一、滨湖沙地植物群落进展演替与种类调查研究（论文文献综述）
周鑫,张登山,田丽慧,吴汪洋,张明远,王俏雨,汪海娇[1]（2018）在《青海格尔木胡杨林自然保护区天然植被群落的多样性研究》文中研究说明根据格尔木胡杨林自然保护区的数据调查,对天然沙地植被群落结构和物种多样性进行研究,通过分析群落物种组成和生长特征,测定植被重要值、多样性、均匀度、丰富度等。结果表明:1、记录到的植物种类有80种,分属24科,55属。其中以柽柳和唐古特白刺灌木为主,草地植被型以芦苇群落为主。柽柳、枸杞、白刺是该区盐碱沼泽地、退化草地、半固定沙地优势灌木物种,柽柳最具代表性。2、该研究区植物群落普遍较少,物种多样性较小。组成以灌木群落为主,草本群落次之,仅有胡杨纯林为乔木群落。柽柳占有较高的重要值比例,是灌木层的绝对优势树种,草本层中芦苇体现出群落优势种较为明显的局面。3、灌木层物种多样性指数显着高于草本层。灌木盐碱地群落以Simpson多样性指数（D）,Shannon-Weiner多样性指数（H）,均匀度指数值（J）大小排序,其顺序为:群落三（大叶白麻+柽柳+枸杞）>群落二（白刺+柽柳）>群落一（柽柳纯林）,草本中芦苇相较于其余6种植物Shannon-Weiner多样性指数（H）显着。
张洋[2]（2016）在《城市绿道建设中植物多样性策略研究》文中认为我国目前正处于城市绿道建设的热潮中,以往人们认为城市绿道的功能主要是交通和游憩功能,造成对城市绿道生态功能的忽视,其植物多样性的价值得不到足够的重视。而城市绿道恰恰是城市重要的生态廊道,植物作为城市绿道的基础,也是构建整个城市绿色生态基底的基础,对绿道植物多样性的忽视,导致城市生物栖息地的丧失,动植物扩散迁徙的廊道受阻,城市反而变成了“生态荒漠”。而且,随着城市规模的逐渐扩大,城市生物多样性的丧失对于整个地区的生态环境和生物多样性的威胁越来越大。因此,我们需要重新思考城市绿道植物多样性对于整个城市甚至地区生物多样性和生态环境的意义。在理论研究部分,论文对城市绿道和植物多样性的相关基本理论进行了研究,分析了城市绿道的构成、功能和植物多样性思想演变历程等内容,并结合植物多样性的特征,从植物物种、植物群落特征和景观结构三个方面分析了其主要影响因素,为城市绿道植物多样性营建策略的研究提供理论基础。同时,剖析了我国绿道建设中植物多样性营建所面临的多重挑战,阐释了城市绿道植物多样性研究的必要性,通过分析绿道的特征和植物多样性的功能论述了研究的可行性。在理论研究的基础上,本文基于绿道的不同类型、不同尺度和社会驱动因素三个层次,提出城市绿道植物多样性的营建策略。首先,基于山林型、滨河型、绿地型、道路型四种不同类型的城市绿道,在分析其特点的基础上,针对每种类型绿道植物多样性存在的问题,提出相应的营建策略,并结合范例进行解析说明。其次,基于宏观、中观、微观三种不同尺度的绿道,提出了城市绿道植物多样性的营建策略。宏观尺度提出城市绿道网络的构建策略;中观尺度提出空间连通性、宽度适宜性、生境类型多样性三种策略;微观尺度提出乡土植物营建、群落自然演替、原生生境保护和恢复、生境面积适宜性四种策略。最后,基于社会驱动因素,提出了城市绿道植物多样性的营建策略,包括提出建立多学科合作模式,设置管理机构、制定相关政策法规,加强公众和社会团体参与,保障资金来源等方式。通过多视角综合性的分析,使城市绿道植物多样性的策略研究尽可能全面和完善。本文从风景园林学的视角切入,剖析了我国城市绿道建设中植物多样性面临的挑战,必要性和可行性,提出了基于多角度、系统性的城市绿道植物多样性营建策略,拓展了风景园林学科在该领域的研究内容,丰富了该领域的研究理论和营建方法,对我国城市绿道植物多样性建设实践具有一定的理论和实际指导意义。
田海晨[3]（2014）在《浑善达克沙地不同飞播年限植物群落特征分析 ——以正蓝旗为例》文中指出本文以正蓝旗境内浑善达克沙地腹地不同飞播年限的植物群落为研究对象,采用样带法对群落变化进行调查,应用物种组成、物种丰富度指数、物种多样性指数、物种均匀度指数、生态优势度指数、植被盖度、地上生物量等指标分析群落特征变化的规律。研究取得如下结论：（1）不同飞播年限的植物群落种类组成发生明显的变化,飞播5年后的群落物种丰富度已达21种,与流动沙丘的6种相比,植物群落种类的丰富度大幅度提高。同时,植物科属组成复杂化,群落物种的优势度发生明显变化。（2）在群落生活型结构上,随着飞播年限的延长,一年生植物的优势地位逐渐降低,多年生植物的优势地位逐渐升高。（3）植被盖度随着飞播年限增加而增加,由2.06%（未治理）增加到75.58%（治理5年）,沙地逐步稳定。（4）地上生物量（鲜重）随着飞播年限增加而增加,由9.8g·m-2（未治理）增加到1711.0g·m-2（治理5年）。（5）群落的物种丰富度指数、多样性指数和均匀度指数均随着飞播年限的延长逐渐增加,而生态优势度指数则呈相反趋势,且物种多样性指数与均匀度指数和丰富度指数具有显着正相关性。（6）植被恢复过程中物种多样性指数与地上生物量（鲜重）的拟合关系显着,地上生物量随着物种多样性的增加而增加。
程积民,井赵斌,金晶炜,高阳[4]（2014）在《黄土高原半干旱区退化草地恢复与利用过程研究》文中研究指明草地退化表现为土壤和植被遭到彻底破坏,草地演替过程受到强烈抑制.实验采用长期（30年）封禁措施,定位监测退化草地从次生半裸地演变为近似原生植被（进展演替）的变化过程.结果表明,随着封禁时间的变化,退化草地恢复演替经历了4个阶段,群落盖度、植株密度、物种丰富度和多样性指数、地上生物量和地下生物量在草地群落恢复过程中逐渐增加,其特征变化出现的峰值均在封禁第20年（地下生物量峰值在第15年）,其中地上生物量最高达520.5 g/m2;直到封禁的第2025年,以本氏针茅为建群种的草原群落衰败退化现象明显,而大针茅种群密度剧增;在封禁的第26年以上以大针茅为优势的群落生长较为稳定,从目前群落演替进程看,大针茅有替代本氏针茅的趋势.另外,在草原沟道两侧以斑块状聚集分布有中旱生灌木,群落的演替进入了一个新的阶段.随着封禁时间的延续,退化草地从自然封禁恢复的026年,通过侵入-竞争-扩散-定居的几个演替阶段,目前形成以大针茅为建群种相对稳定的"亚顶级".虽然草地生物量有一定下降,但草地质量提高,物种多样性丰富,促进草地的进展演替.草地植物群落主要由禾本科、豆科和菊科组成;多年生植物、C3和旱生物种可以作为草地演替过程和植被恢复的指示物种.长期封育对草地物种更新和生态系统稳定性有负面影响,因此,合理的封育时间是草地生态恢复中非常重要的一个因素.本研究提出,在黄土区退化草地封育1015年后可以开始进行合理的利用,例如通过两年一次刈割和轻度放牧（2只羊/hm2）.本研究可为干旱区、半干旱区相似的退化草地恢复提供理论依据.
邢存旺[5]（2013）在《黄羊滩人工固沙林生态稳定性的研究》文中研究表明人工防风固沙林生态系统稳定性，是决定其生态功能持续发挥的重要前题。论文以河北省张家口市黄羊滩沙地不同类型人工固沙林（草）为研究对象，界定了人工固沙林生态稳定性定义和内涵，并构建起人工固沙林稳定性评价体系。分别树种、年龄和配置模式，选取了22个有代表性的林分（草地）进行了标准地调查。针对人工固沙林营造目的和特点，利用固定标准地实测数据，采取隶属度和层次分析法等数学方法，对人工固沙林的生物学稳定性、抵抗力稳定性和功能稳定性，及其综合稳定性进行了分析评价，并对该地区主要植被类型稳定类型进行了划分，以此为基础，提出了相应的经营对策。主要研究结果如下：（1）生物学稳定性通过树种组成、林分生长量、林下更新种类组成、林地草本盖度、林分郁闭度5项指标组成的生物学稳定性评价指标体系对林分生物学稳定性评价结果表明：由柠条、沙地柏、樟子松、沙枣、侧柏、白榆、沙地柏、黄柳、新疆杨和紫穗槐等10个树种营造的纯林和混交林，其生物学稳定性达到中度以上水平；小叶杨、刺槐和小美旱杨等3个树种林分处于中度生物学稳定状态；由差巴嘎蒿和沙打旺营造人工草地，处于较低生物学稳定状态。（2）抵抗力稳定性通过落叶指数、感病指数组成的抵抗力稳定性评价指标体系对林分抵抗力稳定性评价结果表明：沙枣、樟子松、柠条、侧柏、紫穗槐、沙地柏、差巴嘎蒿等营建的纯林与混交林，干旱胁迫期间未发生落叶指数较低，未发生病虫害，表现出高度抵抗力稳定性；白榆和黄柳纯林，在干旱胁迫期间表现为较高落叶指数，有轻度病虫害，抵抗力稳定性中度；杨树、刺槐林，在干旱胁迫期间虽然病虫害感染轻度，但落叶指数较高，甚至表现为不同程度的植株死亡，抵抗力稳定性最低。（3）由地表输沙量、土壤容重、孔隙度、持水量、机械组成等土壤物理性质和N、P、K、有机质含量等化学性质及其林内温湿度等小气候效益指标构成的林分功能稳定性评价指标对林分功能稳定性评价结果表明：小叶杨×刺槐林、白榆林、侧柏林以及柠条林功能稳定性最高；功能稳定性较差的林分有小叶杨、刺槐和小美旱杨。（4）对林分生物学稳定性、抵抗力稳定性、功能性稳定综合评价结果表明：综合稳定性较高的林分依次是，柠条林、樟子松林、沙地柏林、沙地柏×紫穗槐林、侧柏林、樟子松×紫穗槐林、榆树林、沙枣林；柠条×差巴嘎蒿林、白榆林、黄柳林、新疆杨纯林四种人工林呈现出中度稳定性；综合稳定性最低的人工植被，排序为小美旱杨＞小叶杨与刺槐混交林＞小叶杨与杏树混交林＞刺槐林＞差巴嘎蒿＞沙打旺。
丛林[6]（2013）在《大青沟国家级自然保护区旅游生态学研究》文中研究说明内蒙古大青沟国家级自然保护区地处干旱半干旱科尔沁沙地腹地,以北方珍贵阔叶林生态系统为保护对象,有“沙地明珠”之称。该保护区的主要矛盾是生态脆弱与生态旅游之间的矛盾,所以对该保护区的生态脆弱性评价及其旅游生态进行研究十分必要,对保护区脆弱生态保护和日益兴旺的生态旅游具有重要的理论和实践指导意义。本文在对国内外生态旅游研究全面综述的基础上,对该保护区特点和已开展的研究进行了系统阐述。从保护区旅游生态基质背景研究入手,对保护区旅游生态脆弱性进行了系统诊断,进而对保护区的旅游生态评价开展了研究,最后,对保护区的旅游生态进行了应用设计。结论如下：（1）土壤养分分析表明,有机质、全氮、全磷含量谷底林下>谷坡林下>谷外林下>谷外灌丘>谷外草丘>谷外裸丘,谷底林下有机质、全氮、全磷含量是谷外裸丘的20-60倍。该保护区土壤缺泛有机质、全氮、全磷和速效氮,表现为土壤土壤养分生态的脆弱性。（2）保护区大、小青沟沟内分布植物444种,占总种数（709种）的63%,沟内单位面积分布植物种群数量为56种/km2；沟外单位面积分布植物种群数量为4种／km2。可见,沟内植物种类多,其种群密度远远高于沟外,说明沟内生境质量优于沟外。（3）在沟底生境中分布的水生植物和湿生植物（草甸湿地、水边沼泽、水中）总计有196种,占总种数的28%。可见该保护区湿地生境的重要性。该保护区保护了湿地,湿地的存在改善了保护区的生态质量。（4）该保护区绝大多数植物种只分布于特定的某一种生境,说明保护区生境异质性程度高、连通性程度低,植物种群布分呈团块聚集型,种群扩散受生境屏障限制。该保护区面积较小,各生境斑块面积相对更小,从而影响到生境斑块上的植物种群数量低,这种局势就形成了保护区生境与植物种群的高度脆弱性,一旦某一生境及其分布的植物种群遭到破坏,很容易消失且难以恢复,并影响到其它生境和植物种群,产生恶性退化连锁反应。（5）该保护区地被物特征平均值表明,草本高度和盖度、凋落物厚度和盖度、土壤腐殖层厚与典型干旱草原相似,特别是凋落物层和腐殖质层很薄,沟内坡度陡,风蚀、水蚀或践踏后很容易破坏地被,使沙层裸露产生流沙。所以,该保护区的地被物较脆弱,应在开发中注意保护,防止风蚀、水蚀或践踏。（6）大青沟旅游践踏实验表明,在谷坡地段,下坡践踏破坏程度重于上坡践踏,下坡践踏破坏面积是上坡践踏的1.5-2倍,下坡践踏破坏深度是上坡践踏的2-4倍。旅游对植物的践踏、辗压、移除冲击很大,调查数据显示,旅游践踏造成林下植物种类、高度、密度、盖度、凋落物和更新等林下植被指标降低40-100%。（7）通过分析,在大青沟保护区,干旱、风大、降雨集中且强度大、植被覆盖率低、坡度陡、沙土容重大结构差、土壤抗蚀能力弱是产生土壤水蚀的内在因素,而旅游践踏外因更进一步加剧了土壤风蚀和水蚀的程度和过程。从而引起土壤养分的流失、土地的生产力被破坏、易形成溯源侵蚀、植被发育和生长受阻,进一步加剧了土壤和植被的生态脆弱性。（8）研究发现,小叶锦鸡儿固沙对提高氮含量的影响是差巴嘎蒿、山杏的1.5-2倍。所以,为保护大青沟和小青沟防止沙埋,在保护区外围应大量种植小叶锦鸡儿。提出了沟头沟尾防治防护法、种植固沙能力强且可以提高土壤养分的植物、实施乔灌木配植、提高植被的盖度、充分利用根系发达的植物、沙袋草方防治法、加大植被盖度、防护泉眼、控制旅游、旅游栈道防护等保护对策和措施。（9）通过旅游对土壤、植物、野生动物、水体等八个方面直接冲击进行整体性考察试验,结果表明,旅游践踏减少雨水渗透,增加径流量,使土壤空隙变小、物理化学性质改变,进入植物根部的水和空气减少,阻碍植物吸收水分和营养,影响植物正常生长,减少土壤微生物的生存空间,因而使物质的分解与循环受阻,改变土壤层生物组成,尤其是微生物组成,影响土壤层内自然进行的各种反应,土壤变硬,容易粒状化,加上风和水等自然力的催化作用,将加速土壤侵蚀作用。（10）本文针对大青沟保护区目前存在的旅游生态问题进行了脆弱性系统诊断,目的是理清脆弱性影响途径,为保护区改善旅游生态提供解决脆弱性问题思路。通过系统诊断,大青沟保护区旅游生态脆弱性问题系统可划分为6个问题子系统,分别是种群面积限制问题子系统、规划管理控制问题子系统、自然地理限制问题子系统、次生灾害过程问题子系统、控制对象过程问题子系统、控制效果现象问题子系统。（11）系统诊断查明该保护区旅游生态系统脆弱性程度高主要表现为抵抗灾害性能差、物种扩散能力低、系统生产代谢能力低、系统可恢复性能差等四方面。（12）系统诊断确诊该保护区的规划管理控制子系统中的问题是控制保护区脆弱性的根子层问题,是解决控制对象过程子系统中各个问题的关键,其中景区保育力度和游客生态教育是解决保护区旅游生态脆弱问题的基本点。（13）诊断表明,保护区的更新、演替和生长不良是该脆弱生态系统的中心问题,它影响系统脆弱性的物种扩散能力、系统生产代谢能力和系统可恢复性能等三方面,它是过程子系统和效果子系统的中心节点,在保护区经营保育和生态旅游管理中一定要抓住这个中心环节。（14）大青沟旅游生态系统评价研究表明,保护区栈道旅游方式,其游客日流动量为4000人,年游客容量控制在36万人以下为宜。需要加强保护区外围保护措施,防止流沙风蚀进入保护区沟内。（15）大青沟保护区综合生态评价研究表明,其植物物种多样性和生态系统地理分布稀有性为主要的保护生态要素,各要素重要值排序为：多样性>稀有性>代表性>稳定性=人类干扰>自然性>面积适宜性。该保护区总体评价为84分,保护区景观生态要素处于良好状态。综合生态评价指数为0.725,生态旅游资源开发潜力评价为81.5分。结果显示,该保护区旅游生态要素处于良好状态,可以开发生态旅游,但微观生态要素脆弱,必须走保护式生态旅游途径。（16）该保护区具有较好的美学观赏性、资源奇特性、科学考察性和历史文化性。生态旅游开发所涉及的区位条件、客源条件、自然环境条件和经济环境条件较好。对大青沟旅游生态系统进行了应用设计。
韩维峥[7]（2011）在《吉林西部草地退化恢复与碳收支的耦合研究》文中研究指明吉林西部草原位于欧亚大陆的最东部,属草甸草原。该区为一个闭流区,独特的地形条件及气候因素,造成该区地下水的矿化度较高,盐碱土得到了充分的发育,大面积的盐碱化土地影响了该区草地的生产及分布。自第四纪以来,该区经历了多次沙漠化和盐碱荒漠化的正逆演变过程,在平原形成了大面积的盐碱土沉积,为世界三大盐碱地之一,吉林西部属于国际地圈-生物圈计划（IGBP）样带之一的中国东北样带（NECT）范围内。因此,本文所讨论的吉林西部草原是集敏感性和典型性于一身的研究区域,开展退化草地恢复与碳收支的研究具有代表意义。目前草地生态系统碳循环研究主要集中在碳储量、土壤呼吸和生态系统碳循环模拟这三方面,另外,在气候变化、人类活动及大气CO2对碳循环过程的影响等方面也取得了很大的进展。在以往的研究中,没有将逆行演替和进展演替结合在一起以非平衡生态学理论和状态转移模型来考虑。本研究是在国家自然科学基金“吉林西部50年来LUCC对土壤有机碳影响及驱动机制研究”和高等学校博士学科点专项科研基金“土壤盐碱化对松嫩草地生态系统碳循环的影响研究”的支持下完成的。在查明了LUCC对陆地生态系统的净初级生产力（NPP）和土壤有机碳的时空分布特征的影响的基础上,揭示自然和人为因素对草地生态系统碳储量变化的驱动机制。针对研究区草地退化所引起的生态环境问题,运用状态转移模型模拟了草地群落演替,从而获得演替过程各阶段的碳储量变化。在吉林省生态草建设的大背景下,论证了三种退化草地生态恢复模式下土壤碳增汇的可行性,分别计算3种生态恢复模式的固碳潜力,预测吉林西部在清洁发展机制（CDM）下发展碳汇草业的前景。关于草地碳收支及退化草地恢复的耦合研究对于客观认识吉林西部草地生态系统在LUCC影响下的碳源./汇效应,及全球生物圈在固定大气CO2中的响应,为制定草地碳增汇和生态补偿政策具有理论意义和社会价值。本次研究得出以下结论:1、从1989-2008年,总体看来,研究区各地类呈现“四增五减”。其中,草地的面积总体减少。具体为1989至2000年持续降低,从2000至2008年则呈现逐渐增加的趋势。其中,高草面积持续减少,中草波动变化,低草面积增加,说明尽管草地生态系统得到了一定的恢复,但草地整体质量仍呈现下降趋势。2、选取1989、2004年及2008年的TM影像数据,运用CASA模型和植被枯损模型,计算研究区地表植被碳储量,得出植被碳密度最大的为林地,1989-2008年间研究区内植被总碳储量呈减少趋势,研究区植被碳储量净减少了230.02Tg C。1989-2008年草地植被碳储量增加了53.97 Tg C。另外,草地土壤碳储量一直呈下降趋势。3、设置状态转移模型描述吉林西部草地的群落演替,随着演替的进行,有机碳同含水率和TN呈正相关,同容重和pH呈负相关。通过计算土壤有机碳密度,0-100cm土层SOCD先升后降,说明天然草地的适度放牧造成的退化能增加草地碳储量,但是随着草地的持续放牧而加重的草地退化会减少草地碳储量。4、针对研究区内退化草地现状,在姜家店草场选择不同的样地设置退耕还草、围栏封育和人工种草三种试验,设置背景碳库和对照碳库。通过试验得到,围栏封育和人工种草均能直线增加土壤有机碳储量,而退耕还草的过程中,土壤有机碳储量呈现先减少后增加的趋势。通过计算固碳速率和碳汇潜力,得出人工种草的固碳速率最大。综合看来,围栏封育是最好的生态恢复模式,若实施围栏封育政策来恢复吉林西部退化草地,围栏5年得碳汇潜力约为4.08×106t/a,围栏10年的碳汇潜力为1.3×107t/a。5、若按照2008年吉林西部的退化草地面积估算不同措施的固碳量可达到0.151.33亿tC,其中CDM当前碳交易价格为6.3€/tC,以当前的欧元对人民币汇率计算,1欧元=8.5038人民币元,固碳的总价值将可达到7.771.4亿元,每公顷退化草地的固碳价值为140.34021.4元·hm-2·a-1。参照青海省的实施标准,将固碳总价值的30%用来发展碳贸易,每年可获得2.321.4×109元的资金,可以用来加快人工草地的建设和天然草地的保育。因此,加强对吉林西部退化草地的恢复,不仅可以改善研究区内的生态环境质量,而且可以提高吉林西部退化草地在碳贸易市场中争取更多的碳减排额度。
梁健[8]（2011）在《子午岭植物群落演替与土壤养分及微生物群落的关系》文中研究指明森林次生演替是诸多生态因子协同演变的过程。由于植物群落、土壤微生物群落和土壤养分在森林物质循环和能量流动中的关键地位,研究演替过程中三者变化特征及协同关系,对于森林次生演替规律和机制的认识理解及退化森林生态系统的恢复、重建和科学管理均具有重要意义。本研究以黄土高原子午岭撂荒地→草地→灌草地→天然次生森林（次生林包括演替早期阶段、过渡阶段和顶级阶段的森林群落）演替过程中处于不同演替阶段的群落为研究对象；运用植物群落生态学、土壤微生物生态学（T-RFLP和Biolog分析等）和土壤学等研究技术；分别以植物群落、土壤微生物群落和土壤养分组成为变量,借助多元数理统计分析手段,研究黄土高原天然次生林演替过程中,植物群落、土壤养分及微生物群落的变化特征及协同关系。主要成果如下：1.撂荒地至森林群落的次生演替过程中,植物群落总体多样性、土壤多数养分指标及综合肥力均表现为增长变化趋势；土壤总体微生物群落多样性表现为,草地最高,森林和灌草地相似,撂荒地最低。不同森林群落间,上述指标的变化均未反映出不同森林群落间的演替关系：而土壤总体微生物群落多样性则是演替高级阶段的森林群落高于早期阶段。2.分别就植物群落和土壤微生物群落而言,不同植被类型间多样性的平均值愈高,在演替过程中的波动性愈小；反之则大。波动性大小一定程度反映植物群落（或不同生长型）和微生物群落在演替过程中的稳定性程度。植物群落中,受外界环境影响较大的生长型（如草地群落的草本层和森林群落的乔木层）,多样性较低；而受影响较小的生长型（如森林群落的草本层和灌木层）,多样性较高。微生物群落中,0-10cm和10-20cm层土壤受植被演替变化的影响较大,多样性较高；而20-40cm层土壤受影响较小,多样性较低。3.森林演替过程中植物群落总体多样性大小表现为：顶级群落（辽东栎林）>灌草地>草地；在顶极群落中,多样性大小表现为：草本层+灌木层+乔木层>草本层+灌木层>草本层。二者间的对应关系说明：“顶极群落是一个由演替系列组成的复合体”,即森林植物群落多样性的垂直空间变化一定程度上反映了其演替的时间进程。4.森林演替过程中土壤总体微生物群落多样性的变化趋势与植物群落草本层相似；而在不同森林群落间,土壤总体微生物群落多样性则与凋落物积累量的变化趋势相似。植物群落根系和凋落物等是影响土壤微生物群落多样性的重要环境因子。5.植被进展演替促进了土壤肥力的恢复和增加；表层土壤肥力受影响更大,并决定了土壤总体肥力的大小和变化。植被演替的过程也是不同土层肥力大小分化的过程：土壤由深层至浅层的肥力变化（增高）过程与由早期植被演替阶段（撂荒地）至高级阶段（森林群落）的肥力变化（增高）过程相对应,即土壤肥力的垂直空间变化过程同样与其水平时间演替过程基本对应。6.植被演替过程中植物群落多样性、土壤微生物群落MBC和土壤肥力相互之间均存在显着正相关关系。植物群落多样性和生物量的增加丰富了土壤养分种类,满足了微生物对土壤养分的不同需求,因而土壤MBC和肥力水平随着演替过程得以提高,这进一步说明自肥作用是天然植物群落肥力形成和积累的重要机制。7.采用“数据挖掘”领域“不同聚类结果间相似性比较”的方法,研究植物群落组成与土壤养分间的关系,可以在一定程度上揭示植物群落演替对不同深度土壤养分组成的影响。地上植物群落结构愈相似,地下土壤养分及微生物学特征就会愈加相似。8.不同凋落叶成分分别作用于撂荒地土壤后,微生物群落对31种碳源的利用出现明显分异,生理活性和功能多样性均发生了改变。辽东栎与油松凋落叶分别处理后的土壤,碳源利用特征较为相似,而白桦凋落叶处理的土壤则更加相似于撂荒地；辽东栎凋落叶对土壤微生物生理活性和功能多样性的促进作用最大,油松次之,白桦最小,这种由大至小的变化与辽东栎林、油松林和白桦林群落所处的由高级至低级的演替阶段相对应。在林业实践中,可以尝试用森林优势树种凋落叶成分等事先处理退耕还林地土壤,由于微生物活性和多样性的改善,可能促进乔木幼苗的成活和生长,加速森林恢复演替的进程。9.以往研究表明,辽东栎具有比油松更强的竞争力,辽东栎林是演替的顶级,而油松林是亚顶级,推测油松林有可能最终发展为辽东栎林。本研究结果从“植-土”关系的角度支持了上述推测。经辽东栎-油松凋落叶处理后的土壤,其微生物碳源利用特征与辽东栎凋落叶单独处理的土壤更加相似,辽东栎对土壤微生物群落特征的决定作用可能更强,认为当演替高级阶段植物辽东栎侵入油松林中时,起初会处于劣势地位,逐渐地它可能通过其自身（如凋落物成分等）对土壤微生物群落特征的决定和改造优势,不断扩大影响范围,逐渐改变油松林原有土壤的微生物结构和功能特征,使土壤环境变得更有利于辽东栎的定居和生长,最终导致油松林演替为辽东栎林。
高伟[9]（2011）在《沙质海岸带防护林的恢复生态学研究》文中指出木麻黄（Casuarina equisetifolia）是我国滨海沙地的重要防护树种,在缓解沿海地区生态环境恶化,弥补海岸带生态脆弱性,抵御自然灾害方面发挥了重要的作用。但由于长期的纯林经营和严重的人为干扰,林带破碎、土壤养分失调和病虫害频发等问题逐渐出现,严重影响了防护林的稳定性,构建近自然的沿海防护林体系可使群落保持较高的物种多样性与稳定性,使种间关系更和谐,结构更健康,有助于沿海防护林的可持续经营。因此,本研究以东山岛沙质海岸带4种不同干扰方式（A:天然林,B:择伐天然林补植木麻黄,C:皆伐天然林种植木麻黄后实施保护,D:皆伐天然林种植木麻黄后对林下植被频繁干扰）影响下的植物群落为实验材料,系统研究了不同干扰方式对各群落物种组成、关键植物资源的种群动态、群落物种多样性和主要种群的生态位以及土壤理化性质的影响,揭示了各植物种群对不同干扰方式的响应和滨海沙地特定环境中植被的自然演替规律,为海岸带防护林的近自然恢复提供了基础资料,研究结果表明:1.随着干扰强度和频率的增大,群落的科、属、种数均表现出先升高后下降的趋势,说明适度干扰可增加物种多样性,支持中度干扰假说。不同干扰方式使植物群落处于不同的自然恢复演替阶段,群落受干扰强度越大,距离演替顶级就越远。随着时间的进行,植物群落在恢复演替上向着科、属、种组成更为丰富、复杂的方向发展;不同干扰方式下各林分的植物组成和重要值差别较大,天然次生林的乔木层和灌木层中,乡土植物潺槁木姜子（Litsea glutinosa）均是第一优势种,重要值分别为98和137,群落结构稳定;择伐干扰群落中,潺槁木姜子变为乔木层第三优势种,重要值为33,灌木层中仍为第一优势种,重要值为128;皆伐干扰后实施保护的群落,乔木层已无潺槁木姜子的分布,但灌木层中仍为第一优势种,重要值为64.12;皆伐干扰后频繁干扰的群落物种组成简单,各层次发育均较差;在植被的天然演替中,潺槁木姜子表现出较强的自然恢复能力,是对防护林进行近自然恢复的关键植物资源。2.不同干扰方式群落中潺槁木姜子种群的年龄结构均呈明显的反J型分布;样地A中潺槁木姜子种群各龄级间的个体数量变化动态指数V1—V6皆>0,V7= V8=0,整个种群年龄结构的数量变化动态指数Vpi=73.78%,考虑到种群的外部干扰时Vpi=8.18%>0;样地B中潺槁木姜子种群各龄级间的个体数量变化动态指数V1—V5皆>0,V6= V7=0,整个种群年龄结构的数量变化动态指数Vpi=86.93%,考虑到种群的外部干扰时Vpi=10.87%>0;样地C中潺槁木姜子种群各龄级间的个体数量变化动态指数V1—V2皆>0,V3=0,说明潺槁木姜子种群具有前期增长、后期稳定的特点,种群长远来看表现出增长与稳定的趋势。样地A中潺槁木姜子种群存活曲线拟合模型（NX=N0e-0.7994x,R=0.952、NX=N0x-3.3025,R=0.945）,属于DeeveyⅡ型,样地B中潺槁木姜子种群存活曲线拟合模型（NX=N0e-0.851x,R=0.8812、NX=N0x-3.1489,R=0.9854）和样地C中潺槁木姜子种群存活曲线拟合模型（NX=N0e-1.798x,R=0.8995、NX=N0x-3.9257,R=0.9295）属于DeeveyⅢ型;4种生存分析函数曲线都表明,潺槁木姜子种群具有前期增长、后期稳定的特点,与种群生命表的存活曲线、死亡率曲线和致死力曲线分析结果相一致。3.随着干扰强度和频率的增大,乔木层物种多样性和均匀度随着干扰强度和频率的增大逐渐降低,优势度逐渐上升,样地B的林下物种多样性都不同程度的高于样地A,说明择伐干扰增加了林分的物种多样性;样地C的灌木层和草本层物种多样性最高,说明皆伐干扰虽使乔木层物种多样性大大降低,但实施保护之后,灌木层和草本层的物种多样性逐步得到恢复,群落处于进展演替当中,另一方面也说干扰后自然恢复的初期,物种间的资源利用性竞争相对缓和,较多物种可在群落内共存;皆伐后持续干扰的群落各层次物种多样性均较低,人工种植的木麻黄成为群落的优势种,控制着群落的性质和结构,群落各方面指标与天然植被相差较远。4.随着人为干扰强度和频率的增大,群落间物种更替的速率逐渐升高,β多样性指数（CJ和Cs）越来越小,指数值均在50%以下,即随着干扰强度和频率的增大,植被的天然性程度越来越低,距离初始植被原来越远;βWS、βC、βR指数测度结果随着人为干扰强度和频率的增大,B级和C级群落间相异性指数（βWS、βC、βR）最大,说明皆伐干扰使群落物种更替速率最大,群落相似性最低;CN和CMH指数总体变化规律与βWS、βC、βR指数相反,随着人为干扰强度和频率的增大,其值变化规律是先减小后增大,人工纯林间物种组成和个体数最相似,其值最大。5.根据不同干扰方式各群落中的种群生态位特征,可将所有种群划分为生态位扩展型、衰退型、敏感型和稳定型4个类型;天然林中的演替优势种在木麻黄林的灌木种群中已有较大数量的分布,且具有较大的生态位宽度值,但由于人工林生态位分化不良,种间竞争相对激烈,群落组成不稳定;天然林中大部分乡土树种生态位宽度较之在木麻黄林中大为增加,但除敏感型种群和潺槁木姜子、雀梅藤以外,天然林中其他种群的生态位重叠值较之在木麻黄林中有所降低,说明经过长期的协同进化,天然林种间生态位分化程度高,竞争相对缓和。总体来看,以乡土树种为优势种的天然林比人工林生态位配置更优化,对维持群落的稳定更有意义,其群落结构可为沿海防护林的近自然恢复提供参考资料。6.对不同干扰方式下各群落土壤理化性质测定结果表明:天然次生林的土壤容重较低,孔隙度较高,有利于降水的下渗从而降低降水的径流系数,以减少土壤的侵蚀量,具有较强的水土保持能力,随着干扰强度和频率的增大,土壤的水土保持功能呈现逐渐下降的趋势,人工纯林的土壤孔隙度较低,不利于降水下渗,地表径流大,水土保持能力相对较低。天然林的PH值高于木麻黄林,除全氮外各种养分含量也不同程度的高于木麻黄林,因此,实现沿海防护林的近自然经营,对缓解纯林经营养分不足的缺陷,实现养分平衡,改善立地条件等有一定的启发意义。
胡小龙[10]（2011）在《内蒙古多伦县退化草地生态恢复研究》文中指出内蒙古多伦县位于浑善达克沙地南段,是我国北方典型的农牧交错地带之一。由于人口的过快增长和不合理的土地利用导致该区风蚀沙化、水土流失加剧,草牧场严重退化。本文采用野外调查监测和室内实验分析相结合方法,通过对2001年至2009年多伦地区的植被、沙尘暴、地表风蚀特征、土壤水分以及社会经济结构等方面的动态变化进行分析研究,探讨不同人工措施对退化草地生态恢复的效果,主要结论如下：（1）多伦县植物种类的丰富度较高,有种子植物75科258属544种。其中食用植物共有58科、121属、192种；药用植物共有69科、164属、282种；防护及观赏植物共有22科、35属、50种；工业用植物共有15科、31属、38种。如果能够科学栽培繁殖并加以合理开发利用,即可有效保护生态环境和生物多样性,又能够提高当地人民群众的生活水平,促进经济发展。（2）多伦县通过近十年的生态建设,使得沙尘暴天气的发生频率和持续时间均呈现下降趋势。同时,沙丘各年度的平均蚀积量逐年下降,流动沙丘向半固定、固定沙丘转化。（3）从沙粒粒径的空间异质性来看,灌丛的冠幅越大,越有利于风蚀中细沙、极细沙和粉沙的截留,而灌丛的高度对沙粒粒径的百分含量影响不大；土壤5-10cm表层的含水量受植被覆盖的影响较大,有人工措施的草地的土壤含水量远高于无人工措施的天然草地和未围封沙地；沙地营造乔木人工林对林下的土壤养分无明显影响。（4）围栏封育是恢复退化草地的有效手段之一,围封区内多以多年生植物为主,植物群落稳定,且草层高度、植被盖度和生物量均高于围栏外。人工植被重建使沙区的生态环境得到了改善,随着人工植被林龄的增长,区域内植物种类增加。不同固沙年限植物群落特征的变化直接影响固沙区的土壤含水量,随着植物群落逐渐变为稳定,植株密度、植被盖度等指标明显增大,使得土壤的蒸发量降低,土壤表层含水量相对增加。（5）多伦县土地利用变化的主要驱动力是经济政策性因子和人口因子。未利用土地、耕地转向了草地、林地,提高了土地利用率。表明京津风沙源治理工程和退耕还林工程、围栏禁牧等一系列生态恢复措施发挥了积极作用,使退化草地的风蚀沙化得到有效控制,生态环境得到了改善。
二、滨湖沙地植物群落进展演替与种类调查研究（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、滨湖沙地植物群落进展演替与种类调查研究（论文提纲范文）
（1）青海格尔木胡杨林自然保护区天然植被群落的多样性研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区概况 |
| 1.2 研究方法 |
| 1.2.1 样地设置 |
| 1.2.2 分析方法 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 保护区群落物种组成及典型植被生长特征 |
| 2.2 保护区植被多样性分析 |
| 2.2.1 群落物种重要值与结构类型分析 |
| 2.2.2 群落及草本多样性分析 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（2）城市绿道建设中植物多样性策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 研究背景 |
| 1.1.1. 快速城市化对地区植物多样性的巨大威胁 |
| 1.1.2. 我国城市绿道建设热潮中对植物多样性的忽视 |
| 1.1.3. 风景园林学科对植物多样性领域关注不足 |
| 1.2. 研究目的和意义 |
| 1.2.1. 完善风景园林学在相关领域的理论研究 |
| 1.2.2. 对我国未来的建设实践起到一定的指导作用 |
| 1.3. 研究内容和范畴界定 |
| 1.3.1. 研究内容 |
| 1.3.2. 研究范畴界定 |
| 1.3.2.1. 城市建成区范围 |
| 1.3.2.2. 植物多样性 |
| 1.4. 国内外研究进展 |
| 1.4.1. 国外的研究进展 |
| 1.4.2. 国内的研究进展 |
| 1.4.3. 综合评价 |
| 1.5. 研究的理论基础 |
| 1.5.1. 生态学理论 |
| 1.5.2. 植物生态学理论 |
| 1.5.3. 岛屿生物地理学理论 |
| 1.5.4. 景观生态学理论 |
| 1.6. 研究方法 |
| 1.6.1. 文献研究 |
| 1.6.2. 案例分析 |
| 1.6.3. 实地调研 |
| 1.6.4. 实例论证 |
| 1.6.5. 归纳总结 |
| 1.7. 论文研究框架 |
| 2. 城市绿道的基本理论研究 |
| 2.1. 绿道及相关概念辨析 |
| 2.1.1. 绿道的概念 |
| 2.1.2.与绿道相关概念的辨析 |
| 2.1.3. 城市绿道的概念 |
| 2.2. 城市绿道分类 |
| 2.2.1. 绿道分类研究 |
| 2.2.2. 本研究的城市绿道分类 |
| 2.3. 城市绿道的构成 |
| 2.3.1. 绿廊系统 |
| 2.3.2. 慢行系统 |
| 2.3.3. 交通衔接系统 |
| 2.3.4. 服务设施系统 |
| 2.3.5. 标识系统 |
| 2.4. 城市绿道的功能 |
| 2.4.1.生态功能 |
| 2.4.2. 游憩功能 |
| 2.4.3. 遗产保护功能 |
| 2.4.4. 教育功能 |
| 2.4.5.经济产业功能 |
| 2.5. 城市绿道建设的主要策略 |
| 2.5.1. 保护性策略 |
| 2.5.2. 恢复性策略 |
| 2.6. 城市绿道植物多样性的概念 |
| 2.7. 绿道建设中植物多样性思想的演变 |
| 2.7.1. 植物多样性思想在个别案例中有所体现 |
| 2.7.2. 植物多样性思想开始受到普遍关注 |
| 2.8. 本章小结 |
| 3. 植物多样性的基本理论研究 |
| 3.1. 植物多样性概念 |
| 3.2. 植物多样性研究层次 |
| 3.2.1. 植物遗传多样性 |
| 3.2.2. 植物物种多样性 |
| 3.2.3. 生态系统多样性 |
| 3.2.4. 景观多样性 |
| 3.3. 植物多样性主要保护途径 |
| 3.3.1. 就地保护 |
| 3.3.2. 迁地保护 |
| 3.4. 植物多样性的主要影响因素 |
| 3.4.1. 植物物种与植物多样性 |
| 3.4.1.1. 物种的地域性特征 |
| 3.4.1.2. 物种种群密度 |
| 3.4.1.3. 物种生态位选择 |
| 3.4.2. 植物群落特征与植物多样性 |
| 3.4.2.1. 群落的优势种和建群种 |
| 3.4.2.2. 群落的垂直结构特征 |
| 3.4.2.3. 群落的演替过程 |
| 3.4.3. 景观结构与植物多样性 |
| 3.4.3.1. 斑块的结构特征 |
| 3.4.3.2. 廊道的结构特征 |
| 3.4.3.3. 网络的结构特征 |
| 3.5. 植物多样性的评价指标 |
| 3.5.1. α多样性指数 |
| 3.5.2. β多样性指数 |
| 3.5.3. γ多样性指数 |
| 3.6. 本章小结 |
| 4. 我国城市绿道植物多样性的挑战、必要性和可行性 |
| 4.1. 我国城市绿道建设中植物多样性面临的挑战 |
| 4.1.1. 绿道概念的错误解读 |
| 4.1.2. 城市的生态沙漠 |
| 4.1.3. 植物多样性保护与人类使用需求的冲突 |
| 4.1.4. 传统审美与生态之美的矛盾 |
| 4.1.5. 急功近利思想与植物演替周期长的矛盾 |
| 4.1.6. 相关法律政策的不完善 |
| 4.1.7. 缺乏多学科合作和公众参与 |
| 4.2. 城市绿道植物多样性的必要性 |
| 4.2.1. 生态意义 |
| 4.2.1.1. 维持生物多样性 |
| 4.2.1.2. 生态系统服务功能 |
| 4.2.2. 景观美学意义 |
| 4.2.3. 科普教育意义 |
| 4.2.4. 经济意义 |
| 4.2.4.1. 直接经济效益 |
| 4.2.4.2. 间接经济效益 |
| 4.3. 城市绿道植物多样性的可行性 |
| 4.3.1. 将自然引入城市 |
| 4.3.2. 绿道的线性结构 |
| 4.3.3. 绿道连接城市中重要的生物栖息地 |
| 4.3.4. 植物多样性作为解决城市问题的策略 |
| 4.4. 本章小结 |
| 5. 基于不同类型绿道的植物多样性策略 |
| 5.1. 山林型绿道植物多样性研究 |
| 5.1.1. 山林型绿道概况 |
| 5.1.1.1. 山林型绿道的定义 |
| 5.1.1.2. 山林型绿道的特点 |
| 5.1.2. 山林型绿道植物多样性的主要问题 |
| 5.1.2.1. 生态核心区域缺乏保护 |
| 5.1.2.2. 自然森林植物郁闭度过高 |
| 5.1.2.3. 人工造林的森林植被单一化 |
| 5.1.2.4. 生物多样性功能被忽视 |
| 5.1.3. 山林型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.1.3.1. 分区保护模式策略 |
| 5.1.3.2. 适当人为干预策略 |
| 5.1.3.3. 复合型群落结构策略 |
| 5.1.3.4. 维持生物多样性的植物选择 |
| 5.2. 滨河型绿道植物多样性研究 |
| 5.2.1. 滨河型绿道概况 |
| 5.2.1.1. 滨河型绿道的定义 |
| 5.2.1.2. 滨河型绿道的特点 |
| 5.2.2. 滨河型绿道的植物多样性问题 |
| 5.2.2.1. 河流工程改造导致植物生境丧失 |
| 5.2.2.2. 植物种植照搬城市绿地模式 |
| 5.2.2.3. 植物选择缺乏功能性考虑 |
| 5.2.2.4. 生物多样性功能被忽视 |
| 5.2.3. 滨河型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.2.3.1. 生境多样性营造策略 |
| 5.2.3.2. 多层次空间种植策略 |
| 5.2.3.3. 基于生态功能的植物选择策略 |
| 5.2.3.4. 维持生物多样性策略 |
| 5.2.4. 范例解析 |
| 5.2.4.1. 斯坦福弥尔河公园 |
| 5.2.4.2. 新加坡碧山宏茂桥公园 |
| 5.3. 绿地型绿道植物多样性研究 |
| 5.3.1. 绿地型绿道概况 |
| 5.3.1.1. 绿地型绿道的定义 |
| 5.3.1.2. 绿地型绿道的特点 |
| 5.3.2. 绿地型绿道的植物多样性问题 |
| 5.3.2.1. 植物种类过于园林化 |
| 5.3.2.2. 植物群落结构过于人工化 |
| 5.3.2.3. 保健植物使用不足 |
| 5.3.3. 绿地型绿道植物多样性恢复策略 |
| 5.3.3.1. 乡土植物选择策略 |
| 5.3.3.2. 近自然化群落构建策略 |
| 5.3.3.3. 保健植物选择策略 |
| 5.3.4. 范例解析 |
| 5.3.4.1. 纽约高线公园 |
| 5.3.4.2. 波士顿翡翠项链绿道 |
| 5.4. 道路型绿道植物多样性研究 |
| 5.4.1. 道路型绿道概况 |
| 5.4.1.1. 道路型绿道的定义 |
| 5.4.1.2. 道路型绿道的特点 |
| 5.4.2. 道路型绿道的植物多样性问题 |
| 5.4.2.1. 植物的生态功能被忽视 |
| 5.4.2.2. 景观组织功能欠缺 |
| 5.4.2.3. 交通辅助功能存在问题 |
| 5.4.3. 道路型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.4.3.1. 基于生态功能的植物选择策略 |
| 5.4.3.2. 满足景观功能的植物选择策略 |
| 5.4.3.3. 基于交通辅助功能的植物选择策略 |
| 5.4.4. 范例解析 |
| 5.4.4.1. 美国波士顿肯尼迪绿道 |
| 5.5. 本章小结 |
| 6. 基于不同尺度绿道的植物多样性策略 |
| 6.1. 宏观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.1.1. 城市绿道网络的构建策略 |
| 6.1.1.1. 重要生物栖息地的选择 |
| 6.1.1.2. 绿道相互连接形成网络 |
| 6.1.2. 范例解析 |
| 6.1.2.1. 中国深圳市绿道网络 |
| 6.1.2.2. 加拿大埃德蒙顿市生态网络 |
| 6.2. 中观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.2.1. 绿道连通性策略 |
| 6.2.2. 绿道宽度适宜性策略 |
| 6.2.2.1. 维持生物多样性的宽度适宜性 |
| 6.2.2.2. 基于生态服务功能的宽度适宜性 |
| 6.2.3. 生境多样性营造策略 |
| 6.2.3.1. 营造多样性的生境类型 |
| 6.2.3.2. 整合周边小块生境斑块 |
| 6.3. 微观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.3.1. 乡土植物营建策略 |
| 6.3.2. 群落自然演替策略 |
| 6.3.3. 生境保护和恢复策略 |
| 6.3.3.1. 生境的保护 |
| 6.3.3.2. 生境的恢复 |
| 6.3.4. 生境面积适宜性策略 |
| 6.4. 本章小结 |
| 7. 基于社会驱动因素的植物多样性策略 |
| 7.1. 建立风景园林师主导的多学科合作模式 |
| 7.2. 设置专门的管理机构 |
| 7.3. 制定相关法规政策 |
| 7.3.1. 宏观政策的落实 |
| 7.3.2. 具体政策的制定与实施 |
| 7.4. 加强公众和社会组织的参与 |
| 7.4.1. 加强公众参与 |
| 7.4.1.1. 促进设计过程的参与 |
| 7.4.1.2. 促进决策过程的参与 |
| 7.4.1.3. 促进实施维护的参与 |
| 7.4.2. 利用社会组织的力量推动植物多样性保护 |
| 7.5. 建立资金保障机制 |
| 7.5.1. 建立绿道植物多样性专项资金 |
| 7.5.2. 建立和完善多元化的融资渠道 |
| 7.6. 本章小结 |
| 8. 结论与展望 |
| 8.1. 本研究的成果 |
| 8.1.1. 主要结论 |
| 8.1.1.1. 明确了城市绿道植物多样性的必要性和可行性 |
| 8.1.1.2. 提出了基于多个角度的策略 |
| 8.1.2. 主要创新点 |
| 8.1.2.1. 拓展了城市绿道植物多样性的研究内容 |
| 8.1.2.2. 提出了系统的城市绿道植物多样性营建策略 |
| 8.2. 本研究展望及不足 |
| 参考文献 |
| 插图及表格目录 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 致谢 |
（3）浑善达克沙地不同飞播年限植物群落特征分析 ——以正蓝旗为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 插图和附表清单 |
| 1 引言 |
| 1.1 生态恢复的原理 |
| 1.2 全球生态恢复的概况 |
| 1.2.1 国外生态恢复研究概况 |
| 1.2.2 国内生态恢复研究概况 |
| 1.3 生态恢复过程中关于物种多样性的研究 |
| 1.3.1 国外关于物种多样性的研究 |
| 1.3.2 国内关于物种多样性的研究 |
| 1.4 国内外关于物种多样性研究方法 |
| 1.4.1 调查方法 |
| 1.4.2 测度方法 |
| 1.5 选题依据 |
| 1.6 研究目标及研究内容 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2 研究区概况及研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候特征 |
| 2.1.4 水文条件 |
| 2.1.5 土壤 |
| 2.1.6 植被 |
| 2.1.7 社会经济状况 |
| 2.1.8 民族文化 |
| 2.1.9 生态环境状况 |
| 2.2 研究方法及数据处理 |
| 2.2.1 样地选择 |
| 2.2.2 群落调查 |
| 2.2.3 数据处理方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同飞播年限群落物种组成变化 |
| 3.1.1 群落物种组成 |
| 3.1.2 群落物种重要值 |
| 3.1.3 不同飞播年限主要飞播种的重要值变化 |
| 3.1.4 群落生活型结构 |
| 3.1.5 小结 |
| 3.2 不同飞播年限植物多样性变化特征 |
| 3.2.1 α多样性 |
| 3.2.2 α多样性指数相关性分析 |
| 3.2.3 小结 |
| 3.3 不同飞播年限物种多样性与地上生物量的关系 |
| 3.3.1 植被盖度 |
| 3.3.2 群落的地上生物量(鲜重) |
| 3.3.3 物种多样性与群落地上生物量相关关系分析 |
| 3.3.4 小结 |
| 4 结论与讨论 |
| 4.1 讨论 |
| 4.2 结论 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（4）黄土高原半干旱区退化草地恢复与利用过程研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 自然概况 |
| 1.2 研究方法 |
| 2 结果与讨论 |
| 2.1 植被生态特征变化 |
| 2.2 群落地上生物量变化 |
| 2.3 群落地下生物量变化 |
| 2.4 草地封禁恢复演替过程 |
| 2.5 草地的合理利用研究 |
| 3 讨论和结论 |
（5）黄羊滩人工固沙林生态稳定性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外关于生态系统稳定性的研究进展 |
| 1.2.1 稳定性的概念及其发展 |
| 1.2.2 稳定性的机制 |
| 1.2.3 稳定性的判定与测度指标 |
| 1.2.4 人工植被稳定性的研究进展 |
| 1.2.5 防风固沙人工植被研究进展 |
| 1.2.6 森林生态系统稳定性研究的发展趋势 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术线路 |
| 2 研究地区概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 地形地貌 |
| 2.3 气候 |
| 2.4 水文 |
| 2.5 土壤 |
| 2.6 植被 |
| 3 研究方法 |
| 3.1 标准地的设置 |
| 3.2 测树因子及群落学调查 |
| 3.3 生物量的测定 |
| 3.4 林木抗旱性相关指标测定 |
| 3.5 林木病虫害调查 |
| 3.6 林地输沙量及风沙流结构 |
| 3.7 土壤理化性质的测定 |
| 3.8 标空气温度（AT）与空气相对湿度（RH）的测定 |
| 3.9 生物多样性调查与计算 |
| 3.10 稳定性评价 |
| 3.11 权重的确定 |
| 4 人工固沙林稳定性认识与评价体系构建 |
| 4.1 关于人工固沙林生态稳定性基本问题的认识 |
| 4.1.1 人工固沙林生态稳定性的内涵与外延 |
| 4.1.2 人工固沙林生态稳定性的评价因子与测度指标 |
| 4.2 人工固沙林生态稳定性各指标因子的生态学含义 |
| 5 人工固沙林生态稳定性的研究 |
| 5.1 人工固沙林的生物学稳定性 |
| 5.1.1 人工固沙林的林木保存率 |
| 5.1.2 人工固沙林的生长状况 |
| 5.1.3 人工固沙林的自然更新 |
| 5.1.4 人工固沙林的防护期 |
| 5.1.5 人工固沙林生物学稳定性的无权重评价 |
| 5.2 人工固沙林的抵抗力稳定性 |
| 5.2.1 树种的抗旱性 |
| 5.2.2 树种的抗病虫害能力 |
| 5.2.3 人工固沙林抵抗力稳定性的无权重评价 |
| 5.3 人工固沙林的功能稳定性 |
| 5.3.1 人工固沙林的固沙效益 |
| 5.3.2 人工固沙林的土壤效应 |
| 5.3.3 人工固沙林的小气候效应 |
| 5.3.4 人工固沙林林内草本植物的物种多样性 |
| 5.3.5 人工固沙林功能稳定性的无权重评价 |
| 6 人工固沙林生态稳定性综合评价与对策建议 |
| 6.1 人工固沙林生态稳定性综合评价 |
| 6.1.1 指标体系 |
| 6.1.2 权重的确定 |
| 6.1.3 评价结果 |
| 6.2 人工固沙林管理对策 |
| 6.2.1 稳定型人工固沙林的管理 |
| 6.2.2 中度稳定型人工固沙林的管理 |
| 6.2.3 低度稳定型人工固沙林的管理 |
| 7 结论与讨论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 在读期间科研成果与发表论文 |
| 作者简历 |
| 致谢 |
（6）大青沟国家级自然保护区旅游生态学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 研究综述 |
| 1.1. 自然保护区概述 |
| 1.1.1. 世界自然保护联盟(IUCN)关于自然保护区的定义 |
| 1.1.2. 我国的自然保护区的定义 |
| 1.1.3. 建立自然保护区意义 |
| 1.1.4. 建立自然保护区迫切性和必要性 |
| 1.1.5. 自然保护区的作用 |
| 1.1.6. 保护区的大小 |
| 1.1.7. 保护区内部的功能分区原则 |
| 1.1.8. 自然保护区分类 |
| 1.1.9. 国外自然保护区发展概况 |
| 1.1.10. 中国自然保护区发展概况 |
| 1.2. 自然保护区生态旅游研究综述 |
| 1.2.1. 生态旅游发展概况 |
| 1.2.2. 生态旅游研究概述 |
| 1.2.3. 与生态旅游相关的概念 |
| 1.3. 生态影响评价 |
| 1.3.1. 生态影响评价背景 |
| 1.3.2. 生态影响评价的程序 |
| 1.4. 生态脆弱性研究 |
| 1.4.1. 国内外关于生态脆弱区的定义 |
| 1.4.2. 生态脆弱性评价指标与评价方法 |
| 1.4.3. 生态脆弱性评价指标体系建立的原则 |
| 1.5. 生态环境脆弱地区旅游开发的环境影响研究 |
| 1.5.1. 国外关于旅游环境影响评价研究 |
| 1.5.2. 国内研究现状 |
| 1.5.3. 生态脆弱区旅游开发的研究 |
| 1.5.4. 旅游环境影响评价方法 |
| 1.6. 小结 |
| 2. 大青沟国家级保护区概况与研究基础 |
| 2.1. 大青沟保护区概况 |
| 2.1.1. 自然地理 |
| 2.1.2. 气候状况 |
| 2.1.3. 水文状况 |
| 2.1.4. 土壤特点 |
| 2.1.5. 植物资源 |
| 2.1.6. 动物资源 |
| 2.1.7. 林业资源 |
| 2.1.8. 社会经济概况 |
| 2.1.9. 保护区功能区区划 |
| 2.2. 大青沟保护区研究基础 |
| 2.2.1. 大青沟残遗森林植物群落特点及种间联结性研究 |
| 2.2.2. 大青沟森林植物群落物种多样性研究 |
| 2.2.3. 大青沟主要木本植物种群分布格局及动态的研究 |
| 2.2.4. 大青沟植物群落起源探讨 |
| 2.2.5. 大青沟植物群落稳定性研究 |
| 2.2.6. 大青沟木本植物果实类型组成与环境演变研究 |
| 2.3. 小结 |
| 3. 研究方案 |
| 3.1. 目的、意义 |
| 3.2. 研究内容 |
| 3.3. 研究方法 |
| 3.4. 技术路线 |
| 3.5. 可行性论证 |
| 3.6. 创新之处 |
| 4. 大青沟保护区旅游生态背景基质研究 |
| 4.1. 大青沟保护区土壤养分氮磷钾及有机质 |
| 4.1.1. 材料与方法 |
| 4.1.2. 结果与评价 |
| 4.2. 大青沟国家级自然保护区水蚀状况研究 |
| 4.2.1. 水蚀产生的原因 |
| 4.2.2. 水蚀带来的不良影响 |
| 4.2.3. 保护区的水蚀防治对策 |
| 4.3. 大青沟植物分布特点研究 |
| 4.3.1. 大青沟植物种分布统计分析 |
| 4.3.2. 大青沟保护区地被物调查 |
| 4.4. 大青沟国家级自然保护区旅游冲击试验及调介 |
| 4.4.1. 实验方法 |
| 4.4.2. 试验结果 |
| 4.5. 小结 |
| 5. 大青沟保护区旅游生态脆弱性系统诊断 |
| 5.1. 大青沟保护区脆弱性系统诊断 |
| 5.1.1. 系统诊断简介 |
| 5.1.2. 系统诊断过程 |
| 5.1.3. 系统诊断结果 |
| 5.2. 大青沟保护区脆弱性系统分析 |
| 5.2.1. 脆弱性系统构成 |
| 5.2.2. 抵抗灾害性能脆弱性影响分析 |
| 5.2.3. 物种扩散能力脆弱性影影响分析 |
| 5.2.4. 系统生产代谢能力脆弱性影影响分析 |
| 5.2.5. 系统可恢复性能脆弱性影影响分析 |
| 5.3. 大青沟保护区旅游生态脆弱性系统调控策略 |
| 5.4. 小结 |
| 6. 大青沟保护区生态旅游评价研究 |
| 6.1. 大青沟保护区旅游生态容量研究 |
| 6.2. 大青沟保护区综合生态评价指数 |
| 6.3. 大青沟保护区的生态综合打分评价 |
| 6.4. 大青沟保护区生态旅游资源开发潜力评价 |
| 7. 大青沟自然保护区旅游生态应用设计 |
| 7.1. 旅游资源评价 |
| 7.1.1. 旅游资源类型 |
| 7.1.2. 保护区旅游资源的评价 |
| 7.1.3. 开发建设条件的评价 |
| 7.2. 规划总则 |
| 7.2.1. 规划指导思想 |
| 7.2.2. 规划原则 |
| 7.2.3. 规划依据 |
| 7.2.4. 旅游定位 |
| 7.3. 功能分区 |
| 7.3.1. 功能分区原则 |
| 7.3.2. 功能分区 |
| 7.4. 景观规划 |
| 7.4.1. 景观规划构思 |
| 7.4.2. 景观景区(点)区划 |
| 7.5. 项目策划与旅游组织 |
| 7.5.1. 旅游项目组织 |
| 7.5.2. 旅游线路组织 |
| 7.6. 环境容量与游客规模预测 |
| 7.6.1. 生态容量计算 |
| 7.6.2. 游人容量测算 |
| 7.7. 环境保护规划 |
| 7.7.1. 规划原则 |
| 7.7.2. 建立分级保护体系 |
| 7.7.3. 生态环境保持工程 |
| 7.8. 旅游服务设施规划 |
| 7.8.1. 规划原则 |
| 7.8.2. 住宿设施规划 |
| 7.8.3. 餐饮服务设施 |
| 7.8.4. 咨询服务 |
| 7.8.5. 管理服务 |
| 7.8.6. 道路交通规划 |
| 7.8.7. 供电系统规划 |
| 7.8.8. 给排水 |
| 7.8.9. 电信工程 |
| 8. 结论与讨论 |
| 8.1. 大青沟旅游生态土壤要素 |
| 8.2. 大青沟旅游生态植物要素 |
| 8.3. 大青沟旅游生态侵蚀要素 |
| 8.4. 大青沟旅游生态脆弱性系统诊断 |
| 8.5. 大青沟旅游生态系统评价 |
| 8.6. 大青沟旅游生态系统应用设计 |
| 8.7. 讨论 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（7）吉林西部草地退化恢复与碳收支的耦合研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 土地利用/覆被变化 |
| 1.3.2 草地生态系统碳储量对人为干扰及全球变化的响应 |
| 1.3.3 草地生态系统演替理论 |
| 1.3.4 草地土壤固碳 |
| 1.3.5 综述 |
| 1.4 研究内容与技术方法 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术方法 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 1.5 论文创新点 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 地理位置与行政区划 |
| 2.2 气象 |
| 2.3 水文 |
| 2.4 土壤 |
| 2.5 植被 |
| 2.6 人口现状和国民经济 |
| 2.7 研究区内的主要生态环境问题 |
| 2.8 草地类型 |
| 2.9 研究区生态环境演变 |
| 第3章 吉林西部LUCC 及草地退化时空分布 |
| 3.1 数据来源 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 影像预处理 |
| 3.2.2 遥感图像分类 |
| 3.2.3 土地利用分类系统 |
| 3.2.4 非监督分类——目视判读综合解译方法 |
| 3.2.5 土地利用分类精度检验 |
| 3.2.6 数据提取方法 |
| 3.3 土地利用变化特征分析 |
| 3.3.1 精度检验结果 |
| 3.3.2 面积变化 |
| 3.3.3 空间分布 |
| 3.3.4 空间转化 |
| 3.3.5 各类草地面积时空变化及转移情况分析 |
| 本章小结 |
| 第4章 LUCC 对吉林西部草地生态系统碳储量的影响 |
| 4.1 吉林西部草地生物量碳库及其变化 |
| 4.1.1 吉林西部草地NPP 估算 |
| 4.1.2 结果与分析 |
| 4.1.3 LUCC 对植被碳储量的影响 |
| 4.2 吉林西部草地土壤碳库及其变化 |
| 4.2.1 土壤碳储量的估算 |
| 4.2.2 结果分析 |
| 本章小结 |
| 第5章 吉林西部草地退化过程中碳储量变化研究 |
| 5.1 吉林西部草地生态系统的群落演替 |
| 5.1.1 吉林西部草地生态系统的逆行演替 |
| 5.1.2 吉林西部草地生态系统的进展演替 |
| 5.1.3 吉林西部草地生态系统的状态转移演替模型 |
| 5.2 吉林西部草地生态系统演替过程中碳截存研究 |
| 5.2.1 样地选择 |
| 5.2.2 数据处理 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 演替的不同转移阶段植被群落特征的变化 |
| 5.3.2 演替的不同转移阶段土壤理化特征 |
| 5.3.3 演替的不同阶段土壤理化与有机碳的相关分析 |
| 5.3.4 演替的不同转移阶段土壤有机碳密度的变化 |
| 本章小结 |
| 第6章 不同退化草地修复技术的固碳效应分析 |
| 6.1 吉林西部退化草地的修复技术 |
| 6.1.1 生物技术 |
| 6.1.2 工程技术与措施 |
| 6.2 退化草地的三种典型修复技术与土壤固碳效应分析 |
| 6.2.1 试验设计 |
| 6.2.2 采样及测试方法 |
| 6.2.3 结果与分析 |
| 6.3 不同退化草地修复技术的固碳潜力及固碳速率 |
| 本章小结 |
| 第7章 吉林西部退化草地碳贸易潜力分析 |
| 7.1 CDM 由来 |
| 7.2 CDM 项目 |
| 7.3 我国CDM 项目的重点开发领域 |
| 7.4 退化草地开展CDM 项目的可行性 |
| 7.5 退化草地三种修复模式的碳贸易潜力 |
| 本章小结 |
| 第8章 结论 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（8）子午岭植物群落演替与土壤养分及微生物群落的关系（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 植被演替过程中植物群落与土壤微生物群落之间的关系 |
| 1.2.1 植被演替过程中植物群落与土壤微生物群落关系的研究概况 |
| 1.2.2 土壤微生物群落结构的主要研究方法 |
| 1.3 植被演替过程中植物群落与土壤养分特征间的关系 |
| 1.4 本文的研究思路及内容 |
| 第2章 研究区概况 |
| 2.1 研究区域特征 |
| 2.2 研究样地特征 |
| 第3章 植被演替过程中植物群落多样性及其变化规律 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 植物群落组成调查 |
| 3.1.2 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 植物群落总体多样性的演替变化趋势 |
| 3.2.2 植物群落不同生长型多样性的演替变化趋势 |
| 3.2.3 植物群落多样性在演替过程中的波动性变化 |
| 3.2.4 森林植物群落Shannon-Wiener指数、丰富度和均匀度之间的相关关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 植物群落多样性的演替变化规律 |
| 3.3.2 植物群落总体多样性与不同生长型多样性的关系 |
| 3.3.3 森林植物群落丰富度和均匀度对Shannon-Wiener指数的影响 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 植被演替过程中土壤微生物群落多样性及其变化规律 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 微生物群落组成调查 |
| 4.1.2 森林群落地面凋落物积累量的调查 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 土壤总体微生物群落多样性的演替变化趋势 |
| 4.2.2 不同土层微生物群落多样性的演替变化趋势 |
| 4.2.3 微生物群落多样性在演替过程中的波动性变化 |
| 4.2.4 森林微生物群落Shannon-Wiener指数、丰富度和均匀度之间的相关关系 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 土壤微生物群落多样性的演替变化规律 |
| 4.3.2 土壤微生物群落多样性的波动性与稳定性 |
| 4.3.3 森林土壤微生物群落丰富度和均匀度对Shannon-Wiener指数的影响 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 植被演替过程中土壤养分特征及其变化规律 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 土壤养分和微生物生物量组成测定 |
| 5.1.2 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 土壤各项养分指标含量的演替变化趋势 |
| 5.2.2 土壤肥力的演替变化趋势 |
| 5.2.3 土壤肥力在演替过程中的波动性变化 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3 土壤各项养分指标的演替变化规律 |
| 5.3.2 土壤肥力的演替变化规律 |
| 5.3.3 土壤肥力的波动性变化 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 植被演替过程中植物群落与土壤养分及微生物的关系 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 植物群落组成调查 |
| 6.1.2 微生物群落组成调查 |
| 6.1.3 土壤养分和微生物生物量组成测定 |
| 6.1.4 数据分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 植物群落-土壤微生物群落-土壤养分相关关系 |
| 6.2.2 植物群落与土壤微生物群落、土壤养分聚类格局之间的相似性 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 植物群落-土壤微生物群落-土壤养分相关关系 |
| 6.3.2 土壤特征变化格局与植物群落分布格局间的关系 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 森林凋落叶对土壤微生物群落多样性的影响 |
| 7.1 研究方法 |
| 7.1.1 凋落叶和土壤样品的采集处理 |
| 7.1.2 凋落叶浸提液的制备 |
| 7.1.3 浸提液处理土壤 |
| 7.1.4 Biolog实验 |
| 7.1.5 数据分析 |
| 7.2 结果与分析 |
| 7.2.1 土壤微生物群落Biolog代谢能力(AWCD)的变化 |
| 7.2.2 土壤微生物群落Biolog代谢多样性的变化 |
| 7.2.3 基于土壤微生物群落Biolog图谱的PCA分析 |
| 7.3 讨论 |
| 7.4 小结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间的研究成果 |
（9）沙质海岸带防护林的恢复生态学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 海岸带防护林的研究现状 |
| 1.1.1 生理生态学研究 |
| 1.1.2 物质和能量生态研究 |
| 1.1.3 环境改良效益研究 |
| 1.1.4 遥感监测研究 |
| 1.1.5 更新改造技术研究 |
| 1.2 近自然林业的研究现状 |
| 1.2.1 近自然林业理论的形成及发展 |
| 1.2.2 近自然林业研究进展 |
| 1.3 研究中存在的问题 |
| 1.4 沿海防护林近自然恢复的关键理论 |
| 1.4.1 森林演替理论 |
| 1.4.2 干扰理论 |
| 1.4.3 关键种理论 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 试验地概况 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 样地设置方法 |
| 2.2.2 调查方法 |
| 2.3 数据统计方法 |
| 2.3.1 重要值计算方法 |
| 2.3.2 种群生命表分析 |
| 2.3.3 种群结构动态量化分析 |
| 2.3.3.1 相邻龄级间个体数量变化动态(Vn) |
| 2.3.3.2 整个种群年龄结构的数量变化动态(Vpi) |
| 2.3.3.3 考虑外部干扰时的数量变化动态指数(Vpi)修正 |
| 2.3.3.4 种群动态时间序列预测 |
| 2.3.4 群落内物种多样性测度 |
| 2.3.4.1 物种多样性计算方法 |
| 2.3.4.2 群落均匀度计算方法 |
| 2.3.4.3 优势度计算方法 |
| 2.3.5 群落间物种多样性测度 |
| 2.3.5.1 二元属性数据的β多样性测度 |
| 2.3.5.2 数量数据的β多样性测度 |
| 2.3.6 种群生态位测度 |
| 2.3.6.1 生态位宽度测度 |
| 2.3.6.2 生态位重叠测度 |
| 2.3.7 土壤理化性质测定 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同干扰方式下各群落物种组成及重要值 |
| 3.1.1 不同干扰方式下各群落科、属组成 |
| 3.1.2 不同干扰方式下各群落植物重要值 |
| 3.1.2.1 乔木层植物重要值 |
| 3.1.2.2 乔木层植物重要值多重比较 |
| 3.1.2.3 灌木层植物重要值分析 |
| 3.1.2.4 灌木层植物重要值多重比较 |
| 3.1.2.5 草木层植物重要值分析 |
| 3.1.2.6 草木层植物重要值多重比较 |
| 3.1.2.7 层外植物重要值分析 |
| 3.1.2.8 层外植物重要值多重比较 |
| 3.1.3 小结 |
| 3.2 不同干扰方式下关键植物的种群动态 |
| 3.2.1 潺槁木姜子种群的龄级结构 |
| 3.2.2 种群结构动态量化 |
| 3.2.3 种群静态生命表 |
| 3.2.3.1 种群存活曲线 |
| 3.2.3.2 种群死亡率和亏损率 |
| 3.2.3.3 生存分析 |
| 3.2.3.4 时间序列预测 |
| 3.2.4 小结 |
| 3.3 不同干扰方式下群落内多样性 |
| 3.3.1 乔木层的物种多样性、均匀度和优势度 |
| 3.3.2 灌木层的物种多样性、均匀度和优势度 |
| 3.3.3 草本层的物种多样性、均匀度和优势度 |
| 3.3.4 层外植物的物种多样性、均匀度和优势度 |
| 3.3.5 总物种多样性、均匀度和优势度 |
| 3.3.6 小结 |
| 3.4 不同干扰方式下群落间多样性 |
| 3.4.1 二元属性数据的群落间多样性测度分析 |
| 3.4.1.1 不同干扰方式下植物群落间相似性 |
| 3.4.1.2 不同干扰方式下植物群落间相异性 |
| 3.4.2 数量数据的群落间多样性测度分析 |
| 3.4.3 小结 |
| 3.5 不同干扰方式下各群落植物种群生态位 |
| 3.5.1 乔木层种群生态位宽度 |
| 3.5.2 林下木本种群生态位宽度 |
| 3.5.3 乔木层种群生态位重叠 |
| 3.5.3.1 天然林乔木层种群生态位重叠 |
| 3.5.3.2 择伐干扰群落乔木层种群生态位重叠 |
| 3.5.4 林下木本种群生态位重叠 |
| 3.5.4.1 天然林林下木本种群生态位重叠 |
| 3.5.4.2 择伐干扰群落林下木本种群生态位重叠 |
| 3.5.4.3 皆伐干扰群落林下木本种群生态位重叠 |
| 3.5.4.4 林下木本种群生态位重叠分配格局 |
| 3.5.5 小结 |
| 3.6 不同干扰方式下各群落的土壤理化性质 |
| 3.6.1 不同干扰方式下各群落土壤物理性质 |
| 3.6.2 不同干扰方式下各群落土壤化学性质 |
| 3.6.3 小结 |
| 4 结论与讨论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（10）内蒙古多伦县退化草地生态恢复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 目录 |
| 1 引言 |
| 1.1 土地荒漠化研究 |
| 1.1.1 荒漠化现状 |
| 1.1.2 荒漠化的成因 |
| 1.1.3 荒漠化的防治对策 |
| 1.1.4 浑善达克沙地荒漠化现状、成因 |
| 1.2 生态恢复的研究 |
| 1.2.1 退化草地的恢复措施 |
| 1.2.2 沙地人工林建设 |
| 1.2.3 沙障固沙研究 |
| 1.2.4 沙地植被恢复与人工植被重建技术 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 自然概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候条件 |
| 2.1.4 水文水资源条件 |
| 2.1.5 土壤类型 |
| 2.1.6 植被资源 |
| 2.2 社会经济状况 |
| 2.2.1 行政区划 |
| 2.2.2 人口分布 |
| 2.2.3 经济结构 |
| 2.2.4 历史文化 |
| 3 研究内容与方法 |
| 3.1 研究内容 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 样点布设 |
| 3.2.2 植被指标测定 |
| 3.2.3 土壤性质测定 |
| 3.2.4 沙尘暴监测数据收集 |
| 3.2.5 风蚀量定位监测 |
| 3.2.6 社会经济数据收集 |
| 4 多伦县植被调查与分析 |
| 4.1 天然植物区系划分 |
| 4.2 植物科属种统计分析 |
| 4.3 多伦县植物资源生活型特征 |
| 4.4 多伦县野生植物资源 |
| 4.5 小结 |
| 5 沙尘暴变化规律与地表风蚀特征的研究 |
| 5.1 沙尘暴发生变化规律 |
| 5.1.1 多伦县沙尘暴发生年变化规律 |
| 5.1.2 多伦县沙尘暴发生月变化规律 |
| 5.2 地表蚀积量分析 |
| 5.2.1 不同类型沙丘年度平均蚀积量对比分析 |
| 5.2.2 不同类型沙丘风季平均蚀积量对比分析 |
| 5.2.3 不同类型沙丘夏季平均蚀积量对比分析 |
| 5.2.4 同类型沙丘不同季相平均蚀积量对比分析 |
| 5.3 小结 |
| 6 植被重建恢复措施对土壤影响的研究 |
| 6.1 土壤粒径沙粒粒径组成的空间异质性及其与灌丛大小和土壤风蚀相关性 |
| 6.2 土壤含水量、降水量、蒸发量 |
| 6.3 不同人工林土壤养分变化及综合评价 |
| 6.4 小结 |
| 7 围封造林治理措施对植被影响的研究 |
| 7.1 围封禁牧对草地植被的影响 |
| 7.1.1 植物区系组成变化 |
| 7.1.2 植被特征的分析 |
| 7.2 流动沙丘植被群落组成变化 |
| 7.3 不同类型人工林地植被的变化 |
| 7.3.1 植物组成特征 |
| 7.3.2 植被多样性 |
| 7.4 植被与环境的相关性分析 |
| 7.4.1 植物群落DCCA排序 |
| 7.5 小结 |
| 8 社会经济变化的研究 |
| 8.1 土地利用结构变化 |
| 8.2 经济效益分析 |
| 8.3 小结 |
| 9 结论和建议 |
| 9.1 研究结论 |
| 9.2 建议 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
四、滨湖沙地植物群落进展演替与种类调查研究（论文参考文献）
- [1]青海格尔木胡杨林自然保护区天然植被群落的多样性研究[J]. 周鑫,张登山,田丽慧,吴汪洋,张明远,王俏雨,汪海娇. 青海农林科技, 2018(02)
- [2]城市绿道建设中植物多样性策略研究[D]. 张洋. 北京林业大学, 2016(04)
- [3]浑善达克沙地不同飞播年限植物群落特征分析 ——以正蓝旗为例[D]. 田海晨. 内蒙古农业大学, 2014(01)
- [4]黄土高原半干旱区退化草地恢复与利用过程研究[J]. 程积民,井赵斌,金晶炜,高阳. 中国科学:生命科学, 2014(03)
- [5]黄羊滩人工固沙林生态稳定性的研究[D]. 邢存旺. 河北农业大学, 2013(03)
- [6]大青沟国家级自然保护区旅游生态学研究[D]. 丛林. 北京林业大学, 2013(06)
- [7]吉林西部草地退化恢复与碳收支的耦合研究[D]. 韩维峥. 吉林大学, 2011(05)
- [8]子午岭植物群落演替与土壤养分及微生物群落的关系[D]. 梁健. 陕西师范大学, 2011(06)
- [9]沙质海岸带防护林的恢复生态学研究[D]. 高伟. 福建农林大学, 2011(01)
- [10]内蒙古多伦县退化草地生态恢复研究[D]. 胡小龙. 北京林业大学, 2011(09)