一、黄土高原区~(137)Cs与土壤颗粒及有机质的关系研究（论文文献综述）
林锦阔[1]（2020）在《河西地区土壤侵蚀时空分异及其驱动因素》文中指出土壤侵蚀造成近地表细小土壤颗粒持续流失,致使土壤持水力和生产力显着降低,这加剧了土地资源的稀缺趋势。该过程严重影响干旱、半干旱区域的农业生产、环境质量、生态安全以及社会经济的可持续发展。此外,附着于土壤团聚体上的氮、磷、钾及有机质等营养物质会随土壤侵蚀一并迁移,导致养分大量流失,这加快了土地沙漠化和荒漠化进程,威胁绿洲生态系统健康。因此,评估土壤侵蚀（风蚀、水蚀）的动态变化并探究其驱动因素,是水土流失防治的基础,也是实施生态环境保护工程的前提。本研究基于地理学研究理论,运用遥感技术、地理信息系统及野外调查手段,全面收集1982-2015年气象、地形、土壤等诸多资料,重建河西地区（92°13′E-104°46′E,36°31′N-42°57′N）关键要素的时空信息,尝试将修正水土流失方程（the revised universal soil loss equation,RUSLE）与泥沙有限传输公式（the transport limited sediment delivery,TLSD）整合并进行参数本地化校正,以此模拟河西地区水蚀速率,同时运用修正风蚀方程（the revised wind erosion equation,RWEQ）模拟其风蚀速率,揭示多因子耦合下土壤侵蚀的驱动因素。主要结果如下:RUSLE-TLSD模型模拟河西地区土壤水蚀过程具有较好效果。1982-2015年潜在水蚀速率介于6.24-31.01 t·ha-1·a-1,净水蚀速率呈下降态势且在土壤容许流失量的范围内。在空间上水力侵蚀多发于祁连山区,呈现南强北弱的特点。强烈侵蚀区多发生于海拔1500 m以上的陡坡地段（大于20°）,泥沙沉积多发生于陡坡的坡脚处。坡度、降水、NDVI是影响河西地区水蚀的关键因素,其中坡度的贡献最大。极端降雨会直接加剧局部地区的水蚀风险,在干旱、半干旱区应对其着重关注。“退耕还林”政策的实施有效降低了极端降雨对土壤的侵蚀,这在研究区产生了显着的水土保持效益。1982-2015年风蚀速率呈显着下降趋势(平均值为67.7 t·ha-1·a-1)。10月-次年5月（6-9月）为强（弱）风蚀时段。空间上风蚀速率表现为东西强、中部弱,北部强、南部弱的特点,95%的区域呈现降低趋势。位于马鬃山地区的肃北蒙古族自治县（肃北蒙古族自治县1）风蚀程度最严重,民乐县最轻。气候因子是抑制河西地区风蚀速率的决定因素,其中风速是风蚀强弱的主控因子,其与温度、大风日数、NDVI的耦合作用共同主导了风蚀速率的变化。虽然河西地区土地利用变化向着抑制风蚀的趋势发展,但是由于土地利用变化的总面积不足研究区的2%,且这些地区主要位于绿洲内部与绿洲荒漠过渡带附近,因此该过程对风蚀的抑制作用仅限于面积较小的绿洲区,短期内对风蚀速率没有产生显着影响。
姚毓菲[2]（2020）在《黄土高原小流域侵蚀区和沉积区土壤碳氮分布与矿化特征》文中认为土壤碳库是陆地生态系统最大的碳库,其动态与全球气候变化密切相关。土壤侵蚀每年造成约1 Pg的碳排放或碳固定,是全球碳循环研究的重要环节。侵蚀驱动下碳源汇关系具有不确定性,这主要源于土粒侵蚀、搬运和沉积过程的碳氮再分布以及其引起的碳氮稳定性的变化。区域尺度上气候和土壤因素影响了土壤侵蚀强度和土壤碳氮矿化的速率,与侵蚀因素共同影响碳氮的分布及稳定性。本研究针对侵蚀-沉积连续地形的土壤碳氮分布及稳定性这一关键科学问题,选择了黄土高原由北至南5个小流域,即神木、绥德、安塞、固原和长武,其年均温和年降雨量逐渐增大,土壤侵蚀强度逐渐减小,土壤质地由粗至细。每个小流域坡面中上部定为侵蚀区,相邻淤地坝定为沉积区,土地利用类型均为草地。结合野外调查采样和室内分析的方法,测定了侵蚀区和沉积区0-200 cm土层土壤理化性质、不同组分土壤碳氮（包括土壤碳氮、可溶性有机碳氮和团聚体碳氮）分布特征以及不同水分和温度条件土壤碳氮矿化特征。利用冗余分析方法,分析土壤有机质化学性质、团聚体的物理保护作用、土壤颗粒的化学稳定作用和环境因素对碳氮矿化特征的影响。主要研究结果如下:1.土壤侵蚀强度较低的安塞、固原和长武小流域土壤粘粒含量在沉积区大于侵蚀区,侵蚀强度较高的神木和绥德没有发生沉积区粘粒富集的现象。与侵蚀区相比,神木、绥德和安塞沉积区表层20 cm土壤大团聚体比例较低,而粉粘粒比例较高;在侵蚀强度较低、粘粒含量较高的固原小流域,沉积区土壤颗粒发生再团聚,团聚体稳定性大于侵蚀区。绥德、安塞和长武沉积区土壤容重大于侵蚀区,而饱和导水率小于侵蚀区。粘粒的富集、团聚体破碎与形成以及土壤通气透水性能的改变进一步影响土壤碳氮稳定性。2.黄土高原5个小流域0-200 cm土层土壤无机碳储量占全碳储量88%,无机碳储量及其南高北低的地理分布趋势不受地形影响。小流域尺度土壤有机碳（SOC）和全氮（TN）储量的空间分布需要考虑地形因素,在侵蚀区表现为南高北低的趋势,与粘粒含量分布趋势一致,在沉积区表现为固原小流域最大,与粘粒含量无关。神木、安塞和固原小流域,土壤SOC含量表现为沉积区(分别为1.95、2.68和2.91 g kg-1)大于侵蚀区(分别为0.80、1.37和2.21 g kg-1),TN含量也表现为沉积区(分别为0.16、0.29和0.54 g kg-1)大于侵蚀区(分别为0.09、0.14和0.16 g kg-1);这三个小流域中SOC含量地形间的差异在剧烈侵蚀的神木最为明显,特别是在其表层20 cm土壤,TN含量的差异在轻度侵蚀的固原最为明显,特别是在其深层土壤中;神木沉积区表层土壤碳的累积超过了氮的累积,而安塞和固原深层土壤氮的累积超过了碳的累积。绥德0-20 cm土层SOC含量在侵蚀区(2.26 g kg-1)大于沉积区(1.40 g kg-1),长武0-40 cm土层SOC和TN含量表现为侵蚀区(3.91和0.73 g kg-1)大于沉积区(2.43和0.39 g kg-1),在其他土层侵蚀区和沉积区分布相似,植物有机质的输入补充了侵蚀损失的碳氮。研究结果表明小流域尺度土壤侵蚀对碳氮分布的作用受到地点和土层深度的影响。3.神木、安塞和固原小流域可溶性有机碳（DOC）含量在沉积区大于侵蚀区,安塞可溶性有机碳（DON）含量在沉积区大于侵蚀区,但是这三个小流域DOC/SOC表现为沉积区（分别为4.50、3.10和3.61%）小于侵蚀区（分别为10.47、4.90和4.62%）,DON/TN同样表现为沉积区（分别为4.91、3.30和2.20%）小于侵蚀区（分别为11.35、4.42和2.12%）,且DOC/SOC和DON/TN在地形间差异均表现为神木大于安塞和固原。绥德和长武表层土壤（0-20 cm）可溶性有机质（DOM）中紫外线A波段（UVA）类腐殖质和紫外线C波段（UVC）类腐殖质含量大于沉积区,侵蚀区土壤DOM外源特征更明显。五个小流域沉积区深层（60-80、120-140和180-200 cm）土壤DOM芳香性、疏水性和分子量大于侵蚀区,含有更高的UVA类和UVC类腐殖质,更难分解。研究结果说明神木、安塞和固原小流域沉积区土壤碳氮中活性组分比例较低,DOM腐殖化程度程度较高,碳氮更稳定;绥德和长武表层土壤DOM主要来源于植物。4.神木和安塞小流域土壤微团聚体和粉粘粒结合态SOC与TN含量表现为沉积区大于侵蚀区,但是大团聚体结合态SOC和TN含量在不同地形间没有差异。固原沉积区各级别团聚体SOC和TN含量均大于侵蚀区。神木、安塞和固原沉积区相比侵蚀区,其积累的SOC和TN更多是存在于微团聚体和粉粘粒,而大团聚体贡献较低,说明其积累的碳氮较为稳定。绥德小流域侵蚀区比沉积区多的SOC主要存在于微团聚体,长武侵蚀区比沉积区多的SOC和TN主要存在于大团聚体,这两个小流域不同地形间粉粘粒结合态SOC和TN含量相似。研究结果说明神木、安塞和固原沉积区积累的碳氮较为稳定,而长武侵蚀区补偿的碳氮更容易随大团聚体的破碎而损失。5.黄土高原5个小流域,累积有机碳矿化量和累积净氮矿化量在侵蚀区和沉积区差异不大。神木、安塞和固原土壤有机碳的生物可降解性表现为侵蚀区(分别为32.93、11.87和9.02 mg g-1 SOC)大于沉积区(分别为14.40、7.35和5.66 mg g-1 SOC),且这一差异在神木最大。土壤有机质的化学性质是影响碳氮矿化最主要的因素,能解释碳氮矿化变异的51%,其次是环境因素,能解释48%的变异。在表层土壤,DOC/SOC对碳氮矿化特征的解释率最高（29%）,在深层土壤DON/TN的解释率最高（22%）。环境因素中水分是影响表层土壤碳氮矿化最主要的因素,能解释19%的变异,而非毛管孔隙度是深层土壤最主要的因素,能解释11%的变异。研究结果说明神木、固原和安塞有机碳的生物可降解性在沉积区低于侵蚀区,沉积区土壤有机质较难被微生物分解利用,碳氮中的活性组分比例是影响碳氮矿化特征最主要的因素。本研究阐明了小流域尺度下侵蚀/沉积地形对土壤有机碳和全氮含量及储量的重要影响。研究揭示了小流域尺度下土壤碳氮分布和矿化特征对侵蚀的响应受到地点和土层深度的影响,对于土壤质地较粗、土壤侵蚀强度较大的神木、安塞和固原,相比侵蚀坡面沉积坝地土壤碳氮含量更高且较为稳定;对于长武和绥德,侵蚀区植物有机物质输入平衡或超过侵蚀导致的碳氮损失,且这一作用在表层土壤更大。研究明确了侵蚀-沉积连续地形中,活性碳氮组分对土壤碳氮矿化特征的重要指示作用。本研究扩展了小流域尺度深剖面土壤碳氮对侵蚀响应的机理研究,为土壤侵蚀和碳氮循环耦合模型的调控及土壤侵蚀与碳氮源汇关系的评价和管理提供科学依据。
王仁杰[3]（2020）在《长期施肥对黄土高原旱地土壤有机碳库的影响》文中进行了进一步梳理土壤有机碳（Soil organic carbon SOC）是土壤肥力的核心,也是陆地生态系统最大的有机碳库。农田土壤SOC含量的高低不仅影响土壤养分供应和作物生产力,还会影响农田土壤温室气体的排放和全球气候变化。提高土壤SOC,减少CO2的排放成为实现农业可持续发展、缓解温室效应的重要方法和途径。农田土壤SOC的变化取决于外源碳的添加与矿化,其中外源有机碳能否高效固持由土壤性质、团聚性、原土有机碳组分等多种因素共同决定。黄土高原是我国旱地农业的中心。以一年一熟轮作为主要种植模式,小部分一年两熟灌溉农业体系。本研究利用黄土高原四个具有代表性的长期定位试验（陕西杨凌,甘肃天水,甘肃平凉和陕西合阳）,通过对历史数据的总结和采集样品的分析,研究了不同种植体系长期施肥作物产量、有机碳还田量、有机碳及其活性组分动态变化、土壤固碳效率及速率、固碳潜力;利用干湿筛相结合的方法研究了土壤团聚体及粉黏粒组成和其有机质的分布特征;采用粒径-密度分组方法对原土和团聚体保护有机质进行分组,研究施肥对不同碳库的影响;通过不同温度室内培养,研究不同施肥及秸秆添加对土壤有机碳矿化和温度敏感性的影响。四个长期定位试验的施肥处理为:杨凌（灌溉试验:不施肥CK、单施氮肥N、氮钾配施NK、磷钾配施PK氮磷配施NP、氮磷钾肥配施NPK、化肥与秸秆还田SNPK低量有机肥配施化肥M1NPK和高量有机肥配施化肥M2NPK;旱地试验:CK、N、NK、PK、NP、NPK和MNPK）;天水（CK、NP和MNPK）;平凉（CK、NP和MNP）;合阳（CK、低量化肥N1P1、高量化肥N2P2和有机肥配施高量化肥MN2P2）。主要结果如下:（1）无论是灌溉地还是旱地,长期偏施化肥处理（N、NK、PK）相比CK对作物籽粒产量均无显着影响,产量范围分别为3.3-4.7 Mg ha-1（小麦和玉米总产）和1.4-2.0 Mg ha-1;平衡施用化肥（NP、NPK）和有机无机配施（M1NPK、M2NPK和MNPK）的籽粒产量也未见显着差异,灌溉地和旱地产量分别为11.8-13.2 Mg ha-1和4.7-4.9 Mg ha-1,显着高于对应的偏施肥处理。与作物产量结果类似,偏施肥处理相比CK处理有机碳投入量没有显着差异,灌溉地和旱地偏施肥有机碳投入量分别为21.4-24.4 Mg ha-1和9.8-14.6 Mg ha-1;灌溉地和旱地平衡施用化肥处理有机碳还田量平均值分别为61.2和28.8 Mg ha-1;灌溉地有机无机配施有机碳投入量为109.6-162.1Mg ha-1,旱地MNPK处理有机碳投入量为69.7 Mg ha-1。25年长期施肥后,平衡施肥相比偏施肥和对照,可以提高SOC储量30%以上,有机无机配施相比对照提高SOC储量50-156%。灌溉地和旱地土壤每5年土壤固碳速率变化范围分别为0.37-1.89 Mg ha-1 y-1和-0.06-0.93 Mg ha-1 y-1;灌溉地和旱地平均固碳效率分别为19%（14-32%）和28%（14-32%）。灌溉地和旱地土壤POC含量相比试验开始时增加范围分别为4%-180%和112%-160%。当灌溉地和旱地土壤有机碳含量分别为9.97 g kg-1和8.77 g kg-1时,作物产量可分别达到最大产量的93%和92%。（2）黄土高原旱地土壤以大团聚体（?025 mm）为主,占70%以上,微团聚（0.053-0.25 mm）占13-17%,粉黏粒组分（<0.053 mm）只占10%左右。施肥可以增加大团聚体占比,降低微团聚体和粉黏粒占比,MNP/K相比CK处理平均增加大团聚体21%,降低微团聚体和粉黏粒21%和16%。施肥相比CK可以增加MWD值9.3%。土壤团聚体间SOC和TN含量没有差异,平均为10.6和1.08 g kg-1,但是显着高于粉黏粒组分(分别为7.36和0.75 g kg-1)。土壤SOC和TN主要储存在大团聚体中（79%和77%）,其次为微团聚体（14%和15%）,粉黏粒储量最低（7%和8%）。有机碳和全氮富集因子在团聚体中值接近1,显着高于粉黏粒组分。（3）黄土高原长期施肥显着增加土壤SOC和TN储量,相比CK,施肥处理SOC和TN年增量为87.5-483.1 kg ha-1 y-1和8.9-52.5 kg ha-1 y-1。矿质结合态碳（MOC）和矿质结合态氮（MON）分别占SOC和TN的45%-75%和64%-89%,相比CK,施肥处理该组分年增量为81.6-237.6 kg ha-1 y-1和3.6-31 kg ha-1 y-1。土壤颗粒有机碳（POC）和颗粒有机氮（PON）储量分别占SOC和TN储量的25%-55%和11%-36%,施肥处理相比CK该组分的年增量为84.9-306.7 kg ha-1 y-1和3.2-24.2 kg ha-1 y-1。轻组有机碳（Light-POC）和轻组氮（Light-PON）储量分别占SOC和TN储量的8-32%和6-24%。施肥增加其年增长率为27.2-198.9 kg ha-1 y-1和2.4-17.0 kg ha-1 y-1。土壤重组有机碳（Heavy-POC）和重组氮（Heavy-PON）储量分别占SOC和TN储量的13%-28%和4%-16%。施化肥不增加该组分储量,MNP/K相比CK,增加速率为1.6-107.5 kg ha-1y-1和3.4-9.2kg ha-1 y-1。施用化肥对各组分有机质在土壤中的分配没有显着影响,但MNP/K处理可以增加POC和PON占比3-19%。施肥对原土C/N比没有显着影响,但有降低POM组分C/N的趋势。（4）黄土高原旱地土壤团聚体有机质物理组分以微团聚体分离得到的团聚体内细颗粒有机质（53 f）含量最高,该组分C和N平均含量分别为3.54和0.21 g C kg-1aggregates,其次为由0.25-2 mm团聚体分离得到的团聚体内细颗粒有机质（250 f）,该组分C和N平均含量分别为2.45和0.15 g C kg-1 aggregates,其余组分含量之间没有差异,平均C和N含量为1.60和0.07 g C kg-1 aggregates。团聚体分离的物理组分以矿质结合态有机碳（Mineral-associated OC）和氮（Mineral-associated ON）在土壤中含量最高,分别为4.01-9.81和0.39-1.07 g C kg-1 soil,占土壤SOC和TN的68%和71%。其次为总的细颗粒有机碳（Total fine intra-POC）和氮（Total fine intra-PON）,含量分别为1.03-3.08和0.12-0.43 g C kg-1 soil,占土壤SOC和TN的18%和19%。不受团聚体保护的游离态颗粒有机碳（Free light POC）和氮（Free light PON）含量最低,仅占土壤SOC和TN的5%和3%。Mineral-associated OM不随有机碳含量增加而增加,其余组分仍有一定的增加潜力。施化肥对Mineral-associated OM占比没有显着影响,但MMNP/K分别降低Mineral-associated OC/SOC和Mineral-associated ON/TN 11%和12%。团聚体内总的粗颗粒有机质C/N显着高于其余组分。（5）CK,NP和MNP/K处理土壤在不同温度（15℃,25℃和35℃）下有机碳累积释放量分别为54-246 mg CO2-C kg-1,81-507 mg CO2-C kg-1和122-641 mg CO2-C kg-1,分别占SOC的0.65-2.99%,0.81-5.11%和0.86-4.50%;添加秸秆后土壤有机碳累积释放量分别为476-1691 mg CO2-C kg-1,547-2031 mg CO2-C kg-1和787-2678 mg CO2-C kg-1,分别占SOC的4.9-17.44%,4.8-17.82%和5.05-17.09%。利用双库指数模型模拟得出,未添加秸秆的土壤,不同温度和施肥处理活性碳库（Ca）为6-38 mg CO2-C kg-1,惰性碳库（Cs）为61-1853 mg CO2-C kg-1;添加秸秆处理Ca和Cs大小分别为30-60 mg CO2-C kg-1和536-8718 mg CO2-C kg-1。低温（15/25℃）条件下未添加秸秆土壤有机碳矿化的温度敏感性(Q10)较高温（25/35℃）高28%,添加秸秆土壤Q10高温时更高。未添加秸秆时,MNP/K相比CK增加Q10（15/25℃）7%,Q10（25/35℃）以NP处理最高,CK处理最低;添加秸秆时,Q10低温和高温时分别是NP和MNP/K最高。添加秸秆可以降低Q10（15/25℃）,平均下降42%。未添加秸秆时,各施肥处理在不同温度下Cs Q10比Ca高31-399%;添加秸秆时,高7-418%。综上所述,黄土高原地区长期施肥可以显着提高作物产量和土壤有机碳储量,促进土壤大团聚体形成,增加团聚体稳定性。其中有机无机配施可以增加土壤活性有机碳组分占比,进而提高土壤有机质质量。施肥虽然能提高农田土壤有机质固存,但作物产量随有机碳含量增加存在阈值,并且施肥存在增加土壤CO2排放及有机碳矿化的温度敏感性的风险。因此,该地区农田土壤在施肥选择时既应保证稳产高产,还应当兼顾考虑作物产量阈值和环境效益。
何淑勤[4]（2019）在《山地森林—干旱河谷交错带不同植被恢复模式土壤生态功能研究》文中研究表明人类干扰及不合理的资源开发利用,导致岷江上游干旱河谷区原有的生态防护功能、涵养水源能力降低,自然灾害频繁,水土流失加剧,生态系统退化严重。在我国生态脆弱区以植被建设为主的系列生态环境建设工程的实施背景下,适宜植被恢复模式的选择显得尤为必要和迫切。因此,本研究针对岷江上游生态环境建设的需求和水土保持研究的科学问题,在野外调查基础上,以岷江上游山地森林-干旱河谷交错带为研究对象,开展不同植被恢复模式下土壤理化性质的变化、土壤有机碳动态、水源涵养功能和土壤保持功能等方面的研究;筛选适合于山地森林-干旱河谷交错脆弱带的植被恢复模式,以期为山地森林-干旱河谷退化生态系统的恢复和重建提供理论依据。主要研究结果如下:（1）不同植被恢复模式土壤含水量均在7月最高,4月最低;土壤平均容重大小依次为荒草地、岷江柏-油松幼林、刺槐林、天然次生林、岷江柏幼林、沙棘+金花小檗灌丛。天然次生林、岷江柏幼林和荒草地模式以粗粉粒和物理性粘粒为主,分别占79.97%、72.96%和70.64%;沙棘+金花小檗灌丛模式以砂粒和物理性粘粒为主,分别占46.53%和27.7%;刺槐林和岷江柏-油松幼林模式以砂粒和粗粉粒为主,分别占75.33%和70.7%。除荒草地和刺槐林模式外,其余植被恢复模式均满足不均匀系数（Cu）>5,且曲率系数（Cs）在1-3范围的条件,属于级配良好土壤。沙棘+金花小檗灌丛模式土壤有机质含量、全氮含量、有效磷含量平均值均最高,分别为47.53 g kg-1、4.94 g kg-1和8.19 mg kg-1,其次是天然次生林模式;天然次生林模式土壤速效钾最高,而刺槐林、荒草地模式均较低。不同植被恢复模式均以>2 mm粒径土壤风干团聚体含量为主,约占团聚体数量的60%。天然次生林模式以>2 mm和<0.25 mm粒径水稳性团聚体为主,其他植被恢复模式土壤水稳性团聚体分布均以<0.25 mm粒径为主,且不同土层平均含量均超过50%。天然次生林模式,粒径>0.25 mm的团聚体保存几率最大,土壤团聚体稳定性指数最高;刺槐林模式粒径>0.25 mm的团聚体保存几率最小,土壤团聚体稳定性指数也最低。（2）沙棘+金花小檗灌丛模式土壤总有机碳含量、活性有机碳含量、活性有机碳密度、总有机碳密度、非活性有机碳含量、非活性有机碳密度均最高,而刺槐林和荒草地模式均较低。与0-10 cm土层相比较,活性有机碳含量在10-20 cm和20-40 cm土层分别减少了31.40%和32.08%,非活性有机碳含量分别减少了29.89%和45.31%,总有机碳密度却分别增加了71.34%和195.29%。除沙棘+金花小檗灌丛和天然次生林模式土壤有机碳密度高于我国各森林类型(44-264t C hm-2)的平均水平,其余植被恢复模式均低于这一数值,研究区植被恢复的土壤碳汇潜力较大。不同植被恢复模式土壤活性有机碳有效率表现为:沙棘+金花小檗灌丛>天然次生林>荒草地>岷江柏幼林>刺槐林>岷江柏-油松幼林,总体水平偏低（平均为0.26）。不同植被恢复模式土壤碳库管理指数介于48.31-251.56间,总体表现为:沙棘+金花小檗灌丛>天然次生林>岷江柏幼林>岷江柏-油松幼林>荒草地>刺槐林。轻组有机碳、颗粒有机碳和易氧化有机碳含量均在沙棘+金花小檗灌丛、天然次生林模式下较高,刺槐林模式较低,各组分均能较好地表征研究区不同植被恢复模式的土壤状况。（3）不同降雨条件下穿透雨量和透流率均表现为:岷江柏幼林>沙棘+金花小檗灌丛>岷江柏-油松幼林>刺槐林>天然次生林。茎干流总体表现为岷江柏幼林和沙棘+金花小檗灌丛模式茎干流较高,且随着降雨量的增加,以乔木为主的植被干流量的较灌木和混交林更为敏感。不同植被恢复模式降雨截留量变化范围1.331-3.824 mm,截留量占总降雨的25.49%-26.62%。天然次生林模式截留率均最大,在不同降雨条件下分别为50.32%、37.31%和25.49%,岷江柏幼林截留率均最小,分别为26.61%、17.51%和10.35%。不同植被恢复模式中,枯落物现存量大小依次是天然次生林>刺槐林>岷江柏-油松幼林>岷江柏幼林>沙棘+金花小檗灌丛>荒草地。不同植被恢复模式枯落物半分解层占现存总量比例均在60%以上,且均大于未分解层占现存总量比例,其中岷江柏幼林最高（79.89%）,天然次生林最低（60.66%）。刺槐林和天然次生林模式枯落物最大持水量较大,分别为53.25 t hm-2和53.22 t hm-2,岷江柏-油松幼林模式次之,荒草地最小。不同植被恢复模式枯落物半分解层持水量均大于未分解层,且持水量与浸水时间间呈对数、幂函数、线性和指数函数等关系;而枯落物未分解层、半分解层的吸水速率与浸泡时间均呈幂函数关系。不同植被恢复模式土壤有效贮水力表现为:沙棘+金花小檗灌丛>天然次生林>岷江柏-油松幼林>荒草地>刺槐林>岷江柏幼林。沙棘+金花小檗灌丛、天然次生林模式土壤入渗性能较强,考斯加可夫公式可较好拟合各植被恢复模式土壤入渗过程。（4）采用熵权法,从无机粉粘粒类、有机胶体类、水稳性团聚体类、土壤有机物类角度,基于<0.05 mm土壤颗粒含量、<0.002 mm土壤颗粒含量、结构性颗粒指数、土壤团聚状况、土壤团聚度、土壤分散率、>0.25 mm水稳性团聚体含量、>0.5 mm水稳性团聚体含量、结构体破坏率、平均重量直径、有机质含量等11个指标,构建了山地森林-干旱河谷区生态交错带土壤抗蚀性评价指标体系,得出:天然次生林、岷江柏幼林、沙棘+金花小檗灌丛三种模式总体抗蚀性较好,且天然次生林的抗蚀性分别为刺槐林和荒草地的1.48倍和1.39倍。土壤化学性质对研究区土壤抗蚀性影响较为敏感。不同植被恢复模式土壤抗冲指数随着冲刷时间延长总体上均呈增大的变化趋势,天然次生林模式土壤抗冲指数最大,为5.477,岷江柏幼林模式次之,荒草地最小。不同植被恢复模式土壤抗冲指数不仅与土壤颗粒特性有关,还与土壤有机质和活性有机碳含量呈显着或极显着正相关关系。不同植被恢复模式地表径流量和侵蚀产沙量大小均表现为荒草地最大,天然次生林地最小,且荒草地显着高于其他植被恢复模式。（5）选择枯落物现存量、枯落物最大持水量、枯落物分解强度、土壤有机质、全氮、有效磷、速效钾、土壤容重、毛管孔隙、土壤结构性颗粒指数、土壤团聚度、土壤分散率、稳定性指数、不均匀系数、曲率系数、风干团聚体分形维、土壤初渗速率、土壤稳渗速率、水稳性团聚体分形维、土壤结构体破坏率、土壤抗冲指数、土壤活性有机碳、土壤非活性有机碳、颗粒态有机碳、易氧化有机碳、碳库指数等26个指标构建了山地森林-干旱河谷交错带不同植被恢复模式土壤生态功能评价指标体系。采用熵权法和逼近理想点决策相结合的方法,综合相对近似度和贴近度获得不同植被恢复模式土壤生态功能评价结果,按照由优到劣依次为:天然次生林、岷江柏幼林、沙棘+金花小檗灌丛、岷江柏-油松幼林、刺槐林和荒草地。基于灵敏度稳定性分析结果,确定为天然次生林、岷江柏幼林和沙棘+金花小檗灌丛是适宜于山地森林-干旱河谷交错带植被恢复模式。
段承一[5]（2019）在《云南迤者小流域双核素示踪土壤侵蚀研究》文中提出土壤侵蚀是导致生态环境恶化和土地生产力下降的主要原因,是危害性最大的环境问题,关于土壤侵蚀的量化研究对加强我国生态文明建设意义重大。核素示踪法在不改变原始地貌的条件下,通过测定土壤剖面中核素含量的分布差异,能较快地分析一个坡面乃至一个流域中长期的土壤侵蚀、沉积的空间特征。与传统方法（实地调查法、径流小区法、水文法、侵蚀针法、模型估算法和遥感监测法等）相比,核素示踪法具有操作简便、分析精度和量化程度较高、测定快速、费用低的优越性。本文以昆明市盘龙区北部的迤者小流域为研究对象,在野外实地调查的基础上采集土壤样品、进行室内测定分析,应用137Cs和210Pbex双核素复合示踪技术,估算出土壤侵蚀速率,结合对土壤养分元素的分析,探讨了土壤侵蚀对土壤养分的影响,得出以下结论:（1）本文选取研究区西边区域的一个山坡坡顶（102°45′47″E,25°14′25″N）,为背景值采样地块,该处是无人为扰动、植被覆盖度高且平坦的草地,坡度小于2°的面积为15 m2,进行网格采样;在0.25 m2范围内,选取12个背景值样点。确定该区域的137Cs背景值为644.95 Bq/m2,210Pbex背景值为21207.94Bq/m2。（2）两种核素含量在不同用地类型土壤中的深度分布和空间分布特征不同。农耕地土壤中137Cs含量大小关系:玉米地>小白菜地>四季豆地,但是玉米地为沉积剖面,其137Cs含量也大于137Cs背景值;非农耕地土壤中137Cs含量大小关系:原生杂木林地>草地>次生林地。210Pbex在农耕地与非农耕地土壤中的含量分布大小关系的情况,与137Cs一致。此外,土壤剖面中137Cs与210Pbex之间在P<0.01水平上呈显着正相关关系。表明在研究区内210Pbex示踪法适用;因而,在本研究区,可将137Cs示踪法与210Pbex示踪法相互校正、复合示踪土壤侵蚀。（3）选择草地的C1-3采样点、原生杂木林地的L1-1采样点等两个非农耕地土壤剖面,将210Pbex深度分布与有机质、全氮、全磷、全钾深度分布做对比分析,发现在草地土壤剖面中210Pbex与有机质、全氮,三者深度分布趋势一致,即土壤剖面深度越深,自身含量越少。在原生杂木林地土壤剖面中,210Pbex与有机质深度分布趋势大体一致。同时,由相关性分析,得出研究区土壤剖面中210Pbex与有机质、全氮含量之间在P<0.01水平上呈显着正相关关系。显然,土壤有机质、全氮含量在土壤垂直剖面中,有着近似核素(137Cs、210Pbex)的深度分布特征,即非扰动地,由土壤表层向下呈指数减少的分布趋势。（4）本研究将137Cs法和210Pbex法求得的土壤侵蚀速率复合,得到不同用地类型的年平均土壤侵蚀速率和年平均土壤流失厚度。其中,草地土壤侵蚀速率为303.006 t/km2/a,土壤流失厚度0.225 mm/a;小白菜地土壤侵蚀速率为328.715t/km2/a,土壤流失厚度为0.245 mm/a;四季豆地土壤侵蚀速率为514.249 t/km2/a,土壤流失厚度为0.420 mm/a;玉米地土壤沉积速率为87.560 t/km2/a;原生杂木林侵蚀速率为74.283 t/km2/a,土壤流失厚度为0.060 mm/a;次生林地侵蚀速率为545.127 t/km2/a,土壤流失厚度为0.380 mm/a。总体而言,菜地侵蚀速率为421.482 t/km2/a,土壤流失厚度为0.222 mm/a。非农耕地侵蚀速率为307.472t/km2/a,土壤流失厚度为0.333 mm/a。根据土壤侵蚀强度分级标准,次生林地和四季豆地为轻度侵蚀,原生杂木林地、草地和小白菜地则均为微度侵蚀。（5）求得研究区养分元素（TP、TN、SOM）流失量:小白菜地,全磷流失量为0.39 t/km2/a,全氮流失量为0.87 t/km2/a,有机质流失量为17.62 t/km2/a;四季豆地,全磷流失量为1.31 t/km2/a,全氮流失量为2.31 t/km2/a,有机质流失量为69.32 t/km2/a;原生杂木林地,全磷流失量为0.07 t/km2/a,全氮流失量为0.22t/km2/a,有机质流失量为8.18 t/km2/a;次生林地,全磷流失量为0.96 t/km2/a,全氮流失量为2.76 t/km2/a,有机质流失量为51.59 t/km2/a;草地,全磷流失量为1.01t/km2/a,全氮流失量为1.97 t/km2/a,有机质流失量为52.21 t/km2/a。
吴孟孟[6]（2016）在《土壤137Cs和239+240Pu含量与土壤粒径及有机质的关系研究》文中认为土壤的保护与侵蚀治理问题是关系到人类社会可持续发展的重大环境问题,其关键在于对土壤颗粒物的迁移过程及土壤侵蚀机理的研究。人工放射性同位素137Cs和239+240Pu在环境中普遍存在,主要来自于大气核试验和核事故的释放。土壤侵蚀和堆积是导致137Cs和239+240Pu在地表进行迁移和再分配的主要原因,因此137Cs和239+240Pu沉降至地表后的再分布情况可以反映土壤的侵蚀和沉积情况,这使得137Cs和239+240Pu能够作为土壤侵蚀、沉积的良好示踪剂,目前137Cs和239+240Pu已被广泛得应用于土壤侵蚀、沉积物定年和来源判定等研究当中。137Cs和239+240Pu示踪技术研究中的关键性问题之一是揭示137Cs和239+240Pu的再分配过程及形成机制,作为137Cs和239+240Pu的吸附体及再分配的载体,土壤颗粒对137Cs和239+240Pu的含量及迁移和再分配的过程起着关键性的作用。因此在应用137Cs和239+240Pu示踪技术对土壤侵蚀的研究中,分析土壤137Cs和239+240Pu吸附的粒度效应对于建立137Cs和239+240Pu变化量与土壤侵蚀、堆积量之间的定量关系有重要的作用。土壤的侵蚀和堆积也伴随着核污染的迁移和扩散,因此研究土壤137Cs和239+240Pu吸附的粒度效应对于核污染的迁移和防护整治也具有重要的作用。土壤有机质也因为与137Cs和239+240Pu的地球化学行为密切相关而影响其在土壤中的分布。但目前有关137Cs和239+240Pu含量与土壤颗粒及有机质之间的关系的研究还不够充分,研究结果之间也存在着明显的矛盾。本研究以辽东湾沿岸大连区域和连云港海岸带为研究区域,以野外采集的自然土壤为研究对象,采用湿筛法和离心法相结合的方法对土壤样品进行粒径分级,采用γ谱仪法以及放射化学分离与电感耦合等离子体质谱技术（ICP-MS）相结合的方法对土壤样品及各粒级组分中的137Cs和239+240Pu含量进行分析测定,同时结合土壤理化特征分析,研究土壤137Cs和239+240Pu含量与土壤粒径及有机质的关系,探讨137Cs、239+240Pu在土壤中吸附与迁移行为的影响因素,为137Cs、239+240PPu示踪法在土壤侵蚀示踪研究中的科学应用提供理论基础;同时也为放射性核环境安全评价提供重要的参考依据。本研究主要获得以下结论:（1）137Cs和239+240Pu二者的比活度与土壤粒径均满足负指数型的相关关系,粒径越小的土壤颗粒对137Cs和239+240Pu的吸附能力越强,黏粒组分对137Cs和239+240Pu的吸附能力明显强于其他组分。（2）137Cs和239+240Pu含量在土壤不同粒径颗粒中的变化规律具有显着的一致性,说明137Cs和239+240Pu在土壤中随土壤颗粒的物理迁移过程存在一致性。（3）土壤有机质含量是影响土壤对137Cs和239+240Pu的吸附能力一个重要特征参数,137Cs和239+240Pu都容易被土壤中的有机质吸附,二者比活度与土壤有机质含量均存在线性正相关的关系,且土壤有机质含量对于239+240Pu在土壤中的吸附的影响作用比对137Cs的影响更甚。
脱登峰[7]（2016）在《黄土高原水蚀风蚀交错区土壤退化机理研究》文中指出水蚀风蚀交错区环境要素过渡性明显,人为活动强度大,土壤退化严重。风水交错侵蚀是造成该区域环境问题的直接原因。本研究选择代表性区域采样,通过与风蚀区、水蚀区比较,分析了水蚀风蚀交错区土壤质量现状、分布规律、影响因素及退化程度;借助137Cs技术反映了侵蚀与土壤质量在时空变化的偶联性,进而揭示了土壤退化成因;通过风蚀、水蚀模拟试验,明确了风水交错侵蚀下水土流失特征及其对土壤养分、土壤颗粒的影响,探明了风蚀、水蚀交互效应及土壤退化机理;同时利用USLE模型、137Cs示踪技术及地形因子分析等方法估算了风蚀、水蚀速率分配比例。主要结论如下:1.在水蚀风蚀交错区,土壤养分含量分布规律呈现由西南向东北递减的趋势。有机质和全氮含量在西南部（固原采样区）较高;在东北部（神木采样区）较低。土壤粘粒和粉粒含量的分布规律与土壤养分变化趋势一致。土壤养分与降雨量和风力指数之间显着相关,也与土地利用类型、海拔高度、地形、土壤机械组成等环境因素存在相关关系（P<0.05）。土壤有机质和全氮在年降雨量>400 mm的地区,含量较高;在年降雨量<300 mm的地区,含量较低。在风力指数大于100的地区,土壤有机质和全氮含量显着降低（P<0.05）。土壤有机质和全氮在海拔>1700 m的地区,含量较高;在海拔<1300 m及13001700 m之间的地区,含量较低。土壤有机质和全氮在砂粒>80 mm的地区,含量较低;在砂粒<70 mm的地区,含量较高,两者差异显着（P<0.05）。水蚀风蚀交错区坡耕地土壤退化指数为-3.27%,除固原样区外,其余样区土壤质量均发生了退化,退化最严重的为神木采样区。不同区域土壤退化程度的差异,在一定程度上反映了该区域侵蚀强度的大小和侵蚀环境的脆弱性。2.在水蚀风蚀交错区,风蚀、水蚀通过改变土壤物理属性,显着影响土壤有机质和全氮含量的变化。不同坡位、坡向土壤137Cs含量和理化属性的差异主要是风蚀、水蚀交替作用的结果。风水交错侵蚀加剧了该区土壤退化过程。在不同坡向,相对于西北坡,东南坡137Cs含量高35.6%。在不同坡位,土壤137Cs含量沿着坡面从上到下增加,坡顶含量较小、坡下含量较高。相关性分析表明,土壤137Cs与土壤理化属性紧密相关（P<0.01;P<0.05）。土壤有机质、全氮、粘粒和粉粒含量在西北坡显着低于东南坡;在坡顶（坡上）显着低于坡下,与137Cs含量变化规律一致。回归分析表明,137Cs含量变化与土壤颗粒、有机质和全氮含量变化存在线性相关,可用方程y=ax+b拟合。3.在水蚀风蚀交错区,水蚀、风蚀互相影响,相互促进。风蚀通过对土壤物理性状的改变,促进了水蚀坡面糙度、径流率和侵蚀率变化,增大了坡面侵蚀程度。风蚀（风速为11 m s-1和14 m s-1）导致坡面糙度增加8.12%78.06%,径流率增加4.5%21.69%,侵蚀率增加7.25%38.97%。拟合回归方程表明,坡面糙度、径流率和侵蚀率均与风速和雨强存在显着线性关系（P<0.01）。雨强和风速越大,坡面形态变化越明显;而坡面径流率随降雨历时在不同风速、雨强下符合对数函数变化规律。相对于坡面径流变化,坡面产沙过程较为复杂,总体呈现先降低后增加的趋势。水蚀风蚀存在明显的正交互效应,在预测水蚀风蚀交错区土壤侵蚀问题时必须考虑风蚀对水蚀的促进作用,减少该区域的风蚀可以有效降低两者的交互作用。4.风水交错侵蚀对土壤颗粒和养分的影响与单相侵蚀不同,具有一定的特殊性。风蚀使坡面土壤颗粒粗化、土壤有机质和全氮含量降低,进而影响了水蚀坡面及泥沙中土壤颗粒和养分的变化。风蚀加剧了土壤养分的再分配,成为水蚀风蚀交错区土壤质量下降的主要原因。在11 m s-1和14 m s-1风速的风蚀下,坡面表层（01 cm）粘粒（<0.002mm）减小7.65%9.15%,粉粒（0.0020.02 mm）减小17.94%18.15%,砂粒（>0.02mm）增加6.51%6.74%。土壤有机质、全N大多与土壤细粒吸附在一起,风蚀进而造成土壤表层养分减少。风水交错侵蚀条件下,坡面表层土壤有机质和全氮含量降低4.19%14.16%和6.67%13.63%;泥沙中粘粒和粉粒含量增加0.35%19.60%和5.80%21.10%,泥沙砂粒含量降低2.40%8.33%;有机质和全氮含量降低3.12%19.66%和2.69%12.23%。侵蚀泥沙颗粒与风速和雨强呈显着正相关关系（P<0.01）。5.研究区（定边采样区）土壤侵蚀速率为1513.258314.29 t km-2 a-1,相当于每年约有0.1260.693 cm的表层土壤被侵蚀掉。其中,风蚀占总侵蚀的34.94%;水蚀占总侵蚀的65.06%,水蚀是主要的侵蚀方式,采取一定措施降低水蚀可以在较大程度上降低该区域土壤总侵蚀量。坡面土壤137Cs含量介于239.911049.23 Bq m-2,沿着坡面从上到下呈增加趋势。侵蚀速率在坡面的变化与137Cs的变化趋势相反,其沿着坡向从上到下呈减少趋势;坡上侵蚀严重,坡下侵蚀较弱。但由于研究区风蚀、水蚀交互出现,整个坡面以侵蚀为主,无沉积现象。水蚀风蚀交错区坡耕地水土流失的防治要充分考虑风水交错侵蚀及其交互效应,采取综合治理措施,重点防控水蚀能较大程度上减少土壤侵蚀量。
岳本江[8]（2012）在《水蚀风蚀交错区植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀的影响 ——以六道沟小流域为例》文中研究表明黄土高原地区土壤侵蚀问题严重,侵蚀状况、侵蚀营力复杂多变,是我国水土流失研究的重点区域。区域内受地质、气候、植被状况的综合影响,形成了独特的风水两相侵蚀营力同时或交互作用的水蚀风蚀交错地区。同时,黄土高原地区生态环境恶劣,植被景观多样性受水分条件限制,形成了错综复杂的植被景观格局。黄土高原水蚀风蚀交错带植被景观格局对土壤侵蚀的影响研究综合运用了土壤侵蚀、植被景观格局的研究方法,充分考虑了格局指数对土壤侵蚀的影响程度和作用机制,以期能为土壤侵蚀的综合治理提供理论支持与科学依据。本研究以黄土高原水蚀风蚀交错带六道沟小流域为研究对象,综合运用137Cs核素示踪技术和通用水土流失方程研究了本地区典型坡面一定历史时期内的土壤侵蚀状况,并对土壤年均水蚀、风蚀侵蚀速率进行了定量计算和区分；同时,研究讨论了土壤中137Cs含量与坡面坡度因子、土壤有机质含量、全氮含量、土壤黏粒含量间的关系；并通过分析坡面典型植被斑块格局指数因子,分别研究了水蚀风蚀交错区植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀的综合影响。本文的主要结论有：1、通过对背景值点与不同坡向的典型坡面土壤137Cs含量分析,认为该流域内坡面137Cs流失严重,流域年均侵蚀速率约为9100km-2a-1,达到极强度侵蚀程度。由于受风水两相侵蚀营力、地形、植被覆盖等因素的影响,水蚀风蚀交错区坡面侵蚀速率具有一定的坡向差异,利用137Cs计算得到的不同坡向的年均总侵蚀速率由大到小依次为：西北坡>西南坡>东北坡>北坡>西坡>东坡>南坡>东南坡,其年均侵蚀速率分别为11000t km-2a-1、10472t km-2a-1、10140t km-2a-1、9400t km-2a-1、9300t km-2a-1、7700t km-2a-1、7500t km-2a-1、7200t km-2a-1。2、研究了每个坡向土壤137Cs平均含量与坡度因子、土壤有机质与全氮平均含量、土壤黏粒含量间的相关性。其中土壤137Cs含量与所在样点坡度间在P=0.01水平上呈显着负相关,相关系数为-0.726；与有机质、全氮在P=0.05水平呈显着正相关,相关系数分别为0.336、0.414。分别对不同坡向相同坡位的样点坡度与137Cs含量做回归分析,回归方程分别为：坡上,Y=-0.0072X2+5.6412X-810.56（R2=0.7401）;坡中,Y=0.0078X2-6.7434X+1714.9（R2=0.2905）；坡下,Y=-0.0074X2-6.074X+1522.7（R2=0.9422）。在坡上与坡下位置,坡度与137Cs含量的相关程度较高,两者在坡中位置的相关程度较低。土壤137Cs含量与黏粒含量相关程度较低。3、进行了土壤侵蚀速率与植被格局指数之间相关性的研究,认为植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀速率有一定的影响。其中,土壤侵蚀速率与斑块结合度在P=0.05水平呈显着负相关,相关系数为-0.743；与植被覆盖度、斑块平均面积、最大斑块指数、聚合度之间呈一定的负相关关系,相关系数分别为-0.550、-0.464、-0.553、-0.651；与斑块密度、景观分割度在P=0.05水平呈显着正相关,相关系数分别为0.691、0.686；与周长面积分维数呈一定的正相关关系,相关系数分别为0.484。景观格局各指标因子之间相关性大部分在P=0.05和P=0.01水平达到极显着和显着水平。认为在黄土高原水蚀风蚀交错区,草地、灌木等多种植被空间多点镶嵌分布格局对土壤侵蚀速率有很大影响。4、定量研究了水蚀风蚀交错区风水两相侵蚀侵蚀量的比值。风水侵蚀比以西北坡最高,约为4：6；比例最小值出现在南坡,两相侵蚀比例仅为7：93。流域内所有坡向的平均水蚀速率、风蚀速率分别为6800t km-2a-1、2100t km-2a-1,水力、风力两相侵蚀速率比例约为3.34：1,风蚀在年均总侵蚀中所占百分比约为21.60%。各坡向风水两相侵蚀速率比值由大到小分别为：西北坡>西坡>北坡>西南坡>东北坡>东南坡>东坡>南坡。水蚀风蚀交错带坡面侵蚀外营力仍以水相营力为主,但风蚀造成的危害不容忽视。
刘栋[9]（2012）在《黄土丘陵区典型峁坡土壤侵蚀空间分异及影响因子辨识》文中研究表明峁坡是黄土丘陵沟壑区普遍存在的地貌类型，峁其顶部浑圆、斜坡较陡，由于其特殊的地貌特征，使得选择峁坡研究土壤侵蚀空间分布特征及其风力侵蚀具有十分重要的意义。黄土高原的治理及水土流失规律研究长期以来多侧重于水力侵蚀区，风蚀研究则侧重于沙漠化强烈的地区，而对于风水复合侵蚀的风水蚀交替区水土流失机理的研究较为薄弱，同时也是近年来研究的难点和重点。本研究选择位于黄土丘陵区风水蚀交错带的陕北靖边县天赐湾乡典型峁坡作为研究对象，采用核示踪技术，通过对不同坡向峁坡各坡位137Cs含量的测定，分析了峁坡137Cs空间分布特征和侵蚀强度空间变化特征以及峁坡土壤侵蚀的坡向变化及坡位差异，结合峁坡土壤137Cs含量与土壤颗粒的相关性分析，研究了黄土丘陵区典型峁坡土壤侵蚀空间分异特征及影响因子，取得以下主要结论：（1）阐明了峁坡土壤侵蚀坡向分异特征，并给出了该区风力侵蚀的贡献率。峁坡各坡向137Cs面积活度差异明显，变化幅度为282.271009.26Bq/m2，各坡向的侵蚀量也有显着差异，平均侵蚀量大小：北坡>西南坡>东北坡>西坡>西北坡>南坡>东南坡>东坡，各坡向侵蚀强度均表现为强度侵蚀，而南北坡侵蚀差异与黄土丘陵区其它地区刚好相反，研究表明该区风力侵蚀量至少应大于15%；峁坡各坡向不同坡位的侵蚀差异也非常明显，坡下部侵蚀量最大，坡面中上部次之，侵蚀速率顺坡呈波动变化趋势，且侵蚀强度表现为中度、强度以及极强度侵蚀，以强度侵蚀为主。（2）测定分析了典型坡面137Cs分布及不同坡位侵蚀速率。研究结果表明坡面不同坡位土壤剖面137Cs活度分布均呈指数递减规律，但各样点137Cs活度的剖面分布均有一定程度的差异，坡面侵蚀强度整体表现为强度侵蚀，个别样点达到极强度侵蚀，且侵蚀速率表现为坡面中部>下部>上部。（3）研究了峁坡137Cs含量与土壤颗粒组成的相关性。对土壤颗粒组成分析，发现其差异不明显，表明该区域土壤在侵蚀、运移过程中无明显分选性；峁顶的粗化度最大为4.44，西北坡、北坡不同坡位土壤质地粗化度都大于3.85，相对于其它坡向侵蚀较强；对典型峁坡剖面样的土壤颗粒组成分析，得知坡面上部侵蚀强度较强，且峁坡土壤表层粗化现象明显；在20cm土层内土壤137Cs含量与粘粒和粉粒含量间为负相关的关系，与细砂粒含量间为正相关的关系，与粗砂粒含量间没有明显的关系；从定量关系分析来看，010cm土层，土壤137Cs含量与粘粒含量有极显着的负相关关系，1020cm土层，土壤137Cs含量与粉粒含量有极显着的负相关关系；通过逐步回归分析，010cm土层137Cs含量与粘粒含量间的数学模型为：y=1636.19-91.93x1；1020cm土层137Cs含量与粉粒含量间的数学模型为：y=2182.47-33.22x2。（4）初步探讨了黄土高原峁坡土壤侵蚀的影响因子。对气象因子分析知，风向对峁坡上中部土壤侵蚀的影响较显着，而降雨量对峁坡下部的土壤侵蚀影响显着；土壤侵蚀强度与降雨量呈显着的正相关，峁坡上中部土壤侵蚀强度与风向呈正相关，北坡上中部土壤侵蚀以风力侵蚀为主，峁坡下部土壤侵蚀强度与风向呈负相关，北坡下部以水力侵蚀为主。对地形地貌因子分析知，坡向对峁坡上部和下部土壤侵蚀强度空间分布的影响比较显着，对中部的影响较小；土壤侵蚀强度与Cos（坡向）均为正相关，偏北坡的土壤侵蚀强度大于偏南坡，风力侵蚀存在并且偏北坡明显大于偏南坡；土壤侵蚀强度与Sin（坡向）均为负相关，偏东坡土壤侵蚀强度小于偏西坡。对土壤颗粒组成分析知，粘粒含量是影响土壤侵蚀的主导因子。
隋志龙,杨浩,杨九东,王小雷,张明礼[10]（2010）在《宁镇地区黄棕壤土壤颗粒组成与137Cs含量关系研究》文中研究表明土壤粒组组成对137Cs含量及其再分配过程具有决定作用,因此,137Cs吸附的粒度效应研究是运用其示踪土壤侵蚀的重要环节。宁镇地区代表性样点的土样测试与数据分析结果表明,黄棕壤耕作土不同粒级的土壤颗粒对137Cs有着不同的吸附效应:（1）<2μm和2～5μm粒级土壤颗粒对137Cs有着较强的吸附能力;（2）5～10μm和10～50μm粒级的土壤颗粒含量与137Cs质量活度之间存在着明显的负相关;（3）>50μm粒级的土壤颗粒含量与137Cs质量活度之间的关系较为复杂;（4）数据分析结果中出现的一些偏差可能与侵蚀作用所造成的颗粒分选以及沉积区物源复杂有关。
二、黄土高原区~(137)Cs与土壤颗粒及有机质的关系研究（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、黄土高原区~(137)Cs与土壤颗粒及有机质的关系研究（论文提纲范文）
（1）河西地区土壤侵蚀时空分异及其驱动因素（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| 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 土壤风蚀研究的主要方法 |
| 1.2.2 土壤水蚀研究的主要方法 |
| 1.2.3 土壤侵蚀的驱动因素 |
| 1.2.4 土壤侵蚀的生态环境效应 |
| 1.3 研究内容、创新点及技术路线 |
| 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 |
| 1.3.4 创新点 |
| 1.3.5 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 地理位置与行政区划 |
| 2.2 自然概况 |
| 2.2.1 气候 |
| 2.2.2 地貌 |
| 2.2.3 水文 |
| 2.2.4 土壤 |
| 2.2.5 植被 |
| 2.3 社会经济概况 |
| 2.4 生态工程概况 |
| 第三章 数据来源与研究方法 |
| 3.1 数据来源 |
| 3.1.1 地理背景数据 |
| 3.1.2 气象水文数据 |
| 3.1.3 植被覆盖数据 |
| 3.1.4 野外调查与实验测定数据 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 土壤样品野外采集及室内试验 |
| 3.2.2 基于RUSLE-TLSD土壤水蚀方程 |
| 3.2.3 基于RWEQ土壤风蚀方程 |
| 3.2.4 趋势分析方法 |
| 3.2.5 驱动分析方法 |
| 3.2.6 土壤侵蚀结果验证 |
| 3.2.7 NDVI数据尺度转换 |
| 第四章 河西地区水蚀速率时空格局及驱动因素 |
| 4.1 RUSLE-TLSD模型因子的修正与模拟 |
| 4.1.1 NDVI数据统计降尺度 |
| 4.1.2 RUSLE模型主要因子特征 |
| 4.1.3 水蚀速率参数的修正及验证 |
| 4.2 水蚀速率的基本特征 |
| 4.2.1 河西地区水蚀速率时空演变特征 |
| 4.2.2 祁连山国家自然保护区水蚀速率时空演变特征 |
| 4.3 水蚀速率的驱动因素 |
| 4.3.1 水蚀速率空间分异主导因素 |
| 4.3.2 极端降雨和“退耕还林”对水蚀速率的影响 |
| 4.4 RUSLE-TLSD模型在河西地区的限制性 |
| 4.5 河西地区水力侵蚀的对策与建议 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 河西地区风蚀速率时空格局及驱动因素 |
| 5.1 RWEQ模型主要因子的修正与模拟 |
| 5.2 风蚀速率的基本特征 |
| 5.2.1 风蚀速率的时空演变特征 |
| 5.2.2 风蚀模拟结果比较及验证 |
| 5.3 风蚀速率的驱动因素 |
| 5.3.1 风蚀速率空间分异主导因素 |
| 5.3.2 主导自然因子与风蚀速率的关系 |
| 5.3.3 土地利用变化与风蚀速率的关系 |
| 5.4 RWEQ模型在河西地区的限制性 |
| 5.5 河西地区防风固沙的对策和建议 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 河西地区水蚀速率的时空格局及驱动因素 |
| 6.1.2 河西地区风蚀速率的时空格局及驱动因素 |
| 6.2 研究展望 |
| 6.2.1 土壤侵蚀模型评价的不确定性 |
| 6.2.2 土壤侵蚀的生态效应分析 |
| 6.2.3 土壤侵蚀防治措施研究 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间研究成果 |
（2）黄土高原小流域侵蚀区和沉积区土壤碳氮分布与矿化特征（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 土壤侵蚀对陆地碳的源汇作用 |
| 1.2.2 土壤有机碳矿化及影响因素 |
| 1.2.3 侵蚀-传输-沉积体系土壤碳循环 |
| 1.2.4 土壤侵蚀与土壤碳氮循环耦合模型 |
| 1.2.5 侵蚀景观土壤氮分布及矿化 |
| 1.2.6 黄土高原地貌及土壤侵蚀 |
| 1.3 本章小结 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究目标与内容 |
| 2.2 技术路线 |
| 2.3 研究区概况 |
| 2.4 样品采集和处理 |
| 2.5 测定项目和方法 |
| 2.5.1 土壤理化性质 |
| 2.5.2 土壤团聚体分级 |
| 2.5.3 土壤碳氮矿化 |
| 2.6 数据处理与统计方法 |
| 第三章 土壤理化性质分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 土壤颗粒组成 |
| 3.3.2 土壤容重、饱和导水率和田间持水量 |
| 3.3.3 土壤孔隙度 |
| 3.3.4 土壤团聚体分级 |
| 3.3.5 土壤pH和电导率 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 土壤碳氮分布特征 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 土壤有机碳、无机碳及全碳含量 |
| 4.3.2 土壤有机碳、无机碳及全碳储量 |
| 4.3.3 土壤全氮含量及储量 |
| 4.3.4 土壤无机氮 |
| 4.3.5 土壤全磷及速效磷 |
| 4.3.6 土壤速效钾 |
| 4.3.7 土壤碳氮磷计量比 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 土壤可溶性有机碳氮及DOM光谱特征 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 土壤可溶性有机碳氮 |
| 5.3.2 土壤可溶性有机碳氮占土壤碳氮的比例 |
| 5.3.3 土壤DOM紫外-可见吸收光谱参数 |
| 5.3.4 土壤DOM荧光光谱参数 |
| 5.3.5 土壤DOM荧光组分 |
| 5.3.6 土壤DOM光谱参数主成分分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 土壤团聚体碳氮分布特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 团聚体有机碳 |
| 6.3.2 团聚体全氮 |
| 6.3.3 团聚体碳氮比 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 土壤碳氮矿化及其影响因素 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 土壤碳矿化及对水热因子的响应 |
| 7.3.2 土壤氮矿化及对水热因子的响应 |
| 7.3.3 土壤碳氮矿化的关系 |
| 7.3.4 影响土壤碳氮矿化的因素 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 主要结论及有待进一步研究的问题 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点和主要进展 |
| 8.3 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 附表 |
| 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 |
（3）长期施肥对黄土高原旱地土壤有机碳库的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 施肥影响作物产量 |
| 1.2.2 施肥影响土壤有机质 |
| 1.2.3 土壤团聚体及其有机质含量 |
| 1.2.4 原土及团聚体碳组分 |
| 1.2.5 长期不同施肥土壤有机碳矿化 |
| 1.2.6 长期试验的作用 |
| 1.3 存在的问题 |
| 1.3.1 该地区固碳特征尚不明确 |
| 1.3.2 该地区土壤及团聚体碳组分研究不足 |
| 1.3.3 该地区土壤有机碳矿化及温度敏感性缺乏研究 |
| 第二章 研究内容与技术路线 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 长期施肥对黄土土壤固碳特征的影响 |
| 2.1.2 长期施肥对黄土土壤团聚体及粉黏粒分布和碳氮含量的影响 |
| 2.1.3 长期施肥对黄土有机质组分的影响 |
| 2.1.4 长期施肥对团聚体有机质组分的影响 |
| 2.1.5 长期施肥土壤有机碳矿化及温度敏感性 |
| 2.2 技术路线 |
| 第三章 雨养及灌溉条件下长期施肥对土壤碳库的影响 |
| 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 样品采集与处理 |
| 3.2.4 测定项目及方法 |
| 3.2.5 数据计算与分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 长期施肥作物籽粒产量和生物量的变化 |
| 3.3.2 长期施肥土壤碳投入量的差异 |
| 3.3.3 长期施肥土壤碳储量的动态变化 |
| 3.3.4 长期施肥土壤固碳速率及固碳效率动态变化 |
| 3.3.5 长期施肥土壤总体及不同处理固碳效率 |
| 3.3.6 长期施肥土壤有机碳组分的动态变化 |
| 3.3.7 长期施肥土壤有机碳组分占原土有机碳的百分比 |
| 3.3.8 长期施肥土壤有机碳与有机碳组分之间的关系 |
| 3.3.9 长期施肥土壤有机碳平衡 |
| 3.3.10 长期不同施肥作物产量与土壤有机碳含量关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 长期施肥作物产量与有机碳投入量 |
| 3.4.2 长期施肥土壤固碳效率 |
| 3.4.3 土壤固碳速率 |
| 3.4.4 长期施肥土壤有机碳组分动态 |
| 3.4.5 长期不同施肥土壤固碳潜力 |
| 3.5 结论 |
| 第四章 长期施肥黄土高原旱地土壤水稳性团聚体和粉黏粒组分及其碳氮分布 |
| 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 样品采集与处理 |
| 4.2.4 测定项目及方法 |
| 4.2.5 数据计算及分析方法 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分分布及其稳定性 |
| 4.3.2 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分有机碳含量 |
| 4.3.3 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分全氮含量 |
| 4.3.4 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分中有机碳分配比例 |
| 4.3.5 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分中全氮分配比例 |
| 4.3.6 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分的有机碳富集因子 |
| 4.3.7 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分碳氮比 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分分布及其稳定性 |
| 4.4.2 长期施肥土壤团聚体及粉黏粒组分碳、氮分布 |
| 4.5 结论 |
| 第五章 长期施肥对黄土高原旱地农田系统土壤有机碳库的影响 |
| 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 样品处理 |
| 5.2.4 数据计算及分析方法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 长期不同施肥土壤原土有机质储量 |
| 5.3.2 长期不同施肥土壤各组分有机质储量 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 长期施肥对有机质固存的影响 |
| 5.4.2 长期施肥对矿质结合态有机质(MOM)的影响 |
| 5.4.3 长期施肥对颗粒有机质(POM)的影响 |
| 5.4.4 长期施肥对轻组(Light-POM)和重组颗粒有机质(Heavy-POM)的影响 |
| 5.4.5 长期施肥对土壤有机质质量的影响 |
| 5.5 结论 |
| 第六章 长期施肥对黄土高原旱地农田系统土壤团聚体有机质库的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验地概况 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 样品处理 |
| 6.2.4 测定项目及方法 |
| 6.2.5 数据计算及分析方法 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 长期施肥土壤团聚体中颗粒有机质组分 |
| 6.3.2 长期施肥土壤两种有机质库 |
| 6.3.3 长期施肥原土有机碳含量与团聚体各组分有机碳含量之间关系 |
| 6.3.4 长期施肥土壤团聚体组分有机质碳氮比 |
| 6.3.5 长期施肥土壤团聚体分组各组分有机质百分比 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 长期施肥团聚体不同组分有机质含量 |
| 6.5 结论 |
| 第七章 长期不同施肥黄土高原旱地土壤有机碳库的矿化及温度敏感性 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验设计 |
| 7.2.2 项目测定及方法 |
| 7.2.3 数据计算及分析方法 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 长期施肥土壤有机碳累积释放量和活化能 |
| 7.3.2 长期施肥土壤有机碳库矿化特征 |
| 7.3.3 长期施肥土壤有机碳累积矿化动态 |
| 7.3.4 长期不同施肥土壤有机碳含量与响应比(LnRR)之间关系 |
| 7.3.5 施肥土壤有机碳矿化温度敏感性(Q10) |
| 7.3.6 长期不同施肥土壤有机碳活化能 |
| 7.3.7 长期施肥土壤Q10与各组分Q10之间关系 |
| 7.3.8 长期施肥土壤Q10与土壤性质之间关系 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 长期不同施肥土壤有机碳累积矿化量 |
| 7.4.2 长期不同施肥土壤有机碳矿化温度敏感性 |
| 7.5 结论 |
| 第八章 主要结论、创新点及研究展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）山地森林—干旱河谷交错带不同植被恢复模式土壤生态功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 生态交错带 |
| 1.2.2 植被恢复与土壤理化性质 |
| 1.2.3 植被恢复与土壤有机碳 |
| 1.2.4 植被恢复与水源涵养 |
| 1.2.5 植被恢复与水土保持 |
| 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 |
| 第二章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 野外调查 |
| 2.2.2 样地及样方的确定 |
| 2.2.3 土壤理化性质 |
| 2.2.4 土壤有机碳动态及碳储量 |
| 2.2.5 不同植被恢复模式的水源涵养功能 |
| 2.2.6 土壤保持功能 |
| 第三章 不同植被恢复模式土壤理化性质的变化特征 |
| 3.1 不同植被恢复模式下土壤物理性质 |
| 3.1.1 土壤水分动态 |
| 3.1.2 土壤容重与孔隙度特征 |
| 3.1.3 土壤机械组成 |
| 3.2 不同植被恢复模式下土壤化学性质变化特征 |
| 3.2.1 土壤有机质 |
| 3.2.2 土壤氮、磷、钾 |
| 3.3 土壤团聚体特征 |
| 3.3.1 土壤团聚体分布特征 |
| 3.3.2 团聚体分形特征 |
| 3.3.3 团聚体稳定性特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 植被恢复对土壤理化性质的响应 |
| 3.4.2 植被恢复对土壤团聚体特征的响应 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 不同植被恢复模式土壤有机碳动态及储量 |
| 4.1 土壤机碳含量及密度变化 |
| 4.1.1 土壤有机碳含量 |
| 4.1.2 土壤有机碳密度变化 |
| 4.2 土壤活性有机碳有效率及碳库管理指数 |
| 4.2.1 土壤活性有机碳有效率 |
| 4.2.2 土壤碳库管理指数 |
| 4.3 土壤活性有机碳组分变化 |
| 4.3.1 轻组有机碳 |
| 4.3.2 重组有机碳 |
| 4.3.3 土壤颗粒态有机碳 |
| 4.3.4 土壤易氧化有机碳 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 植被恢复对土壤有机碳含量和密度的响应 |
| 4.4.2 植被恢复对土壤活性有机碳有效率及碳库管理指数的响应 |
| 4.4.3 植被恢复对土壤活性有机碳组分变化的响应 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 不同植被恢复模式水源涵养功能研究 |
| 5.1 不同植被恢复模式的冠层截留功能 |
| 5.1.1 冠层截留及降雨再分配 |
| 5.1.2 截留模型的构建 |
| 5.2 不同植被恢复模式枯落物层水源涵养能力 |
| 5.2.1 枯落物的现存量 |
| 5.2.2 枯落物层的有效拦蓄量 |
| 5.2.3 枯落物层的持水过程 |
| 5.2.4 枯落物层的吸水过程 |
| 5.3 不同植被恢复模式土壤层水源涵养能力 |
| 5.3.1 土壤蓄水性能 |
| 5.3.2 土壤渗透性能 |
| 5.3.3 土壤渗透模型拟合 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 冠层截留对植被恢复模式的响应 |
| 5.4.2 枯落物层水源涵养能力对植被恢复模式的响应 |
| 5.4.3 土壤层水源涵养能力对植被恢复模式的响应 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 不同植被恢复模式土壤保持功能研究 |
| 6.1 不同植被恢复模式下土壤的抗蚀性 |
| 6.1.1 土壤抗蚀性指标体系 |
| 6.1.2 土壤抗蚀性综合评价 |
| 6.1.3 土壤抗蚀性影响因素分析 |
| 6.2 不同植被恢复模式下土壤的抗冲性 |
| 6.2.1 径流量和含沙量的变化特征 |
| 6.2.2 土壤抗冲性变化特征 |
| 6.2.3 土壤抗冲性影响因素分析 |
| 6.3 不同植被恢复模式下坡面径流及侵蚀产沙特征 |
| 6.3.1 产流特征 |
| 6.3.2 产沙特征 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 土壤抗蚀性对植被恢复模式的响应 |
| 6.4.2 土壤抗冲性对植被恢复模式的响应 |
| 6.4.3 径流及侵蚀产沙对植被恢复模式的响应 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 不同植被恢复模式土壤生态功能的综合评价 |
| 7.1 土壤生态功能评价指标选择 |
| 7.1.1 构建原则 |
| 7.1.2 指标体系 |
| 7.2 评价方法 |
| 7.2.1 指标标准化方法 |
| 7.2.2 指标权重确定方法 |
| 7.3 评价与分析 |
| 7.3.1 指标选择及体系构建 |
| 7.3.2 指标标准化 |
| 7.3.3 权重 |
| 7.3.4 功能评价与分析 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 全文主要结论、创新点及研究展望 |
| 8.1 全文主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）云南迤者小流域双核素示踪土壤侵蚀研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 ~(137)Cs示踪技术研究进展 |
| 1.2.2 ~(210)Pb_(ex)示踪技术研究进展 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地质地貌特征 |
| 2.1.2 气候特征 |
| 2.1.3 土壤植被特征 |
| 2.1.4 社会经济状况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 研究方法 |
| 2.4.1 样品的采集 |
| 2.4.2 样品制备与分析 |
| 第3章 ~(137)Cs和~(210)Pb_(ex)剖面分布特征 |
| 3.1 ~(137)Cs剖面分布特征 |
| 3.1.1 ~(137)Cs在农耕地土壤中的分布 |
| 3.1.2 ~(137)Cs在非农耕地土壤中的分布 |
| 3.2 ~(210)Pb_(ex)剖面分布特征 |
| 3.2.1 ~(210)Pb_(ex)在农耕地土壤中的分布 |
| 3.2.2 ~(210)Pb_(ex)在非农耕地土壤中的分布 |
| 3.3 非农耕地土壤剖面中~(210)Pb_(ex)与养分元素的比较 |
| 3.4 剖面中~(137)Cs、~(210)Pb_(ex)与养分元素、黏粒的关系 |
| 第4章 土壤侵蚀速率估算 |
| 4.1 背景值确定 |
| 4.1.1 ~(137)Cs背景值的确定 |
| 4.1.2 ~(210)Pb_(ex)背景值的确定 |
| 4.2 土壤侵蚀模型 |
| 4.2.1 基于~(137)Cs的农耕地土壤侵蚀模型 |
| 4.2.2 基于~(137)Cs的非农耕地土壤侵蚀模型 |
| 4.2.3 基于~(210)Pb_(ex)的农耕地土壤侵蚀模型 |
| 4.2.4 基于~(210)Pb_(ex)的非农耕地土壤侵蚀模型 |
| 4.2.5 ~(137)Cs和~(210)Pb_(ex)土壤侵蚀模型的选择 |
| 4.3 土壤侵蚀速率的估算 |
| 4.3.1 基于~(137)Cs的土壤侵蚀速率 |
| 4.3.2 基于~(210)Pb_(ex)的土壤侵蚀速率 |
| 4.3.3 基于~(137)Cs和~(210)Pb_(ex)的土壤侵蚀速率比较与复合 |
| 4.3.4 土壤侵蚀强度分级 |
| 4.4 土壤侵蚀速率与土壤养分元素含量的关系 |
| 4.4.1 土壤侵蚀速率与养分元素的关系 |
| 4.4.2 研究区养分元素流失量分析 |
| 4.5 土壤侵蚀影响因素分析 |
| 4.5.1 气候降水因素 |
| 4.5.2 植被及用地类型 |
| 4.5.3 人类活动 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（6）土壤137Cs和239+240Pu含量与土壤粒径及有机质的关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题依据及意义 |
| 1.2 ~(137)Cs与~(239+240)Pu的来源及应用 |
| 1.2.1 Cs与Pu的基本性质 |
| 1.2.2 ~(137)Cs与~(239+240)Pu的来源及分布 |
| 1.2.3 ~(137)Cs与~(239+240)Pu的应用 |
| 1.3 研究进展 |
| 1.3.1 土壤粒径及有机质对~(137)Cs在土壤中吸附行为的影响研究 |
| 1.3.2 土壤粒径及有机质对~(239+240)Pu在土壤中吸附行为的影响研究 |
| 1.4 研究内容、创新点与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及样品采集 |
| 2.1 辽东湾地理概况 |
| 2.1.1 地质地貌 |
| 2.1.2 气象水文 |
| 2.2 连云港海岸带地理概况 |
| 2.2.1 地质地貌 |
| 2.2.2 气象水文 |
| 2.3 采样区位及样品采集 |
| 2.3.1 采样区位 |
| 2.3.2 样品采集 |
| 第三章 样品分析方法 |
| 3.1 样品粒度分级 |
| 0.02mm颗粒分级——湿筛法'>3.1.1 D>0.02mm颗粒分级——湿筛法 |
| 3.1.3 样品粒度分级结果的检验 |
| 3.2 ~(137)Cs的测量 |
| 3.3 ~(239)Pu、~(240)Pu的提取与测量 |
| 3.3.1 ~(239)Pu、~(240)Pu的提取 |
| 3.3.2 ~(239)Pu、~(240)Pu的测量 |
| 3.4 其他土壤理化特征实验 |
| 3.4.1 土壤有机质的测定——烧失量法 |
| 3.4.2 土壤pH的测定——电位法 |
| 第四章 数据结果与分析 |
| 4.1 土壤粒度分级 |
| 4.1.1 土壤粒度分级结果 |
| 4.1.2 土壤粒度分级结果的检验 |
| 4.1.3 土壤质地分析 |
| 4.2 土壤pH |
| 4.3 土壤有机质含量 |
| 4.4 土壤~(137)Cs含量 |
| 4.5 土壤~(239+240)Pu含量与~(240)Pu/~(239)Pu比值 |
| 4.5.1 土壤~(239+240)Pu含量 |
| 4.5.2 土壤中Pu的来源 |
| 第五章 讨论 |
| 5.1 ~(137)Cs吸附效应 |
| 5.1.1 ~(137)Cs与土壤粒径的关系 |
| 5.1.2 ~(137)Cs与土壤有机质的关系 |
| 5.2 ~(239+240)Pu吸附效应 |
| 5.2.1 ~(239+240)Pu与土壤粒径的关系 |
| 5.2.2 ~(239+240)Pu与土壤有机质的关系 |
| 5.3 ~(137)Cs与~(239+240)Pu吸附效应的比较 |
| 第六章 结论及展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究创新点 |
| 6.3 工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）黄土高原水蚀风蚀交错区土壤退化机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题的背景、目的及意义 |
| 1.1.1 选题的背景 |
| 1.1.2 选题的目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 土壤质量 |
| 1.2.2 土壤质量退化影响因素 |
| 1.2.3 风水复合侵蚀特征 |
| 1.2.4 风蚀、水蚀研究方法 |
| 1.3 存在问题 |
| 第二章 研究内容与方法 |
| 2.1 研究区概况与研究内容 |
| 2.1.1 研究区概况 |
| 2.1.2 研究内容 |
| 2.2 研究思路 |
| 2.3 技术路线与拟解决的关键问题 |
| 2.3.1 技术路线 |
| 2.3.2 拟解决的关键问题 |
| 第三章 水蚀风蚀交错区土壤特性空间分布特征及其影响因素 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 风力因子及土壤退化指数 |
| 3.2.4 测定项目与方法 |
| 3.2.5 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 不同侵蚀类型区土壤特性对比 |
| 3.3.2 水蚀风蚀交错区土壤理化属性的空间分布特征 |
| 3.3.3 土壤理化属性与环境要素的相关性 |
| 3.3.4 土壤养分的影响因素 |
| 3.3.5 水蚀风蚀交错区土壤退化程度评价 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 风水交错侵蚀下坡面土壤退化特征 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 试验设计与采样 |
| 4.2.3 样品分析 |
| 4.2.4 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤~(137)Cs含量和土壤理化属性变化 |
| 4.3.2 土壤~(137)Cs含量与土壤理化属性之间的关系 |
| 4.3.3 土壤~(137)Cs、有机质及全氮的影响因素 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 侵蚀营力的空间分布特征 |
| 4.4.2 侵蚀的坡向、坡位差异特征 |
| 4.4.3 侵蚀与土壤质量退化的关系 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 风水交错侵蚀下水土流失特征 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 指标测定 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 坡面微地貌特征 |
| 5.3.2 坡面水动力学特征 |
| 5.3.3 坡面产流特征 |
| 5.3.4 坡面产沙特征 |
| 5.3.5 水土流失与侵蚀力之间的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 风水交错侵蚀下坡面形态变化 |
| 5.4.2 风水交错侵蚀下水土流失特征 |
| 5.4.3 风水交错侵蚀下坡面产沙过程 |
| 5.4.4 风水交错侵蚀水力学机理 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 风水交错侵蚀下土壤退化机理 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 试验材料 |
| 6.2.2 试验设计 |
| 6.2.3 指标测定 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤颗粒变化 |
| 6.3.2 土壤养分变化 |
| 6.3.3 土壤颗粒与侵蚀营力之间的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 风水交错侵蚀对土壤颗粒的影响 |
| 6.4.2 风水交错侵蚀对土壤养分的影响 |
| 6.4.3 风水交错侵蚀对河流泥沙的影响 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 风蚀、水蚀速率定量区分 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 试验设计 |
| 7.2.2 土壤侵蚀速率计算模型 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 坡面~(137)Cs含量的空间分布 |
| 7.3.2 坡面侵蚀速率的空间分布 |
| 7.3.3 坡面风水、水蚀速率的区分 |
| 7.4 小结 |
| 第八章 主要结论、进展及有待进一步研究的问题 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要进展 |
| 8.3 主要创新点 |
| 8.4 有待进一步研究的问题 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 西北农林科技大学学历教育博士学位授予信息表 |
（8）水蚀风蚀交错区植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀的影响 ——以六道沟小流域为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 国内外研究现状 |
| 1.1 风水两相复合侵蚀 |
| 1.2 景观生态与植被斑块镶嵌格局 |
| 1.3 土壤侵蚀研究中~(137)Cs示踪法的应用 |
| 1.3.1 ~(137)Cs示踪技术国内外研究进展 |
| 1.3.2 ~(137)Cs示踪基本原理 |
| 1.3.3 ~(137)Cs示踪计算土壤侵蚀速率模型 |
| 1.3.4 ~(137)Cs示踪在研究土壤物化性质与土壤侵蚀关系中的应用 |
| 1.4 土壤侵蚀研究中USLE模型的应用 |
| 1.4.1 降雨径流因子R |
| 1.4.2 土壤可蚀性因子K |
| 1.4.3 坡长坡度因子LS |
| 1.4.4 植被覆盖度因子C和水保措施因子P |
| 2 试验内容与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容与技术路线 |
| 2.2.1 研究内容 |
| 2.2.2 技术路线 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 ~(137)Cs法测定坡面总土壤流失量 |
| 2.3.2 USLE法计算坡面土壤水蚀量 |
| 2.3.3 景观格局分析 |
| 2.3.4 土壤颗粒的测定 |
| 2.3.5 土壤养分的测定 |
| 2.3.6 数据处理与分析软件 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 研究区总侵蚀速率及其坡向差异研究 |
| 3.1.1 ~(137)Cs本底值分布 |
| 3.1.2 基于~(137)Cs的研究区侵蚀状况 |
| 3.2 研究区水蚀速率及坡向差异研究 |
| 3.2.1 水蚀因子的确定 |
| 3.2.2 水蚀速率的计算及坡向差异 |
| 3.3 研究区水蚀风蚀速率的定量区分 |
| 3.4 植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀的综合影响 |
| 4 主要结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）黄土丘陵区典型峁坡土壤侵蚀空间分异及影响因子辨识（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究的目的及意义 |
| 1.2 国内外的研究现状 |
| 1.2.1 土壤侵蚀研究方法 |
| 1.2.1.1 调查法 |
| 1.2.1.2 径流小区法 |
| 1.2.1.3 示踪法 |
| 1.2.2 ~(137)Cs 示踪法在土壤侵蚀的研究与应用 |
| 1.2.2.1 ~(137)Cs 的来源及示踪原理 |
| 1.2.2.2 ~(137)Cs 背景值的研究 |
| 1.2.2.3 ~(137)Cs 测定土壤侵蚀速率的数学模型 |
| 1.2.2.4 ~(137)Cs 法示踪土壤侵蚀的优点及缺点 |
| 1.2.2.5 ~(137)Cs 示踪在研究不同地貌以及土地利用类型的土壤侵蚀中的应用 |
| 1.2.2.6 ~(137)Cs 和土壤理化性质的关系 |
| 1.2.3 风水复合侵蚀研究进展 |
| 第二章 研究内容、研究方法及技术路线 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 研究区~(137)Cs 背景值的确定 |
| 2.2.2 峁坡各坡向~(137)Cs 空间分布及侵蚀强度空间变化特征 |
| 2.2.3 峁坡土壤侵蚀的坡向变化及坡位差异 |
| 2.2.4 峁坡土壤~(137)Cs 含量与土壤粒径的关系 |
| 2.2.5 影响峁坡土壤侵蚀空间分异因素的分析 |
| 2.3 研究方法 |
| 2.3.1 样品的采集 |
| 2.3.2 样品的处理与测量 |
| 2.3.3 数据的处理与分析 |
| 2.4 技术路线图 |
| 第三章 峁坡土壤侵蚀坡向分异特征 |
| 3.1 峁坡不同坡向137CS 空间分布特征及侵蚀强度空间变化特征 |
| 3.1.1 坡面~(137)Cs 空间分布特征 |
| 3.1.2 坡面侵蚀强度空间变化特征 |
| 3.2 峁坡土壤侵蚀的坡向变化及坡位差异 |
| 3.2.1 土壤侵蚀的坡向变化 |
| 3.2.2 土壤侵蚀的坡位差异 |
| 3.3 各坡向不同坡位的侵蚀特征 |
| 3.4 不同坡向坡面~(137)CS 随坡长变化的分布状况及侵蚀速率 |
| 3.5 典型坡面土壤剖面~(137)CS 分布及侵蚀速率 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 峁坡~(137)Cs 含量与土壤颗粒的相关性分析 |
| 4.1 峁坡土壤颗粒中~(137)CS 的分布特征及土壤机械组成的分析 |
| 4.1.1 ~(137)Cs 在土壤颗粒中的分布 |
| 4.1.2 各坡向峁坡土壤颗粒组成分析 |
| 4.1.3 典型峁坡剖面分层样点土壤颗粒组成分析 |
| 4.2 峁坡137CS 含量与土壤颗粒组成的关系 |
| 4.2.1 ~(137)Cs 含量与土壤粒径关系的分析 |
| 4.2.2 ~(137)Cs 含量与土壤颗粒组成关系模型的分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 黄土高原峁坡土壤侵蚀影响因子辨识 |
| 5.1 气象因子对土壤侵蚀的影响 |
| 5.2 地形因子对土壤侵蚀的影响 |
| 5.3 土壤颗粒组成对土壤侵蚀的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 讨论及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（10）宁镇地区黄棕壤土壤颗粒组成与137Cs含量关系研究（论文提纲范文）
| 1 小流域自然地理概况 |
| 2 样品采集与测试分析 |
| 2.1 采样方法 |
| 2.2 样品的测试分析 |
| 2.2.1 137Cs含量测定 |
| 2.2.2 粒度测试分析 |
| 3 结果分析与讨论 |
| 3.1 测试数据与统计分析结果 |
| 3.1.1 ST1土样测试结果与数据分析 |
| 3.1.2 ST3土样测试结果与数据分析 |
| 3.1.3 HD1土样测试结果与数据分析 |
| 3.1.4 HD3土样测试结果与数据分析 |
| 3.1.5 HD5土样测试结果与数据分析 |
| 3.1.6 HD8土样测试结果与数据分析 |
| 3.2 137Cs吸附的粒度效应分析与讨论 |
| 4 结 论 |
四、黄土高原区~(137)Cs与土壤颗粒及有机质的关系研究（论文参考文献）
- [1]河西地区土壤侵蚀时空分异及其驱动因素[D]. 林锦阔. 兰州大学, 2020(04)
- [2]黄土高原小流域侵蚀区和沉积区土壤碳氮分布与矿化特征[D]. 姚毓菲. 中国科学院大学(中国科学院教育部水土保持与生态环境研究中心), 2020(01)
- [3]长期施肥对黄土高原旱地土壤有机碳库的影响[D]. 王仁杰. 西北农林科技大学, 2020
- [4]山地森林—干旱河谷交错带不同植被恢复模式土壤生态功能研究[D]. 何淑勤. 四川农业大学, 2019
- [5]云南迤者小流域双核素示踪土壤侵蚀研究[D]. 段承一. 云南师范大学, 2019(01)
- [6]土壤137Cs和239+240Pu含量与土壤粒径及有机质的关系研究[D]. 吴孟孟. 南京大学, 2016(01)
- [7]黄土高原水蚀风蚀交错区土壤退化机理研究[D]. 脱登峰. 西北农林科技大学, 2016(08)
- [8]水蚀风蚀交错区植被斑块镶嵌格局对土壤侵蚀的影响 ——以六道沟小流域为例[D]. 岳本江. 华中农业大学, 2012(02)
- [9]黄土丘陵区典型峁坡土壤侵蚀空间分异及影响因子辨识[D]. 刘栋. 西北农林科技大学, 2012(03)
- [10]宁镇地区黄棕壤土壤颗粒组成与137Cs含量关系研究[J]. 隋志龙,杨浩,杨九东,王小雷,张明礼. 水土保持学报, 2010(05)