一、类羧酸对棕壤中与磷素转化有关的生物活性的影响（论文文献综述）
姚珂涵[1]（2021）在《城市污泥添加对土壤养分动态的调控机制》文中研究指明目前我国面临城市污水厂污泥处理处置和退化土壤急需修复的双重问题,将城市污泥作为肥料施用于退化土壤可有效改善土壤质量,实现污泥的资源化利用。本研究以西安市城市污水厂污泥和陕北王茂沟流域的黄绵土为研究对象,采用室内培养实验研究了不同比例污泥（0%、2%、5%、10%、15%、30%）和氮肥、磷肥添加对土壤化学性质、酶活性和微生物群落功能多样性的影响,探讨了土壤碳氮磷元素和酶活性化学计量特征随培养时间的演变规律,揭示了污泥添加条件下土壤生态化学计量特征演变的驱动机制,为城市污泥土地利用奠定了理论依据。主要结论如下:1.从培养时间来看,各处理的TOC、总氮、总磷的含量呈降低趋势,氨氮、硝态氮和速效磷的含量呈升高趋势;从不同处理角度来看,上述6个指标均随污泥添加比例的提升而显着增加,WN5处理后的各指标含量分别是氮肥处理的2.07、1.14、1.66、1.09、1.19、1.19 倍,是磷肥处理 2.07、1.73、1.24、1.32、1.46、1.46 倍。对于土壤 C/N、C/P 和 N/P而言,同一培养时间下均随污泥添加量的增加而增加,且均在污泥添加量为15%（WN4）时达到最大值。2.从培养时间来看,β-1,4-葡糖苷酶（BG）、亮氨酸氨基肽酶（LAP）、β-1,4-N-乙酰葡糖氨糖苷酶（NAG）和碱性磷酸酶（AP）的活性均呈显着增加趋势;从不同处理角度看,上述4种酶的活性均随污泥添加比例的提升而显着升高,其中WN5处理的酶活性最高,分别达到对照组的9.77、7.97、10.30和1.78倍;而氮肥和磷肥处理后的酶活性最高未超过对照组的1.1倍。土壤酶活性计量比ln BG/ln（NAG+LAP）、ln BG/ln AP、ln（NAG+LAP）/ln AP均随污泥添加比例的提升而显着增加,其中WN5处理对这3个比值的提升效果最佳;显着优于氮肥和磷肥处理。与污泥处理添加不同比例污泥处理后的累积酶活性C/N显着增加,C/P呈增加趋势,而N/P显着降低。3.平均颜色变化率（AWCD）、Shannon指数（H）、Simpson指数（Ds）和McIntosh指数（U）和丰富度指数（E）均随培养时间的延长而显着增加;AWCD、U值、E值以及微生物的碳源利用率均随污泥添加比例的提高而显着增加,WN5处理后的AWCD、U值显着高于其他7个处理,最高达到对照组的8.51、2.49倍,氮肥处理的4.10、2.49倍,磷肥处理的4.78、2.28倍;微生物对六大类碳源的利用以糖类和氨基酸类为主,最高占比为69.77%。4.添加不同水平污泥后,土壤C/N和C/P的主控因素是氨氮,土壤N/P的主控因素为硝态氮;土壤酶活性计量比 ln BG/ln（NAG+LAP）、ln BG/ln AP 和 ln（NAG+LAP）/ln AP的主控因素均为硝态氮;AWCD的主控因素是有机碳,H和Ds的主控因素是硝态氮,U的主控因素是速效磷。
王婷婷[2]（2019）在《PCR检测柞蚕僵蚕病原方法的建立及柞蚕栖息地微生物多样性分析》文中研究表明柞蚕（Antheraea pernyi）不仅可以产丝,还可以食用,是一种极具价值和发展前景的经济昆虫。柞蚕僵病是柞蚕生产中常见病害之一,经常给蚕业生产带来严重的损失。为了能够更好的预防和防治柞蚕僵病,本研究利用分子生物学手段对病症相似的僵柞蚕病原进行了鉴定,进一步检测了僵病病原在柞蚕栖息地的分布情况;同时利用Illumina Miseq高通量测序技术对柞蚕室内外栖息环境的微生物多样性进行了分析。研究结果将为柞蚕僵病的分子鉴定和诊断提供新方法,为柞蚕僵病预防和防治提供理论基础。主要研究结果如下:1.本研究利用PCR技术筛选得到能够鉴定僵蚕病原的真菌ITS序列和鉴定白僵病病原的特异引物,通过同源性比较分析发现不同年份采集的柞蚕僵蚕和蛹以及人工接种白僵菌的僵蚕扩增得到的ITS序列、白僵菌特异基因序列的同源性均存在差异。2.本研究通过比较不同的土壤微生物DNA提取方法,得到适用于柞蚕栖息地土壤微生物DNA的提取方法----低温冻研提取法;利用PCR技术检测柞蚕僵病病原在68个柞蚕栖息地采集点的分布情况,结果表明,204份柞蚕栖息地样品中真菌检出率为83.33%,白僵菌检出率为46.08%。3.采用Illumina Miseq技术对柞蚕栖息地微生物菌群多样性进行测定,从柞蚕室内外栖息地共检测到14个门、37个纲、93个目、201个科、346个属的真菌,其中子囊菌门Ascomycota为优势门;从柞蚕室内外栖息地共检测到37个门、99个纲、128个目、260个科、477个属的细菌,其中变形菌门Proteobacteria为优势门。
朱利霞[3]（2018）在《不同调控措施对旱作农田土壤碳氮及微生物学特性的影响》文中研究表明农田土壤碳氮是评价农田土壤质量的重要指标,在土壤可持续利用中具有重要作用;而土壤微生物是土壤有机质转化的主要动力,调控生态系统物质循环和能量流动。然而土壤微生物对所生存的微环境十分敏感,易受不同调控措施的影响,进而改变土壤碳氮转化。覆膜是半干旱农作区增温保墒和提高作物产量的有效措施,但是覆膜条件下如何维持土壤肥力、平衡土壤碳、氮、磷三种养分元素也是亟待解决的问题。有机肥和来源于生物有机废弃物的生物炭可改善土壤微生态环境、提高土壤肥力,为旱作农田生产力可持续性研究提供了新的思路。本研究以黄土高原地区种植春玉米的旱作农田土壤为研究对象,以田间多年定位试验为基础并结合室内培养,从农田土壤-微生物-植物的角度,开展了农田土壤碳氮磷和土壤微生物的动态变化对覆膜、配施有机肥和生物炭等调控措施的响应研究,评价了不同调控措施对农田土壤养分转化和作物利用的影响。以期为优化旱作农田养分管理措施,增加农业碳汇能力,有效调控农田养分利用和土壤的可持续利用提供一定的科学依据。本研究获得主要结果如下:（1）添加不同有机物料对土壤碳氮动态的影响表现出显着差异,秸秆对土壤碳氮矿化的影响更显着。短期培养条件下,与对照相比,单施秸秆显着增加土壤累积CO2释放量,单施生物炭对CO2排放无显着影响,而秸秆与生物炭混合添加时CO2累积释放量随生物炭量的增加而增加。添加有机物料增加土壤有机碳和全氮,降低矿质氮含量。13C和15N示踪的进一步研究表明,秸秆在分解过程中不断参与土壤碳氮的形成,秸秆碳对CO2释放的贡献较土壤原有有机碳大而秸秆氮较多的保留在土壤中。培养前期秸秆对土壤碳矿化表现为正激发效应,而在后期负激发效应程度逐渐增强。秸秆添加提高了土壤碳的周转速率,促进了土壤有机质的更新;但显着降低土壤氮的潜在气态损失,增加土壤氮含量。（2）土壤碳氮及其组分对不同调控措施的响应不同,配施有机肥和生物炭增加土壤有机碳和总氮,但对有机碳氮组分的影响在不同生育期和不同年份差异较大。与对照（CK）相比,覆膜（PF）对有机碳和全氮的含量和储量无显着影响,有机肥配施（FM）显着增加有机碳和全氮的含量和储量。然而,与试验开始前相比,CK和PF处理有机碳和全氮表现为负增加,且PF处理的负增加程度更大;FM土壤有机碳和全氮为正增加,有利于提高土壤有机碳和全氮。2015年和2016年两年试验表明土壤有机碳氮组分在不同生育期受覆膜和施肥的影响,PF增加2015年PT和V6时期水溶性有机碳而降低2016年PT时期水溶有机碳;PF显着增加2015年和2016年V6和R5时期水溶性有机氮,FM则增加试验两年不同生育期水溶性有机碳氮;PF对2015年各生育期易氧化有机碳无影响而FM增加2015年0-10 cm土层R6时期和10-20 cm土层R5时期易氧化有机碳。与配施有机肥一样,生物炭显着增加土壤有机碳和全氮含量和储量,且30 t ha-1的生物炭（BC30）增加效果更显着。与试验开始前相比,生物炭施用土壤有机碳表现为正增加,减缓了土壤有机质的消耗。对2015年和2016年有机碳氮组分的研究表明,生物炭显着增加了土壤水溶性有机碳氮和易氧化有机碳含量,不同生育期表现出不同的特征。因此,覆膜条件下配施有机肥与生物炭施用可以提高土壤有机质水平,增加土壤碳氮的有效性。（3）覆膜条件下配施有机肥显着增加试验两年玉米不同生育期土壤微生物量碳、氮和磷;增加土壤氨基糖累积量,促使土壤中微生物群落向细菌群落转变,提高土壤养分的有效性。生物炭对土壤微生物量和功能多样性的影响具有明显的异质性。覆膜条件下有机肥配施显着增加2015和2016年不同生育期的土壤微生物量碳、氮和磷,覆膜对土壤微生物量碳、氮和磷的影响则与生育期有关。与不施生物炭（BC0）相比,BC30显着降低2014年各生育期土壤微生物量碳、氮而显着增加2014年各生育期土壤微生物量磷含量和2015年各生育期微生物量碳、氮、磷。总体而言,有机肥配施和生物炭施用均对土壤微生物量有一定的促进作用。覆膜和配施有机肥7年后,0-10cm土层PF处理土壤总氨基糖累积量显着降低19.2%;FM显着增加0-10 cm和10-20 cm土层氨基糖的累积,分别增加26.3%和38.1%。不同类型的氨基糖在土壤中含量均为氨基葡萄糖（GluN）>氨基半乳糖（GalN）>胞壁酸（MurA）。FM处理显着降低GluN:MurA比值,促使土壤中微生物群落向细菌群落转变。对玉米拔节期生物炭对土壤微生物功能多样性影响的研究表明,生物炭显着降低土壤AWCD值和碳源利用能力,且10 t ha-1生物炭（BC10）的降低作用较BC30明显;BC10显着降低0-10 cm和10-20 cm土层微生物丰富度S而显着增加10-20 cm土层微生物均匀度E,BC30显着降低10-20 cm土层土壤微生物丰富度S。由此,生物炭对农田土壤微生物功能多样性影响的差异性与生物炭对利用特定碳源微生物的选择性有关。（4）旱作农田不同调控措施下土壤、微生物量和生态酶的化学计量学特征具有较一致性和相对特异性。PF显着降低0-10 cm土层SOC:TN,FM则显着增加10-20 cm土层SOC:TP、0-10 cm和10-20 cm土层TN:TP;但FM显着降低0-10 cm和10-20 cm土层MBC:MBP,PF和FM均显着降低10-20 cm土层MBN:MBP;与CK相比,FM显着增加0-10 cm土层βG:NAG和10-20 cm土层βG:AP。生物炭对土壤生态化学计量学特征的影响则与其施用量有关。与BC0相比,BC10和BC30均显着增加0-10 cm和10-20cm土层SOC:TN和0-10 cm土层SOC:TP;BC30显着增加0-10 cm和10-20 cm土层MBC:MBN,分别增加9.8%和36.9%,BC10显着降低0-10 cm和10-20 cm土层MBC:MBP,BC10和BC30均显着降低10-20 cm土层MBN:MBP,分别降低26.8%和37.4%;BC10显着增加0-10 cm土层βG:NAG,BC30显着增加0-10 cm和10-20 cm土层βG:NAG和βG:AP。相关性分析表明MBC:MBN和βG:NAG与SOC:TN和SOC:TP显着正相关,MBN:MBP与SOC:TN、SOC:TP和NAG:AP显着负相关。因此,有机肥配施和生物炭加剧微生物体内C和N的限制,促使相应酶活性的提高使微生物截获更多的碳氮,提高土壤碳氮水平。（5）15N示踪结果表明,覆膜和有机肥配施均显着增加作物产量和籽粒氮素累积量,降低当季作物对肥料氮的吸收比例。作物吸收的氮素优先分配在籽粒中,且籽粒对残留氮的吸收比例较作物其它部分在第二季作物中更大,肥料氮的后效作用不可忽略。第一季玉米收获后肥料氮有26.7%-62.6%残留在土壤中,FM显着提高了残留氮的比例,有效的补充了土壤氮的消耗。残留肥料氮主要集中在表层土壤,这有利于氮肥利用效率的增加。经过两个生长季后,施入的肥料氮的残留率在7.5%-20.2%之间,与CK相比,FM显着增加肥料氮残留率而降低肥料氮损失率,PF显着降低肥料氮残留率;PF和FM处理均显着增加肥料氮利用率,但FM处理增加效果更显着。因此,旱作农田覆膜增产条件下,配施有机肥可以有效调控土壤养分并改变其有效性,在增加氮素吸收利用效率的同时维持土壤氮库、减少氮素损失,有利于旱作农田养分的高效利用和土壤肥力的可持续性。
毛丹丹[4]（2018）在《草炭对丰都植烟土壤和烟株生长及产质量的影响》文中指出重庆丰都烟区以山地烤烟为主,地势条件造成植烟土壤普遍存在养分匮乏、保水保肥效果差等问题,影响烤烟生长发育及烤后烟叶的产量和品质。本研究以烤烟品种“云烟97”为试验材料,开展不同草炭用量对重庆丰都植烟土壤特性、土壤酶活性、植烟土壤根际微生物功能多样性、烤烟农艺性状、干物质积累、鲜烟叶酶活、烤后烟叶经济性状、化学成分和感官质量等方面的影响,旨在探讨施用草炭对植烟土壤改良、烟株生长发育、烤后烟叶产量和品质的综合效应,主要结果如下:（1）增施草炭能提高土壤碱解氮、速效磷、有效钾、有机质、腐殖质含量,能显着提高土壤蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶活性,降低土壤多酚氧化酶的活性,提高根际中微生物群落对碳源的利用率。T4（18000 kg/hm2）在土壤肥力和土壤酶活的提升上效果最佳,T3（13500 kg/hm2）次之;在胺类、糖类、聚合物类、氨基酸类、羧酸类、酚类碳源的利用上T2（9000 kg/hm2）和T3促进效果显着。（2）增施草炭能促进烟株生长发育,缩小节距,提高有效叶片数、最大叶长、最大叶宽、茎围、最大叶面积等农艺性状。移栽后30 d,T3（13500 kg/hm2）较 CK 促进干物质积累 22.22%,T2（9000 kg/hm2）在移栽后60 d增长29.16%,T3在移栽后75 d增长22.05%,增施草炭能显着增加干物质的积累量。（3）增施草炭对鲜烟叶硝酸还原酶活性、谷氨酰胺合成酶活性、蔗糖转化酶活性、超氧化物歧化酶活性、过氧化氢酶活性、过氧化物酶活性提升效果显着。其中移栽后30 d硝酸还原酶活性增长了208.82%～338.07%,T1（4500 kg/hm2）提升谷氨酰胺合成酶活性52.68%,T3（13500 kg/hm2）分别提高过氧化氢酶、过氧化物酶活性74.03%、106.92%～169.94%;移栽后 60 d,T2（9000 kg/hm2）提高蔗糖转化酶111.41%,T3提升蔗糖酶活性和过氧化氢酶活性89.43%、117.78%;在移栽后75d,T2提升蔗糖转化酶132.09%,T3与CK相比谷氨酰胺合成酶、蔗糖转化酶、过氧化氢酶、超氧化物歧化酶活性分别提高了 34.99%、76.42%、30.46%、217.76%。综合叶片酶活性来看,T3在各叶片酶活中有较好表现,T2次之。（4）增施草炭能改善烤后烟叶经济性状,其中上等烟比例、中上等烟比例、产量、产值、均价、级指和产指与CK相比分别提升17.55%、27.73%、14.41%、35.76%、12.55%、14.37%、27.74%,各项经济指标提升显着。以T1（4500 kg/hm2）最佳,T3（13500 kg/hm2）效果较好。（5）增施草炭能适当增加总氮和烟碱含量,能显着提高总糖、还原糖、钾含量,降低氯含量,增加香气质和香气量,其中T3处理（2.2%）的烟碱含量最接近优质烤烟范围,各化学成分含量和协调性较好,评吸质量最高。综上所述,增施适量草炭能有效改善植烟土壤的理化性质和根际微生物对碳源的利用率,优化烟株的农艺性状和鲜烟叶酶活性、改善烤后烟叶经济性状、提高烤后烟叶质量、协调化学成分。其中T3（13500 kg/hm2）在各方面的综合表现最好,建议在重庆丰都烟区进一步验证后推广应用。
于海玲[5]（2017）在《施氮量对土壤微生物群落组成特征的影响研究》文中研究表明连续不合理施肥措施可能破坏土壤物理结构和降低土壤微生物活性和丰富度,进而导致土壤肥力减弱。在农业生态体系中,土壤微生物是土壤生物肥力的核心,在农业物质循环中扮演重要角色。本论文以连续6年不同氮肥用量处理的黑土、冲积土和风砂土为研究对象,利用荧光酶检测、磷脂脂肪酸分析（PLFA）、Biolog-ECO微平板、Illumina Mi Seq测序、实时定量-PCR和末端限制性片段分析（T-RFLP）等现代分子生态学研究方法相互佐证,在不同层面上对土壤微生物进行系统分析。通过三种土壤微生物群落结构、碳源利用能力和氨氧化过程的研究,探讨不同施氮量下三种肥力土壤的微生物学驱动机制以及与土壤微生态环境之间的关系,对倡导合理施肥与土壤养分平衡管理、实现养分高效转化分配和农田可持续发展具有实践意义。本文主要结果如下:1. 不同施肥处理显着影响了三种类型土壤中微生物量碳氮和酶活性。低氮（168 kg/ha）处理增加了黑土和冲积土的微生物量碳（SMB-C）含量,高氮（312 kg/ha）处理增加了风砂土中SMB-C和SMB-N含量;β-葡糖苷酶、脲酶和过氧化物酶活性表现为黑土>冲积土>风砂土;施氮处理显着增加了三种土壤的脲酶（除风砂土312 Kg/ha）和风砂土的过氧化物酶;显着抑制了冲积土的β-葡糖苷酶,风砂土的大部分酶活性受到抑制作用（除了风砂土270 Kg/ha）。2.不同施肥处理使三种类型土壤的微生物群落结构和代谢功能呈现不同差异。施氮处理显着降低了黑土和风砂土的PLFA总量、细菌、真菌、革兰阳性菌/革兰氏阴性菌（G+/G-）和放线菌含量,显着增加了冲积土各菌群（除真菌外）脂肪酸含量;冲积土中微生物群落组成也显着不同于其他两种土壤,且随着施氮量增多黑土和风砂土的微生物群落组成差异逐渐减小;高氮（312 kg/ha）处理显着降低了三种土壤的微生物对碳源利用能力。3.不同施肥处理改变了三种土壤细菌微生物群落结构。三种土壤OTUs约占土壤中细菌的94.5%-98.4%,所有施肥处理中优势菌群类似,主要为变形菌门、酸杆菌门和放线菌门,约占总OTUs的75%-87%;在门（纲）水平上,酸杆菌门和α-变形菌相对丰度为:黑土>冲积土≈风砂土,芽单胞菌门相对丰度为:冲积土>黑土>风砂土,施氮处理降低了奇古菌门和硝化螺旋菌门相对丰度;高氮（312 kg/ha）与低氮（168 kg/ha）处理相比,变形菌门、放线菌门、芽单胞菌门和绿弯菌门的相对丰度增加,酸杆菌门、拟杆菌门和奇古菌门的相对丰度降低;Beta多样性分析表明,不施肥处理和低氮（168 kg/ha）处理与高氮（312 kg/ha）处理的微生物群落组成明显分开;冗余分析表明土壤p H、有机碳、总氮和速效N是影响细菌微生物群落组成的重要因素。4.不同施肥处理改变了三种类型土壤的硝化潜势能力、氨氧化微生物的丰度和群落结构。施氮处理提高了冲积土和黑土的硝化潜势（PNA）能力,显着降低了风砂土的PNA能力;三种土壤中氨氧化古菌（AOA）丰度均高于氨氧化细菌（AOB）,但随着施氮量增多,风砂土中AOA和AOB的丰度降低,黑土中AOB丰度的升高,而冲积土没有明显变化;通过T-RFLP分析表明AOA群落结构比AOB更易受不同施氮量的影响,尤其是风砂土,随着施氮量增多,AOA的群落组成多样性显着降低;冗余分析表明AOA群落结构与土壤p H、TN、NH4+-N和NO3--N和土壤硝化潜势显着相关。
柳俊[6]（2016）在《内蒙古草原土壤氮素形态及微生物群落结构研究》文中指出草原是一个占据地球1/4陆地面积的重要生态系统,不同的放牧管理实践对草原生态系统的可持续性有着重要的影响。本文围绕不同放牧管理对内蒙古半干旱草原生态系统中土壤氮素形态及其微生物群落结构的影响进行研究。主要结果如下：（1）通过对不同放牧管理下不同深度土壤养分及氮素形态的分析,结果表明不同放牧管理下,围栏封育样地土壤的铵态氮、氨基酸态氮的绝对量都大于过度放牧样地,而其占全氮的比值没有显着的差异。放牧使得酸不溶性氮占全氮的比值提高,而铵态氮占全氮的比值下降。在相同放牧管理下,氨基酸态氮、氨基糖态氮以及铵态氮占全氮的比值随深度的加深而减少,而酸解-未知氮、酸不溶性氮占全氮的比值随深度的加深而增加。不同放牧管理下表层土壤供氮能力表现为96年围封（E96）>83年围封（E83）>过度放牧（FG）,表明适当年限的围栏封育有利于表层土壤养分状况的改善,过度放牧以及过长时间的围封,都不利于土壤养分恢复。（2）通过对草地土壤微生物群落结构的研究,发现对照区和轻度放牧处理下土壤的微生物群落结构情况比较相似,中度放牧以及重度放牧处理均造成了微生物群落结构产生较大的变化,过度放牧明显降低了表层草原土壤微生物的群落结构的多样性；通过围栏封育能够明显改善草地土壤0-20 cm以及20-40 cm深度下土壤微生物群落结构,但对40 cm以下土壤微生物影响不大。草地土壤微生物群落结构及多样性的变化受土壤阳离子交换量、pH、全氮、有机质、速效钾等基本性质的影响。（3）利用qPCR及PLFA同位素示踪技术对草地土壤氮素转化有关的微生物细菌的丰度及群落结构进行研究,结果表明不同放牧强度土壤氨氧化古菌（AOA）的拷贝数明显高于氨氧化细菌（AOB）的拷贝数,且不同放牧强度对表层0-20cm深度AOA的拷贝数影响较大,说明在这些半干旱贫瘠的草原土壤上,AOA可能在氮素循环中发挥重要作用；在围栏封育和过度放牧两个处理中,代表细菌的磷脂脂肪酸（PLFAs） il5:0,16:lco7c,16:laω5c,16:0,18:lω7c,及代表放线菌PLFA 10-Me-16:0利用了大部分的13C尿素。培养3天和7天后,与过度放牧土壤相比,恢复样地的土壤中有更多13C进入到磷脂脂肪酸16：0中,这表明恢复样地土壤相比过度放牧样地土壤具有更高的代谢活性。（4）通过对草原土壤氮素转化与微生物群落的相关性分析表明,尿素添加后土壤微生物群落与其硝态氮、铵态氮浓度呈显着相关,革兰氏阳性菌、真菌、放线菌等与铵态氮关系密切；放线菌、革兰氏阴性菌、真菌等与硝态氮关系密切。通过对不同放牧管理下有机氮的形态与高通量测序结果进行冗余分析（RDA）表明土壤微生物门类与有机氮形态密切相关,微生物的生物量与氮矿化密切有关。这些结果表明,草原不同的放牧管理实践不仅影响土壤肥力,也影响微生物的生物量、微生物群落结构以及土壤氮素的周转。
宋凤敏[7]（2016）在《陕西典型铁尾矿库区土壤重金属迁移及其修复研究》文中提出大量金属尾矿堆存于地表,在降水渗流、风沙扬尘等作用下,尾矿有害物质特别是重金属离子很容易进入水体、土壤和大气等环境中,造成重金属及类金属土壤环境污染,受到人们广泛的关注,但氧化性磁铁矿区土壤重金属污染、迁移及其修复等问题并未引起人们的高度重视。本文以陕南地区典型磁铁尾矿库区土壤为研究对象,采用重金属形态分析法、生态风险评价编码法、土壤微生物群落分析法和土柱模拟试验等研究方法,系统研究了尾矿库区土壤重金属污染状况以及典型重金属在土壤中的吸附迁移规律,并对尾矿库区土壤重金属修复做了相关研究。取得以下进展:（1）对比研究30a在用尾矿库区和10a闭库区周围土壤重金属污染的状况,结果表明:10a闭库区周围土壤中9种重金属（Fe、Zn、Mn、Ni、Co、Cd、Cu、V、Ti）均未达到污染程度,而30a在用库区周围土壤重金属除Ti外均达到中等污染;用地累积指数法对30a在用库区土壤重金属进行评价结果显示:Cd、Ni和Cu的污染程度较大,达到显着污染水平;风险评价编码法分析表明两个库区周围土壤中Mn处于中级潜在生态风险,其它重金属潜在生态风险较低;10a闭库尾矿库2m剖面内重金属全量均高于当地土壤背景值,尾矿中Mn的潜在迁移能力最强,对地下水存在潜在危害。（2）采用主成分分析法,分析米箭沟铁尾矿库区土壤微生物群落的代谢特征,结果表明:尾矿污染水平与土壤微生物群落的代谢特性密切相关,主要反映在微生物群落对碳源利用的差异上。重金属轻度和中度污染激活了土壤微生物对碳源的利用,而重度污染却抑制了土壤微生物对碳源的利用。土壤微生物均一度指数能很好地反映土壤重金属污染的程度,可作为矿区土壤重金属污染的敏感指标。土壤脲酶、碱性磷酸酶、过氧化氢酶和脱氢酶活性均随土壤重金属污染加剧而迅速下降,土壤As含量与土壤脲酶、碱性磷酸酶、过氧化氢酶活性呈显着的负相关。（3）利用等温静态吸附试验研究Mn2+、Ni2+、Cu2+和Cd2+4种重金属离子在两种典型土壤——黄褐土和水稻田沙土中的吸附规律,结果表明,Freundlich方程能很好地模拟Mn2+和Ni2+在土壤中的吸附规律,Langmuir方程却能很好地反映Cu2+和Cd2+在土壤中的吸附过程;4种重金属平衡吸附量与土壤有机质、阳离子交换量和粘粒含量呈显着正相关。（4）利用模拟土柱试验和平衡CDE模型研究了Mn2+、Ni2+、Cu2+和Cd2+在黄褐土和水稻田沙土中的迁移规律。结果表明:黄褐土对重金属吸附能力较强,重金属离子迁移缓慢,而沙土对重金属离子吸附能力较弱,重金属离子迁移较快;在土壤中Mn2+离子迁移性强,而Cu2+离子迁移性弱。除Cu2+离子外,平衡CDE模型能很好模拟其他3种金属在两种土壤中的运移,且拟合结果与实测结果接近。（5）盆栽实验结果表明,金属Mn2+和Ni2+会对植物发芽、生长状况造成影响。低浓度金属离子可激活土壤磷酸酶和脲酶活性,高浓度却有抑制作用,土壤磷酸酶和脲酶活性受重金属污染程度和植株生长双重影响;Mn2+对土壤微生物群落构成有一定的影响,Mn2+浓度大于300mg/kg,土壤微生物群落结构稳定性会受到明显的影响。（6）通过施用土壤改良剂来改良尾矿砂的生态修复实验表明,城市污泥可作为土壤改良剂,改良后土壤质量达到二级标准,但需降低污泥重金属的有效性。
于崧[8]（2013）在《转BADH基因大豆对盐碱土壤磷素转化的影响》文中指出甜菜碱醛脱氢酶（BADH）基因是高等植物合成渗透调节剂甜菜碱的关键基因。将BADH基因导入栽培大豆黒农35培育得到的转BADH基因大豆能够在盐碱土壤中生长正常。转BADH基因大豆田间释放可能对土壤生态系统产生影响，我们假设BADH基因导入改变了根系分泌物的组成、数量，导致与磷素转化有关的功能细菌群落结构和多样性发生变化，并影响根际磷素的转化和生态过程。因此，我们选择大豆主产区黑龙江省西部盐碱土壤，以转BADH基因大豆（SRTS）、受体非转基因大豆（HN-35）、野生大豆（YS-21）及当地常规栽培品种抗线王（K）和合丰50（HF-50）为研究材料，大田实验与框栽试验相结合，分析根系分泌物的差异，并采用PCR-DGGE相结合的方法，研究SRTS对根际土壤中与磷素转化过程相关的关键功能菌——有机磷细菌（PMB）和无机磷细菌（PSB）多样性的影响，同时测定磷素转化主要生态指标的变化，分析磷细菌变化与磷素转化生态功能改变之间的联系。该研究揭示了BADH基因导入大豆对土壤磷素转化主要生态过程及磷细菌群落结构和功能影响机理，为转BADH基因大豆的土壤生态安全评价提供研究基础。主要结论如下：1.转BADH基因大豆对根系分泌物组成和数量的影响SRTS的H+分泌量最多（0.049μmol g-1dry root h-1），显着的高出K、HN-35、Y-21和HF-5014.65%、48.20%、40.43%和63.16%。相比于其它品种大豆，SRTS具有更强的释放H+的能力，从而可以有效的酸化土壤，调节其生境根际土壤的pH值，改善盐碱环境。与HN-35相比，SRTS显着改变了根系分泌物中有机酸的种类和数量。SRTS根系分泌物中检测出5种有机酸，HN-35检测出6种有机酸，酒石酸和丙二酸为SRTS根系分泌物中没有的成分，苹果酸是SRTS较HN-35所特有的有机酸成分。柠檬酸为分泌最多的有机酸，SRTS的柠檬酸、乙酸分泌量显着高于其它品种大豆，而SRTS和HN-35草酸和琥珀酸的分泌量差异不显着。从有机酸的总含量来分析，SRTS较其亲本HN-35分泌的有机酸种类少，但是含量显着高于HN-35。SRTS与其它品种大豆间氨基酸种类变化不大，但是含量上差异较大。18种氨基酸中均检测到13种，其中天冬氨酸是分泌最多的氨基酸。此外，SRTS根系分泌物中谷氨酸、天冬酰胺、色氨酸、谷氨酰胺、精氨酸、色氨酸、苯丙氨酸、赖氨酸的含量均占有很大的优势，分别显着高出其亲本HN-35102.79%、55.43%、34.28%、33.79%、78.17%、63.29%、117.84%和147.62%。SRTS根系分泌物中氨基酸的含量只有丙氨酸、甘氨酸、缬氨酸、亮氨酸较其亲本HN-35少。SRTS的氨基酸总量显着高于HN-35、Y-21和HF-50，并分别高出37.93%、17.63%和131.68%，和K的差异不显着。SRTS与HN-35、K和HF-50在可溶性总糖含量上没有显着差异，只显着高出Y-2178.52%。碳水化合物的组成及含量，在一定程度上存在差异。我们在大豆根系分泌物中均检测到了10种碳水化合物成分，包括：肌醇、赤藓糖醇、丙三醇、核糖醇、果糖、葡萄糖、蔗糖、麦芽糖、阿拉伯糖和半乳糖。从整体来看，趋势较为一致，核糖醇的分泌量最多，蔗糖的分泌量最少。其中赤藓糖醇、丙三醇、果糖、葡萄糖、阿拉伯糖的含量，SRTS显着高于HN-3518.65%、17.26%、136.06%和13.14%。核糖醇、果糖、葡萄糖和半乳糖的含量二者之间无显着差异，SRTS只有肌醇和麦芽糖的含量显着低于HN-35。2.转BADH基因大豆对根际土壤磷素有效性的影响SRTS对根际土壤速效磷存在一定程度的影响，但其影响具有时期性。SRTS在花期和结荚期对根际土壤速效磷有一定的促进作用，鼓粒期SRTS与HN-35、HF-50的差异不显着，却显着高于Y-21及K，分别高出4.32%和11.15%，成熟期SRTS根际土壤速效磷低于HN-35，但却显着高于其它大豆品种。SRTS对根际土壤有机磷有促进作用，从整个生育期土壤有机磷平均水平来看，SRTS显着高于其它品种大豆。从花期到成熟期，SRTS对土壤有机磷的含量均有一定程度的促进。SRTS对根际土壤无机磷的影响具有时期性，在花期对土壤无机磷的活化能力最强，而其它时期SRTS与其它品种大豆无显着差异。SRTS对土壤微生物量磷有促进作用，在苗期、结荚期、成熟期SRTS均强于HN-35。SRTS对土壤微生物量碳有促进作用，在苗期、花期、结荚期和成熟期SRTS对根际土壤微生物量碳的促进作用高于同期HN35。SRTS对土壤微生物量C/P有抑制作用。3.转BADH基因大豆对根际土壤磷素转化生态功能的影响SRTS对根际土壤酸性磷酸酶活性的影响表现为大豆苗期、花期和结荚期对酸性磷酸酶活性有促进作用，鼓粒期和成熟期对酸性磷酸酶活性有抑制作用。SRTS对根际土壤中性磷酸酶活性有显着的促进作用，SRTS中性磷酸酶活性较HN-35、Y-21、K和HF-50分别提高了26.42%、203.92%、14.15%和32.94%。SRTS对根际土壤碱性磷酸酶活性影响较小，除鼓粒期外，其它生育期SRTS根际土壤碱性磷酸酶活性与其亲本非转基因大豆HN-35之间的差异均未达到显着水平。通过相关性分析表明，中性磷酸酶活性对磷素有效性的影响最显着。SRTS能够降低根际土壤pH，它直接影响土壤微生物群落的种类、数量和活性等。SRTS提高了有机磷细菌和无机磷细菌的数量，并显着促进了有机磷转化作用强度和无机磷转化作用强度，相关性分析表明，有机磷细菌数量与有机磷转化作用强度，无机磷细菌数量与无机磷转化作用强度均呈显着正相关关系。4.转BADH基因大豆对根际土壤磷细菌群落多样性的影响SRTS根际土壤有机磷细菌（PMB）的条带数低于HN-35，多样性指数（Dsh）及均匀度指数（Jsh）均要高于其亲本HN-35；SRTS根际土壤无机磷细菌（PSB）的条带数高于HN-35，多样性指数（Dsh）及均匀度指数（Jsh）均要低于其亲本HN-35。主成分分析与Cluster分析结果一致显示，SRTS有机磷细菌和SRTS、HN-35无机磷细菌群落结构相似度较高，与HN-35有机磷细菌差别较大。SRTS的种植抑制了根际土壤中有机磷细菌某些类群的生长（如条带l、m、n、q、u、v、w所代表的PMB类群），也促进了某些类群的生长（如条带a、g、o、p、t所代表的PMB类群）。SRTS的种植抑制了根际土壤中无机磷细菌某些类群的生长（如条带C、K、L所代表的PMB类群），也促进了某些类群的生长（如条带D、F、J、Q、R、S所代表的PMB类群）。根际磷细菌的菌群种类均已在前人文献中记录和归类，本研究中根际有机磷细菌匹配菌株主要属于芽孢杆菌（Bacillus）、假单胞杆菌（Pseudomonas）、肠细菌（Enterobacter）、黄杆菌（Flavobacterium）、和沙门氏菌（Salmonella），其中黄杆菌和沙门氏菌为SRTS根际有机磷细菌所特有的菌群，SRTS缺失条带属于芽孢杆菌、假单胞杆菌和肠细菌。根际无机磷细菌匹配菌株主要属于芽孢杆菌（Bacillus）、假单胞杆菌（Pseudomonas）、肠细菌（Enterobacter）、和柠檬酸细菌（Citrobacter），其中柠檬酸细菌为SRTS根际无机磷细菌所特有的菌群，SRTS缺失条带属于芽孢杆菌（Bacillus）、假单胞杆菌（Pseudomonas）、肠细菌（Enterobacter）。研究结果表明在一定程度上SRTS的种植减少了根际土壤中有机磷细菌群落的多样性，促进了根际土壤中无机磷细菌群落的多样性，改变了磷细菌群落的结构，并且影响了某些磷细菌类群的生长与分布。
孙薇[9]（2013）在《有机磷降解菌对大豆根际土壤微生物的影响》文中提出磷是植物生长所必需的大量元素之一，而土壤磷素多以不溶或难溶的形态存在，不溶或难溶态磷的生物有效性较低。有机磷属于不溶态磷，它是土壤磷的重要组成部分，一般占土壤全磷的20%-50%，其中植酸磷约占有机磷的10%-50%，是土壤有机磷的主要存在形式。本研究以采自果园、菜地、草地的植物根际土壤以及农药厂排污口污泥为研究对象，筛选有机磷降解菌，研究其解磷能力，从中选择解磷能力强的菌株进行分子生物学鉴定，并将其接入大豆盆栽试验，研究其对大豆植株及根际土壤微生物的影响。取得了以下主要研究成果：1.有机磷降解菌筛选及其生长特性研究用解磷圈和钼锑抗比色法，分别以植酸钙和卵磷脂为唯一磷源，筛选分离有机磷降解菌。经菌株复筛，植酸钙降解菌有4株解磷率较高的菌株，即Z3-5、Z3-8、Z2-3及Z4-1。卵磷脂降解菌仅L7-1和L5-2解磷率较理想。生化特征测定和16S rDNA分析表明，6株解磷能力强的菌株依次为变形假单胞菌（Pseudomonas plecoglossicida）、恶臭假单胞菌（Pseudomonas putida）、荧光假单胞菌（Pseudomonas fluorescens）、成团泛菌（Pantoea agglomerans）与土壤短芽孢杆菌（Brevibacillus agry）。28℃时菌株解磷率均较高。Z2-3在初始pH=8.5时解磷率最高；Z3-5在初始pH值为8.5和8.0时解磷率均较高；Z3-8与Z4-1解磷率受初始pH值影响不大。L5-2与L7-1解磷率最高值均出现在初始pH值为7.5时。2.有机解磷菌对盆栽大豆生长、土壤磷素及酶活性的影响接种菌株Z2-3（T1）可以显着提高鼓粒期根系活力，Z3-8（T2）和Z4-1（T3）可以使成熟期根系活力显着增加（p＜0.05）。接菌Z4-1显着提高苗期叶片叶绿素含量；其他生长期接菌处理叶片叶绿素含量均高于对照。T1与T3处理开花期植株全磷含量显着高于CK；Z4-1和L7-1显着提高成熟期植株全磷含量。Z2-3和Z3-8提高苗期土壤速效磷含量；T1、T3和T4处理成熟期土壤速效磷含量均高于CK。苗期、开花期和鼓粒期，T3和T4处理土壤有机磷含量显着低于对照；成熟期T4处理土壤有机磷含量低。菌株Z2-3与Z3-8可提高开花期土壤蔗糖酶活性，Z4-1提高了鼓粒期土壤蔗糖酶活性。花期T1、T2处理碱性磷酸酶活性显着高于对照；成熟期T2、T3、T4处理碱性磷酸酶活性均显着高于对照。整个生长期间，接菌Z2-3处理土壤过氧化氢酶活性均为最高值。Z2-3与Z3-8的接种使苗期过氧化氢酶活性显着高于对照。3.有机解磷菌对大豆盆栽土壤微生态的影响Z2-3与Z4-1处理有助于提高鼓粒期和成熟期土壤微生物整体代谢活性。由土壤微生物群落多样性指数来看，接菌Z2-3改善了大豆苗期土壤微生物群落功能结构。接菌改变了各时期土壤微生物对6大类碳源的利用，对微生物群落结构造成一定影响。主成分分析显示，菌株的接入在很大程度上改变了土壤微生物群落功能结构。接种的菌株Z2-3和L7-1均能够在土壤中存活，其在土壤中的丰度保持在3.4%-5.1%。接种菌株Z2-3与L7-1会影响土壤中一些微生物的丰度，导致部分微生物的富集或减少，但对土壤微生物群落多样性和均匀度无显着影响。
任建新,王圆方,张璐,张慧,颜丽,关连珠[10]（2007）在《离子型聚丙烯酰胺对棕壤酶活性的影响》文中研究说明在实验室控制条件下,研究了阴、阳离子型聚丙烯酰胺在田间推荐用量范围内对棕壤酶活性的影响。结果表明,阴、阳离子型聚丙烯酰胺对土壤过氧化氢酶活性和磷酸酶活性均表现为显着的激活作用,阴离子型聚丙烯酰胺对土壤过氧化氢酶活性和磷酸酶活性的影响随着施用浓度的增加而增强,阳离子型聚丙烯酰胺的施用浓度对其没有显着的影响;阳离子型聚丙烯酰胺对脲酶的影响是低浓度激活、高浓度抑制,最后恢复稳定,阴离子型聚丙烯酰胺对脲酶的激活作用只表现在培养的前10 d。
二、类羧酸对棕壤中与磷素转化有关的生物活性的影响（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、类羧酸对棕壤中与磷素转化有关的生物活性的影响（论文提纲范文）
（1）城市污泥添加对土壤养分动态的调控机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1.研究背景与意义 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 污泥添加对土壤物理特质的影响 |
| 1.2.2 污泥添加对土壤化学特性的影响 |
| 1.2.3 污泥添加对土壤酶活性的影响 |
| 1.2.4 污泥添加对土壤微生物群落特征的影响 |
| 1.2.5 污泥添加的环境风险 |
| 1.3 生态化学计量学的特征及应用 |
| 1.3.1 土壤碳、氮、磷化学计量学特征及其应用 |
| 1.3.2 土壤生态酶化学计量特征及其应用 |
| 1.4 目前研究中存在的不足 |
| 1.5 本研究的目的与内容 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 2.研究方案与方法 |
| 2.1 研究方案 |
| 2.1.1 样品采集 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.2 实验指标测定 |
| 2.3 实验数据与处理 |
| 2.4 研究路线 |
| 2.5 本研究的特色与创新之处 |
| 3.不同比例污泥和氮磷肥添加对土壤化学性质的影响 |
| 3.1 不同比例污泥和氮磷肥添加对土壤全量养分的影响 |
| 3.1.1 土壤有机碳(TOC) |
| 3.1.2 土壤全氮 |
| 3.1.3 土壤总磷 |
| 3.2 不同比例污泥和氮磷肥添加对土壤速效养分的影响 |
| 3.2.1 氨氮 |
| 3.2.2 硝态氮 |
| 3.2.3 速效磷 |
| 3.3 不同比例污泥和氮磷肥对土壤碳氮磷化学计量比的影响 |
| 3.3.1 土壤碳氮比 |
| 3.3.2 土壤碳磷比 |
| 3.3.3 土壤氮磷比 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 4.不同污泥添加量及氮磷肥添加对土壤酶活性的影响 |
| 4.1 土壤酶活性的变化 |
| 4.1.1 β-1,4-葡萄糖甘酶(BG) |
| 4.1.2 亮氨酸氨基肽酶(LAP) |
| 4.1.3 β-1,4-N-乙酰葡糖氨糖苷酶(NAG) |
| 4.1.4 碱性磷酸酶(AP) |
| 4.1.5 四种酶的累积酶活性变化 |
| 4.2 土壤酶活性化学计量比的变化 |
| 4.2.1 ln BG/ln(NAG+LAP) |
| 4.2.2 ln BG/ln AP |
| 4.2.3 ln (NAG+LAP)/ln AP |
| 4.2.4 累积酶活性的化学计量比 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 本章小结 |
| 5.不同比例污泥和氮磷肥对添加土壤微生物功能多样性的影响 |
| 5.1 土壤微生物群落的平均颜色变化率 |
| 5.2 土壤微生物群落多样性指数 |
| 5.3 土壤微生物的碳源利用 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 不同比例污泥和氮磷肥添加对土壤生态化学计量比的影响机制 |
| 6.1 土壤C、N、P化学计量比的影响机制 |
| 6.2 土壤酶活性化学计量比的影响机制 |
| 6.3 土壤微生物功能多样性指标的影响机制 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 7.主要结论和展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 1.学术成果 |
| 2.获奖情况 |
（2）PCR检测柞蚕僵蚕病原方法的建立及柞蚕栖息地微生物多样性分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 僵蚕的研究进展 |
| 1.2 僵病病原的研究进展 |
| 1.3 柞蚕栖息地微生物多样性研究进展 |
| 1.4 研究的目的及意义 |
| 第二章 僵蚕病原的分子鉴定 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 用于检测僵病病原的真菌ITS引物筛选 |
| 2.2.2 用于检测僵病病原的特异性引物筛选 |
| 2.2.3 不同年份僵蚕病原真菌ITS序列同源性比对 |
| 2.2.4 不同年份僵蚕病原特异性引物扩增序列同源性比对 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 僵蚕病原在柞蚕栖息地中的检测与分布 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 柞蚕栖息地土壤微生物总DNA提取方法的优化 |
| 3.2.2 柞蚕栖息地真菌和白僵菌的检测与分布 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 柞蚕栖息地微生物结构与多样性分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 试验材料 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 柞蚕栖息地微生物检测 |
| 4.2.2 柞蚕栖息地真菌结构与多样性分析 |
| 4.2.3 柞蚕栖息地细菌结构与多样性分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读硕士期间发表的学术论文 |
（3）不同调控措施对旱作农田土壤碳氮及微生物学特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 黄土高原旱作农田土壤碳氮研究 |
| 1.2.2 稳定同位素在土壤碳氮研究中的应用 |
| 1.2.3 土壤微生物学性状 |
| 1.3 待解决的科学问题 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第二章 有机碳源对土壤碳氮矿化效应及其去向研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤、生物炭及秸秆性质 |
| 2.2.2 试验设计及培养过程 |
| 2.2.3 样品测定 |
| 2.2.4 数据计算及统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 生物炭和秸秆对土壤碳氮矿化的影响 |
| 2.3.2 生物炭和秸秆对土壤有机碳、全氮及其组分的影响 |
| 2.3.3 秸秆添加后δ~(13)C值和δ~(15)N值的变化 |
| 2.3.4 秸秆添加后土壤CO_2和N_2O的释放特征 |
| 2.3.5 标记秸秆对土壤碳氮和气体的贡献 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 生物炭和秸秆对土壤碳氮的影响 |
| 2.4.2 秸秆碳氮在分解过程中的去向 |
| 2.4.3 有机物料对土壤的激发效应 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 不同调控措施对旱作农田土壤碳氮的长期效应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验点概况 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 土壤样品采集 |
| 3.2.4 土壤样品测定 |
| 3.2.5 数据统计与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同调控措施下土壤有机碳、全氮和碳氮比的变化 |
| 3.3.2 长期不同调控措施下有机碳、全氮的消长 |
| 3.3.3 不同调控措施下土壤活性碳氮组分的变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同调控措施对土壤有机碳和全氮的影响 |
| 3.4.2 不同调控措施对土壤活性碳氮组分的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 旱作农田土壤微生物学特性对不同调控措施的响应 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验点概况及试验设计 |
| 4.2.2 土壤采集及处理 |
| 4.2.3 土壤样品分析与测定 |
| 4.2.4 数据统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 地膜覆盖和有机肥配施对土壤微生物量的影响 |
| 4.3.2 生物炭对土壤微生物量的影响 |
| 4.3.3 生物炭对土壤微生物功能多样性的影响 |
| 4.3.4 地膜覆盖和有机肥配施对土壤氨基糖累积特征的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同调控措施对土壤微生物量的影响 |
| 4.4.2 土壤微生物功能多样性对生物炭的响应 |
| 4.4.3 不同调控措施对土壤氨基糖的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 不同调控措施下旱作农田土壤生态化学计量学特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地概况及试验设计 |
| 5.2.2 土壤采集及处理 |
| 5.2.3 土壤样品测定 |
| 5.2.4 数据计算与统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 不同调控措施下土壤碳氮磷含量及其计量学特征 |
| 5.3.2 不同调控措施下土壤微生物量计量学特征 |
| 5.3.3 不同调控措施下土壤酶活性及计量学特征 |
| 5.3.4 土壤、土壤微生物量及土壤酶C:N:P的相关性 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同调控措施对土壤碳氮磷含量和酶活性的影响 |
| 5.4.2 不同调控措施对土壤生态化学计量特征的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 长期覆膜和有机肥配施对旱作农田肥料氮的去向及利用效率的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验设计 |
| 6.2.2 样品采集与分析 |
| 6.2.3 计算方法与统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 不同处理玉米产量、氮积累量和氮肥偏生产力 |
| 6.3.2 不同处理植株体内氮素来源和肥料氮的分布 |
| 6.3.3 肥料氮在土壤中的分布 |
| 6.3.4 肥料氮在农田中的去向 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 覆膜和有机肥配施对产量和氮素利用的影响 |
| 6.4.2 氮肥在土壤中的残留与分布 |
| 6.4.3 氮肥在玉米季中的去向 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 主要研究结论及展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 研究特色和创新点 |
| 7.3 需要进一步解决的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）草炭对丰都植烟土壤和烟株生长及产质量的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 草炭的特性 |
| 1.2 我国草炭的存量与分布 |
| 1.3 草炭对土壤的影响 |
| 1.3.1 草炭对土壤吸附性的影响 |
| 1.3.2 草炭对土壤保水性的影响 |
| 1.3.3 草炭对土壤酶活性的影响 |
| 1.3.4 草炭对土壤微生物的影响 |
| 1.4 草炭对烤烟农艺性状的影响 |
| 1.5 草炭对烤烟品质的影响 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 供试田地概况及供试材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 测定项目及方法 |
| 2.3.1 土样采集及测定 |
| 2.3.2 土壤酶活测定 |
| 2.3.3 根际土壤微生物功能多样性的测定 |
| 2.3.4 农艺性状测定 |
| 2.3.5 叶片SPAD和酶活测定 |
| 2.3.6 干物质积累 |
| 2.3.7 初烤烟经济性状评价 |
| 2.3.8 初烤烟化学成分检测 |
| 2.3.9 单料烟评吸 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 增施草炭对植烟土壤环境的影响 |
| 3.1.1 增施草炭对植烟土壤养分的影响 |
| 3.1.2 增施草炭对植烟土壤酶活性的影响 |
| 3.1.3 增施草炭对植烟根际土壤微生物功能多样性的影响 |
| 3.2 增施草炭对烤烟生长发育的影响 |
| 3.2.1 增施草炭对农艺性状的影响 |
| 3.2.2 增施草炭对叶片SPAD的影响 |
| 3.2.3 增施草炭对叶片碳氮代谢酶活性的影响 |
| 3.2.4 增施草炭对叶片抗氧化性酶活性的影响 |
| 3.2.5 增施草炭对烤烟干物质积累的影响 |
| 3.3 增施草炭对经济性状的影响 |
| 3.4 增施草炭对烤烟化学成分和协调性的影响 |
| 3.4.1 增施草炭对烤烟化学成分的影响 |
| 3.4.2 增施草炭对化学协调性的影响 |
| 3.5 增施草炭对C3F烟叶感官评吸质量的影响 |
| 4 小结与讨论 |
| 4.1 增施草炭对植烟土壤环境的影响 |
| 4.1.1 增施草炭对植烟土壤养分的影响 |
| 4.1.2 增施草炭对植烟土壤酶活性的影响 |
| 4.1.3 增施草炭对植烟土壤根际微生物功能多样性的影响 |
| 4.2 增施草炭对烤烟生长发育的影响 |
| 4.2.1 增施草炭对烤烟农艺性状的影响 |
| 4.2.2 增施草炭对鲜烟叶酶活性的影响 |
| 4.2.3 增施草炭对烟叶干物质积累的影响 |
| 4.3 增施草炭对烤后烟叶经济性状的影响 |
| 4.4 增施草炭对烤后烟叶常规化学成分的影响 |
| 4.4.1 增施草炭对常规化学成分含量的影响 |
| 4.4.2 增施草炭对化学成分协调性的影响 |
| 4.5 增施草炭对烤后烟叶感官评吸质量的影响 |
| 5 结论 |
| 6 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（5）施氮量对土壤微生物群落组成特征的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景和目的意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 土壤微生物量和微生物多样性研究进展 |
| 1.2.2 微生物多样性与土壤环境的相互制约关系 |
| 1.2.3 土壤微生物在碳氮循环以及氨氧化过程中的作用 |
| 1.2.4 土壤微生物群落结构和功能的研究方法 |
| 1.3 研究内容和技术路线以及创新点 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 创新点 |
| 第二章 不同施氮量对土壤微生物量和酶活性的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验地概况 |
| 2.1.2 样品采集与处理 |
| 2.1.3 测定项目具体方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同施氮量对土壤玉米产量的影响 |
| 2.2.2 不同施氮量对土壤性状影响 |
| 2.2.3 不同施氮量对土壤微生物量碳影响 |
| 2.2.4 不同施氮量对土壤微生物量氮影响 |
| 2.2.5 不同施氮量对土壤酶活性的影响 |
| 2.2.6 土壤酶与土壤理化性质之间的相关性 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 施肥处理和土壤类型对微生物量碳氮的综合分析 |
| 2.3.2 施肥处理和土壤类型对土壤酶活性的综合分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同施氮量对土壤微生物群落结构和碳源利用能力的影响 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 样品采集与处理 |
| 3.1.2 样品测定方法 |
| 3.1.3 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同施氮量对土壤磷脂脂肪酸含量的影响 |
| 3.2.2 不同施氮量对土壤微生物功能的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 施肥处理和土壤类型对土壤各菌群特征综合分析 |
| 3.3.2 施肥处理和土壤类型对土壤碳源利用能力综合分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同施氮量对土壤细菌群落结构的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样品采集与处理 |
| 4.1.2 样品测定方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同施氮量下土壤高通量测序分类总结 |
| 4.2.2 土壤微生物Alpha多样性分析 |
| 4.2.3 土壤微生物Beta多样性分析 |
| 4.2.4 三种土壤在门水平上细菌微生物群落结构 |
| 4.2.5 三种土壤在属水平上细菌微生物群落结构 |
| 4.2.6 三种土壤细菌群落结构的影响因素分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 施肥处理和土壤类型对土壤微生物多样性的影响 |
| 4.3.2 施肥处理和土壤类型对土壤微生物细菌群落组成的影响 |
| 4.3.3 土壤细菌群落结构和理化属性之间的关系 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 不同施氮量对土壤氨氧化微生物数量和结构的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 土壤采集 |
| 5.1.2 硝化潜势的测定 |
| 5.1.3 氨氧化细菌与古菌定量PCR |
| 5.1.4 PCR纯化产物的限制性酶切及毛细管电泳 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同施氮量对土壤氨氧化细菌和氨氧化古菌数量的影响 |
| 5.2.2 不同施氮量对土壤硝化潜势的影响 |
| 5.2.3 不同施氮量对土壤氨氧化细菌和氨氧化古菌结构的影响 |
| 5.2.4 氨氧化结构与土壤属性的相关性 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（6）内蒙古草原土壤氮素形态及微生物群落结构研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤氮素循环及其微生物学机制 |
| 1.2.1 土壤氮素循环及转化机制 |
| 1.2.2 土壤硝化作用的微生物学机制 |
| 1.3 土壤微生物群落技术研究概况 |
| 1.3.1 常见的几种探究微生物群落的分子生物学手段 |
| 1.3.2 不同技术手段优缺点的分析 |
| 1.4 选题依据和研究思路 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 不同放牧管理对草原土壤氮素形态的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 供试土壤 |
| 2.2.2 土壤供氮能力培养试验 |
| 2.2.3 有机氮的形态分级 |
| 2.2.4 统计方法 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 放牧管理对内蒙古草原土壤基本性质的影响 |
| 2.3.2 放牧管理对草地土壤供氮能力的影响 |
| 2.3.3 不同放牧管理土壤有机氮形态分析 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同放牧管理对草原土壤微生物群落结构的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试土壤 |
| 3.2.2 微生物量碳氮的测定 |
| 3.2.3 16S变性梯度凝胶电泳 |
| 3.2.4 16S rRNA高通量测序 |
| 3.2.5 末端限制性酶切 |
| 3.2.6 统计方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同放牧管理对草地土壤微生物量的影响 |
| 3.3.2 不同放牧管理下土壤微生物群落结构分析 |
| 3.3.3 不同放牧强度下土壤微生物群落结构分析 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 不同放牧管理对草原土壤功能微生物多样性的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试土壤 |
| 4.2.2 土壤硝氮和氨氮测定 |
| 4.2.3 土壤AOA、AOB荧光定量 |
| 4.2.4 培养实验 |
| 4.2.5 ~(13)C-PLFA测定 |
| 4.2.6 统计方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同放牧强度对土壤硝氮和氨氮的影响 |
| 4.3.2 不同放牧强度对AOA、AOB丰度的影响 |
| 4.3.3 尿素添加对不同围封年限土壤硝氮和氨氮的变化 |
| 4.3.4 尿素添加对不同围封年限土壤AOA、AOB丰度的影响 |
| 4.3.5 稳定性~(13)C标记下对PLFAs的分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 草原土壤氮素转化与微生物群落的相关性分析 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 土壤氮素与土壤微生物相关性分析 |
| 5.3.2 土壤有机氮形态与土壤微生物主要门类的冗余分析 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 展望 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 作者简介 |
（7）陕西典型铁尾矿库区土壤重金属迁移及其修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.1.1 铁尾矿带来的环境问题 |
| 1.1.2 选题依据 |
| 1.2 尾矿库区土壤重金属研究 |
| 1.2.1 尾矿库区土壤重金属污染研究 |
| 1.2.2 土壤重金属污染与土壤微生物特征 |
| 1.2.3 土壤重金属的吸附、迁移 |
| 1.2.4 尾矿利用与库区土壤生态修复 |
| 1.3 研究目的和内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 论文研究技术路线图 |
| 1.4 研究区概况 |
| 第二章 尾矿库周围土壤重金属污染状况及生态风险评价 |
| 2.1 尾矿库区简介 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集和分析 |
| 2.2.2 样品分析方法 |
| 2.3 尾矿砂的基本特性 |
| 2.4 库区周围土壤理化性质 |
| 2.5 土壤重金属污染状况 |
| 2.5.1 土壤重金属污染状况 |
| 2.5.2 土壤重金属与土壤理化性质的关系 |
| 2.5.3 土壤重金属形态特征 |
| 2.5.4 土壤重金属污染风险评价 |
| 2.5.5 小结 |
| 2.6 尾矿库矿砂剖面重金属分布 |
| 2.6.1 矿砂剖面基本理化性质 |
| 2.6.2 矿砂剖面重金属分布 |
| 2.6.3 矿砂剖面重金属形态分布 |
| 2.6.4 矿砂剖面重金属含量的相关性 |
| 2.6.5 小结 |
| 第三章 尾矿库区重金属与土壤微生物群落代谢和酶活性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 土壤样品采集 |
| 3.1.2 测试与分析 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 土壤理化性质与重金属污染特征 |
| 3.2.2 土壤微生物群落代谢特征及其功能多样性 |
| 3.2.3 土壤酶活性与重金属的相关分析 |
| 3.2.4 讨论 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 铁尾矿区典型土壤对Mn~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)和Cd~(2+)的吸附特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 土壤采集与测定 |
| 4.1.2 试验方法 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 供试土壤的理化性质 |
| 4.2.2 Mn~(2+)、Cu~(2+)、Cd~(2+)和Ni~(2+)的吸附动力学 |
| 4.2.3 土壤重金属离子的等温吸附过程 |
| 4.2.4 pH对土壤重金属离子吸附的影响 |
| 4.2.5 pH对土壤重金属离子解吸的影响 |
| 4.2.6 土壤理化性质对吸附动力学参数的影响 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 Mn~(2+)、Cu~(2+)、Ni~(2+)和Cd~(2+)在矿区典型土壤中的迁移规律 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供实土壤 |
| 5.1.2 试验装置 |
| 5.1.3 试验方法 |
| 5.1.4 理论基础 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 示踪实验结果 |
| 5.2.2 重金属在土柱中的运移结果 |
| 5.2.3 运移实验结束后土柱中各土层重金属的含量 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 重金属离子对土壤微生物群落和植物生长的影响 |
| 6.1 试验材料和方法 |
| 6.1.1 试验材料 |
| 6.1.2 试验方法 |
| 6.1.3 样品处理和分析方法 |
| 6.1.4 数据处理 |
| 6.2 Mn~(2+)对植物生长和土壤微生物群落的影响 |
| 6.2.1 Mn~(2+)对种子发芽的影响 |
| 6.2.2. Mn~(2+)对土壤酶活性的影响 |
| 6.2.3 Mn~(2+)对植物生长的影响 |
| 6.2.4 Mn~(2+)对土壤微生物群落的影响 |
| 6.3 Ni~(2+)对植物生长和土壤酶活性的影响 |
| 6.3.1 Ni~(2+)对种子发芽的影响 |
| 6.3.2 Ni~(2+)对土壤酶活性的影响 |
| 6.3.3 Ni~(2+)对植物生长的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 铁尾矿库砂土壤生态修复实验研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 尾砂改良盆栽试验 |
| 7.1.2 样品处理和分析方法 |
| 7.1.3 数据的处理和分析 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 城市剩余污泥改良铁尾矿库矿砂土壤研究 |
| 7.2.2 黄褐土改良铁尾矿库矿砂土壤研究 |
| 7.2.3 粉煤灰改良铁尾库矿砂土壤研究 |
| 7.3 小结 |
| 第八章 结论 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（8）转BADH基因大豆对盐碱土壤磷素转化的影响（论文提纲范文）
| CONTENTS |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 研究的目与意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 转基因植物应用现状 |
| 1.2.2 转基因植物的生态环境风险 |
| 1.2.3 转基因大豆的生物安全性评价 |
| 1.2.4 根系分泌物的研究 |
| 1.2.5 土壤中磷素的循环转化 |
| 1.2.6 土壤中解磷菌的研究 |
| 1.3 本研究的课题来源及研究内容 |
| 1.3.1 本研究的课题来源 |
| 1.3.2 本研究的研究内容及技术路线 |
| 1.4 本研究的创新点 |
| 2 试验材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 供试品种及小区设计 |
| 2.2.2 土壤样品采集与处理 |
| 2.2.3 根系分泌物的收集 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 根系分泌物组成及数量的测定 |
| 2.3.2 土壤中磷素养分有效性及相关的理化指标测定 |
| 2.3.3 土壤中磷素转化相关的生态功能指标测定 |
| 2.3.4 解磷细菌多样性的测定 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 苗期转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系及地上部形态特征的比较分析 |
| 3.1.1 苗期转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系及地上部生物量积累的差异 |
| 3.1.2 苗期转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系长度、根表面积及根体积的差异 |
| 3.2 转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系分泌物组分的比较分析 |
| 3.2.1 转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系分泌物 pH 和 H+分泌量的差异 |
| 3.2.2 转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系分泌物中有机酸含量的差异 |
| 3.2.3 转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系分泌物中氨基酸含量的差异 |
| 3.2.4 转 BADH 基因大豆与其它品种大豆根系分泌物中可溶性总糖和碳水化合物含量的差异 |
| 3.3 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素养分有效性的影响 |
| 3.3.1 转 BADH 基因大豆对根际土壤速效磷的影响 |
| 3.3.2 转 BADH 基因大豆对根际土壤有机磷和无机磷及 pH 的影响 |
| 3.3.3 转 BADH 基因大豆对根际土壤微生物量 C、P 的影响 |
| 3.4 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素转化生态功能的影响 |
| 3.4.1 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷酸酶活性的影响 |
| 3.4.2 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷转化作用强度的影响 |
| 3.5 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷细菌的影响 |
| 3.5.1 转 BADH 基因大豆对根际土壤有机磷细菌数量的影响 |
| 3.5.2 转 BADH 基因大豆对根际土壤无机磷细菌数量的影响 |
| 3.6 不同品种大豆根际土壤磷素转化指标的相关性分析 |
| 3.6.1 速磷与磷素转化相关指标的关系 |
| 3.6.2 有机磷与磷素转化相关指标的关系 |
| 3.6.3 无机磷与磷素转化相关指标的关系 |
| 3.6.4 微生物量 P 与磷素转化相关指标的关系 |
| 3.7 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷细菌多样性的影响 |
| 3.7.1 磷细菌菌液的提取分离 |
| 3.7.2 DNA 提取 |
| 3.7.3 磷细菌的 PCR 图谱 |
| 3.7.4 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷细菌群落多样性的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 转 BADH 基因大豆根系形态及生物量对磷素转化的影响 |
| 4.2 转 BADH 基因大豆根系分泌物中 pH 和 H+释放量对磷素转化的影响 |
| 4.3 转 BADH 基因大豆根系分泌物中有机酸、氨基酸和碳水化合物组分对磷素转化的影响 |
| 4.4 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素有效性的影响 |
| 4.4.1 转 BADH 基因大豆对根际土壤速效磷的影响 |
| 4.4.2 转 BADH 基因大豆对根际土壤 pH 的影响 |
| 4.4.3 转 BADH 基因大豆对根际土壤有机磷、无机磷的影响 |
| 4.4.4 转 BADH 基因大豆对根际土壤微生物量 C、Ｐ的影响 |
| 4.5 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素转化生态功能的影响 |
| 4.6 转基因作物对土壤功能性微生物多样性的影响 |
| 4.7 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷细菌多样性的影响 |
| 5 结论 |
| 5.1 转 BADH 基因大豆根系分泌物组成和数量的变化 |
| 5.2 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素有效性的影响 |
| 5.3 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷素转化生态功能的影响 |
| 5.4 转 BADH 基因大豆对根际土壤磷细菌群落多样性的影响 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表的学术论文 |
（9）有机磷降解菌对大豆根际土壤微生物的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 国内外研究概况 |
| 1.3.1 化肥对环境的污染 |
| 1.3.2 生物有机肥的环境效益 |
| 1.3.3 解磷菌的作用机理 |
| 1.3.4 解磷菌的研究进展 |
| 1.3.5 施肥对作物及土壤肥力的影响 |
| 1.3.6 施肥对土壤酶及微生物的影响 |
| 第二章 有机磷降解菌筛选及其生长特性研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 土样采集 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 菌株的筛选 |
| 2.2.2 菌株的鉴定 |
| 2.2.3 最适温度和 pH 值的确定 |
| 2.3 小结 |
| 第三章 有机磷降解菌对盆栽大豆生长、土壤磷素及酶活性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料及设计 |
| 3.1.2 植物和土壤养分测定 |
| 3.1.3 土壤酶活性测定 |
| 3.1.4 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 接种有机磷降解菌对大豆根系活力和叶绿素含量的影响 |
| 3.2.2 接种有机磷降解菌对大豆及土壤磷素的影响 |
| 3.2.3 接种有机磷解磷菌对土壤酶活性的影响 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 有机磷降解菌对盆栽大豆土壤微生态的影响 |
| 4.1. 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料及设计 |
| 4.1.2 土壤微生物群落生理轮廓（CLPPs）测定 |
| 4.1.3 土壤微生物群落的遗传多样性测定 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 接种有机磷解磷菌对土壤微生物群落功能多样性的影响 |
| 4.2.2 土壤微生物群落的遗传多样性 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）离子型聚丙烯酰胺对棕壤酶活性的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 材料 |
| 1.1.1 供试土壤 |
| 1.1.2 试验试剂 |
| 1.2 方法 |
| 1.2.1 试验设置 |
| 1.2.2 试验处理编号 |
| 1.2.3 测定方法 |
| 1.2.4 数据处理 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 聚丙烯酰胺对土壤过氧化氢酶活性的影响 |
| 2.2 聚丙烯酰胺对土壤中性磷酸酶活性的影响 |
| 2.3 聚丙烯酰胺对土壤脲酶活性的影响 |
| 3 结论 |
四、类羧酸对棕壤中与磷素转化有关的生物活性的影响（论文参考文献）
- [1]城市污泥添加对土壤养分动态的调控机制[D]. 姚珂涵. 西安理工大学, 2021(01)
- [2]PCR检测柞蚕僵蚕病原方法的建立及柞蚕栖息地微生物多样性分析[D]. 王婷婷. 沈阳农业大学, 2019(02)
- [3]不同调控措施对旱作农田土壤碳氮及微生物学特性的影响[D]. 朱利霞. 西北农林科技大学, 2018(11)
- [4]草炭对丰都植烟土壤和烟株生长及产质量的影响[D]. 毛丹丹. 福建农林大学, 2018(01)
- [5]施氮量对土壤微生物群落组成特征的影响研究[D]. 于海玲. 吉林农业大学, 2017(01)
- [6]内蒙古草原土壤氮素形态及微生物群落结构研究[D]. 柳俊. 浙江大学, 2016(08)
- [7]陕西典型铁尾矿库区土壤重金属迁移及其修复研究[D]. 宋凤敏. 西北农林科技大学, 2016(08)
- [8]转BADH基因大豆对盐碱土壤磷素转化的影响[D]. 于崧. 东北农业大学, 2013(08)
- [9]有机磷降解菌对大豆根际土壤微生物的影响[D]. 孙薇. 西北农林科技大学, 2013(02)
- [10]离子型聚丙烯酰胺对棕壤酶活性的影响[J]. 任建新,王圆方,张璐,张慧,颜丽,关连珠. 农业环境科学学报, 2007(S1)