一、蔬菜保护地土壤磷肥动态转化及其影响因素研究（论文文献综述）
陶源[1]（2021）在《农户减施化肥行为及其效应研究 ——以果园水肥一体化和有机肥替代化肥为例》文中研究指明化肥是农业生产的重要投入要素,在促进农作物产量提高、保障粮食安全方面为我国农业经济的发展做出了突出贡献。然而,长期过量且低效施用化肥造成的土壤板结、水体富营养化、空气质量酸化等农业面源污染和环境质量衰退问题十分普遍,农业发展和环境保护之间的矛盾日益凸显。为阻止生态环境继续恶化,切实加强环境污染防治,适当减少化肥等物质要素的投入势在必行。农户作为农业生产活动的主体和经营决策的实施者,其生产行为对面源污染的防治具有重要影响,研究农户减施化肥行为机理是减少化肥施用量的关键所在。本文运用因素分解、随机前沿、结构方程、双变量Probit、二元Logit、二阶段IV Probit、内生转换和博弈等模型,在分析化肥施用现状及减量潜力的基础上,以山东省苹果种植户为例,研究农户减施化肥行为及其效应,并阐明农户减施化肥行为的激励机理。同时结合理论分析和实证结果,提出农户减施化肥的政策建议,为制定相关政策提供参考借鉴。主要研究结论如下:1990-2018年间,我国化肥施用总量和施用强度总体呈现上升的趋势,虽然在2016年首次出现减少的态势,但与发达国家仍存在较大的差距。从时间特征来看,我国的化肥施用强度变化趋势与施用总量类同;从空间分布来看,整体上我国化肥施用强度相对较大,基本处于中度化肥施用水平之上。并且不同地区之间差异显着,主要表现为华南、黄淮海地区和个别省份（江苏省、陕西省）存在更大的施用强度;从不同农作物的化肥施用强度来看,除大豆外,其他农作物都远远超过了国际公认的化肥施用安全上限。同时,依据我国12种农作物平均施用强度的中位数468.93千克/公顷界定高耗肥农作物和低耗肥农作物。此外,对化肥施用强度的影响因素进行分解发现,种植结构偏向水果、蔬菜和化肥利用效率低共同促进了化肥施用强度的增加。因此,减施化肥的重点应该放在水果和蔬菜等农作物上。进一步研究苹果等高耗肥农作物的化肥投入技术效率与化肥减量潜力对我国化肥面源污染问题的解决至关重要。通过随机前沿生产函数测算可知,苹果生产技术效率为0.8645,但化肥投入技术效率仅为0.3873。这意味着在保持产量和其他投入要素不变的条件下,还能够节约61.27%左右的化肥施用量。换言之,当前苹果生产中超过一半的化肥投入是无效率的,减少化肥的投入量并不会对苹果产量造成负面影响。并且不同主产省间差异显着,但整体水平有所提升。苹果生产化肥最优施用量为21.35千克/亩,过量施用程度为63.16%,远高于粮食作物,存在较大的化肥减量潜力。不论从化肥投入技术效率还是化肥过量施用程度方面,都表明苹果生产中存在远高于粮食作物的化肥减量潜力,在农作物种植中需要着重加强对其化肥施用管理。因此,苹果生产的化肥减量增效势在必行。农户采纳水肥一体化技术的行为逻辑遵循“认知—意愿—行为”的基本路径,农户的行为态度、主观规范和知觉行为控制均直接影响其采纳意愿,行为态度对采纳意愿的影响较大,路径系数为0.394;主观规范对采纳意愿影响的路径系数为0.247;知觉行为控制不仅对采纳意愿有正向影响,还直接作用于农户的采纳行为,对采纳意愿和采纳行为影响的路径系数分别为0.480和0.119,并且对采纳行为的标准化总效应,大于行为态度和主观规范的效应之和。对于水肥一体化技术而言,农户的采纳意愿在其认知与行为之间具有中介效应,是促进农户采纳行为顺利实现的关键点。此外,行为态度与主观规范、行为态度与知觉行为控制之间均存在显着的相关关系,仅主观规范与知觉行为控制之间影响较小,并且未能达到预期的显着性水平。农户采纳水肥一体化技术实现了节肥增收的目的。采用水肥一体化技术后,样本农户能够节约化肥施用量11.79%-20.98%,提高农产品收入8.15%-9.07%,并且不同规模农户的水肥一体机技术节肥增收效应存在显着差异。对于水肥一体化技术采纳的规模户而言,其化肥减量作用强度明显高于小规模农户。与此同时,水肥一体化技术的采纳只对规模户的农产品增收有明显作用。实际调研中,47.83%的农户施用有机肥具有替代化肥的作用,但在52.17%农户的施肥行为中,出现了施用有机肥后仍不减施化肥的现象,与有机肥替代化肥的常规关系发生“悖离”。从风险感知和社会信任对有机肥替代化肥的影响中可以看出,风险感知对农户有机肥替代行为有显着的负向影响,社会信任对其有显着的正向影响,并且社会信任在农户风险感知对有机肥替代行为的影响中具有正向调节作用,能够缓解风险感知对有机肥替代行为的负向影响。此外,风险感知和社会信任在不同农户群组中的作用差异较大。相较于种植规模,风险感知在家庭总收入和受教育水平不同的农户间作用差异更为显着。其中低收入与低学历农户的有机肥替代行为更容易受到风险感知和社会信任的影响;对高收入、大规模和高学历的农户而言,制度信任不仅能够降低风险感知程度而且有利于有机肥替代行为的发生。农户有机肥替代行为与化肥施用量和农产品收入相关。总体来看,农户施用有机肥替代化肥基本实现了节肥增收的目的。施用有机肥替代后,样本农户能够节约化肥施用量7.91%-10.55%,但仅提高农产品收入2.11%-2.27%,从中可看出减少化肥施用量的效应优于提高农产品收入的效应,对农户收益的改善幅度并不大。农户减施化肥行动中的利益相关者主要是农户和政府,通过对农户与政府之间的利益博弈分析,主要说明政府应该根据农户合理需求给予补偿,降低农户减施化肥的额外成本,从而提高在政府主导下农户积极主动减施化肥的有效性。在基于政府补偿的激励机理分析中,为避免逆向选择行为发生,政府应该按照不同的农户类型设计不同的补偿标准。对于低效率农户而言,政府提供的补偿标准应该小于农户的边际努力产值,以此降低高效率农户效仿低效率农户的概率;对于高效率农户而言,政府设计的补偿标准应满足向农户支付一定的超额补偿来促使农户付出较高的努力程度。这是在信息不对称条件下双方能够实现的最优结果,能够保障政府在节约监督成本的同时激励农户在减施化肥行动中付出更多的努力。为避免道德风险行为发生,补偿标准的设计应使农户在不努力时获得负效用,且当农户从不努力向努力转变时能够获得正的效用增加值,从而激励农户在减施化肥行动中付出最优努力水平以实现社会效益的最大化,使政府和农户形成双赢的局面。依据农户节肥型农业技术的采纳行为和基于政府补偿的激励机理分析,提出农户减施化肥的政策建议。从促进水肥一体化技术采纳的政策建议来看,应当构建水肥一体化技术社会化服务机制;规范水肥一体化技术采纳行为控制;创建有利于水肥一体化技术推广应用的土地规模条件;合理有效运用“助推”机制。从推动有机肥替代化肥的政策建议来看,应该实施降低风险感知程度的多元化推进机制;营造有利于有机肥替代化肥的社会认同机制;增强政府的公共服务和有效供给;实施满足异质性农户需求的差异化激励政策;完善市场流通机制下农产品质量监督体系。从实现外部性内部化补偿的政策建议来看,应该构建利益诉求响应补偿表达机制;设立多渠道的化肥减量生态补偿专项资金;构建异质性动态补偿标准。
贾中民[2]（2020）在《渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价》文中研究表明土壤重金属污染关系生态系统健康和农产品质量安全,进而影响人体健康,受到国内外的广泛关注。有研究深入分析了城市和农业土壤重金属污染特征,并评价了土壤重金属污染的生态健康风险,有利于土壤环境质量的提高和人居环境的改善。然而重庆市作为四大直辖市之一,其城镇快速发展区土壤与农作物重金属污染水平、生态环境和健康风险评价的系统研究相对有限。重庆市西北部的潼南区、合川区、铜梁区和大足区是建设主城菜篮子基地、实现重庆市农业现代化的重要区域之一,城郊特色效益农业潜力巨大,为重庆市民提供了大量的粮油、生猪、水产、蔬菜等主要农产品的供给保障,开展该区域土壤重金属的系统研究十分必要。为更好地了解渝西北地区（潼南区、合川区、铜梁区和大足区）土壤重金属生态环境风险及农产品对人体健康的影响,在4个区高密度采集了土壤样品1695件,采集水稻籽实101件、玉米籽实139件和叶类蔬菜88件,以及各类作物相同数量的根系土,按照相关规范要求,分析测试各类样品8种重金属元素含量、部分土壤样品重金属7步形态和其他相关理化指标。在此基础上,采用地统计学理论、GIS技术、多元回归分析、污染评价与源解析及生态健康风险评价等多种方法,系统研究了以下几个问题:（1）研究区土壤重金属含量水平及空间分布特征;（2）土壤重金属污染种类、程度及范围,查明重金属污染的主要来源及其贡献率;（3）土壤—作物系统重金属元素迁移累积特征及其安全性,并构建农作物超标重金属含量吸收模型;（4）表层土壤与农作物重金属元素的生态环境风险和健康风险水平。以期为当地土壤污染防治、农作物安全性及生态环境与人体健康风险管理等提供理论依据。主要结论如下:1.渝西北表层土壤As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn平均含量分别为6.21、0.33、75.49、6.99、0.077、27.9、35.24和87.91 mg·kg-1。除Cr元素含量略低于背景值外,As、Cd、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn元素平均值均超过背景值,7种重金属元素在表层土壤不同程度累积,Cd元素是背景值的3.01倍,累积效应最大,其余6种元素是背景值的1.07～1.28倍。2.空间变异分析结果表明Cd、Pb元素拟合为线性模型,As、Ni元素拟合为球状模型,其余元素理论模型拟合为指数模型。8种元素的块基比[C0/（C0+C）]介于0.40～0.71之间,属于中等程度空间自相关关系,说明它们的空间变异受到结构性因素和随机性因素的共同影响。克里格插值结果显示,研究区除Hg在东部含量较高外,Zn、Cd、Pb、As、Ni、Cu和Cr 7种元素在研究区西部含量较高,且元素含量空间分布与地层界线基本耦合,但Cd和Pb存在局部的高值区,表明研究区土壤重金属含量明显受控于成土母质及成土作用过程,而Cd、Hg和Pb元素还受到人类活动的影响。3.研究区土壤Cr、Ni、Cu、Zn和As元素含量主要受地层（成土母岩）控制,更接近于强烈的空间自相关;而Hg受人为活动的影响更为明显,接近于很弱的空间自相关;Cd和Pb则受成土母岩和人为活动的共同影响。总体上,成土母质决定了研究区土壤重金属含量和空间分布,表生地球化学作用重塑了表层土壤重金属元素分布的宏观趋势,强烈的人类活动（如工矿业活动、农业生产活动等）破坏了Hg、Cd和Pb等元素的自然分布规律。4.研究区地累积指数平均值均小于1,由大到小依次为Cd>Pb>As>Zn>Ni>Hg>Cu>Cr;单因子污染指数平均值也小于1,依次为Cd>Cr>Cu=Zn>Ni>As>Pb>Hg,综合污染指数平均值为0.6;富集因子由大到小依次为Cd（3.03）>Hg（1.30）>As（1.26）>Ni（1.1）=Zn（1.1）>Pb（1.09）>Cu（1.04）>Cr（0.95）。3种评价方法结果虽略有不同,但总体结果基本一致。研究区总体上土壤污染程度较低,以无污染和轻微污染为主,存在一定程度的中-重度污染,即有一定数量的土壤点位中重金属Cd、Hg和As等具有较高的指数,这表明研究区已存在这些重金属元素的污染或背景值较高,尤其是Cd污染最为突出。5.相关分析、主成分分析/绝对主成分分数-多元回归方程受体模型（PCA/APCS-MLR）分析表明,研究区土壤重金属主要来源有自然源、工业源与农业源、大气降尘源。其中土壤Cu、Cr、Ni、Zn和As主要来源于自然源,对5种重金属的贡献率分别为85.51%、84.75%、86.78%、71.14%和83.95%,受地质背景（成土母质）控制明显;Cd主要来源于工农业活动源和自然源,贡献率分别为56.49%和43.51%,研究区工矿企业和农业活动造成的Cd输入明显,其生态效应需引起重视;Pb以工业活动源和农业活动源为主,贡献率为55.2%,同时自然源（成土母质）也是Pb的来源之一;而Hg以人为排放的大气降尘为主要来源,贡献率为86.9%。从源头上控制主要污染元素在农田土壤中的积累有助于降低农产品重金属富集风险,对研究区土壤Cd污染的控制应采取防止土壤酸化、减少工业活动排放和农业施肥输入等综合措施,土壤Pb主要是控制工业活动的排放,而控制煤炭燃烧产生的大气污染则是防治土壤Hg污染的重要措施之一。6.水稻、玉米和叶类蔬菜的根系土中Cd和Ni的超标率分别为25.5%和20.6%、27.3%和30.2%、45.5%和15.9%,其他如As、Cr、Cu、Pb也有超标点位存在,总体上蔬菜地>玉米地>水稻田。而对应农作物仅水稻籽实和玉米籽实Cd有超过标准限制值的点位,超标率分别为9.90%和8.63%。生物富集系数以Zn和Cd较高,Hg在蔬菜中虽有最高的富集系数,但蔬菜中Hg含量未超过标准限制值。这说明研究区重金属Cd及Zn的生物有效性较强,而其他重金属生物有效性较弱,这也是农作物Cd超标的主要原因之一。7.水稻、玉米和叶类蔬菜及其根系土中重金属含量的对应关系可以看出,酸性条件下作物内Cd含量会出现较高的误判,即作物内重金属含量和土壤里重金属含量并非简单的线性关系,需引入其他土壤关键因子进一步研究。利用Cd的生物富集系数并引入土壤其他因子进行多元回归分析构建作物吸收模型显示,水稻籽实、玉米籽实和叶类蔬菜中Cd含量与土壤p H值呈负相关,土壤偏酸性会促进作物对Cd的吸收累积。同时土壤中Ca O对水稻籽实中的Cd累积、土壤K2O和S对玉米籽实和叶类蔬菜中的Cd累积具有抑制作用,而土壤中Si O2对水稻籽实Cd积累具有促进作用。实际生产中可以通过控制土壤酸碱度及相关因子含量来减缓重金属元素的生物有效性,提高研究区农产品质量。8.研究区表层土壤整体处于中等潜在生态风险等级,重金属危害程度由强到弱依次为Cd>Hg>As>Pb>Cu>Ni>Cr>Zn,平均值从高到低依次为大足（184.9±57.6;平均值±S.D.）≈铜梁（182.0±90.8）>潼南（165.6±36.9）≈合川（165.4±71.3）,Pb、Cu、Ni、Cr和Zn均为轻微生态危害等级,As基本处于轻微生态危害等级,Cd和Hg主要处于中等生态危害等级,二者可能造成的生态危害应引起重视。9.研究区土壤重金属环境无风险或可忽略（优先保护类）的点位占81%,可能存在环境风险但风险可控（安全利用类）的样点占19%,无明显环境污染风险区（严格管控类）。优先保护类主要分布于研究区西部和东北部,整体围绕安全利用类土壤呈连续性分布;安全利用类主要分布在研究区东部和南部,零星分布在中西部,主要呈不规则的斑块状分布。风险评估码（RAC）显示,除Cd外其他重金属元素主要以残渣态形式存在,无环境风险或风险较低,而土壤Cd处于高风险状态,生物有效组分达到39.67%,与其他地区比较发现非地质高背景区土壤重金属Cd的生物活性明显高于地质高背景区。因此,研究区土壤环境风险主要由Cd元素及其较高的生物有效性引起。10.研究区可能存在由重金属引起的非致癌健康风险,除了膳食摄入重金属成人致癌风险高于儿童外,无论土壤重金属致癌、非致癌风险或膳食摄入重金属非致癌风险,儿童更容易受到潜在健康风险影响。土壤Ni元素对非致癌健康风险贡献率最大,且儿童的单一非致癌健康风险指数大于1;土壤Cr对致癌风险贡献率最大;农作物中As对非致癌贡献率最大,而Cd对致癌贡献率最大。土壤—农作物系统中8种重金属对成人和儿童的综合非致癌风险系数分别为0.397和2.17,成人没有显着的非致癌风险,儿童综合非致癌风险指数大于1,可能存在非致癌风险,主要是由Ni元素通过土壤皮肤接触产生的非致癌风险引起的。成人和儿童总致癌风险指数平均值处于10-6～10-4之间,处于可接受水平。综上所述,基于污染评价、生态环境和健康风险评价部分可知,研究区应将Cd、Hg和Ni列为优先控制的重金属元素,而As、Pb和Cu等重金属元素因某些点位含量超过GB15618-2018D的风险筛选值或者指数（Igeo、EF和RI）较高也不能忽视。因此,需重视研究区土壤Cd的安全利用问题,应积极采取农艺调控或筛选低累积品种进行替代种植等安全利用措施降低农产品超标现状,同时减少工矿业活动对Cd和Hg的排放及农业生产活动（如含高Cd磷肥的施用等）对土壤Cd的输入,并避免儿童过多地接触土壤以便消除儿童的非致癌健康风险。研究区土壤重金属的首次系统评价为当地政府制定政策提供了重要信息,评价提供的定量证据表明迫切需要加强土壤污染防治工作,以保护居民免受排放到环境中重金属的危害。
王雨珊[3]（2020）在《中国七大流域人为净磷输入及河流入海磷通量研究》文中进行了进一步梳理磷（P）是生物生长发育不可缺少的营养元素,但过量的磷输入会造成水体富营养化等问题,进而威胁生物体的生命活动。长江、黄河、珠江、松花江、辽河、海河、淮河是中国境内主要的七条外流河,流域总面积达451.19×104 km2,占全国陆地总面积的47%,流域总人口为11.03×108,占全国总人口的79%,且处于我国经济发达地区。流域内人类活动会导致大量磷素从陆地环境进入河流,并由河流携带流向邻近海域,进而影响近海区域生态环境质量。本论文研究了中国七大流域的人为净磷输入量（Net Anthropogenic Phosphorus Inputs,NAPI）,包括肥料磷输入(Pfert)和食品、饲料及非食品磷输入(Pim&nf)以及相应河流的总磷（TP）通量,同时,探究了河流TP通量与流域人为净磷输入、河流径流量及流域内湖泊面积占比之间的关系,建立了相应的响应模型,旨在为中国河流磷污染控制提供依据。珠江流域、松花江流域和辽河流域1999-2018年期间的人为净磷输入总体呈增长趋势,其中,辽河流域人为净磷输入增长幅度较大;长江流域、黄河流域、海河流域和淮河流域的人为净磷输入呈现先增加后降低的趋势。七大流域1999-2018年的平均人为净磷输入在空间上呈现明显的不均匀分布,人口密度大、社会经济发展快的流域,人为净磷输入值更高。其中,淮河流域人为净磷输入最高,达到了3988.28 kg P km-2yr-1,这是由于该流域经济活动和农业生产活动强度均较大造成的。人为净磷输入最低值出现在松花江流域,仅为327.17 kg P km-2 yr-1。人为净磷输入各项磷源输入的不同贡献情况主要归因于各流域不同的土地利用类型。人为净磷输入各营养成分的相对转化量可为流域磷输入控制提供依据,其中,肥料磷到作物磷的转化率和作物磷到畜禽产品磷的转化效率均较低,分别为13%和16%,因此,可通过提高肥料利用效率、调整畜禽养殖饲料的营养成分比例、改进饲养方法等措施减少磷输入。基于人为净磷输入与人口、牲畜和作物之间的相关关系,建立了基于人口总量、牲畜数量和作物产量的人为净磷输入模型（R2=0.86）,大大简化了模型的计算过程,有利于模型的推广应用。长江、黄河、珠江、松花江和海河1999-2018年的TP通量总体上呈增加趋势,辽河和淮河的TP通量增加趋势不明显。1999-2018年,中国七条主要河流的入海TP通量合计为年均98.31×103 t P yr-1,其中长江的TP通量最高(71.13×103 t P yr-1),占七条河流TP通量之和的72.36%,海河的TP通量最低,仅为0.14×103 t P yr-1。总磷通量与径流量、牲畜数量、人口总量和磷肥施用量相关性较强。研究建立了TP通量与人为净磷输入、河流径流量及流域内湖泊面积占比之间的定量关系（R2=0.82）,该模型可以很好地描述河流TP通量的影响因素。本研究结果可为河流磷污染的有效管理与控制提供更多的依据和多角度的治理思路。
刘莉[4]（2020）在《有机肥替代化肥决策机制及效果研究》文中研究指明农业绿色发展事关食物安全、资源安全和生态安全,是建设生态文明、美丽中国应有的农业道路选择。有机肥替代化肥是实现化肥减量增效、农业有机废弃物资源化利用的重要措施,是促进农业绿色发展的有效途径。农户作为农业生产的主体,是生产环节有机肥替代化肥的决策者,也是实施者,其有机肥替代化肥决策行为是考量有机肥替代化肥实施效果,优化有机肥替代化肥政策的微观基础,是推进有机肥替代化肥实施的关键。本文在厘清有机肥替代化肥决策内外部环境特征基础上,将有机肥替代化肥决策面临的内外部条件约束,与影响有机肥替代化肥决策最为直接的内生经济因素纳入统一的分析框架,构建有机肥替代化肥决策机制及效果研究理论框架。选择以苹果种植户为基本研究单元,分四个步骤对有机肥替代化肥决策机制及效果展开研究:首先,构建生产函数模型,根据利润最大化实现条件,测算有机肥与化肥的经济最优投入水平,研判当前生产实践中肥料施用偏离经济最优水平的程度,考察有机肥与化肥的替代难度。其次,考虑资源禀赋约束以及要素替代条件构建有机肥施用行为模型,识别影响有机肥施用决策的关键因素。第三,构建包含肥料投入方程、产量方程、收入方程、成本方程的联立方程模型,实证分析有机肥替代化肥决策行为与行为效应的互动关系,揭示有机肥替代化肥决策行为逻辑。第四,分析有机肥替代化肥典型案例,对比不同肥料投入组合的实施效果与实现条件,从果农探索和政策推动视角探究有机肥替代化肥的实现路径。主要研究结论:果农施肥存在不经济投入行为,化肥施用过量与有机肥施用不足是突出表现。有机肥施用量显着低于经济最优投入水平,有机肥增施空间较大。化肥施用主要表现为相对过量,化肥与有机肥实际投入比高于经济最佳投入比,相对于有机肥的施用水平,化肥过量施用。基于此,化肥施用量趋近经济最优的关键是提高有机肥施用水平。肥料施用过量与施用不足问题并存。相对而言,有机肥施用不足现象最为普遍,制约有机肥施用的主要因素是肥料价格、收入水平、风险偏好、认知水平、资源禀赋。从目标产量的实现情况来看,存在化肥过量施用,但实际产量仍低于目标产量的情形,继续增施化肥既不经济,且对产量目标改进无益,而增施有机肥有助于改进产量实现水平且具有一定的经济划算空间。肥料投入与产出互动效应显着。在当前施肥水平下,增施有机肥对产量有显着促进作用,而增施化肥则对产量无显着影响;化肥和商品有机肥投入是推高农业生产成本的重要来源,而施用农家肥则有利于降低生产成本。要素价格、产量及成本投入水平是影响肥料投入决策的重要因素。产出表现既是投入决策的结果,也是投入决策的依据。农户根据产出表现,调整肥料投入方案直到投入产出达到满意的均衡状态,是农户肥料投入决策的行为逻辑。实证分析显示,有机肥与化肥呈不完全替代关系,具有一定的互补性。实践案例也表明有机肥与化肥配合施用有利于肥料投入趋近经济最优,采用“农家肥+商品有机肥+化肥”的配施模式比较效益最优。根据理论与实践分析,增进有机肥替代化肥的经济合理性应是推动有机肥替代化肥实施的着力点,基于面临的内外部条件约束,采取政策引导与市场带动相结合的长效手段是构建有机肥替代化肥决策机制的关键。从有机肥替代化肥政策试点效果来看,灵活性较大的政策成效明显;当前有机肥替代化肥试点工作中存在补贴肥供需不匹配,政策目标未兼顾农户稳产增收需求,对实施效果的评估简单化等问题,亟需总结优化,形成有效推进科学施肥的工作机制。本文构建了较为完整的有机肥替代化肥决策机制及效果研究框架,为后续开展相关研究提供了系统的分析思路。基于实证研究,分析得出在苹果种植中,有机肥与化肥表现出不完全替代关系特征,拓展了有机肥与化肥关系内涵;提出对有机肥替代行为的考察应从衡量化肥减量延伸为有机肥增施,且在当前情形下,应更为关注有机肥增施,对优化有机肥替代化肥决策提供了有益思考。基于实地调研,总结出有机肥替代化肥的实践模式,通过比较分析,对有机肥替代化肥的实施效果与实施条件给出了本文的判断,提出采取政府引导与市场带动相结合的措施,增进有机肥替代化肥的经济合理性,为有效推进有机肥替代化肥提供了路径探索。
韩张雄[5]（2020）在《钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例》文中研究说明矿产资源的开采作为我国国民经济的重要产业,在其开发利用过程中经常会出现诸如土壤、地下水及大气等污染现象。金属矿山开采造成的环境问题日益突出,通常金属矿山的开采伴随着多种元素的污染,其污染作用在一定程度上也受到伴生元素的影响,如钼矿开采过程中伴生元素Cd、Pb、Cu、Zn容易造成污染,因此尽快开展伴生元素的污染状况调查及评价影响,以及主要污染元素的形态分布特征及污染机理等研究,在理论和实践上均具有重要的意义,将为污染程度的准确监测及快速修复等奠定坚实的基础。本研究通过钼矿区土壤及植株样品的采集,采用形态分析方法,利用污染评价方法,对钼矿区主要伴生污染元素Cd、Pb、Cu、Zn、Mo在钼矿区的分布及污染状况进行分析评价,以期探明钼矿区重金属污染的现状,通过对矿区土壤及植物中重金属元素沿坝下水流方向上形态分布研究,以期探明研究区重金属在土壤-植物间形态变化的规律;通过研究多种因子对钼矿区土壤中含量及变化特征最为显着的铅、镉元素形态转化的影响以期探明研究区土壤中对铅、镉形态转化影响最为显着的因子;通过室内模拟试验以期获得钼元素对铅、镉形态及运移的影响机制;通过阻断试验以期获得矿区土壤中重金属铅、镉污染的快速修复措施。主要有以下结论:（1）钼矿区重金属污染特征通过对陕西省典型钼矿区周边不同利用类型农田土壤及野生植物艾草和农作物进行分析,得出钼矿尾矿区周边土壤中重金属元素Cu、Pb、Cd、Mo、Zn均超过了陕西省土壤背景含量,各农田土壤中重金属变异系数依次为:Cd>Cu>Pb>Mo>Zn,且矿区Cd元素活性最强,有效态所占比例最大;通过分析,各地块重金属均超过了风险筛查值。艾草和苹果苗对重金属的富集能力大于农作物,通过综合污染评价玉米籽粒严重污染,油菜籽中度污染,小麦地虽然污染,但小麦籽粒无污染,可能由于植物品种间对重金属的吸收分配方式不同引起的。（2）钼矿区重金属形态变化特征通过研究钼矿土壤中重金属在沿主风向和水流方向上形态的变化,以及其与植物之间的关系,得出了钼矿区土壤中已造成污染的重金属元素总量沿坝下水流方向逐渐减少,各污染物同源性较强,该研究区重金属中铅、镉元素有效态含量与总量相关性最好,最容易在土壤和植物中迁移。植物中重金属含量与土壤中重金属总量及其形态存在相关关系。同时土壤中重金属各形态以及在植物体重金属含量与p H值相关,说明植物吸收重金属受土壤p H值影响,可能是由于p H值的改变引起重金属形态变化造成的。土壤中镉元素有效态含量占总镉的比例在各采样点均较大,证明了镉相对于其他元素更容易造成污染。汞元素在土壤中虽然没有超标,但植物中汞元素超标,可能所选植物艾草对汞具有富集作用,另一方面也可以证明本区域可能存在其他形式的汞污染,植物吸收汞的过程中会受到其他汞污染源影响。通过整个矿区植物富集系数和转运系数的计算,得出钼矿区植物艾草从土壤富集到植物中重金属能力强弱为Hg>Cd,Pb,Mo>Cu,Zn,Ni>As。而从植物地下部分转运到地上部分的能力依次为Cd,Mo,Zn>Cu,Pb,Ni>As,Hg。该钼矿区土壤中Cd和Pb污染最为严重。（3）钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素钼矿区铅和镉的各形态含量与不同的土壤理化指标以及锌元素和钼元素之间存在着相关关系,通过分析选出与钼矿区土壤中铅、镉形态变化相关性最好的12个影响因子进行添加试验,最终确定了6个对铅形态变化影响最大的因子。具体如下:交换态铅主要受总锌、总钼、p H值影响,且均为负效应;碳酸盐结合态铅主要受粘粒含量、总锌、总钼、p H值影响,其中粘粒含量为正效应,其他参数为负效应;无定型铁锰氧化物结合态铅主要受总锌、粘粒含量影响,总锌为正效应,粘粒含量为负效应;有机结合态铅主要受阳离子交换量、Eh值和总钼的影响,且均为正效应;残渣态铅主要受总钼影响,为正效应。7个对镉形态变化影响最大的因子,分别为交换态镉、碳酸盐结合态镉主要受总锌、总钼、p H值、CEC的影响,且均为负效应;无定型铁锰氧化物结合态镉主要受总锌、Eh值影响,均为正效应;有机结合态镉主要受阳离子交换量、粘粒含量、有机质含量的影响,且均为正效应;残渣态镉主要受总钼、p H值、Eh值的影响,为正效应。总体分析该钼矿区不同影响因子对铅、镉形态影响大小依次为钼>p H值,锌>阳离子交换量（CEC）>土壤粘粒含量（Clay）>土壤氧化还原电位Eh值>土壤有机质（SOM）。（4）钼矿区土壤中钼元素对油菜吸收铅、镉的影响通过研究得出钼元素的添加能够显着降低重金属铅、镉对油菜生理、生物量上的毒害作用。钼元素一方面可以在土壤中与铅、镉作用,减少铅、镉进入油菜体内;而另一方面对于进入油菜体内的重金属铅、镉,钼元素可以通过促进植物氮素代谢,增加根系生长,扩大生物量（生物稀释作用）来降低铅元素的毒害;通过促进油菜体内多种与光合有关的酶形成及其循环来降低镉元素的毒害。通过分析,在施入100mg/kg钼元素时,能有效提高油菜的生理和生物量参数;施入200mg/kg钼元素时,可以有效降低植物体内重金属铅、镉的含量,综合对比发现100mg/kg的钼施入量对提高油菜生理生化活性及生物量最有效。（5）钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究本研究通过麦饭石和膨润土对重金属铅、镉的吸附试验,可以得出麦饭石较膨润土对重金属铅和镉的吸附效果好,这可能由于麦饭石性质决定的,即麦饭石具有较多有效的表面活性吸附位点;通过拟合Langmuir模型,可以得出,本研究中它们对重金属铅、镉的吸附均符合等温吸附线性方程;通过等温吸附过程中溶液p H影响试验,得出可以得出溶液p H值增大会降低麦饭石和膨润土对铅、镉元素的吸附量,这可能因为在酸性条件下,吸附作用为主导,但随着溶液p H值增大,溶液中沉淀作用逐渐加强,取代了吸附作用;吸附后的重金属大部分以有机结合态和残渣态存在于土壤中,麦饭石作用速度较膨润土快,在30d时吸附效果非常显着,但其对高浓度铅处理时吸附效果相对较弱,而膨润土对土壤中铅污染物吸附作用较慢,在30d到60d仍有显着吸附效果,且对高浓度铅也具有良好的吸附效果,但对镉吸附效果较差。通过盆栽试验,得出低浓度铅、镉处理时,麦饭石、膨润土均能显着降低油菜对铅的吸收富集,麦饭石作用大于膨润土,而高浓度铅、镉处理时,麦饭石和膨润土对土壤中的重金属的固定作用减弱。因此麦饭石和膨润土均具有固定土壤中重金属铅、镉,降低油菜污染的能力,且对低浓度铅、镉污染物固持效果好,对高浓度铅、镉固持效果相对较差。本文利用野外调查评价、室内模拟实验的研究方法,研究了钼矿区的污染特征及伴生元素铅、镉形态变化及稳定化过程。探明了钼矿区重金属元素污染特征为该钼矿区主要受铅、镉污染,而伴生元素铅、镉在钼矿区形态变化特征均随着距矿区距离增大而减小,且镉元素有效态含量较高。进而通过试验对钼矿区土壤中对铅、镉元素的主要影响因素及其作用机理进行了研究,得出对铅、镉影响最为显着的因子均为钼元素。最后利用非金属材料对重金属铅、镉进行稳定化研究,得出膨润土和麦饭石均能有效固持低浓度铅、镉。通过本研究,揭示了钼矿区的污染状况及程度,获得了钼矿区伴生重金属污染物铅、镉的污染特征,即随着距矿区距离增大而降低,钼可能通过在土壤中与重金属共沉淀,阻止重金属进入植物体内,同时在植物体内钼元素通过改善植物生理生化性状减缓重金属的危害,并且得出了通过非金属矿物材料能够有效稳定土壤中的铅、镉。可为类似矿区伴生重金属污染治理提供理论支撑。
何悦[6]（2019）在《农户绿色生产行为形成机理与实现路径研究 ——基于川渝柑橘种植户化学品投入的实证》文中研究指明我国社会经济的快速发展,城镇化的进程导致农业劳动力数量不断锐减,农户投入大量化肥、农药等化学品来替代农业劳动力的缺失已成为普遍选择。化肥、农药等化学品的使用为我国农产品产量提升做出了积极的贡献,但随着农户对农业化学品依赖性的增加,化肥、农药的过量施用、不合理施用现象时有发生,造成严重的生态环境问题和农产品质量安全问题,直接影响我国农业可持续发展。党的十八大、十九大和连续几年的重要一号文件持续聚焦于农业绿色发展,以此推进农业供给侧结构性改革和乡村振兴战略的实施。学者们普遍认为源头治理是改善生态环境和保障农产品安全的关键,即对农户生产行为的规范和改善。农户作为有限理性人,其生产行为受到内外多个因素的影响,深入探讨农户绿色生产行为的形成机理和影响路径,有利于从根本上引导和规范农户的生产行为。本研究基于计划行为理论、要素禀赋理论、信息不对称理论、外部性理论和可持续发展理论,构建农户绿色生产行为形成机理的研究框架,以川渝柑橘种植户为例,运用结构方程模型和系统动力学模型,探讨农户绿色生产行为的形成机理,模拟仿真不同政策环境下农户绿色生产行为的变化,提出促使农户绿色生产行为实现的路径,为制定相应政策提供理论参考。本文得到的主要研究结论如下:（1）农业绿色生产整体水平较低,且不同区域间存在差异。农户适量施肥行为和商品有机肥购买施用行为较少,测土配方施肥技术采纳水平不高;违禁农药施用现象仍然存在,农药安全间隔期执行情况和绿色病虫害防治技术采纳情况不容乐观;农户绿色生产水平有待提升。（2）农户对知识能力、组织参与、市场环境、政府激励和政府规制的感知水平差异较大。感知水平依次为知识能力>政府激励>政府规制>市场环境>组织参与,说明农户对内部因素的感知水平要高于外部因素,产业化组织功能的缺失导致农户感知水平普遍较低。（3）农户绿色生产行为水平较低,意愿与行为存在不一致现象。农户绿色施肥行为和绿色施药行为,其意愿都要高于实际行为,农户绿色生产行为受到多种因素的共同影响。（4）知识能力、市场环境、政府激励和政府规制对农户绿色生产行为存在正向影响,且影响路径有所差异,而组织参与对其影响并不显着。对农户绿色施肥行为的影响程度依次为知识能力>政府激励>市场环境>政府规制;对农户绿色施药行为的影响程度依次为知识能力>政府规制>市场环境>政府激励。说明农户绿色生产行为受自身知识能力的影响最大,而政府、市场和组织等主体的作用相比要弱,加大提升农户知识能力能更有效促使农户的绿色生产行为。（5）政策满意度对农户绿色生产意愿和行为之间存在正向调节作用。农户对政策的满意度越高,有助于实现农户绿色生产意愿向行为的转化,因此可以通过提高农户政策满意度来促进农户绿色生产行为。（6）单一政策中知识能力对农户绿色生产行为影响最大,多种政策实施的影响要远远大于单一政策实施的影响。分别增加知识能力、组织参与、市场环境、政府激励和政府规制水平有助于农户实施绿色生产行为,其中知识能力的影响最大;同时增加这五个政策的水平,农户绿色生产行为提升幅度较大。（7）建立“农户-组织-市场-政府”多主体的动态协作体系,促进农户绿色生产行为。通过提高农户绿色生产知识水平、加强农业组织化程度、完善农业市场环境和加大政府政策力度等路径,通过多方主体的协作与努力,促使农业绿色发展和农户绿色生产行为。本文的创新之处主要体现在以下方面:第一,构建农户绿色生产行为形成机理的理论分析框架。本研究从知识能力、组织参与、市场环境、政府激励和政府规制几个方面,对计划行为理论应用进行拓展,深入探讨农户绿色生产行为的形成机理,为农户生产行为的研究提供了新颖的视角。第二,从农户感知异质性视角探讨组织参与、市场环境、政府激励和政府规制对农户绿色生产行为的影响。已有研究多在同质性假设背景下,忽视了农户异质性所引致的对同一行为影响的感知差异。本研究从农户感知的视角,分析农户对产业组织、市场环境和政府政策的异质性感知对绿色生产行为的影响。第三,模拟仿真不同政策环境下农户绿色生产行为的动态变化过程,探讨不同政策的有效性。采用系统动力学方法,对不同政策环境下农户绿色生产行为的演变趋势进行模拟和仿真,进一步识别不同政策的效果,为相关部门制定和完善相关政策提供参考和依据。
戴高乐[7]（2019）在《湖南省典型水稻种植区土壤镉生态风险评价》文中研究表明根据查阅相关文献以及项目组调查数据显示,湖南省洞庭湖平原区作为我国重要的水稻种植区,近年来土壤污染情况不容乐观,尤其是重金属镉元素超标严重。区域内土壤镉元素高值区呈现出沿湘江分布的特点,以郴州、长株潭地区尤为严重。本论文选取了湖南省典型水稻种植区,系统采集和分析了根系土-水稻籽实样品,总结了Cd在土壤-水稻籽实中的迁移转化规律,采用富集系数（K）表征Cd的生物有效性并分析了它的主要影响因素。根据研究区的不同特点分别建立了水稻籽实Cd含量的预测模型,利用多目标区域地球化学调查数据,采用了不同的土地资源安全利用方案,对研究区进行土地规划。研究结果表明,土壤pH是影响土壤Cd生物有效性的主要因素之一,酸性条件下Cd生物有效性较高,富集系数随pH的上升呈下降趋势,并在弱碱性条件下保持低值。土壤S能与Cd产生CdS沉淀降低土壤Cd的生物有效性。土壤Ca、Fe会对土壤Cd的吸附产生影响,二者与富集系数均呈负相关关系。土壤P含量与磷肥施用有关,在施肥过程中会导致部分Cd进入土壤中。研究区土壤Cd含量、水稻籽实Cd含量高值区均存在一定沿江分布的规律,在此基础上将研究区分为湘江流域分布区和其他区两类,分别建立了水稻籽实Cd含量的预测模型:（1）湘江流域分布区预测方程为:log(KCd)=0.387-0.636log（CaO）-1.625log（S）+1.150log（P）;（2）其他区预测方程为:log(KCd)=2.662-0.393pH-1.485log（S）+1.557log（P）-1.901log（TFe2O3）。利用多目标区域地球化学数据对研究区水稻籽实Cd含量进行预测,结果表明:湘江流域分布区水稻籽实超标严重,尤其是在郴州、长株潭等区域,与土壤高值分布区非常吻合。采用不同的土地资源安全区划方案,对研究区进行了土地规划。结果表明:若不考虑水稻籽实Cd含量超标,会导致大量区域被划为优先保护区,这些地区仍存在水稻籽实Cd含量超标;在考虑水稻籽实Cd含量超标的基础上,提出了结构调整区和生态修复区,为研究区土地资源的合理规划提供更为可靠的科学依据。
朱雅琪[8]（2019）在《稻秆腐解影响条件优化及其对土壤养分和蔬菜生长的影响》文中指出农作物秸秆是农业生产过程中的主要废弃物之一,同时因其富含有机质、氮、磷等营养物质,也是一种用途广泛的可再生生物质资源。但由于其产量巨大,处理困难,且处置不当会造成环境污染等严重问题,因此需要一种高效、安全环保的处置方式,使农作物秸秆资源化利用最大化。秸秆腐解还田作为处置农作物秸秆的最有效手段之一,近年来备受关注。本论文利用农作物秸秆与化学肥料生物好氧共堆肥技术,以水稻秸秆为研究对象,将稻秆腐解与化学氮、磷肥有机结合,通过调节腐秆剂添加量、含水量、初始碳氮比（C/N比）及碳磷比（C/P比）等腐解初始条件,使其初始条件最优化,为稻秆腐解还田提供理论依据和技术支撑;同时通过大田试验进行了稻秆腐解还田对土壤养分和蔬菜生长的影响研究。主要得到以下研究结果:（1）以不同的腐秆剂A添加量(因素A:A0、A0.5、A1.0;%,质量百分数)、含水量(因素B:B50、B60、B70;%,质量百分数)、初始C/N比(因素C:C20、C22、C25)为稻秆腐解初始条件,进行正交实验,研究稻秆腐解过程中pH、C/N比、腐解率（DR）、水溶性有机碳（DOC）及紫外-可见光谱参数、NH4+-N、种子发芽指数（GI）等指标的变化情况,筛选稻秆腐解最佳初始条件。结果表明:1)腐解结束（42 d）时,大多数处理pH值符合腐熟堆肥标准（8.009.00）,GI值符合毒性较低（≥50%）或完全腐熟状态（≥80%）,A0B70C25、A0.5B70C22和A1.0B60C25处理C/N比（分别为13.1、14.4、16.4）基本符合腐解产物最佳C/N比标准（15.0）;而A0B50C20处理pH、GI和DR值（分别为7.05、34.9%和30.7%）与其他处理相比明显较低,其C/N比（25.7）则明显较高。2)不同的腐秆剂用量、含水量、初始C/N比影响下的最佳腐解条件为:腐秆剂A用量0.5%、含水量70%、初始C/N比25。（2）通过调节不同初始C/P比的稻秆腐解实验,研究稻秆腐解过程中pH、C/N比、C/P比、DR、DOC及紫外-可见光谱参数、NH4+-N、NO3--N、GI等指标的变化情况,进一步筛选稻秆腐解最佳初始C/P比。结果表明:1)未调节初始C/P比的处理GI值不符合对植物种子毒害作用较小的要求（GI≥50.0%对植物种子毒害较小）,而其他调节了初始C/P比的处理GI值符合要求,调节初始C/P比对pH值等指标影响不明显。2)不同的初始C/P比影响下的最佳腐解条件为:初始C/P比120。（3）通过添加稻秆腐解产物的土壤培养实验,研究土壤培养过程中pH、土壤氮形态转化、土壤有效磷及磷素形态分级的动态变化。结果表明,不同稻秆腐解产物加入土壤中可以提高土壤铵态氮和硝态氮总量47.4%69.2%。将该实验结果与初始C/P比对稻秆腐解的影响实验结果进行综合对比分析后可知,初始C/P比为120时,其腐解产物加入土壤后更利于土壤养分的提升。（4）将稻秆腐解产物作为基肥进行大田试验,研究其对土壤养分和蔬菜生长的影响。结果表明:1)添加稻秆腐解产物作为基肥,施用量为8000 kg·hm-2时,可提高土壤有机质含量9.12%24.4%,提高菜心产量5.31%,且降低菜心硝酸盐含量10.1%,但生菜产量降低16.2%;2)施用量为2000 kg·hm-2时,虽然菜心产量降低8.69%,但菜心硝酸盐含量可降低31.2%,且生菜产量增加13.1%。
黄容[9]（2019）在《有机替代对菜园土壤温室气体排放和氮转化的影响》文中研究说明农业有机物料替代部分化肥及其替代后对耕地质量和作物产量的影响是目前农业科学工作者的研究重点。菜地生态系统具有复种指数高、灌水频繁、施肥量大（尤其是氮肥的高投入）等特点,全年的施氮量600-1300 kg·hm-2,是粮食农作物的3-4倍,加速了土壤氮素循环的各个过程的发生;不仅会增加土壤温室气体的排放,也会导致菜地生态系统中氮素盈余,造成土壤硝态氮的累积,同时也会伴随土壤酸化、土壤结构退化、土壤养分失衡、微生物（特别是涉氮功能微生物）群落结构及功能失调等情况发生。外源有机物料的投入是减少化肥施用量,改善土壤质量的重要途径之一,但有机物料还田对土壤温室气体排放、土壤氮形态及其微生物作用机制的研究结果存在差异。此外,由于我国菜地温室气体排放的田间观测资料的缺乏以及已有研究结果的不一致性,导致我国农田土壤温室气体排放总量的估算存在较大的不确定性。因此,在菜园土壤中开展农业有机物料替代部分化肥的研究,不仅可以改善因施用化肥带来的生态环境问题,控制化肥投入以缓解农田土壤温室气体排放具有重要的意义,而且还能大幅度提高我国农业废弃物资源化利用,响应国家提出的“到2020年,实现化肥零增长”的行动目标,为支撑生态文明建设提供技术保障。本研究以紫色菜园土壤为研究对象,通过田间试验,采用静态箱/气相色谱法,连续监测了2016-2018年间（莴笋（Ⅰ）-卷心菜-辣椒-莴笋（Ⅱ）-小白菜轮作）秸秆与化肥减量配施下（CK:对照;F:常规施肥;玉米秸秆分别配施100%,70%,60%和50%常规施肥量,标记为FS,0.7FS,0.6FS和0.5FS）菜园土壤N2O、CO2和CH4温室气体排放的时序变化特征,并进一步对比了来自不同农业系统的有机物料包括玉米秸秆（SF）、菌渣（MF）、生物炭（BF）和牛粪（CF）等养分（氮、磷、钾）还田对温室气体排放的影响;同时运用室内分析和田间试验相结合的方法,分析了有机替代下土壤不同氮素形态、养分含量的动态变化特征和蔬菜养分含量、品质,并计算氮、磷、钾肥的农学利用率;从团聚体的角度,分析了有机替代处理的团聚体稳定性及不同粒级团聚体中矿质氮的分布特征;基于DNA克隆测序、qPCR技术和高通量测序技术,从微生物学角度,进一步探讨土壤硝化、反硝化功能微生物（AOA、AOB、nirK、nirS、nosZ）群落结构与丰度特征对化肥减量配施有机物料的响应,揭示有机替代对土壤氮转化的微生物学作用机制;以期通过有机物料替代部分化肥,为紫色菜园土壤养分管理及土壤耕地质量的提升提供理论依据和技术支撑,对促进我国农业节本增效、节能减排的现实需求有重要意义。论文主要的研究结论如下:（1）施肥灌水促进了菜园土壤温室气体排放,在常规化肥的基础上减量30%配施秸秆,在未显着影响蔬菜产量的条件下,可以降低菜园土壤CO2和CH4排放,缓解温室气体的增温潜势,但对N2O减排效果不显着。试验观测期内（2016年11月至2018年2月）,紫色菜园土壤N2O、CO2和CH4温室气体排放高峰主要集中在4-8月,且在施肥灌水后均会出现排放峰,与水热因子密切相关。与常规施肥（F）处理相比,秸秆与化肥配施（FS、0.7FS、0.6FS、0.5FS）处理提高了N2O排放量,累积排放量以及N2O排放系数,其中FS处理的效果最为明显,试验期内N2O平均排放通量高达65.45 kg·hm-2。0.7FS处理降低了土壤CO2和CH4排放,缓解温室气体的增温潜势（GWP）,而FS处理的GWP较F处理显着提高了34.1%。秸秆与化肥减量配施对各季蔬菜产量的影响不显着,通过计算温室气体排放强度（GHGI）发现,F和0.7FS处理的GHGI最低,明显低于其他处理,而FS处理的最高,较最低的F和0.7FS处理均显着增加了0.117 kg·kg-1。（2）有机物料等养分（氮、磷、钾）还田条件下,生物炭、秸秆配施化肥处理相较于其他处理能减少温室气体的增温潜势,菌渣配施化肥对CH4减排效果较为明显,而牛粪配施化肥会增加温室气体排放。试验期内,来源于不同农业系统的有机物料等养分投入的条件下,生物炭配施化肥（BF）处理较常规施肥（F）处理降低了N2O排放,但平均排放通量差异不显着,牛粪配施化肥（CF）处理则显着增加了N2O排放,试验期内平均排放通量为48.99kg·hm-2。对土壤CO2而言,有机物料配施化肥处理促进了CO2排放(76488-89787 kg·hm-2),但BF处理推迟了CO2排放峰。在等养分投入下,秸秆(SF,-0.45 kg·hm-2)、菌渣(MF,-0.91 kg·hm-2)配施化肥处理促进了CH4吸收,减少CH4排放,CF处理则显着增加了CH4平均排放通量。各有机物料处理较对照CK和F处理均提高了GWP,其中CF较F处理显着提高了34.4%,但有机物料等养分还田处理均可以在未影响蔬菜产量的前提下较对照CK降低了GHGI。（3）有机物料与化肥减量配施处理较常规施肥处理降低了N2O排放和硝态氮淋溶的风险;在一定程度上提高了氮、磷、钾肥的农学利用率。试验期内,施肥灌水增加了菜园土壤矿质态氮（NH4+、NO3-和NO2-）含量,而NO3-的峰值较NH4+略有推迟。同时土壤NH4+和NO3-存在“此消彼长”关系,一般温度较高,含水量较少的条件下,土壤中矿质态氮以NO3-为主。F处理的土壤NH4+、NO3-和NO2-含量并不低甚至高于其他物料处理,增加了N2O排放和硝态氮淋溶的风险。土壤DON和MBN也存在“此消彼长”的关系,且土壤温度对其影响较大,BF处理能有效增加土壤DON含量,秸秆配施60%-100%化肥较其他物料处理能有效提高土壤MBN含量。与秸秆还田相比,BF、MF和CF处理提高了SOC含量。在不显着影响蔬菜的产量条件下,有机物料配施化肥处理的蔬菜硝酸盐含量并未超过国家规定的标准,且较F处理能提高氮、磷、钾肥的农学利用率,但部分处理降低了农学利用率,这与有机物料的不同物质组成、C/N比、分解速率等因素有关,有待进一步研究。（4）牛粪与化肥配施处理较其他处理能提高菜园土壤团聚体稳定性,施肥处理提高了粉粘粒和较大团聚体的铵态氮贡献率,秸秆与化肥减量配施处理较其他物料处理提高了较大团聚体的硝态氮贡献率。对比不同处理下菜园土壤团聚体粒径分布及其稳定性发现,与对照CK相比,各施肥处理有效增加了0.25-2 mm粒径团聚体质量百分比,减少了<0.053 mm粒径组分质量百分比;其中CF处理较其他处理可以有效提高>2 mm粒径团聚体质量百分比,减少<0.053 mm粒径团聚体质量百分比,同时提高了团聚体的稳定性。各施肥处理的NH4+和NO3-主要分布在<0.053 mm粒径中,其中F处理有利于>2 mm粒径中NH4+(23.86mg·kg-1)和NO3-(24.73 mg·kg-1)富集。对不同团聚体粒级NH4+贡献率而言,各施肥处理提高了<0.053和0.25-2 mm粒径团聚体的NH4+贡献率,尤其是<0.053 mm的贡献率（超过了75%）,其中MF处理的<0.053 mm粒径的NH4+贡献率最大,为93.81%。对不同团聚体粒级NO3-贡献率而言,秸秆与化肥减量配施较其他物料处理有利提高0.25-2 mm粒径团聚体的NO3-贡献率,而除牛粪外的其他物料处理主要提高了<0.053 mm粒径的NO3-贡献率。（5）有机物与化肥减量配施处理降低了菜园土壤AOA amoA基因拷贝数,提高了AOB amoA基因拷贝数;秸秆与化肥减量配施处理的AOA和AOB群落结构明显不同于其他物料处理。菜园土壤氨氧化微生物（AOA、AOB）丰度及群落结构对不同施肥方式的响应存在差异。该试验条件下,土壤AOB amoA基因拷贝数远高于AOA,但二者对不同环境因子的耐受性和生态位存在显着差异。F处理的AOA amoA基因拷贝数最多(5.09×104 copies·g-1),而AOB amoA基因拷贝数最少(1.36×105 copies·g-1)。在秸秆还田的基础上,化肥减量30%-40%有效提高了紫色菜园土壤AOA和AOB amoA基因多样性,但FS处理相对于其他处理降低了AOA和AOB amoA基因的多样性。施肥处理能显着改变AOB的群落结构,秸秆与化肥减量配施处理的AOA和AOB群落结构明显不同于其他物料处理。除土壤氮素外,土壤磷素和钾素,尤其是速效养分成为影响该试验条件下紫色土氨氧化微生物群落结构变化的重要因素。此外SOC和pH对AOB群落结构分布起到重要作用,土壤NH4+和C/N对AOA群落结构分布起到重要作用。（6）有机物料的添加提高了菜园土壤nirS和nirK基因多样性;无外源碳、氮添加的条件下,土壤C/N比对nirS-型反硝化微生物群落结构影响最大,土壤pH、SOC、土壤氮素、水分含量是影响nirS-、nirK-和nosZ-型反硝化微生物群落分布的主要因素。对反硝化微生物（nirS-、nirK-和nosZ-型）而言,0.6FS处理较F处理均提高nirK-和nosZ-型反硝化微生物的基因拷贝数,分别增加了24.6%和12.9%。0.6FS和BF处理对nirS和nirK基因多样性提升效果较为显着;施肥处理对nosZ基因多样性的影响较大,其中仅SF处理较对照CK降低了nosZ基因多样性。对nirS基因进行高通量测序发现,Alphaproteobacteria较Betaproteobacteria对施肥响应较大,Bradyrhizobium是F处理乃至整个nirS-型微生物群落组成的优势菌属,在反硝化过程中起到了关键性的作用。构建系统发育树发现,nirK-型反硝化微生物与Alphaproteobacteria和Betaproteobacteria具有同源性,nosZ-型反硝化微生物与Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria、Gammaproteobacteria具有同源性。土壤TN对BF处理的nirS-型反硝化微生物群落变化的影响最大,土壤DON对MF和SF处理的nirS-型反硝化微生物群落变化的影响最大;土壤NH4+对F处理的nirK-型反硝化微生物群落变化影响最大;土壤pH对BF处理的nosZ-型反硝化微生物群落结构影响较大;总体上,nirS-、nirK-和nosZ-型反硝化微生物群落分布受土壤pH、SOC、土壤氮素、水分含量的影响较大,同时土壤磷素和钾素也能影响其群落分布。综述所述,菜园土壤温室气体的排放具有一定的季节变化规律,排放高峰主要集中在4-8月且在施肥灌水后均出现了排放峰,与水热条件密切相关。常规化肥减量30%配施秸秆处理降低了菜园土壤CO2和CH4排放量,减少了温室气体的增温潜势,但对N2O减排效果不显着;等养分投入的条件下,生物炭、秸秆配施化肥处理较其他物料处理能减少温室气体的增温潜势。在未影响蔬菜产量下,有机物料与化肥减量配施减少了温室气体排放强度,在一定程度上提高了氮、磷、钾肥的农学利用率。来自不同农业系统的有机物料对菜园土壤涉氮功能微生物（AOA、AOB、nirK、nirS、nosZ）群落结构与丰度的影响各异,秸秆与化肥减量配施处理的AOA和AOB群落结构明显不同于其他物料处理;速效养分成为抑制该试验条件下紫色土AOA和AOB群落结构发展的原因;土壤pH、SOC、土壤氮素、水分含量能显着影响nirS-、nirK-和nosZ-型反硝化微生物群落结构。
韩晓飞[10]（2016）在《三峡库区农田土壤无机磷动态变化及其迁移特征》文中指出人口数量大,资源短缺和环境恶化是制约中国社会、经济发展和人们生活水平提高的三大障碍。当前,全世界范围内正面临着粮食增产与维护和改善农业生态环境质量的挑战,治理农业面源污染是其中的重要内容。党的“十八大”将生态文明建设与经济、政治、社会、文化建设摆在了同等重要位置,对治理农业面源污染高度重视,要求打好农业面源污染防治攻坚战。磷素是农业生产中最为重要的养分限制性因子,然而,由于其过量施用已经引起了严重的水体富营养化问题,大量研究已经表明,磷素是引发农业面源污染的主要元素之一,而且是关键性元素。所以建立兼顾作物高产和环境保护的土壤磷素推荐施肥体系及耕作措施对于农业生产和水环境保护具有重要意义。土壤磷对生态系统的作用机制是在土壤-水-大气-生物界面之间交换性迁移中形成的,土壤磷素农业面源污染具有明显的系统特征和地域特征。紫色土主要分布在长江中上游,占三峡库区耕地面积的78.7%,随着土地利用强度加大,水土流失日益严重,造成了土壤养分的流失和水体富营养化污染,加剧了生态环境恶化。因此,研究特定区域尺度内的土壤磷素流失强度、通量以及时空变异规律,配置科学技术,调整适地磷肥管理,发展有机生态农业,强化典型农作系统的磷素循环,探明磷素原位截留和生态拦截净化机理,达到进一步消减农田土壤磷素养分的输出之目的。综合减排是土壤磷农业面源污染机理与调控技术研究发展的新趋势,主要在土壤微生态方面弄清磷流失污染的过程,优化化学磷肥以及有机肥施用量和配施比例,综合降低磷污染物在土壤、水体等多界面上的发生量。本研究结合我国目前“一控两减三基本”的农业资源和环境对策,通过源头控制,中间阻控和末端消纳的技术手段,注重化肥减量优化以及有机无机肥配合施用,弄清了化肥和有机肥施用条件下紫色土农田土壤磷素流失源强及其径流和淋溶迁移特征,为全面认识三峡库区紫色土农田磷素流失和有效评价磷流失对水环境风险提供了科学依据。本文以我国三峡库区主要农田土壤紫色土为材料,采用田间长期定位试验与野外原位定点监测并结合室内实验分析的方法,通过22年水旱轮作长期定位试验从时间和空间尺度上研究了长期定位施肥和长期保护性耕作制度下紫色土无机磷变化特征,运用化学测试和系统的土-水-植并析的生态学观点,研究了紫色土旱坡地土壤无机磷迁移特征及主控因素以及稻-油水旱轮作紫色土无机磷素动态变化及其迁移特征,最后建立土-水-植耦合的紫色土农田磷素迁移流失模型,为预测三峡库区紫色土农田土壤磷素流失量,制定合理的施肥和耕作措施提供了较为可靠的科学依据和理论基础。获得的主要研究结论如下:1.应用蒋柏藩-顾益初无机磷分级体系对22年长期定位施肥试验紫色土0100cm土层各形态无机磷进行分级测定,研究了各形态无机磷在土壤剖面的分布及变化规律。结果表明,长期施用化学磷肥以及有机无机肥配施处理的土壤全磷、有效磷和各形态无机磷均较试验前有不同程度的增加,且以猪粪+npk（m+npk）处理土壤增加最多,其中有效磷含量增加了6倍;不施肥（ck）和单施氮肥（n）的处理土壤有效磷、全磷和各形态无机磷出现了下降,其中有效磷含量分别降低了51.1%和53.5%。除了fe-p和ca10-p含量下层高于上层外其余各形态无机磷都表现为耕层高于下层的特征。各处理ca2-p、al-p、ca8-p、o-p等无机磷的剖面分布较为相似,均呈2060cm下降比较迅速,80100cm变化不大或者稍微上升的趋势,而fe-p则表现为随土层深度增加呈上升趋势。相关分析表明各组分无机磷对紫色土有效磷的贡献为ca2-p（0.9569）>al-p（0.9265）>ca8-p（0.9100）>fe-p（0.8277）>ca10-p（0.7449）>o-p（0.7362）。长期有机无机肥配施可以显着增加磷素在土壤中的累积,并能减少土壤对磷素的固定,增强其在土壤中的移动,促进土壤磷素向有效态转化。2.以1990年建立的耕作制定位试验田紫色土为研究对象,分析了常规中稻-冬水田平作（cf）、中稻-冬水田垄作免耕1（rnt1）、中稻-小麦或油菜垄作免耕2（rnt2）和中稻-小麦或油菜水旱轮作（cr）等耕作方式对紫色土剖面不同形态无机磷分布演变特征的影响。结果表明:与试验前土壤相比,长期不同耕作处理的土壤上下层全磷、有效磷和各形态无机磷均有不同程度的增加,各处理土壤中不同形态无机磷含量大小顺序为rnt2>cf>cr>rnt1。除了fe-p含量下层土壤高于上部耕层外,ca2-p、ca8-p、al-p、ca10-p、o-p都表现为耕层高于下层的特征。不同耕作措施对紫色土剖面各形态无机磷含量影响显着,对各形态无机磷有效性影响效果为cr>rnt>cf。长期水旱轮作更有利于作物对磷的吸收。从各形态无机磷在不同剖面紫色土总无机磷中所占比重来看,ca10-p和o-p较大,钙磷整体所占比重最大。3.从不同施肥条件下紫色土旱坡地磷素年际流失特征可以看出,总磷（tp）和总可溶性磷（tdp）流失量有明显的差异。各处理tp和tdp变化范围比较大,分别为0.061.58kg·hm-2·a-1和0.0090.268kg·hm-2·a-1。从20112014年不同施肥处理tp和tdp平均流失总量可以看出,tp流失量大小依次为倍量施磷肥（2p）>优化施肥（p）>优化施肥+猪粪有机肥（mp）>优化施肥+秸秆还田（sp）>优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）>优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）>不施磷肥（p0）。倍量施磷肥（2p）处理流失总磷量最高。优化施肥（p）处理分别是优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）处理和优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）处理的1.52倍左右。tdp流失量与tp流失量大小顺序稍有不同,各处理大小依次为倍量施磷肥（2p）>优化施肥+猪粪有机肥（mp）>优化施肥（p）>优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）>优化施肥+秸秆还田（sp）>优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）>不施磷肥（p0）。各施肥处理磷素流失量与降雨量做相关性分析得出,总磷累积流失量和累积降雨量呈y?aln（x）-b,a?0（r2=0.83060.9473）对数关系相关,总可溶性磷累积流失量和累积降雨量呈y?ax?b,a?0（r2=0.93020.9803）线性关系相关（其中p0处理为对数关系相关）。同时采用野外径流小区对紫色土旱坡地2014年雨季（58月）3次典型降雨产流进行定点监测,研究了p、2p、mp、sp、mdp、sdp、p0等不同施肥方案对紫色土旱坡地地表径流和壤中流磷素流失的影响。结果表明:紫色土旱坡地地表径流和壤中流受降雨强度影响,雨季次降雨中雨到暴雨平均径流量为10.6852.32mm,泥沙量为13.5840.20kg·km-2,壤中流占总径流的53%以上,壤中流是雨季径流主要输出途径。而次降雨地表径流总磷（tp）平均含量和流失负荷都远高于壤中流,地表径流磷素流失是紫色土旱坡地雨季磷素流失主要方式。发现减磷配施有机肥对紫色土旱坡地坡面径流中磷素流失有显着消减效应,sdp、mdp分别比p处理的总磷含量降低57%和48%,配施秸秆效果好于配施猪粪有机肥。次降雨磷素平均流失负荷为0.010.47kg·hm-2,磷素平均流失负荷表现为2p>p>mp>sp>mdp>sdp>p0。减磷配施猪粪和秸秆有机肥对土壤磷素地表径流损失具有显着消减效应,但增加壤中流磷素淋失风险。因此要控制磷素流失首先要控制水土侵蚀,在平衡配施有机肥的同时要注意采取增厚土层,提升土壤有机质等综合治理措施。不同施肥处理对冬小麦-夏玉米生长发育和磷肥利用率的影响研究表明,冬小麦季和夏玉米季都以倍量施磷肥（2p）处理作物磷吸收量为最高,但是磷素表观利用率却不高。小麦季优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）和优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）处理分别比常规优化施肥（p）处理磷肥表观利用率高5.9%和4.2%。玉米季有机无机肥配施处理磷肥表观利用率也显着高于单施化肥处理（p<0.05）。尽管倍量施磷肥（2p）处理可以增加作物对磷素的吸收量,但是经济效益和利用率却大大降低,会导致肥料资源的浪费和环境的污染。有机无机肥配施可以显着提高作物对磷肥的吸收利用。紫色土旱坡地冬小麦和夏玉米适当减磷配施有机肥可以在不减产的前提下提高磷肥的利用率并能降低对水环境污染。4.优化及减磷配施有机肥对水稻、油菜生长发育和磷肥利用率的影响研究结果表明,在常规作物施肥基础上适当减少化学磷肥施用量,并配合施用有机肥,对作物产量并没有产生显着的减产效应,而且能在一定程度上减少农田磷素损失提高磷素利用率。水稻对磷肥的利用率总体表现为:优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）>优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）>优化施肥+猪粪有机肥（mp）>优化施肥+秸秆还田（sp）≈优化施肥（p）,各处理磷肥利用率在20%25%之间。油菜对磷肥的利用率总体表现为:优化施肥量磷减20%+秸秆还田（sdp）>优化施肥量磷减20%+猪粪有机肥（mdp）>优化施肥+猪粪有机肥（mp）>优化施肥+秸秆还田（sp）>优化施肥（p）,各处理磷肥利用率在17%29%之间。油菜不同生育期土壤磷素动态变化研究结果表明,有机无机肥配施可以显着提高土壤有效磷含量。蕾薹期土壤有效磷较苗期有一个明显的降低,但在油菜开花期和收获后期,土壤有效磷有一个明显的上升,油菜生长花期以后是土壤有效磷淋失的主要时期。不同施肥处理对稻田田面水tp含量动态变化研究表明,在水稻生长前一个月内,田面水总磷含量随着施磷水平的增加而增加,优化施肥（p）比不施磷肥（p0）处理总磷含量高4倍左右。各处理磷含量大小表现为p>mp>sp>mdp>sdp>p0。一个月后不同施肥处理田面水总磷含量基本一致,80天后各处理总磷含量接近不施磷处理。磷肥施用后的710天内是控制稻田磷素流失的关键时期,在此时期内任何降雨径流或者人为扰动以及农田排水都可能使得大量的磷素流失进入水环境之中,从而增加对水体污染的风险。为探索长江流域稻油轮作系统水稻季减少农田磷素流失的最佳施肥模式和有效耕作措施,降低其对长江水质的威胁。采用渗漏池长期田间原位定点试验并结合室内实验分析,研究了化肥配施猪粪有机肥和水稻秸秆还田对土壤磷素淋溶迁移的影响。结果表明在水稻生长期内土壤淋溶水中磷素浓度随时间延长呈逐渐下降的趋势,前期波动幅度大且下降迅速,到55天之后逐步稳定达到平衡。总可溶性磷（tdp）是渗漏水磷素的主要形态。土壤淋溶水中总磷（tp）和总可溶性磷（tdp）含量均表现为mp>sp>p>mdp>sdp>p0。土壤总磷（tp）淋失负荷在0.2950.493kg·hm-2之间。化学磷肥减量有利于降低土壤淋溶水中磷素淋失量。p0处理比p处理总磷淋失量降低39%。mdp和sdp处理比mp和sp处理三层总磷淋失量分别降低21.7%和19.6%。施用有机肥提高了淋溶水中的磷素含量,促进了土壤中磷素的淋失,同时显着提高了土壤中有效磷的含量,猪粪有机肥的促进作用比水稻秸秆大。通过本试验研究各施肥处理对作物生长、磷肥利用率和对土壤磷素有效性的贡献及其磷素淋失对水环境风险大小可以看出化学磷肥减量和秸秆配施是应对农业面源污染“控源节流”的较好措施。在综合考虑农业生产省本增效和控制农田面源污染的情况下,可以采取减量化肥配施有机肥的施肥模式。5.土-水-植耦合的紫色土农田磷素迁移流失模型可以较好的模拟预测水田田面水可反应性无机磷（MRP）含量变化特征和三峡库区紫色土旱坡地磷素迁移流失特征。其中稻田磷素流失模型中固定速率常数最敏感,对结果影响作用最大。施肥初期排水会导致磷素随排水损失增加,因此,合理排灌对控制紫色土稻田磷素流失有其积极意义。利用紫色土22年长期定位施肥试验和长期不同耕作制试验监测基地以及原状土壤渗漏池,从时间和空间尺度上,并兼顾水田、旱地土壤,系统研究了三峡库区紫色土中磷素的迁移转化特征,获得了大量的基础性监测数据和研究成果,为三峡库区紫色土农田土壤磷肥的优化管理以及施行合理的施肥和耕作制度提供了理论依据。全面系统的研究了不同磷素水平以及不同种类有机肥对三峡库区紫色土农田土壤无机磷迁移流失的影响,得出优化施肥量磷减20%配施秸秆有机肥可以作为一种从源头控制紫色土农田土壤磷素流失的较好措施加以推广。
二、蔬菜保护地土壤磷肥动态转化及其影响因素研究（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、蔬菜保护地土壤磷肥动态转化及其影响因素研究（论文提纲范文）
（1）农户减施化肥行为及其效应研究 ——以果园水肥一体化和有机肥替代化肥为例（论文提纲范文）
| 中英文缩略词对照表 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 导论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究文献综述 |
| 1.2.1 关于农户化肥施用行为的研究 |
| 1.2.2 关于化肥投入技术效率及最优施用量的研究 |
| 1.2.3 关于农户节肥型农业技术采纳行为的研究 |
| 1.2.4 关于农户技术采纳效应研究 |
| 1.2.5 关于农户减施化肥的激励政策研究 |
| 1.2.6 相关文献研究述评 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 1.5 创新点与不足之处 |
| 1.5.1 创新点 |
| 1.5.2 不足之处 |
| 2 相关概念界定与理论基础 |
| 2.1 相关概念界定 |
| 2.1.1 化肥施用强度 |
| 2.1.2 化肥投入技术效率 |
| 2.1.3 水肥一体化技术 |
| 2.1.4 有机肥替代化肥 |
| 2.2 理论基础 |
| 2.2.1 农户行为理论 |
| 2.2.2 农业技术扩散理论 |
| 2.2.3 计划行为理论 |
| 2.2.4 外部性理论 |
| 2.2.5 信息不对称理论 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 中国农业化肥施用现状分析 |
| 3.1 中国农业化肥施用量的变化趋势 |
| 3.1.1 化肥施用总量变化分析 |
| 3.1.2 化肥施用强度变化分析 |
| 3.2 中国农业化肥施用的区域特征 |
| 3.3 中国农业化肥施用的农作物结构特征 |
| 3.3.1 不同农作物化肥施用强度差异分析 |
| 3.3.2 农作物种植结构与区域化肥施用强度差异的耦合关系 |
| 3.3.3 种植结构对化肥施用强度的驱动作用 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 农户化肥投入技术效率与减量潜力分析 |
| 4.1 农户化肥投入技术效率分析 |
| 4.1.1 理论分析与模型构建 |
| 4.1.2 化肥投入技术效率测算 |
| 4.2 农户化肥减量潜力分析 |
| 4.2.1 理论分析与模型构建 |
| 4.2.2 化肥减量潜力测算 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 农户采纳水肥一体化技术行为及其效应分析 |
| 5.1 农户采纳水肥一体化技术决策机理分析 |
| 5.1.1 水肥一体化技术的技术属性分析 |
| 5.1.2 农户采纳水肥一体化技术路径分析 |
| 5.1.3 农户对水肥一体化技术需求分析 |
| 5.1.4 农户响应水肥一体化技术行动分析 |
| 5.2 农户采纳水肥一体化技术的意愿与行为分析 |
| 5.2.1 理论基础与研究假说 |
| 5.2.2 数据来源、样本分析与模型构建 |
| 5.2.3 实证结果与分析 |
| 5.3 农户采纳水肥一体化技术的节肥增收效应分析 |
| 5.3.1 理论分析 |
| 5.3.2 模型构建与变量选取 |
| 5.3.3 实证结果与分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 农户施用有机肥替代化肥行为及其效应分析 |
| 6.1 农户施用有机肥行为决策机理分析 |
| 6.1.1 农户施用有机肥行为决策动机 |
| 6.1.2 农户施用有机肥行为决策特征 |
| 6.1.3 农户施用有机肥行为决策模式 |
| 6.1.4 农户特征与施用有机肥行为决策 |
| 6.2 风险感知、社会信任与农户有机肥替代化肥行为悖离分析 |
| 6.2.1 理论基础与研究假说 |
| 6.2.2 样本分析与模型构建 |
| 6.2.3 实证结果与分析 |
| 6.3 农户施用有机肥替代化肥的节肥增收效应分析 |
| 6.3.1 理论分析 |
| 6.3.2 模型构建与变量选取 |
| 6.3.3 实证结果与分析 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 农户减施化肥行为的激励机理分析 |
| 7.1 农户减施化肥的利益相关者分析 |
| 7.1.1 农户的利益诉求与行为取向 |
| 7.1.2 政府的利益诉求与行为取向 |
| 7.2 农户与政府的利益博弈分析 |
| 7.2.1 博弈模型构建 |
| 7.2.2 博弈均衡分析 |
| 7.3 信息不对称下农户减施化肥的激励机理分析 |
| 7.3.2 逆向选择下农户减施化肥的激励机理分析 |
| 7.3.3 道德风险下农户减施化肥的激励机理分析 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 研究结论与政策建议 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 政策建议 |
| 8.2.1 促进水肥一体化技术采纳 |
| 8.2.2 推动有机肥替代化肥 |
| 8.2.3 实现外部性内部化补偿 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 山东省苹果种植户减施化肥行为调查问卷 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间取得的学术成果 |
（2）渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤重金属污染 |
| 1.1.1 土壤重金属污染现状 |
| 1.1.2 土壤重金属污染来源 |
| 1.1.3 土壤重金属污染特点与危害 |
| 1.2 土壤重金属污染评价与源解析 |
| 1.2.1 土壤重金属污染评价 |
| 1.2.2 土壤重金属污染源解析 |
| 1.3 土壤重金属生态环境与健康风险评价 |
| 1.3.1 潜在生态风险评价 |
| 1.3.2 土壤重金属环境风险评价 |
| 1.3.3 人体健康风险评价 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题依据和意义 |
| 2.2 研究目标和研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 2.4 论文创新点 |
| 第3章 研究区概况与研究方法 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 研究区的选择 |
| 3.1.2 自然地理 |
| 3.1.3 地质背景 |
| 3.1.4 矿产资源 |
| 3.1.5 土壤类型 |
| 3.1.6 土地利用现状 |
| 3.1.7 农业和农村经济 |
| 3.2 样品采集与测试 |
| 3.2.1 土壤样品采集与前处理 |
| 3.2.2 植物样品及根系土样品采集与前处理 |
| 3.2.3 土壤样品的测试与质量评述 |
| 3.2.4 土壤形态分析样品测试与质量评述 |
| 3.2.5 植物样品测试与质量评述 |
| 3.3 数据处理与研究方法 |
| 第4章 土壤重金属含量特征与空间分布 |
| 4.1 土壤重金属元素含量特征 |
| 4.2 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.2.1 半变异函数及其模型 |
| 4.2.2 土壤重金属空间变异分析 |
| 4.2.3 土壤重金属空间分布特征 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 土壤重金属污染与来源解析 |
| 5.1 土壤重金属污染特征与分析 |
| 5.1.1 地累积指数 |
| 5.1.2 富集因子 |
| 5.1.3 内梅洛污染指数 |
| 5.2 土壤重金属污染源解析 |
| 5.2.1 研究方法 |
| 5.2.2 相关性分析 |
| 5.2.3 主成分分析(APC)—重金属来源分析 |
| 5.2.4 APCS—MLR源解析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 土壤—作物系统重金属累积规律及其影响因素 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 土壤和作物安全性评价方法 |
| 6.1.2 生物富集系数 |
| 6.1.3 作物吸收重金属模型构建方法 |
| 6.2 土壤—作物系统中重金属含量特征及其累计规律 |
| 6.2.1 根系土中重金属含量特征及其安全性 |
| 6.2.2 水稻、玉米和叶类蔬菜重金属含量特征及安全性 |
| 6.2.3 土壤—作物系统重金属迁移累积规律 |
| 6.3 重金属元素生物有效性的影响因素 |
| 6.3.1 生态效应吸收模型 |
| 6.3.2 数据异常值处理 |
| 6.3.3 可预测性分析 |
| 6.3.4 农作物吸收模型 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 土壤与农作物重金属的生态环境和健康风险评价 |
| 7.1 土壤重金属生态风险特征与分析 |
| 7.1.1 评价方法 |
| 7.1.2 土壤重金属单项生态风险 |
| 7.1.3 土壤重金属综合生态风险 |
| 7.2 土壤重金属环境风险特征与分析 |
| 7.2.1 评价方法 |
| 7.2.2 土壤环境风险类型划分 |
| 7.2.3 基于重金属生物活性的风险评估 |
| 7.3 土壤与农作物重金属的人体健康风险评价 |
| 7.3.1 基于土壤重金属的健康风险特征与分析 |
| 7.3.2 基于自产作物的健康风险特征与分析 |
| 7.3.3 土壤和作物健康风险综合对比分析 |
| 7.4 讨论 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文及参加课题 |
（3）中国七大流域人为净磷输入及河流入海磷通量研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 流域人为磷输入研究进展 |
| 1.2.1 流域磷输入来源 |
| 1.2.2 流域磷输入评估方法 |
| 1.2.3 人为净磷输入模型 |
| 1.3 河流磷通量研究进展 |
| 1.4 河流磷通量与流域人为磷输入响应关系研究进展 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目标 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 研究流域概况与研究方法 |
| 2.1 研究流域概况 |
| 2.2 数据来源 |
| 2.3 人为净磷输入计算方法 |
| 2.3.1 磷肥施用 |
| 2.3.2 食品、非食品及饲料净磷输入 |
| 2.4 河流磷通量估算方法 |
| 2.5 分析方法 |
| 2.5.1 流域人为净磷输入的不确定性分析 |
| 2.5.2 统计分析 |
| 3 中国七大流域人为净磷输入及其影响因素研究 |
| 3.1 七大流域人为净磷输入 |
| 3.1.1 七大流域人为净磷输入年际变化 |
| 3.1.2 不确定性结果分析 |
| 3.2 七大流域人为净磷输入空间变化 |
| 3.3 七大流域人为净磷输入各组分贡献及影响因素分析 |
| 3.4 人为净磷输入模型的改进 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 中国七条主要河流入海磷通量及其影响因素研究 |
| 4.1 七条河流入海磷通量的时空变化特征 |
| 4.2 河流磷通量的影响因素 |
| 4.2.1 河流径流量对河流磷通量的影响 |
| 4.2.2 河流总磷浓度对河流磷通量的影响 |
| 4.2.3 社会经济因素对河流磷通量的影响 |
| 4.3 七条河流磷通量与其它河流磷通量的对比 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 河流总磷通量与人为净磷输入响应关系研究 |
| 5.1 七大流域人为磷输入与河流磷通量的关系 |
| 5.2 河流总磷通量与人为净磷输入响应模型的建立 |
| 5.3 河流总磷通量与人为净磷输入响应模型的改进 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附表 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（4）有机肥替代化肥决策机制及效果研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状与趋势 |
| 1.2.1 农户技术采纳决策研究 |
| 1.2.2 有机肥替代化肥可行性研究 |
| 1.2.3 有机肥替代化肥决策行为研究 |
| 1.2.4 有机肥替代化肥决策行为效应研究 |
| 1.2.5 文献评述 |
| 1.3 概念界定与研究对象 |
| 1.3.1 概念界定 |
| 1.3.2 研究对象 |
| 1.4 研究目标与研究内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 研究方法、技术路线及数据来源 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 数据来源 |
| 1.6 论文创新之处 |
| 第二章 理论基础与研究框架 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 农户行为理论 |
| 2.1.2 农户技术选择理论 |
| 2.1.3 农户决策理论模型 |
| 2.2 研究框架 |
| 2.2.1 有机肥替代化肥决策行为内涵 |
| 2.2.2 有机肥替代化肥决策行为逻辑 |
| 2.2.3 有机肥替代化肥决策经济机理 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 有机肥替代化肥的宏观环境:演变趋势及特征 |
| 3.1 有机肥替代化肥的政策环境 |
| 3.1.1 化肥管理政策从增量增产转向减量增效 |
| 3.1.2 有机肥增施成为推进农业绿色发展的政策着力点 |
| 3.2 有机肥替代化肥的产业环境 |
| 3.2.1 从供给不足到产能过剩,化肥产业面临去产能调结构 |
| 3.2.2 从停滞不前到恢复发展,有机肥产业供给能力亟待提升 |
| 3.3 有机肥替代化肥的社会环境 |
| 3.3.1 农村劳动力持续转移,农业劳动力老龄化趋势凸显 |
| 3.3.2 农村居民收入提高,非农收入推升农业用工成本 |
| 3.3.3 居民消费稳步增长,鲜食水果消费需求旺盛 |
| 3.4 有机肥替代化肥的施用环境 |
| 3.4.1 化肥施用量呈现下降趋势,施用强度仍处于较高水平 |
| 3.4.2 有机肥施用处于低水平状态,耕地有机质严重缺乏 |
| 3.4.3 果蔬类作物耗肥量大,单位面积施肥强度高 |
| 3.4.4 增产导向的偏施化肥模式向提质导向的养分平衡施肥模式转变 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 有机肥替代化肥的微观环境:现实基础及特征 |
| 4.1 有机肥替代化肥的生产者环境 |
| 4.1.1 小农户依然是苹果种植的主力军 |
| 4.1.2 收入水平较高,种植苹果是果农主要收入来源 |
| 4.1.3 务农劳动力匮乏,用工成本攀升 |
| 4.1.4 认知水平提高,有机肥替代化肥具备认知基础 |
| 4.1.5 苹果经营呈现高风险特征,果农风险偏好度较高 |
| 4.2 有机肥替代化肥的投入产出环境 |
| 4.2.1 资本投入水平较高,肥料费用是生产成本的主要构成 |
| 4.2.2 肥料价格跨度较大,高端肥料价格不菲 |
| 4.2.3 单位面积施肥强度高,有机肥与化肥配施正在普及 |
| 4.2.4 有机肥与化肥配比差异显着,存在一定替代空间 |
| 4.2.5 单产水平较高,优果率有待提升 |
| 4.2.6 苹果价格等级差异显着,优质优价特征初步显现 |
| 4.3 有机肥替代化肥的供给环境 |
| 4.3.1 农家肥肥源减少,可得性与可得量受限 |
| 4.3.2 商品肥料品牌众多,农资经销渠道是肥料供给的主要途径 |
| 4.3.3 农资商与农技部门是施肥技术的推广主体 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 有机肥与化肥偏施状况实证分析 |
| 5.1 研究思路 |
| 5.2 研究假说 |
| 5.3 实证分析 |
| 5.3.1 模型设定 |
| 5.3.2 模型估计 |
| 5.4 结果分析与讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 有机肥替代化肥决策行为实证分析 |
| 6.1 研究思路 |
| 6.2 研究假说 |
| 6.3 实证分析 |
| 6.3.1 模型设定 |
| 6.3.2 模型估计 |
| 6.4 结果分析与讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 有机肥替代化肥决策行为效应实证分析 |
| 7.1 研究思路 |
| 7.2 研究假说 |
| 7.3 实证分析 |
| 7.3.1 模型设定 |
| 7.3.2 模型识别 |
| 7.3.3 模型估计 |
| 7.4 结果分析与讨论 |
| 7.5 本章小结 |
| 附表 |
| 第八章 有机肥替代化肥实践路径探索 |
| 8.1 果农探索有机肥替代化肥的实践模式 |
| 8.1.1 模式一:成本经济型施肥模式 |
| 8.1.2 模式二:传统农家肥主导型施肥模式 |
| 8.1.3 模式三:广义种养结合型施肥模式 |
| 8.1.4 模式四:高产示范园型施肥模式 |
| 8.1.5 模式五:资本偏向型施肥模式 |
| 8.1.6 经验启示 |
| 8.2 政策推动有机肥替代化肥的实施模式 |
| 8.2.1 “配肥方案+肥料产品”模式 |
| 8.2.2 “供肥企业+配额管理”模式 |
| 8.2.3 经验启示 |
| 8.3 本章小结 |
| 第九章 全文结论 |
| 9.1 研究结论 |
| 9.1.1 主要结论 |
| 9.1.2 适用性讨论 |
| 9.2 政策建议 |
| 9.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 有机肥替代化肥农户调查问卷 |
| 附录B 生产函数形式的扩展 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 重金属形态在矿区土壤修复过程中的研究 |
| 1.1.1 土壤环境中重金属污染 |
| 1.1.2 重金属元素形态及其分析方法 |
| 1.1.3 重金属形态研究的主要领域 |
| 1.1.4 重金属形态在矿区土壤修复研究中的展望 |
| 1.2 重金属元素在土壤中运移转化机理及其影响因素 |
| 1.2.1 土壤中重金属元素的运移特点 |
| 1.2.2 重金属污染物的运移过程及机理 |
| 1.2.3 重金属污染物在土壤中运移过程主要的影响因素 |
| 1.3 土壤中重金属元素的形态变化规律及其影响因素 |
| 1.3.1 土壤重金属元素形态转化 |
| 1.3.2 土壤中重金属形态转化的影响因素 |
| 1.4 钼矿区伴生元素Pb、Cd在土壤-植物系统中的形态变化及转运机制 |
| 1.5 重金属矿区污染土壤的修复技术 |
| 1.5.1 矿区重金属污染物理及工程措施 |
| 1.5.2 矿区重金属污染生物吸附固定措施 |
| 1.5.3 矿区重金属污染化学淋洗及原位固定措施 |
| 1.6 研究目的与内容 |
| 1.6.1 研究目的 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 钼矿区土壤与植物重金属污染现状 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 样品采集 |
| 2.2.2 样品加工及处理 |
| 2.2.3 数据处理 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 土壤中重金属总量 |
| 2.3.2 土壤中重金属形态分布特征 |
| 2.3.3 植物中重金属含量 |
| 2.3.4 植物重金属污染评价 |
| 2.3.5 土壤重金属污染评价 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 钼矿周边土壤中重金属元素总量及形态变化规律 |
| 2.4.2 重金属在钼矿区不同类型植物中含量差异 |
| 2.4.3 钼矿尾矿区农作物污染状况分析 |
| 2.4.4 矿区土壤污染情况评价 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 钼矿区周边土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 供试材料 |
| 3.2.2 数据分析与统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 土壤pH值的变化特征 |
| 3.3.2 土壤中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.3 植物中重金属形态的空间分布特征 |
| 3.3.4 土壤与植物中重金属含量的相关性分析 |
| 3.3.5 重金属在土壤-植物系统中的转运及富集 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 钼矿区土壤中各重金属元素形态随距离矿区的变化特征 |
| 3.4.2 钼矿周边植物中各重金属元素形态随距离矿区的变化 |
| 3.4.3 钼矿周边艾草中各重金属元素含量与土壤中各形态的变化 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 影响钼矿区土壤中 Pb、Cd 迁移转化的因素研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 供试材料及分析方法 |
| 4.2.2 试验方案 |
| 4.2.3 数据处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 土壤样品的理化理化性质监测 |
| 4.3.2 矿区土壤中铅和镉各形态与土壤中不同因子的相关性 |
| 4.3.3 不同影响因素对铅和镉形态变化的影响 |
| 4.3.4 影响钼矿区重金属铅和镉形态的关键土壤因子 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 矿区土壤中各影响因子与铅和镉各形态变化之间的关系 |
| 4.4.2 外源影响因子作用下铅和镉形态变化特征 |
| 4.4.3 各因子在影响矿区土壤重金属铅和镉形态变化的差异 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 钼元素对油菜吸收Pb、Cd的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 试验材料 |
| 5.2.2 试验设计 |
| 5.2.3 试验方法 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜生理参数及生物量的影响 |
| 5.3.2 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜中钾、钠、钙和镁含量的影响 |
| 5.3.3 Mo对 Pb、Cd胁迫下油菜Pb、Cd含量的影响 |
| 5.3.4 Mo对Pb、Cd胁迫下油菜对Pb、Cd的耐性系数及富集转运能力的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 Mo作用下Pb、Cd对油菜生理及生物量参数的作用 |
| 5.4.2 Mo作用下Pb、Cd对油菜吸收钾、钠、钙、镁离子的作用 |
| 5.4.3 Mo作用下油菜对Pb、Cd吸收、富集和转运 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 钼矿区土壤中铅、镉元素稳定化方法研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 供试材料 |
| 6.2.2 试验方案 |
| 6.2.3 分析方法 |
| 6.2.4 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附特征 |
| 6.3.2 非金属矿物材料对Pb、Cd形态的影响 |
| 6.3.3 非金属矿物材料对Pb、Cd生物有效性的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 非金属矿物材料对Pb、Cd的吸附作用 |
| 6.4.2 非金属矿物材料作用下土壤中Pb、Cd形态变化 |
| 6.4.3 非金属矿物材料作用下Pb、Cd生物有效性的变化 |
| 6.5 小结 |
| 第七章 全文总结与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 钼矿区重金属污染特征 |
| 7.1.2 钼矿区重金属形态变化特征 |
| 7.1.3 钼矿区土壤中铅、镉形态变化的影响因素 |
| 7.1.4 钼元素对油菜吸收铅、镉元素的影响 |
| 7.1.5 钼矿区土壤中铅、镉元素固定方法探析 |
| 7.2 本研究主要创新点 |
| 7.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（6）农户绿色生产行为形成机理与实现路径研究 ——基于川渝柑橘种植户化学品投入的实证（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 问题的提出 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.2.1 理论意义 |
| 1.2.2 实践意义 |
| 1.3 文献综述 |
| 1.3.1 农业生产化学品投入的现状 |
| 1.3.2 农业生产化学品不合理使用的危害 |
| 1.3.3 农业生产化学品不合理使用的原因 |
| 1.3.4 农户绿色生产行为的影响因素 |
| 1.3.5 农户绿色生产行为产生的效应 |
| 1.3.6 研究评述 |
| 1.4 研究内容、方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 1.5 研究的创新之处 |
| 2 概念界定与理论基础 |
| 2.1 基本概念界定 |
| 2.1.1 农户 |
| 2.1.2 农户绿色生产行为 |
| 2.1.3 农用化学品 |
| 2.2 理论基础 |
| 2.2.1 计划行为理论 |
| 2.2.2 要素禀赋理论 |
| 2.2.3 信息不对称理论 |
| 2.2.4 外部性理论 |
| 2.2.5 可持续发展理论 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 理论框架与研究假说 |
| 3.1 理论分析 |
| 3.1.1 农户绿色生产行为形成的机理分析 |
| 3.1.2 农户绿色生产行为的影响因素分析 |
| 3.1.3 农户绿色生产行为形成的理论分析框架 |
| 3.2 研究假说 |
| 3.3 模型构建 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 研究设计与描述性分析 |
| 4.1 问卷设计与变量选择 |
| 4.1.1 问卷结构 |
| 4.1.2 变量选择与量表设计 |
| 4.2 预调研及问卷的修正 |
| 4.3 抽样设计及数据收集 |
| 4.3.1 确定调研区域 |
| 4.3.2 选取调研样本 |
| 4.3.3 具体调研方法 |
| 4.3.4 数据收集 |
| 4.4 样本农户基本情况 |
| 4.4.1 样本农户个人特征 |
| 4.4.2 样本农户家庭特征 |
| 4.4.3 样本农户生产特征 |
| 4.5 样本农户绿色生产状况 |
| 4.5.1 农户施肥特征 |
| 4.5.2 农户施药特征 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 农户绿色生产行为形成机理的实证分析 |
| 5.1 变量描述性统计分析 |
| 5.1.1 知识能力的统计分析 |
| 5.1.2 组织参与的统计分析 |
| 5.1.3 市场环境的统计分析 |
| 5.1.4 政府激励的统计分析 |
| 5.1.5 政府规制的统计分析 |
| 5.1.6 行为态度的统计分析 |
| 5.1.7 主观规范的统计分析 |
| 5.1.8 知觉行为控制的统计分析 |
| 5.1.9 农户绿色生产行为意愿的统计分析 |
| 5.1.10 农户绿色生产行为的统计分析 |
| 5.2 共同方法偏差检验 |
| 5.3 信度与效度检验 |
| 5.3.1 信度检验 |
| 5.3.2 效度检验 |
| 5.4 计量模型构建 |
| 5.4.1 结构方程模型的概述 |
| 5.4.2 结构方程模型的构建 |
| 5.5 农户绿色施肥行为形成机理的实证分析 |
| 5.5.1 模型拟合度检验 |
| 5.5.2 参数估计 |
| 5.5.3 实证结果分析与假说检验 |
| 5.5.4 调节效应检验 |
| 5.5.5 农户绿色施肥行为模型多群组分析 |
| 5.6 农户绿色施药行为形成机理的实证分析 |
| 5.6.1 模型拟合度检验 |
| 5.6.2 参数估计 |
| 5.6.3 实证结果分析与假说检验 |
| 5.6.4 调节效应检验 |
| 5.6.5 农户绿色施药行为模型多群组分析 |
| 5.7 本章小结 |
| 6 农户绿色生产行为的动态模拟分析 |
| 6.1 系统动力学模型的概述 |
| 6.1.1 系统动力学的定义 |
| 6.1.2 系统动力学的特征 |
| 6.1.3 系统动力学的相关概念 |
| 6.1.4 系统动力学建模的步骤 |
| 6.2 农户绿色生产行为系统动力学模型构建 |
| 6.2.1 基本假设 |
| 6.2.2 系统模型边界及因果关系 |
| 6.2.3 系统模型构建及参数设置 |
| 6.3 农户绿色生产行为系统动力学模型检验 |
| 6.3.1 模型结构适合性检验 |
| 6.3.2 模型行为的灵敏度检验 |
| 6.3.3 模型结构的一致性检验 |
| 6.4 农户绿色生产行为系统模型仿真 |
| 6.4.1 不同政策模拟分析 |
| 6.4.2 多种政策综合模拟分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 农户绿色生产行为的实现路径 |
| 7.1 农户绿色生产行为的基本目标 |
| 7.2 农户层面 |
| 7.2.1 提高农户绿色生产知识获取的便利性 |
| 7.2.2 构建多主体、多途径的农户绿色生产教育培训体系 |
| 7.2.3 加强对农户自我约束意识的培养 |
| 7.3 组织层面 |
| 7.3.1 鼓励农户自愿领办或者加入农业合作性质的经济组织 |
| 7.3.2 充分发挥产业组织的服务功能 |
| 7.3.3 完善组织与农户的利益分配机制 |
| 7.4 市场层面 |
| 7.4.1 严格规范农资销售市场 |
| 7.4.2 完善农产品市场准入制度 |
| 7.4.3 加强农产品质量安全信息披露 |
| 7.5 政府层面 |
| 7.5.1 加强农业绿色生产的宣传力度和技术指导 |
| 7.5.2 建立以绿色生产为导向的农业补贴机制 |
| 7.5.3 积极推进“三品一标”农产品认证 |
| 7.5.4 加大政府对农户生产行为的规制力度 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 研究结论与展望 |
| 8.1 研究结论 |
| 8.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附录Ⅰ |
| 附录Ⅱ |
（7）湖南省典型水稻种植区土壤镉生态风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 研究内容及技术路线 |
| 1.3 论文工作量 |
| 2 研究现状及研究区概况 |
| 2.1 国内外研究现状 |
| 2.1.1 土壤镉污染现状 |
| 2.1.2 土壤镉来源及污染危害 |
| 2.1.3 土壤镉的迁移转化及影响因素 |
| 2.2 研究区概况 |
| 2.2.1 地理位置和交通情况 |
| 2.2.2 矿产资源情况 |
| 2.3 研究区土壤类型 |
| 2.4 研究区土壤镉污染现状 |
| 3 工作方法与数据质量 |
| 3.1 野外工作方法 |
| 3.1.1 采样点布设 |
| 3.1.2 样品采集 |
| 3.1.3 样品处理 |
| 3.2 数据质量监控 |
| 3.2.1 测试指标 |
| 3.2.2 分析测试方法 |
| 3.2.3 数据质量监控 |
| 4 镉的生物有效性及其影响因素 |
| 4.1 水稻籽实镉含量特征 |
| 4.2 镉的富集系数 |
| 4.3 镉富集系数的影响因素 |
| 4.3.1 根系土中活动态Cd |
| 4.3.2 根系土的pH |
| 4.3.3 根系土的其他化学成分 |
| 4.4 小结 |
| 5 镉生物有效性的预测模型 |
| 5.1 模型的建立 |
| 5.1.1 建模原则 |
| 5.1.2 建模思路 |
| 5.2 预测模型建立与验证 |
| 5.2.1 研究区的划分 |
| 5.2.2 湘江流域分布区的预测模型 |
| 5.2.3 其他地区的预测模型 |
| 5.3 小结 |
| 6 研究区土地资源安全利用区划及建议 |
| 6.1 生态风险预测与评价 |
| 6.2 土地利用规划 |
| 6.2.1 基于现有土壤环境评价方案的土地利用规划 |
| 6.2.2 土地资源安全利用区划方法及建议 |
| 6.2.3 存在的问题 |
| 6.3 研究区土壤重金属风险筛选值的有关建议 |
| 6.3.1 土壤pH≤5.5 |
| 7.5'>6.3.4 土壤pH>7.5 |
| 6.4 小结 |
| 7 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）稻秆腐解影响条件优化及其对土壤养分和蔬菜生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及研究意义 |
| 1.1.1 问题的提出 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 秸秆的综合利用 |
| 1.2.2 秸秆还田 |
| 1.2.3 秸秆腐解过程及其影响因素研究 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2.1 地理环境 |
| 2.2.2 气候特征 |
| 2.2.3 农业经济概况 |
| 2.2 实验材料及设计 |
| 2.2.1 稻秆腐解最佳条件筛选 |
| 2.2.2 稻秆腐解产物的土壤培养实验 |
| 2.2.3 稻秆腐解产物对土壤养分和蔬菜生长的影响 |
| 2.3 测定方法 |
| 2.3.1 稻秆腐解产物各指标 |
| 2.3.2 土壤样品各指标 |
| 2.3.3 植物样品各指标 |
| 2.4 数据处理 |
| 第三章 稻秆腐解最佳条件筛选 |
| 3.1 腐秆剂用量、含水量及初始碳氮比对水稻秸秆腐解性能的影响 |
| 3.1.1 pH值与GI值的动态变化 |
| 3.1.2 C/N比与DR的动态变化 |
| 3.1.3 不同处理对NH4+-N变化的影响 |
| 3.1.4 DOC及紫外-可见光谱参数的变化 |
| 3.1.5 各指标相关性分析 |
| 3.2 碳磷比对水稻秸秆腐解性能的影响 |
| 3.2.1 不同处理pH值动态变化 |
| 3.2.2 不同处理C/N比动态变化 |
| 3.2.3 不同处理NH_4~+-N动态变化 |
| 3.2.4 不同处理NO_3~?-N动态变化 |
| 3.2.5 不同处理DR动态变化 |
| 3.2.6 不同处理DOC及紫外光谱参数变化 |
| 3.2.7 不同处理GI值的变化 |
| 3.2.8 各指标相关性分析 |
| 3.3 小结 |
| 第四章 稻秆腐解产物土壤培养实验 |
| 4.1 不同处理对土壤pH值的影响 |
| 4.1.1 过磷酸钙与腐解产物的添加对土壤pH值的影响 |
| 4.1.2 不同处理的腐解产物对土壤pH值的影响 |
| 4.2 不同处理对土壤氮形态的影响 |
| 4.2.1 过磷酸钙与腐解产物的添加对土壤氮形态的影响 |
| 4.2.2 不同处理的腐解产物对土壤氮形态的影响 |
| 4.3 不同处理对土壤有效磷(Olsen-P)的影响 |
| 4.3.1 过磷酸钙与腐解产物的添加对土壤有效磷的影响 |
| 4.3.2 不同处理的腐解产物对土壤有效磷的影响 |
| 4.3.3 不同处理对土壤磷形态的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 稻秆腐解产物对土壤养分和蔬菜生长的影响 |
| 5.1 添加不同腐秆剂对水稻秸秆腐解的影响 |
| 5.1.1 添加不同腐秆剂对稻秆腐解前后微生物群落变化的影响 |
| 5.1.2 添加不同腐秆剂对稻秆腐解产物理化性质的影响 |
| 5.2 稻秆腐解产物对土壤养分的影响 |
| 5.2.1 不同处理种植菜心后土壤养分的差异 |
| 5.2.2 不同处理种植生菜后土壤养分的差异 |
| 5.3 稻秆腐解产物对蔬菜生长和品质的影响 |
| 5.3.1 不同处理菜心生长和品质的差异 |
| 5.3.2 不同处理生菜生长和品质的差异 |
| 5.4 小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（9）有机替代对菜园土壤温室气体排放和氮转化的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤中氮转化过程及影响因素 |
| 1.1.1 土壤氮转化过程 |
| 1.1.2 土壤氮转化关键过程的影响因子 |
| 1.2 土壤氮转化过程的研究进展 |
| 1.2.1 土壤氮转化的关键微生物过程 |
| 1.2.2 土壤氮转化的非生物过程 |
| 1.2.3 土壤氮转化过程的调控措施 |
| 1.3 有机物料的研究现状 |
| 1.3.1 有机物料对温室气体排放的影响 |
| 1.3.2 有机物料对土壤养分及团聚体的影响 |
| 1.3.3 有机物料对土壤氮素转化及其相关微生物的影响 |
| 1.4 菜园土壤氮转化研究进展 |
| 1.5 小结 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 选题意义 |
| 2.2 研究目标 |
| 2.3 研究内容 |
| 2.3.1 有机替代对菜园土壤温室气体排放的影响 |
| 2.3.2 有机替代对菜园土壤氮素形态及蔬菜养分利用率的影响 |
| 2.3.3 有机替代对菜园土壤团聚体稳定性及矿质氮分布特征的影响 |
| 2.3.4 有机替代对菜园土壤硝化及反硝化功能微生物的影响 |
| 2.4 技术路线 |
| 2.5 研究方案 |
| 2.5.1 研究区概况及供试材料 |
| 2.5.2 试验设计 |
| 2.5.3 气体采集及测定 |
| 2.5.4 土样、植株样采集及测定 |
| 2.5.5 数据处理及分析 |
| 第3章 秸秆与化肥减量配施对菜园土壤温室气体排放的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 菜园土壤N_2O排放特征 |
| 3.2.2 菜园土壤CO_2排放特征 |
| 3.2.3 菜园土壤CH_4排放特征 |
| 3.2.4 菜园土壤N_2O排放系数、温室气体增温潜势及强度 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 秸秆与化肥减量配施对N_2O的影响 |
| 3.3.2 秸秆与化肥减量配施对CO_2的影响 |
| 3.3.3 秸秆与化肥减量配施对CH_4的影响 |
| 3.3.4 秸秆与化肥减量配施对N_2O排放系数及温室气体增温潜势的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 不同有机物料等氮量施用对菜园土壤温室气体排放影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 菜园土壤N_2O排放特征 |
| 4.2.2 菜园土壤CO_2排放特征 |
| 4.2.3 菜园土壤CH_4排放特征 |
| 4.2.4 菜园土壤N_2O排放系数、温室气体增温潜势及强度 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 不同有机物料等氮量施用对N_2O的影响 |
| 4.3.2 不同有机物料等氮量施用对CO_2的影响 |
| 4.3.3 不同有机物料等氮量施用对CH_4的影响 |
| 4.3.4 不同有机物料等氮量施用对N_2O排放系数及温室气体增温潜势的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 有机替代对菜园土壤氮形态及蔬菜养分利用效率的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 结果分析 |
| 5.2.1 菜园土壤NH_4~+、NO_3~-、NO_2~-的动态变化特征 |
| 5.2.2 菜园土壤MBN、DON的动态变化特征 |
| 5.2.3 菜园土壤有机碳及养分含量变化特征 |
| 5.2.4 蔬菜氮贮存形态 |
| 5.2.5 蔬菜全氮、全磷和全钾含量 |
| 5.2.6 蔬菜产量和肥料农学利用率 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 有机替代对土壤不同氮素形态的影响 |
| 5.3.2 有机替代对土壤养分的影响 |
| 5.3.3 有机替代对蔬菜氮贮存形态及肥料利用率的影响 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 有机替代下菜园土壤团聚体稳定性及氮的分布特征 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 结果分析 |
| 6.2.1 菜园土壤团聚体分布及稳定性 |
| 6.2.2 菜园土壤团聚体中NH_4~+、NO_3~-的含量 |
| 6.2.3 菜园土壤团聚体氮贮量及贡献率 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 有机替代对菜园土壤团聚体的影响 |
| 6.3.2 有机替代对菜园土壤团聚体铵态氮和硝态氮的影响 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 有机替代对菜园土壤硝化功能微生物的影响 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 结果分析 |
| 7.2.1 AOA和AOB amoA基因拷贝数 |
| 7.2.2 土壤氨氧化微生物功能基因多样性分析 |
| 7.2.3 土壤氨氧化微生物热度图分析 |
| 7.2.4 AOA和AOB系统发育树 |
| 7.3 AOA和AOB amoA基因氨氧化微生物群落与环境因子的 RDA分析 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 有机替代对土壤氨氧化古菌（AOA）的影响 |
| 7.4.2 有机替代对土壤氨氧化细菌（AOB）的影响 |
| 7.5 小结 |
| 第8章 有机替代对菜园土壤反硝化功能微生物的影响 |
| 8.1 引言 |
| 8.2 结果分析 |
| 8.2.1 nirS, nirK和nosZ基因拷贝数 |
| 8.2.2 反硝化微生物功能基因多样性分析 |
| 8.2.3 nirS, nirK和nosZ基因系统发育树 |
| 8.2.4 nirS, nirK和nosZ-型反硝化微生物群落与环境因子的分析 |
| 8.2.5 nirS-型反硝化微生物高通量测序 |
| 8.3 讨论 |
| 8.3.1 有机替代对土壤nirS-型反硝化功能微生物的影响 |
| 8.3.2 有机替代对土壤nirK-型反硝化功能微生物的影响 |
| 8.3.3 有机替代对土壤nosZ-型反硝化功能微生物的影响 |
| 8.4 小结 |
| 第9章 结论 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.2 创新点 |
| 9.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参与课题 |
（10）三峡库区农田土壤无机磷动态变化及其迁移特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 土壤磷的来源以及转化方式 |
| 1.1.1 土壤磷的来源及形态 |
| 1.1.2 土壤磷的转化方式 |
| 1.2 土壤磷流失进入水体的途径及形态 |
| 1.2.1 土壤磷素流失途径 |
| 1.2.2 土壤磷流失形态 |
| 1.3 土壤磷流失的影响因素 |
| 1.3.1 土壤磷径流流失的影响因素 |
| 1.3.2 土壤磷淋溶流失的影响因素 |
| 1.4 土壤磷素迁移流失预测 |
| 1.4.1 土壤磷素淋溶的预测 |
| 1.4.2 旱坡地土壤磷素迁移预测 |
| 1.5 展望 |
| 第2章 绪论 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 目的意义 |
| 2.3 研究目标 |
| 2.4 研究内容 |
| 2.4.1 长期定位施肥条件下紫色土无机磷变化特征 |
| 2.4.2 长期保护性耕作制度下紫色土无机磷变化特征 |
| 2.4.3 紫色土旱坡地土壤无机磷素迁移转化特征及主控因素研究 |
| 2.4.4 稻-油水旱轮作紫色土无机磷动态变化及其迁移特征 |
| 2.4.5 土-水-植耦合的紫色土农田土壤磷素迁移流失模型 |
| 2.5 技术路线 |
| 第3章 长期定位施肥条件下紫色土无机磷变化特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 供试土壤与试验处理 |
| 3.1.2 测定项目及其方法 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与分析与统计分析方法 |
| 3.2.1 长期定位施肥对紫色土耕层土壤全磷、无机磷、有效磷含量的影响 |
| 3.2.2 长期定位施肥对紫色土耕层土壤各形态无机磷含量的影响 |
| 3.2.3 长期定位施肥对紫色土耕层无机磷各组分相对含量的影响 |
| 3.2.4 长期定位施肥对紫色土无机磷各组分剖面分布的影响 |
| 3.2.5 土壤各形态磷与土壤pH和有机质之间的相关关系分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 长期保护性耕作制度下紫色土无机磷变化特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 供试土壤与试验处理 |
| 4.1.2 测定项目及其方法 |
| 4.1.3 数据处理与统计分析方法 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 长期保护性耕作对紫色土耕层土壤全磷、无机磷、有效磷含量的影响 |
| 4.2.2 长期保护性耕作对紫色土耕层土壤不同形态无机磷含量的影响 |
| 4.2.3 长期保护性耕作对紫色土无机磷各组分相对含量的影响 |
| 4.2.4 长期保护性耕作对紫色土无机磷各组分剖面分布的影响 |
| 4.2.5 土壤各形态磷及其与土壤基本理化性质之间的相关关系分析 |
| 4.2.6 长期不同耕作耕层土壤无机磷对有效磷的贡献 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 紫色土旱坡地土壤无机磷迁移转化特征及主控因素研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 供试土壤与试验处理 |
| 5.1.2 样品采集与测定项目及方法 |
| 5.1.2.1 土壤样品的采集与分析 |
| 5.1.2.2 植株样品的采集与分析 |
| 5.1.2.3 水样的采集与分析 |
| 5.1.3 数据处理与统计分析方法 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 不同施肥处理对作物生长发育的影响 |
| 5.2.2 不同施肥处理对作物产量和磷吸收利用的影响 |
| 5.2.3 不同施肥处理条件下紫色土旱坡地磷素年际流失特征 |
| 5.2.4 次降雨条件下不同施肥处理对旱坡地坡面产流、产沙的影响 |
| 5.2.5 次降雨条件下不同施肥处理对紫色土旱坡地坡面径流和壤中流磷素含量的影响 |
| 5.2.6 次降雨条件下地表径流和壤中流耦合对紫色土旱坡地磷素流失的影响 |
| 5.2.7 不同施肥处理条件下次降雨磷素流失量与降雨量相关关系 |
| 5.2.8 不同施肥处理对紫色土旱坡地土壤磷含量的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 稻-油水旱轮作紫色土无机磷动态变化及其迁移特征 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 试验地点与材料 |
| 6.1.2 试验设计 |
| 6.1.3 田间管理 |
| 6.1.3.1 水稻季田间管理 |
| 6.1.3.2 油菜季田间管理 |
| 6.1.4 小区监测 |
| 6.1.5 监测及样品分析方法 |
| 6.1.6 数据处理与统计分析方法 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 不同施肥处理对水稻和油菜生长和磷肥利用率的影响 |
| 6.2.1.1 不同施肥处理对水稻SPAD的影响 |
| 6.2.1.2 优化及减磷配施有机肥对水稻地上部各器官生物量以及磷肥利用率的影响 |
| 6.2.1.3 优化及减磷配施有机肥对油菜地上部各器官生物量以及磷肥利用率的影响 |
| 6.2.2 稻油水旱轮作紫色土农田磷素动态变化特征 |
| 6.2.2.1 水稻季稻田土壤磷素动态变化 |
| 6.2.2.2 油菜季作物不同生育期土壤磷素动态变化 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 土-水-植耦合的紫色土农田磷素迁移流失模型 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 紫色土稻田磷素迁移流失模型 |
| 7.2.1.1 稻田土壤水分运移特征 |
| 7.2.1.2 稻田土壤磷素运移转化特征 |
| 7.2.1.3 土-水-植耦合的紫色土稻田磷素流失模型 |
| 7.2.2 紫色土旱坡地磷素迁移流失模型 |
| 7.2.2.1 旱坡地磷素迁移流失模型建立 |
| 7.2.2.2 旱坡地磷素迁移流失模型参数选取及预测结果检验 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 主要结论、创新点及展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究不足及展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题 |
四、蔬菜保护地土壤磷肥动态转化及其影响因素研究（论文参考文献）
- [1]农户减施化肥行为及其效应研究 ——以果园水肥一体化和有机肥替代化肥为例[D]. 陶源. 山东农业大学, 2021(12)
- [2]渝西北土壤重金属污染特征、源解析与生态健康风险评价[D]. 贾中民. 西南大学, 2020
- [3]中国七大流域人为净磷输入及河流入海磷通量研究[D]. 王雨珊. 北京林业大学, 2020(03)
- [4]有机肥替代化肥决策机制及效果研究[D]. 刘莉. 中国农业科学院, 2020(01)
- [5]钼矿区污染特征及伴生Pb、Cd的稳定化研究 ——以洛南某钼矿区为例[D]. 韩张雄. 西北农林科技大学, 2020
- [6]农户绿色生产行为形成机理与实现路径研究 ——基于川渝柑橘种植户化学品投入的实证[D]. 何悦. 四川农业大学, 2019(12)
- [7]湖南省典型水稻种植区土壤镉生态风险评价[D]. 戴高乐. 中国地质大学(北京), 2019(02)
- [8]稻秆腐解影响条件优化及其对土壤养分和蔬菜生长的影响[D]. 朱雅琪. 长安大学, 2019(01)
- [9]有机替代对菜园土壤温室气体排放和氮转化的影响[D]. 黄容. 西南大学, 2019(01)
- [10]三峡库区农田土壤无机磷动态变化及其迁移特征[D]. 韩晓飞. 西南大学, 2016(01)