一、应用离子交换树脂球研究温度对水稻土养分释放动态的影响（论文文献综述）
吴思佳[1]（2021）在《增温和镉污染对土壤理化性质及水稻氮磷钾吸收的影响》文中研究指明在全球变暖和土壤镉污染日趋严重的大背景下,两者的交互作用对土壤理化性质及水稻养分吸收的影响应引起更多关注。本研究选用常规稻武运粳30与杂交稻新两优6号两个江苏常见水稻品种,利用人工气候箱模拟增温条件进行盆栽试验,探讨温度变化与不同镉污染对土壤及此土壤环境下的水稻养分吸收的影响。本研究取得的主要研究结果如下:（1）增温没有显着影响土壤有机质的含量,高镉胁迫降低了土壤的有机质含量。增温和镉处理都降低了土壤的p H值。增温降低了武运粳30水稻土的碱解氮、全氮、有效磷含量与新两优6号所有的土壤养分含量,镉胁迫增高了两个品种水稻土的碱解氮、全氮、有效磷、全磷与速效钾含量,在高镉浓度下达到显着。（2）增温显着提高了武运粳30土的土壤蛋白酶、淀粉酶、脲酶及过氧化氢酶和新两优6号的脲酶、过氧化氢酶及酸性磷酸酶的酶活性,高镉浓度显着抑制了武运粳30土的脲酶、淀粉酶、蔗糖酶与新两优6号的过氧化氢酶、脲酶、淀粉酶、酸性磷酸酶、纤维素酶活性（P<0.05）。（3）增温抑制水稻的生长发育,武运粳30在36℃温度处理（T2）下无法正常结实,新两优6号在高镉浓度下的T2处理无法正常结实。T2增温提高了两个品种水稻茎叶、壳、籽粒氮磷钾含量与新两优6号茎叶、壳与籽粒的氮磷钾积累量,降低了两个品种水稻根系的氮磷钾的含量与武运粳30各个部位、新两优6号根部的氮磷钾积累量。低镉浓度显着降低了两个品种水稻根部的氮磷钾含量,高镉浓度下显着抑制了两个品种水稻各部位的氮磷钾积累量,这种抑制对不同种类的水稻有一定的差异性。（4）通过对土壤理化性质与水稻氮磷钾吸收的相关分析可知,土壤脲酶、酸性磷酸酶与过氧化氢酶活性可以作为土壤全量养分以及水稻养分吸收对温度与镉污染响应的指标因子;碱解氮含量可以作为土壤中酶活性变化以及水稻氮磷吸收的一个指标因子;土壤中全量养分的含量可以评判水稻吸收氮磷钾的情况。综上所述,增温能够提高大部分土壤酶的酶活性,而高镉污染能够降低土壤酶的酶活性。土壤养分的含量变化对温度与镉污染的响应较为复杂,这种响应一定程度上也影响了水稻各部位的养分含量变化,部分土壤理化性质可以作为响应指标,因此探究土壤理化性质及作物生长发育对温度与镉胁迫的响应具有重要的现实意义。
林丽娜[2]（2020）在《生物炭-金属氧化物复合材料调控土壤砷生物有效性的机制研究》文中认为在我国南方,土壤砷（As）污染问题已经越来越严重,治理农田土壤砷污染、保障稻米质量安全已成为近几年的研究热点。本研究以生物炭（BC）为原料,通过浸渍法制备出生物炭-金属氧化物复合材料,包括生物炭-铁锰氧化物复合材料（FMBCs）和生物炭-铁锰镧氧化物复合材料（FMLBCs）,筛选出吸附效果较好的复合材料;在此基础上,通过批处理吸附实验、土壤砷挥发实验及盆栽实验,研究了生物炭-金属氧化物复合材料吸附砷的机制,探讨了生物炭-金属氧化物复合材料对土壤砷挥发的影响,以及阐明生物炭-金属氧化物复合材料对砷污染稻田土壤的调控机制。取得以下几方面的结果:（1）通过吸附实验筛选出吸附效果较好的生物炭-金属氧化物复合材料。生物炭-铁锰镧氧化物复合材料（FMLBCs）对As的吸附效果好于生物炭-铁锰氧化物复合材料（FMBCs）,且随着镧添加量的增加,FMLBC对As的吸附效果越好。FMLBCs随着FMLBC1剂量从2 g/L增加16g/L,去除率从38.3%增加到84.0%。对于FMLBC2和FMLBC3,As去除效率分别从51.4%增加到96.8%和从53.3%增加到99.7%。（2）通过吸附实验以及XPS、FTIR等分析方法研究了生物炭-铁锰镧氧化物复合材料吸附As的机制。FMLBC的最大As（III）吸附容量分别比FMBC和BC的吸附容量高1.57和3.99倍。NO3-和SO42-对As（III）吸附的影响可以忽略不计,而H2PO4-由于与As的竞争而显着阻碍了As的吸附。As吸附在FMLBC上的机制涉及氧化,静电吸附,配体交换和内层R-O-As复合物的形成。其中,静电吸附和内层络合作用较大。（3）利用人工培育的方法研究了添加生物炭-铁锰镧氧化物复合材料后对水稻土中As挥发的影响。加入FMLBCs导致土壤中的总挥发物在七周内减少,并且在第三周达到最大挥发量。FMLBC的添加降低了土壤中可交换的As组分,增加了土壤中不可交换态的As。添加FMLBCs增加了土壤酶活性,表明土壤腐殖质含量增加,土壤微生物活力增强,C和N循环加速;FMLBCs的添加也改变了细菌群落的相对丰度。添加FMLBCs会降低可交换态As的含量,改变土壤酶活性以及优势细菌的相对丰度,进而影响As的转运与挥发。（4）通过盆栽实验研究了添加生物炭-铁锰镧氧化物复合材料后砷在对水稻和水稻土中的含量与赋存形态的变化。添加FMLBCs和BC可以提高As污染土壤中水稻的生物量和籽粒的重量。与对照和BC处理相比,FMLBCs有效地减少了水稻不同器官中的As积累。此外,FMLBCs还减少了As的可利用性,且增加了籽粒中氨基酸水平,显着的增加了水稻根表铁锰膜的含量。水稻中As含量的减少可能归因于Fe,Mn和La氧化物增强了As的吸附和固化,并且FMLBCs可以提供养分和改善根际环境来促进水稻生长。此外,水稻根表面上铁锰膜的增加进一步阻碍了As向水稻的转运。结果还表明,随着FMLBCs的加入,土壤中特异性结合的As的比例减少,无定形的水合氧化物结合和结晶水合氧化物结合量增加。因此,FMLBCs改变了As分布并增加了其在土壤中的固定,这可间接降低As转移到水稻的风险。FMLBCs的影响机制可能包括对土壤物理化学性质的改变以及土壤酶活性的影响,进而影响土壤中的微生物群落,最终影响As在土壤中的形态和运移。总之,应用生物炭-金属氧化物复合材料可以有效的去除污染水体中的砷,可以降低土壤中砷的挥发,并且能够可有效地修复砷污染土壤,减少水稻中砷的积累。
蒋敏[3]（2020）在《改性污泥生物炭对磷酸盐负载性能及吸附产物对重金属污染土壤的修复研究》文中提出本文结合污泥的性质及资源化安全利用的需求,热解制备一种污泥生物炭。以这种污泥生物炭的基本性质为依据,采用脱灰+氯化镁改性处理,优化制备方法,研究其对磷酸盐的吸附性能。同时以吸附磷酸盐后的吸附产物为对象,以重金属污染土壤的风险评估和修复方法为切入点,着重探讨了磷负载污泥生物炭对重金属污染土壤性质的影响,并在此基础上研究这种吸附产物联合植物修复对重金属污染土壤的修复效果。具体结论如下:（1）未脱灰的镁改性污泥热解过程中在450℃出现明显的吸热峰,与初始污泥热解过程差异明显。热解产物Mg-SB的BET值为99.57m2/g,约为SB的6倍,且其表面腔洞较为粗糙,呈现楔形及片状结构。Mg-SB的XRD图谱上表现出明显的方镁石结构,其与磷酸盐的吸附关系密切,同时污泥杂质对表面MgO的形成具有负面影响。红外分析表明,Mg-SB的主要官能团结构是C=O,C-OH,R-OH,但官能团并非Mg-SB吸附磷酸盐的主要原因;（2）MgCl2浓度、热解温度、热解时间对Mg-DSB吸附磷酸盐具有重要影响。基于响应面优化设计的Mg-DSB最佳制备条件为:MgCl2浓度2.15mol/L,热解温度522.1℃,热解时间2.19h。脱灰活化后Mg-DSB的BET值是Mg-SB的1.6倍。FTIR分析表明,Mg-DSB吸附前后官能团变化不显着,但相比未脱灰前,官能团类型有所增加。SEM分析表明,Mg-DSB比未脱灰前表面孔洞更加细密,表面Mg氧化物晶簇结构也更加明显,而且EDS分析证实Mg-DSB灰分含量显着降低。Mg-DSB的XRD图谱上表现出明显的MgO、Mg（OH）2结构,且吸附后有新的Mg-P化合物生成,但表面沉积可能是Mg-DSB主要的除磷机制。同时,SiO2可能为Mg氧化物提供载体支撑,以增强其对磷酸盐的吸附性能。等温吸附表明,Mg-DSB对磷酸盐的最大吸附量达到500.437g/kg,且对低浓度磷酸盐的去除率在95%以上。吸附产物中可生物利用的有效磷含量为70.14mg/g,吸附产物表现出持久的肥力特性;（3）对待修复区域霞湾港底泥及沿岸重金属污染状况进行调查分析,结果显示:区域内四种重金属（Cu、Pb、Zn、Cd）累积严重,且土壤clay含量与Cd、Cu、Zn关系密切,土壤pH和sand含量与Pb关系密切。形态分析表明,Cd主要表现为可交换和碳酸盐结合态,Cu主要是有机结合态和残渣态,Pb主要为铁锰氧化态和残渣态,而Zn主要以铁锰氧化态为主。Igeo指数显示霞湾港区域内四种重金属污染非常严重,重金属非残渣态含量与Igeo指数线性相关。此外RAC指数表明Cd处于高风险,Cu和Pb表现出低风险,而Zn属于中度风险。同时相关性分析表明四种重金属污染的主要来源为工业排放;（4）基于待修复区域污染状况情况,采用SB、DSB、P-Mg-DSB,PP四种不同的修复剂修复重金属污染土壤,结果显示:SB处理显着提高了土壤pH,而DSB、P-Mg-DSB和PP处理对土壤pH变化不明显。四种处理均显着提高土壤总有机碳、CEC、速效氮、速效磷、速效钾及微生物量碳的含量。其中以3%P-Mg-DSB对土壤性质改良效果最好,其对土壤有机碳含量增加的主要原因是外部碳源的加入,而土壤速效养分的增加主要原因与磷和生物炭的协同作用有关,土壤CEC含量的提高主要源于K、Mg离子的带入。同时,四种修复处理均显着提高了土壤蔗糖转化酶和过氧化氢酶的活性,其中以3%P-Mg-DSB处理效果最好,但比例变化对蔗糖转化酶影响不明显。SB和DSB处理提高了土壤碱性磷酸酶的含量,而P-Mg-DSB和PP处理由于可溶性磷含量增多抑制了碱性磷酸酶的活性。此外,SB处理抑制了土壤脲酶的活性,DSB、P-Mg-DSB和PP处理则显着增加了脲酶的活性;（5）基于四种修复处理对重金属污染土壤性质的影响,结合植物修复分析,结果显示:四种修复处理显着降低了土壤Cu、Pb、Zn、Cd的TCLP浸出量及弱酸提取态含量,其中以3%P-Mg-DSB处理效果最好。P-Mg-DSB抑制重金属浸出的强弱顺序为Pb>Zn>Cu>Cd,其中Pb的固定主要是由于磷酸盐与Pb形成了难溶性沉淀。四种处理显着提高了玉米植株地上部分及地下根部的鲜重和干重,同时促进了植物的生长高度。其中以3%P-Mg-DSB处理效果最好,主要原因在于磷与生物炭的协同作用。此外,与其他处理相比,3%P-Mg-DSB处理对玉米植株体内磷含量提升最大,同时也显着降低了植物体内重金属的浓度,并有效抑制重金属向植物体转移。三种生物炭处理相比传统磷肥更能提高植物体内磷的含量。施加3%P-Mg-DSB处理联合玉米修复的方法使得Cd的RAC风险从高下降到中度,Cu从中度降低到中度下,Pb从中度下降到低,Zn从中度下降到低,修复效果明显。
胡容[4]（2019）在《若尔盖高寒湿地退化过程中土壤有机氮矿化演变特征》文中指出土壤有机氮矿化与氮素有效性制约着湿地生态系统的净初级生产力,也深刻影响着区域气候。若尔盖沼泽是世界上最大的高寒湿地,然而近几十年来由于气候干暖化和人为因素等的影响,高寒湿地出现逆向演替。探究湿地退化过程中土壤有机氮矿化的演变特征有助于充分认识高寒湿地退化的机理,为湿地生态恢复过程中氮素调控提供理论依据。本文选取若尔盖花湖湿地保护区及周边比邻区域内的相对原生湿地（Pristine marsh,RPM）、轻度退化湿地（Light degradation marsh,LDM）、中度退化湿地（Moderate degradation marsh,MDM）和重度退化湿地（Heavy degradation marsh,HDM）,利用室内模拟培养法、混合一阶和零阶模型、双因素模型分析了不同退化程度湿地土壤有机氮矿化特征,氮矿化速率对温度与水热交互作用的响应;运用RDA冗余分析、回归分析法解析了矿化氮与有机氮组分、氮转化酶的耦合关系,阐明了高寒湿地退化过程中土壤有机氮组分、氮转化酶对矿化氮的影响。主要研究结果如下:（1）4类湿地土壤硝氮积累量和净氮积累量都随培养温度的升高而增加,在40-70%饱和含水量（SSM）间对水分变化不敏感。不同退化程度湿地土壤硝氮积累量和净氮积累量大致表现为MDM>HDM>RPM、LDM。混合一阶和零阶模型Nt=N0(1-exp-kt)+Crt能很好地描述湿地土壤氮素的矿化动态。（2）4类湿地土壤硝化速率和净氮矿化速率随培养温度的增加而增大,在40%与70%SSM间变化小。与5℃培养下相比,湿地土壤在10、15、20、25℃培养下的硝化速率分别增加了10.1-98.4%、134.1-267.2%、253.1-466.5%、478.4-648.6%,净氮矿化速率分别增加了45.5-68.8%、283.4-358.3%、393.2-569.4%、531.0-683.2%。总体上温度升高导致湿地中度退化后土壤氮矿化速率的增幅增大,水分增加却导致湿地中度退化后土壤氮矿化速率的增幅降低。指数模型能很好地模拟矿化速率随温度的变化（R2>0.874,P<0.05）。水热双因素模型F（T,M）=A×e（B×T）×（C×M2+D）可很好地反映矿化速率对水热变化的响应（R2>0.869,P<0.05）。（3）矿化培养过程中,随着培养时间的增加,4类湿地土壤氨态氮、氨基酸态氮含量呈下降;氨基糖态氮含量在LDM和HDM土壤中也呈下降,但在RPM和MDM土壤中则先降低后升高;未知态氮含量在RPM、LDM和MDM中先升高后降低,在HDM中则逐渐增加。培养56 d后的土壤酸解氮、非酸解氮及各酸解氮组分含量相较于培养前的分别下降7.32-24.4%、1.4-56.4%,8.2-33.3%。湿地退化降低了除氨基糖态氮外各有机氮组分的含量。与RPM相比,LDM、MDM、HDM酸解氮含量分别显着下降53.3-58.3%、41.8-55.4%、72.3-78.8%,非酸解氮含量分别显着下降33.2-49.4%、30.6-57.9%、81.9-89.6%;酸解氨态氮含量分别显着降低48.0-59.9%、35.6-50.8%、72.4-76.9%,氨基酸态氮含量分别显着降低55.7-63.5%、43.1-57.1%、76.5-82.0%,酸解未知态氮含量分别显着降低51.6-63.2%、38.7-65.4%、71.8-85.8%。（4）矿化培养过程中,随培养时间的增加,4类湿地土壤的脲酶活性、RPM土壤的蛋白酶活性、RPM、LDM和MDM土壤的β-1,4-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性,都先增加后降低;LDM、MDM、HDM土壤的蛋白酶活性、RPM、LDM土壤的L-谷氨酰胺酶、HDM土壤的β-1,4-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性则降低。湿地退化降低了除脲酶以外的氮转化酶的活性。与RPM相比,LDM、MDM、HDM土壤蛋白酶活性分别显着降低25.0-69.2%、7.7-69.2%、78.6-87.4%,L-谷氨酰胺酶活性分别显着降低37.9-55.5%、27.0-52.0%、34.2-66.7%,β-1,4-乙酰基氨基葡萄糖苷酶活性分别显着降低40.5-87.5%、13.2-79.3%、77.1-93.7%。只有MDM土壤的脲酶活性与RPM的差异显着,较RPM高46.1-369.0%。（5）RDA冗余分析显示RPM土壤矿化氮与脲酶呈显着正相关,与酸解氨态氮呈显着负相关（P<0.01）。LDM土壤矿化氮与蛋白酶、L-谷氨酰胺酶活性、酸解氨态氮均呈显着负相关（P<0.01）。MDM土壤矿化氮与蛋白酶活性、氨基酸态氮呈显着负相关（P<0.01）。HDM土壤矿化氮与酸解未知态氮呈显着正相关,与β-1,4-乙酰基氨基葡萄糖苷酶和非酸解氮呈显着负相关（P<0.01）。表明湿地退化改变了氮组分、氮循环酶活性对土壤矿化氮的贡献。
王海龙[5]（2019）在《多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤磷形态和生物有效性的影响》文中研究表明农业生产中长期大量施用磷肥,会导致土壤中磷素逐年累积,不仅影响磷肥利用率,还会造成资源浪费和磷素流失的风险。本研究基于石灰性潮土上小麦-玉米复种连作多年定位试验,研究磷素累积与消耗的变化,明确土壤中无机磷分级形态,同时探讨Olsen-P法、Mehlich3法、树脂交换法、CaCl2法测定的土壤有效磷与各形态无机磷的关系。通过室内培养试验提取土壤溶液,通过对不同施磷处理土壤溶液的离子组成、离子活度和磷素形态转化的分析,从理论上证实土壤磷素在潮土中的存在机制,找出石灰性土壤中磷酸盐的溶解度及其有效性的控制体系和影响因子。通过小麦盆栽试验,研究土壤中无机磷的形态转化及生物有效性的影响因子。主要研究结果如下:（1）小麦-玉米复种连作不同施磷水平7年14季定位试验土壤磷素状况的分析与评价。与2008年试验开始前土壤相比,CK、P0处理全磷总量分别降低了15.2%,29.7%,无机磷总量降低了13.5%,11.8%;P2、P3处理全磷总量分别增加了8.2%,27.2%,无机磷总量增加了11.1%,27.8%。供试土壤无机磷含量以Ca10-P、Ca8-P为主,施用磷肥可提高Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P占无机磷总量的相对比例。磷耗竭状态下,植物利用的无机磷来源于缓效磷源（Ca8-P、Al-P、Fe-P;75%）、无效磷源Ca10-P（11.5%14.0%）、速效磷源Ca2-P（7.5%8.9%）;无机磷盈余状态下,积累的无机磷主要转化为Ca8-P（50%70%）、Al/Fe-P（10%23%）、O-P（8%）、Ca2-P（0.2%1.8%）。通径分析和逐步回归分析的结果表明,Ca2-P、Al-P对Olsen法、Mehlich3法、树脂交换法、CaCl2法测得的土壤有效磷均具有正向作用且贡献率较大。Olsen法测定的无机磷主要是Ca2-P、Ca8-P,Mehlich3法主要是Ca2-P、Ca8-P、Al-P,阴离子交换树脂法主要是Ca2-P、Fe-P,CaCl2法浸提的主要是Ca2-P。四种方法均适于评价供试土壤有效磷水平,Olsen法最优。（2）温度和施磷水平对土壤溶液离子组成、离子活度和磷素存在形态的影响。从供试潮土土壤溶液离子组成来看:土壤溶液中DP（水溶态磷）含量较低;土壤溶液的阳离子组成以Ca2+为主,其次为Na+、Mg2+、K+、Fe2+、Cu2+,而Al3+、Zn2+、Mn2+浓度较低。肥料施入土壤,土壤溶液中Ca2+和DP浓度受施磷水平影响显着,溶液电导率随着施磷量的增加呈增加趋势,土壤溶液pH受施磷水平影响不显着。温度升高,土壤pH呈上升趋势,土壤溶液中电导率、Ca2+和DP浓度显着降低。离子活度的结果进一步验证了温度对土壤溶液中离子的显着影响。土壤溶液中Ca2+、Mg2+、Al3+、Fe2+、Cu2+、NO3ˉ、HPO42ˉ的离子活度随着温度升高而显着降低,Fˉ离子活性随温度升高显着增加。相关分析结果表明,土壤溶液pH显着影响离子活度。pH升高,土壤溶液中HPO42ˉ的离子活度增加,Ca2+离子活度降低。Ca2+活度与HPO42ˉ、H2PO4ˉ活度呈显着负相关。经过7年14季试验,土壤溶液磷素形态以自由态和无机离子络合态为主。占DP的比例分别为自由态HPO42ˉ>CaHPO4（aq）>CaPO4ˉ>MgHPO4（aq）>自由态H2PO4ˉ>NaHPO4ˉ,其余形态磷素比例较低。随着施磷水平的增加,土壤溶液中自由态HPO42ˉ、MgHPO4（aq）和NaHPO4ˉ占DP的比例明显降低,CaHPO4（aq）和CaPO4ˉ的比例则显着提高;随着温度的升高,土壤溶液中自由态HPO42ˉ、H2PO4ˉ占DP的比例均呈明显降低趋势,无机络合态CaPO4ˉ的比例有增加趋势。CaHPO4（aq）和MgHPO4（aq）占DP的比例受温度影响不显着。土壤磷酸盐溶解平衡结果表明,各处理土壤溶液中Ca2+和H2PO4ˉ的离子活度均足以支持土壤中羟基磷灰石、磷酸三钙的稳定性,土壤溶液中磷酸盐活性受土壤固相磷酸三钙溶解度的影响。（3）温度和磷肥对盆栽试验上小麦苗期生长和土壤无机磷形态转化的影响。温度和磷素是影响小麦生长的重要因子,二者交互作用不显着。温度对小麦生长的影响大于施用磷肥,15℃是小麦苗期的适宜生长温度。与不施磷处理相比,5℃下,施用磷肥显着促进小麦生长,小麦地上部、根部生物量分别提高18.2%,33.3%,地上部、根部磷素积累量分别提高30.6%,13.3%,根冠比、株高、分蘖、根系活力分别提高3.5%,10.0%,10.5%,70.3%;15℃下,施用磷肥对小麦生物量、分蘖影响不显着,但小麦地上部、根部磷素积累量分别提高32.3%,23.8%,根冠比、株高、根系活力分别提高15.6%,2.5%,32.8%;25℃下施用磷肥对小麦生长没有显着促进作用。3种温度下,施磷能够显着增加各处理土壤Olsen-P及Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P含量。非根际土壤上,不施磷处理Olsen-P含量随温度升高显着降低,施磷处理受温度影响不显着;不施磷和施磷处理,温度对Ca2-P含量影响不显着,对Ca8-P、Fe-P、Al-P含量影响显着。Ca8-P、Fe-P含量表现为5℃>15℃>25℃;Al-P含量表现为25℃>15℃>5℃。小麦苗期可以吸收利用根际土壤Ca2-P、Ca8-P、Al-P、Fe-P,而Al-P、Fe-P对小麦的有效性明显低于Ca2-P、Ca8-P。小麦苗期各处理pH、O-P和Ca10-P差异不显着。总之,温度主要是靠影响小麦生长来影响磷素的吸收,低温下施用磷肥能显着促进小麦生长。高温能够加速石灰性土壤对磷的固定,施用磷肥能缓解这一过程。
韩瑛[6]（2019）在《冻融与生物炭添加对黑土磷素有效性的影响》文中认为磷是植物生长不可缺少的营养元素之一,然而,土壤中的磷大多以难溶态存在,导致土壤中磷素生物有效性较低。在农业土壤叶,尽管磷肥的施入可缓解土壤的缺磷状况,但同时可造成肥料利用率下降和地下水污染等生态环境问题。生物炭是生物质在缺氧条件下热解而成的稳定富碳产物,由于其良好的理化性质,施入土壤后可改善土壤微环境,进而影响土壤磷素有效性。本文首先以不同热解温度和原料生物炭为研究对象,通过对其产率和其他化学指标的测定分析,研究了热解温度和原料对生物炭基本性质的影响。同时,以添加不同热解温度和制备原料生物炭的黑土为研究对象,采用等温吸附平衡法和修正后的Hedley磷素分级法分别对土壤磷的吸附与解吸特征和各形态磷素含量进行了测定分析,量化不同原料和热解温度生物炭添加对黑土磷素有效性的影响,获得可提高黑土磷素有效性的生物炭最佳制备温度和制备原料。在此基础上,结合室内模拟冻融循环试验,测定土壤对磷的吸附量和解吸量以及各形态磷素含量,分析其变化规律和特征,旨在探明冻融作用和生物炭添加对黑土磷素有效性的作用及其主要影响因子。生物炭的不同制备原料和热解温度均影响生物炭的产率和自身化学性质。热解温度在200℃～700℃范围内,6种原料生物炭的产率为17.35%～86.97%,随热解温度的增加均随之降低,当热解温度为600℃时,6种原料生物炭的产率趋于稳定,表现为水稻颖壳生物炭的产率最高,大豆秸秆和大豆豆荚的产率最低。6种原料生物炭的pH值的范围为6.85～8.77,且随热解温度的增加而随之增加,在6个热解温度条件下,大豆豆荚的pH值一直显着高于其他5种生物炭（P<0.05）。除水稻秸秆生物炭外,以水稻颖壳、玉米秸秆、玉米棒芯和大豆豆荚和大豆秸秆为原料的生物炭全磷含量均随热解温度的升高而增加,在6种热解温度条件下,水稻颖壳的全磷含量最高,为1.38g·k-1～2.18 g·kg-1,大豆秸秆和大豆豆荚其次。6种原料生物炭的有效磷含量随温度的变化规律不一致,但在200℃～700℃范围内水稻颖壳生物炭的有效磷含量为111.31 mg kg-1～360.39 mg kg-1,显着高于其他5种原料生物炭（P<0.05）,大豆秸秆和大豆豆荚其次。添加不同原料类型和热解温度生物炭对土壤磷的吸附潜力,吸附强度和吸附能力均有影响。当热解温度升到400℃时,添加大豆豆荚和大豆秸秆生物炭的土壤最大吸附量（Qm）分别从 855.65 mg·kg-1 和 428.84 mg·kg-1 显着提高至 1666.67 mg·kg-1 和 1547.62 mg·kg-1,而后,其最大吸附量随热解温度的进一步升高而降低;随着热解温度的升高,添加玉米棒芯生物炭的土壤最大吸附量从1428.57 mg·kg-1下降到556.70 mg·kg-1。吸附常数（KL）和最大缓冲容量（MBC）的变化规律与最大吸附量相反,添加大豆豆荚和大豆秸秆生物炭的土壤吸附常数为0.0244 L.mg-1～0.0529 L·mg-1和0.0293 L·mg-1～0.3958 L·mg-1,随热解温度的增加出现先减小后增大的现象;添加玉米棒芯生物炭的土壤磷吸附常数为0.0386 L·mg-1～0.2150 L mg-1,随热解温度的增大而增大。施入3种原料生物炭的土壤磷解吸量均随加入磷浓度的增加而增加。然而,随着热解温度的升高,施入大豆豆荚和大豆秸秆生物炭的土壤磷解吸量逐渐增加。添加不同热解温度生物炭的土壤有效磷和磷素活化系数的变化幅度分别为41.42 mgkg-1～79.08 mg kg-1和4.49%～7.93%,表现出随热解温度的升高先增加后降低的规律。除热解温度200℃外,添加其他热解温度生物炭的黑土有效磷和磷素活化系数均有了一定的提高。土壤 H2O-Pi 和 NaHCO3-Pi 含量为 5.94 mg kg-1～18.28 mg kg-1 和 46.31 mg·kg-1～105.91 mg·kg-1,其规律与有效磷和磷素活化系数的规律相似。土壤中的无机磷组分（H2O-Pi、NaHCO3-Pi、NaOH-Pi、HCl-Pi、Residual-P）与有效磷的相关系数较高,说明无机态磷对添加生物炭的黑土土壤有效磷含量的变化起到了重要作用。添加不同原料生物炭可改变土壤对磷的固定与释放,影响土壤有效性。添加不同原料生物炭后,土壤最大吸附量的变化范围为297.01 mg·kg-1～2067.09 mg·kg-1。添加水稻颖壳、大豆秸秆和大豆豆荚的土壤最大吸附量显着高于添加玉米棒芯,玉米秸秆和水稻秸秆的土壤最大吸附量（P<0.05）。添加生物炭的土壤磷的吸附常数为0.0235 L·mg-1～3.2322 L.mg-1,与最大吸附量呈极显着负相关,其相关系数为-0.530;添加生物炭的土壤最大解吸量为309.15 mg·kg-1～606.51mg·kg-1,且与吸附常数显着负相关,说明,生物炭的吸附容量越大,更易向土壤释放磷。不同原料生物炭对土壤磷素有效性的影响程度不同。不同原料生物炭施入土壤后,土壤有效磷的含量和磷活化系数分别为44.95 mg·kg-1～305.14 mg·kg-1和5.28%～16.23%。施入以水稻颖壳和水稻秸秆为原料的生物炭后,土壤有效磷和磷素活化系数显着高于未添加生物炭的土壤;加入生物炭的土壤磷H2O-Pi和NaHCO3-Pi的含量分别为8.56 mg·kg-1～244.44 mg·kg-1 和 44.97 mg·kg-1～202.45 mg·kg-1;除添加 300℃玉米秸秆的土壤的H20-Pi含量无显着提高外,其余生物炭添加土壤的H2O-Pi和NaHCO3-Pi含量均显着高于未添加生物炭的土壤。相关分析和通径分析表明,除HCl-Po外,土壤其他磷素形态均与土壤有效磷显着相关,H2O-Pi和NaHCO3-Pi对有效磷的贡献最大。冻融作用主要通过增加土壤磷的释放,增加生物炭添加土壤的磷素有效性。生物炭添加土壤后,3种前期含水量的最大吸附量从847.74 mg·kg-1～1152.32 mg·kg-1下降到817.82 mg·kg-1～979.21 mg·kg-1,且前期含水量为22%和45%的生物炭添加土壤其变化更为显着。随冻融循环次数的增加,在含水量为22%的生物炭添加土壤中,土壤磷素平均解吸率从0次冻融时的15.98%增加到12次冻融循环后的17.09%;含水量为45%的生物炭添加土壤磷平均解吸率从0次冻融时的15.93%增加到12次冻融循环后的17.44%,在含水量较高的生物炭添加土壤中,冻融循环对磷有效性的影响更为明显。生物炭添加土壤后,随着冻融循环次数的增加,土壤含水量较高的生物炭添加土壤活性磷总量呈现增加趋势,与0次冻融循环相比,进行了 12次冻融循环后土壤活性磷总量增加6.90%。通径分析发现,生物炭通过NaOH-P。的直接作用,提高了冻融后黑土磷素有效性。主成分分析表明,前期含水量是黑土磷组分产生变化的主要驱动因子。
周阳雪[7]（2017）在《秸秆及其生物炭对农田土壤系统碳氮循环的影响》文中研究指明如何应对气候变化已成为全球社会需面对的重大挑战之一。来自农田生态系统的温室气体排放是加剧全球气候变化的重要原因,而温室效应不断增强也会加剧全球土壤冻融效应,进而导致农田土壤氮素流失及温室气体的加速排放。因此,探寻有效增强土壤碳汇功能、减缓农田土壤系统中温室气体排放、促进冻融条件下土壤氮高效利用途径,并揭示这些过程的机制,对于减缓全球气候变化和提高农田土壤肥力质量具有重要意义,目前已成为热点研究领域。近年来,秸秆还田成为增加农田土壤有机碳氮固存数量的主要方式,然而秸秆进入土壤腐解时会排放大量温室气体,因而将秸秆制成生物炭加以利用已逐渐成为重要的农艺措施。生物炭是一类高度芳香化、稳定性高的富碳有机物料,具有较大的比表面积和疏松多孔的特性,在田间施用可明显减缓温室气体排放,降低土壤容重,有效固持土壤水分和养分,明显改善土壤理化性质,为作物生长提供良好环境;尤其是生物炭具备同时固持土壤硝态氮和铵态氮的能力,因而有望显着提高作物的氮素利用率。然而,不同类型生物炭由于制备原料、生产条件、土壤环境各异,施用后带来的氮固持效应也不尽相同。特别是不同热解温度制备的生物炭对冻融土壤氮循环及作物产量的影响还鲜有报道。鉴于此,本研究主要采用室内模拟试验与田间土柱试验相结合的方法,研究了秸秆与其生物炭施用后的腐解特征、有机碳动态变化和团聚体组成的影响,以及不同温度下制备的生物炭对冻融土壤氮固持和吸收利用、作物产量和土壤微生物的影响等内容,以揭示秸秆及其生物炭对农田土壤碳氮循环的影响及其潜在增产效应,评价其维持农业可持续性发展的潜力。本文所获得的主要研究结果如下:（1）进行不同物料（小麦秸秆、玉米秸秆、小麦秸秆生物炭及玉米秸秆生物炭,依次以WS、MS、WB、MB表示）添加及其用量（5、10、20 g/kg土）的室内模拟培养试验,通过比较这些有机物料腐解特征,探讨腐解过程中CO2释放规律,并对腐解过程进行数学模拟,以评估生物炭固碳潜力。结果表明,小麦和玉米秸秆生物炭在石灰性土壤中的矿化速率比对应的秸秆分别降低77%、76%,两种生物炭CO2累积释放量（84.6和82.4 mg/pot）远低于其对应秸秆释放量（355.8和347.0 mg/pot）;不同生物炭施入土壤后的矿化规律符合对数模型,在培养条件不变时能够较为有效预测其长期腐解特征;根据模型预测,百年尺度下生物炭降解率与其施用量成反比,即生物碳施用量越大,预计百年后土壤中所剩余生物炭量相对越多。（2）通过秸秆、生物炭及其施用量的模拟培养试验,探讨对土壤各有机碳组分影响,并对各碳库指标敏感度变化进行综合评价。结果表明,两种生物炭（WB、MB）的累积矿化率在培养结束时分别为9.0%、8.2%,而两种秸秆（WS、MS）的矿化率高达55.6%、52.6%,平均高出生物炭5.3倍;添加四种有机物料均能显着增加土壤总有机碳（soc）含量,增幅依次为wb>mb>ms>ws,且其增幅与施用量呈正比;生物炭不同用量对土壤活性有机碳（loc）和可溶性有机碳（doc）含量无显着影响,但显着影响土壤微生物量碳（mbc）含量。这表明本试验条件下施用生物炭能快速增加soc含量,而对土壤活性有机碳库影响有限。（3）进行土壤灭菌与否、不同秸秆或生物炭添加为研究因素的室内恒温培养试验,通过测定土壤干湿团聚体组成、土壤容重、比重、孔隙度及团聚体中各碳组分含量,探讨土壤、生物炭和土壤微生物之间的互作关系及对土壤理化性质的影响。结果表明,土壤灭菌能显着降低土壤干团聚体数量,且添加生物炭可显着提高<1mm土壤各粒级团聚体干重,而添加秸秆仅增加>2mm干团聚体数量;而对湿团聚体而言,添加秸秆和生物炭均能显着提高土壤大团聚体（>0.25mm）的比例,较ck平均分别增加400%和50%。此外,添加生物炭还显着提高了土壤微团聚体比例（0.25-0.053mm）,并且灭菌与否及材料类型对湿团聚体无显着影响;添加生物炭可明显提高土壤保水能力;施用生物炭与秸秆相比,前者能显着增加soc含量,而后者主要增加三种活性有机碳（loc、doc、mbc）含量;同时,土壤灭菌能显着降低了mbc含量。可见,添加生物炭对土壤团聚体的影响与土壤微生物之间存在密切关系。（4）连续两年（2014-2015）进行室外原生态土柱培养试验,包括添加不同温度（250、300、350、400、450、500、550、600℃）制备的生物炭、春季强化冻融两个研究因子,以在-10℃恒温冰箱中冷冻3d作为春季强化冻融措施,记录全年土壤冻融循环数据,并测定温室气体释放量及土壤硝铵态氮淋溶量。结果表明,田间n2o释放量在春融期第4d达到峰值,生物炭添加与冻融条件的交互作用达显着水平,即在冻融条件下,施用高温（>450℃）下制备生物炭时n2o释放量最大;在土壤冻融条件下,土壤淋溶硝态氮含量显着增加,但添加高温制备的生物炭能显着降低硝态氮淋溶量,而对铵态氮淋溶无显着影响,同时添加生物炭也显着降低了淋溶液中硝铵比（由7.1降至4.1）。可见,添加高温制备的生物炭能有效缓解土壤冬春季冻融引起的土壤氮素淋溶损失,但同时对春季n2o释放有加剧效应。（5）采用前述的室外原生态土柱培养试验方法,并配合15n同位素示踪技术,研究配施生物炭条件下氮素在土壤-作物体系中的循环过程。结果表明,相对于不添加生物炭的土壤而言,添加生物炭能显着提高春季对土壤氮素的固持能力及作物的氮素吸收能力,分别从20%、1.5%提高到39%、3.2%,其中高温制备生物炭提高氮素利用率的效果尤为显着。由15n示踪结果可知,添加生物炭不仅可提高土壤氮素固持能力,也能提高作物对氮素的吸收利用;土壤冻融使作物产量降低30%,但添加生物炭能有效减缓这种降低作用,两者间互作显着,同时15n同位素示踪技术结果也验证了这一发现。可见,高温制备生物炭的施用能有效缓解土壤冬季冻融对淋溶氮素的损失和作物减产现象。（6）采用田间土柱试验并配合离子交换树脂袋方法,在2015-2016年间,通过吸附试验研究不同温度制备生物炭配施绿肥对冻融土壤氮循环及作物产量的影响。试验包括三个因素,分别为是否除雪、是否配施豆科绿肥及添加不同温度制备的生物炭,以进一步验证生物炭对全年氮素淋溶的影响。结果表明,生物炭能降低冬春休闲期间土壤硝态氮淋溶损失,尤其在配施绿肥条件下,施用生物炭能显着降低此阶段硝态氮淋溶总量,降幅达8.7%,且在氮素供应充足条件下,生物炭对氮素固持能力更强;冻融效应虽能间接降低作物产量,但施用生物炭能有效补偿冻融对作物产量的降低作用,与冻融条件相比可增产20%,同时,与单施绿肥相比,绿肥与生物炭配施还能将产量再提高5.1%;生物炭不同制备温度与土壤微生物量氮（MBN）含量之间存在显着负相关关系,生物炭制备温度越高,施用后MBN含量越低,而土壤pH升幅越大。这似乎表明,pH可能是影响MBN的因素之一。因此,生物炭配施绿肥不仅能够有效提高冻融土壤的氮固持能力,同时也能达到稳固增产的作用。综上所述,本研究主要得到以下结论:第一,添加生物炭与添加秸秆相比,前者在减排方面效果极为显着,并对土壤惰性碳库有显着增加效果,而对活性有机碳库提升并不明显,原因可能在于生物炭自身的碳组分相对稳定;第二,添加生物炭能显着提高土壤微团聚体比例,其效果与土壤微生物存在与否密切相关,而添加秸秆主要提高了土壤大团聚体数量;第三,在土壤冻融条件下,添加生物炭能降低氮素淋溶损失并提高作物产量,而对N2O排放有促进作用;同时,生物炭配施绿肥能进一步达到增产效果。综上,在全球气候变暖条件下,农田土壤中施入生物炭和秸秆各有利弊,但总体而言生物炭对土壤碳/氮养分固持效果明显,在促进农业可持续发展方面增汇减排效果更好,并能降低土壤冻融和氮肥投入带来的潜在养分流失。然而,田间施用生物炭作为土壤改良材料,仍需根据不同土壤条件、气候类型综合考虑,其对土壤的长期培肥及增产效果,仍有待不同的长期定位试验进行验证。
陈洪连[8]（2015）在《不同强度采伐对东北温带次生林土壤氮矿化的影响》文中研究指明土壤氮素矿化是森林生态系统氮素循环的重要过程,研究森林土壤中氮素矿化速率及无机氮的数量动态,对于了解森林生态系统养分循环及生产力具有重要的意义。采伐是主要的森林经营措施之一,不同采伐方式及强度都会对土壤氮矿化产生影响。为了解采伐对东北温带次生林土壤氮矿化速率的影响,本研究以不同强度采伐（皆伐后造林、50%强度采伐、25%强度采伐、对照）8年后的次生林为对象,利用离子交换树脂芯法对土壤氮矿化速率及影响因素进行了测定与分析,结果表明:1、采伐处理对土壤无机氮浓度、硝态氮浓度及铵态氮浓度均产生了明显的影响。各采伐处理生长季平均土壤无机氮浓度表现为:25%强度采伐>50%强度采伐>皆伐后造林>对照,25%强度采伐处理的土壤无机氮显着高于对照（P<0.05）,其余处理间差异不显着。生长季平均土壤硝态氮浓度表现为:25%强度采伐>皆伐后造林>50%强度采伐>对照,但只有25%强度采伐和皆伐后造林处理显着高于对照（P<0.05）,其余处理间差异不显着。生长季平均土壤铵态氮浓度表现为:50%强度采伐>对照>25%强度采伐>皆伐后造林,皆伐后造林铵态氮浓度显着低于对照（P<0.01）,其余处理与对照差异不显着。在生长季各处理土壤硝态氮占无机氮的比例为49.25～81.52%,皆伐后造林硝态氮占无机氮比例最大。2、采伐处理对土壤净氨化速率产生了明显影响,但对土壤净氮矿化速率和净硝化速率影响不显着。采伐8年后,生长季平均土壤净氨化速率表现为:25%强度采伐>50%强度采伐>对照>皆伐后造林,各采伐处理与对照土壤净氨化速率均无显着差异（P>0.05）,但皆伐后造林土壤净氨化速率显着低于25%强度采伐（P<0.05）。各处理生长季平均土壤净氮矿化速率表现为:25%强度采伐>50%强度采伐>皆伐后造林>对照,但各采伐处理与对照均差异不显着（P>0.05）。生长季各处理平均土壤净硝化速率表现为:皆伐后造林>25%强度采伐>50%强度采伐>对照,但各采伐处理与对照均差异不显着（P>0.05）。各处理的土壤净氮矿化速率、净氨化速率、净硝化速率均有明显的季节变化,最高值均出现在7月。3、各采伐处理的土壤有机碳、全氮、水溶性有机碳氮、微生物生物量碳氮浓度均与对照无显着差异（P>0.05）。经相关性分析表明,土壤水溶性有机碳与土壤净氮矿化速率和净硝化速率呈显着负相关（P<0.05）,这说明土壤水溶性有机碳对土壤氮矿化过程有重要的影响。除土壤有机碳和全氮外,其余各养分指标在生长季具有明显的季节动态变化。4、采伐处理对土壤含水量影响明显。各处理生长季平均土壤含水量表现为:25%强度采伐>50%强度采伐>皆伐后造林>对照,25%强度采伐显着高于对照（P<0.05）,其余处理间差异不显着。经相关性分析表明,土壤含水量和温度均与土壤净氮矿化速率呈线性正相关（P<0.01）,说明土壤含水量和温度均是影响土壤氮矿化速率的重要因素。
李亚娟[9]（2012）在《水分状况与供氮水平对水稻氮素利用效率的影响及其机制研究》文中提出在稻田生态系统中,水分管理和氮肥供应是影响水稻高产和高效的主要可调控因子。合理的灌溉和施肥是提高氮肥利用率、增加水稻产量、节省灌溉用水的有效途径。本论文通过柱栽模拟试验和培养试验,结合15N同位素示踪技术,离子交换树脂技术和磷脂脂肪酸分析技术,研究不同水氮管理对水稻氮素吸收利用效率的影响效应,研究不同水氮管理对水稻土氮素供应能力和微生物特性的影响效应,从土壤氮素供应能力及土壤微生物学特征的角度探讨了其影响机制,以期为稻田水分管理和施氮量的合理调控,提供理论依据和技术支撑。取得主要结果如下：（1）通过柱栽模拟试验,结合15N同位素示踪技术,研究2种水分管理方式（WLI：淹水灌溉；WCI：控水灌溉）和4个供氮水平（N0：不施氮,N1：126ka N ha-1即60%常规施氮量,N2:157.5kgNha1即75%常规施氮量,N3：210kg N ha-1即常规施氮量）对水稻产量和氮素吸收利用效率的影响。结果表明,控水灌溉相对于淹水灌溉使籽粒产量增加7.4%,差异达5%显着水平,但’5N的吸收率、残留率和损失率在两种水分模式下差异未达显着水平；随施氮量的增加,水稻产量和15N的吸收利用率均呈现先升高后降低的趋势,N2处理不仅产量和氮肥当季利用率最高,肥料氮损失率最低,而且可以增进水稻对土壤氮的吸收积累量,是供试条件下的适宜施氮量。（2）选取两种不同质地的代表性水稻土,即湖北潮土和浙江青紫泥,进行不同水分状况（Moist：控制土壤含水率为最大田间持水量的70%；Flooded:控制土壤表层淹水约3cm左右）和供氮水平（N0：不施氮；N250:250mg N kg-1干土）的培养试验,分别采用KC1溶液浸提法和树脂球离子交换法测定培养过程中土壤矿质氮含量的变化。结果表明,在培养过程中,采用两种方法测得的土壤NH4+-N或N03--N含量都具有一致的变化规律,具体而言,潮土以N03--N为主,青紫泥以NH4+-N为主；控水处理显着提高土壤N03--N的含量,淹水处理显着提高土壤NH4+-N的含量；N250处理极显着的增加了土壤总矿质氮的含量。相关分析表明,这两种方法提取的土壤矿质氮含量呈显着的正相关,说明树脂球离子交换法可用于原位检测水稻土供氮能力的变化动态。（3）采用树脂球离子交换法研究柱栽模拟试验中不同水分状况和供氮水平对土壤供氮能力变化动态的影响及其与水稻氮素营养状况及吸收积累量的关系。结果表明,控水灌溉（WCI）显着或极显着提高分蘖期（移栽后10-40d）和灌浆期（移栽后60-90d）的土壤RAQ-NO3--N含量；灌溉模式对水稻各生育期土壤RAQ-NH4+-N含量的影响则不显着。土壤RAQ-NH4+-N和RAQ-NO3--N的含量随施氮量的增加而增加,这种影响主要体现在水稻生育前期,过量施氮（N3）并不能提高土壤的持久供氮能力,反而增加了氮素的淋湿风险,不利于氮素利用效率的提高。NO处理的土壤树脂球交换性氮在整个生育期内都以硝态氮为主,随生育期的推进,三个施氮处理下土壤RAQ-NO3--N的比例逐渐升高,尤其是在控水灌溉下,说明在本试验条件下,应重视水稻的硝态氮营养。相关分析表明,树脂球累积提取的土壤矿质氮量与水稻植株的全氮含量、总氮积累量以及产量之间有显着的正相关关系,进一步说明树脂球提取的矿质氮可以有效表征土壤的供氮能力,同时也说明水分管理模式和供氮水平通过直接影响土壤的供氮量进而间接影响水稻对氮素吸收利用效率。（4）应用磷脂脂肪酸分析技术研究了柱栽模拟试验中不同水分状况和供氮水平对水稻分蘖期、灌浆期和成熟期的土壤微生物群落结构的影响。结果表明,水稻不同生育期的土壤微生物特征具有显着差异,从分蘖期到灌浆期到成熟期,以磷脂脂肪酸总量（total PLFAs）表征的土壤微生物生物量及细菌和真菌量均呈现出先升高后降低的趋势,而土壤放线菌量则呈现逐渐下降的趋势。水分模式对土壤微生物的影响主要表现在灌浆期,这一时期控水灌溉处理（WCI）的土壤微生物量显着高于淹水灌溉处理（WLI）.WCI处理的土壤真菌PLFAs的含量在3个生育期均显着高于WLI处理。3个施氮处理的土壤磷脂脂肪酸总量显着高于无氮对照,说明氮肥施用有利于促进土壤微生物的生长繁殖,但值得注意的是,3个施氮水平间,尤其是N2和N3处理之间的差异并未达到0.05显着水平,说明过量施用氮肥对土壤微生物的生长促进作用并不明显。综上所述,综合考虑水稻产量、氮肥吸收利用率、土壤氮素流失风险、土壤微生物特性以及水分和氮肥的经济效益,在本试验条件下的8个水氮管理组合中,75%的常规施氮量（N2:157.5kg N ha-1）和控水灌溉（WCI）组合为最佳的水氮管理措施。
陈星[10]（2012）在《灌溉模式和供氮水平对水稻氮素利用率与土壤氮素供应能力及其流失风险的影响》文中研究指明在稻田生态系统中,水分和氮素是水稻生长过程中最重要和最活跃的两大肥力因子,同时也是人为调控最为频繁、力度最大的作物生长环境因子。充分发挥水氮耦合效应可以提高水稻氮素吸收利用率,降低生产成本,并减少因氮素流失带来的环境风险。本文以Ⅱ优838为材料,湖北潮土为供试土壤,通过2轮稻麦连作柱栽试验研究了2种灌溉模式（FW：土表淹水3cm；CW：保持土壤湿润但土表不积水）和4个氮肥水平[N0,N1（N 126.0 kg/hm2）,N2（N 157.5kg/hm2）,N3（N 210.0kg/hm2）]下水稻氮素利用率和土壤氮素的供应能力及其流失风险,主要的研究结果如下：（1）灌溉模式和供氮水平对水稻产量、地上部氮素积累量和氮素利用效率均有显着（p<0.05）或极显着影响（p<0.01）,但氮肥用量的影响效应相对于灌溉模式的作用更为突出。地上部生物量及氮素积累量随供氮水平的提高而增加趋势明显,氮肥农学利用率（NAE）、氮肥偏生产力（PFP）和氮生理学利用率（PE）均表现为随施氮量提高而下降的趋势,但减氮25%处理（N2）与常规施氮量处理（N3）间的差异并不显着。（2）采用树脂球交换法监测水稻全生育期土壤铵态氮和硝态氮交换量,结果表明,树脂球交换性铵态氮和硝态氮量随水稻生育期推移而下降,在水稻生长后期,土壤可供根系吸收的总有效氮减少；除移栽后第4周外,各生育期不同处理的树脂球交换性硝态氮均高于50%,说明供试条件下,硝态氮是土壤可供水稻吸收的主要氮素形态；施氮显着提高土壤树脂球的铵态氮和硝态氮交换量,其影响在施氮肥后2周内表现最为明显；生育后期控水模式显着提高树脂球硝态氮交换量。（3）土壤渗滤液总氮浓度随水稻生育期推移呈由高到低的变化趋势,氮素淋失风险主要在水稻移栽后的前40d左右；稻麦轮作制中,前作小麦明显提高后作水稻土壤渗滤液氮浓度；硝态氮（NO3-N）和可溶性有机氮（SON）是土壤渗滤液氮素的主要形态,铵态氮（NH4+-N）所占比例较低；水稻移栽后20-30d左右出现土壤渗滤液NO3--N高峰,高峰期土壤渗滤液的NO3--N浓度随施氮量增加而提高；减氮25%处理（N2）相对于常规施氮量处理（N3）显着提高氮肥利用率,并降低氮素淋失风险。
二、应用离子交换树脂球研究温度对水稻土养分释放动态的影响（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、应用离子交换树脂球研究温度对水稻土养分释放动态的影响（论文提纲范文）
（1）增温和镉污染对土壤理化性质及水稻氮磷钾吸收的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 增温对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.2 镉污染对土壤理化性质的影响 |
| 1.2.3 增温对水稻氮磷钾吸收的影响 |
| 1.2.4 镉污染对水稻氮磷钾吸收的影响 |
| 1.3 研究目的和内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线图 |
| 第二章 试验材料与方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 样品的采集与测定 |
| 2.3.1 水稻氮磷钾的测定 |
| 2.3.2 土壤理化性质的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 增温和镉污染对土壤养分的影响 |
| 3.1 试验结果 |
| 3.1.1 不同温度与镉处理对土壤有机质含量与p H值的影响 |
| 3.1.2 不同温度与镉处理对土壤氮含量的影响 |
| 3.1.3 不同温度与镉处理对土壤磷含量的影响 |
| 3.1.4 不同温度与镉处理对土壤钾含量的影响 |
| 3.2 讨论 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 增温和镉污染对土壤酶活性的影响 |
| 4.1 试验结果 |
| 4.1.1 不同温度与镉处理对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 4.1.2 不同温度与镉处理对土壤脲酶活性的影响 |
| 4.1.3 不同温度与镉处理对土壤淀粉酶活性的影响 |
| 4.1.4 不同温度与镉处理对土壤蔗糖酶活性的影响 |
| 4.1.5 不同温度与镉处理对土壤蛋白酶活性的影响 |
| 4.1.6 不同温度与镉处理对土壤酸性磷酸酶活性的影响 |
| 4.1.7 不同温度与镉处理对土壤纤维素酶活性的影响 |
| 4.2 讨论 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 增温和镉污染对水稻氮磷钾吸收的影响 |
| 5.1 试验结果 |
| 5.1.1 不同温度与镉处理对水稻各部位全氮吸收的影响 |
| 5.1.2 不同温度与镉处理对水稻各部位全磷吸收的影响 |
| 5.1.3 不同温度与镉处理对水稻各部位全钾吸收的影响 |
| 5.2 讨论 |
| 5.3 结论 |
| 第六章 温度和镉污染对水稻氮磷钾吸收的影响机理 |
| 6.1 土壤酶活性、土壤养分含量以及水稻氮磷钾吸收的相关关系 |
| 6.1.1 土壤酶活性与土壤养分含量的相关关系 |
| 6.1.2 土壤理化性质与水稻氮磷钾吸收的相关系数 |
| 6.2 讨论 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（2）生物炭-金属氧化物复合材料调控土壤砷生物有效性的机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 砷的基本性质 |
| 1.2 砷的来源及危害 |
| 1.3 砷的污染现状 |
| 1.4 砷处理技术 |
| 1.4.1 水体砷污染处理技术 |
| 1.4.2 土壤砷污染处理技术 |
| 1.5 生物炭材料对砷的吸附研究进展 |
| 1.6 铁氧化物材料吸附砷的研究进展 |
| 1.7 锰氧化物材料吸附砷的研究进展 |
| 1.8 镧材料吸附砷的研究进展 |
| 1.9 研究目的与意义 |
| 1.10 技术路线 |
| 第二章 生物炭-金属氧化物复合材料的制备与优化 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试剂和仪器 |
| 2.2.2 吸附材料的制备 |
| 2.2.3 吸附材料的特性表征 |
| 2.2.4 砷去除实验 |
| 2.2.5 测定条件与方法 |
| 2.2.6 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 不同吸附材料对As的吸附效果 |
| 2.3.2 生物炭-金属氧化物复合材料的元素组成和比表面积 |
| 2.3.3 傅立叶红外光谱(FTIR)分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 生物炭-金属氧化物复合材料吸附砷的影响因素研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试剂和仪器 |
| 3.2.2 材料的制备 |
| 3.2.3 材料的特性表征 |
| 3.2.4 热力学实验 |
| 3.2.5 动力学吸附实验 |
| 3.2.6 pH影响实验 |
| 3.2.7 不同温度的影响实验 |
| 3.2.8 不同阴离子影响实验 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 比表面积和孔容分析 |
| 3.3.2 扫描电镜分析 |
| 3.3.3 等温吸附实验 |
| 3.3.4 动力学吸附实验 |
| 3.3.5 不同温度对砷吸附的影响 |
| 3.3.6 不同pH对砷吸附的影响 |
| 3.3.7 不同阴离子浓度对砷吸附的影响 |
| 3.3.8 吸附前后傅立叶红外光谱分析 |
| 3.3.9 吸附前后X射线光谱分析 |
| 3.3.10 材料的稳定性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 生物炭-金属氧化物复合材料对土壤砷挥发的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试剂和仪器 |
| 4.2.2 供试土壤 |
| 4.2.3 供试材料 |
| 4.2.4 挥发实验 |
| 4.2.5 土壤的理化性质测定 |
| 4.2.6 挥发砷含量的测定 |
| 4.2.7 溶液中砷的含量与形态 |
| 4.2.8 砷形态的分级 |
| 4.2.9 土壤酶活性的测定 |
| 4.2.10 高通量测序 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 生物炭-金属氧化物复合材料对砷挥发的影响 |
| 4.3.2 生物炭-金属氧化物复合材料对溶液中砷的影响 |
| 4.3.3 生物炭-金属氧化物复合材料对土壤砷分级的影响 |
| 4.3.4 生物炭-金属氧化物复合材料对土壤pH的影响 |
| 4.3.5 非生物因子的相关性分析 |
| 4.3.6 生物炭-金属氧化物复合材料对土壤酶活性的影响 |
| 4.3.7 生物炭-金属氧化物复合材料对土壤微生物群落的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 生物炭-金属氧化物复合材料对水稻吸收砷的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试剂和仪器 |
| 5.2.2 供试土壤 |
| 5.2.3 供试材料 |
| 5.2.4 水稻品种 |
| 5.2.5 水稻育苗 |
| 5.2.6 盆栽实验设计 |
| 5.2.7 土壤的理化性质测定 |
| 5.2.8 水稻各部分生物量的测定 |
| 5.2.9 水稻各部分砷含量的测定 |
| 5.2.10 水稻籽粒氨基酸的测定 |
| 5.2.11 水稻根表铁锰膜的测定 |
| 5.2.12 土壤中有效态砷的测定 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 水稻各部分的生物量 |
| 5.3.2 水稻各部分砷的含量 |
| 5.3.3 水稻籽粒中氨基酸的含量 |
| 5.3.4 水稻籽粒中K、Mg、Ca、Fe、Mn和 La的含量 |
| 5.3.5 土壤pH的变化 |
| 5.3.6 水稻根表铁锰膜的含量 |
| 5.3.7 土壤中有效态砷的含量 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 生物炭-金属氧化物复合材料对水稻土微生态的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试剂和仪器 |
| 6.2.2 供试土壤 |
| 6.2.3 供试材料 |
| 6.2.4 水稻品种 |
| 6.2.5 盆栽实验设计 |
| 6.2.6 砷形态的分级 |
| 6.2.7 土壤酶活性的测定 |
| 6.2.8 高通量测序 |
| 6.2.9 土壤中有效N、P和K的含量 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 对砷分级组分的影响 |
| 6.3.2 对水稻土酶活性的影响 |
| 6.3.3 对水稻土中有效N、P和K含量的影响 |
| 6.3.4 对水稻土微生物群落的影响 |
| 6.3.5 相关性分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文结论与展望 |
| 7.1 全文结论 |
| 7.1.1 不同吸附材料对砷的吸附效果 |
| 7.1.2 生物炭-铁锰镧氧化物复合材料对砷的吸附性能的影响因素 |
| 7.1.3 生物炭-铁锰镧氧化物复合材料对土壤中砷挥发的影响 |
| 7.1.4 生物炭-铁锰镧氧化物复合材料对水稻吸收砷的影响 |
| 7.1.5 生物炭-铁锰镧氧化物复合材料对水稻土微生态的影响 |
| 7.2 研究创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（3）改性污泥生物炭对磷酸盐负载性能及吸附产物对重金属污染土壤的修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 污泥热解制生物炭研究进展 |
| 1.1.1 生物炭的性质及应用 |
| 1.1.2 污泥的危害及传统处理方法 |
| 1.1.3 污泥热解技术 |
| 1.2 含磷废水治理研究进展 |
| 1.2.1 含磷废水治理方法 |
| 1.2.2 生物炭除磷研究进展 |
| 1.3 重金属污染土壤修复研究进展 |
| 1.3.1 重金属污染土壤的修复技术 |
| 1.3.2 含磷基质修复重金属污染土壤研究进展 |
| 1.3.3 生物炭修复重金属污染土壤研究进展 |
| 1.3.4 重金属污染土壤的修复效果及评估 |
| 1.4 论文结构与主要内容 |
| 1.4.1 研究背景和意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 镁改性污泥生物炭除磷效果研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验试剂与设备 |
| 2.2.2 污泥生物炭的制备 |
| 2.2.3 批吸附试验 |
| 2.2.4 分析检测方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 pH及离子强度对吸附的影响 |
| 2.3.2 吸附动力学 |
| 2.3.3 吸附等温线 |
| 2.3.4 吸附剂的表征 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 改性脱灰污泥生物炭的优化制备与结构特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验设备 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 分析检测方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 制备条件单因素影响 |
| 3.3.2 响应面优化制备实验设计 |
| 3.3.3 Mg-DSB的结构特征 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 改性脱灰镁基污泥生物炭对磷酸盐的吸附回收及作为缓释肥的性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 Mg-DSB对磷酸盐的等温吸附 |
| 4.3.2 P-Mg-DSB元素化学组成及吸附机理分析 |
| 4.3.3 P-Mg-DSB中磷的释放及生物可利用性分析 |
| 4.3.4 P-Mg-DSB的环境意义 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 霞湾港周边土壤及表层底泥重金属污染特征及评价 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 样品收集与处理 |
| 5.2.2 分析方法 |
| 5.2.3 质量控制 |
| 5.2.4 重金属污染评价 |
| 5.2.5 数据分析处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 霞湾港水体的物化性质以及重金属浓度 |
| 5.3.2 霞湾港底泥/土壤的物化性质以及重金属浓度 |
| 5.3.3 重金属形态 |
| 5.3.4 重金属污染评价 |
| 5.3.5 多变量统计分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 改性污泥生物炭对重金属污染土壤理化性质和微生物的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 土壤培养实验 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 生物炭施加对土壤理化性质的影响 |
| 6.3.2 生物炭添加对土壤微生物生物量的影响 |
| 6.3.3 生物炭添加对土壤酶活性的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 磷负载污泥生物炭对重金属复合污染土壤的修复效果及植物摄入风险评估 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 土壤培养实验 |
| 7.2.3 土壤元素各提取浓度测定 |
| 7.2.4 温室盆栽实验 |
| 7.2.5 修复风险评估(RAC) |
| 7.2.6 数据统计分析 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 TCLP提取态重金属浓度变化 |
| 7.3.2 不同处理对土壤重金属形态转化的影响及机理分析 |
| 7.3.3 不同处理下植物生长和磷元素吸收 |
| 7.3.4 植物重金属可利用性分析及风险评估 |
| 7.4 本章小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 攻读学位期间发表的论文目录 |
| 附录 B 攻读学位期间申请的发明专利 |
| 附录 C 攻读学位期间参与的研究课题 |
| 致谢 |
（4）若尔盖高寒湿地退化过程中土壤有机氮矿化演变特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湿地退化及其环境影响 |
| 1.2.2 土壤氮矿化研究方法 |
| 1.2.3 土壤氮矿化的定量模拟 |
| 1.2.4 土壤氮矿化影响因素 |
| 1.3 研究目标、研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 土壤样品采集 |
| 2.2.2 有机氮矿化培养试验 |
| 2.2.3 分析项目及方法 |
| 2.2.4 数据计算与统计分析 |
| 3 湿地退化条件下土壤氮矿化特征 |
| 3.1 湿地退化条件下土壤氮矿化动态 |
| 3.2 湿地退化条件下土壤氮矿化的动力学特征 |
| 3.3 讨论 |
| 4 湿地退化条件下土壤氮矿化速率对水热的响应 |
| 4.1 土壤氮矿化速率对温度的响应 |
| 4.2 土壤氮矿化速率对水分的响应 |
| 4.3 土壤氮矿化速率对温度、水分交互作用的响应 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 湿地退化过程中温度对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.4.2 湿地退化过程中水分对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.4.3 湿地退化过程中水、热交互作用对土壤氮矿化速率的影响 |
| 5 湿地退化条件下土壤矿化氮和有机氮组分、氮转化酶活性的耦合关系 |
| 5.1 土壤氮矿化培养过程中有机氮组分动态 |
| 5.2 土壤氮矿化培养过程中氮转化酶活性动态 |
| 5.3 土壤矿化氮和有机氮组分、氮转化酶活性的耦合关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 湿地退化对土壤氮组分的影响 |
| 5.4.2 湿地退化对土壤酶活性的影响 |
| 5.4.3 湿地退化过程中氮组分、酶活性对矿化氮的贡献 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤磷形态和生物有效性的影响（论文提纲范文）
| 符号说明 |
| 中文摘要 |
| 英文摘要 |
| 1 前言 |
| 1.1 我国农田磷肥施用状况及存在问题 |
| 1.2 长期施肥对土壤磷素形态累积和生物有效性的研究 |
| 1.2.1 土壤磷素形态及分级方法 |
| 1.2.2 长期施肥对土壤磷素形态转化及生物有效性的影响 |
| 1.2.3 土壤磷素有效性的影响因素研究 |
| 1.3 土壤有效磷测定方法与土壤磷组分关系的研究进展 |
| 1.4 土壤溶液中离子组成的研究进展 |
| 1.4.1 土壤溶液的概念 |
| 1.4.2 土壤溶液的提取方法 |
| 1.4.3 施肥对土壤溶液中离子组分的影响 |
| 1.4.4 Visual MINTEQ模型的应用 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤无机磷分级的影响 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 样品采集方法 |
| 2.2 温度和施磷水平对土壤溶液中离子组成和磷素存在形态的影响 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 土壤溶液采集方法 |
| 2.3 温度和磷肥对小麦苗期生长及无机磷形态转化的影响 |
| 2.3.1 试验材料 |
| 2.3.2 试验设计 |
| 2.3.3 样品采集方法 |
| 2.4 测定项目与方法 |
| 2.4.1 土壤理化性质测定方法 |
| 2.4.2 土壤溶液化学分析 |
| 2.4.3 小麦植株各项指标的测定方法 |
| 2.5 试验数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤无机磷分级的影响 |
| 3.1.1 不同施磷量对冬小麦收获期土壤全磷、无机磷含量的影响 |
| 3.1.2 不同施磷量对土壤无机磷组成的影响 |
| 3.1.3 磷耗竭下土壤各形态无机磷的贡献率 |
| 3.1.4 耕层土壤累积的各形态无机磷的转化 |
| 3.1.5 土壤有效磷测定方法评价 |
| 3.1.6 土壤各形态无机磷与4 种有效磷测定方法之间的通径分析 |
| 3.2 温度和施磷对土壤溶液离子组成的影响 |
| 3.2.1 温度和施磷水平对土壤溶液pH和电导率的影响 |
| 3.2.2 温度和施磷水平对土壤溶液离子组成的影响 |
| 3.2.3 温度和施磷水平对土壤溶液中磷素形态分布的影响 |
| 3.2.4 温度和施磷水平对土壤溶液中离子活度的影响 |
| 3.2.5 土壤溶液离子活度之间的相关分析 |
| 3.2.6 温度和施磷水平对土壤磷酸盐溶解平衡的影响 |
| 3.3 温度和施磷对潮土上小麦苗期生长及无机磷形态转化的影响 |
| 3.3.1 温度和施磷对小麦生物量和磷素吸收的影响 |
| 3.3.2 温度和施磷对小麦根冠比、株高、分蘖数的影响 |
| 3.3.3 温度和施磷对小麦根系活力的影响 |
| 3.3.4 温度和施磷对土壤pH的影响 |
| 3.3.5 温度和施磷对小麦非根际和根际土壤Olsen-P含量的影响 |
| 3.3.6 温度和施磷对小麦非根际和根际土壤Ca_2-P、Ca_8-P含量的影响 |
| 3.3.7 温度和施磷对小麦非根际和根际土壤Al-P、Fe-P含量的影响 |
| 3.3.8 温度和施磷对小麦非根际和根际土壤O-P、Ca_(10)-P含量的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤无机磷分级的影响 |
| 4.1.1 不同施磷量土壤磷含量的变化 |
| 4.1.2 长期定位试验中4 种有效磷测定方法评价 |
| 4.1.3 土壤各形态无机磷与4 种有效磷测定方法相关性 |
| 4.2 温度和施磷对土壤溶液中离子组成和磷素存在形态的影响 |
| 4.2.1 温度和施磷水平对土壤溶液基本性质的影响 |
| 4.2.2 温度和施磷水平对土壤溶液中磷素形态分布的影响 |
| 4.2.3 温度和施磷水平对土壤溶液中离子活度的影响 |
| 4.2.4 温度和施磷水平对土壤磷酸盐溶解平衡的影响 |
| 4.3 温度和施磷对小麦苗期生长和无机磷形态转化的影响 |
| 4.3.1 温度和施磷对小麦苗期生长的影响 |
| 4.3.2 温度和施磷对石灰性土壤pH、有效磷和无机磷组分的影响 |
| 4.3.3 温度和施磷对小麦吸收利用土壤磷素的影响 |
| 5 结论 |
| 6 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间发表论文目录 |
（6）冻融与生物炭添加对黑土磷素有效性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 论文选题的目的意义 |
| 1.2 国内外相关研究现状及发展趋势 |
| 1.2.1 土壤磷的吸附与解吸特征 |
| 1.2.2 土壤磷素形态及其有效性 |
| 1.2.3 生物炭对土壤磷素有效性的影响 |
| 1.2.4 冻融循环对土壤磷素有效性的影响 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文的创新点与局限性 |
| 2 不同原料和热解温度制备生物炭的基本性质 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 生物炭的制备 |
| 2.1.2 指标测定与计算方法 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 生物炭的产率 |
| 2.2.2 生物炭的pH值 |
| 2.2.3 生物炭的全磷含量 |
| 2.2.4 生物炭的有效磷含量 |
| 2.3 小结 |
| 3 不同热解温度生物炭添加后土壤磷素吸附与解吸特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 指标及测定方法 |
| 3.1.4 指标计算及分析方法 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 研究结果 |
| 3.2.1 土壤磷的吸附特征 |
| 3.2.2 磷的解吸特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 生物炭添加对土壤磷吸附的影响 |
| 3.3.2 生物炭添加对土壤磷解吸的影响 |
| 3.4 小结 |
| 4 不同热解温度生物炭添加后土壤磷素形态与有效性 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 指标测定与分析方法 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 土壤全磷与有效磷含量的变化 |
| 4.2.2 不同磷素含量变化 |
| 4.2.3 土壤有机磷和无机磷形态的总量变化 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 生物炭添加对土壤磷素形态的影响 |
| 4.3.2 生物炭添加对磷素有效性的影响 |
| 4.4 小结 |
| 5 不同原料生物炭添加后土壤磷素吸附与解吸特征 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试材料 |
| 5.1.2 实验设计 |
| 5.1.3 指标测定及计算方法 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 研究结果 |
| 5.2.1 土壤磷的吸附特征 |
| 5.2.2 土壤磷的解吸特征 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 不同原料生物炭添加后土壤磷素形态与有效性 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 供试材料 |
| 6.2 实验设计 |
| 6.3 指标测定与分析方法 |
| 6.3.1 磷素形态分级 |
| 6.3.2 土壤基本性质 |
| 6.3.3 数据处理 |
| 6.4 研究结果 |
| 6.4.1 生物炭添加土壤的磷素含量 |
| 6.4.2 土壤磷素组分的变化 |
| 6.4.3 土壤有机磷和无机磷形态的总量变化 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 小结 |
| 7 冻融对生物炭添加后土壤磷素吸附与解吸特性的影响 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 土壤样品采集 |
| 7.1.2 生物炭的制备 |
| 7.1.3 实验设计 |
| 7.1.4 指标及测定方法 |
| 7.1.5 指标计算及分析方法 |
| 7.1.6 数据处理 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 土壤磷的吸附特征 |
| 7.2.2 土壤磷的解吸特征 |
| 7.3 小结 |
| 8 冻融对生物炭添加后土壤磷素形态与有效性的影响 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.1.1 供试材料 |
| 8.1.2 实验设计 |
| 8.1.3 指标测定及分析方法 |
| 8.1.4 数据处理 |
| 8.2 研究结果 |
| 8.2.1 土壤磷素组分的变化 |
| 8.2.2 土壤无机磷和有机磷总量的变化 |
| 8.3 讨论 |
| 8.3.1 冻融条件对磷组分的影响 |
| 8.3.2 生物炭添加对土壤磷组分和有效性的影响 |
| 8.3.3 冻融条件和生物炭添加对磷素有效性的贡献影响 |
| 8.4 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 |
| 附件 |
（7）秸秆及其生物炭对农田土壤系统碳氮循环的影响（论文提纲范文）
| 摘要 Abstract 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物炭的基本性质 |
| 1.2.1 生物炭研究的起源 |
| 1.2.2 生物炭的材料来源 |
| 1.2.3 影响生物炭性质的主要因素 |
| 1.3 生物炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.1 生物炭对土壤物理性质的影响 |
| 1.3.2 生物炭对土壤化学性质的影响 |
| 1.3.3 生物炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 生物炭对作物生长及环境的影响 |
| 1.4.1 生物炭对作物生长的影响 |
| 1.4.2 生物炭对环境的影响 |
| 1.4.3 生物炭对土壤冻融效应的影响 |
| 1.5 小结 第二章 选题依据和研究思路 |
| 2.1 选题依据 |
| 2.2 本研究切入点 |
| 2.3 研究方法、内容 |
| 2.4 本研究技术路线 第三章 秸秆及其生物炭在石灰性土壤中矿化特征和演变规律比较 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 指标测定及方法 |
| 3.2.4 数据处理与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同施用量下秸秆及其生物炭在石灰性土壤上CO_2呼吸速率比较 |
| 3.3.2 不同施用量下秸秆及其生物炭在石灰性土壤上累积矿化量的比较 |
| 3.3.3 建立模型预测秸秆及其生物炭矿化速率的长期效果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同施用量下秸秆及其生物炭在石灰性土壤上对CO_2呼吸速率的影响 |
| 3.4.2 不同施用量下秸秆及其生物炭在石灰性土壤上对CO_2累积矿化量和比率的影响 |
| 3.4.3 不同施用量下秸秆及其生物炭在石灰性土壤上CO_2模型的建立 |
| 3.5 小结 第四章 秸秆及其生物炭对石灰性土壤碳库指标及分组情况影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及方法 |
| 4.2.2 测定及分析方法 |
| 4.2.3 数据处理及分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同施用量下秸秆及其生物炭在培养结束后累积矿化量的比较 |
| 4.3.2 不同施用量下秸秆及其生物炭对土壤碳分组情况的影响 |
| 4.3.3 不同施用量下秸秆及其生物炭对土壤碳含量相关性的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同施用量秸秆与生物炭对土壤矿化率的影响 |
| 4.4.2 不同施用量秸秆与生物炭对土壤不同碳分组的影响 |
| 4.5 小结 第五章 土壤-秸秆-生物炭和土壤微生物之间的互作关系对土壤理化性质的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 测定与分析方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 干筛结果 |
| 5.3.2 湿筛结果 |
| 5.3.3 团聚体各碳组分及土壤保水量分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 秸秆、生物炭和土壤微生物之间的互作关系对土壤干团聚体结果的影响 |
| 5.4.2 秸秆、生物炭和土壤微生物之间的互作关系对土壤湿团聚体结果的影响 |
| 5.4.3 秸秆、生物炭和土壤微生物之间的互作关系对土壤碳组分和保水量的影响 |
| 5.5 小结 第六章 不同温度生物炭施用对冻融土壤氮循环的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地概况 |
| 6.2.2 生物炭的制备 |
| 6.2.3 试验设计 |
| 6.2.4 测定及分析方法 |
| 6.2.5 数据统计及分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 生物炭基本性质 |
| 6.3.2 生物炭对N2O温室气体释放影响 |
| 6.3.3 生物炭对土壤淋溶硝铵态氮影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 不同温度生物炭施用对冻融土壤春融初期N2O释放率的影响 |
| 6.4.2 不同温度生物炭施用对冻融土壤无机形态氮素淋溶的影响 |
| 6.5 小结 第七章 不同温度生物炭施用对冻融土壤中作物氮吸收利用的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验地概况 |
| 7.2.2 测定方法 |
| 7.2.3 数据统计及分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 不同制备温度下的生物炭的物理性质 |
| 7.3.2 不同温度生物炭施用对土壤和植物氮库及吸收率的影响 |
| 7.3.3 不同制备温度下生物炭处理对土壤和植物库15N吸收利用的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 不同制备温度下生物炭施用对冻融土壤作物产量的影响 |
| 7.4.2 不同温度生物炭施用对土壤和植物氮库15N含量的影响 |
| 7.5 小结 第八章 不同温度生物炭施用对冻融土壤全年氮固持的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 材料与方法 |
| 8.2.1 田间概况 |
| 8.2.2 生物炭制备 |
| 8.2.3 试验设计 |
| 8.2.4 离子交换树脂袋的准备和提取 |
| 8.2.5 瞬时淋溶氮素测定 |
| 8.2.6 土壤微生物量氮、pH、容重测定 |
| 8.2.7 数据统计及分析 |
| 8.3 结果与分析 |
| 8.3.1 离子交换树脂提取液和植物产量 |
| 8.3.2 不同温度生物炭配施绿肥对土壤微生物量氮及pH影响 |
| 8.3.3 不同温度生物炭配施绿肥对春融时期瞬时土壤氮素淋溶的影响 |
| 8.4 讨论 |
| 8.4.1 不同温度生物炭配施绿肥对土壤全年淋溶量与植物产量影响 |
| 8.4.2 不同温度生物炭配施绿肥对土壤微生物量氮和pH的影响 |
| 8.4.3 不同温度生物炭配施绿肥对土壤瞬时无机及有机形态氮素淋溶的影响 |
| 8.5 小结 第九章 主要结论、创新点及进一步研究问题 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 有待进一步研究的问题 参考文献 致谢 作者简介 |
（8）不同强度采伐对东北温带次生林土壤氮矿化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 土壤氮矿化过程 |
| 1.2 土壤氮矿化的影响因素 |
| 1.2.1 凋落物对氮矿化的影响 |
| 1.2.2 土壤动物和微生物对氮矿化的影响 |
| 1.2.3 环境因子对氮矿化的影响 |
| 1.3 采伐干扰对土壤氮矿化的影响 |
| 1.3.1 采伐对土壤氮矿化的影响 |
| 1.3.2 采伐对土壤无机氮的影响 |
| 1.4 氮矿化的测量方法 |
| 1.4.1 顶盖埋管法 |
| 1.4.2 离子交换树脂袋法 |
| 1.4.3 离子交换树脂芯法 |
| 1.5 研究的目的和意义 |
| 2 研究地区概括与研究方法 |
| 2.1 研究地区概括 |
| 2.1.1 研究地区自然状况 |
| 2.1.2 研究样地概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地设置与林分调查 |
| 2.2.2 土壤氮矿化速率的测定 |
| 2.2.3 土壤温度和含水量的测定 |
| 2.2.4 土壤样品分析 |
| 2.2.5 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同强度采伐对土壤无机氮浓度的影响 |
| 3.1.1 不同强度采伐对土壤铵态氮浓度的影响 |
| 3.1.2 不同强度采伐对土壤硝态氮浓度的影响 |
| 3.1.3 不同强度采伐对土壤无机氮浓度及比例的影响 |
| 3.2 不同强度采伐对土壤氮矿化速率的影响 |
| 3.2.1 不同强度采伐对土壤净氨化速率的影响 |
| 3.2.2 不同强度采伐对土壤净硝化速率的影响 |
| 3.2.3 不同强度采伐对土壤净氮矿化速率的影响 |
| 3.3 土壤氮矿化影响因子及相关性分析 |
| 3.3.1 土壤有机碳、全氮对土壤氮矿化速率的影响 |
| 3.3.2 土壤水溶性有机碳氮对氮矿化速率的影响 |
| 3.3.3 土壤微生物生物量碳氮对氮矿化速率的影响 |
| 3.3.4 土壤温度和含水量对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同强度采伐对土壤无机氮的影响 |
| 4.2 不同强度采伐对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.3 土壤氮矿化速率的影响因素 |
| 4.3.1 土壤有机碳和全氮对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.3.2 土壤水溶性有机碳氮对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.3.3 土壤微生物生物量碳氮对土壤氮矿化速率的影响 |
| 4.3.4 土壤温度和含水量对土壤氮矿化速率的影响 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
（9）水分状况与供氮水平对水稻氮素利用效率的影响及其机制研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 图索引 |
| 表索引 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 我国水资源与农业用水现状 |
| 1.2.1 中国水资源现状 |
| 1.2.2 中国农业用水现状 |
| 1.3 水稻节水灌溉现状 |
| 1.3.1 水稻节水灌溉的意义和重要性 |
| 1.3.2 我国水稻节水灌溉模式及其应用 |
| 1.4 中国稻田氮肥使用及利用率现状 |
| 1.4.1 我国稻田氮肥使用现状 |
| 1.4.2 稻田中氮肥的损失机制和途径 |
| 1.4.3 氮肥利用率的定义及评价指标 |
| 1.4.4 我国稻田氮肥利用率现状 |
| 1.5 提高水稻氮肥利用率的研究进展 |
| 1.5.1 氮高效水稻品种的遗传改良 |
| 1.5.2 优化农业管理措施 |
| 1.6 优化水氮管理提高水稻氮肥利用率的研究进展 |
| 1.6.1 水氮耦合促进水稻氮肥吸收的机制 |
| 1.6.2 水氮耦合促进水稻氮肥利用的机制 |
| 1.7 本论文的立题依据及研究内容 |
| 1.7.1 立题依据和研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 第二章 水分状况与氮肥水平对水稻氮肥吸收和利用的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 测定项目及方法 |
| 2.2.4 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 水稻氮素营养状况 |
| 2.3.2 水稻籽粒产量 |
| 2.3.3 水稻地上部氮素积累量 |
| 2.3.4 水稻氮肥利用率和平衡 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 水分状况与氮肥水平对水稻氮素营养与产量的影响 |
| 2.4.2 水分状况与氮肥水平对水稻地上部不同来源氮素积累量的影响及互作效应 |
| 2.4.3 水分状况与氮肥水平对水稻氮素吸收利用及氮素平衡的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 水稻土矿质氮提取方法的比较及水分状况与供氮水平对其变化动态的影响研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 培养过程 |
| 3.2.4 测定方法 |
| 3.2.5 统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤矿质氮含量 |
| 3.3.2 氯化钾溶液浸提法提取的土壤矿质氮含量的变化特征 |
| 3.3.3 树脂球离子交换法提取的土壤矿质氮含量的变化特征 |
| 3.3.4 两种方法提取的土壤矿质氮之间的相关性分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 培养过程中土壤矿质氮的变化 |
| 3.4.2 土壤矿质氮提取方法的比较 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 不同水分状况与供氮水平对土壤供氮水平变化动态的影响及其与水稻氮素营养状况及吸收积累量的关系研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 测定项目及方法 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤矿质氮的树脂球吸附量变化动态 |
| 4.3.2 土壤矿质氮的树脂球吸附量与水稻氮素营养状况及植株氮素吸收积累量的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 水分状况与供氮水平对水稻土壤微生物群落结构的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 供试土壤 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 磷脂脂肪酸分析 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同生育期土壤磷脂脂肪酸 |
| 5.3.2 不同生育期土壤微生物量和各微生物组分 |
| 5.3.3 水稻生育期土壤微生物群落结构 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 土壤微生物在水稻生育期内的变化 |
| 5.4.2 水分状况对土壤微生物的影响 |
| 5.4.3 供氮水平对土壤微生物的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论和展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表和录用文章 |
（10）灌溉模式和供氮水平对水稻氮素利用率与土壤氮素供应能力及其流失风险的影响（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 水稻对氮素的吸收利用及其影响因素 |
| 1.1.1 水稻对氮素吸收转化 |
| 1.1.2 水稻氮素利用效率的研究现状 |
| 1.1.3 水稻氮素吸收利用的影响因素 |
| 1.2 水稻土壤及土壤渗滤液中的氮形态 |
| 1.3 土壤供氮能力测定方法——离子树脂(膜)球法 |
| 1.3.1 离子交换树脂膜在氮素研究中的应用 |
| 1.3.2 离子交换树脂球测定法的影响因素 |
| 1.4 水稻土壤氮素流失的影响因素及防治措施 |
| 1.4.1 影响水稻土壤氮素流失的因素 |
| 1.4.2 防治水稻土壤氮素流失的技术措施 |
| 1.5 本文立题依据和技术路线 |
| 第二章 灌溉模式和供氮水平对水稻氮素利用效率的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 测定项目和方法 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 水稻地上部生物量和氮素积累量 |
| 2.3.2 水稻氮素利用效率 |
| 2.3.3 土壤铵态氮和硝态氮含量 |
| 2.3.4 植株氮积累量与土壤无机氮含量的相关性 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 应用离子交换树脂球研究灌溉模式和供氮水平对土壤供氮能力的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验设计 |
| 3.2.2 测定项目和方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤树脂铵态氮和硝态氮交换量 |
| 3.3.2 土壤树脂铵态氮和硝态氮累积积累量 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 土壤树脂球铵态氮和硝态氮交换量及其随时间变化特征 |
| 3.4.2 土壤树脂球铵态氮和硝态氮交换量的影响因素分析 |
| 第四章 灌溉模式和供氮水平对土壤渗滤液氮浓度动态变化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验设计 |
| 4.2.2 测定项目和方法 |
| 4.2.3 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤渗滤液总氮浓度及不同形态氮的百分比的变化趋势 |
| 4.3.2 土壤渗滤液各形态氮浓度 |
| 4.3.3 不同处理的水稻产量和氮肥利用率 |
| 4.3.4 不同供氮水平对氮素淋失和水稻产量影响比较 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 土壤渗滤液中各氮素形态及其浓度变化特征 |
| 4.4.2 土壤渗滤液中氮浓度的影响因素分析 |
| 4.4.3 农田土壤水肥管理方式建议 |
| 第五章 全文总结 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 文章创新点 |
| 5.3 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
四、应用离子交换树脂球研究温度对水稻土养分释放动态的影响（论文参考文献）
- [1]增温和镉污染对土壤理化性质及水稻氮磷钾吸收的影响[D]. 吴思佳. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [2]生物炭-金属氧化物复合材料调控土壤砷生物有效性的机制研究[D]. 林丽娜. 中国农业科学院, 2020(01)
- [3]改性污泥生物炭对磷酸盐负载性能及吸附产物对重金属污染土壤的修复研究[D]. 蒋敏. 湖南大学, 2020(12)
- [4]若尔盖高寒湿地退化过程中土壤有机氮矿化演变特征[D]. 胡容. 四川农业大学, 2019
- [5]多年定位试验条件下不同施磷水平对土壤磷形态和生物有效性的影响[D]. 王海龙. 山东农业大学, 2019(01)
- [6]冻融与生物炭添加对黑土磷素有效性的影响[D]. 韩瑛. 东北林业大学, 2019
- [7]秸秆及其生物炭对农田土壤系统碳氮循环的影响[D]. 周阳雪. 西北农林科技大学, 2017(11)
- [8]不同强度采伐对东北温带次生林土壤氮矿化的影响[D]. 陈洪连. 东北林业大学, 2015(05)
- [9]水分状况与供氮水平对水稻氮素利用效率的影响及其机制研究[D]. 李亚娟. 浙江大学, 2012(06)
- [10]灌溉模式和供氮水平对水稻氮素利用率与土壤氮素供应能力及其流失风险的影响[D]. 陈星. 浙江大学, 2012(07)