一、农田土壤硝化-反硝化作用与N_2O的排放（论文文献综述）
李诗豪[1]（2021）在《不同耕作模式对稻田温室气体排放及水稻氮吸收的影响》文中研究指明稻田免耕因具有节本增效、培肥减排等优点,近些年来已得到大规模推广,然而,长期免耕也存在氮肥损失大、水稻氮吸收低和产量不稳定的问题。厢作免耕在免耕基础上开沟分厢,增强了稻田光温资源、改善了土壤微环境等,已在我国南方地区得到大力推广,可以作为解决免耕问题的方法之一。但目前,大多数的研究往往关注于厢作免耕技术对于土壤肥力的改变以及作物生理特性及产量的变化,对厢作免耕技术对于稻田土壤中氮素变化的影响尚不明确,忽略了耕作模式对稻田土壤硝化作用与水稻氮素吸收的内在联系。同时,虽然大多研究对于厢作免耕技术在稻田温室气体减排上有一定的关注,但却缺乏该耕作技术在水稻栽培中的生态经济综合评价。因此,研究厢作免耕技术对稻田土壤中氮素变化的影响,探寻厢作免耕技术下稻田土壤硝化作用及关键微生物与水稻氮素吸收的内在联系、通过不同评价手段对厢作免耕稻田生态经济效益进行评估,可为该技术的推广和相关研究提供理论依据。本研究与2017-2019年在湖北省武穴市大法寺镇开展大田试验,设计不同的耕作模式对稻田土壤微生物及功能微生物群落丰度、水稻氮素吸收、温室气体排放的影响,并通过碳足迹、能量收支和经济效益手段对不同耕作模式下的稻田生态经济进行评估。具体试验处理包括:常规耕作精耕细作（CT）、常规平田免耕（FNT）和厢作免耕（RNT）。本研究从土壤氮关键微生物的角度分析,讨论了土壤硝化反硝化作用变化规律和土壤氮素变化,结合根系刺激水稻对氮的吸收,探讨了水稻氮吸收与硝化及反硝化功能微生物之间的内在关系;同时本研究从温室气体排放的角度出发,通过碳足迹、能量收支和净生态经济效益对不同耕作模式进行评估,阐述了不同耕作模式的生态经济效益。具体结果如下:1)耕作方式显着影响土壤氧化还原电位（Eh）、硝酸根（NO3-）含量和铵根（NH4+）含量。与CT处理相比,RNT与FNT处理NO3-含量分别增加了3.8%-16.6%和5.8%-19.2%,RNT与FNT之间差异不显着。相比于CT与FNT处理,RNT处理的NH4+含量分别显着增加5.6%-32.6%和3.2%-19.4%。水稻生育期土壤处于还原状态,不同耕作模式下土壤Eh均呈现出了RNT>FNT>CT趋势。2)耕作模式显着影响土壤微生物量碳（MBC）、可溶性有机碳（DOC）和有机碳（SOC）含量。免耕显着提高了土壤DOC的含量。RNT与FNT处理土壤SOC含量相比于CT处理分别增加了7.2%-11.6%和10.3%-15.0%,但RNT与FNT处理差异不显着。RNT与FNT处理相比于CT处理MBC含量分别增加了15.5%-34.9%和4.48%-23.0%;相比于FNT处理,RNT处理MBC含量显着增加了9.8%-15.4%。3)耕作模式显着影响土壤硝化作用、土壤微生物群落与关键功能微生物丰度,但对土壤反硝化作用没有影响。与FNT与CT处理相比,RNT处理土壤平均硝化作用速率分别显着增加19.4%-39.5%和6.2%-16.3%。与CT和FNT处理相比,RNT处理显着提高了总PLFAs、细菌、真菌以及放线菌群落,提高了细菌多样性指数,提高了农田土壤营养（G+/G-）和土壤通气状况（MUFA/STFA）。RNT处理AOA基因拷贝数相比于FNT与CT处理分别增加了35.1%-71.7%和26.3%-46.7%;相比于CT处理,RNT与FNT处理AOB基因拷贝数分别增加了17.4%-60.2%和9.3%-26.3%;在反硝化基因方面,FNT处理nir S基因拷贝数分别为CT与RNT处理的1.35-1.96倍和1.28-1.50倍,nir K基因拷贝数分别是CT与RNT处理的1.46-1.91倍和1.30-1.39倍。4)与CT与FNT处理相比,RNT处理显着增加了水稻根长、根表面积和根体积,提高了根系硝酸还原酶活性。与CT处理相比,RNT与FNT处理水稻产量分别增产了15.5%-33.3%和7.0%-22.1%。与CT相比,RNT处理的水稻穗部干物质量显着增加了9.1%-16.6%;相比于CT与FNT处理,RNT处理的水稻穗部氮吸收量分别显着增加了8.8%-21.4%和8.2%-19.2%,RNT的总氮素积累量分别显着增加了10.0%-20.4%和4.0%-18.5%。5)耕作模式显着影响土壤CH4排放、温室气体总排放量与CF,但对N2O排放没有影响。与CT和FNT处理相比,RNT处理分别减少了29.5%和9.9%的土壤CH4排放。与CT处理相比,FNT和RNT处理总温室气体排放量分别降低15.8%和23.1%。与CT和FNT处理相比,RNT处理降低了CF 34.3%和15.3%。相比于CT处理,RNT处理显着提高41.2%的净能量、25.0%的能量效率和26.7%的能量生产率,降低24.7%的比能。RNT处理NEEB最高,是CT和FNT处理的1.66倍和1.20倍。综上所述,三年的大田试验结果表明,厢作免耕改善了土壤理化性质,提高土壤硝化作用速率,刺激水稻根系生长,进而提高了水稻氮吸收;厢作免耕缓解了温室气体排放,降低碳足迹,提高能量效率,增加水稻产量和经济效益,是一项低碳绿色的稻田新型耕作模式。
朱云飞[2]（2021）在《生物炭与硝化抑制剂联合施用对菜地土壤减排影响及微生物学机制》文中认为氧化亚氮和一氧化氮在氮循环中发挥着重要作用,作为温室气体中比较活跃的两种气体,两种气体可以直接或者间接的影响全球变暖的过程。由于菜地种植集约化程度高、施肥量大等特点,农田生态系统成为大气N2O、NO排放的主要来源。本研究以热带菜地土壤为对象,通过室内培养试验探讨了生物炭与硝化抑制剂联合施用下土壤无机氮含量和强度,以及N2O、NO排放规律和土壤氮循环基因丰度的影响,旨在明确施用生物炭和硝化抑制剂对热区土壤硝化过程的调控作用及对N2O、NO的减排效应。本试验设置4个处理:单施氮肥（N）,氮肥配施生物炭（N+Bc）,氮肥配施硝化抑制剂（N+Ni）以及氮肥同时配施生物炭和硝化抑制剂（N+Bc+Ni）,主要研究结果如下:（1）添加生物炭能降低NH4+-N强度,降幅为33%,添加硝化抑制剂能够增加NH4+-N强度,增幅为33.4%,生物炭与硝化抑制剂联合施用下NH4+-N强度介于两种单独配施处理之间,存在交互效应。硝化抑制剂能够显着降低NO2––N强度,降幅为23.4%。添加生物炭NO3––N强度显着增加15.8%,而添加硝化抑制剂NO3––N强度则显着降低29.8%,两者联合施用则介于单独配施之间。且明显低于N处理。说明两者联合施用能够对土壤硝化过程产生抑制作用。与氮肥处理对比,添加生物炭增加了AOA、AOB的基因丰度,降低了nir K和nir S的基因丰度;添加硝化抑制剂降低了nir K和AOB的基因丰度,两者联合施用降低了nir S、AOB的基因丰度。各处理nos Z基因丰度无明显影响。（2）培养期间,各处理N2O排放速率变化范围在5.57-247.80 ng kg-1h-1之间,各处理N2O累积排放量变化范围在31.40–103.13μg kg-1之间。其中与氮肥处理相比,配施生物炭在排放高峰增加了N2O排放速率37.4%,添加硝化抑制剂N2O排放速率降低85.5%,两者联合施用N2O排放速率降低90.9%。排放峰后,配施生物炭处理快速降低,配施硝化抑制剂与两者联合施用则总体保持低排放状态;添加生物炭降低了N2O累积排放量的15.1%,配施硝化抑制剂降低了68.3%,两者联合施用低于单独施用。表明硝化抑制剂相较生物炭对菜地土壤N2O排放有更强的排放效果,两者联合施用效果更好。（3）培养期间,各处理NO排放速率变化范围在19-4142 ng kg-1h-1之间,各处理NO累积排放量变化范围在506-1605μg kg-1之间。其中各处理在1d均达到排放峰,在14d达到二次排放高峰,以14d为例,配施生物炭降低了NO排放速率4.58%,配施硝化抑制剂降低了NO排放速率68.03%,两者联合施用降低了NO排放速率92.06%。配施生物炭处理降低了NO累积排放量的41.55%,配施硝化抑制剂处理降低了NO累积排放量的43.48%,两者联合施用降低了NO排放量的68.47%,总体而言,相较单独施用,两者联合施用对NO减排效果更好。总体而言,添加生物炭与硝化抑制剂单独配施氮肥施用,均起到了减排的效应,均降低了培养期间N2O、NO的排放量。生物炭促进了土壤反硝化过程中N2O的进一步还原,而硝化抑制剂则可以降低单独施用生物炭导致激发硝化过程的效应,两者联合施用可达到固氮减排目的。
左继超[3]（2021）在《铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制》文中研究说明稻田土壤作为N2O排放的一个重要来源受到广泛关注,研究水稻土N2O释放过程及影响机制尤为重要。水稻土处于频繁干湿交替的水分状况,在非淹水期间,硝化作用是N2O排放的主要来源。铁氧化物作为土壤中最为活跃的因子之一,其氧化还原过程与土壤N素的生物及非生物转化过程耦合发生,从而直接或间接影响N2O的排放。研究铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制,对全面理解农田土壤氮素循环过程具有重要意义,同时可为农田土壤N2O合理减排措施的制定提供理论依据。本研究以土壤铁含量空间分异明显的潴育型和潜育型水稻土为研究对象,对比分析2种类型水稻土N2O排放差异及主要影响因素,探明了内源铁对水稻土N2O排放的影响。并通过微宇宙培养试验,探究了针铁矿对酸性（p H 5.5）和碱性（p H 7.9）水稻土硝化过程N2O释放的生物与化学耦合影响及机制,量化评价了自养硝化过程中氨氧化细菌（AOB）和氨氧化古菌（AOA）产生N2O的相对贡献;定量分析了针铁矿对硝化中间产物NH2OH和NO2--N非生物过程释放N2O的影响。主要研究结果如下:1.潜育型水稻土N2O释放量显着高于潴育型水稻土,且2种供试土壤N2O释放速率和累积释放量均与铁含量显着相关（p＜0.05）。潴育型以及潜育型水稻土在100%和200%土壤最大持水量（WHC）条件下,各层次N2O累积释放量范围分别为7.0-3296.0以及6.8-11465.6μg N kg-1,显着高于60%WHC条件下的2.5-51.6以及2.7-33.3μg N kg-1（p＜0.05）;相同含水量条件下,N2O释放量均随土壤层次加深而显着减小（p＜0.05）,这与土壤硝化（AOB和AOA amo A）和反硝化（nir S和nos Z）功能基因丰度随土层加深而减少（p＜0.05）的规律相一致;Fe2+和Fe3+含量与AOB、AOA amo A、nir K和nos Z基因丰度及N2O释放量均显着相关,p H值对供试水稻土4种基因丰度也有重要影响,说明铁对硝化、反硝化微生物及N2O释放有直接影响。2.针铁矿促进酸性和碱性水稻土N2O释放,且对碱性水稻土的促进效应大于酸性水稻土。在60%WHC条件下,碱性水稻土N2O累积释放量由对照处理的258.5±35.0μg N kg-1显着增加到添加3%针铁矿处理的446.7±18.5μg N kg-1（p＜0.05）;酸性水稻土中N2O累积释放量则从33.6±6.4增加到59.5±1.9μg N kg-1,但未达到显着水平（p＞0.05）。针铁矿显着增加碱性和酸性水稻土中AOB和AOA的amo A基因丰度（p＜0.05）;16S r DNA基因高通量测序结果表明,AOB和AOA的优势物种分别是亚硝化单胞菌属（Nitrosomonadaceae）和Nitrososphaeraceae,且针铁矿增加了碱性水稻土中Nitrosomonadaceae的相对丰度。另外,通过Fe含量(包括Fe2+和Fe3+)与N2O释放量的关系,证明铁与NH2OH或者NO2-反应而影响硝化过程N2O的释放。由此推断,铁氧化物是通过生物、化学耦合效应而促进两种水稻土中N2O的释放。3.在60%WHC条件下,酸性和碱性水稻土N2O排放均以生物过程为主（>82%）,非生物反应对N2O的贡献较低,针铁矿主要通过增加自养硝化过程对N2O的排放贡献而增加N2O产量。施用硫酸铵处理中,酸性和碱性水稻土通过硝化作用（包括自养硝化和异养硝化）产生的N2O分别为14.2-17.3和71.4-79.7μg N kg-1,分别占总释放量的48%-55%和79%-84%,且碱性水稻土通过自养硝化过程产生N2O的贡献为78%-83%,明显高于酸性水稻土（38%-47%）;酸性水稻土通过反硝化过程产生N2O的贡献也占有相当比例（29%-49%）。酸性和碱性水稻土自养硝化过程产生N2O的贡献分别由对照处理的38%和78%增加到添加针铁矿后的47%和83%,而反硝化过程产生N2O的贡献则由对照处理的49%和20%减少为添加针铁矿后的42%和15%。4.施用硫酸铵处理中,酸性和碱性水稻土AOB对N2O排放的贡献均高于AOA,针铁矿增加了AOB对N2O排放的贡献。酸性和碱性水稻土AOB产生N2O的贡献分别为41%和54%,显着高于AOA的贡献（分别为15%和45%）,且添加针铁矿后,AOB产生N2O的贡献分别增加到56%和59%。2种水稻土中参与N2O释放的主要菌属为属于AOB的亚硝化螺菌属（Nitrosospira）和亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）以及属于AOA的Nitrososphaera,针铁矿一定程度上增加了碱性水稻土中几种菌属的丰度。冗余分析（RDA）表明AOB和AOA优势菌群均受p H（p=0.002）和Fe2+含量（p=0.002）显着影响,p H和Fe是调控2种水稻土AOB和AOA优势菌群结构的主要因子。5.NH2OH和NO2--N均可通过非生物过程产生N2O,且酸性和碱性水稻土NH2OH非生物过程对N2O释放的相对贡献均高于NO2--N,针铁矿减少了NH2OH和NO2--N非生物过程产生N2O的贡献。碱性水稻土NH2OH非生物过程产生N2O的贡献为81.2%,明显高于酸性水稻土的38.8%,而以NO2--N为氮源时,碱性水稻土非生物过程产生N2O的贡献则低于酸性水稻土,分别为3.7%和27.1%;添加针铁矿后,碱性和酸性水稻土NH2OH非生物过程产生N2O的贡献分别减少为70.2%和35.6%,NO2--N的非生物贡献也分别减少为3.4%和23.0%;施入NO2--N处理,N2O释放速率与p H呈极显着负相关（p＜0.01）,而以NH2OH为氮源时,N2O释放速率与p H呈极显着正相关（p＜0.01）。综上所述,本文揭示了针铁矿通过生物、化学耦合效应促进了水稻土硝化过程N2O的释放。在60%WHC条件下,水稻土N2O来源以生物过程为主,非生物过程贡献较低,针铁矿主要通过促进以AOB为主导的自养硝化过程而增加水稻土N2O的释放,同时也影响了硝化中间产物NH2OH和NO2--N非生物过程产生的N2O。
徐鹏[4]（2021）在《几种典型稻田种植模式下土壤N2O排放特征研究》文中指出氧化亚氮（N2O）被认为是引起全球气候变暖的重要温室气体之一,N2O的产生及减排问题备受世界各国研究者们关注。农田生态系统N2O排放贡献了主要的人为N2O排放。近年来,稻田被认为是N2O排放的重要源,稻田N2O生产和排放主要受作物生长、环境因子及田间管理等影响,其中作物是稻田系统中的核心。我国稻田种植模式多样,华中地区是我国主要的稻田种植区域之一,该区域有多种稻田种植模式。但是对比多种稻田种植模式下田间N2O排放及探究其微生物影响机制的研究尚不多见,特别是稻田前茬或当季作物种植对N2O排放研究较少。氮肥施用是促进稻田作物生长的关键因子,也是影响田间N2O排放的重要因素,关于当季施氮肥对稻田N2O排放特征的研究已有不少,但是前茬施氮肥对后茬稻田土壤N2O排放研究少有报道。为深入理解不同稻田种植模式下作物生长对稻田土壤N2O排放的影响以及前茬施氮肥对后茬稻田土壤N2O排放影响及其调控机制。本研究依托湖北黄冈和武汉两个野外农田试验站。在黄冈试验站以双季稻-休闲、中稻-油菜和中稻-小麦三种稻田种植模式为研究对象,对比研究了旱作季不同作物种植对稻季土壤N2O排放的影响;另外,以旱稻-油菜和中稻-油菜两种稻田种植模式为研究对象,对比研究了稻季当季作物种植对稻田土壤N2O排放的影响;最后对比研究了几种稻田种植模式稻田系统N平衡及N2O在N循环中的贡献。在武汉华中农业大学校内试验站以油菜-水稻模式为研究对象,探究前茬施氮对后茬土壤N2O排放的影响。通过原位观测N2O排放通量,采集土壤样品测定其理化性质以及提取土壤DNA,对硝化（AOA-amo A和AOB-amo A）和反硝化（nir S、nir K和nos Z）过程中相关基因进行定量测序,以揭示影响稻田土壤N2O排放关键调控因子。本研究主要结果如下:1.双季稻-休闲三季稻季N2O累计排放分别为1.32±0.12、0.82±0.09和2.97±0.18kg N ha-1,中稻-油菜模式下三季稻季N2O累计排放分别1.38±0.16、0.91±0.15和1.06±0.04 kg N ha-1,中稻-小麦三季稻季N2O累计排放分别0.95±0.07、0.51±0.09和0.74±0.08 kg N ha-1,中稻-小麦稻田模式三季稻季的N2O累计排放都显着低于其它两种模式（p<0.05）;对比双季稻-休闲和中稻-油菜两种模式,前两季稻季N2O的累计排放没有显着性差异（p>0.05）,以上结果表明冬季种植不同作物能够影响后期稻季稻田N2O排放。主要因为冬季不同作物种植不仅影响了稻季土壤活性碳氮含量及其它们比值的变化,且影响了与N2O生成相关微生物活动和功能基因丰度。而对比休闲期与旱作季,两季休闲期、油菜季和小麦季稻田N2O累计排放分别为0.12±0.05和0.13±0.04,1.24±0.20和0.81±0.10,0.98±0.25和0.70±0.04 kg N ha-1。两年油菜季和小麦季土壤N2O排放并没有显着差异,但它们显着高于休闲期的N2O排放量。主要因为冬季作物种植期间,施肥增加了壤硝化和反硝化过程微生物生命活动所需底物,促进相关功能基因的表达,从而增加了N2O产生和排放。2.旱稻-油菜和中稻-油菜稻季种植作物能够降低土壤N2O排放。旱稻-油菜种植模式下有作物处理两年稻季N2O累计排放分别为1.54±0.16和2.57±0.28 kg N ha-1,无作物处理N2O累计排放分别为2.45±0.07和3.74±0.37 kg N ha-1;中稻-油菜种植模式下有作物处理两年稻季N2O累计排放分别为0.71±0.20和0.76±0.04 kg N ha-1,无作物处理N2O累计排放分别为1.43±0.35和1.16±0.08 kg N ha-1。两种模式中无作物处理两年稻季N2O累计排放都要显着高于有作物处理（p<0.05）。这主要归因于裸地情况下的土壤具有更高的无机氮含量,可为硝化和反硝化微生物活动提供更多的底物。在旱稻-油菜模式中,不种作物可以增加AOA-amo A和减少nos Z基因拷贝数从而促进N2O产生和排放;在中稻-油菜模式中,不种作物可以减少nos Z基因拷贝数从而促进N2O产生和排放。此外,不管有无作物种植,旱稻稻季稻田N2O排放显着高于水稻稻季,主要因为稻季旱作种植土壤水分（water filled pore space,WFPS）和稻季更高的土壤无机氮含量有利于土壤微生物硝化作用,从而促进土壤N2O排放,而AOA的硝化作用是主要贡献者。相比旱稻种植,水稻种植影响了反硝化功能基因nos Z基因,促进了N2O向N2的还原。3.水稻季施氮肥没有显着影响后面油菜季土壤N2O排放,而油菜种植季施氮加速了随后水稻种植季N2O的排放。在油菜生长季,与不施氮处理相比,施氮导致的土壤DIN浓度高导致N2O排放。水稻生长季各处理N2O排放量均呈脉冲分布,这与田间排水过程中土壤有机质分解产生的DOC含量较高有关。此外,除活性C、N外,土壤DOC与NO3-的比值对土壤N2O排放起关键作用。因此,当减缓水旱轮作（油菜-水稻轮作）土壤N2O排放时,应氮肥后效及调控土壤活性碳氮比。4.黄冈试验区中稻-小麦种植模式下作物吸收氮量最高,达到344.11 kg N ha-1,显着高于其它几种稻田种植模式,主要归因于旱作季小麦氮吸收;本研究发现中稻-小麦种植模式下N2O损失量最低,占肥料氮比例也最低（0.38%）,低于双季稻-休闲（0.44%）、中稻-油菜（0.51%）和旱稻-油菜（0.68%）种植模式;此外,中稻-小麦种植模式下淋溶损失氮量也最低。因此,对比其它几种稻田种植模式,中稻-小麦种植模式具有更高的保氮优势。综上所述,冬季种植不同作物,稻季种植作物和油菜种植季施氮可以通过影响稻季土壤水分含量（淹水,WFPS）、活性碳氮含量及其它们比值和N2O产生相关功能基因丰度来影响稻田N2O排放。因此,本研究建议可以通过改变稻田作物种植、调节土壤水分和可利用的碳氮含量及其比值来调控稻田N2O的排放。在黄冈地区,与其它几种稻田种植模式相比,中稻-小麦种植模式下作物吸收氮量最高,而N2O排放和淋溶损失氮量最低,因此,对比其他几种稻田种植模式,在氮素利用和减少损失方面,中稻-小麦种植模式具有一定优势。
李小博[5]（2021）在《稻壳生物炭对石灰性农田土壤氨氧化过程N2O排放的影响》文中指出氮素是植物生长不可缺少的必要元素。N2O是一种强效温室气体,并可造成臭氧层破坏。农业活动是全球N2O排放的重要来源,因此农田土壤成为N2O排放的主要区域。生物炭是生物质材料在缺氧条件下高温热解的产物。生物炭对农田土壤N2O排放的影响是目前的研究热点。生物炭对农田土壤N2O排放的影响,受土壤质地、生物炭类型、土壤微生物等因素制约。稻壳生物炭对黄土高原半干旱区石灰性农田土壤氨氧化过程中N2O排放的影响与机理,尚不清楚。因此,本研究以稻壳生物炭为例,探究在土壤环境有利于硝化作用发生的条件下（土壤孔隙充水率WFPS为40%、50%、60%和70%,外加铵态氮肥）,生物炭对黄土高原石灰性农田土壤N2O排放的影响,以及培养过程中土壤pH值、电导率、无机氮和溶解性有机碳DOC含量的动态变化,并分析相关机理,以期为生物炭在黄土高原半干旱区的实际工程应用提供理论依据。本实验设置0%、2%和5%（质量比）三个生物炭添加量水平,开展室内静态土壤培养实验,结果表明:（1）稻壳生物炭对石灰性农田土壤N2O排放的影响,与土壤WFPS有关。当WFPS为40%、50%、60%时,稻壳生物炭抑制石灰性农田土壤N2O排放,且抑制作用随稻壳生物炭添加量增大而增强;WFPS为50%且生物炭添加量为5%时,抑制效果最佳,该处理N2O累积排放量（430.93 ng N2O-N/g干土）最低,与对照处理（1153.82 ng N2O-N/g干土）相比,N2O累积排放量减少了62.65%。当WFPS为40%、50%、60%时,由于稻壳生物炭促进了土壤的硝化作用,使NO2--N更易转化为NO3--N,从而减少NO2--N积累和N2O排放。（2）当WFPS为70%时,稻壳生物炭促进石灰性农田土壤N2O排放,且2%生物炭添加量的促进作用更强。与对照处理相比,2%生物炭添加量处理的N2O累积排放量（7287.13 ng N2O-N/g干土）增加了41.16%。在此土壤含水量条件下,培养体系可能发生了反硝化作用,稻壳生物炭促进土壤N2O排放。（3）当土壤WFPS由40%增至60%时,N2O累积排放量出现激增,表明高含水量对氨氧化微生物的活性有刺激作用。（4）在各土壤含水量条件下,回归分析均表明,N2O排放速率与NO2--N含量显着正相关。
颜青[6]（2021）在《沼液施用方式及NBPT-DCD联合抑制土壤N2O排放的研究》文中研究指明沼液中大量的速效氮和传统漫灌施肥方式都导致农田土壤氧化亚氮（N2O）的大量排放。目前,N2O减排的技术手段有很多,其中氮肥增效剂是一种较有效的选择,脲酶抑制剂和硝化抑制剂通过作用于土壤N2O产生的不同途径,能够从源头上控制由不合理施肥造成的N2O排放。本研究针对沼液在土壤施用过程中造成N2O大量排放的问题,探究硝化/脲酶抑制剂（N-丁基硫代磷酰三胺+双氰胺）、沼液施用方式和土壤含水量对N2O排放的影响,并对不同沼液施用深度下添加硝化/脲酶抑制剂（N-丁基硫代磷酰三胺+双氰胺）对硝化、反硝化功能基因的影响与微生物作用机制展开探究,结果如下:（1）沼液施用方式对土壤N2O排放具有极显着的影响（p<0.01）。未添加抑制剂条件下,与表施相比,沼液覆土施用极显着降低土壤N2O排放（p<0.01）,土壤N2O累积排放量减少了21.9%-72.9%。添加抑制剂显着影响土壤N2O排放（p<0.05）,与表施相比,沼液覆土施用配施1%N-丁基硫代磷酰三胺与5%双氰胺,对土壤N2O、CO2、NH3的整体抑制效果最佳,其中土壤N2O累积排放量与未添加抑制剂处理相比减少了6.0%-33.8%。（2）添加1%N-丁基硫代磷酰三胺与5%双氰胺能够在一定含水量条件下减少土壤N2O排放。未添加抑制剂的条件下,随着土壤含水量升高土壤N2O排放量呈增加趋势。80%田间持水量（WHC）处理的土壤N2O累积排放量分别是40%WHC和60%WHC处理的35.5和18.0倍,差异均达到显着水平（p<0.05）。添加抑制剂条件下,40%WHC与60%WHC的土壤N2O累积排放量分别比未添加抑制剂处理降低35.5%和41.8%。高含水量条件下（80%WHC）添加1%N-丁基硫代磷酰三胺与5%双氰胺对土壤N2O排放的抑制作用较小。（3）沼液覆土深度、抑制剂及其交互作用均极显着影响土壤N2O排放（p<0.01）。未添加抑制剂的条件下,随沼液覆土深度（0-15 cm）增加,土壤N2O累积排放量呈现增加趋势,沼液覆土15 cm处理的土壤N2O累积排放量分别是沼液覆土10、5 cm和表施处理的4.7、1.2和0.7倍,差异均达到显着水平（p<0.05）。添加抑制剂条件下,沼液覆土15、10 cm和表施处理均显着抑制土壤N2O排放,沼液覆土15 cm、10 cm和表施时N2O累积排放量与不添加抑制剂处理相比分别减少46.1%、21.7%、34.6%。（4）沼液施用深度和抑制剂对微生物功能基因数量影响显着。未添加抑制剂的条件下,沼液覆土15 cm和表施处理的土壤16Sr RNA、AOA-amo A、AOB-amo A、nirS、nirK、nos Z拷贝数均显着高于覆土10和5 cm处理。添加抑制剂条件下,覆土15 cm和表施处理的各功能基因拷贝数增加。施用5天后,覆土15 cm处理的16Sr RNA、AOA-amo A、AOB-amo A、nirS、nirK、nos Z拷贝数分别比未添加抑制剂处理增加了208.3%、582.6%、389.0%、93.2%、280.6%和263.6%;表施处理的16Sr RNA、AOA-amo A、AOB-amo A、nirS、nirK、nos Z拷贝数分别比未添加抑制剂处理增加了450.0%、77398.8%、226.5%、384.6%、194.4%和273.8%。（5）冗余分析（RDA）表明抑制剂添加改变了土壤N2O产生的微生物途径。未添加抑制剂的条件下,土壤N2O主要由AOB-amo A基因主导的氨氧化作用产生,AOB-amo A基因拷贝数与土壤N2O累积排放量呈正相关（r=0.601）。添加抑制剂条件下,土壤N2O主要通过nirS、nirK等功能基因主导的反硝化途径产生。
于亚泽[7]（2021）在《不同水肥处理方式对农田土壤N2O排放及氮淋溶特征的影响及其机理》文中认为农田土壤不同灌溉方式下施用氮肥产生诸多环境问题,土壤N2O排放和氮素淋溶损失已受到国内外学者广泛关注。近年来,国内外学者关于单一灌溉方式或单一施氮量对土壤N2O排放和氮素淋溶量做了一些研究,但对于滴灌、喷灌、沟灌施肥交叉处理土壤N2O排放和氮素淋溶损失系统研究还需进一步加强。因此,探寻能够减少土壤N2O排放及氮素淋溶损失量的同时能够确保粮食高产的管理措施具有重要意义。本研究于2018年和2019年5-9月于呼和浩特市马铃薯田开展原位监测试验,设置不同灌溉方式及施氮量,分别为DCK、DD、DG、SCK、SD、SG、FCK、FD和FG（其中,首字母D、S、F分别代表滴灌、喷灌、沟灌;后CK、D、G分别对应施氮量0kg/ha、500 kg/ha、1000kg/ha）,分析不同灌溉方式、施氮量交互作用土壤N2O排放和氮素淋溶特征及不同环境因子对二者损失影响,并探明土壤N2O排放与氮素淋溶量之间相互关系及作用机制,为合理选择水肥管理模式提高水资源利用效率同时减少土壤N2O排放和氮素淋失量提供实际指导作用。研究结果如下:1.2018年和2019年马铃薯田土壤N2O排放具有明显季节变化特征,7、8月为土壤N2O排放高峰期。马铃薯整个生育期,两年土壤N2O排放高峰分别在花期、块茎形成期和花期。2018年滴灌、管道式喷灌、沟灌施肥处理在花期和块茎形成期土壤N2O累积排放量占比范围分别为15%～25%、27%～42%;25%～38%、28%～38%和34%～54%、37%～47%。2019年各处理排放高峰主要出现在花期,滴灌施肥、大型喷灌机灌溉施肥、沟灌施肥处理占比范围分别为23%～39%、33%～69%、39%～55%。2.双因素方差分析结果表明,不同灌溉方式、不同施氮量及二者交互作用均对土壤N2O排放、氮素淋溶量具有显着影响（P<0.05）。同一灌溉方式不同施氮量下,马铃薯田土壤N2O累积排放量随施氮量增加而增加,同一施氮量不同灌溉方式下,滴灌、管道式喷灌与传统沟灌相比显着降低了土壤N2O排放,表现为滴灌<管道式喷灌<沟灌。2018年和2019年FCK、FD、FG土壤N2O累积排放量分别为2kg/ha、23.79kg/ha、45.73kg/ha和2.08kg/ha、6.23kg/ha、13.93 kg/ha,DCK、DD、DG分别降低35.00%、80.90%、75.60%和26.70%、66.40%、21.50%,SCK、SD、SG分别降低了13.46%、76.42%、81.13%和18.50%、-92.76%、-86.72%。两年内,DD（滴灌低肥）土壤N2O累积排放量最低。3.2018年滴灌、管道式喷灌及2019年滴灌均有效减少土壤N2O排放强度,2018年土壤N2O排放强度显着高于2019年。2018年和2019年FCK、FD、FG土壤N2O排放强度分别为0.09kg N/t、0.61kg N/t、1.17kg N/t和0.10kg N/t、0.18kg N/t、0.39kg N/t,DCK、DD、DG分别降低了44.44%、86.89%、83.76%和40.00%、61.11%、56.41%,SCK、SD、SG分别降低了33.33%、81.97%和85.47%。两年内同一灌溉方式高肥处理土壤N2O排放系数高于低肥处理,2018年和2019年FD、FG土壤N2O排放系数分别为4.36%、4.37%和0.83%、1.19%,DD、DG分别为0.65%、0.99%和0.45%、0.82%;SD、SG分别为0.70%、0.80%和2.03%、2.42%。两年内,施肥处理DD（滴灌低肥）土壤N2O排放系数均最低。4.两年野外试验表明,2018年和2019年不同灌溉方式下无机氮淋溶损失以硝态氮形式为主;氮素淋溶损失量随深度的增加呈下降趋势,80cm深度处低于40cm深度处。滴灌与传统沟灌相比可有效减少氮素淋溶损失量,2018年和2019年分别减少36.95%～63.10%和54.93%～87.92%。同一灌溉方式同一深度下,随施氮量增多氮素淋溶量随之增加。FG40（沟灌高肥40cm深度）、DD80（滴灌低肥80cm深度）分别为氮素淋溶量最多及最少处理,最高值为53.29 kg/ha,最低值为3.43 kg/ha。5.滴灌、喷灌和沟灌三种灌溉方式下,土壤N2O排放通量与土壤含水量（R2=0.76、0.94、0.84）、SOC（R2=0.83、0.79、0.81）呈极显着正相关（P<0.01）,氮素淋溶量均与土壤含水量呈极显着正相关（P<0.01）。与土壤含水量相关系数分别为0.77、0.85和0.76;土壤N2O排放通量、氮素淋溶量均与土壤容重、土壤温度、土壤p H、土壤孔隙度无显着相关性（P>0.05）。土壤N2O排放与氮素淋溶量呈显着正相关（P<0.05）,相关系数为0.83。6.土壤淋溶液中NO2-含量对土壤N2O排放具有重要影响,土壤淋溶液中NO2-含量与土壤N2O排放呈显着正相关（P<0.05）,施氮量多,NO2-含量高,土壤N2O排放量多.灌溉施肥处理中,DD（滴灌低肥）处理保证粮食增产同时减少N2O排放及氮素淋溶损失效果最好,为最佳农田管理措施。
赵国胜[8]（2021）在《不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响》文中研究指明降低农田氧化亚氮（N2O）排放可有效缓解温室效应。为追求作物高产盲目高量灌溉和施肥,会导致农田N2O排放量升高。为获得宿根蔗高产和N2O减排的水肥管理模式并探究影响蔗田N2O排放因素,通过田间试验,研究不同滴灌水肥模式对宿根蔗产量、土壤N2O通量、无机氮含量、酶活性及微生物群落组成及和丰度的影响,分析了土壤N2O通量与各土壤指标的关系,并揭示宿根蔗高产和N2O减排的水肥管理模式。结果表明:（1）合理的滴灌施肥模式有利于甘蔗高产。不同滴灌灌水量水平和氮肥施用比例试验中F55（50%基肥,50%滴灌追肥）下W1（土壤水分70%～80%θf（田间持水量））和W2（土壤水分80%～90%θf）产量较高,分别为102.4 t·hm-2和97.8 t·hm-2;不同滴灌灌水量和施肥量水平试验中F12(N300 kg·hm-2、P2O5 180 kg·hm-2、K2O 240 kg·hm-2)下W75（滴灌灌水量45mm）和W100（滴灌灌水量60 mm）产量较高,分别为113.6 t·hm-2和126.4t·hm-2。（2）合理的滴灌施肥模式可以有效降低N2O通量。不同滴灌灌水量水平和氮肥施用比例试验中W1下F55和F37（30%基肥,70%滴灌追肥）土壤N2O通量较低;不同滴灌灌水量和施肥量水平试验中F09(N 225kg·hm-2、P2O5 135 kg·hm-2、K2O 180 kg·hm-2)下W75和W100土壤N2O通量较低。（3）滴灌施肥模式对土壤无机氮含量和氮转化相关酶活性有显着影响。W2F55和W100F12处理土壤无机氮含量和亚硝酸还原酶活性在各生育期均处于较高水平。（4）灌溉和施肥显着影响土壤微生物群落结构组成和丰度。滴灌施肥蔗田土壤中反硝化细菌（放线菌纲和变形菌纲为主）在土壤氮素转化和N2O排放等方面发挥重要作用。（5）蔗田土壤N2O通量与土壤脲酶和硝酸还原酶活性、铵态氮含量以及中慢生根瘤菌属丰度之间均呈显着负相关（r=-0.572～-0.326,n=24）,与嗜酸单胞菌和亚硝化螺菌属丰度之间呈显着正相关（r=0.549-0.574,n=24）。因此,采用N 300 kg·hm-2、P2O5 180 kg·hm-2、K2O 240 kg·hm-2,氮肥基追比为5:5并将土壤水分控制在田间持水量的70%～80%是实现甘蔗增产和蔗地N2O减排的较优水肥管理模式,且土壤铵态氮含量、脲酶和硝酸还原酶活性以及部分属的反硝化细菌丰度影响蔗田N2O排放。
赵彬洁[9]（2021）在《汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制》文中认为氮循环是自然界中最为重要的元素循环之一。河流作为陆地与海洋系统的联系枢纽,对氮素的生物地球化学循环发挥着重要作用。反硝化、厌氧氨氧化（ANAMMOX）和硝酸盐异化还原成铵（DNRA）统称为硝酸盐异化还原,可使硝态氮与铵态氮相互转化,或将其从水体中去除。温室气体N2O是氮循环中硝化作用和硝酸盐异化还原作用的中间产物,所以N2O的产生及释放与氮素的生物地球化学过程以及人类对氮循环的干扰密切相关。了解这些过程及其与环境因子和关键微生物的关联,对于改善和维持河流系统的生态健康至关重要。但目前在河流生态系统中鲜有将氮循环关键过程结合起来的研究。该研究所选择的研究地点为南水北调中线工程水源地汉江流域的两个支流金水河及淇河,水源地水资源保护是南水北调工程发挥效益的关键。本研究通过分析不同人为干扰程度的河流（金水河及淇河）从源头到河口纵向梯度及季节间的主要环境因子和氮素转化途径的变化特征,结合宏基因组测序分析参与氮循环的微生物潜能,结合高通量测序分析参与反硝化的微生物群落结构,分析N2O排放特征,并设置控制实验,进而探讨河流在不同人为干扰强度下及不同季节主要环境因子、氮循环过程和关键微生物的关联。研究结果显示,人为干扰强度高的采样区域具有更高的水温、DOC和水体NO3-。河流沉积物中硝酸盐同化还原、硝酸盐还原+亚硝酸盐还原及氮矿化的潜能较高,而厌氧氨氧化、硝化和氮固定潜能较低。两条河流中伯克霍尔德菌是大部分氮循环功能的优势物种。而通过对人为干扰强度不同的金水河和淇河的比较发现,在人为干扰强度高的流域,其沉积物中的氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能的上中下游的差异性较小,而人为干扰强度较低的流域氮循环微生物、氮循环基因与氮循环潜能上中下游的差异较大。沉积物中参与硝酸盐还原的基因丰度及硝酸盐还原潜力随着人为干扰的增加而升高,有机质降解与合成的基因丰度与氮同化潜能随着人为干扰强度的增加而降低。水体温度、水体硝态氮及有机碳含量对沉积物氮循环微生物及潜能的影响最为重要。反硝化作用、厌氧氨氧化和DNRA分别在夏季（8月）、秋季（11月）和春季（3月）较高。反硝化、厌氧氨氧化和DNRA对硝酸盐还原的相对贡献在不同季节有很大差异,反硝化在夏季贡献较大,DNRA在春季和秋季贡献较大。金水河流域（低人为干扰）夏季的N2O溶存度最高,但淇河流域（高人为干扰）没有显着的季节差异。不同功能基因丰度的季节变化不一致。硝化、反硝化、厌氧氨氧化速率、氮循环关键过程的功能基因丰度及水体N2O溶存浓度随着人为干扰的增加而升高。沉积物硝化及硝酸盐异化速率与功能基因丰度相关性不显着。水体温度、硝态氮、铵态氮、C/N、铁离子及硫化物是影响沉积物硝化及硝酸盐异化还原速率及功能基因丰度的重要因子。其中C/N在调控硝酸盐异化还原过程中起到了重要作用。水体N2O释放显着受到沉积物硝化与反硝化作用的影响。沉积物硝化、反硝化、ANAMMOX和DNRA作用在某些季节相互影响。沉积物中不同基因编码的反硝化微生物群落结构具有明显的季节及空间差异性。不同属、种的反硝化菌对人为干扰强度有不同的响应模式。具有nar G和nir S基因的潜在活性反硝化菌主要分布在人为干扰强的区域。反硝速率对人为干扰强度变化的响应不显着。影响沉积物反硝化细菌群落组成和反硝化速率的主要影响因素是水体温度和水体NO3-。高温、高水平的NO3-会抑制沉积物中某些反硝化微生物群落结构多样性,而高的DOC会使某些反硝化微生物群落结构多样性升高。沉积物中nar G和nir S型反硝化微生物群落结构多样性与沉积物反硝化速率呈负相关。这些研究结果揭示了环境因子与氮循环及氮循环微生物强的相关性,人为干扰对环境因子的改变间接地影响了河流生态系统的氮循环。该研究结果使得我们加深了对河流生态系统氮循环及微生物关键过程的认识,并从微生物角度揭示人为干扰对氮元素地球化学循环的影响。研究结果在控制水体氮素污染、加强河流生物净化功效和温室气体排放方面都将有重要意义。
彭毅[10]（2021）在《不同耕作及施氮条件下冬小麦田N2O排放特征及影响因子》文中研究说明温室气体一直都是全球关注的热点问题,农业活动是温室气体N2O的重要排放源。为探究不同耕作方式及施氮水平下黄土高原地区冬小麦田N2O排放规律,运用静态箱-气相色谱法研究了整个生育期冬小麦田N2O排放的动态变化。本研究以冬小麦‘小偃22’为材料,采取双因素裂区设计,主区为3种耕作模式:常规耕作（CT）、秸秆还田（SM）和平膜覆盖（FM）;副区为3种氮肥处理:不施氮、减氮20%(144 kg·N·hm-2)、常规施氮(180 kg·N·hm-2),共计9个处理（CT-N0、CT-N144、CT-N180、FM-N0、FM-N144、FM-N180、SM-N0、SM-N144和SM-N180）。以常规耕作（CT）为对照,探讨不同施氮水平下平膜覆盖（FM）和秸秆还田（SM）对土壤N2O排放产生的影响,同时分析土壤温度、充水孔隙度（WFPS）、硝态氮含量、铵态氮含量及p H值与N2O排放的相关性。本研究的主要结果如下:（1）施氮处理的N2O排放通量在0.21～75.39μg·（m2·h）-1之间,不施氮处理全年平均N2O排放通量在2.50μg·（m2·h）-1以下;各施氮处理的N2O排放总量在0.35±0.19～0.50±0.30 kg·hm-2之间,不施氮处理在0.21±0.11～0.26±0.14 kg·hm-2之间。各施氮处理的土壤N2O的排放主要集中在施肥后20天内,且N2O排放通量峰值出现在施肥后两周之内。施肥和覆膜可以显着提高N2O排放通量和N2O排放总量（P<0.05）。秸秆还田有降低N2O排放的趋势,但与常规耕作相比,N2O排放总量的差异不显着。（2）施氮条件下,常规耕作、平膜覆盖、秸秆还田三种耕作模式下肥料氮的N2O排放系数、全球增温潜势分别为0.09～0.10%,60.82～71.71 kg·hm-2;0.15～0.18%,85.62～122.15 kg·hm-2;0.10%,53.23～69.82 kg·hm-2。覆膜栽培显着高于常规耕作和秸秆还田（P<0.05）。不施氮各处理的全球增温潜势无显着差异。（3）不施氮处理的N2O排放只与土壤充水孔隙度显着正相关（P<0.05）;施氮处理的N2O排放与土壤充水孔隙度和土壤铵态氮含量呈极显着正相关（P<0.01）。常规耕作下,土壤N2O排放通量与土壤充水孔隙度、土壤铵态氮含量呈极显着正相关（P<0.01）;平膜覆盖下,土壤N2O排放通量与土壤充水孔隙度、土壤硝态氮含量和土壤铵态氮含量呈显着正相关（P<0.05）;秸秆还田下,土壤N2O排放通量与土壤充水孔隙度、土壤铵态氮含量、土壤硝态氮含量和土壤5 cm地温呈显着正相关（P<0.05）。说明旱地土壤微生物硝化作用是土壤N2O排放的主要来源,而覆膜和秸秆还田条件下,反硝化作用是土壤N2O的排放源。（4）施氮可以显着提高籽粒产量（P<0.05）。与常规栽培相比,覆膜栽培和秸秆还田具有增产作用,在适宜年份,增产可达显着水平。减氮20%与常规施氮的籽粒产量及部分产量构成要素之差异不显着,说明减氮20%不会造成减产。覆膜和施氮可显着提高产量刻度下的N2O排放强度;秸秆还田具有降低产量刻度下N2O排放强度的趋势。（5）常规耕作、平膜覆盖、秸秆还田三种栽培模式下N2的累积排放量分别为0.70～1.30、0.99～1.82和0.72～0.92 kg·hm-2。覆膜栽培显着增加了N2排放量,而秸秆还田显着降低了N2排放量。综上所述,黄土高原地区冬小麦田的N2O排放主要来源于硝化作用,覆膜和秸秆还田条件下,反硝化作用也是影响N2O排放的因素之一。减氮20%不会显着降低小麦产量;秸秆还田既能保持产量,又有降低温室气体N2O排放的趋势;覆膜栽培有显着的增产效应,但会增加土壤N2O排放通量、排放强度和肥料氮的N2O排放系数。
二、农田土壤硝化-反硝化作用与N_2O的排放（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、农田土壤硝化-反硝化作用与N_2O的排放（论文提纲范文）
（1）不同耕作模式对稻田温室气体排放及水稻氮吸收的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究问题的由来 |
| 1.2 耕作模式对作物氮吸收的影响 |
| 1.2.1 土壤氮素的研究 |
| 1.2.2 不同耕作模式对根系的影响 |
| 1.3 耕作模式下稻田土壤微生物群落 |
| 1.4 不同耕作模式下土壤硝化与反硝化作用研究 |
| 1.4.1 土壤硝化及反硝化作用研究意义 |
| 1.4.2 不同耕作模式对土壤硝化作用影响研究 |
| 1.4.3 不同耕作模式对土壤反硝化作用影响研究 |
| 1.5 耕作措施对甲烷与氧化亚氮排放的影响 |
| 1.5.1 CH_4排放与耕作模式的关系 |
| 1.5.2 N_2O排放与耕作模式的关系 |
| 1.6 耕作方式对水稻产量的影响 |
| 1.7 不同耕作模式的生态评估 |
| 1.7.1 生态系统净经济效益的评价 |
| 1.7.2 农业碳足迹的评价 |
| 1.7.3 农业能量足迹的评估 |
| 1.8 研究目的及意义 |
| 1.9 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.2 试验地基本情况 |
| 2.3 试验设计 |
| 2.4 试验指标与方法 |
| 2.4.1 试验前样品预处理 |
| 2.4.2 土壤理化性质测定 |
| 2.4.3 植株指标测定 |
| 2.4.4 CH_4与N_2O温室气体排放的测定 |
| 2.4.5 碳足迹(CF)及能量收支生态评估 |
| 2.4.6 土壤硝化作用及反硝化作用速率测定 |
| 2.4.7 土壤微生物磷脂脂肪酸(PLFA)的测定 |
| 2.4.8 土壤氮循环功能微生物群落丰度测定 |
| 2.5 生态经济效应计算 |
| 2.5.1 经济效益(EB)的计算 |
| 2.5.2 生态经济效益(EEB)的计算 |
| 2.5.3 净生态经济效益(NEEB)的计算 |
| 2.6 数据处理与分析 |
| 第三章 不同耕作模式对土壤理化性质的影响 |
| 3.1 不同耕作模式对土壤NH_4~+和NO_3~-的影响 |
| 3.2 不同耕作模式对土壤DOC与 SOC含量的影响 |
| 3.3 不同耕作模式对土壤氧化还原电位Eh的影响 |
| 3.4 不同耕作模式对土壤MBC含量的影响 |
| 3.6 讨论 |
| 3.6.1 不同耕作模式对土壤NH_4~+与NO_3~-的影响 |
| 3.6.2 不同耕作模式对土壤Eh的影响 |
| 3.6.3 不同耕作模式对土壤DOC、SOC及 MBC的影响 |
| 3.7 小结 |
| 第四章 不同耕作模式对土壤微生物群落的影响 |
| 4.1 不同耕作模式对土壤硝化及反硝化作用的影响 |
| 4.2 不同耕作模式对土壤磷脂脂肪酸含量(PLFAs)的影响 |
| 4.2.1 土壤总微生物磷脂脂肪酸(PLFAs)变化 |
| 4.2.2 不同耕作模式下土壤细菌的磷脂脂肪酸含量 |
| 4.2.3 不同耕作模式下土壤真菌的磷脂脂肪酸含量 |
| 4.2.4 不同耕作模式下土壤放线菌的磷脂脂肪酸含量 |
| 4.2.5 不同耕作模式下土壤革兰氏阴/阳性菌 |
| 4.2.6 不同耕作模式下磷脂脂肪酸比值 |
| 4.2.7 土壤细菌多样性指数的评价 |
| 4.3 不同耕作模式对土壤关键微生物功能基因丰度的的影响 |
| 4.3.1 不同耕作模式对土壤硝化作用关键功能基因丰度AOA及 AOB的影响 |
| 4.3.2 不同耕作模式对土壤反硝化作用关键功能基因丰度的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同耕作模式对土壤硝化及反硝化作用的影响 |
| 4.4.2 不同耕作模式对土壤微生物群落的影响 |
| 4.4.3 不同耕作模式对土壤关键功能基因丰度与活性的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 不同耕作模式对水稻产量、氮吸收的影响 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 不同耕作模式对水稻根系形态的影响 |
| 5.1.2 不同耕作模式对水稻根系硝酸还原酶Nr和谷氨酰胺合成酶GS的影响 |
| 5.1.3 不同耕作模式对水稻产量的影响 |
| 5.1.4 不同耕作模式对水稻氮吸收的影响 |
| 5.1.5 土壤硝化作用与水稻氮吸收的内在关系的分析 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 不同耕作模式对根系形态的影响 |
| 5.2.2 不同耕作模式对根系酶活性的影响 |
| 5.2.3 不同耕作模式对水稻产量的影响 |
| 5.2.4 不同耕作模式对水稻氮吸收量的影响 |
| 5.3 小结 |
| 第六章 不同耕作模式下温室气体排放、碳足迹、能量收支与净生态经济效益的评估 |
| 6.1 结果与分析 |
| 6.1.1 CH_4 排放通量 |
| 6.1.2 CH_4 累积排放量 |
| 6.1.3 N_2O排放通量 |
| 6.1.4 N_2O累积排放量 |
| 6.1.5 GWP与 GHGI |
| 6.1.6 不同耕作模式对稻田碳足迹(CF)的影响 |
| 6.1.7 不同耕作模式对农业能量总支出的影响 |
| 6.1.8 碳足迹多元回归分析 |
| 6.1.9 不同耕作模式对EB、EEB和 NEEB的影响 |
| 6.2 讨论 |
| 6.2.1 耕作模式对CH_4排放的影响 |
| 6.2.2 耕作模式对N_2O排放的影响 |
| 6.2.3 不同耕作模式对水稻GWP与 GHGI的影响 |
| 6.2.4 不同耕作模式对稻田碳足迹及能量足迹农业投入的影响 |
| 6.2.5 不同耕作模式对稻田总碳排放、碳足迹和能量足迹的影响 |
| 6.2.6 不同耕作模式对水稻EB、EEB和 NEEB的影响 |
| 6.3 小结 |
| 第七章 总结与展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表论文与参加项目情况 |
| 致谢 |
（2）生物炭与硝化抑制剂联合施用对菜地土壤减排影响及微生物学机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 大气N_2O和NO |
| 1.2 土壤N_2O、NO的产生过程及影响因素 |
| 1.2.1 土壤N2O产生过程及影响因素 |
| 1.2.2 土壤NO产生过程及影响因素 |
| 1.3 施用生物炭对土壤理化性质及N_2O、NO排放过程的影响 |
| 1.3.1 施用生物炭对土壤理化性质的影响 |
| 1.3.2 施用生物炭对N_2O、NO排放过程的影响 |
| 1.4 施用硝化抑制剂对土壤理化性质及N_2O、NO排放过程的影响 |
| 1.4.1 施用硝化抑制剂对土壤理化性质的影响 |
| 1.4.2 施用硝化抑制剂对土壤N_2O、NO排放的影响 |
| 1.5 我国菜地施用氮肥现状 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验区概况 |
| 2.2 样品采集与样品分析 |
| 2.2.1 供试土壤和实验设计 |
| 2.2.2 气体样品采集与分析 |
| 2.2.3 土壤样品采集与分析 |
| 2.2.4 土壤DNA测定与分析 |
| 2.3 数据处理 |
| 3 生物炭与硝化抑制剂联合施用对土壤氮素转化的影响 |
| 3.1 生物炭与硝化抑制剂联合施用对土壤无机氮的影响 |
| 3.1.1 生物炭对土壤无机氮的影响 |
| 3.1.2 硝化抑制剂对土壤无机氮的影响 |
| 3.1.3 生物炭与硝化抑制剂联合使用对土壤无机氮的影响 |
| 3.2 生物炭与硝化抑制剂联合施用对土壤矿质氮强度的影响 |
| 3.3 集约化菜地土壤微生物基因丰度变化 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 结论 |
| 4 生物炭与硝化抑制剂联合施用对N_2O排放的影响 |
| 4.1 生物炭与硝化抑制剂联合施用对N_2O排放速率的影响 |
| 4.1.1 添加生物炭对N_2O排放速率的影响 |
| 4.1.2 添加硝化抑制剂对N_2O排放速率的影响 |
| 4.2 生物炭与硝化抑制剂联合施用对N_2O累积排放量的影响 |
| 4.2.1 添加生物炭对N_2O累积排放量的影响 |
| 4.2.2 添加硝化抑制剂对N_2O累积排放量的影响 |
| 4.3 土壤无机氮与土壤N_2O累积排放量线性回归分析 |
| 4.4 不同处理方式对单位氮投入引起的N_2O排放影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 结论 |
| 5 生物炭与硝化抑制剂联合施用对NO排放的影响 |
| 5.1 生物炭与硝化抑制剂对NO排放速率的影响 |
| 5.1.1 施加生物炭对NO排放速率的影响 |
| 5.1.2 施加硝化抑制剂对NO排放速率的影响 |
| 5.2 生物炭与硝化抑制剂对NO累积排放量 |
| 5.2.1 施加生物炭对NO累积排放量的影响 |
| 5.2.2 施加硝化抑制剂对NO累积排放量的影响 |
| 5.3 NO累积排放量与功能微生物基因丰度相关关系 |
| 5.4 不同处理方式对单位氮投入引起的NO排放影响 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 结论 |
| 6 文章结论及展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足之处与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间科研成果 |
（3）铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 土壤N_2O排放的关键过程 |
| 1.1.1 硝化过程 |
| 1.1.2 反硝化过程 |
| 1.1.3 硝化细菌反硝化过程 |
| 1.1.4 非生物过程 |
| 1.2 铁的地球化学循环 |
| 1.2.1 土壤环境中铁的形态分布 |
| 1.2.2 二价铁氧化过程 |
| 1.2.3 三价铁还原过程 |
| 1.2.4 铁循环的环境意义 |
| 1.3 土壤铁循环耦合氮转化过程及其对N_2O排放的影响 |
| 1.3.1 铁耦合氮循环过程 |
| 1.3.2 铁对N_2O排放的生物和非生物作用 |
| 1.4 研究目的、意义及内容 |
| 1.4.1 研究目的及意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究思路与技术路线 |
| 第二章 水稻土内源铁对N_2O排放的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤样品 |
| 2.2.2 试验设计 |
| 2.2.3 样品采集与分析 |
| 2.2.4 土壤DNA提取和功能基因定量分析 |
| 2.2.5 数据计算与统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤N_2O排放 |
| 2.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 2.3.3 土壤铁含量及p H变化 |
| 2.3.4 土壤硝化、反硝化功能基因丰度 |
| 2.3.5 环境因子与N_2O,硝化、反硝化功能基因丰度的相关性分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 针铁矿对水稻土硝化过程N_2O排放的生物化学耦合影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 土壤样品 |
| 3.2.2 针铁矿制备 |
| 3.2.3 试验设计 |
| 3.2.4 样品采集与分析 |
| 3.2.5 土壤DNA提取和实时定量PCR分析 |
| 3.2.6 Illumina Miseq高通量测序 |
| 3.2.7 数据计算与统计分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤N_2O排放 |
| 3.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 3.3.3 土壤中铁含量及p H、Eh变化 |
| 3.3.4 土壤AOA和 AOB amo A基因丰度 |
| 3.3.5 土壤16S r DNA基因多样性及群落组成 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 针铁矿对水稻土N_2O释放途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 样品采集与分析 |
| 4.2.4 数据计算与统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤N_2O累积排放通量 |
| 4.3.2 土壤中硝态氮和铵态氮含量变化 |
| 4.3.3 土壤中铁含量变化 |
| 4.3.4 不同过程N_2O排放相对贡献 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 针铁矿对水稻土中AOB和 AOA产生N_2O相对贡献的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 样品采集与分析 |
| 5.2.4 土壤DNA提取和实时定量PCR分析 |
| 5.2.5 Illumina Miseq高通量测序 |
| 5.2.6 数据计算与统计分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 N_2O累积排放通量 |
| 5.3.2 土壤硝态氮和铵态氮含量变化 |
| 5.3.3 土壤中铁含量及pH变化 |
| 5.3.4 AOB和AOA的N_2O产率和相对贡献 |
| 5.3.5 AOB和 AOA amo A基因丰度 |
| 5.3.6 土壤AOB和 AOA群落结构 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 针铁矿对NH_2OH和NO_2~-非生物过程释放N_2O的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 土壤样品及针铁矿制备 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品采集与分析 |
| 6.2.4 数据计算与统计分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 N_2O排放特征 |
| 6.3.2 土壤无机氮含量变化 |
| 6.3.3 土壤铁含量变化 |
| 6.3.4 N_2O释放速率与土壤理化性质的相关性 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 主要结论、创新点和展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间撰写的论文 |
| 致谢 |
（4）几种典型稻田种植模式下土壤N2O排放特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略词表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 土壤N_2O的形成过程 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 硝化-反硝化作用 |
| 1.2.3 反硝化作用 |
| 1.2.4 化学反硝化作用 |
| 1.2.5 土壤N_2O的其他产生过程 |
| 1.3 N_2O产生相关微生物与功能基因 |
| 1.4 影响土壤N_2O排放的因素 |
| 1.4.1 土壤水分 |
| 1.4.2 土壤中氧气含量 |
| 1.4.3 pH对农田土壤N_2O排放的影响 |
| 1.4.4 土壤温度 |
| 1.4.5 作物种植 |
| 1.4.6 施肥 |
| 1.4.7 其他影响因素 |
| 第二章 研究思路、目的、内容、技术路线及意义 |
| 2.1 研究思路 |
| 2.2 研究目的 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 研究技术路线 |
| 2.5 研究意义 |
| 第三章 不同旱作作物种植对稻季土壤N_2O排放的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验地概况 |
| 3.2.2 试验设计 |
| 3.2.3 田间管理 |
| 3.2.4 气体采样及分析 |
| 3.2.5 土壤指标的测定 |
| 3.2.6 实时定量PCR |
| 3.2.7 试验数据处理 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 N_2O排放 |
| 3.3.2 气温、降雨量、土温 |
| 3.3.3 土壤水分含量 |
| 3.3.4 土壤pH |
| 3.3.5 土壤碳、氮含量 |
| 3.3.6 N_2O产生相关功能基因丰度 |
| 3.3.7 N_2O与五种功能基因丰度和环境因子的相关分析 |
| 3.3.8 环境因子与N_2O排放的关系 |
| 3.3.9 几种功能基因与N_2O排放的关系 |
| 3.3.10 N_2O产生与排放的调控因子 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同稻田种植模式下稻季N_2O排放差异 |
| 3.4.2 不同稻田种植模式下休闲期和旱作季N_2O排放差异 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 稻季作物种植对稻田土壤N_2O排放的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验地概况 |
| 4.2.2 试验设计 |
| 4.2.3 田间管理 |
| 4.2.4 气体采样及分析 |
| 4.2.5 土壤指标的测定 |
| 4.2.6 实时定量PCR |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 N_2O排放 |
| 4.3.2 土壤水分含量 |
| 4.3.3 土壤pH |
| 4.3.4 土壤碳、氮含量 |
| 4.3.5 N_2O产生相关功能基因丰度 |
| 4.3.6 稻季环境因子与N_2O排放的关系 |
| 4.3.7 稻季功能基因与N_2O排放的关系 |
| 4.3.8 稻季N_2O产生与排放的调控因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 作物种植对稻田N_2O排放影响 |
| 4.4.2 轮作方式对稻季稻田N_2O排放影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 稻油轮作模式前茬施氮肥对后茬N_2O排放的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验地概况 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验材料 |
| 5.2.4 气体采样及分析 |
| 5.2.5 土壤指标的测定 |
| 5.2.6 试验数据处理 |
| 5.3 试验结果 |
| 5.3.1 环境因子变化 |
| 5.3.2 土壤参数变化 |
| 5.3.3 N_2O排放 |
| 5.3.4 因子与N_2O通量关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 油菜季N_2O排放 |
| 5.4.2 水稻季N_2O排放 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 几种稻田种植模式下的N_2O对氮循环的贡献 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地概况 |
| 6.2.2 肥料氮的输入 |
| 6.2.3 作物吸收氮测定 |
| 6.2.4 淋溶损失氮测定 |
| 6.3 结果分析 |
| 6.3.1 几种稻田种植模式下氮肥输入量 |
| 6.3.2 几种稻田种植模式下N_2O排放 |
| 6.3.3 几种稻田种植模式下作物氮吸收量 |
| 6.3.4 水稻生长季氮淋溶量 |
| 6.3.5 几种稻田种植模式下系统氮平衡 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 稻田种植模式对作物氮吸收的影响 |
| 6.4.2 稻田种植模式下N_2O对 N流失的贡献 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 结论和展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 研究不足 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录 A:作者简历 |
| 附录 B:获奖情况 |
| 附录 C:已发表的学术论文 |
| 附录 D:资助项目 |
| 致谢 |
（5）稻壳生物炭对石灰性农田土壤氨氧化过程N2O排放的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 全球N_2O排放现状及其主要影响因素 |
| 1.2 土壤N_2O排放机理 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 微生物在土壤N_2O排放中的作用 |
| 1.3 影响土壤N_2O排放的因素 |
| 1.3.1 土壤水分 |
| 1.3.2 土壤温度 |
| 1.3.3 氧含量 |
| 1.3.4 pH值 |
| 1.3.5 有机碳含量 |
| 1.4 生物炭的特征及应用 |
| 1.4.1 生物炭的主要特征 |
| 1.4.2 生物炭对土壤性质的影响 |
| 1.4.3 生物炭对土壤氨氧化过程的影响 |
| 1.4.4 生物炭对土壤N_2O排放的影响 |
| 1.5 研究内容、目的、意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目的 |
| 1.5.3 研究意义 |
| 1.5.4 创新点 |
| 1.5.5 技术路线图 |
| 第2章 稻壳生物炭抑制石灰性农田土壤N_2O排放(WFPS=50%,铵态氮肥) |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 土壤和生物炭 |
| 2.2.2 土壤pH值、电导率、无机氮和DOC含量的测定 |
| 2.2.3 室内培养实验 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 生物炭对N_2O排放速率和累积排放量的影响 |
| 2.3.2 生物炭对培养体系pH值和电导率的影响 |
| 2.3.3 生物炭对培养体系无机氮和DOC含量的影响 |
| 2.3.4 N_2O排放速率与土壤NO_2~-N含量之间的回归关系 |
| 2.3.5 土壤NO_3~-N含量与pH值之间的回归关系 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 稻壳生物炭抑制石灰性农田土壤N_2O排放 |
| 2.4.2 稻壳生物炭促进石灰性农田土壤的硝化作用 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 稻壳生物炭促进石灰性农田土壤N_2O排放(WFPS=70%,铵态氮肥) |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验方法 |
| 3.2.2 数据分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 生物炭对N_2O排放速率和累积排放量的影响 |
| 3.3.2 生物炭对培养体系pH值和电导率的影响 |
| 3.3.3 生物炭对培养体系无机氮和DOC含量的影响 |
| 3.3.4 N_2O排放速率与NO_2~-N含量之间的回归关系 |
| 3.3.5 土壤NO_3~-N含量与pH值之间的回归关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 水分和生物炭对土壤氨氧化过程N_2O排放的耦合作用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验方法 |
| 4.2.2 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 N_2O排放速率和累积排放量 |
| 4.3.2 培养体系pH值和电导率的动态变化 |
| 4.3.3 培养体系无机氮和DOC含量的动态变化 |
| 4.3.4 N_2O排放速率与NO_2~-N含量之间的回归关系 |
| 4.3.5 土壤NO_3~-N含量与pH值之间的回归关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同WFPS和生物炭添加量对土壤N_2O排放的影响 |
| 4.4.2 不同WFPS和生物炭添加量对土壤硝化过程的影响 |
| 4.4.3 N_2O累积排放量与环境因素的相关性分析 |
| 4.5 结论 |
| 第5章 结论和展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（6）沼液施用方式及NBPT-DCD联合抑制土壤N2O排放的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤N_2O产生途径 |
| 1.2.2 沼液施用方式对土壤N_2O排放的影响 |
| 1.2.3 硝化/脲酶抑制剂对土壤N_2O排放的影响 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 供试材料 |
| 2.1.1 试验土壤 |
| 2.1.2 沼液 |
| 2.1.3 硝化、脲酶抑制剂 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 沼液施用方式配合NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 2.2.2 硝化/脲酶抑制剂NBPT-DCD及土壤含水量对土壤N_2O排放的影响 |
| 2.2.3 沼液不同施用深度下添加抑制剂对土壤N_2O排放的影响 |
| 2.3 样品采集 |
| 2.3.1 N_2O、CO_2的采集 |
| 2.3.2 NH_3的采集 |
| 2.3.3 土壤样品的采集 |
| 2.4 分析指标及测定方法 |
| 2.4.1 沼液理化性质测定 |
| 2.4.2 气体指标测定 |
| 2.4.3 土壤指标测定 |
| 2.4.4 荧光定量PCR检测 |
| 2.5 数据整理与分析 |
| 第三章 沼液施用方式配合NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.1 土壤N_2O排放的变化特征 |
| 3.2 土壤N_2O累积排放量 |
| 3.3 土壤CO_2排放通量及累积排放量 |
| 3.4 NH_3挥发 |
| 3.5 土壤无机氮含量 |
| 3.6 不同处理的表观硝化率 |
| 3.7 讨论 |
| 3.7.1 沼液施用方式对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.7.2 不同沼液施用方式下NBPT-DCD组合对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.8 小结 |
| 第四章 土壤含水量及添加NBPT-DCD对N_2O排放的影响 |
| 4.1 土壤N_2O排放通量及累积排放量 |
| 4.2 土壤N_2O抑制率 |
| 4.3 土壤CO_2排放通量及累积排放量 |
| 4.4 土壤NH_4~+-N含量 |
| 4.5 土壤NO_3~-N含量 |
| 4.6 表观硝化率 |
| 4.7 土壤溶解性有机碳 |
| 4.8 相关性分析 |
| 4.9 讨论 |
| 4.9.1 不同土壤含水量对N_2O的影响 |
| 4.9.2 不同土壤含水量下施用抑制剂对N_2O的影响 |
| 4.10 小结 |
| 第五章 沼液施用深度下添加NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 5.1 土壤N_2O排放通量及累积排放量 |
| 5.2 土壤N_2O抑制率 |
| 5.3 土壤CO_2排放通量及累积排放量 |
| 5.4 土壤NH_4~+-N含量 |
| 5.5 土壤NO_3~-N含量 |
| 5.6 表观硝化率 |
| 5.7 双因素方差分析 |
| 5.8 讨论 |
| 5.8.1 沼液不同施用深度对土壤N_2O排放的影响 |
| 5.8.2 沼液不同施用深度下添加抑制剂对土壤N_2O排放的影响 |
| 5.9 小结 |
| 第六章 微生物功能基因对沼液施用方式及添加NBPT-DCD的响应 |
| 6.1 细菌群落对沼液施用方式及添加硝化/脲酶抑制剂的响应 |
| 6.2 硝化作用功能基因对沼液施用方式及添加硝化/脲酶抑制剂的响应 |
| 6.3 反硝化作用功能基因对沼液施用方式及添加硝化/脲酶抑制剂的响应 |
| 6.4 土壤N_2O累积排放量与硝化/反硝化功能基因拷贝数的相关性分析 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 沼液不同施用方式下添加NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 7.1.2 不同土壤含水量下添加NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 7.1.3 沼液不同施用深度下添加NBPT-DCD对土壤N_2O排放的影响 |
| 7.1.4 土壤硝化、反硝化功能基因对沼液施用方式及添加NBPT-DCD的响应 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 存在问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（7）不同水肥处理方式对农田土壤N2O排放及氮淋溶特征的影响及其机理（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.2 农田土壤N_2O排放国内外研究进展 |
| 1.2.1 农田土壤N_2O排放作用机制 |
| 1.2.2 土壤N_2O排放特征及影响因素研究进展 |
| 1.2.2.1 土壤N_2O排放特征研究进展 |
| 1.2.2.2 土壤N_2O排放影响因素研究进展 |
| 1.2.3 节水灌溉方式下土壤N_2O排放研究进展 |
| 1.3 农田土壤氮素淋溶研究进展 |
| 1.3.1 农田土壤硝酸盐淋溶及影响因素研究进展 |
| 1.3.2 节水灌溉方式下氮素淋溶研究进展 |
| 1.4 问题的提出 |
| 1.5 研究目的及研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 试验区概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.2.1 野外试验 |
| 2.2.1.1 滴灌 |
| 2.2.1.2 喷灌 |
| 2.2.1.3 沟灌 |
| 2.2.2 室内试验 |
| 2.3 样品采集及测定 |
| 2.3.1 土壤样品采集及测定 |
| 2.3.2 土壤N_2O采集和分析 |
| 2.3.3 土壤溶液采集和测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 第3章 不同灌溉方式下马铃薯田土壤N_2O排放特征 |
| 3.1 气温和降水量变化 |
| 3.2 不同水肥处理方式土壤N_2O季节变化 |
| 3.3 不同灌溉方式土壤N_2O累积排放量、排放强度及排放系数 |
| 3.3.1 土壤N_2O累积排放量 |
| 3.3.2 土壤N_2O排放强度 |
| 3.3.3 土壤N_2O排放系数 |
| 3.4 不同灌溉方式土壤含水量变化 |
| 3.5 土壤N_2O排放影响因素分析 |
| 3.6 讨论 |
| 3.6.1 灌溉方式对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.6.2 土壤因素及环境因子对土壤N_2O排放影响 |
| 3.6.3 不同灌溉方式和施氮水平对土壤N_2O排放影响双因素方差分析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第4章 不同灌溉方式下旱田土壤氮素淋溶特征 |
| 4.1 不同水肥处理方式土壤淋溶液无机氮浓度动态变化 |
| 4.2 不同水肥处理方式土壤淋溶液无机氮累积淋溶量 |
| 4.3 氮素淋溶量影响因素分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 灌溉方式对氮素淋溶损失的影响 |
| 4.4.2 环境因子对氮素淋溶损失的影响 |
| 4.4.3 不同灌溉方式和施氮量对氮素淋溶量影响双因素方差分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 马铃薯不同生长时期生物量变化特征 |
| 5.1 不同灌溉方式马铃薯植株生物量特征 |
| 5.2 不同灌溉方式马铃薯产量 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 节水灌溉方式对马铃薯产量影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 土壤N_2O排放与氮素淋溶量相关性研究 |
| 6.1 土壤N_2O排放与氮素淋溶量相关性分析 |
| 6.2 讨论 |
| 第7章 土壤淋溶液中NO_2~-含量对土壤N_2O排放影响机制研究 |
| 7.1 土壤N_2O排放特征 |
| 7.2 土壤淋溶液无机氮含量变化 |
| 7.3 NO_2~-含量对土壤N_2O排放影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 NO_2~-对土壤 N_2O 排放的影响 |
| 7.4.2 灌水量及施氮量对土壤 N_2O 排放影响 |
| 7.4.3 灌水量及施氮量对氮素淋溶量影响 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（8）不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩写符号说明 |
| 1 前言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 滴灌施肥对作物水肥利用和产量的影响 |
| 1.2.2 滴灌施肥对土壤N_2O通量的影响 |
| 1.2.3 滴灌施肥对土壤pH的影响 |
| 1.2.4 滴灌施肥对土壤无机氮含量的影响 |
| 1.2.5 滴灌施肥对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 1.2.6 滴灌施肥对土壤微生物群落结构组成和丰度的影响 |
| 1.2.7 土壤pH、无机氮含量、酶活性及微生物群落结构和丰度对N_2O排放的影响 |
| 1.3 当前研究中存在的问题 |
| 1.4 本文主要研究内容和技术路线 |
| 1.4.1 本文主要研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地点与材料 |
| 2.2 试验设计与方法 |
| 2.2.1 试验设计 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.3 田间试验管理 |
| 2.4 样品采集与测定 |
| 2.4.1 植物样品的采集与测定 |
| 2.4.2 土壤样品采集与测定 |
| 2.4.3 土壤N_2O采集与测定 |
| 2.5 统计分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同滴灌施肥处理对宿根甘蔗农艺性状、产量以及蔗糖分的影响 |
| 3.1.1 宿根甘蔗农艺性状 |
| 3.1.2 产量和蔗糖分 |
| 3.2 不同滴灌施肥处理对土壤N_2O排放的影响 |
| 3.3 不同滴灌施肥处理对土壤pH的影响 |
| 3.4 不同滴灌施肥处理对土壤无机氮的影响 |
| 3.4.1 铵态氮 |
| 3.4.2 硝态氮 |
| 3.4.3 亚硝态氮 |
| 3.5 不同滴灌施肥处理对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 3.5.1 脲酶(URE) |
| 3.5.2 硝酸还原酶(NR) |
| 3.5.3 亚硝酸还原酶(NiR) |
| 3.5.4 羟胺还原酶(HyR) |
| 3.6 不同滴灌施肥处理下蔗田土壤N_2O通量、pH、无机氮含量和酶活性之间的相关性 |
| 3.7 不同滴灌施肥处理对分蘖期土壤微生物群落结构组成和丰度的影响 |
| 3.7.1 纲水平下土壤微生物的群落结构组成和丰度 |
| 3.7.2 科水平下土壤微生物群落结构组成和丰度 |
| 3.7.3 种和属水平下土壤微生物群落与其它指标的相关性分析 |
| 4 讨论与结论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.1.1 不同滴灌施肥处理对宿根甘蔗农艺性状、产量以及蔗糖分的影响 |
| 4.1.2 不同滴灌施肥处理对土壤N_2O排放的影响 |
| 4.1.3 不同滴灌施肥处理对土壤pH的影响 |
| 4.1.4 不同滴灌施肥处理对土壤无机氮的影响 |
| 4.1.5 不同滴灌施肥处理对土壤氮转化相关酶活性的影响 |
| 4.1.6 不同滴灌施肥处理对土壤微生物群落结构组成及丰度的影响 |
| 4.1.7 不同滴灌施肥处理下土壤其它指标对蔗田N_2O排放的影响 |
| 4.2 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间学术成果 |
（9）汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外发展现状与趋势 |
| 1.2.1 硝化作用 |
| 1.2.2 反硝化作用 |
| 1.2.3 厌氧氨氧化作用 |
| 1.2.4 硝酸盐异化还原成铵(DNRA) |
| 1.2.5 氧化亚氮释放 |
| 1.3 研究内容、目标以及拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 拟解决的科学问题 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 技术路线 |
| 第2章 河流生态系统氮循环各过程潜能及影响因子 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 野外采样 |
| 2.2.2 环境因子检测 |
| 2.2.3 氮循环微生物检测 |
| 2.2.4 数据分析 |
| 2.3 研究结果 |
| 2.3.1 环境因子 |
| 2.3.2 沉积物氮循环功能基因 |
| 2.3.3 沉积物氮循环优势微生物及各过程潜能 |
| 2.3.4 环境因子与氮循环微生物及氮循环潜能的相关性 |
| 2.4 分析与讨论 |
| 2.4.1 氮循环基因、氮循环微生物及氮循环潜能对人为干扰的响应 |
| 2.4.2 环境因子对氮循环微生物及氮循环潜能的影响 |
| 2.5 总结 |
| 第3章 河流生态系统硝化、硝酸盐异化还原过程及其影响因子 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 野外采样 |
| 3.2.2 环境因子检测 |
| 3.2.3 潜在硝化速率测定 |
| 3.2.4 反硝化和厌氧氨氧化速率测定 |
| 3.2.5 DNRA速率测定 |
| 3.2.6 硝化、硝酸盐异化还原微生物关键基因丰度 |
| 3.2.7 硝化、硝酸盐异化还原关键酶活性检测 |
| 3.2.8 N_2O溶存浓度测定及交换通量计算 |
| 3.2.9 数据分析 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 环境因子 |
| 3.3.2 硝化速率及硝酸盐异化还原速率 |
| 3.3.3 硝化及硝酸盐异化还原功能基因丰度 |
| 3.3.4 硝化及硝酸盐异化还原关键酶酶活 |
| 3.3.5 N_2O溶存度及通量 |
| 3.3.6 硝化速率、硝酸盐异化还原速率、功能基因、关键酶酶活及理化因子的相关性 |
| 3.3.7 各因子与N_2O溶存浓度的相关性 |
| 3.4 分析与讨论 |
| 3.4.1 硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放对人为干扰的响应 |
| 3.4.2 环境因子对硝化及硝酸盐异化还原速率的影响 |
| 3.4.3 环境因子对功能基因丰度及酶活性的影响 |
| 3.4.4 硝化、硝酸盐异化还原各过程的相关性及对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.5 硝化、硝酸盐异化还原各过程对硝酸盐移除的贡献 |
| 3.4.6 N_2O溶存浓度的影响因子 |
| 3.4.7 功能基因丰度及酶活性对硝化、硝酸盐异化还原及N_2O释放的影响 |
| 3.5 总结 |
| 第4章 反硝化微生物群落结构的影响因子及其对反硝化作用的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 野外采样 |
| 4.2.2 水体环境因子检测 |
| 4.2.3 金水河沉积物反硝化速率测定 |
| 4.2.4 金水河沉积物反硝化微生物群落多样性测定 |
| 4.2.5 金水河沉积物反硝化功能基因相对表达量 |
| 4.2.6 数据分析 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 水体环境因子 |
| 4.3.2 反硝化速率 |
| 4.3.3 金水河反硝化微生物 |
| 4.3.4 反硝化速率、反硝化微生物和理化因子的相关性 |
| 4.4 分析与讨论 |
| 4.4.1 反硝化微生物对人为干扰的响应 |
| 4.4.2 反硝化微生物对反硝化速率的影响 |
| 4.4.3 水体环境因子对反硝化微生物的影响 |
| 4.5 总结 |
| 第5章 反硝化对有机碳和硝态氮添加、低温及微生物群落多样性降低的响应 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 沉积物样品采集及制备 |
| 5.2.2 制作沉积物悬浊液 |
| 5.2.3 微生物预培养 |
| 5.2.4 微生物分组培养 |
| 5.2.5 反硝化潜力检测 |
| 5.2.6 反硝化微生物群落结构及功能基因丰度检测 |
| 5.2.7 数据分析 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 反硝化潜力 |
| 5.3.2 反硝化微生物群落 |
| 5.3.3 反硝化功能基因丰度 |
| 5.3.4 反硝化潜力与反硝化微生物的相关性 |
| 5.4 分析与讨论 |
| 5.4.1 碳氮源添加及低温处理对反硝化潜力的影响 |
| 5.4.2 碳氮源添加及低温处理对反硝化微生物的影响 |
| 5.4.3 反硝化微生物对反硝化潜力的影响 |
| 5.5 总结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 氮循环各过程的潜能及其对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.2 硝化及硝酸盐异化还原对人为干扰及环境因子的响应 |
| 6.1.3 反硝化微生物群落对人为干扰和环境因子的响应 |
| 6.1.4 反硝化微生物对反硝化作用的影响 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.2.1 活性硝化、反硝化微生物的筛选 |
| 6.2.2 沉积物氮循环过程对人为干扰和环境因子的响应模型的构建 |
| 6.2.3 氮循环与碳循环的耦合研究 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 附录 |
（10）不同耕作及施氮条件下冬小麦田N2O排放特征及影响因子（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 国内外研究进展 |
| 1.2.1N_2O排放现状2 |
| 1.2.2农田土壤N_2O的产生机理2 |
| 1.2.3N_2O排放通量的研究方法2 |
| 1.3影响农田N_2O排放的因素3 |
| 1.3.1 施氮量及施肥方式 |
| 1.3.2 土壤质地 |
| 1.3.3 土壤温度 |
| 1.3.4 土壤水分状况 |
| 1.3.5 土壤p H |
| 1.3.6 土壤矿质氮含量 |
| 1.3.7 农田管理措施 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 不同耕作及施氮下的冬小麦田N_2O排放特征 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验地点 |
| 2.1.2 供试材料与试验设计 |
| 2.1.3 测定项目与方法 |
| 2.1.4 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 土壤N_2O排放通量动态变化 |
| 2.2.2 土壤N_2O年排放总量 |
| 2.2.3 土壤N_2年排放总量 |
| 2.2.4 肥料氮的N_2O排放系数 |
| 2.2.5 N_2O全球增温潜势 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 土壤理化性质及其与土壤N_2O排放的关系 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试材料与试验设计 |
| 3.1.2 土壤环境因子采集及分析 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 土壤基本理化性质 |
| 3.2.2 土壤N_2O排放通量与土壤环境因素的相关性分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 产量、产量构成要素及N_2O排放强度 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试材料与试验设计 |
| 4.1.2 测定项目与方法 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 籽粒产量及土壤N_2O排放强度 |
| 4.2.1 籽粒产量 |
| 4.2.2 土壤N_2O排放强度 |
| 4.3 冬小麦产量构成要素 |
| 4.3.1 冬小麦穗粒数 |
| 4.3.2 冬小麦公顷穗数 |
| 4.3.3 冬小麦千粒重 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
四、农田土壤硝化-反硝化作用与N_2O的排放（论文参考文献）
- [1]不同耕作模式对稻田温室气体排放及水稻氮吸收的影响[D]. 李诗豪. 华中农业大学, 2021
- [2]生物炭与硝化抑制剂联合施用对菜地土壤减排影响及微生物学机制[D]. 朱云飞. 贵州民族大学, 2021(12)
- [3]铁氧化物对水稻土硝化过程N2O释放的影响及机制[D]. 左继超. 华中农业大学, 2021(02)
- [4]几种典型稻田种植模式下土壤N2O排放特征研究[D]. 徐鹏. 华中农业大学, 2021(02)
- [5]稻壳生物炭对石灰性农田土壤氨氧化过程N2O排放的影响[D]. 李小博. 太原理工大学, 2021(01)
- [6]沼液施用方式及NBPT-DCD联合抑制土壤N2O排放的研究[D]. 颜青. 中国农业科学院, 2021(09)
- [7]不同水肥处理方式对农田土壤N2O排放及氮淋溶特征的影响及其机理[D]. 于亚泽. 内蒙古师范大学, 2021(08)
- [8]不同滴灌施肥模式对宿根蔗产量及土壤氧化亚氮排放的影响[D]. 赵国胜. 广西大学, 2021
- [9]汉江流域金水河与淇河氮循环过程及微生物驱动机制[D]. 赵彬洁. 中国科学院大学(中国科学院武汉植物园), 2021(01)
- [10]不同耕作及施氮条件下冬小麦田N2O排放特征及影响因子[D]. 彭毅. 西北农林科技大学, 2021