一、三江平原典型湿地的土壤植物总硫及水中硫酸盐的分布特征（论文文献综述）
沈育伊,滕秋梅,张德楠,徐广平,周龙武,黄科朝,覃香香,曹彦强,段春燕[1]（2021）在《湿地土壤硫组分特征及其影响因素的研究进展》文中认为硫是湿地中重要的生命元素,硫对环境变化极为敏感,在生源要素生物地球化学循环中扮演着重要角色。硫的价态多样,形式复杂,湿地垦殖使土地利用方式等发生显着改变,进而影响到土壤硫组分的变化。垦殖背景下,目前对湿地硫组分及其微生物驱动机制的研究尚不够深入。硫稳定同位素技术(δ34S)逐渐地被应用到硫生物地球化学循环过程的研究中,可以探究硫素的来源。硫氧化菌（Sulfate oxidizing bacteria,SOB）和硫酸盐还原菌（Sulfate reduction bacteria, SRB）是硫组分形态转化的主要驱动者,在湿地硫循环中发挥着重要的作用。土壤芳基硫酸酯酶是参与土壤硫循环的重要酶类,是反映湿地土壤质量的一个重要生物学指标。该研究主要从湿地土壤硫组分的分布特征、影响因素、硫同位素来源示踪和微生物驱动机制4个方面,综述了湿地土壤硫组分影响因素的研究动态。最后,文章总结了当前研究中存在的问题,提出了该领域今后深入探讨的一些建议。
陈源清[2]（2020）在《南极湖泊沉积物硫形态转化及其对微量重金属生物有效性的影响》文中提出硫作为重要的营养元素之一,其生物地球化学迁移、转化、循环与有机质的分解,碳、氮、磷的循环利用,水体酸化和微量重金属元素的生物有效性等一系列过程紧密耦合,对维持湿地生态系统的功能发挥着至关重要的作用。南极企鹅以鸟粪的形式将大量营养物质（C、N、S、P）、微量重金属和持久性有机污染物从海洋运输到湖泊湿地系统,形成鸟粪土沉积物,并已成为研究过去企鹅生态演变与气候环境变化的独特载体。但有关鸟粪土沉积物营养盐,特别是硫元素的生物地球化学转化循环研究还很有限。本文分析了南极阿德雷岛柱状粪土沉积物C1和菲尔德斯半岛原生湖泊沉积物C2的多个理化指标和各种硫形态含量,研究了两种湖泊环境中硫的形态分布、转化及其对微量重金属生物有效性的抑制作用。获得以下结果、结论。（1）C1沉积物中总有机碳（TOC）、总磷（TP）、总氮（TN）以及总硫（TS）的含量均远高于C2,它们的垂直分布趋势相对一致,表明其营养主要来源于企鹅粪的输入。C1沉积物中,有机硫（Org-S）是硫的主要赋存形态,含量为220.49-10299.75μg/g（均值为2675.49μg/g）,其含量在8 cm处出现一个低值,随后上升,15 cm出现较高的值后呈波动趋势,45 cm后升高并在52 cm处达到最大值;硫酸盐(SO42-)是无机硫的主要赋存形态,含量为191.49-6981.99μg/g（均值为986.20μg/g）,其垂直分布趋势在上部30 cm与Org-S相反,在8 cm达到一个较高的值,随后下降,在15 cm处含量较低,随后在较低的水平波动,45 cm之后急剧上升并在底部达到最大值;酸可挥发态硫（AVS）来源于SO42-的异化还原,含量为3.16-1550.68μg/g（均值为331.11μg/g）,其在次表层8-19 cm处含量较高,45 cm处出现最小值,在底部达到最大值;而黄铁矿硫（CRS）的含量仅为7.22-312.43μg/g（均值为61.95μg/g）,其在8 cm处出现最小值,在15 cm处出现一个较高的值,随后在较低水平波动,45 cm之后急剧上升,在底部达到最大值。C2沉积物中总有机碳（TOC）、总磷（TP）、总氮（TN）以及总硫（TS）的垂直分布呈波动的趋势,其中硫元素主要由Org-S和SO42-组成;C1沉积物AVS是还原态无机硫（RIS）的主要赋存形态,而C2沉积物中RIS的主要赋存形态是CRS,表明C2沉积物中AVS已向CRS有效转化。研究结果指示,C1沉积物中高有机质含量很可能促进了硫酸盐的还原并限制了AVS向CRS的转化。（2）C1沉积物中Cu和Cd含量分别为56.32-778.76μg/g（均值为298.76μg/g）和0.65-9.99μg/g（均值为4.54μg/g）,可氧化态是它们的主要化学形态;Zn的含量为116.53-881.30μg/g（均值为391.49μg/g）,弱酸提取态和残渣态是其主要的化学形态。而C2沉积物中Cu的含量为32.46-49.50μg/g（均值为39.35μg/g）,弱酸提取态是其主要的化学形态;Zn的含量为44.03-62.98μg/g（均值为51.58μg/g）,可氧化态是其主要的化学形态;Cd的含量为0.19-0.27μg/g（均值为0.24μg/g）,弱酸提取态和残渣态是其主要的化学形态。C1沉积物中微量重金属的垂直分布趋势与理化指标相似,表明其均来自于企鹅粪的输入。C2沉积物中微量重金属的垂直分布呈波动趋势,推测这与该地区的环境变化有关。微量重金属BCR形态分析结果显示,C1沉积物中Cu和Cd以可氧化态为主要赋存形态,而Zn以弱酸提取态与残渣态为主要赋存形态;C2沉积物中Cu和Cd以弱酸提取态为主要赋存形态,Zn以可氧化态为主要赋存形态。在沉积物中,我们用同步提取态金属（Simultaneous Exraction Metals,以下简称SEMs）与AVS的比值来判断其生物有效性。C1沉积物中ΣSEM/AVS比值整体小于C2,表明其微量重金属迁移性小于C2。C1沉积物ΣSEM/AVS比值在次表层和深层出现低值,C2沉积物ΣSEM/AVS比值在底部出现低值,这可能与硫酸盐还原菌的垂直分布有关。Cd在企鹅粪中可交换态超过50%,而在C1粪土沉积物中主要以稳定的硫化物结合态存在,表明企鹅种群活动虽转移大量海洋来源的有毒有害微量重金属至淡水环境,但其带来的高有机质和硫素在沉积过程中发生强烈的硫酸盐还原,形成的S2-与可交换态微量重金属结合,显着制约了沉积物中Cd的生物有效性。
曾阿莹[3]（2019）在《互花米草入侵对闽江河口湿地植物-土壤系统硫循环的影响研究》文中研究表明河口湿地是全球环境变化和区域环境问题研究的重要响应和指示地带,也是极易受外来植物入侵影响的一种生境类型。当前关于互花米草入侵对河口湿地生源元素循环的研究主要集中碳（C）、氮（N）养分循环、土壤硫（S）分布及其影响因素、植物生态特征、残体分解及养分动态等方面,而对植物—土壤系统硫循环的认识还较匮乏,尤其是互花米草入侵时间序列下湿地植物—土壤系统硫循环研究更是鲜有报道。基于此,本文以闽江河口鳝鱼滩湿地为研究区,采用“空间替代时间”方法,布设了互花米草入侵不同生境类型及不同年限共9个样地,通过野外采样和室内实验,对互花米草入侵影响下闽江河口湿地植物—土壤硫循环及其影响因素开展研究。主要研究结果如下:（1）裸滩（BF）、互花米草—裸滩交错带湿地（SA′BF′）和互花米草湿地（HSA）的土壤硫储量分别为658.74±29.63 g S·m-2、604.30±49.80 g S·m-2和525.54±20.04 g S·m-2,互花米草入侵裸滩显着降低了土壤硫储量（P<0.05）;互花米草入侵裸滩不同阶段湿地的孔隙水硫储量整体表现为SA′BF′>BF>HSA（P<0.05）;互花米草入侵裸滩,引起土壤粒径和植物类型的改变是导致硫含量分布特征的关键驱动因素。好气和淹水培养条件下,BF的土壤硫累积矿化量均高于SA′BF′和HSA（P<0.05）;SA′BF′和HSA的植物硫储量分别为5.66±1.48 g·m-2和5.71±1.59 g·m-2。HSA的茎和根的硫储量分配比高于SA′BF′,而叶、鞘、穗和立枯体的硫储量分配比低于SA′BF′。互花米草入侵增加了湿地植物硫储量和残体的硫养分归还。（2）互花米草入侵短叶茳芏降低了湿地土壤的硫储量,短叶茳芏湿地（CM）土壤的硫储量约为短叶茳芏—互花米草交错带湿地（CM′SA′）的1.06和互花米草湿地（SA）的1.14倍（P>0.05）;互花米草入侵短叶茳芏不同阶段湿地的孔隙水硫储量分别介于77.97～257.88 g SO42-·m-2（CM）、96.61～241.23 g SO42-·m-2（CM′SA′）和89.51～229.61 g SO42-·m-2（SA）。好气培养条件下,CM′SA′的硫累积矿化量分别是CM和SA的1.29～1.35倍和1.89～2.30倍（P<0.05）。;而淹水培养条件下,SA的硫累积矿化量大于CM′SA′和CM（P<0.05）。短叶茳芏与互花米草竞争过程中,短叶茳芏侧重对地下部分的硫养分分配,增强地下空间来保持竞争力;互花米草的硫养分分配更倾向于地上器官,增强捕获光的能力,提高地上竞争优势。互花米草入侵后植物硫储量增加约17.4%。植物残体的基质质量和土壤理化性质发生显着改变,降低了残体的分解速率和养分释放强度。互花米草入侵初期通过大量吸收与利用短叶茳芏残体归还的养分来增强其自身的入侵优势。（3）不同入侵年限互花米草湿地土壤的硫储量整体表现为互花米草入侵2～6年(SA6:525.54±40.08 g S·m-2)>入侵6～10年(SA10:511.53±61.76 g S·m-2)>入侵10～14年(SA14:451.40±27.52 g S·m-2)（P<0.05）,土壤硫储量随互花米草入侵年限的增加而降低。相较于裸滩,SA6、SA10和SA14孔隙水硫储量分别减少了7.20%、6.22%和11.24%。SA14的硫累积矿化量分别是SA6和SA10的0.86～1.36倍和1.02～1.12倍（P<0.05）,土壤硫累积矿化量随互花米草入侵年限的增加而增加。不同入侵年限互花米草湿地植物硫储量整体表现为SA14(8.82±1.46 g·m-2)>SA10(7.49±1.12g·m-2)>SA6(5.71±1.59 g·m-2)。植物生物量随入侵年限的延长而增加,需要更多的硫素参与到植物生长,植物硫储量显着上升。而互花米草根的硫储量分配比随互花米草入侵年限的增加而降低,供给到地上部分的硫养分明显增加。（4）总体来看,互花米草入侵显着改变了闽江河口湿地植物—土壤（孔隙水）系统硫循环,但互花米草入侵不同生境类型及不同年限所采取的硫养分分配策略有所不同。互花米草入侵裸滩时,选择将更多的硫养分分配给地下器官（根）,以增强根部对硫养分的吸收和利用。互花米草入侵短叶茳芏所采取的硫养分分配策略与其入侵裸滩时所采取的策略有所不同,供给到地上部分的硫养分显着增加,使其在空间和光资源的竞争中处于优势地位,抑制短叶茳芏地上器官的生长,从而在竞争中占据优势。随着入侵年限的增加,互花米草向地下部分的分配相对减少,而对地上部分的投资相对增加,这样的硫养分分配策略既能够增强其对光资源的捕获以提升初级生产力,又有利于种群的生存与发展。
万斯昂[4]（2019）在《江苏盐城滨海湿地土壤—植物系统硫的分布和转化研究》文中提出营养元素的循环是现代湿地生态学的研究热点。硫的生物地球化学过程在湿地系统中起着重要的作用。为了更好的了解硫在湿地系统中的分布特征,本论文选择江苏盐城滨海湿地典型样带上的芦苇湿地、碱蓬湿地、互花米草湿地和光滩作为主要研究对象,在野外定位观测、室内模拟培养和统计、测试分析的基础上,综合分析了4种典型湿地土壤硫元素含量和储量的时空分布特征,典型湿地植物的生物量、硫含量和累积特征以及典型湿地植物分解过程中硫的变化特征,从而研究典型滨海湿地土壤-植物系统硫循环关键过程,主要研究结论如下:（1）滨海湿地湿地土壤各形态硫具有区域和地带性分布特征,土壤有机质含量是影响土壤总硫含量的最主要因素,由于极少的人为干扰和充沛的降雨淋失作用等,各样点土壤总硫含量均低于我国多数滨海河口湿地,除互花米草湿地土壤总硫含量达到0.8 mg?g-1以外,而其它3种湿地土壤总硫含量均低于世界平均水平0.7 mg?g-1。有机硫是硫的主要存在形态,有机硫在不同植被类型湿地土壤总硫中所占比例达到54.32%～75.29%,有利于硫的储存。不同植被湿地无机硫来源具有较大差异,芦苇湿地和碱蓬湿地土壤无机硫主要来自有机硫矿化,而互花米草湿地和光滩无机硫来源多样,外源硫输入较多;土壤各形态硫具有明显的分层性和季节性变化,各样点之间也存在较大差异,这主要和植被的生长过程有关。互花米草湿地土壤硫储量显着高于其他样点,植物入侵对湿地硫储量影响极大。（2）3种植物体各器官中总硫含量具有明显的季节变化规律,总体上表现为先增后减,其变化趋势与植物的生长节律一致。硫首先在植物根系中大量积累,然后向地上器官转移,根是植物营养元素的重要“集散库”。碱蓬和互花米草的总硫含量较高而芦苇较低,说明碱蓬和互花米草对硫具有更高的耐受性。（3）在220天的枯落物分解过程中,各植物分解模式均表现为先快后慢,互花米草相比芦苇和碱蓬含有更多易溶性物质,前期分解较快。芦苇和互花米草根系分解速率高于地上部分,而碱蓬的地上部分和地下部分分解速率差异极小。各植物组分总硫含量在分解过程中随时间呈升降交替变化,释放模式为淋溶-固持-释放。枯落物的C/S比值是其决定因素。C/S的初始值和临界值的差异决定了不同植物和不同器官中硫的变化特征。（4）不同土壤对SO42-的吸附可以用Langmuir等温吸附曲线拟合,拟合精度高。随添加吸附液浓度的增加,总吸附量和解吸量持续增加,而吸附率持续降低,解吸率增加,说明土壤对SO42-的吸附存在最大值。土壤解吸能力则主要受前期土壤吸附SO42-的影响,当土壤吸附量较小时,解吸的绝对量和解吸率都较小,反之亦然。（5）培养温度、水分条件和土壤初始硫含量对土壤有机硫的矿化具有极大影响。在好气培养条件下,前期土壤有机硫矿化较快,后期矿化速率较低（15℃和25℃）;在35℃时,矿化速率较稳定。总体上同一类型土壤在25℃有机硫矿化量最低,而35℃时最高。互花米草湿地表现为矿化量随着培养温度的升高而增加。在淹水条件下,培养前2周内,土壤有机硫矿化量占培养期总矿化量的50%左右,培养后期矿化速率大幅度降低。土壤有机硫矿化势在深层土壤较高,并随着培养温度的升高而波动增加,为评价土壤的供硫能力提供了支持。（6）本研究估算了包括植物地上、地下硫分室、枯落物分室和土壤硫分室的典型滨海湿地土壤-植物系统硫循环关键过程的流通和积累量。土壤系统向植物系统的净流出量都为正,分别为芦苇湿地:1.149 g?m-2?a-1、碱蓬湿地:0.046g?m-2?a-1、互花米草湿地:0.512 g?m-2?a-1,土壤硫库是植物硫库的源,但其流出量相比于土壤总硫库极少,植物吸收对整体土壤硫库的影响很小。土壤硫库占整个土壤-植物系统的97%以上。在植物亚系统中,芦苇的根、碱蓬的叶和互花米草的茎是各自植物亚系统主要的硫储库。互花米草入侵提高了整个土壤-植物系统的硫储量,同时也增强了硫在系统中的稳定性。
李萍[5]（2019）在《胶州湾互花米草潮滩土壤无机硫形态时空分布特征及其影响因素》文中研究说明本文以胶州湾滨海湿地为研究对象,选取胶州湾洋河入湾口互花米草（Spartina alterniflora）潮滩（A区）及光滩（B区）为采样区,研究了2个样区土壤总硫（Total sulfur,TS）、4种不同形态无机硫（Inorganic sulfur,IS）含量的时空分布特征,并测定了有机质、总铁、pH、EC、含水量、容重等土壤理化性质以及分析了互花米草硫累积与分配特征,探讨了其对土壤硫含量的影响。主要研究结果如下:（1）研究了互花米草潮滩及光滩土壤TS含量时空分布特征。A区060cm土壤TS(1648.11±287.04 mg·kg-1)平均含量明显高于B区土壤TS(1273.77±114.85 mg·kg-1)含量（n=90,p<0.05）,A区土壤TS平均含量比B区高29.38%。其中,A区秋季土壤TS含量明显大于B区。在3月,A区土壤TS含量略低于B区,但5月、7月、9月、11月互花米草潮滩土壤TS含量均大于光滩,且增幅分别为28.48%、17.72%、57.98%、49.41%,秋季增幅最大。2个样区,除夏季外,春秋季节土壤TS含量随深度增加呈增加趋势,垂直分布基本处于中等变异性。（2）研究了A区互花米草硫累积与分配特征。入侵种互花米草TS含量均值为（2.89±0.62）g·kg-1。互花米草各器官TS含量均值表现为7月>9月>5月>11月>3月,除3月外,其他月份各器官TS含量表现为根>叶>茎。在生长期内,互花米草群落生物总量随季节推移而逐步增高。同一时期,茎为生物量最高的器官。互花米草群落硫累积量表现为7月>11月>9月>5月>3月,不同时期各器官硫累积量不同。整体而言,互花米草群落硫累积系数（Accumulation Factor of sulfur,AFS）最高值出现在7月,其次分别3月、9月、11月,5月最低。除3月外,其他月份均为根AFs值最大。（3）测定了2个样区土壤有机质、总铁、EC、pH、含水量、容重等理化性质。土壤有机质、总铁和EC均表现为A区大于B区。其中,有机质含量秋季相差最大;土壤pH表现为A区小于B区;A区含水量略大于B区,差异不显着（n=90,p>0.05）。2个样区间容重差异也不显着（n=90,p>0.05）。（4）分析了土壤TS含量与理化性质、植物因素之间的关系。逐步线性回归分析结果表明,A区土壤TS含量分布受温度影响较大,B区影响土壤TS含量分布的关键因子是土壤EC和温度。研究表明,互花米草的生长总体增加了土壤硫库储量,但同时也增强了其时空变异性。（5）研究了互花米草潮滩及光滩土壤不同形态无机硫时空分布特征。A区土壤水溶性硫（H2O-S）、吸附性硫（Adsorbed-S）含量在不同月份均显着高于B区。A区盐酸可溶性硫（HCl-Soluble-S）在3月显着高于B区,其他月份不显着。A区盐酸挥发性硫（HCl-Volatile-S）含量仅11月显着低于B区。A区和B区不同形态无机硫含量均表现为H2O-S>HCl-Soluble-S>Adsorbed-S>HCl-Volatile-S,其中H2O-S所占比重最高,分别占总无机硫的73.90%、74.30%,HCl-Volatile-S所占比重最低,约占0.78%、1.05%。有植被覆盖的A区,H2O-S、Adsorbed-S随季节变化显示出明显的差异性。（6）分析了土壤H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S、HCl-Volatile-S与理化性质、植物因素之间的相关性。逐步线性回归分析结果表明,H2O-S的重要影响因子是EC。A区,Adsorbed-S受总铁、pH影响较大,HCl-Soluble-S受硫累积系数及含水量影响较大;B区,Adsorbed-S受EC、pH影响较大,HCl-Soluble-S受EC、pH及深度影响较大。影响2个样区土壤HCl-Volatile-S含量分布的重要影响因子为深度。研究表明,有植被覆盖的A区无机硫含量明显高于B区,尤其是H2O-S、Adsorbed-S含量显着高于B区,土壤硫的有效性较大,但其空间变异程度较高,不同季节含量差异较大。
王华[6]（2019）在《闽江河口芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地硫生物循环研究》文中进行了进一步梳理河口湿地地处河流与海洋相互作用的特殊地带,是响应全球气候变化和人类活动极为敏感的生态系统之一。硫作为继氮磷钾之后的第四位营养元素,因具有多种价态,故其在河口湿地中的生物地球化学循环过程极为复杂,并对全球环境变化具有深刻影响。空间扩展实际上是两个以上有机体或物种之间对所需环境资源或空间不足而发生的竞争,其对植物群落组成、结构和功能具有深刻影响。目前,国内外关于湿地植物竞争的研究多集中于影响竞争力的因子以及土壤营养水平与竞争力之间关系的探讨上,而关于不同植物群落空间扩展过程中湿地植物-土壤（水）系统硫时空分布特征、植物硫累积与分配特征以及残体分解硫养分释放特征的研究还鲜有报道。鉴于此,论文以闽江河口鳝鱼滩的芦苇（Phragmites australis）湿地、短叶茳芏（Cyperus malaccensis）湿地以及二者空间扩展形成的交错带湿地（P.australis C.malaccensis）为研究对象,基于时空互代法,通过野外采样及原位分解试验,研究了芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地土壤（水）系统全硫（TS）及不同形态无机硫[水溶性硫（H2O-S）、吸附性硫（Adsorbed-S）、盐酸可溶性硫（HCl-Soluble-S）和盐酸挥发性硫（HCl-Volatile-S）]含量的时空分布特征,探讨了二者空间扩展过程中湿地植物生态特征、硫累积与分配特征以及残体分解与硫养分释放特征,构建了湿地植物-土壤（水）系统硫生物循环分室模式,并在评估其硫生物循环状况的基础上阐明了芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中的硫养分竞争机制。主要研究结果表明:（1）芦苇与短叶茳芏空间扩展形成的交错带湿地和短叶茳芏湿地土壤的TS含量均明显高于芦苇湿地。二者空间扩展过程中土壤颗粒组成、酸碱度、有机质、可溶性盐和土壤水分等发生显着改变是导致土壤硫库增加的主要原因。（2）芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中明显增加了土壤总无机硫（TIS）含量,且三种湿地土壤0-60 cm土层的TIS含量均表现为春季>冬季>秋季>夏季。交错带湿地土壤的H2O-S和Adsorbed-S含量在0-60 cm土层上整体要高于纯群落湿地,且其值在冬、春季较高而夏、秋季较低。不同湿地土壤的HCl-Soluble-S含量在冬、夏、秋季整体表现为交错带湿地>芦苇湿地>短叶茳芏湿地,而春季则表现为芦苇湿地>交错带湿地>短叶茳芏湿地。尽管不同季节湿地土壤的HCl-Volatile-S含量总体均表现为短叶茳芏湿地>芦苇湿地>交错带湿地,但其值在春、夏季较低,而秋、冬季较高。（3）芦苇与短叶茳芏空间扩展对湿地土壤间隙水中SO42-浓度的空间分布产生了明显影响。短叶茳芏湿地土壤中的SO42-浓度整体高于芦苇湿地和交错带湿地。受气温、降水等因素以及植物吸收利用的影响,不同湿地土壤间隙水中的SO42-浓度均在冬季最高,秋季次之,而夏、春季较低。（4）芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中存在着种间竞争,由此导致二者的生态特征均发生明显改变。纯群落芦苇和纯群落短叶茳芏地上器官的TS含量、硫累积量和累积系数整体均高于交错带中的芦苇和短叶茳芏。当芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中的竞争作用产生时,芦苇主要是通过增强根部对硫养分的吸收和利用来拓展地下空间而保持竞争力,而短叶茳芏则通过增加地上器官参与叶绿素合成的硫含量及硫累积量来拓展地上空间以抗衡芦苇的竞争。（5）不管是在空间扩展前还是在扩展过程中,短叶茳芏残体的分解速率均较芦苇残体快。相对于空间扩展前,处于扩展过程中的芦苇残体分解明显加快,而短叶茳芏残体分解明显减慢。盐分和残体基质质量是导致芦苇和短叶茳芏残体分解速率差异的关键因素。不同植物残体中的TS含量在分解期间均呈不同程度的波动上升变化,除纯群落芦苇残体表现为不同程度的硫固持外,其他残体均表现为不同程度的硫释放。C/S比可能是调控芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中残体分解硫含量变化的主控因素。短叶茳芏可通过较快的残体分解和养分归还来保证其在空间扩展过程中的竞争优势。研究发现,芦苇与短叶茳芏的空间扩展明显提高了湿地土壤（水）硫储量,且芦苇主要通过提高硫养分吸收与利用能力来保持自身的竞争优势。另外,芦苇亦可通过降低自身的硫循环系数来保持其根部的硫养分供给能力。芦苇与短叶茳芏的空间扩展亦明显增加了交错带湿地土壤的H2O-S、Adsorbed-S、HCl-Soluble-S和TIS含量,但降低了HCl-Volatile-S含量,说明二者的空间扩展在整体提高交错带湿地土壤有效硫供给能力的同时,亦降低了挥发性硫化物可能对二者生长产生的不利影响。虽然空间扩展过程中芦苇的硫养分供给能力明显增加,但短叶茳芏的循环系数较高,其可通过较快的残体分解、养分归还来保证其在空间扩展过程中的竞争优势。因此,尽管二者在空间扩展过程中均有自己的竞争与生态适应策略,但从长期来看,芦苇具有相对竞争优势,其仍会不断侵入短叶茳芏湿地。
陈冰冰[7]（2019）在《外源氮输入对黄河口滨岸潮滩湿地硫生物循环的影响》文中认为黄河口湿地是渤海与黄河河口相互作用形成的中国暖温带最广阔、最完整和最年轻的滨海湿地,承接上游带来的大量含氮物质。近年来,黄河口的氮输入量整体呈增加趋势,并保持在较高水平,而这可能对湿地生态系统的养分循环及群落演替等产生深刻影响。为了深入揭示外源氮输入增加对黄河口湿地硫生物循环状况的影响,论文以黄河口北部滨岸高潮滩的典型碱蓬（Suaeda salsa）湿地为研究对象,通过野外原位氮输入模拟试验(N0:对照处理,无额外氮输入,6.0 gN·m-2·a-1;N1:低氮处理,9.0 gN·m-2·a-1;N2:中氮处理,12.0 gN·m-2·a-1;N3:高氮处理,18.0gN·m-2·a-1)以及室内控制实验,探讨了外源氮输入条件下湿地植物硫累积与分配的季节变化特征,明确了不同基质质量残体分解与硫养分释放机制,阐明了湿地土壤不同形态硫的时空变化规律,揭示了不同氮基质土壤硫矿化潜势的差异。在此基础上,构建了外源氮输入条件下湿地植物-土壤系统硫生物循环分室模式,并对其硫生物循环状况及变化趋势进行了评估。研究结果表明:（1）不同氮输入处理下碱蓬各器官的全硫（TS）含量整体表现为叶>茎>根,说明叶是硫的主要累积器官;尽管外源氮输入并未改变碱蓬的硫分配格局以及其地上与地下之间的硫养分供给关系,但其为适应不同养分环境可进行自身生长特性及养分分配的调整,且这种调整在N2处理下表现的尤为明显。（2）外源氮持续输入改变了残体基质质量并促进了其分解,且该促进作用在N1处理下表现的最为明显;不同基质质量残体中TS含量变化特征均与相应的C/S比呈相反变化趋势,说明C/S可能是调控不同氮持续输入条件下残体分解过程中硫含量变化的主控因素;外源氮持续输入条件下残体基质质量改变促进了其硫养分的释放,且该促进作用在N3处理下表现的最为明显,说明持续增加的氮输入可促进不同基质质量残体的硫养分归还,从而可能加速硫生物循环速率。（3）外源氮输入明显改变了湿地土壤TS含量的分布状况。随着氮输入量的增加,除表层TS含量变化不明显外,其它土层均呈增加趋势。这主要与碱蓬根系主要集中于表层土壤,其TS含量变化受制于植物生长节律和地上生物量变化的影响有关;较深土层中TS含量的增加一方面与外源氮输入促进有机物分解及硫养分归还有关,另一方面还可能与潮滩较强沉积作用对植物残体的掩埋以及无脊椎动物的活动有关。（4）外源氮输入不同程度地改变了湿地土壤中各形态无机硫含量;不同氮输入处理下各形态无机硫含量均表现为水溶性硫（H2O-S）>吸附性硫（Adsorbed-S）>盐酸溶解性硫（HCl-Soluble-S）>盐酸挥发性硫（HCl-Volatile-S）,且总无机硫（TIS）占TS的比例介于34.5239.58%。不同氮输入处理下,pH和EC对土壤各形态无机硫含量变化的影响尤为明显。氮输入还可能通过改变植物生长节律和土壤酸碱状况来影响植物对不同形态无机硫的吸收与利用,进而间接改变了土壤中不同形态无机硫含量以及TIS的赋存量。（5）外源氮输入增加条件下,土壤氮基质状况会发生较大改变,而这将会促进土壤硫的矿化,进而可在一定程度上提高土壤的潜在供硫能力。但这一机制在淹水条件下则发生明显改变,主要表现为N2处理下的累积矿化量及矿化潜势（S0）不但低于N3和N1处理,而且还低于N0处理,说明当湿地受到强降水、大潮或风暴潮影响而使得土壤处于短期滞水状态时,不同氮基质土壤的潜在供硫能力将发生明显降低,特别是N2处理下土壤潜在供硫能力的降幅最为明显。（6）构建了碱蓬湿地植物-土壤系统的硫生物循环分室模式,定量确定了不同分室的硫储量以及分室间的硫流通量。基于构建的硫生物循环模式中的定量关系,评估了不同氮输入条件下碱蓬湿地系统的硫生物循环平衡状况。从硫生物循环角度来说,氮硫养分供给在外源氮输入增加条件下极有可能不同步,即氮输入量的增加可能会导致硫养分限制程度的增强。研究发现,随着黄河口碱蓬湿地氮养分供给的不断增加,当养分状况达到较高水平（N2）时,碱蓬地上与地下的硫养分供给关系以及分配格局将会发生明显改变,且生态系统的硫养分限制状况被缓解的可能性不大;而当养分状况达到更高水平（≥N3）时,生态系统的硫养分限制状况可能得到较为明显的缓解,且二者之间可能形成一个正反馈机制。从硫生物循环角度来讲,该正反馈机制将有利于维持碱蓬湿地生态系统的稳定与健康。
李珂珂[8]（2019）在《互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究》文中进行了进一步梳理红树林是湿地生态系统的重要组分,具有高初级生产力、高土壤C、N、S储量等特点,其土壤长期处于厌氧条件下,是潜在的挥发性气体释放源,在全球气候变化中扮演着重要角色。红树林生态系统生境脆弱,近年来互花米草入侵和人类养殖污染给红树林生态系统造成的生态后果已经引发了广泛关注。然而,目前关于红树林土壤气体释放的研究主要集中于温室气体通量与环境因子之间的关系。前人主要开展陆地和海洋生态系统挥发性气体释放的研究,而受海陆共同作用的红树林湿地挥发性气体（挥发性含硫气体和挥发性苯系物）的自然排放规律研究却并不多见。本研究选取红树林作为研究对象,探讨在互花米草入侵和人类养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性含硫气体包括（硫化氢（hydrogen sulfide,H2S）、二甲基二硫（dimethyl disulfide,DMDS）、二甲基硫（dimethyl sulfide,DMS）、甲硫醇（methanethiol,MT）、羰基硫（carbonyl sulfide,COS）、二硫化碳（carbon sulfide,CS2）、乙硫醚（ethyl sulfide,ES））和挥发性苯系物包括（苯（benzene,BE）、甲苯（toluene,TE）、乙苯（ethylbenzene,EE）、苯乙烯（styrene,SE）、邻（间）二甲苯（o（m）-Xylene,o（m）-XE）、对二甲苯（p-Xylene,p-XE））释放规律及其影响因素（生物因子和非生物因子）。通过分层探讨了土壤0-100 cm不同土层的理化性质及与红树林土壤挥发性硫化物和苯系物气体释放的影响。主要结果如下:1、在互花米草入侵下,红树林土壤变成了MT的释放源,对COS、DMS有显着的增汇作用,释放量与没有互花米草入侵的对照相比分别增加了约1.26倍和5.15倍。互花米草入侵显着降低了土壤孔隙水中硫酸盐（S042-）含量和0-100 cm深的任意土层的总硫（TS）。2、在互花米草入侵下,挥发性苯系物（BE、TE、EE、SE、o（m）-XE）均有显着的增汇作用。互花米草入侵显着增加了0-100 cm深任意土层的电导率。3、在人类虾塘养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性含硫气体（COS、H2S、CS2、MT）排放量显着增加。此外,土壤孔隙水中的S042-含量与对照区相比,增加了约50%。污染影响下0-100 cm深任意土层的TS、TC、TN和CN比与对照相比均显着增加。4、在人类虾塘养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性苯系物排放量显着增加。此外,铵根离子和硅酸盐的含量均显着增加。5、红树林挥发性硫气体之间是相互转化的,其中H2S的释放量则很小,S042-含量却很高。这很可能和由硫酸盐还原菌介导的硫酸盐异化还原过程有关,也可能和H2S在空气中易被氧化有关。
李萍,谢文霞,王志强,燕倩[9]（2019）在《互花米草入侵对胶州湾潮滩湿地硫素时空分布的影响》文中提出选择胶州湾互花米草潮滩（入侵前为光滩）和光滩为研究对象,研究了互花米草入侵下胶州湾潮滩湿地土壤总硫（Total sulfur, TS）、有效硫（Available sulfur, AS）及互花米草各器官TS含量的时空分布特征及其影响因素.结果表明,互花米草入侵后湿地0～60 cm土壤TS(（1.53±0.24） g·kg-1))和AS(（0.75±0.04） g·kg-1)的平均含量明显高于入侵前光滩湿地TS(（1.13±0.09） g·kg-1)和AS(（0.53±0.02） g·kg-1)的平均含量（n=54,p<0.05）,增幅分别为35.40%和41.51%.其中,互花米草入侵后湿地30～50 cm土层TS含量和20～60 cm土层AS含量较入侵前的光滩湿地大幅增加（n=9,p<0.05）.与光滩相比,6、10、12月互花米草潮滩土壤TS含量增幅分别为14.53%、67.86%、22.52%,AS含量增幅分别为48.72%、39.06%、50.98%.逐步线性回归分析结果表明,互花米草入侵后导致土壤EC、有机质的改变是影响其土壤AS含量分布的关键因素.互花米草TS含量均值为（2.73±0.39） g·kg-1,6月植物TS含量与10月、12月植物TS含量之间均存在显着性差异（n=9,p<0.05）,硫（S）累积量最高值出现在10月,同种器官内6月根、茎、叶的硫累积系数（Accumulation Factor of sulfur, AFS）均高于10月、12月.研究表明,互花米草入侵总体增加了土壤硫库储量,提高了湿地土壤AS的供给能力,但增加了其时空变异性,AS在不同季节差异较大.
张恒阳[10]（2018）在《外来种互花米草入侵对九段沙湿地土壤硫库的影响研究》文中指出本论文以九段沙湿地生态系统为研究对象,通过比较外来种互花米草（Spartina alterniflora）与本土种海三棱藨草（Scirpus mariqueter）生态系统中土壤含硫量的变化,分析环境因子及微生物群落结构对土壤含硫量变化的影响,比较测定两种植物中各组织构件含硫量的差别。设立分解袋实验,探讨植物分解率对土壤硫贡献率大小的差别,从而完整的解释互花米草入侵九段沙湿地后,对湿地生态系统中硫循环的影响,以此来进一步认识和理解植物入侵对生态系统功能和进程的影响,为九段沙湿地硫循环研究提供基础数据资料,继而对湿地的功能管理提供理论指导和决策依据。本论文结合了野外湿地调查和实验室分析,于2016年的1月、4月、7月、11月进行采样,测定不同季节植被含硫量、硫释放量和植被群落覆盖土壤总硫含量,并进一步对土壤微生物群落进行测定和分析;从2016年4月到2017年4月,通过为期1年的野外分解袋实验,对互花米草和海三棱藨草的枯落物分解特征进行了研究。具体结论有以下几个方面。（1）互花米草群落植物含硫量随入侵时间的增加呈规律性变化,总体呈现出增长的趋势,互花米草植物含硫量显着高于海三棱藨草。说明互花米草入侵九段沙湿地后,提高了湿地系统植物硫储量,并且随入侵时间的增加,互花米草的储硫能力明显提高,显着高于海三棱藨草。（2）不同群落组织中的含硫量存在显着性差异。互花米草植物各组织中的含硫量均显着的高于本地种海三棱藨草,并且呈现明显的季节性变化。互花米草各组织之间含硫量的关系为:叶>根>茎。说明互花米草各组织对硫的吸收转化能力不同,并且受季节的影响显着。（3）互花米草枯落物的分解率要高于海三棱藨草,并且同种植物的凋落物分解速率要高于空中立枯物的分解速率。说明互花米草植物枯落物对土壤中硫的贡献率高于海三棱藨草,且土壤环境更有利于植物的分解。（4）植物枯落物的分解速率受植被种类、分解相和分解时间的影响。植被种类和分解相对分解速率的交互作用影响显着,同时植被种类和分解时间对分解速率的交互作用影响也显着。（5）枯落物中碳氮含量对于分解起到了关键性作用。枯落物中硫的释放率与C/N值呈显着负相关关系。（6）九段沙湿地不同群落土壤含硫量之间存在明显差异,互花米草土壤含硫量明显的高于海三棱藨草和光滩。互花米草随入侵年份的增加出现了硫积累的现象。说明互花米草入侵之后提升了九段沙湿地的硫储量,并且随时间增加有累积效应。（7）互花米草群落土壤含硫量呈现明显的季节性变化,春季时含硫量最高,夏季最低。说明季节条件及由此引发的其他环境因子对于湿地含硫量有非常重要的影响。互花米草土壤总硫在深度上呈现先增后减的变化,在40-60cm时浓度最高,20-40cm时最低,平均含硫量是海三棱藨草和光滩的1.9倍和2.1倍。说明互花米草入侵后,影响了湿地土壤总硫的垂直分布。（8）本地种海三棱藨草和光滩中土壤含硫量,在不同季节不同深度下的差别不明显,且波动不大,海三棱藨草群落土壤含硫量略高于无植被覆盖的光滩土壤含硫量。说明本地种海三棱藨草对湿地总硫在垂直深度上的分布无显着影响。（9）九段沙湿地群落土壤硫含量与土壤总碳含量呈显着正相关性,与土壤的总氮含量呈显着的负相关性。说明土壤理化因子对湿地硫的空间分布也起着非常重要的作用。（10）海三棱藨草群落土壤微生物物种的丰富度和均匀度要高于互花米草群落,但硫相关功能微生物的丰度后者高于前者。互花米草群落土壤微生物最优势菌目为脱硫杆菌目,其丰度远高于海三棱藨草和光滩土壤。说明互花米草入侵降低了九段沙湿地土壤微生物的丰富度,提高了硫相关微生物的丰度,尤其是硫酸盐还原菌的丰度,继而改变了土壤中硫的氧化还原进程。（11）随着互花米草入侵时间的增加,土壤中的硫酸盐还原菌丰度出现了先增加后减少的趋势,但相较于光滩和海三棱藨草有显着提高。在互花米草群落中,随土壤深度的增加,土壤中硫功能微生物的丰度先减小后增加,与土壤中含硫量的变化情况一致。说明互花米草入侵改变了土壤微生物的空间分布情况,通过增加硫功能微生物的丰度来增加土壤中的含硫量。
二、三江平原典型湿地的土壤植物总硫及水中硫酸盐的分布特征（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、三江平原典型湿地的土壤植物总硫及水中硫酸盐的分布特征（论文提纲范文）
（1）湿地土壤硫组分特征及其影响因素的研究进展（论文提纲范文）
| 0前言 |
| 1 湿地土壤硫组分的分布特征 |
| 2 湿地土壤硫组分的影响因素 |
| 2.1 土壤质地类型 |
| 2.2 土壤有机质 |
| 2.3 土壤p H值 |
| 2.4 植被类型 |
| 2.5 土壤盐度 |
| 2.6 土地利用方式 |
| 2.7 其它影响因素 |
| 3 湿地土壤硫同位素组成及硫的来源 |
| 4 湿地土壤硫组分转化的微生物机制 |
| 5 结论与展望 |
（2）南极湖泊沉积物硫形态转化及其对微量重金属生物有效性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 自然界中硫的生物地球化学循环 |
| 1.2 湖泊沉积物中硫的生物地球化学循环 |
| 1.2.1 湖泊沉积的特点 |
| 1.2.2 沉积物中硫的赋存形态 |
| 1.2.3 沉积物中硫形态分级提取 |
| 1.2.4 沉积物中硫的生物地球化学循环 |
| 1.3 沉积物中微量重金属生物有效性的研究进展 |
| 1.4 南极地区硫的研究进展 |
| 1.5 南极地区沉积物微量重金属的研究进展 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 部分理化指标的测定 |
| 2.3.2 硫的形态分析 |
| 2.3.3 微量重金属的测定 |
| 第三章 南极湖泊沉积物中硫的赋存形态及其转化 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 沉积物部分理化指标及其意义 |
| 3.2.1 沉积物部分理化指标的垂直分布 |
| 3.2.2 沉积物中硫的来源 |
| 3.3 沉积物硫形态垂直分布及其转化 |
| 3.3.1 沉积物中硫形态及RIS/SO42-的垂直分布 |
| 3.3.2 有机硫的矿化 |
| 3.3.3 硫酸盐的还原 |
| 3.3.4 AVS到 CRS的转化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 硫酸盐还原对沉积物微量重金属生物有效性的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 沉积物微量重金属总量、TP、TN和 TOC |
| 4.2.1 沉积物微量重金属总量、TP、TN和 TOC的垂直分布 |
| 4.2.2 南极不同沉积物中微量重金属的比较 |
| 4.3 沉积物中SEMs、AVS和 ΣSEM/AVS |
| 4.3.1 沉积物中SEMs、AVS和 ΣSEM/AVS的垂直分布 |
| 4.3.2 硫酸盐还原对微量重金属生物有效性的限制 |
| 4.4 Cu、Zn、Cd的化学形态及其迁移性 |
| 4.4.1 沉积物中Cu、Zn和 Cd的化学形态的分布 |
| 4.4.2 Cu、Zn、Cd的化学形态与迁移性的关系 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士期间主要成果 |
| 致谢 |
（3）互花米草入侵对闽江河口湿地植物-土壤系统硫循环的影响研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地硫循环研究进展 |
| 1.2.2 植物入侵对湿地生态系统硫循环影响的研究进展 |
| 1.2.3 尚待解决的问题 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 互花米草入侵裸滩植物—土壤系统硫循环特征 |
| 1.3.2 互花米草入侵短叶茳芏湿地植物—土壤系统硫循环特征 |
| 1.3.3 互花米草入侵不同年限湿地植物—土壤系统硫循环特征 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 研究区域与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 闽江河口区概况 |
| 2.1.2 采样点概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地设计 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.2.3 样品测定与分析 |
| 2.2.4 互花米草入侵影响下湿地硫循环模式构建与循环状况评估 |
| 2.3 数据统计分析与图件制作 |
| 第三章 互花米草入侵裸滩对植物—土壤系统硫循环的影响 |
| 3.1 结果与分析 |
| 3.1.1 互花米草入侵裸滩土壤(孔隙水)硫的时空分布特征 |
| 3.1.2 互花米草入侵裸滩土壤的硫矿化特征 |
| 3.1.3 互花米草入侵裸滩植物的硫累积与分配 |
| 3.1.4 互花米草入侵裸滩残体分解与硫养分释放 |
| 3.2 讨论 |
| 3.2.1 互花米草入侵裸滩对土壤硫含量的影响 |
| 3.2.2 互花米草入侵裸滩对孔隙水硫含量的影响 |
| 3.2.3 互花米草入侵裸滩对土壤硫矿化的影响 |
| 3.2.4 互花米草入侵裸滩对植物硫累积与分配的影响 |
| 3.2.5 互花米草入侵裸滩对残体分解与硫养分释放的影响 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 互花米草入侵短叶茳芏对植物—土壤系统硫循环的影响 |
| 4.1 结果与分析 |
| 4.1.1 互花米草入侵短叶茳芏土壤(孔隙水)硫的时空分布 |
| 4.1.2 互花米草入侵短叶茳芏土壤硫矿化特征 |
| 4.1.3 互花米草入侵短叶茳芏植物硫累积与分配 |
| 4.1.4 互花米草入侵短叶茳芏残体分解与硫养分释放 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 互花米草入侵短叶茳芏对湿地土壤硫含量的影响 |
| 4.2.2 互花米草入侵短叶茳芏对孔隙水硫含量的影响 |
| 4.2.3 土壤硫矿化对互花米草入侵的响应 |
| 4.2.4 互花米草短叶茳芏对植物硫累积与分配的影响 |
| 4.2.5 互花米草入侵短叶茳芏对残体分解与硫养分释放的影响 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 互花米草入侵不同年限植物—土壤系统硫循环特征 |
| 5.1 结果与分析 |
| 5.1.1 互花米草入侵不同年限土壤(孔隙水)硫的时空分布 |
| 5.1.2 互花米草入侵不同年限土壤的硫矿化特征 |
| 5.1.3 互花米草入侵不同年限植物的硫累积与分配 |
| 5.2 讨论 |
| 5.2.1 互花米草湿地土壤硫含量随入侵年限的变化 |
| 5.2.2 互花米草湿地孔隙水硫含量随入侵年限的变化 |
| 5.2.3 互花米草湿地土壤硫矿化对入侵年限的响应 |
| 5.2.4 互花米草硫累积与分配随入侵年限的变化 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 互花米草入侵影响下硫循环特征、模式构建与评估 |
| 6.1 互花米草入侵裸滩不同阶段湿地硫循环特征、模式构建 |
| 6.1.1 湿地植物—土壤(水)系统硫分配状况 |
| 6.1.2 湿地植物—土壤(水)系统硫循环特征 |
| 6.1.3 互花米草入侵裸滩影响下硫循环分室模式 |
| 6.2 互花米草入侵短叶茳芏不同阶段湿地硫循环特征、模式构建 |
| 6.2.1 湿地植物—土壤(水)系统硫分配状况 |
| 6.2.2 湿地植物—土壤(水)系统硫循环特征 |
| 6.2.3 互花米草入侵短叶茳芏影响下湿地硫循环分室模式 |
| 6.3 互花米草入侵不同年限湿地硫循环特征、模式构建 |
| 6.3.1 不同入侵年限湿地植物—土壤(水)系统硫分配状况 |
| 6.3.2 不同入侵年限湿地植物—土壤(水)系统硫循环特征 |
| 6.3.3 不同入侵年限互花米草湿地硫循环分室模式 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 特色与创新 |
| 7.3 研究不足展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（4）江苏盐城滨海湿地土壤—植物系统硫的分布和转化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 土壤中的硫 |
| 1.3.2 土壤中硫的转化 |
| 1.3.3 植物中的硫 |
| 1.3.4 研究中存在的问题 |
| 1.4 研究内容、创新点及技术路线 |
| 1.4.1 主要内容研究 |
| 1.4.2 创新点 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 本章小结 |
| 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 |
| 2.1.2 气候条件 |
| 2.1.3 水文条件 |
| 2.1.4 植被状况 |
| 2.1.5 土壤条件 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 研究地点概况 |
| 2.2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.3 实验方法 |
| 2.2.4 测定方法 |
| 2.2.5 数据计算和处理 |
| 第3章 湿地土壤硫的时空分布特征 |
| 3.1 湿地土壤各形态硫的时空分布特征 |
| 3.1.1 土壤总硫含量的时空分布动态 |
| 3.1.2 土壤有机硫含量的时空分布动态 |
| 3.1.3 土壤中无机硫的时空分布动态 |
| 3.1.4 土壤水溶性硫含量的时空分布特征 |
| 3.2 土壤硫含量的影响因素 |
| 3.2.1 土壤碳氮含量 |
| 3.2.2 土壤理化因子 |
| 3.2.3 主要影响因素的分析 |
| 3.3 土壤硫储量的时空分布特征 |
| 本章小结 |
| 第4章 湿地植物硫的分布与枯落物分解硫释放动态 |
| 4.1 植物中硫的分配及变化特征 |
| 4.1.1 植物生物量的季节动态 |
| 4.1.2 植物硫含量的季节动态 |
| 4.1.3 植物硫储量的季节动态 |
| 4.1.4 枯落物量及其硫含量季节动态 |
| 4.2 枯落物分解与硫释放动态 |
| 4.2.1 枯落物分解干物质残留率动态 |
| 4.2.2 枯落物分解硫含量动态 |
| 本章小结 |
| 第5章 滨海湿地土壤中硫的转化 |
| 5.1 土壤对SO_4~(2-)的吸附-解吸 |
| 5.1.1 不同湿地土壤对SO_4~(2-)的吸附特征 |
| 5.1.2 不同湿地土壤对 SO_4~(2-)的解吸特征 |
| 5.2 土壤有机硫的矿化 |
| 5.2.1 好气培养土壤有机硫的矿化特征 |
| 5.2.2 淹水培养土壤有机硫的矿化特征 |
| 5.2.3 土壤有机硫矿化势和矿化速率 |
| 本章小结 |
| 第6章 典型滨海湿地硫循环关键过程的特征研究 |
| 6.1 典型滨海湿地土壤-植物系统硫的分配特征 |
| 6.2 典型滨海湿地土壤-植物系统硫循环关键过程的流通量估算 |
| 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 研究不足与展望 |
| 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 |
（5）胶州湾互花米草潮滩土壤无机硫形态时空分布特征及其影响因素（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 湿地土壤硫研究进展 |
| 1.2.2 湿地植物硫研究进展 |
| 1.2.3 胶州湾湿地相关研究现状 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.4.3 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.4 指标计算 |
| 2.5 数据处理与分析 |
| 第三章 互花米草潮滩与光滩土壤总硫时空分布特征 |
| 3.1 湿地土壤TS含量 |
| 3.2 湿地植物因素及土壤环境因子分布特征 |
| 3.2.1 互花米草硫累积与分配 |
| 3.2.2 土壤环境因子 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 国内外相关研究对比 |
| 3.3.2 湿地土壤TS含量分布主要影响因子 |
| 3.3.3 湿地土壤TS时空分布特征分析 |
| 第四章 互花米草潮滩与光滩土壤无机硫时空分布特征 |
| 4.1 湿地土壤无机硫时空分布特征 |
| 4.1.1 总无机硫时空分布特征 |
| 4.1.2 不同形态无机硫含量垂直分布及其水平、垂直分布变异性 |
| 4.1.3 不同形态无机硫含量季节变化 |
| 4.1.4 不同形态无机硫时空动态变化 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 国内外相关研究对比 |
| 4.2.2 湿地土壤不同形态无机硫含量分布主要影响因子 |
| 4.2.3 湿地土壤不同形态无机硫时空分布特征分析 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（6）闽江河口芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地硫生物循环研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的及意义 |
| 1.1.1 选题背景与目的 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地生态系统硫循环研究进展 |
| 1.2.1.1 湿地土壤硫赋存 |
| 1.2.1.2 湿地植物硫赋存 |
| 1.2.2 植物空间扩展与河口湿地硫循环研究进展 |
| 1.2.2.1 植被空间扩展对植物-土壤系统硫赋存的影响 |
| 1.2.2.2 河口湿地硫循环研究现状及不足 |
| 1.3 论文的研究内容、技术路线及创新点 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 拟解决的科学问题 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 第二章 研究区域与研究方案 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候特征 |
| 2.1.3 水文特征 |
| 2.1.4 植被特征 |
| 2.1.5 土壤特征 |
| 2.1.6 研究样地选择 |
| 2.2 研究方案 |
| 2.2.1 湿地土壤(水)系统硫的时空分布 |
| 2.2.2 湿地植物硫累积与分配特征 |
| 2.2.3 湿地残体分解与硫释放特征 |
| 2.2.4 湿地硫生物循环模式构建与循环状况评估 |
| 2.3 数据处理与统计分析 |
| 第三章 芦苇与短叶茳芏空间扩展对湿地土壤(水)硫的时空分布的影响 |
| 3.1 湿地土壤TS含量及储量全年动态 |
| 3.1.1 TS含量水平分布 |
| 3.1.2 TS含量垂直分布 |
| 3.1.3 土壤硫储量 |
| 3.1.4 空间扩展对土壤理化性质的影响 |
| 3.1.5 讨论 |
| 3.1.5.1 国内外相关研究对比 |
| 3.1.5.2 湿地土壤TS含量分布的主要影响因子 |
| 3.1.5.3 空间扩展对湿地土壤硫分布的影响 |
| 3.2 湿地土壤不同形态无机硫含量及储量动态 |
| 3.2.1 无机硫总量及其储量分配特征 |
| 3.2.1.1 总无机硫(TIS) |
| 3.2.1.2 无机硫储量 |
| 3.2.2 不同形态无机含量时空变化特征 |
| 3.2.2.1 水溶性硫(H2O-S) |
| 3.2.2.2 吸附性硫(Adsorbed-S) |
| 3.2.2.3 盐酸可溶性硫(HCl-Soluble-S) |
| 3.2.2.4 盐酸挥发性硫(HCl-Volatile-S) |
| 3.2.3 讨论 |
| 3.2.3.1 国内外相关研究对比 |
| 3.2.3.2 影响无机硫赋存量的关键环境因子识别 |
| 3.3 芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地土壤间隙水SO_4~(2-)分布特征 |
| 3.3.1 间隙水SO_4~(2-)含量全年动态 |
| 3.3.2 间隙水SO_4~(2-)浓度垂直变化特征 |
| 3.3.3 间隙水SO_4~(2-)储量 |
| 3.3.4 讨论 |
| 第四章 芦苇与短叶茳芏空间扩展对湿地植被硫累积的影响 |
| 4.1 湿地植被生态特征 |
| 4.1.1 株高 |
| 4.1.2 密度 |
| 4.1.3 地上生物量 |
| 4.1.4 地下生物量 |
| 4.1.5 立枯体量 |
| 4.1.6 根冠比及地上生物量分配比 |
| 4.1.7 讨论 |
| 4.2 湿地植被硫累积与分配的影响 |
| 4.2.1 植物TS含量 |
| 4.2.1.1 地上器官TS含量 |
| 4.2.1.2 立枯体TS含量 |
| 4.2.2 植物硫累积与分配 |
| 4.2.2.1 硫累积量 |
| 4.2.2.2 硫累积系数(AFS) |
| 4.2.2.3 植物硫分配比 |
| 4.2.3 讨论 |
| 4.2.3.1 本研究与中国湿地植物硫含量对比 |
| 4.2.3.2 湿地植物的硫累积与分配 |
| 第五章 芦苇与短叶茳芏空间扩展对湿地植物残体分解与硫释放的影响 |
| 5.1 残体残留率与分解速率 |
| 5.2 空间扩展对植物残体硫含量的影响 |
| 5.3 植物残体硫累积与释放 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 空间扩展对植物对残体分解的影响 |
| 5.4.2 空间扩展对残体硫累积与释放的影响 |
| 第六章 芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地硫生物循环特征与循环状况评估 |
| 6.1 湿地系统硫生物特征 |
| 6.1.1 湿地系统植物残体中硫的存留与归还 |
| 6.1.2 湿地植物-土壤(水)系统硫分配状况 |
| 6.2 湿地硫生物循环分室模式 |
| 6.3 湿硫生物循环状况评估 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要科研成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（7）外源氮输入对黄河口滨岸潮滩湿地硫生物循环的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的及意义 |
| 1.1.1 选题背景与目的 |
| 1.1.2 选题意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湿地土壤硫的迁移转化 |
| 1.2.1.1 土壤TS含量及其形态分布 |
| 1.2.1.2 土壤硫矿化过程 |
| 1.2.1.3 氮输入对土壤TS及形态分布的影响 |
| 1.2.2 湿地植物硫的累积与分解释放 |
| 1.2.2.1 植物硫的累积 |
| 1.2.2.2 植物残体分解及硫养分释放 |
| 1.2.2.3 氮输入对植物硫累积与分解释放的影响 |
| 1.3 研究内容、创新点及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.1.1 外源氮输入对湿地植被硫累积与分解释放的影响 |
| 1.3.1.2 外源氮输入对湿地土壤硫分布及转化的影响 |
| 1.3.1.3 外源氮输入对湿地植物-系统硫生物循环状况的影响 |
| 1.3.2 拟解决的关键问题 |
| 1.3.3 创新点 |
| 1.3.4 技术路线 |
| 本章小结 |
| 第二章 研究区域概况与研究方案 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 黄河三角洲 |
| 2.1.2 研究区与研究样地 |
| 2.2 研究方案 |
| 2.2.1 野外原位氮输入模拟试验 |
| 2.2.1.1 试验设计 |
| 2.2.1.2 样品采集 |
| 2.2.1.3 样品测定 |
| 2.2.1.4 指标计算 |
| 2.2.2 不同基质质量残体原位分解试验 |
| 2.2.2.1 残体获取及样地布设 |
| 2.2.2.2 样品采集及测定 |
| 2.2.2.3 指标计算 |
| 2.2.3 土壤硫矿化室内培养实验 |
| 2.2.3.1 实验设计 |
| 2.2.3.2 样品测定 |
| 2.2.3.3 指标计算 |
| 2.2.4 湿地硫生物循环模式构建 |
| 2.3 数据处理与分析 |
| 本章小结 |
| 第三章 外源氮输入对湿地植被硫累积与释放的影响 |
| 3.1 外源氮输入对植被硫累积与分配的影响 |
| 3.1.1 氮输入对植物TS含量变化的影响 |
| 3.1.2 氮输入对植物S累积特征的影响 |
| 3.1.3 氮输入对植物S分配特征的影响 |
| 3.1.4 讨论 |
| 3.2 氮输入对不同基质质量残体分解与硫养分释放的影响 |
| 3.2.1 氮输入对残体残留率与分解速率的影响 |
| 3.2.2 氮输入对残体中碳硫含量的影响 |
| 3.2.3 氮输入对碳硫累积与释放的影响 |
| 3.2.4 讨论 |
| 3.2.4.1 氮输入对不同基质质量残体分解的影响 |
| 3.2.4.2 氮输入对残体碳硫含量及其累积与释放的影响 |
| 本章小结 |
| 第四章 外源氮输入对湿地土壤硫时空分布的影响 |
| 4.1 氮输入对湿地土壤TS及不同形态无机硫含量分布的影响 |
| 4.1.1 氮输入对湿地土壤TS含量分布特征的影响 |
| 4.1.2 氮输入对湿地土壤不同形态无机硫含量变化特征的影响 |
| 4.1.2.1 水溶性硫(H2O-S) |
| 4.1.2.2 吸附性硫(Adsorbed-S) |
| 4.1.2.3 盐酸溶解性硫(HCl-Soluble-S) |
| 4.1.2.4 盐酸挥发性硫(HCl-Volatile-S) |
| 4.1.3 氮输入对湿地土壤TIS含量及储量变化特征的影响 |
| 4.1.4 讨论 |
| 4.1.4.1 氮输入对土壤TS含量的影响 |
| 4.1.4.2 氮输入对土壤TIS含量的影响 |
| 4.1.4.3 氮输入处理下土壤理化性质对无机硫形态的影响 |
| 4.1.4.4 植物生长节律与硫养分利用状况对土壤无机硫形态的影响 |
| 4.2 氮输入对湿地土壤硫矿化过程的影响 |
| 4.2.1 不同氮基质土壤硫矿化特征 |
| 4.2.2 不同氮基质土壤硫累积矿化特征 |
| 4.2.3 不同氮基质土壤硫矿化势 |
| 4.2.4 讨论 |
| 4.2.4.1 外源氮输入条件下湿地土壤硫矿化特征 |
| 4.2.4.2 本研究与中国其它土壤硫矿化势对比 |
| 本章小结 |
| 第五章 外源氮输入对湿地植物-土壤系统硫生物循环状况的影响 |
| 5.1 外源氮输入影响下湿地硫生物循环特征 |
| 5.1.1 湿地植物残体硫存留与归还 |
| 5.1.2 湿地植物-土壤系统硫分配状况 |
| 5.1.3 湿地植物-土壤系统硫生物循环特征 |
| 5.2 氮输入条件下湿地硫生物循环分室模式 |
| 5.3 氮输入影响下湿地硫生物循环状况评估 |
| 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究存在不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（8）互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 红树林生态系统 |
| 1.1.1 红树林生态系统简介 |
| 1.1.2 外来物种互花米草(Spartina alterniflora)对红树林的入侵 |
| 1.1.3 水产养殖污染对红树林的影响 |
| 1.2 挥发性气体简介 |
| 1.2.1 挥发性含硫气体 |
| 1.2.2 挥发性苯系物 |
| 1.3 红树林土壤微生物 |
| 1.4 本研究的立题依据、主要研究内容及科学意义 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 第二章 互花米草入侵(Spartina alterniflora)红树林土壤挥发性含硫气体释放的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料方法 |
| 2.2.1 样地选择及介绍 |
| 2.2.2 挥发性含硫气体采集及测定 |
| 2.2.3 土壤总DNA提取和文库构建 |
| 2.2.4 微生物宏基因组有关硫代谢的分析 |
| 2.2.5 土壤理化性质测定 |
| 2.2.6 数据的统计与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 标准品中挥发性含硫气体的色谱图 |
| 2.3.2 挥发性含硫气体的通量变化 |
| 2.3.3 土壤理化性质 |
| 2.3.4 宏基因组中注释到的参与硫代谢的功能基因 |
| 2.3.5 基于16S高通量测序的宏基因组硫代谢预测 |
| 2.4 讨论与小结 |
| 2.4.1 含硫气体的测定方法 |
| 2.4.2 不同生态系统含硫气体释放通量 |
| 2.4.3 含硫气体之间的相互转化 |
| 2.4.4 环境因子对含硫气体释放的影响 |
| 2.4.5 功能微生物对含硫气体释放的作用 |
| 2.4.6 互花米草入侵对红树林湿地含硫气体释放和转化及功能微生物的作用机制 |
| 2.4.7 小结 |
| 第三章 互花米草入侵(Spartina alterniflora)对红树林土壤挥发性苯系物释放的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料方法 |
| 3.2.1 样地选择及介绍 |
| 3.2.2 挥发性苯系物气体采集及测定 |
| 3.2.3 土壤DNA的提取及文库构建 |
| 3.2.4 与苯系物降解有关的微生物宏基因组分析 |
| 3.2.5 土壤理化指标的测定 |
| 3.2.6 数据的统计与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 标准品中挥发性苯系物的色谱图 |
| 3.3.2 挥发性苯系物的通量变化 |
| 3.3.3 宏基因组中注释到的参与苯系物降解相关的基因和酶 |
| 3.3.4 基于16S高通量测序的挥发性苯系物降解的宏基因组功能预测 |
| 3.4 讨论和小结 |
| 3.4.1 苯系物的测定 |
| 3.4.2 不同生态系统苯系物的释放通量 |
| 3.4.3 环境因子对挥发性苯系物的影响 |
| 3.4.4 功能微生物对苯系物释放的作用 |
| 3.4.5 互花米草入侵对红树林湿地苯系物释放和转化及功能微生物的影响 |
| 3.4.6 小结 |
| 第四章 高位养虾污染对秋茄红树林土壤挥发性硫气体和挥发性苯系物释放的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.2.1 样地的选择及介绍 |
| 4.2.2 挥发性硫气体和挥发性苯系物采集及测定 |
| 4.2.3 土壤理化性质测定 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 挥发性含硫气体的通量变化 |
| 4.3.2 挥发性苯系物的通量变化 |
| 4.3.3 土壤理化性质 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及参与的科研项目 |
（9）互花米草入侵对胶州湾潮滩湿地硫素时空分布的影响（论文提纲范文）
| 1 引言 (Introduction) |
| 2 材料与方法 (Materials and methods) |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集与分析 |
| 2.3 指标计算 |
| 2.4 数据处理 |
| 3 结果与分析 (Results and analysis) |
| 3.1 土壤硫含量 |
| 3.1.1 土壤TS含量 |
| 3.1.2 土壤AS含量 |
| 3.2 互花米草硫累积与分配 |
| 4 讨论 (Discussion) |
| 4.1 国内外相关研究对比 |
| 4.2 湿地土壤硫含量分布主要影响因子 |
| 4.3 互花米草入侵对湿地土壤TS、AS时空分布的影响 |
| 5 结论 (Conclusions) |
（10）外来种互花米草入侵对九段沙湿地土壤硫库的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 外来入侵植物的国内外研究现状 |
| 1.3 外来入侵植物互花米草对湿地土壤硫库的影响 |
| 1.3.1 互花米草的生物特征及入侵影响 |
| 1.3.2 湿地生态系统硫库的研究及影响因素 |
| 1.3.3 互花米草入侵对湿地生态系统土壤硫库的影响 |
| 1.4 研究区域概况 |
| 1.5 本课题的目的和意义 |
| 1.6 本研究的技术路线图 |
| 第二章 互花米草入侵对九段沙湿地植物含硫量的影响 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 样地选择与样品采集 |
| 2.1.2 样品处理与指标测定 |
| 2.1.3 数据分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同群落植被含硫量的分布特征 |
| 2.2.2 不同群落植被各组织含硫量的分布特征 |
| 2.2.3 九段沙湿地各群落系统含硫量的空间分布特征 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 互花米草入侵对九段沙湿地不同群落植物含硫量的影响 |
| 2.3.2 九段沙湿地不同群落植物组织构件含硫量的差异 |
| 2.3.3 九段沙湿地不同群落植物组织构件含硫量的季节性变化 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 互花米草对九段沙湿地枯落物含硫量及枯落物分解过程的影响 |
| 3.1 实验材料和方法 |
| 3.1.1 枯落物的收集 |
| 3.1.2 分解袋法 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 九段沙湿地植物枯落物分解速率变化动态及其影响因素 |
| 3.2.2 湿地植物枯落物分解过程中硫、碳和氮变化动态及C/N值 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 环境因子对九段沙湿地不同植物枯落物分解过程的影响 |
| 3.3.2 C/N值对九段沙湿地不同植物枯落物分解率的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 互花米草入侵对九段沙湿地土壤硫库的影响 |
| 4.1 实验材料和方法 |
| 4.1.1 样地选择与样品采集 |
| 4.1.2 样品处理与指标测定 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 不同入侵时间的互花米草群落土壤总硫的分布特征 |
| 4.2.2 互花米草群落土壤总硫的季节性分布特征 |
| 4.2.3 互花米草群落土壤总硫的垂直分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 九段沙湿地土壤总硫随互花米草入侵时间序列的变化 |
| 4.3.2 九段沙湿地群落土壤总硫的季节性变化 |
| 4.3.3 互花米草入侵对九段沙湿地土壤总硫的垂直分布影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 环境因素对九段沙湿地互花米草群落土壤硫库的影响 |
| 5.1 实验材料与方法 |
| 5.1.1 样品采集 |
| 5.1.2 样品处理与指标测定 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同入侵时间的互花米草群落覆盖土壤的理化性质差异 |
| 5.2.2 不同入侵时间的互花米草群落覆盖土壤的微生物差异 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 土壤理化因子对九段沙湿地总硫的影响 |
| 5.3.2 互花米草入侵对九段沙湿地土壤微生物群落的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间公开发表的论文和科技成果 |
| 致谢 |
四、三江平原典型湿地的土壤植物总硫及水中硫酸盐的分布特征（论文参考文献）
- [1]湿地土壤硫组分特征及其影响因素的研究进展[J]. 沈育伊,滕秋梅,张德楠,徐广平,周龙武,黄科朝,覃香香,曹彦强,段春燕. 生态科学, 2021(01)
- [2]南极湖泊沉积物硫形态转化及其对微量重金属生物有效性的影响[D]. 陈源清. 安徽大学, 2020(07)
- [3]互花米草入侵对闽江河口湿地植物-土壤系统硫循环的影响研究[D]. 曾阿莹. 福建师范大学, 2019(04)
- [4]江苏盐城滨海湿地土壤—植物系统硫的分布和转化研究[D]. 万斯昂. 中国科学院大学(中国科学院东北地理与农业生态研究所), 2019(04)
- [5]胶州湾互花米草潮滩土壤无机硫形态时空分布特征及其影响因素[D]. 李萍. 青岛大学, 2019(02)
- [6]闽江河口芦苇与短叶茳芏空间扩展过程中湿地硫生物循环研究[D]. 王华. 福建师范大学, 2019(12)
- [7]外源氮输入对黄河口滨岸潮滩湿地硫生物循环的影响[D]. 陈冰冰. 福建师范大学, 2019(12)
- [8]互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究[D]. 李珂珂. 厦门大学, 2019(09)
- [9]互花米草入侵对胶州湾潮滩湿地硫素时空分布的影响[J]. 李萍,谢文霞,王志强,燕倩. 环境科学学报, 2019(03)
- [10]外来种互花米草入侵对九段沙湿地土壤硫库的影响研究[D]. 张恒阳. 上海大学, 2018(01)