 |
| 2.3.4 植物特性测定 |
| 2.3.5 土壤微生物生物量、群落结构组成、酶活性和功能基因的测定 |
| 2.3.6 植物和土壤样品~(15)N同位素测定方法 |
| 2.3.7 植物各部位组织~(15)N回收率计算 |
| 2.4 统计分析 |
| 第三章 阔叶树种代替针叶树种造林后提高森林生态系统生物量和氮储量 |
| 3.1 米老排代替杉木造林后生物量及氮储量比较 |
| 3.1.1 植物生物量比较 |
| 3.1.2 凋落物量比较 |
| 3.1.3 细根生物量比较 |
| 3.1.4 氮储量比较 |
| 3.1.5 米老排代替杉木造林后提高生态系统氮保留 |
| 3.2 木荷代替杉木造林后生物量及氮储量比较 |
| 3.2.1 植物生物量比较 |
| 3.2.2 植物氮储量比较 |
| 3.2.3 土壤氮储量比较 |
| 3.2.4 木荷代替杉木造林后提高生态系统氮保留 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 外源氮在不同树种中保留的时间动态 |
| 4.1 外源氮在不同树种植物中保留的时间动态 |
| 4.1.1 不同树种根系对外源氮吸收的随时间动态变化 |
| 4.1.2 不同树种枝叶~(15)N丰度随时间变化 |
| 4.1.3 杉木地上部分不同高度和年龄枝叶的~(15)N丰度随时间变化 |
| 4.1.4 木荷地上部分枝叶不同高度~(15)N丰度随时间变化 |
| 4.1.5 枫香地上部分枝叶不同高度~(15)N丰度随时间变化 |
| 4.1.6 不同树种凋落物的时间动态比较 |
| 4.2 外源氮在不同树种土壤中保留的时间动态 |
| 4.3 外源氮在不同树种植物组织中保留的动态变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 不同树种对外源氮保留的空间分布 |
| 5.1 外源氮输入后土壤理化性质变化 |
| 5.2 外源氮在不同树种土壤中保留的空间分布 |
| 5.2.1 外源氮在不同树种各土壤层的空间分布 |
| 5.2.2 土壤微生物对外源氮的吸收 |
| 5.2.3 土壤微生物~(15)N富集 |
| 5.2.4 土壤微生物~(15)N回收率 |
| 5.3 外源氮在不同树种植物中保留的空间分布 |
| 5.3.1 根系对外源氮的吸收 |
| 5.3.2 外源氮在植物地上部分的分配 |
| 5.3.3 凋落物氮的归还 |
| 5.3.4 外源氮在不同树种中的整体分配格局 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 树种特性和土壤性质对氮保留的影响 |
| 6.1 树种特性对氮保留的影响 |
| 6.1.1 细根形态与生物量 |
| 6.1.2 氮吸收偏好 |
| 6.1.3 凋落物质量 |
| 6.2 土壤性质对氮保留的影响 |
| 6.2.1 土壤理化性质 |
| 6.2.2 土壤氮矿化 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 不同树种人工林土壤微生物对氮保留的影响 |
| 7.1 树种对土壤微生物生物量氮的影响 |
| 7.2 树种对土壤微生物群落组成和结构的影响 |
| 7.3 树种对土壤微生物功能基因的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 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 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）氮添加对新疆天山雪岭云杉凋落物分解和林下土壤性质的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究综述：氮添加的现状及进展 |
| 1.2.1 关于外源氮输入的研究进展 |
| 1.2.2 外源氮输入对森林生态系统的影响 |
| 1.2.3 外源氮输入对森林生态系统影响的研究方法 |
| 1.2.4 述评 |
| 1.3 研究思路 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线图 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地设置及模拟氮沉降方法 |
| 2.2.2 样品收集与处理 |
| 2.2.3 数据计算与统计分析 |
| 第三章 氮添加对凋落物分解及主要化学成分的影响 |
| 3.1 氮添加对凋落物分解的影响 |
| 3.1.1 氮添加对凋落物残留率的影响 |
| 3.1.2 氮添加对凋落物阶段分解速率的影响 |
| 3.1.3 凋落物分解速率模型 |
| 3.2 氮添加对凋落物基质质量的影响 |
| 3.2.1 氮添加对纤维素、木质素分解的影响 |
| 3.2.2 凋落物养分元素含量的动态变化 |
| 3.2.3 凋落物化学计量比值的变化 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 氮添加对凋落物分解速率变化的影响 |
| 3.3.2 氮添加对凋落物分解中木质素、纤维素分解的影响 |
| 3.3.3 氮添加对凋落物分解中养分含量元素分解的影响 |
| 第四章 氮沉降对土壤主要性质的影响 |
| 4.1 氮添加对土壤理化特征的影响 |
| 4.1.1 氮添加对土壤pH值、电导率、含水量和容重的影响 |
| 4.1.2 氮添加对土壤营养元素含量的影响 |
| 4.2 氮添加对土壤酶活性的影响 |
| 4.2.1 土壤脲酶活性 |
| 4.2.2 土壤蛋白酶活性 |
| 4.2.3 土壤蔗糖酶活性 |
| 4.2.4 土壤磷酸酶活性 |
| 4.2.5 土壤过氧化氢酶活性 |
| 4.2.6 土壤脱氢酶活性 |
| 4.3 土壤理化性质与土壤酶活性之间的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 氮添加对土壤理化性质的影响 |
| 4.4.2 土壤酶活性的动态变化 |
| 4.4.3 土壤理化因子与酶活性的相互关系 |
| 第五章 凋落物分解中的元素释放与土壤性质的关系 |
| 5.1 土壤理化性质与凋落物分解特征之间的关系 |
| 5.2 凋落物分解分解指标与土壤酶活性之间的关系 |
| 5.3 讨论 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 存在的问题与展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表论文 |
| 致谢 |
（8）氮沉降与干旱对亚热带两种典型树种凋落物分解过程的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 凋落物分解与生态过程 |
| 1.1.1 森林凋落物分解的过程 |
| 1.1.2 森林凋落物分解在生态系统中的作用 |
| 1.1.3 影响森林凋落物分解的因素 |
| 1.2 氮沉降对凋落物分解的影响以及研究现状 |
| 1.2.1 氮沉降对凋落物分解的影响 |
| 1.2.2 氮沉降对凋落物分解影响的研究现状 |
| 1.3 干旱对凋落物分解的影响及研究现状 |
| 1.3.1 干旱对凋落物分解的影响 |
| 1.3.2 干旱在我国南方的时空分布及研究现状 |
| 1.4 研究的目的及意义 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验样地概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 实验方案 |
| 2.2.3 指标测定 |
| 2.3 数据处理与统计分析 |
| 第3章 氮沉降对亚热带两典型树种凋落物分解的影响 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 失重率 |
| 3.1.2 真菌生物量 |
| 3.1.3 CO_2释放量 |
| 3.1.4 分解酶活性 |
| 3.2 讨论与结论 |
| 3.2.1 氮沉降对不同生境内凋落物分解表现的影响 |
| 3.2.2 凋落物分解对氮的敏感性反应及其在不同生境中的差异表现 |
| 第4章 干旱对亚热带两典型树种凋落物分解的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 失重率 |
| 4.1.2 真菌生物量 |
| 4.1.3 CO_2释放量 |
| 4.1.4 分解酶活性 |
| 4.2 讨论与结论 |
| 4.2.1 干旱对凋落物分解在不同生境内的表现的影响 |
| 4.2.2 凋落物分解对不同程度干旱模拟的响应及在不同生境内的差异表现 |
| 第5章 氮沉降与干旱对亚热带两典型树种凋落物分解的影响 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 失重率 |
| 5.1.2 真菌生物量 |
| 5.1.3 CO_2释放量 |
| 5.1.4 分解酶活性 |
| 5.2 讨论与结论 |
| 5.2.1 氮沉降对两种凋落物分解的影响 |
| 5.2.2 干旱对两种凋落物分解的影响 |
| 第6章 不同氮源种类与干旱对亚热带两典型树种凋落物分解的影响 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 失重率 |
| 6.1.2 真菌生物量 |
| 6.1.3 CO_2释放量 |
| 6.1.4 分解酶活性 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 不同氮源种类对两种凋落物分解的影响 |
| 6.2.2 干旱对两种凋落物分解的不同氮源的敏感反应的影响 |
| 6.2.3 凋落物分解在不同氮源处理下对干旱的响应 |
| 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者在学期间取得的学术成果 |
（9）模拟氮沉降和灌草去除对杉木人工林N、P养分动态的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 氮沉降研究进展 |
| 1.2.2 氮沉降对森林生态系统养分周转的影响 |
| 1.2.3 林下灌草去除对森林生态系统养分周转的影响 |
| 1.3 存在的问题与展望 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 样地设计 |
| 2.3 样品采集与计算方法 |
| 2.3.1 杉木成熟和衰老针叶采集与处理 |
| 2.3.2 杉木凋落叶采集与处理 |
| 2.3.3 土壤氮矿化样品采集与处理 |
| 2.3.4 土壤微生物样品采集与处理 |
| 2.4 样品分析方法 |
| 2.4.1 杉木针叶养分测定 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.4.3 土壤微生物磷脂脂肪酸测定 |
| 2.5 数据统计与分析 |
| 3 氮沉降和灌草去除对针叶养分转移的影响 |
| 3.1 三因素分析 |
| 3.2 氮沉降和灌草去除对针叶养分含量的影响 |
| 3.2.1 杉木针叶养分转移过程中氮含量的变化 |
| 3.2.2 杉木针叶养分转移过程中磷含量的变化 |
| 3.2.3 杉木针叶养分转移过程中N/P值的变化 |
| 3.3 杉木针叶养分内吸收率特征 |
| 3.4 杉木针叶氮磷含量及其比值与养分内吸收率之间的关系 |
| 3.5 小结与讨论 |
| 4 氮沉降和灌草去除对凋落叶分解的影响 |
| 4.1 凋落叶分解过程中干质量残留率的变化 |
| 4.2 凋落叶分解速率和周转期 |
| 4.3 凋落叶分解过程中养分含量的变化 |
| 4.3.1 凋落物分解过程中碳含量的变化 |
| 4.3.2 凋落叶分解过程中氮含量的变化 |
| 4.3.3 凋落叶分解过程中C/N值的变化 |
| 4.4 凋落叶分解过程中养分残留率的变化 |
| 4.4.1 凋落叶分解过程中碳元素残留率的变化 |
| 4.4.2 凋落叶分解过程中氮元素残留率的变化 |
| 4.5 凋落叶分解过程中凋落叶残留率与C/N值之间的相关分析 |
| 4.6 小结与讨论 |
| 5 氮沉降和灌草去除对土壤理化性质的影响 |
| 5.1 三因素分析 |
| 5.2 氮沉降和灌草去除对土壤物理性质的影响 |
| 5.2.1 对土壤含水量的影响 |
| 5.2.2 对土壤容重的影响 |
| 5.2.3 对土壤pH值的影响 |
| 5.3 氮沉降和灌草去除对土壤碳、氮、磷含量的影响 |
| 5.3.1 对土壤有机碳含量的影响 |
| 5.3.2 对土壤全氮含量的影响 |
| 5.3.3 对土壤全磷含量的影响 |
| 5.4 氮沉降和灌草去除对土壤生态化学计量比的影响 |
| 5.4.1 对土壤C/N值的影响 |
| 5.4.2 对土壤C/P值的影响 |
| 5.4.3 对土壤N/P值的影响 |
| 5.5 相关性分析 |
| 5.6 小结与讨论 |
| 6 氮沉降和灌草去除对土壤氮矿化的影响 |
| 6.1 三因素分析 |
| 6.2 氮沉降和灌草去除对土壤无机态氮含量的影响 |
| 6.2.1 对土壤硝态氮含量的影响 |
| 6.2.2 对土壤铵态氮含量的影响 |
| 6.3 氮沉降和灌草去除对土壤氮矿化、硝化、氨化和淋溶速率的影响 |
| 6.4 相关性分析 |
| 6.5 土壤年矿化量 |
| 6.6 小结与讨论 |
| 7 氮沉降和灌草去除对土壤微生物群落结构的影响 |
| 7.1 土壤微生物群落结构特征 |
| 7.1.1 土壤总微生物PLFAs含量的变化 |
| 7.1.2 不同种类土壤微生物PLFAs含量的变化 |
| 7.1.3 土壤微生物F/B值的变化 |
| 7.2 土壤微生物群落结构与土壤理化性质的冗余分析 |
| 7.3 小结与讨论 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.1.1 氮沉降和灌草去除对针叶养分转移的影响 |
| 8.1.2 氮沉降和灌草去除对凋落叶分解的影响 |
| 8.1.3 氮沉降和灌草去除对土壤理化性质的影响 |
| 8.1.4 氮沉降和灌草去除对土壤氮矿化的影响 |
| 8.1.5 氮沉降和灌草去除对土壤微生物群落结构的影响 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（10）不同形态外源氮对马尾松与广玉兰落叶分解的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同形态氮源对马尾松落叶分解的影响 |
| 2.2 不同形态氮源对广玉兰落叶分解的影响 |
| 2.3 氮源形态及处理时间对马尾松和广玉兰落叶分解率的影响 |
| 3 结论与讨论 |
四、外加氮源对杉木叶凋落物分解及土壤养分淋失的影响（论文参考文献）
- [1]凋落物和外源氮添加对森林土壤可溶性有机氮（DON）的影响[D]. 常月. 中南林业科技大学, 2021(01)
- [2]氮沉降对森林凋落物分解过程中土壤酶和微生物影响的研究进展[J]. 路锦,张筱,黄樱,曹光球,费裕翀. 湖南生态科学学报, 2020(04)
- [3]杉木叶的内生真菌多样性及其对凋落物分解过程的影响[D]. 陈明蓉. 吉首大学, 2020(02)
- [4]外源性氮磷添加及林分密度对大叶相思叶片分解和土壤特性的影响[D]. 冯慧芳. 华南农业大学, 2019(02)
- [5]氮磷添加对杉木凋落叶质量的影响及其分解过程[D]. 张秀兰. 江西农业大学, 2019
- [6]造林树种对生态系统氮保留的影响及其相关机制[D]. 肖良建. 福建师范大学, 2019(12)
- [7]氮添加对新疆天山雪岭云杉凋落物分解和林下土壤性质的影响[D]. 刘旭. 新疆大学, 2019(10)
- [8]氮沉降与干旱对亚热带两种典型树种凋落物分解过程的影响[D]. 薛银婷. 吉首大学, 2018(02)
- [9]模拟氮沉降和灌草去除对杉木人工林N、P养分动态的影响[D]. 雷学明. 南昌工程学院, 2018(06)
- [10]不同形态外源氮对马尾松与广玉兰落叶分解的影响[J]. 周林涛,黄欣,宋曰钦. 湖南林业科技, 2017(02)