一、植物群落的演替理论（论文文献综述）
俞筱押[1]（2021）在《喀斯特植物群落更新层繁殖体转换机制研究》文中指出喀斯特生态系统是全球生态系统的重要组成部分,也是人类生存与持续发展的重要场所,但作为主要集中连片分布区之一的中国西南喀斯特生态系统已受到或正受到干扰而面临石漠化的威胁。植被恢复是石漠化综合治理的关键步骤与根本,在全球退化生态系统治理的自然化与再野生化和国家“以自然修复为主”的大背景下,选择合适的植被恢复模式与策略就愈发重要,但最大的关键是自然修复的植物繁殖体从何而来?植物具有种子（孢子）繁殖和营养繁殖的能力,且两者之间存在权衡。植物所处群落正向或逆向演替过程中,植物繁殖方式有其自身规律即存在营养繁殖体与有性繁殖体的作用差异及其权衡,在异质性生境中差异更加明显。植物的种子（孢子）和营养繁殖体（芽库）构成退化植被恢复的繁殖体来源,也存在大量的研究结果,但主要集中在有性繁殖体（种子库、种子雨）的研究,较少关注到营养繁殖体（萌生能力、克隆等芽库组成）,尤其是有性繁殖体与营养繁殖体关系及其转换。研究群落繁殖体转换特征,直接影响到退化生态系统恢复、人工辅助恢复协调性,进而影响到物种多样性的恢复与持续性、生态系统功能的恢复。小尺度生境是环境异质性的重要解译单元,也是联系地质多样性与生物多样性的桥梁。喀斯特区,溶痕类型丰富多样、数量众多,是植物生长、保育、更新的小尺度生境基础。溶痕生境是指其中含有土壤与植物生长发育的溶痕类型,其特征及其在群落中的分布对群落的繁殖体类型及其权衡具有重要影响。本文选择中国南方喀斯特的中心点之一的石林地质公园（位于云南石林县）作为研究地点,依据溶痕与土壤、植物生长发育的关系划分溶痕生境类型,研究不同演替阶段喀斯特森林溶痕生境植物更新特征与有性繁殖体和营养繁殖体的权衡,以期探讨喀斯特植被自然恢复的繁殖体来源,预期能为退化喀斯特生态系统恢复（石漠化综合治理）有所裨益和提供理论与技术支撑。本研究主要结论如下:（1）溶痕生境深刻影响植物群落繁殖体库的保存与分布特征。喀斯特溶痕生境的形态特征与空间结构形成一些特殊的“生境岛”,能保存一定数量的营养繁殖体,其原因在于生境的干扰可达性变化。溶痕生境的可达性差异导致其抗干扰能力不同,抗干扰能力从强到弱排序大致为:溶蚀石堆—裂隙溶沟—溶槽—溶坑—溶蚀廊道。一般而言,生境越狭窄,植物残体残留的物种数与个体数相对越多,但该类生境并不是植物理想的生长发育生境,在群落恢复过程中狭窄溶痕生境的个体数迅速减少。溶痕生境保存的萌生茎干（植物残体）在干扰退出后成熟,将能为喀斯特生物多样性的维持与生态恢复提供新的繁殖体（有性繁殖）来源;有性繁殖体进入溶痕生境后的命运也存在差异。（2）溶痕生境深刻影响群落物种繁殖方式的权衡。在兼具萌生茎干与实生苗的物种中,各溶痕生境以营养繁殖为主的物种比例均高于50%,尤其以裂隙溶沟和溶蚀石堆为高。但在不同演替阶段,随着群落的退化,裂隙溶沟、溶坑、溶蚀廊道、溶蚀石堆等大致表现为越来越倾向于营养繁殖,溶槽的变化趋势不明显;与此相对应的是有性繁殖减少,甚至石漠化草丛中除了溶蚀石堆,不存在有性繁殖的物种。（3）喀斯特植物群落的物种散布方式影响群落恢复的物种组成。石林地质公园不同植物群落群落的种子（孢子）散布方式均以动物散布为主。随着群落的退化,动物散布的逐步比例降低,但到石漠化草丛又有所升高（因附着传播增加）;风传播的比例大致随着群落的退化而增加。不同溶痕生境植物种子（孢子）散布的物种比例变化不大,均以动物传播为主,其次为风传播,再次为自体传播;溶蚀廊道中风传播物种比例较大。群落退化也影响着溶痕生境中种子散布方式的变化。（4）保护喀斯特生境有利于维持喀斯特生物多样性与植被恢复。喀斯特溶痕生境保存了一定数量的植物营养繁殖体,其成熟将为植被恢复（石漠化综合治理）提供新的繁殖体（种子）来源,增加了退化喀斯特植被自然恢复的可能性;同时选择自然传播能力强的乡土物种或地带性植被关键种进行补植,辅以传播廊道与管护措施有助于喀斯特植被和生态系统功能的恢复。
王丽[2]（2021）在《恢复力视角下矿区植被扰动-损伤-修复综合评价与恢复方案》文中指出植被恢复是矿区生态系统恢复的重要前提。植被是干旱、生态脆弱环境的重要组成部分,植被健康状况影响矿区整体生态质量,因此西部矿区生态恢复的核心内容是植被恢复。围绕植被恢复研究存在的主要问题有:植被损伤和土壤损伤的单一研究较多,矿区采煤植被影响系统层面研究不足,采煤扰动下植被-土壤耦合损伤过程与协同自修复特征不明,同时植物光合生理自修复机制不清等。研究以中国西部神东矿区为目标区域,基于文献分析对已有相关研究成果进行归纳、总结和概括,初步构建矿区植被生态系统恢复力理论研究框架,并在框架指导下开展实验区采煤植被影响研究。首先基于不同应力区监测实验,初步探索采煤塌陷机理及其对植被生境的扰动特征;其次,应用无人机和高光谱技术,基于不同尺度探索矿区植被-土壤耦合损伤空间差异性;第三,基于长时间序列数据分析实验区不同尺度上植被自修复动态特征,揭示植被-土壤协同自修复规律,探索区域植被典型物种自修复光合生理机制;再次,应用结构方程模型定量评价矿区植被生态系统恢复力;最后,结合矿区植被恢复力评价结果,选取恢复力提升关键时间阈值点和典型区域,应用低影响开发技术和生态雨洪管理模型,构建分区差异性植被恢复力建设方案。研究主要结论如下:（1）西部矿区采煤塌陷及其环境扰动具有空间差异性。薄基岩、厚煤层、浅埋深综放采煤条件下,地表移动具有明显的空间分区特征,采空区的最大下沉速度比煤柱区大,采空区上方地表间隔出现台阶状裂缝,工作面边界附近出现动态裂缝;塌陷不同应力区的土壤受到扰动应力类型与强度不同,土壤性状损伤程度也表现出差异性,其中土壤体含量、土壤速效氮、速效磷和速效钾含量受塌陷扰动变化差异显着,可以作为后期研究植物损伤的关键环境因子;（2）植被-土壤耦合损伤表现出空间异质性。采煤塌陷扰动对植被健康造成损伤,进一步的分析表明采煤塌陷扰动对乔木和灌木生长影响显着,对草本影响较小;塌陷不同应力区的的杨树、柠条和油蒿均受到不同程度的损伤,中性区和压缩区的杨树、柠条和油蒿受损严重,拉伸区杨树、柠条和油蒿受损相对较轻,糙隐子不同应力区受损差异不明显;相较于非采区,不同应力区各植物样本不同SPAD值对应波段反射率差值显着减小,同时研究初步识别出不同应力区,采煤扰动下各典型植物光谱指数的特征波段;植被-土壤耦合损伤评价表明,中性区群落-土壤耦合损伤和种群-土壤耦合损伤均表现出强脱钩型,即土壤损伤与植被损伤耦合性最差,同时柠条-土壤在不同塌陷应力区均表现为强脱钩型,即柠条-土壤耦合损伤受采煤扰动影响较大,可作为后期个体恢复力研究典型植物;（3）植被-土壤协同自修复呈现出阶段性变化规律。采煤塌陷干扰对植被群落的生态效应具有阶段性特征,即群落自修复过程初步化分为初级阶段（自修复2年、16年）、中级阶段（自修复1、3、4和12年）和高级阶段（自修复6、8、10年）,随自修复阶段增高,群落物种种类和数量均有所增加,优势物种由一年生草本植物演变为多年生草本植物;土壤有机质含量和速效磷含量是制约群落抵抗性的主要因素;土壤水含量是影响群落自修复性和鲁棒性的主要限制因子;黑沙蒿、狗尾草、硬质早熟禾、雾冰藜等等耐胁迫物种,受沉陷影响小,适应性较好,耐贫瘠性强,自修复力强,矿区植被修复与重建时可作为备选物种;不同自修复年限的群落-土壤自修复耦合类型均属于拮抗耦合状态,CK、自修复2a、6a、10a区域群落-土壤自修复协调度类型属于良好协调状态,其余属于属于处于中度协调状态;种群-土壤自修复耦合类型均属于拮抗耦合状态,协调度类型均属于处于中度协调状态;杨树-土壤、柠条-土壤和糙隐子-土壤自修复耦合类型均属于拮抗耦合状态,自修复1a、2a区域杨树-土壤和柠条-土壤自修复协调度类型均属于处于中度协调状态,自修复2a区域糙隐子-土壤自修复协调度高于ck和自修复1a区域,表明糙隐子受到扰动后较快自修复;（4）环境对植被系统恢复力影响大于采煤扰动对恢复力影响,植被生态系统恢复力随自修复时间变化特征与植被自修复特征一致。系统层面,环境子系统对植被生态系统恢复力的影响大于采煤扰动对植被生态系统恢复力的影响;因子层面,采深对植被生态系统恢复力的影响大于采厚对植被生态系统恢复力的影响,生长环境系统指标因子对恢复力的影响从大到小依次为土壤水含量、土壤养分含量、土壤容重;研究区植被生态系统恢复力随自修复时间变化特征表现为:自修复2年植被生态系统恢复力最低,之后植被生态系统恢复力逐渐增大,自修复8年后植被生态系统恢复力接近对照区植被,之后又逐渐下降;研究区植被生态系统恢复力空间差异表现为:自修复第2年（恢复力最低的年限）,各区域植被生态系统恢复力由大到小依次为CK、压缩区、拉伸区、中性区。（5）基于LID的恢复力建设方案可以有效提升矿区植被系统恢复力,方案可在未来矿区生态恢复实践中开展实验应用。1年一遇暴雨强度背景下,3套恢复力建设方案均可明显提升实验区域的恢复力,随着暴雨强度重现期时间的增加,3套方案提升实验区恢复力的效果逐渐降低且各方案提升效果差异也越来越大,具体表现为恢复力建设方案3>恢复力建设方案2>恢复力建设方案1。论文研究可为西部矿区植被损伤与恢复提供理论参考和方法借鉴,研究成果对缓解西部矿区水资源压力,促进矿区生态恢复,实现煤炭资源可持续开发利用具有重要现实意义。该论文有图77幅,表61个,参考文献246篇。
王超[3]（2021）在《黑土滩人工草地矮嵩草斑块繁殖与扩展特征》文中研究表明研究以青藏高原三江源区不同建植年限黑土滩人工草地内矮嵩草斑块为对象,通过对矮嵩草斑块分布、扩张、繁殖特性、生物量以及人工草地植物群落、根系土壤变化特征等方面分析研究,从矮嵩草种群的角度,探寻人工草地在合理利用状态下向高寒草甸演替的可能性及时间阈值。结果如下:1.随着建植年限的增加,以无性繁殖为主的矮嵩草繁殖速度稳定增长。矮嵩草株丛分蘖、营养枝、生殖枝数量逐渐增加,分蘖、营养枝和生殖枝活体数目占比逐渐降低;矮嵩草斑块单位面积地上和地下生物量逐渐增加,建植20年人工草地显着高于建植2年人工草地（P<0.05）。2.黑土滩人工草地中矮嵩草斑块集中分布,以大型斑块居多。随着恢复年限的增加,大型斑块周围中、小型斑块数量逐渐增加,草地中矮嵩草斑块总面积增加,中、小型斑块占比逐渐降低,大型斑块占比逐渐增加。公式推算建植20年人工草地在合理利用下,矮嵩草种群面积恢复至草地总面积20%所需时间阈值约46年,恢复50%所需时间阈值约50年,恢复100%所需时间阈值约69年。3.随着建植年限的增加,黑土滩人工草地植物群落特征存在动态变化。草地植物群落平均高度总体呈现上升趋势,矮嵩草等莎草科植物盖度、地上生物量逐渐增加,优势度呈上升趋势,而垂穗披碱草等禾本科植物优势度逐渐降低,物种丰富度、辛普森多样性指数、香农-威纳指数和均匀度指数呈现上升趋势,莎草科在群落结构中重要程度增加,植被群落日益稳定,使得演替朝着原生草甸方向进行。4.随着建植年限的增加,土壤养分状况和生态环境得到改善。建植年限较长的黑土滩人工草地矮嵩草斑块根系土壤全效氮磷、速效氮磷、有机碳等养分含量总体高于年限较短的人工草地,建植20年人工草地0-20cm土壤全效氮、速效磷含量显着增加,有机碳含量在10-20cm土层增加明显。不同建植年限黑土滩人工草地矮嵩草根系土壤铵态氮含量与矮嵩草生殖枝数量、斑块总面积之间、矮嵩草地下生物量与土壤有机碳含量之间均有显着性相关关系（P<0.05）。
仲磊[4]（2021）在《片段化森林群落多维度和多尺度多样性分布格局及其形成机制》文中提出研究目的:了解生境片段化后长期的群落构建轨迹仍然是一个重大挑战。现实世界中,由于干扰发生时间的不同以及初始条件的异质性,片段化生境和连续生境内群落构建过程的比较研究受到极大的限制,而我在这里以一种新颖的方式克服了这些困难。1959年,在修建新安江水库大坝期间,库区森林受到了很大程度的砍伐,为水库建成后所形成的片段化景观中的湖（即千岛湖）内“岛屿”以及邻近“大陆”的植物群落构建创造了相似的起点。半个世纪以后,本研究从物种、谱系结构和功能性状等角度出发,探索了千岛湖地区的岛屿以及邻近大陆的森林群落的生物多样性分布格局,群落构建过程,以及岛屿和邻近大陆森林群落的分化情况。研究地点:中国浙江省淳安县千岛湖地区。研究方法:本研究在千岛湖地区共调查了26个岛屿和26个邻近大陆样地的木本植物群落（>46,000个胸径≥1 cm的个体,隶属于91种）并测量了物种水平的12个功能性状。（1）计算了多个功能多样性指数（功能多样性指数、功能均匀度指数、功能离散度指数和群落功能性状加权平均数）,并使用了广义线性模型来探究岛屿和大陆样地群落水平的功能性状对环境梯度的响应;（2）使用方差分解的方法来区分物种组成差异的主要环境和空间驱动因子,并比较了扩散限制和生境过滤对岛屿样地和大陆样地群落构建的相对贡献;（3）使用功能性状和谱系结构的相关指数研究了生境过滤和竞争排斥过程对岛屿样地和大陆样地群落构建的相对贡献。结果:研究发现,在局域尺度上,片段化本身的影响主要体现在引起群落的分类和功能α多样性的下降,使群落结构趋于简单;在区域尺度上的影响主要体现在引起γ多样性的下降,优势种更占优和稀有种的匮乏,演替出现减缓甚至停滞等诸多方面。12个功能性状中,有10个的群落加权平均值在岛屿样地和大陆样地间存在显着差异。此外,大多数性状沿着土壤肥力梯度发生显着的变化,且不同生境（岛屿vs.大陆）的变化特点不同。此外,岛屿样地物种组成主要受局域环境因子影响,提示生境过滤的重要性,但是大陆样地的物种组成主要受空间因子的影响。最后,绝大多数的岛屿样地和大陆样地的功能和谱系结构的发散度均没有显着偏离随机预测值。主要结论:本研究表明生境片段化对于生物多样性具有较强的负面影响,片段化生境中性状-环境关系出现了分化,片段化生境中较低的生物多样性是由生境过滤、竞争排斥、扩散限制等过程综合作用的结果。这些发现有助于加深对于生境片段化如何影响群落构建的理解。
李雪丽[5]（2021）在《松嫩草地羊草生长对不同演替阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征的影响》文中研究表明先锋种的侵入和定植能够改变植物群落的组成与结构乃至植物群落的演替进程。不同的演替阶段拥有其优势种并维持一段时间。土壤酶是植物和土壤微生物相互作用的一个重要环节,其活性是土壤功能的指标之一。土壤酶化学计量比特征经常被用来反映土壤微生物代谢和养分限制情况。但是,目前,先锋种或优势种的定植与生长对不同演替阶段土壤的“驯化作用”（conditioning effects）如何影响土壤酶活性和酶化学计量特征还知之甚少。羊草（Leymus chinensis（Trin.）Tzvel.）是松嫩盐碱化草地恢复演替中期、后期阶段的重要植物成分乃至优势种。本研究选取松嫩草地上的“碱斑——羊草群落”演替系列中的4个演替阶段,即重度、中度、轻度和未退化阶段,取各个演替阶段的土壤栽培羊草,与栽培羊草前的土壤参数进行比较,研究羊草生长对不同恢复演替阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征的影响与机制。共测定了包括C-、N-和P-降解酶在内的7种土壤水解酶活性,即α-1,4-葡萄糖苷酶（αG）、β-1,4-葡萄糖苷酶（βG）、β-1,4-木糖苷酶（βX）、纤维二糖水解酶（CBH）、β-1,4-N-乙酰葡糖胺糖苷酶（NAG）、L-亮氨酸氨基肽酶（LAP）和酸性磷酸酶（a P）。此外,还测定了土壤理化参数和土壤微生物量碳。主要结论如下:（1）随着松嫩退化草地的恢复演替进程,4种C-降解酶活性（αG、βG、βX、CBH）以及NAG活性均呈现逐渐升高的趋势;但是,LAP和a P活性则呈降低的趋势。除了NAG外,羊草生长对其它6种水解酶活性均有显着（P<0.05）影响,并且这些影响因演替阶段不同而异。除了LAP外,栽培羊草显着改变了其它水解酶活性的在不同演替阶段中的分布格局（即相对比例）。（2）土壤酶化学计量特征表明,松嫩退化草地演替系列中土壤微生物均受P元素限制,但是P限制随着草地恢复演替进程而逐渐缓解。羊草生长显着缓解了重度和中度退化阶段的土壤微生物P限制,但显着加剧了轻度退化阶段土壤微生物P限制。（3）不同演替阶段之间土壤pH、电导率（EC）、全碳（TC）、全氮（TN）、速效氮（AN）、速效磷（AP）、微生物生物量碳（MBC）及土壤碳、氮、磷化学计量比的差异均达到显着（P<0.05）或极显着水平（P<0.01）。羊草生长对土壤EC、含水量（SWC）、TC、全磷（TP）、AN、MBC、TC:TN和TN:TP均有显着或极显着影响。（4）影响土壤水解酶活性的关键土壤参数是土壤p H、SWC和C、N、P元素的可利用性。影响土壤酶化学计量比的关键因子是土壤p H、EC、MBC、C、N、P含量及其化学计量比。然而,栽培羊草前、后,影响土壤水解酶活性和酶化学计量比的关键土壤因子发生了改变。综上可见,羊草生长显着改变了松嫩草地上的“碱斑——羊草群落”恢复演替系列中的重度、中度、轻度和未退化阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征。提高土壤养分可利用性是羊草影响不同演替阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征的主要途径。本研究结果意味着,侵入并定植于松嫩盐碱化草地恢复演替中、后期阶段的羊草,通过改变土壤养分有效性和水解酶活性格局而促进土壤功能的恢复。同时,本研究也证明,土壤酶化学计量比C:N:P可以作为监测松嫩退化草地恢复状况的一个有效指标。本研究对于揭示退化草地恢复进程中植物优势种重塑土壤功能的作用与机制具有重要的理论意义。
霍娜[6]（2021）在《黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制》文中认为植被恢复是改善脆弱生态环境和修复退化生态系统的重要措施。在植被恢复过程中,植物和土壤生物群落之间存在紧密联系,共同影响植被恢复的过程和效应。线虫广泛存在于各类生境中,占据土壤食物网多个营养级,其群落特征能够有效反映土壤食物网结构与功能,对生态系统恢复进程具有重要指示作用。黄土高原是我国生态环境最脆弱的地区之一,也是植被恢复的重点区域。在过去几十年,科学家们开展了一系列研究,探索该地区植被恢复对植物群落、土壤理化性质和微生物群落的影响,但很少关注土壤线虫群落的演变特征和驱动机制。本研究以黄土高原自然恢复草地、次生林、人工柠条灌木林和人工苜蓿草地这四种典型生态系统的土壤线虫群落为研究对象,调查和分析线虫个体数量、群落组成结构和代谢足迹在时间尺度上（不同植被恢复年限或演替阶段）的变化规律及其环境影响因素,探明黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变特征和驱动机制,及其在不同生态系统之间的差异,为评价黄土高原植被恢复的生态环境效应提供新的指标和科学依据。主要结论如下:（1）在自然恢复草地中,土壤线虫数量、群落结构和代谢足迹在植被演替进程中呈现明显的阶段性变化,这主要与地上部植物生物量和物种多样性、活根生物量、土壤有机碳、全氮、微生物量碳含量的变化有关。具体而言,从猪毛蒿群落到百里香+大针茅群落,土壤线虫数量逐渐增加,植食线虫比例下降到最低值（30.82%）,而捕杂食线虫比例（21.25%）达到峰值,线虫群落营养类群结构均衡,导致多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数、以及复合代谢足迹和功能足迹均达到最高水平,线虫群落多样性和能量代谢功能得到显着改善,土壤食物网达到最成熟稳定的状态。当植被演替至铁杆蒿群落和长芒草群落阶段,线虫群落复合代谢足迹和功能足迹下降至最低,表明土壤食物网的能量输入和传递效率显着下降。（2）在森林植被演替过程中,土壤线虫群落在草地群落、灌丛群落和乔木森林群落阶段表现出显着差异,细根根系生物量是影响土壤线虫群落组成最重要的因素,而在白桦林和辽东栎林阶段,凋落物生物量的增加改善了线虫群落的生存环境和食物资源,提高了捕杂食线虫比例。在白羊草地中,土壤线虫数量达到峰值,但由于垫咽属（Tylencholaimus）占据绝对优势（48.8%）,使线虫多样性水平降至最低。在沙棘灌丛群落中,线虫数量略有减少,但各营养类群比例相近（17.30%—36.14%）,线虫多样性、复合代谢足迹和功能足迹均达到最高,土壤食物网能量代谢功能得到显着改善。在乔木森林群落（山杨林、白桦林、辽东栎林）阶段,线虫数量和多样性总体上较为稳定,在演替至辽东栎林时,捕杂食线虫比例以及线虫营养多样性指数、成熟度指数和瓦斯乐卡指数均达到最高水平,但复合代谢足迹和功能足迹降至最低,表明土壤食物网能以较低的能量代谢维持成熟稳定的状态。（3）在人工柠条灌木林中,林下草本植物多样性、细根根系生物量和凋落物生物量的变化显着影响土壤线虫数量、群落组成和代谢足迹。随着种植年限（林龄）的增加,土壤线虫总数量和食细菌线虫、植食线虫和捕杂食线虫数量,以及线虫复合代谢足迹、富集足迹、结构足迹和功能足迹均在种植25年时达到最高,表明该林龄下土壤资源有效性显着提高,土壤食物网的能量输入和传递效率达到最高水平。当林龄达到35年时,线虫数量和代谢活性呈下降趋势,线虫通路指数降至最低,有机质分解以真菌通道为主,然而线虫多样性指数、成熟度指数、瓦斯乐卡指数和结构指数达到最高水平,表明土壤食物网仍维持相对成熟稳定的状态。（4）在人工苜蓿草地中,凋落物生物量、根系生物量和碳氮比的变化显着影响土壤线虫数量、多样性和代谢足迹。随着苜蓿种植年限的增加,线虫总数量和各营养类群数量,以及线虫复合代谢足迹和各营养类群线虫代谢足迹均逐渐增加,在种植7年的苜蓿草地中达到最高水平,而捕杂食线虫比例（32.11%）、成熟度指数和功能足迹也同时达到峰值,说明该种植年限的苜蓿草地土壤食物网最为成熟稳定,其结构化程度和能量代谢功能达到最高水平。然而,当苜蓿种植年限>7年时,线虫数量和代谢足迹显着下降,土壤食物网结构与功能呈现明显退化趋势。（5）黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落特征和演变规律具有显着差异。在自然恢复草地、人工苜蓿草地和人工柠条灌木林中,植食线虫为优势营养类群,而在次生林中,优势线虫为食真菌或食细菌线虫。线虫多样性指数和瓦斯乐卡指数均表现为次生林最优,其次为柠条灌木林,再次为自然恢复草地,最后为人工苜蓿草地,表明林地生态系统土壤食物网具有更高的物种多样性和结构稳定性,土壤健康状况较好。Net-work分析结果也表明次生林和柠条灌木林线虫群落内不同类群相互作用更为复杂多样。基于平均值法计算的线虫群落综合指数也表现为次生林（0.44）>人工柠条灌木林（0.10）>自然恢复草地（-0.12）>人工苜蓿草地（-0.18）,并且与生态系统多功能性表现出较好的相关性,表明该指数能有效指示植被恢复的生态效应。（6）在草地生态系统中,植被恢复后期线虫数量、代谢足迹和成熟度指数均有所下降,植物能量通道权重增大,土壤食物网呈现一定的退化趋势,特别是在人工苜蓿草地中更为强烈。与草地生态系统相比,林地生态系统土壤食物网稳定性更强,其中人工柠条灌木林在种植35年样地,真菌能量通道权重有所增加,而次生林在乔木森林群落阶段,细菌和真菌能量通道权重明显升高,植物能量通道权重下降,能量通道比例更加均衡,促使土壤食物网的能流途径向更加多样化和高效的方向发展。（7）在黄土高原植被恢复过程中,自下而上（bottom-up）的资源控制效应是土壤线虫群落演变的主要驱动力。草地生态系统中凋落物和根系生物量的变化通过细菌和真菌能量通道,调控食细菌线虫、食真菌线虫和捕杂食线虫的代谢功能。尽管草地中发达的根系资源显着促进了植食线虫代谢足迹增加,导致植物通道在食物网中占据优势,但该通道连通性低,未能向更高营养级有效传递能量。在林地生态系统中,细根根系生物量变化通过细菌通道和植物通道,引起土壤线虫群落的结构和代谢功能的改变,其土壤食物网相比草地生态系统具有更高的能量利用效率。另外,次生林生态系统中,凋落物生物量的变化通过影响土壤含水量,改变线虫生境条件,直接对捕-杂食线虫代谢足迹产生影响,导致自上而下（top-down）的捕食作用可能增强,使土壤食物网具有双向驱动机制特征。
米家鑫[7]（2021）在《半干旱区井工矿山地表形变对植被的长期影响研究》文中研究指明半干旱区井工矿山的植被在开采沉陷后存在受损的现象已引起广泛关注,然而地表形变对植被是否存在长期影响却依然存在分歧,厘清其机理有助于矿区自然恢复和人工修复的混合决策,降低修复成本,提高生态恢复力。因此,极有必要探明地表形变发生后植被受到的长期影响,从而为矿区植被重建提供理论指导。为此,本文以山西省大同市云冈矿区作为研究区,首先采用资料搜集、野外调查、遥感反演等方法获取了地表形变及植被的基础数据;然后利用归纳推理、回归分析和动力学系统建模方法揭示了地表形变对植被长期影响的作用机理;接着使用数学建模方法构建了地表形变对植被长期影响的评价模型和指标体系;然后通过系统仿真方法开发了地表形变对植被长期影响的模拟模型;最后基于地表形变对植被的长期影响提出了对井工矿山植被重建体系的建议。本文研究目的是揭示半干旱区井工矿山地表形变对植被的长期影响,研究目标旨在揭示地表形变对植被影响的作用机理,构建地表形变对植被长期影响的评价模型和模拟模型。本文的主要结论如下:（1）地表形变对植被存在长期影响,形变的剧烈程度决定了对植被的影响程度。解析地表形变的性质发现,地表形变具有动态性和静态性特征,分别对植被产生短期影响和长期影响。当地表形变在静态时具有空间差异性和状态稳定性特征。根据对植被的影响尺度,地表形变分为导致整体植被变化和局部植被变化的地表形变,分别以地表沉陷与地表裂缝为代表。相关分析结果发现,植被结构参数与地形、土壤退化程度与地裂缝形态之间均显着相关,表明地形的变化将对植被产生长期影响,形变的剧烈程度是植被受影响程度的关键,其中沉陷深度、沉陷角度和沉陷方向是地表沉陷影响植被的关键因素,决定了植被的立地条件;开裂距离和沉陷角度则是地表裂缝影响植被的关键因素,决定了土壤的退化程度。（2）地表形变对植被的长期影响来源于形变发生时导致的植被和土壤退化,从而限制了形变发生后的植被生长和群落演替。基于建立的植被-土壤-气候状态的动力学模型（VSW Model）,分析地表形变对植被的影响过程发现,地表形变发生时植被及其土壤的基质条件发生退化,这种立地条件的变化将长期且持续的限制植被在自然驱动下的生长与演替。长期影响的强度由地表形变的剧烈程度决定,同时也与影响时间、气候条件、形变前植被和土壤的基质条件以及植被和土壤的自然变化系数有关。地表形变对植被长期影响的过程具有空间差异性、时间持续性、作用间接性和基质决定性特征;影响结果分为植被的状态变化和类型变化,分别反映了植被生长状态和植物群落演替受到的长期影响。（3）地表形变的长期影响引起了植被生长状态的下降,其中草本植被受地表形变的影响最大,乔木植被次之,灌木植被最小。基于构建的植被生长对照模型和植被生长过程指标,通过对照法评价了云冈矿区地表形变区内乔木、灌木和草本植被受到的长期影响。评价结果表明云冈矿区的地表形变在1987-2017年间引起乔木、灌木和草本植被的生长状态较自然对照区的植被分别出现了6.79%、4.03%、15.10%的下降。其中乔木和草本植被的各项评价指标均出现不同程度下降,而灌木植被的生长趋势与归一化谱熵指标反而出现了17.26%与2.77%的提高,但年度NDVI最小值出现了19.39%的下降,表明不同类型的植被在生长状态上对地表形变长期影响的响应存在差异。（4）地表形变的长期影响将导致乔木植被退化为灌木和草本植被,并促进灌木植被的生长和聚集,最终引起植被格局的破碎化。使用基于元胞自动机开发的植物群落演替模拟系统模拟了研究区在原始情景和地表形变情境下植物群落的30年自然演替过程,并以沟壑地形和平坦地形条件、高初始植被及低初始植被覆盖条件组合成四种初始条件进行分析。对比发现,地表形变对植物群落演替的长期影响主要表现为限制乔木植被的生长和群落发展,并使形变区率先形成灌木植被的聚居区,原本紧密的植被格局趋于破碎化。对比不同初始条件的模拟结果发现,地表形变对地形平坦区的植被影响大于沟壑区,对低初始植被覆盖区的植被影响大于高初始植被覆盖区;对乔木植被格局的影响最为明显,原始情景和形变情景间的差异度在无初始植被时始终大于0.5。随着植被覆盖度的提高,地表形变的长期影响将逐渐减弱,原始情景和形变情景间植被格局的差异逐渐减小。（5）设计长期目标、治理长期影响、实施长期监管是针对地表形变对植被长期影响的井工矿山植被重建体系的核心思想。根据地表形变对植被长期影响的作用机理和表现方式,对植被重建体系的设计者提出了“因地制宜,长期规划,重点治理,整体修复”的设计准则建议;对植被重建体系的实施者提出“监测、评价、模拟、规划、治理以及反馈”的实施框架建议;对植被重建体系的监管者提出了建立整体评估、长期监测和实时治理机制的推进政策建议。为实现矿山生态系统的整体保护、系统修复、综合治理,有必要在井工矿山生态保护与恢复研究中考虑地表形变的长期影响。认识地表形变对植被的长期影响,有助于了解井工矿山生态系统中各类要素和过程间的复杂作用关系,为制定新的矿山生态修复和植被重建体系提供了理论指导和实践参考。该论文有图120幅,表34个,参考文献271篇。
王君芳[8]（2020）在《内蒙古草原区典型露天矿生态修复植被和土壤特征研究》文中研究指明内蒙古草原区露天煤矿排土场以及砂石场对草地生态环境产生严重影响,植被破坏严重,土壤风蚀及水蚀现象比较普遍。为解决草原矿区生态环境破坏问题,本研究在2018年,调查了 5个露天煤矿排土场（扎赉诺尔灵露煤矿、霍林河矿区、锡林浩特胜利西三号露天矿、鄂尔多斯市准格尔黑岱沟露天矿、乌海骆驼山矿区）人工恢复、自然恢复和原生草原的植物群落和土壤理化性质状况,对比分析不同恢复措施对草原矿区的生态恢复效果。在2012年至2018年,每年8月份对敕勒川草原砂石场植物群落和土壤理化性质进行监测;并在2018年调查人工恢复、自然恢复和原生草原的植物群落和土壤理化性质现状,对比分析不同恢复年限（人工恢复）和不同恢复措施下敕勒川草原砂石场植物群落特征和土壤理化性质差异及变化规律。经全面分析2类不同矿区植物群落、土壤理化性质特点和变化规律,得到如下结论:（1）在自然基底条件较好的情况下,草原露天煤矿排土场自然恢复20年以上植物群落和土壤理化性质更接近原生草原;人工恢复5年以下的排土场,其植物群落优势物种大多为人工种植牧草。无论是自然恢复还是人工恢复,植物群落的高度、盖度和地上生物量高于或接近于原生草原。（2）人工恢复土壤容重总体上大于原生草原和自然恢复土壤容重,原生草原速效氮、速效钾、有机质高于人工恢复和自然恢复。在扎赉诺尔灵露矿区和霍林河矿区,人工恢复2～3年、自然恢复20年草地土壤有机质含量均高于原生草地。（3）草原露天煤矿排土场生态恢复过程中的生态系统恢复力、稳定性与恢复年限和物种多样性密切相关;其中生态系统恢复力与植物群落物种多样性正相关,恢复力与恢复时间正相关。恢复时间越长、稳定性越强,越接近于原始自然群落,且土壤-植被指标间的相关性越强。（4）砂石场生态恢复区植物群落的物种数、密度、多样性、恢复力随恢复时间呈现先增大后减小再增大的变化规律;群落稳定性与恢复时间呈正相关,恢复时间越长群落越稳定,原生物种定植数量增加。（5）砂石场生态恢复过程中土壤速效氮、速效磷、速效钾、有机质呈现不断升高的趋势。砂石场的土壤有机碳储量在2012年至2018年期间占总有机碳储量达92.92%以上,土壤有机碳储量在恢复过程中占主导地位,是生态恢复过程中最大的碳库。（6）2012年至2018年砂石场生态恢复效果关联度分析结果显示,生态恢复效果按照年份排序为2014>2013>2012>2015>2018>2017>2016年。随恢复年限的增加,整体表现出由人工恢复到自然演替的恢复过程。总之,人工恢复可促进草原植物群落和土壤理化性质的快速改善,从而达到草原矿区生态恢复要求。但是,草原植物群落和土壤理化性质向原生草原演变过程所经历的时间历程不会明显缩短。人工恢复过程主要为:人工植物群落—原生物种入侵—原生植物群落;自然恢复过程主要为:一、二年生植物群落—多年生物种入侵—原生植物群落;而恢复过程中土壤理化性质变化过程较为复杂。
韩晓丽[9]（2020）在《文峪河上游河岸带森林植物群落演替和林下土壤细菌群落组成与多样性研究》文中研究说明河岸带植被在维持流域景观稳定性和生态安全方面发挥着重要作用,由于复杂的地形地貌和河水季节性变化等因素作用,河岸带植物群落呈现出明显的时间演替和空间梯度格局。其群落演替与林下土壤细菌群落组成及生物多样性表现出独特的动态过程和相互关系。揭示其植物群落演替的影响因素,特别是林下土壤细菌群落组成及生物多样性的驱动机制,对河岸带保护和生态功能恢复,改善河岸带植物群落及林下土壤微生境条件及生态功能具有重要指导意义。本研究选址山西省庞泉沟自然保护区内,采用空间代替时间的办法,选取文峪河上游不同演替阶段8种河岸带植物群落（以建群种命名,分别为五花草地、沙棘灌木林、柳树灌木林、山杨林、杨桦混交林、杨桦落叶松混交林、落叶松云杉混交林、云杉林）及林下土壤为研究对象,以“植被-土壤-微生物”复合生态系统的关联与互作为切入点,调查了河岸带植物群落组成及物种多样性的变化特征,采用DCA排序法分析了河岸带植物群落演替规律;对其林下土壤理化性状进行分析测定及统计分析;采用高通量测序法对其林下土壤细菌群落及反硝化菌群落组成及生物多样性等的变化特征进行分析测定及统计分析;揭示了土壤理化性质等生态因子对植物群落演替和微生物群落动态变化的驱动和影响机制,阐明文峪河上游河岸带植物群落演替进程中,其与林下土壤细菌群落发生耦合及互作的调控机理。为文峪河上游段河岸带植被保护和生态恢复提供科学的理论依据。主要研究结果如下:1.文峪河上游段8种河岸带植物群落样地形成明确的6阶段演替序列,依次为:山地草地（I）、山地落叶阔叶灌丛（II,包括沙棘灌丛和柳树灌丛群落）、山地小叶阔叶林群落（Ⅲ,包括山杨林和山杨白桦混交林）、山地针阔混交林群落（Ⅳ,山杨白桦落叶松混交林）、山地针叶混交林群落（Ⅴ,落叶松云杉混交林）和山地暗针叶林群落（Ⅵ,云杉林）。2.河岸带植物群落组成及物种多样性随演替进程发生显着变化。从演替前期的五花草地、沙棘灌木林和柳树灌木林植物群落物种多样性缓慢降低,到山杨林降至最低,在山杨白桦落叶松混交林转为上升并达到最高值,在演替后期的落叶松云杉混交林和云杉林呈现下降趋势并趋于稳定。3.河岸带植物群落土壤理化性质及反硝化酶活性均受群落演替过程的影响,整体呈先升高再降低并趋于稳定的变化规律,且不同演替阶段之间差异性显着。其中,pH在演替阶段Ⅰ（五花草地群落）土壤中最高;土壤有机碳在演替Ⅴ阶段（落叶松云杉混交林群落）土壤中最高;土壤全氮、硝态氮含量和反硝化酶活性在演替阶段Ⅱ（沙棘灌木林和柳树灌木林群落）土壤中最高,其土壤氮素循环生物化学过程也最为强烈。4.河岸带植物群落演替过程中,其林下土壤细菌群落组成及生物多样性呈先上升后下降的变化趋势,土壤细菌群落α多样性在演替阶段Ⅲ（山杨林群落）土壤中较高,且受土层深度的影响显着。同时,土壤细菌群落组成及优势菌属丰度值在各演替阶段间差异性显着,如:变形菌门（Proteobacteria）、Acidobacteria（酸杆菌门）、Actinobacteria（放线菌门）、绿弯菌门（Chloroflexi）、浮霉菌门（Planctomycetes）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）等和涅瓦菌属（Nevskia）、红游动菌属（Rhodoplanes）、红球菌属（Rhodococcus）、芽孢杆菌属（Bacillus）和硝化螺菌属（Nitrospira）等细菌群落优势属。5.土壤反硝化菌群落组成及生物多样性随群落演替也呈先升高后降低的变化趋势,土层深度也显着影响其群落组成及优势菌群丰度含量。其中,变形菌门（Proteobacteria）是第一大优势反硝化菌群,占到总菌群数量的71.8%;罗丹菌属（Rhodanobacter）、假单胞菌属（Pseudomonas）、固氮螺菌属（Azospirillum）、偶氮藻属（Azoarcus）、固氮螺菌属（Azospira）、红长命菌属（Rubrivivax）和硫磺菌属（Sulfuritalea）等优势属在不同演替阶段之间相对丰度含量差异性显着。6.文峪河上游河岸带植物群落演替过程中,地上植物群落和林下土壤微生物群落发生显着的关联和互作过程,土壤细菌和反硝化菌群落组成及优势菌属丰度含量受地上植物群落演替过程的影响差异性显着。土壤理化性质变异是驱动地上植物群落演替和林下土壤微生物群落动态变化的重要因素。
杨鸿雁[10]（2020）在《湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例》文中研究指明湖泊流域内的人类活动可通过直接或间接途径影响湖泊生态系统。在过去100年中,人类活动（如工业化、城市化和农业活动）引起湖泊水质恶化、富营养化,是湖泊生态系统退化的主要原因。富营养化过程与浮游植物群落演替密切相关,因此深入了解人为活动与浮游植物群落演替的关系是必要的。自1970s末以来,云贵高原湖泊由贫中营养状态为主逐步向富营养状态转变,富营养化湖泊的数量、面积和富营养化程度呈现增长的趋势。然而,云贵湖区重度富营养化湖泊的浮游植物群落演替过程与人为活动的关系尚未完全阐明。杞麓湖是云贵高原湖区重度富营养化湖泊的典型代表,经历了低—中—富—重富营养过程,湖泊流域面积小,人为活动干扰相对简单,有利于认识浮游植物群落演替的规律及驱动因子。以杞麓湖为例,阐明生态系统脆弱区域的重度富营养化湖泊浮游植物群落演替过程及其驱动机制可为湖泊生态系统修复提供依据。本研究通过提取和分析来自杞麓湖沉积柱芯的地化指标、色素、硅藻,并在以210Pb/137Cs测年方法建立的沉积深度—年代时间序列的基础上,重建近百年来杞麓湖浮游植物群落结构演替过程,结合人类活动相关因子,进一步分析在人为活动作用下,浮游植物群落演替的过程及其驱动因子。本研究主要结论如下:1)通过2017年4月～2018年1月对杞麓湖水质及浮游植物进行季节调查发现,杞麓湖全湖年平均综合营养状态指数为68.05,处于中度-重度富营养水平。杞麓湖在研究期间为V类和劣V类水体,其中夏季和春季水质较差,其水质季节变化受外源和内源污染的共同影响。全年共检出浮游植物163种,浮游植物群落季节演替明显,优势种较为单一,各季节均以丝状藻类占优势。春季以绿藻门微细转板藻为优势,夏秋冬季均以丝状蓝藻占绝对优势。孟氏浮丝藻对低温较为敏感,水温下降不利于其生长。因此,夏季以喜低透明度富营养水体生长的孟氏浮丝藻为绝对优势种。秋季,孟氏浮丝藻优势度显着下降,优势种演替为能容忍低温低光照,溶解性总氮较高,溶解性总磷较低的富营养化水体的阿氏浮丝藻。冬季优势种仍为阿氏浮丝藻,而湖生假鱼腥藻代替孟氏浮丝藻成为次优势种。磷、CODMn、NH3-N和水温是影响杞麓湖浮游植物群落季节演替的主要驱动因子。2)根据210Pb测年CIC模式计算结果,在杞麓湖最深处采集的沉积岩柱芯代表了约130年来沉积结果,计算获得杞麓湖沉积柱样平均沉积速率为0.485 cm/a,沉积速率高。沉积物平均粒径范围在0.43～1.40μm之间,中值粒径在0.46～1.11 μm区间波动,属细粉砂黏土。且具有“细—粗—细”交替变化的模式。杞麓湖沉积粒度的变化趋势与流域的降雨量不呈同步波动变化,且沉积速率较高,这与流域内强烈的人类活动有关。杞麓湖沉积物中TN、TP、TOC和LOI550百年来均呈增长趋势,表明杞麓湖及其流域初级生产力的增加。整个沉积岩芯C/N 比值范围在9.91～30.86之间,呈内源——内外混合来源——外源——内外混合来源的变化方式,有机质来源复杂。C/N比值在1950s末期后呈持续下降趋势,而TN和TOC含量却呈增加趋势,表明杞麓湖流域大面积的农业活动及生活污水排放等人为活动的增强,造成了杞麓湖营养不断富集,浮游植物增殖加快,初级生产力提高,杞麓湖水体富营养化程度逐渐增加。3)沉积物金属元素可作为流域人为活动的代用指标。近百年来,杞麓湖各种金属元素含量、富集指数、地累积指数变化趋势呈现出明显的差异,这种差异与湖泊流域人为活动及其强度变化有关。以自然来源为主的金属元素（Fe、Al、Zn、Ni、Cr）,由于受当地水利设施的修建及流域内城市建设用地的扩大,导致流域面积地表径流入湖量的减少,而使得Fe、Al、Zn、Ni、Cr的含量和累积程度呈下降趋势。人为来源金属元素（Cd、Pb、As、Cu、Hg）受流域外的长距离大气传输及流域内产业结构改变及强度的增加,使其富集程度呈增长趋势,但增加的起始时间有明显的差异。研究认为化肥的施用,黑色金属的冶炼和制造业产生的废气排放和粉尘沉降是杞麓湖沉积物金属元素输入的主要贡献者,但对于能在大气中停留时间较长的金属元素,流域外的长距离大气传输也是不容忽视的来源。杞麓湖沉积物中Cd、Pb和As主要与农业活动相关,Hg主要与工业活动相关,Cu可能与黑色金属冶炼和制造业生产过程中机器轴承磨损、制动衬片磨损产生的废气排放和粉尘沉降有关。4)沉积物色素和化石硅藻记录反映了杞麓湖浮游植物群落演变的过程:近百年浮游植物群落结构出现了多次明显转变。硅藻群落结构演变过程分为五个阶段（约1889～1893 AD,1895～1935AD,1937～1968 AD,1970～1998 AD和2001～2014 AD）,分别代表5次规模大小不等的群落结构演变,硅藻群落结构演变结果显示为底栖硅藻（包括附生硅藻）相对丰度呈逐渐下降直至消失,优势种从贫营养到富营养种的转变,第一阶段以贫营养种Fragilariapinnata相对丰度最高;第二阶段Aulacoseira ambigua相对丰度最高,只pinnata相对丰度下降,成为次优势种;第三阶段浮游喜营养种A.ambigua相对丰度持续增加,喜清洁水体底栖硅藻为次优势种;第四阶段浮游性喜营养种类占绝对优势;第五阶段,中富营养水体种类占绝对优势,喜清洁水体底栖种类相对丰度几乎为零。杞麓湖沉积物色素含量在1930s初以前无明显变化,1970s初开始增加,约从2003年开始,所有色素含量几乎呈直线式增加。色素含量的演变与湖泊流域人类活动持续增加及杞麓湖富营养的现代过程基本一致。5)通过执行Change-point软件,分析硅藻群落和浮游植物历史数据变化趋势及其群落结构变化点。结果显示,杞麓湖硅藻群落结构及沉积物色素代表的浮游植物群落结构均出现多次明显转变,建国前的转变主要与极端气候（水灾）引起的湖泊水动力条件的改变有关。与农业有关的如围湖造田、水利工程建设、流域产业调整（大规模种植耗肥的经济作物）等人为活动造成的水体富营养化及水文改造是导致建国后硅藻群落和浮游植物群落结构发生明显转变的主要驱动力。6)沉积硅藻与环境因子进行CCA和RDA分析,结果显示,中富营养物种如A.ambigua、Cyclotella comta、Cyclotella meneghiniana、Synedra acus与人类干扰相关的环境因子（TN、TP、TOC）呈正相关关系,喜贫营养水体的Fragilaria属则多与人类干扰相关的环境因子呈负相关性,表明人为干扰及其强度是杞麓湖硅藻群落组合演变主要驱动因子。沉积物色素与沉积物金属元素进行RDA分析,结果显示,沉积色素含量与人为来源金属元素Cd、Pb、Hg和As含量变化呈正相关关系,特别是与Cd和Pb的相关性最高。总之,人为活动是杞麓湖百年来浮游植物群落演变的主要驱动因子。将不同人为活动的环境因子的代用指标与化石硅藻和沉积物色素进行多元分析,结果显示,杞麓湖浮游植物群落演变主要受农业活动中化肥农药的施用及工业活动驱动。综上所述,近百年来杞麓湖浮游植物群落发生了显着演变,从1970s开始浮游植物密度明显增加,中富营养浮游硅藻相对丰度增加,贫营养底栖硅藻相对丰度减小。农业活动中化肥农药的施用、流域人口的增加、工业活动及制造业活动是杞麓湖浮游植物群落演变的主要驱动力,人为对水资源利用和土地利用类型的变化导致的湖泊水文改变和气候条件起到叠加的作用。因此,控制和减少化肥农药的施用及提高其利用率、控制和减少人为对水资源的利用及流域内土地利用的变化等人类活动干扰仍然是控制浮游植物密度增加、控制湖泊富营养化加剧和水生态退化的主要方法。
二、植物群落的演替理论（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、植物群落的演替理论（论文提纲范文）
（1）喀斯特植物群落更新层繁殖体转换机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 中国西南喀斯特区石漠化治理的现状与存在问题 |
| 1.2.2 植被恢复是石漠化综合治理的关键步骤与根本 |
| 1.2.3 植被恢复繁殖体来源及其研究进展 |
| 1.2.4 喀斯特植物群落有性繁殖体库研究进展 |
| 1.2.5 喀斯特植物群落营养繁殖体库的研究进展 |
| 1.2.6 喀斯特溶痕生境及其对植物繁殖体的影响研究进展 |
| 1.3 主要研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 拟解决的关键问题 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 1.3.4 研究创新点 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地质地貌 |
| 2.1.3 气候与地表地下水系概况 |
| 2.1.4 土壤概况 |
| 2.1.5 植物多样性概况 |
| 2.1.6 动物多样性特征 |
| 2.1.7 调查样地群落外貌 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 野外调查方法 |
| 2.2.2 数据分析方法 |
| 第3章 喀斯特溶痕生境类型及其在植物群落演替阶段的分布特征 |
| 3.1 溶痕生境的类型及其特征 |
| 3.1.1 溶痕生境的尺度特征 |
| 3.1.2 溶痕生境土壤化学特征 |
| 3.2 不同演替阶段植物群落特征 |
| 3.2.1 不同演替阶段植物群落的物种-面积曲线 |
| 3.2.2 不同演替阶段植物群落各层次的物种组成 |
| 3.2.3 不同演替阶段植物群落的共有物种及其相似性 |
| 3.2.4 不同演替阶段植物群落物种的区系特征 |
| 3.2.5 不同演替阶段植物群落的多样性特征 |
| 3.3 不同植物群落溶痕生境特征 |
| 3.3.1 溶痕生境不同群落的分布特征 |
| 3.3.2 不同群落溶痕生境土壤特征 |
| 3.4 讨论与小结 |
| 第4章 不同演替阶段植物群落更新层的繁殖体类型及其在溶痕生境中的分布特征 |
| 4.1 不同演替阶段植物群落的繁殖体类型组成 |
| 4.1.1 不同演替阶段植物群落的实生苗(有性繁殖体)特征 |
| 4.1.2 不同群落的萌生茎干(营养繁殖体)特征 |
| 4.2 植物繁殖体在溶痕生境中的分布特征 |
| 4.2.1 具实生苗的物种在溶痕生境中的分布特征 |
| 4.2.2 萌生茎干的物种在溶痕生境中的分布特征 |
| 4.2.3 更新层在溶痕生境中的分布特征 |
| 4.3 不同演替阶段繁殖体在溶痕生境中的分布 |
| 4.3.1 实生苗在不同演替阶段群落的溶痕生境分布特征 |
| 4.3.2 萌生茎干在不同演替阶段群落的溶痕生境分布特征 |
| 4.3.3 更新层的物种多样性特征 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 第5章 不同群落演替阶段的维管植物种子(孢子)散布类型 |
| 5.1 植物群落的维管植物种子(孢子)散布谱 |
| 5.1.1 不同演替阶段植物群落整体种子(孢子)散布谱 |
| 5.1.2 不同演替阶段植物群落不同生活型的植物种子(孢子)散布谱 |
| 5.2 溶痕生境种子(孢子)散布谱 |
| 5.2.1 不同溶痕生境的种子(孢子)散布谱 |
| 5.2.2 不同演替阶段溶痕生境中植物的种子(孢子)散布谱 |
| 5.3 讨论与小结 |
| 第6章 不同群落演替阶段繁殖体关系及其转换 |
| 6.1 不同演替阶段更新层繁殖体的差异 |
| 6.1.1 兼具萌生茎干与实生苗的物种更新方式权衡 |
| 6.1.2 仅具萌生茎干或实生苗的物种在不同演替阶段繁殖体变异 |
| 6.2 溶痕生境更新层的繁殖方式权衡 |
| 6.2.1 溶痕生境中兼具萌生茎干与实生苗的物种更新方式权衡 |
| 6.2.2 演替阶段溶痕生境中兼具萌生茎干与实生苗的物种繁殖方式权衡 |
| 6.3 讨论与小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.1.1 溶痕生境深刻影响植物群落繁殖体库的保存与分布特征 |
| 7.1.2 溶痕生境对群落种子(孢子)散布谱存在较大影响 |
| 7.1.3 溶痕生境深刻影响群落物种繁殖方式的权衡 |
| 7.1.4 保护喀斯特生境有利于维持喀斯特生物多样性与植被恢复 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 博士在读期间发表的文章、参加的项目及获奖情况 |
| 致谢 |
（2）恢复力视角下矿区植被扰动-损伤-修复综合评价与恢复方案（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 西部矿区植被生态系统恢复力定量评估理论框架 |
| 1.4 研究内容与方法 |
| 1.5 本章小结 |
| 2 研究区采煤塌陷与环境扰动特征 |
| 2.1 研究区概况及煤炭开采特征 |
| 2.2 研究区塌陷过程监测方案 |
| 2.3 研究区采煤塌陷及覆岩应力变化特征 |
| 2.4 研究区采不同扰动地表变形规律 |
| 2.5 采煤塌陷环境扰动特征 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 不同塌陷应力区植被-土壤耦合损伤特征 |
| 3.1 研究区植被-土壤耦合损伤监测方案 |
| 3.2 不同塌陷应力区群落-土壤耦合损伤特征 |
| 3.3 不同塌陷应力区种群-土壤耦合损伤特征 |
| 3.4 不同塌陷应力区个体-土壤耦合损伤特征 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 典型受损区植被-土壤协同自修复特征 |
| 4.1 典型受损区植被-土壤协同自修复监测方案 |
| 4.2 典型受损区植物群落-土壤协同自修复动态特征 |
| 4.3 典型受损区植物种群-土壤协同自修复动态特征 |
| 4.4 典型受损区植物个体-土壤协同自修复特征 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 研究区植被生态系统恢复力定量评价 |
| 5.1 植被生态系统恢复力评价基础模型 |
| 5.2 植被生态系统恢复力评价模型构建 |
| 5.3 植被生态系统恢复力评价模型应用 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 研究区植被恢复力分区适应性建设方案 |
| 6.1 低影响生态集雨设施类型筛选与矿区用地产流模块构建 |
| 6.2 “自然+LID”植被适应性恢复力建设方案设计 |
| 6.3 恢复力建设方案实施效果模拟评价 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 结论及展望 |
| 7.1 主要成果与结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（3）黑土滩人工草地矮嵩草斑块繁殖与扩展特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 群落演替及理论发展 |
| 1.2 高寒草甸形成及退化机理 |
| 1.3 矮嵩草生长生殖特性及生境特点 |
| 1.4 高寒人工草地建植目的、可持续利用 |
| 第2章 试验研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.4 试验方法 |
| 2.4.1 矮嵩草斑块面积测定 |
| 2.4.2 矮嵩草斑块分布情况及生物量测定 |
| 2.4.3 矮嵩草斑块分蘖特征调查 |
| 2.4.4 矮嵩草斑块土壤特征调查 |
| 2.4.5 草地植物群落特征调查 |
| 2.5 数据统计与分析 |
| 第3章 结果与分析 |
| 3.1 不同建植年限黑土滩人工草地矮嵩草繁殖特性 |
| 3.1.1 矮嵩草分蘖变化特征 |
| 3.1.2 矮嵩草营养枝变化特征 |
| 3.1.3 矮嵩草生殖枝变化特征 |
| 3.2 不同建植年限黑土滩人工草地矮嵩草分布与扩展特征 |
| 3.2.1 矮嵩草分布特征 |
| 3.2.2 矮嵩草斑块大小特征 |
| 3.2.3 矮嵩草斑块总面积变化特征 |
| 3.2.4 矮嵩草斑块单位面积变化特征 |
| 3.3 矮嵩草斑块地上与地下生物量特征 |
| 3.4 不同建植年限黑土滩人工草地群落特征研究 |
| 3.4.1 草地植物群落高度特征 |
| 3.4.2 草地植物群落盖度特征 |
| 3.4.3 草地植物群落地上生物量特征 |
| 3.4.4 草地植物群落结构(PCA)分析特征 |
| 3.4.5 草地植物多样性特征 |
| 3.5 不同建植年限黑土滩人工草地土壤特征研究 |
| 3.5.1 土壤全氮(TN)特征 |
| 3.5.2 土壤全磷(TP)特征 |
| 3.5.3 土壤铵态氮(AN)特征 |
| 3.5.4 土壤硝态氮(NN)特征 |
| 3.5.5 土壤速效磷(AP)特征 |
| 3.5.6 土壤有机碳(SOC)特征 |
| 3.5.7 土壤pH值特征 |
| 3.5.8 不同建植年限黑土滩人工草地矮嵩草繁殖特征与根系土壤化学性质相关性分析 |
| 第4章 讨论 |
| 4.1 黑土滩人工草地矮嵩草繁殖特征 |
| 4.2 黑土滩人工草地矮嵩草分布扩展特征 |
| 4.3 黑土滩人工草地矮嵩草斑块生物量特征 |
| 4.4 黑土滩人工草地群落特征 |
| 4.5 黑土滩人工草地土壤特征 |
| 第5章 主要结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（4）片段化森林群落多维度和多尺度多样性分布格局及其形成机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 术语、缩写和符号清单 |
| 1 引言 |
| 1.1 多维度和多尺度生物多样性 |
| 1.1.1 基本概念 |
| 1.1.2 生物多样性格局 |
| 1.2 群落构建 |
| 1.2.1 区域物种库与物种形成 |
| 1.2.2 区域与局域的连接:扩散过程 |
| 1.2.3 选择过程 |
| 1.2.4 生态漂变 |
| 1.2.5 演替 |
| 1.2.6 常用的研究方法 |
| 1.3 生境片段化 |
| 1.3.1 生境片段化的定义和成因 |
| 1.3.2 生境片段化现状 |
| 1.3.3 生境片段化本身的效应 |
| 1.4 片段化生境中生物多样性格局及群落构建机制 |
| 1.4.1 生境片段化对生物多样性的影响 |
| 1.4.2 片段化生境中的群落构建机制 |
| 1.4.3 陆桥岛屿-邻近大陆系统的研究优势 |
| 1.5 本研究的目的、结构和意义 |
| 2 研究地概况和数据获取 |
| 2.1 研究地概况 |
| 2.1.1 地质地貌 |
| 2.1.2 气候特征 |
| 2.1.3 土壤特征 |
| 2.1.4 植被和植物资源 |
| 2.1.5 开展的研究 |
| 2.2 数据获取 |
| 2.2.1 研究岛屿及大陆样地的选取 |
| 2.2.2 样地设置和植物群落调查 |
| 2.2.3 群落重构时间的确定 |
| 2.2.4 功能性状的选择与测量 |
| 2.2.5 环境因子的测量 |
| 3 岛屿-邻近大陆森林的生物多样性分布格局 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 分析方法 |
| 3.2.1 种类组成 |
| 3.2.2 岛屿物种丰富度的预测 |
| 3.2.3 演替的指标 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 陆桥岛屿-邻近大陆系统多样性格局 |
| 3.3.2 岛屿物种丰富度的预测 |
| 3.3.3 演替进程的比较 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 陆桥岛屿-邻近大陆系统多样性格局 |
| 3.4.2 岛屿物种丰富度的预测 |
| 3.4.3 演替进程的比较 |
| 3.4.4 小结 |
| 4 生境梯度上的木本植物功能性状分布 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 划分环境梯度 |
| 4.2.2 统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 谱系信号 |
| 4.3.2 功能多样性:岛屿vs.大陆 |
| 4.3.3 功能性状分布随环境梯度的变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 功能多样性:岛屿vs.大陆 |
| 4.4.2 功能性状分布随环境梯度的变化 |
| 4.4.3 小结 |
| 5 岛屿-邻近大陆森林的多维度生物多样性形成机制 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 分析方法 |
| 5.2.1 物种组成及β多样性 |
| 5.2.2 谱系树的构建 |
| 5.2.3 统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 物种组成及β多样性格局 |
| 5.3.2 环境和空间对β多样性的作用 |
| 5.3.3 功能性状和谱系结构 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 物种组成及β多样性格局 |
| 5.4.2 扩散限制vs.生境过滤 |
| 5.4.3 生境过滤vs.竞争排斥 |
| 5.4.4 小结 |
| 6 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 6.2.1 长期监测 |
| 6.2.2 个体水平的功能性状的研究 |
| 6.2.3 “天然的”优势种移除实验 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 简历 |
（5）松嫩草地羊草生长对不同演替阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 草地退化与恢复 |
| 1.1.2 植物群落演替 |
| 1.1.3 土壤酶功能及分类 |
| 1.1.4 土壤酶化学计量特征 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 草地退化与恢复对土壤酶活性的影响 |
| 1.2.2 草地退化与恢复对土壤酶化学计量特征的影响 |
| 1.2.3 先锋种和优势种对演替过程中土壤功能的影响 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究地点概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 实验设置与处理 |
| 2.2.2 土样采集和植物取样 |
| 2.2.3 土壤理化特征测定 |
| 2.2.4 土壤水解酶活性测定 |
| 2.2.5 土壤酶化学计量特征计算 |
| 2.2.6 酶活性的向量特征计算 |
| 2.3 数据分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 羊草生长对土壤水解酶活性的影响 |
| 3.1.1 羊草生长对不同演替阶段的土壤水解酶活性的影响 |
| 3.1.2 羊草生长对同一演替阶段的土壤水解酶活性的影响 |
| 3.2 羊草生长对土壤酶化学计量特征的影响 |
| 3.2.1 羊草生长对不同演替阶段的土壤酶化学计量特征的影响 |
| 3.2.2 羊草生长对同一演替阶段的土壤酶化学计量特征的影响 |
| 3.3 羊草生长对土壤酶活性的向量特征的影响 |
| 3.3.1 羊草生长对不同演替阶段的酶活性向量特征的影响 |
| 3.3.2 羊草生长对同一演替阶段的酶活性向量特征的影响 |
| 3.4 羊草生长对土壤特征的影响 |
| 3.4.1 羊草生长对不同演替阶段的土壤特征的影响 |
| 3.4.2 羊草生长对同一演替阶段的土壤特征的影响 |
| 3.5 土壤水解酶活性与土壤因子的相关性 |
| 3.6 土壤酶化学计量特征与土壤因子的相关性 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同演替阶段的土壤酶活性差异 |
| 4.2 羊草生长对土壤酶活性的影响 |
| 4.3 土壤微生物P限制的变化趋势 |
| 4.4 羊草生长对土壤微生物P限制的影响 |
| 4.5 影响土壤酶活性和酶化学计量比的关键因子 |
| 4.6 启示与不足 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间公开发表论文及着作情况 |
（6）黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号对照表 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤线虫多样性 |
| 1.1.1 物种多样性 |
| 1.1.2 营养类群多样性 |
| 1.1.3 生活史多样性 |
| 1.1.4 功能团多样性 |
| 1.2 土壤线虫的生态功能与生物指示作用 |
| 1.2.1 线虫的生态功能 |
| 1.2.2 线虫的生物指示作用 |
| 1.3 土壤线虫群落的常用指数和分析方法 |
| 1.3.1 多样性指数 |
| 1.3.2 生态功能指数 |
| 1.3.3 代谢足迹 |
| 1.4 植被恢复对土壤线虫群落的影响 |
| 1.4.1 植被恢复方式 |
| 1.4.2 植被恢复年限 |
| 1.4.3 土壤环境因素 |
| 1.4.4 其他因素 |
| 1.5 研究背景与意义 |
| 1.6 拟解决的主要科学问题 |
| 第二章 研究内容与研究方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.1.1 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.2 次生林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.3 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.4 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 2.1.5 不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及其驱动机制 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究区概况 |
| 2.2.2 样地选择 |
| 2.2.3 植被调查及分析 |
| 2.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 2.2.5 土壤线虫群落鉴定及分析 |
| 2.2.6 数据分析处理 |
| 2.3 技术路线 |
| 第三章 自然恢复草地生态系统土壤线虫群落的演变特征和影响因素 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区概况 |
| 3.2.2 样地选择 |
| 3.2.3 植被调查及分析 |
| 3.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 3.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 3.2.6 数据分析处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 3.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 3.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 3.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 3.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 3.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 草地植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 3.4.2 草地植被演替对土壤线虫群落营养类群的影响 |
| 3.4.3 草地植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 3.4.4 草地植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 3.4.5 草地植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 次生林生态系统土壤线虫群落演变特征和影响因素 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区概况 |
| 4.2.2 样地选择 |
| 4.2.3 植被调查及分析 |
| 4.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 4.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 4.2.6 数据分析处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 4.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 4.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 4.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 4.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 4.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 森林植被演替对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 4.4.2 森林植被演替对土壤线虫生态指数的影响 |
| 4.4.3 森林植被演替对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 4.4.4 森林植被演替过程中土壤线虫群落的影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 人工柠条灌木林生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区概况 |
| 5.2.2 样地选择 |
| 5.2.3 植被调查及分析 |
| 5.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 5.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 5.2.6 数据分析及处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 5.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 5.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 5.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 5.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 5.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 5.4.2 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫生态指数的影响 |
| 5.4.3 不同林龄人工柠条灌木林对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 5.4.4 人工柠条灌木林生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 人工苜蓿草地生态系统土壤线虫群落特征和影响因素 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区概况 |
| 6.2.2 样地选择 |
| 6.2.3 植被调查及分析 |
| 6.2.4 土壤样品采集及测定 |
| 6.2.5 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 6.2.6 数据分析及处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土壤线虫群落组成 |
| 6.3.2 土壤线虫群落数量 |
| 6.3.3 土壤线虫群落营养类群 |
| 6.3.4 土壤线虫群落生态指数 |
| 6.3.5 土壤线虫群落代谢足迹 |
| 6.3.6 土壤线虫群落与环境因子的关系 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫数量、群落组成和结构的影响 |
| 6.4.2 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫生态指数的影响 |
| 6.4.3 不同种植年限人工苜蓿草地对土壤线虫代谢足迹的影响 |
| 6.4.4 人工苜蓿草地生态系统中土壤线虫群落的影响因素 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 黄土高原不同植被生态系统土壤线虫群落的演变特征和驱动机制比较 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 研究区概况 |
| 7.2.2 植被调查及分析 |
| 7.2.3 土壤样品采集及测定 |
| 7.2.4 土壤线虫分离鉴定和群落分析 |
| 7.2.5 数据分析及处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.3.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫演变规律差异 |
| 7.3.3 黄土高原典型植被生态系统土壤群落Net-work分析 |
| 7.3.4 黄土高原典型植被生态系统的线虫群落综合指数 |
| 7.3.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流分析 |
| 7.3.6 黄土高原植被恢复对土壤线虫群落的影响机制 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落特征差异 |
| 7.4.2 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的演变规律差异 |
| 7.4.3 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落综合指数差异 |
| 7.4.4 黄土高原典型植被生态系统中土壤食物网能流差异 |
| 7.4.5 黄土高原典型植被生态系统中土壤线虫群落的驱动机制 |
| 7.5 小结 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）半干旱区井工矿山地表形变对植被的长期影响研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 概念界定 |
| 1.4 研究目标 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线与方法 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 半干旱区井工矿山地表形变对植被的长期影响研究进展 |
| 2.2 植被影响评价研究进展 |
| 2.3 植物群落演替模拟研究进展 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 研究区概况与数据来源 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.2 地表形变数据来源 |
| 3.3 植被数据来源 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 半干旱区井工矿山地表形变对植被长期影响的作用机理分析 |
| 4.1 半干旱区井工矿山地表形变性质解析 |
| 4.2 地表形变对植被长期影响的因素分析 |
| 4.3 地表形变对植被长期影响的机理模型 |
| 4.4 地表形变对植被长期影响的特征分析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 半干旱区井工矿山地表形变对植被长期影响的评价模型构建 |
| 5.1 植被生长状态评价模型构建 |
| 5.2 植被生长状态时序变化构建 |
| 5.3 植被生长状态长期影响评价 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 半干旱区井工矿山地表形变对植被长期影响的模拟模型开发 |
| 6.1 植物群落演替模拟模型开发 |
| 6.2 地表形变长期影响下沟壑区域的植物群落演替模拟 |
| 6.3 地表形变长期影响下平坦区域的植物群落演替模拟 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 基于地表形变对植被长期影响的井工矿山植被重建体系建议 |
| 7.1 植被重建的设计准则建议 |
| 7.2 植被重建的实施框架建议 |
| 7.3 植被重建的推进政策建议 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 降雨径流模块代码 |
| 附录2 生长演替模块代码 |
| 附录3 研究区野外调查工作照 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（8）内蒙古草原区典型露天矿生态修复植被和土壤特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 国际恢复生态学研究进展 |
| 1.3.2 国内恢复生态学研究进展 |
| 1.3.3 矿区生态恢复研究进展 |
| 1.3.4 矿区生态恢复的理论基础 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候特征 |
| 2.3 植物群落类型和土壤类型 |
| 2.4 矿区基本情况 |
| 2.4.1 露天煤矿排土场基本情况 |
| 2.4.2 砂石场基本情况 |
| 2.5 矿区植被恢复技术说明 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 露天煤矿排土场生态恢复 |
| 3.1.1 不同恢复措施对植物群落的影响 |
| 3.1.2 不同恢复措施对土壤理化性质的影响 |
| 3.1.3 矿区植物群落与土壤理化性质的关系 |
| 3.2 敕勒川草原砂石场生态恢复 |
| 3.2.1 植物群落和土壤养分在时间序列上的变化 |
| 3.2.2 不同恢复措施对植物群落和土壤理化性质的影响 |
| 3.2.3 最优恢复效果的关联度分析 |
| 3.3 取样方法 |
| 3.3.1 露天煤矿排土场植物群落调查取样 |
| 3.3.2 敕勒川草原砂石场植物群落调查取样 |
| 3.3.3 植物群落相关指标计算方法 |
| 3.3.4 土壤取样及理化性质测定方法 |
| 3.3.5 植物群落和土壤碳密度计算 |
| 3.4 数据分析 |
| 3.4.1 方差分析 |
| 3.4.2 相关分析 |
| 3.4.3 母序列关联分析 |
| 4 不同矿区排土场生态恢复 |
| 4.1 不同矿区排土场植物群落特征变化 |
| 4.1.1 植物群落物种组成 |
| 4.1.2 功能群物种数差异 |
| 4.1.3 植物群落数量特征 |
| 4.1.4 植物群落多样性 |
| 4.1.5 植物群落稳定性与恢复力 |
| 4.1.6 植物群落指标的相关性 |
| 4.2 不同矿区排土场土壤特征变化 |
| 4.2.1 土壤含水量 |
| 4.2.2 土壤pH |
| 4.2.3 土壤电导率 |
| 4.2.4 土壤容重 |
| 4.2.5 土壤速效氮 |
| 4.2.6 土壤速效磷 |
| 4.2.7 土壤速效钾 |
| 4.2.8 土壤有机质 |
| 4.2.9 土壤理化指标的相关性 |
| 4.3 植物群落指标与土壤理化性质的相关性 |
| 4.3.1 植物群落数量特征与土壤理化性质的相关性 |
| 4.3.2 植物群落物种多样性与土壤理化性质的相关性 |
| 4.4 小结 |
| 5 敕勒川草原砂石场生态恢复 |
| 5.1 植物群落特征在时间上的变化 |
| 5.1.1 植物群落物种重要值 |
| 5.1.2 植物群落密度 |
| 5.1.3 植物群落物种数 |
| 5.1.4 植物群落物种多样性 |
| 5.1.5 植物群落系统稳定性 |
| 5.1.6 植物群落恢复力 |
| 5.2 土壤养分在时间上的变化 |
| 5.2.1 土壤速效氮 |
| 5.2.2 土壤速效磷 |
| 5.2.3 土壤速效钾 |
| 5.2.4 土壤有机质 |
| 5.2.5 不同土层深度土壤养分变化 |
| 5.3 碳储量在时间上的变化——植被与土壤碳储量 |
| 5.3.1 植物群落地上有机碳储量 |
| 5.3.2 植物群落地下根系碳储量 |
| 5.3.3 土壤碳储量年际动态 |
| 5.3.4 植物群落与土壤碳储量占总碳储量的比例 |
| 5.4 不同恢复措施植物群落特征对比 |
| 5.4.1 植物群落数量特征 |
| 5.4.2 植物群落物种组成 |
| 5.4.3 植物群落功能群物种数 |
| 5.4.4 植物群落物种多样性 |
| 5.4.5 植物群落稳定性与恢复力 |
| 5.4.6 植物群落各指标的相关性 |
| 5.5 不同恢复措施土壤特征对比 |
| 5.5.1 不同恢复措施土壤物理性质对比 |
| 5.5.2 不同恢复措施土壤化学性质对比 |
| 5.5.3 土壤理化性质的相关性 |
| 5.6 最优关联度分析——砂石场生态恢复效果最优关联度分析 |
| 5.6.1 时间上最优母序列关联度分析 |
| 5.6.2 不同恢复措施的最优母序列关联度分析 |
| 5.7 小结 |
| 6 讨论 |
| 6.1 草原区露天煤矿排土场生态恢复特征 |
| 6.1.1 露天煤矿排土场植物群落特征及群落恢复力与稳定性 |
| 6.1.2 露天煤矿排土场生态恢复土壤指标的变化特点 |
| 6.2 典型草原区砂石场生态恢复的特征 |
| 6.2.1 砂石场生态恢复植物群落特征变化 |
| 6.2.2 砂石场生态恢复土壤理化特征的变化 |
| 6.2.3 砂石场生态恢复效果分析 |
| 7 结论 |
| 致谢 |
| 项目来源 |
| 作者简介 |
| 参考文献 |
（9）文峪河上游河岸带森林植物群落演替和林下土壤细菌群落组成与多样性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 前言 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 河岸带及其生态学研究 |
| 1.1.1 河岸带及其生态功能 |
| 1.1.2 河岸带生态学研究 |
| 1.2 河岸带植物群落组成及群落演替 |
| 1.2.1 河岸带植物群落组成 |
| 1.2.2 河岸带植物群落演替 |
| 1.3 河岸带土壤与微生物多样性 |
| 1.3.1 河岸带土壤与氮素循环平衡 |
| 1.3.2 河岸带土壤微生物多样性 |
| 1.3.3 河岸带土壤反硝化菌群落及其功能 |
| 1.4 本研究的目标、意义和拟解决的关键问题 |
| 1.4.1 研究目标及意义 |
| 1.4.2 拟解决关键问题 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 气候特征 |
| 2.1.2 地质水文及土壤类型 |
| 2.1.3 植被分布及特有植物种 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究样地布局及样方设置 |
| 2.2.2 植物群落调查及数据处理 |
| 2.2.3 土壤理化性质指标测定 |
| 2.2.4 土壤细菌及反硝化菌群落特征的测定及分析 |
| 2.2.5 数据整理及统计分析 |
| 第三章 河岸带植物群落演替与组成和多样性的动态 |
| 3.1 植物群落学调查及数据处理 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 河岸带植物群落结构及物种组成变化 |
| 3.3.2 河岸带植物群落演替阶段分析 |
| 3.3.3 不同演替阶段河岸带植物群落物种多样性及其变化 |
| 3.4 讨论与小结 |
| 3.4.1 讨论 |
| 3.4.2 小结 |
| 第四章 河岸带植被演替过程中土壤理化特征的动态 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 演替系列土壤样品采集 |
| 4.1.2 土壤样品处理理化性质指标测定 |
| 4.1.3 数据统计与分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同演替阶段河岸带土壤理化性质指标的差异 |
| 4.2.2 土壤理化性质指标之间的相关性 |
| 4.2.3 不同演替阶段河岸带土壤反硝化酶活性的差异 |
| 4.3 讨论与小结 |
| 4.3.1 讨论 |
| 4.3.2 小结 |
| 第五章 河岸带植物群落林下土壤细菌群落结构及多样性 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 测序结果分析 |
| 5.2.2 土壤细菌群落组成及特征分析 |
| 5.2.3 土壤细菌群落结构相似度分析 |
| 5.2.4 土壤细菌群落代谢功能预测分析 |
| 5.3 讨论与小结 |
| 5.3.1 讨论 |
| 5.3.2 小结 |
| 第六章 河岸带植物群落林下土壤反硝化菌群落结构及多样性 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 土壤反硝化细菌群落多样性 |
| 6.2.2 土壤反硝化细菌群落组成及特征分析 |
| 6.2.3 土壤反硝化细菌群落结构差异性分析 |
| 6.3 讨论与小结 |
| 6.3.1 讨论 |
| 6.3.2 小结 |
| 第七章 河岸带“植被-土壤-微生物”的协同演替机制 |
| 7.1 研究方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 植物群落演替过程中植物与土壤微生物群落多样性相关性分析 |
| 7.2.2 土壤理化性质与植物群落演替及土壤微生物群落的关联性分析 |
| 7.3 讨论与小结 |
| 7.3.1 讨论 |
| 7.3.2 小结 |
| 第八章 主要结论及研究展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.1.1 河岸带植物群落物种组成及多样性随植物群落演替的变化 |
| 8.1.2 河岸带土壤理化性质及反硝化酶活性随植物群落演替的变化 |
| 8.1.3 河岸带土壤细菌群落结构及多样性随植物群落演替的变化 |
| 8.1.4 河岸带土壤反硝化菌群落结构及多样性随植物群落演替的动态变化 |
| 8.1.5 文峪河上游河岸带“植物-土壤-微生物”协同演替机制 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 今后工作展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| Abstract |
（10）湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 文献综述 |
| 1.2.1 云贵高原湖区概述 |
| 1.2.2 湖泊浮游植物群落演替研究 |
| 1.2.3 云南湖泊浮游植物群落演替 |
| 1.2.4 浮游植物群落演替及环境变化历史反演方法 |
| 1.3 杞麓湖及其流域概况 |
| 1.3.1 自然概况 |
| 1.3.2 社会经济概况 |
| 1.4 研究内容及技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究思路与技术路线 |
| 第二章 杞麓湖浮游植物现状及季节演替 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 研究区域与样点设置 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 水质理化指标 |
| 2.3.2 浮游植物样品 |
| 2.3.3 数据处理与分析 |
| 2.4 结果与分析 |
| 2.4.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.4.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.4.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 杞麓湖水质的季节变化 |
| 2.5.2 浮游植物群落季节演替 |
| 2.5.3 浮游植物群落与环境因子的关系分析 |
| 2.6 本章小结 |
| 第三章 杞麓湖流域近百年人类活动变化的反演 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 研究地概况 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 样品处理与测定 |
| 3.3.2 沉积柱年代测定 |
| 3.3.3 沉积物粒度测定 |
| 3.3.4 沉积物总氮(TN)、总磷(TP)和碳氮比(C/N)测定 |
| 3.3.5 沉积物有机质(OM)测定及污染评价 |
| 3.3.6 污染指数计算及评价 |
| 3.3.7 沉积物金属元素含量测定 |
| 3.3.8 沉积物金属元素污染评价和生态风险评估的计算 |
| 3.3.9 土地利用类型分析 |
| 3.3.10 数据统计与分析 |
| 3.4 结果与分析 |
| 3.4.1 沉积岩芯柱 |
| 3.4.2 沉积物柱芯高分辨率年代分析 |
| 3.4.3 近百年杞麓湖沉积速率分析 |
| 3.4.4 近百年杞麓湖沉积物粒度变化分析 |
| 3.4.5 地化指标百年变化分析 |
| 3.4.6 近百年杞麓湖氮磷营养物质变化分析 |
| 3.4.7 近百年杞麓湖TOC和LOI_(550)变化分析 |
| 3.4.8 近百年杞麓湖C/N和TN/TP变化分析 |
| 3.4.9 金属元素含量变化 |
| 3.4.10 金属元素含量与沉积物理化性质关系分析 |
| 3.4.11 近百年杞麓湖金属元素污染分析 |
| 3.4.12 金属元素的来源分析 |
| 3.4.13 土地利用历史变化分析 |
| 3.4.14 历史社会经济数据与地化指标相关分析 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 沉积岩芯湖泊水质环境 |
| 3.5.2 沉积岩芯沉积速率的环境意义 |
| 3.5.3 沉积物粒度百年变化的驱动因子 |
| 3.5.4 沉积物地球化学指标百年变化的环境指示意义及驱动因素 |
| 3.5.5 沉积物金属元素历史变化及其成因分析 |
| 3.5.6 沉积物人为来源金属元素历史变化的驱动因素分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 杞麓湖近百年浮游植物演替及其驱动因子分析 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 研究地概况 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 沉积物采集及年代测定 |
| 4.3.2 沉积物化石硅藻的提取与分析方法 |
| 4.3.3 沉积物化石硅藻群落结构特征分析方法 |
| 4.3.4 沉积物色素的提取与分析 |
| 4.3.5 数据统计与分析 |
| 4.4 结果与分析 |
| 4.4.1 近百年杞麓湖沉积硅藻群落组合特征 |
| 4.4.2 近百年杞麓湖沉积硅藻优势属种的生态习性 |
| 4.4.3 近百年杞麓湖沉积硅藻多样性指数演变过程 |
| 4.4.4 近百年硅藻群落演变的驱动因素分析 |
| 4.4.5 沉积色素重建浮游植物的演变过程及驱动因素分析 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 化石硅藻及浮游植物群落结构突变点探讨 |
| 4.5.2 硅藻群落演变及驱动因子分析 |
| 4.5.3 沉积物色素变化及驱动因子分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1: 杞麓湖浮游植物名录 |
| 附录2: 杞麓湖沉积物化石硅藻植物名录 |
| 附录3: 杞麓湖沉积物化石硅藻优势种版图 |
| 博士期间发表的论文及科研成果 |
| 致谢 |
四、植物群落的演替理论（论文参考文献）
- [1]喀斯特植物群落更新层繁殖体转换机制研究[D]. 俞筱押. 云南师范大学, 2021
- [2]恢复力视角下矿区植被扰动-损伤-修复综合评价与恢复方案[D]. 王丽. 中国矿业大学, 2021
- [3]黑土滩人工草地矮嵩草斑块繁殖与扩展特征[D]. 王超. 青海大学, 2021(02)
- [4]片段化森林群落多维度和多尺度多样性分布格局及其形成机制[D]. 仲磊. 浙江大学, 2021(01)
- [5]松嫩草地羊草生长对不同演替阶段的土壤水解酶活性和酶化学计量特征的影响[D]. 李雪丽. 东北师范大学, 2021(12)
- [6]黄土高原典型植被生态系统土壤线虫群落的演变特征及驱动机制[D]. 霍娜. 西北农林科技大学, 2021
- [7]半干旱区井工矿山地表形变对植被的长期影响研究[D]. 米家鑫. 中国矿业大学, 2021
- [8]内蒙古草原区典型露天矿生态修复植被和土壤特征研究[D]. 王君芳. 内蒙古农业大学, 2020
- [9]文峪河上游河岸带森林植物群落演替和林下土壤细菌群落组成与多样性研究[D]. 韩晓丽. 山西农业大学, 2020(02)
- [10]湖泊浮游植物演替历史与流域人类活动的关系分析 ——以杞麓湖为例[D]. 杨鸿雁. 华中师范大学, 2020(02)