一、藻类与人类的关系（论文文献综述）
杜欣[1]（2021）在《贵州草海浮游藻类与附植藻类群落结构及生态评价研究》文中研究指明藻类作为水生生态系统的初级生产者,可全面、综合地反映外界环境的变化以及污染物对水的影响,因此常作为指示生物类群用于水环境的评价。根据生活习性不同,藻类可分为附植藻类和浮游藻类两大类。在湖泊健康评价中,既有选择浮游藻类,也有选择附植藻类用于生态系统健康评价。本研究于2020年7-11月,在贵州草海湖区共布设14个采样点,对草海的水环境理化因子、浮游藻类和附植藻类群落进行了调查研究。运用藻类多样性指数、综合营养状态指数（TLI（Σ））、浮游藻类生物完整性指数（Ph-IBI）和附植藻类生物完整性指数（Ep-IBI）对贵州草海的健康状况进行评价。利用草海水体理化特征的监测结果,对比分析了Ph-IBI评价体系与Ep-IBI评价体系在草海健康评价中的适用性,比较了浮游藻类和附植藻类对水环境理化因子变化的敏感性,分析更适宜用于草型湖泊健康评价的藻类。主要研究结果如下:（1）研究期间,在草海湖区共采集获得浮游藻类6门88种,其中绿藻门（Chlorophyta）46种,占52.27%;硅藻门（Bacillariophyta）19种,占21.59%;蓝藻门（Cyanophyta）16种,占18.18%;甲藻门（Dinophyta）、裸藻门（Euglenophyta）均3种,分别占3.41%;金藻门（Chrysophyta）1种,只占1.14%。共采集获得附植藻类6门88种,其中,绿藻门46种,占52.27%;硅藻门22种,占25.00%;蓝藻门14种,占15.91%;甲藻门3种,占3.41%;裸藻门2种,占2.27%;金藻门1种,占1.14%。研究期间浮游藻类优势种是微囊藻（Microcystis sp.）和颤藻（Oscillatoria sp.）,而附植藻类优势种为平裂藻（Merismopedia sp.）和颤藻（Oscillatoria sp.）。浮游藻类密度7、8月份较高,9、10、11月较低;附植藻类密度与浮游藻类变化趋势相反,9、10、11月较高,而7、8月份较低。浮游藻类密度靠近湖岸的采样点高于其他采样点。浮游藻类调查共划分出23个功能群,附植藻类共划分出20组功能群,浮游藻类、附植藻类的代表性功能群均为B、D、F、H1、J、LM、LO、M、MP、N、S1。（2）草海各采样点7-11月的TLI（Σ）平均值分别为53.627、52.261、51.796、50.317、51.837,五个月的TLI（Σ）评价结果均显示草海水体处于轻度富营养状态。五次采样的水体综合营养指数均值无显着性差异,排序结果为7月>8月>11月>9月>10月,草海水质大体处于轻度富营养状态。（3）运用Shannon-Wiener多样性指数（H′）、Pielous均匀性指数（J）和Margalef丰富度指数法（D）,分别利用浮游藻类、附植藻类作为指示生物,对草海水质进行评价。浮游藻类的H′、J与D的评价结果均显示草海水体为轻污染或无污染状态;附植藻类的H′和J的水质评价结果显示草海水体为轻污染或无污染状态,与浮游藻类生物多样性指数评价结果一致。D的水质评价结果显示,草海水体处于中污染状态。（4）根据H′指数,确定参照点和受损点。对21个藻类候选生物参数依次进行参数值分布范围分析、判别能力和相关性分析。分别构建Ph-IBI评价体系和Ep-IBI评价体系,Ph-IBI指数值在1.977～5.335范围内,平均值为3.851,评价等级为“亚健康”;Ep-IBI指数值在3.538～6.011范围内,平均值为4.606,评价等级为“亚健康”。Ph-IBI和Ep-IBI评价结果均显示草海水体处于“亚健康”状态。（5）Ph-IBI指数值、Ep-IBI指数值分别与TLI（Σ）值、水体理化指标的相关性分析结果表明,Ph-IBI值与TLI（Σ）值无明显相关性,但是Ep-IBI值与TLI（Σ）值呈显着负相关（P<0.05）。Ep-IBI评价体系的核心参数的个数多于Ph-IBI评价体系。因此,对草型湖泊进行生物评价时,使用Ep-IBI的评价结果更适宜和准确。
陈飚[2]（2021）在《南海珊瑚微生物组的空间变化及其环境适应机制》文中认为珊瑚礁生态系统对气候变化和人为干扰的适应能力是国际上所普遍关注的科学前沿问题。本文基于对南海大空间尺度上多纬度区域的珊瑚礁/群落（注:南海北部防城港、大亚湾和东山岛的珊瑚未成礁,为珊瑚群落）的科学考察,以多种珊瑚及其微生物组（虫黄藻、细菌和病毒）为研究对象,围绕珊瑚微生物组的空间变化特征及其与珊瑚环境适应性的关系这一科学问题,具体研究以下内容:1)南海珊瑚礁水域微生物组的空间分布模式;2)南海珊瑚共生虫黄藻的空间分布与系统进化模式;3)南海广布型珊瑚微生物组的空间变化规律;4)南海区域型珊瑚微生物组的空间变化规律;5)南海耐热型虫黄藻的迁移扩散与遗传变异特征;6)南海相对高纬度区域珊瑚组织病毒群落的组成与功能特征。本文研究区域覆盖了南海2个气候带（热带与亚热带）、16个纬度（7°-23°N）,共计对4个生态区、20个珊瑚礁/群落（相对高纬度珊瑚礁/群落:福建东山岛,广东大亚湾和雷州半岛,广西防城港和涠洲岛;生物地理过渡区:海南大洲岛和鹿回头;中纬度珊瑚礁:西沙群岛北礁、七连屿、永兴岛、东岛、玉琢礁、华光礁、盘石屿和浪花礁;低纬度珊瑚礁:中沙群岛黄岩岛,南沙群岛三角礁、华阳礁、仙娥礁和信义礁）的生态调查数据、环境指标、珊瑚礁水域微生物组、珊瑚共生微生物组以及耐热型虫黄藻的群体遗传特征进行了综合研究。所得主要结论如下:（1）南海珊瑚礁水域中的微生物组能够通过共生和/或寄生的方式影响珊瑚的环境适应性与健康状况。南海珊瑚礁水域中的虫黄藻群落结构虽然表现出显着的纬度差异,但总体以Symbiodinium（34.2±21.4%）、Cladocopium（31.1±24.2%）、Breviolum（12.6±16.8%）和Durusdinium（4.5±10.0%）为主导,它们参与珊瑚幼体共生体系的构建与白化后珊瑚-虫黄藻共生关系的修复,从而增强南海珊瑚的环境适应性。水体中细菌群落结构也存在显着的纬度差异,此差异与珊瑚礁区环境因子、珊瑚疾病、水体污染特征等密切相关。在相对高纬度水域中所富集光合益生菌Erythrobacter（赤杆菌属）具有帮助珊瑚适应高营养盐与高浊度环境的潜力;在中纬度水域中富集的益生菌Oceanospirillum（海螺菌门）有助于提高珊瑚的抗病能力与共生体系的稳定性;在低纬度水域所富集的Halomona（盐单胞菌属）与Cyanobacteria（蓝细菌纲）具有帮助珊瑚适应高温压力、抵抗珊瑚疾病的潜力。水体的病毒群落结构在热带与亚热带之间差异显着,亚热带水体中的病毒群落富集了较高丰度的噬菌体与Circoviridae（环状病毒科）,它们易引发珊瑚疾病、削弱珊瑚的环境适应能力;而热带水体中则富集Herpesviridae（疱疹病毒科）与Mimiviridae（拟菌病毒科）,它们能够在高温下加速破坏珊瑚-虫黄藻共生体系,并降低珊瑚的热适应能力。（2）南海珊瑚共生虫黄藻的α多样性、群落组成及其系统进化模式与环境因子的纬度变化密切相关。地理隔离（空间距离）与环境阻力（温度、营养盐、浊度）是造成南海中、低纬度区域共生虫黄藻的α多样性显着高于相对高纬度区域的主要原因,这支持了珊瑚及其共生虫黄藻的低纬度“物种起源中心假说”。南海珊瑚共生虫黄藻的群落组成整体呈现由高纬度的Cladocopium占主导转变为中、低纬度Cladocopium+Durusdinium占主导的空间分布模式,且耐热型虫黄藻亚系群（D1、C15以及C3u）相对丰度持续增加,这表明温度的纬度变化是造成共生虫黄藻群落结构空间差异的主要原因。系统进化分析的结果表明,以C1为共同祖先的虫黄藻亚系群主要分布于南海相对高纬度区域,其相对丰度与温度,光照强度以及盐度成负相关,而与营养盐浓度和浊度呈正相关;而以C3为共生祖先的虫黄藻亚系群主要分布于南海中、低纬度区域,其相对丰度的变化则与之相反。因此,Cladocopium中具有共同祖先的虫黄藻亚系群具有类似的环境适应能力。（3）南海广布种丛生盔形珊瑚（Galaxea fascicularis）的微生物组群落组成、功能以及交互作用均存在显着的空间差异。耐热型虫黄藻Durusdinium trenchii在热带的丛生盔形珊瑚中占据主导（65.6±37.5%）,支持丛生盔形珊瑚适应该区域较高的温度环境;而C1亚系群的虫黄藻则在亚热带的丛生盔形珊瑚中具有最高的相对丰度（80.6±2.3%）,其能提高该区域丛生盔形珊瑚抗低温、耐高营养盐以及高浊度的能力。从共生虫黄藻交互作用网络的结构来看,耐热型虫黄藻D.trenchii是热带共生虫黄藻交互作用网络中的关键物种,其可以通过抑制寄生型虫黄藻的方式提高共生体系的稳定性;而C1亚系群则不参与亚热带丛生盔形珊瑚共生虫黄藻的交互作用。南海丛生盔形珊瑚的共/附生细菌群落,在低纬度珊瑚礁区具有较高的均匀度,并富集了与高温相关的α-proteobacteria（α-变形菌纲;占比:61%）,这表明该区域的丛生盔形珊瑚具有更强的高温适应性;而相对高纬度珊瑚礁/群落与生物地理过渡区则富集Cyanobacteria,这类细菌可通过提供氮源与补偿光合作用的方式提高丛生盔形珊瑚的浊度耐受能力。但是,整个南海的丛生盔形珊瑚的核心细菌微生物群（core bacterial microbiota）却主要由病原菌Rhodobacteraceae（红杆菌科）、Vibrio（弧菌属）、Sphingomonas（鞘脂单胞菌属）占据主导,它们会增加珊瑚感染疾病的风险,降低其环境适应性。（4）南海热带区域种疣状杯形珊瑚（Pocillopora verrucosa）与亚热带区域种盾型陀螺珊瑚（Turbinaria peltata）的微生物组群落结构、功能特征也存在显着的空间差异,并分别与其区域环境状况密切相关。疣状杯形珊瑚在低纬度珊瑚礁的共生虫黄藻以群落耐热型虫黄藻D1（71.8±16.1%）与D6（23.9±4.7%）亚系群为主导,但其丰度随着纬度的增加而降低,这表明低纬度的疣状杯形珊瑚正通过与更多耐热型虫黄藻共生以适应高温压力。盾型陀螺珊瑚的虫黄藻群落结构则表现出空间同质性,即C1亚系群在其虫黄藻群落中占据主导（61.1±8.8%）,由其所形成的共生体系具有适应低温、高营养盐与高浊度的特性。珊瑚共/附生细菌群落结构方面,热带珊瑚礁的疣状杯形珊瑚以益生菌Ralstonia（青枯菌属;64.4±6.6）为主导,并具有稳定的共/附生细菌群落结构,这能够显着提高珊瑚的环境适应性;而生物地理过渡区的疣状杯形珊瑚则可通过提高益生菌Endozoicomonas、Photobacterium（发光杆菌属）、Pseudoalteromonas（假交替单胞菌属）丰度的方式抑制病原菌活动,并增加珊瑚适应高浊度和大幅度温度波动的能力。盾型陀螺珊瑚的细菌群落结构总体具有较高的灵活性,这能够使之良好的适应南海北部波动的礁区环境。此外,这2种珊瑚的核心细菌微生群中均存在与人类活动直接相关的细菌类型（Escherichia coli-大肠杆菌与Sphingomonas）,表明南海珊瑚礁在大空间尺度上已受到了人类干扰的影响。（5）南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体在大空间尺度上的迁移、遗传变异以及遗传多样性与珊瑚的热适应潜力存在紧密的关联。西南季风所驱动的海表面流是D.trenchii从低纬度向高纬度海域迁移、扩散的主要动力,其能够为南海中、高纬度区域提供重要的耐热共生体来源。STRUCTURE与遗传变异系数(ΦPT)的分析表明,南海SST的纬度变化是导致D.trenchii群体的遗传结构在低纬度珊瑚礁与中纬度珊瑚礁-生物地理过渡区之间显着差异的主要原因。此外,南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体在大空间尺度上具有很高的遗传多样性（克隆丰富度介于0.85-1.00之间）,这能够有效克服单克隆个体传播所引发的负面生态效应,并增强南海珊瑚-虫黄藻共生体系的热适应能力。（6）南海相对高纬度区域珊瑚组织中病毒的群落组成、功能特征及其宿主多样性会直接影响珊瑚的健康状况与环境适应性。在南海相对高纬度的亚热带大亚湾,丛生盔形珊瑚体内的核质巨DNA病毒（nucleocytoplasmic large DNA viruses;NCLDVs）具有在低温下感染共生虫黄藻、降低珊瑚-虫黄藻共生体系的稳定性的潜力。噬菌体宿主预测的结果显示,珊瑚体内的噬菌体能够感染多样化的共/附生细菌类型（益生菌、病原菌、机会主义细菌等）,改变珊瑚-细菌共生体系的动态平衡、免疫应答以及营养元素循环,并影响珊瑚的健康状况与环境适应性。从功能富集特征上看,亚热带水体中的病毒可通过感染水体中的浮游藻类与虫黄藻的方式,分别调控该海域的初级生产力与虫黄藻的水平传递;而珊瑚体内的噬菌体则会通过活跃的溶原作用提高珊瑚共/附生细菌的新陈代谢,影响珊瑚的环境适应性。（7）南海珊瑚微生物组的α多样性与群落结构存在4种主要的空间变化模式,分别为:纬度空间变化模式、气候带空间变化模式、空间均质化模式以及空间异质化模式。南海珊瑚微生物组的主要成员细菌和虫黄藻具有多样化的组成、功能以及显着的空间差异,这些特征有助于增强珊瑚对不同区域环境压力的适应能力。对病毒的研究虽然局限于南海水体与大亚湾的珊瑚,但从其组成和功能来看,病毒对珊瑚的健康状况和环境适应性的影响总体是负面的。本研究系统的分析了南海珊瑚微生物组的空间变化规律,并从微生物组的角度揭示了南海珊瑚应对气候变化与人为干扰的环境适应机制。
黄鑫[3]（2021）在《水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究》文中认为由于自然界可直接利用的淡水资源十分有限,人们通过水库对其进行管理与调配。而随着水库的持续运行,外源污染物的输入和内源污染物的积累,许多水库面临着富营养化的风险。在水库水水生生态系统中,藻类作为该生态系统中至关重要的一部分,其对水质变化响应极其灵敏。在藻类衰亡过程中释放的大量溶解性有机物会对水体中细菌代谢能力及碳源利用情况造成影响。本文以水源水库为实验研究对象,结合高通量DNA测序技术和共生网络分析方法,持续跟踪水库水质指标、藻类种群结构的变化以及藻类属间互作和水质变化响应关系,以探究水源水库藻类种群演替机制。此外,结合细菌代谢图谱,揭示藻类衰亡过程中细菌代谢活性的变化规律,以期为水源水库水质改善及藻华防控提供科学依据。主要研究结果包括:（1）绿藻门为金盆水库优势藻门,硅藻门在夏季末及秋季相对丰度提高,蓝藻门在6月相对丰度较高。小球藻、小环藻、直链藻、扁藻以及海链藻属为金盆水库研究期间优势藻属,而多甲藻、隐藻、鱼鳞藻和锥囊藻属则只在特定时间出现。所有水质节点与藻类节点之间以负相关关系居多,Fe、氨氮、电导率、浊度、温度和DOC与藻类间响应较为强烈。某些藻之间存在着强烈的特定的互作关系。（2）与金盆水库类似,绿藻门为李家河水库优势藻属,蓝藻门在6月相对丰度较高,甲藻门、金藻门、隐藻门丰度则在整个研究期间都处于较低水平。小球藻、小环藻和直链藻为李家河水库研究期间优势藻属,而多甲藻、隐藻和金杯藻则只在特定时间出现。衣藻属与扁藻属的相对丰度月度变化相反,与直链藻属相同。网络分析表明电导率、p H、Fe、水温和总氮的变化对真核藻类以负相关关系为主,其中电导率和p H与藻类间互作响应更为显着。栅藻属（Desmodesmus sp.）与其他藻属间有较多的相关关系且以正相关为主。（3）扬水曝气运行期间,水质垂向趋于一致,叶绿素a和藻密度表现出到了运行中后期,垂向上趋于一致。在表层0-20m深度区间,以硅藻门和绿藻门为优势藻门类,随着深度的增大硅藻占比逐渐下降,而绿藻与之相反。甲藻门和褐藻门仅活跃在扬水曝气运行前中期,说明扬水曝气可以有效控制这两门类的藻。隐球藻属、鱼鳞藻属和棕鞭藻属仅在运行前期相对丰度较高。网络分析结果表明,随着水深增加,水质参数与藻类间的响应关系逐渐减弱,且藻类属间互作关系也呈现相同趋势。（4）小球藻衰亡期间,pH、Chl-a、TN、NH4+-N以及TP逐渐降低,而NO3--N逐渐升高。其中NH4+-N、TP在第5 d的降幅最为显着,分别降低84.95%（P<0.001）、30.84%（P<0.001）。细菌总数在第5天升高后保持下降趋势。荧光溶解性有机质为类富里酸,在0～10d持续降低而后基本不变。细菌群落代谢活性逐渐减弱,碳源利用类别发生显着改变。第15天细菌群落代谢活性发生突变,并且以脂类为主要碳源,并且也只对丙酮酸甲酯表现出较高消耗。而在第10天时,额外表现出对葡萄糖-1-磷酸盐和β-甲基D-葡萄糖苷的利用。
韩桥花[4]（2021）在《滇东南地区两个中型水库藻类与碳循环响应气候变化与流域开发的近现代特征》文中提出在全球气候变暖背景下,人口的快速增加、经济的不断发展导致了流域开发强度（农业开发、水文调控等）持续增强,导致湖库环境质量下降、生态功能退化。云贵高原湖区是我国五大湖区之一,湖泊类型丰富、分布范围广泛、水质差异明显、环境问题多样,近几十年来云南湖泊出现水文调控、水质恶化、藻类爆发、生物多样性减少等诸多问题。其中湖泊的水库化现象、农业开发以及流域内的极端干旱事件等多重环境压力加剧了湖库生态环境的健康风险。已有的高原湖泊研究多集中于水环境质量与水资源的评价,而对于湖库不同水文调控阶段下环境变化特征的研究受到野外监测数据不足的制约。湖库沉积物作为流域和水体环境变化历史的信息收集器,开展沉积物多指标的综合分析可以重建湖库的环境变化历史和识别藻类对环境变化的响应模式。为了探究藻类和碳循环近百年对流域开发和气候变化的响应特征,本研究选取了滇东南地区两个受到水文调控的中型水库（太平水库和三角海水库）作为研究对象,开展沉积物物理、化学、生物等多指标分析,并结合现代监测数据以及流域开发文献记录,进行了两个不同类型水库的环境变化历史重建,并识别藻类和碳循环对水库不同水文调控阶段的响应模式。进一步应用统计分析方法并开展对比分析,定量甄别了两个水库的生态环境变化特征及其异同,并识别了驱动沉积物碳循环与藻类群落演替的关键环境因子。本论文的主要研究结果包括:（1）两个水库在1950s-1990s间经历了多次水文调控事件,从自然状态下的水体变为人为调控下的中型水库,水体湖沼学特征变化显着。水位调控期间,两个水库沉积物的中值粒径均逐渐增大而筑坝后中值粒径逐渐减小,指示了水文调控期间水动力条件增强、筑坝后水位上升且水动力条件逐渐减弱的相似特征。两个水库的历史资料和遥感数据显示,流域人口和耕地面积均在1950年后明显增加,尤其在2000年后耕地面积增加显着。沉积物记录显示,水库营养盐的总体上升反映了流域开发对水体富营养化的直接影响。近30年以来两个水库的水位受流域降水的影响较明显,干旱年份水库水位下降、水体面积出现明显缩减。同时外源输入的减少,导致深水型的太平水库营养盐、碳酸盐、藻类等出现明显波动,而对于浅水型的三角海水库影响不明显。（2）过去80年以来,太平水库藻类群落发生明显的变化。沉积物色素指示了藻类的生物量发生明显变化,筑坝后营养盐的富集明显促进了藻类的生长,且蓝藻群落组成也发生了改变。由自然波动到为人为调控的不同水文阶段上,沉积物硅藻群落结构的演替模式总体表现为“浮游种-底栖种-浮游种”交替占优的变化模式。其中筑坝期间底栖硅藻占优,筑坝后浮游硅藻百分比逐渐增加;极端干旱时期,底栖种（如N.lapidosa、N.cryptocephala、N.brevissima）出现明显增加,反映了水文调控和极端干旱事件对硅藻群落演替具有明显的驱动作用。多元统计分析表明,驱动硅藻群落演替的环境因子主要是营养盐和水动力条件。（3）自1740年以来,三角海水库沉积物记录的藻类群落出现了长期演替的特征。沉积物色素表明藻类生物量出现了明显变化,尤其是2000年以来随着流域农业开发的加速大量营养盐的富集明显促进了藻类生长,且蓝藻群落组成也发生了明显的改变。硅藻群落结构的演替总体表现为“浮游种-底栖种”的变化模式,1980年开始耐污型的底栖硅藻百分比逐渐增加（主要的底栖种包括A.minutissima和F.capucina）,体现了水体富营养化对藻类生物量以及藻类群落演替具有明显的驱动作用。多元统计分析表明,三角海水库的硅藻群落演替也受到营养盐和水动力条件变化的明显影响。（4）两个水库在不同水文调控阶段的时间序列分析表明,随着水库的修建水体水动力条件持续减弱,筑坝使得水库水体营养盐逐渐富集,流域内农业开发的迅速发展进一步加剧了水库的富营养化状况,驱动了藻类群落的演替同时也导致了藻类生物量明显提高,出现了沉积物总有机碳（TOC）埋藏量的总体增加。（5）两个水库碳循环变化模式的对比分析表明,沉积物总碳（TC）的组成存在明显差异。深水贫营养的太平水库中沉积物TC主要包括碳酸盐和TOC,而浅水富营养的三角海中水库沉积物TC主要以TOC的贡献为主。其中沉积物TOC在两个水库中均主要来源于内源藻类的贡献;沉积物总无机碳（TIC）在两个水库中呈现出明显不同的变化特征,贫营养水库的沉积物TIC主要与碳酸盐有关,而富营养水库的沉积物TIC主要来源于TOC的分解与转化。同时,两个水库钻孔沉积物碳酸盐含量的变化呈现出相反的变化模式,其中深水水库沉积物碳酸盐含量总体逐渐上升,且与沉积物TOC呈现显着正相关关系,反映了水库水深增加和热力分层增强降低了地层水体的溶解氧和温度,从而抑制了沉积物TOC的矿化和转化,而水库的拦截作用可以导致两者同步增加。浅水水库中碳酸盐含量近10年来总体下降,与沉积物TOC则呈现明显的负相关关系,可能是由于浅水水库的水体混合加剧了碳酸盐溶蚀作用并产生了能被水生植物吸收的DIC,被水生植物吸收并转化为有机碳储存而使得碳酸盐含量有所下降。总之,在气候变暖的背景下水文调控、富营养化以及流域极端干旱事件是驱动滇东南水库环境变化的重要影响因子,流域农业开发使得大量的营养物质加剧水体富营养化,进而改变水库藻类演替和碳循环模式。因此,在人类干扰持续增强和气候变暖的影响下,滇东南地区水库水质的保护应加强对流域开发的管理以及合理控制其开发强度。
赵耿楠[5]（2020）在《渭河干流及其秦岭北麓典型支流浮游藻类和固着藻类群落结构特征与环境分析》文中研究说明河流生态系统是自然界最重要的生态系统之一,目前河流生态环境遭受了严重的破坏,河流的生命重塑对于保护当地地区的生态环境有着决定性的作用,这要求不仅要摸清水环境变化规律,更应明晰水生态构建机理,从水生态角度找到突破口。渭河牵动着我国西北地区的社会经济发展,是维持地区生态平衡的重要流域。近些年来,由于气候变化及人类活动加剧,渭河流域的水文、水环境、水生态发生了重大变化,因此,保护渭河流域生态环境健康迫在眉睫。本研究对多沙渭河干流及其秦岭北麓典型支流的水环境背景值进行两次调查分析,并深入了解研究区域内浮游藻类及固着藻类的群落结构,明晰了影响研究区域内两大生物类群群落结构的主要环境驱动因子,划分了渭河流域浮游藻类与固着藻类功能群,解析了影响藻类功能群分布特征的环境因子,最终进行了渭河流域水环境状况及水生态健康水平的评价。主要研究结果:（1）对多沙河流渭河而言,与浊度密切相关的环境因子如溶氧、电导率和营养盐水平等是影响渭河干流浮游藻类与固着藻类群落结构的主要环境因子;影响支流两大生物类群群落结构的环境因子则是水温、流速、pH和营养盐水平等。含沙量是造成渭河干流与秦岭北麓典型支流水环境与水生态差异性的关键因素。（2）利用功能群概念对渭河流域浮游藻类和固着藻类进行划分,发现渭河流域主要功能群为A、D、P、MP等与水体浑浊程度、冲刷能力等相关的功能群。最后利用Qr指数与Shannon-Wiener指数基于两大生物类群对研究区域进行水质评价,总结分析后得出渭河秦岭北麓典型支流水质季节间无明显变化,渭河干流水质逐渐好转。
刘园园[6]（2020）在《滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征》文中研究表明随着全球人口的增加、社会经济的发展,流域开发强度和类型的持续增加,越来越多的湖泊系统出现了环境质量恶化、生态功能的退化。在区域气候变暖的背景下,云南地区部分湖泊经历了流域植被退化、水文调控增强、污染物输入增加、极端气候事件频发等环境胁迫,近几十年来出现了水体水质下降、藻类爆发、生物多样性降低等诸多问题,导致了湖库的生态安全水平降低、水资源总量减少,制约了云南社会经济的可持续发展。围绕该地区类型众多的湖泊,已有现代调查集中于水体的资源与环境评价,而揭示湖泊长期变化的沉积物研究缺乏与现代过程的有机结合,缺少考虑流域地表过程与水体环境特征、湖泊理化性质与生物群落响应等耦合过程,急需开展多时空尺度相结合的模式识别与综合评价。与浅水型湖泊相比,深水型湖泊（如最大水深>10 m）具有水资源储量大、换水周期长、热力分层稳定、湖滨带不发育等特点,呈现出较强的环境敏感性和生态脆弱性。因此,本研究应用湖沼学和古湖沼学分析相结合的研究方法,围绕湖泊-流域-大气的地表系统及其关键过程,结合季节调查、沉积物分析和湖泊对比研究,探讨了深水湖泊生态环境的变化规律、驱动过程及其区域模式,可为云南地区深水型湖泊的生态评估与流域管理提供重要的基础数据和科学依据。本研究选取滇西北地区的五个深水型湖泊为研究对象,重点围绕流域开发历史不同的泸沽湖和程海开展湖泊与流域的现代调查,首先识别典型流域植被类型下土壤碳酸盐岩风化速率与湖泊水体环境的季节变化特征,揭示湖泊生物（硅藻）的时空分布特征及其与水体理化性质的关系。进一步对上述两个湖泊开展沉积物钻孔分析,在建立高分辨率年代序列基础上,利用不同代用指标（粒度、磁化率、碳酸盐、水体总有机碳（TOC）、碳氮元素及稳定同位素等）重建了流域开发与湖泊环境的变化历史,通过藻类指标（色素、硅藻群落）揭示了生物群落响应的变化模式,结合多变量统计分析等方法揭示碳循环与藻类变化的重要驱动因子。通过同一气候区内五个深水湖泊的对比研究,甄别了不同流域开发类型下湖泊环境变化的时空模式及其对关键生态过程的驱动强度。通过季节调查、沉积物记录分析以及湖泊对比,本研究重建了云南深水湖泊碳循环及藻类响应不同流域开发历史的区域模式,为深水湖泊的生态评价与流域管理提供了重要的科学依据。本研究的主要结论包括:（1）现代调查表明,流域碳酸盐岩的风化速率与流域植被类型显着有关,湖泊水体无机碳浓度呈现季节变化模式。不同植被类型下泸沽湖流域碳酸盐岩风化速率的差异显着,乔木林中碳酸盐岩的溶蚀速率(270.2 mg·m-2·d-1)是灌丛的1.6倍左右(173.7 mg·m-2·d-1)。程海流域不同类型灌木林内的碳酸盐岩溶蚀速率接近,而桉树林内岩石风化速率(16.9 mg·m-2·d-1)显着低于其他土地利用类型的土壤(90.6 mg·m-2·d-1)。对比泸沽湖的相关结果,程海流域的平均溶蚀速率(77.32±41.67 mg·m-2·d-1)远低于泸沽湖(222.56±64.93 mg·m-2·d-1)。程海流域内的植被以低矮灌木为主（26%）,而泸沽湖流域林地覆盖度约为47%,不同流域间的对比结果同样表明,植被的正向演替（即由灌木向森林演替）过程对岩溶具有显着的促进作用。泸沽湖水体CO32-主要受到流域季节性输入影响,而作为水生生物重要碳源的HCO3-浓度在水体垂直剖面上的变化与生物作用密切相关。在程海中,生物的同化作用同样显着影响了湖泊无机碳的溶解-沉降过程。（2）泸沽湖和程海水体的有机碳循环与藻类分布均呈现明显的干湿季节性差异。其中,泸沽湖流域森林覆盖度（47%）显着高于程海（20%）,两个湖泊水体溶解性有机碳（DOC）浓度呈现相反的变化模式。程海水体叶绿素与DOC呈显着的相关关系（P<0.001,r=0.57）,表明湖泊初级生产力是水体有机碳变化的主要驱动力。2019年泸沽湖水体营养盐（TN、TP）浓度在5月份时最高（750.5±161.4μg/L和52.4±43.1μg/L）,雨季时期营养盐浓度显着降低（457.6±122.0μg/L和17.9±11.3μg/L）;而程海水体营养盐（TN、TP）在雨季（1175.2±230.1μg/L、92.3±65.7μg/L）显着高于旱季（1300.1±440.8μg/L、72.5±45.5μg/L）,可能反映了流域地表径流与面源输入（如磷）的影响。泸沽湖水体中嗜氮硅藻全年占优反映了磷限制的湖泊状态,而程海较高的水体pH值促进了喜碱种Cyclotella meneghiniana的优势地位,同时水体高营养含量导致耐污种Nitzschia spp.具有较高的优势度。水温升高促进了两个湖泊小个体硅藻的增加,反映了水体热力分层对硅藻群落构建的影响。水温、硅酸盐、营养盐浓度是泸沽湖水体硅藻群落演替的主要因子,分别解释了群落变化的7.8%、5.7%和10.3%;而水温、电导率和营养盐分别解释了程海水体硅藻群落变化的30.7%,13.7%,6.1%。（3）沉积物记录显示,流域开发的增强显着改变了深水湖泊碳循环与藻类变化的长期模式,并与流域开发历史相关。1950年代开始,泸沽湖流域森林的大规模砍伐导致了土壤侵蚀强度（如磁化率）的快速增加,陆源输入有机碳（水体TOC）和无机碳（沉积物碳酸盐）的同步降低且持续减少（水体TOC由6.6±0.2mg/L降低至3.9 mg/L,沉积物碳酸盐含量由12.1±1.2%降低至7.2±3.2%）。相反地,程海流域在近250年内土壤侵蚀强度相对稳定、沉积物碳酸盐水平无显着变化,但沉积物营养盐含量、叶绿素水平（沉积物色素）和水体TOC水平自1980年代开始快速上升,反映了水体富营养化促进了藻类生物量的增加和内源有机碳的累积。随着泸沽水体TOC浓度的持续降低,水体透明度逐渐增加并有利于藻类的生长。因此,流域植被退化显着降低了泸沽湖沉积物有机与无机碳含量,而程海内源有机质的快速积累过程表明其有机碳循环主要受水体富营养化的驱动。同时区域气候的变暖导致了湖泊热力分层强度的增加和水动力的减弱,出现了小个体硅藻逐渐占优的相同趋势。（4）五个深水湖泊的对比分析表明,湖泊富营养化过程及区域气候变暖显着促进藻类生物量的升高,增加湖泊有机碳汇,而湖泊水文的人为调控（如筑坝建闸等）延长了水体滞留时间、降低水动力条件,促进了碳酸盐的沉降和累积。由于不同流域的干扰类型和开发强度的差异,滇西北深水湖泊中气候变暖、水文改造和富营养化过程产生的湖沼学效应存在空间异质性。其中,营养水平是区域尺度上硅藻群落演替的主要驱动因子,解释了硅藻群落结构演替的44.8%。监测数据分析的季节尺度和年际尺度上,湖泊初级生产力主要受营养水平的升高所驱动;而基于沉积物记录的百年尺度上,长期的气候变暖是促进湖泊初级生产力提升的关键环境因子。综上所述,流域植被退化、水体富营养化、人为水文调控增强共同驱动了百年尺度上滇西北深水湖泊藻类与碳循环的变化。流域植被退化显着降低了有机与无机碳的输出,而水文调控增强和富营养化则分别对湖泊无机碳和有机碳的埋藏能力起到促进作用。区域气候的变暖通过增强深水湖泊热力分层过程促使其硅藻群落呈现小型化的特征,并可能通过食物链作用对生态系统结构与功能产生重要的生态效应。因此,对滇西北深水湖泊的环境保护与生态修复需要加强流域植被的恢复与污染物的防控,同时需要考虑水文管理模式的优化（如增强水动力条件）和减缓区域变暖生态效应。
闫苗苗[7]（2020）在《水源水库藻类种群时空演替的伴生菌群驱动机制研究》文中指出随着湖库水源生态健康评价以及水体藻华消涨机理研究的持续深入,水库水体中的微生物因子驱动藻类种群变化研究成为热点。水库生态系统中,微生物作为初级生产力的主要贡献者,藻华的形成与水体中共生微生物种群关系密切。然而,具体的菌-藻互作演替及其水质调控机制尚不明确。本研究以西安市两座水源水库为研究对象,采用高通量DNA测序技术和共生网络分析方法,通过监测水库为期一年的水质常规指标、藻类种群以及伴生菌群结构的季节性变化,从而揭示水库中藻类种群演替与伴生菌群之间的互作驱动机制。最后,从胞内代谢角度探究了扬水曝气抑制浮游藻类生长的生物学机理,研究结果将为水源水库藻华暴发机制及其人工控藻技术研究提供科学依据。主要研究结果包括:一、以金盆水库为研究对象,采用18S rDNA高通量测序技术和共生网络分析方法,研究了藻类种群时空演替与真核微生物的生态互作关系。结果表明:（1）硅藻和绿藻为全年优势门类。在4月,金藻门成为最优门类,相对丰度最大达80.05%。（2）DNA测序分析表明,纤毛亚门为真核微生物群落中全年优势类群,在3月达到全年最大值95.33%。节肢动物门在10月的相对丰度最大值55.20%,轮虫在5月成为最大优势类群。（3）共生网络（Co-occurrence network）分析表明,藻类与真核微生物关系以互利共生为主。Symbiodinium和管鞭毛虫属作为关键节点,与多数藻类具有显着正相关关系。角星鼓藻作为藻类群落中的关键节点,与链壶菌属和旋游虫呈显着正相关（P<0.05）。（4）环境因子共解释88.4%的藻类群落结构变化和61.4%的真核微生物群落结构变化。NH4+-N、TN和水温均显着影响藻类和真核微生物群落的演替。二、以李家河水库为研究对象,采用16S rDNA高通量测序技术和共生网络分析方法,研究了藻类种群时空演替与细菌群落的生态互作关系。结果表明:（1）硅藻和绿藻也为全年优势门类。在8月,蓝藻取代硅藻成为第二大优势门类,平均相对丰度为30.13%;（2）DNA测序分析表明,变形菌门、放线菌门和拟杆菌门为全年优势细菌。变形菌门在7月达到全年最大相对丰度71.68%。酸杆菌门和异常球菌-栖热菌门作为稀有类群,其相对丰度最大分别为10.20%和5.56%。（3）共生网络分析表明,藻类与细菌关系以正相关为主。Methylotenera作为关键节点,与小球藻呈显着正相关（P<0.05）。栅藻作为藻类群落中的关键节点,与甲基杆菌属、Solitalea、红育菌属等多种细菌显着负相关（P<0.05）。（4）RDA分析表明,藻类和细菌群落的互作关系受到水温、p H和电导率的显着调控,环境因子对藻类和细菌群落变异解释分别为93.1%和90%。三、采用18S rDNA高通量测序技术和共生网络分析方法,研究了金盆水库冬季混合期藻类与真核微生物群落时空演替及生态互作关系。结果表明:（1）在冬季混合期,节肢动物门（6.63%～79.19%）、褐藻门（5.60%～35.16%）、纤毛亚门（1.81%～10.93%）和隐藻门（0.25%～11.48%）为真核微生物群落中最丰富的四个门类。（2）隐真菌在浮游藻类数量减少时相对丰度明显增加,表明隐真菌与藻类之间可能存在腐生关联,藻类的死亡能够促进隐真菌的生长。（3）共生网络分析表明,青霉菌与其他大多数真核藻类呈显着负相关（P<0.05）,这表明青霉菌对藻类的生长具有负面影响,它们之间可能存在拮抗、竞争或腐生关联。（4）TN、NH4+-N、水温、DOC、Mn、电导率和pH值作为关键水质因子显着调控藻类和真核微生物群落的演替。四、基于室内和原位实验相结合的方法,从胞内代谢角度探究了扬水曝气抑制浮游藻类生长的内部机理。结果表明:（1）水温和光照条件对藻细胞的生长代谢具有重要的影响。在25℃有光条件下生长的铜绿微囊藻,其藻密度、chlorophyll a、叶绿素荧光参数及脱氢酶活性均达到最大值。（2）碳代谢图谱分析表明,铜绿微囊藻的代谢活性在25℃有光条件下达到最大,且在低温有光和无光条件下,代谢活性在培养48 h的铜绿微囊藻中呈现出显着差异（P<0.01）。（3）三维荧光技术结合平行因子分析法表明,铜绿微囊藻的胞外和胞内溶解性有机物均解析出三种组分,EOM有类络氨酸、类色氨酸和UVA类腐殖质,IOM有UVC类腐殖质、UVA类腐殖质和类络氨酸。EOM和IOM的总荧光强度均在25℃有光条件下达到最大。（4）扬水曝气系统控藻效果明显,在李家河和金盆水库中对藻类削减显着,叶绿素荧光参数在扬水曝气运行以后均显着降低,表明扬水曝气的运行削弱了藻类光合作用的能力,使得藻类的生物活性遭到破坏。
郭甜甜[8]（2020）在《初中生物学校本课程的开发与实施 ——以《海洋与海滨植物》为例》文中提出随着义务教育课程改革的深入,校本课程开发符合时代发展实际需要的观念深入人心。本文针对生物学校本课程开发意义重大而烟台市实际开发较少的现象,结合“海洋强国战略”背景下对未来人才的需求,决定开发“海洋与海滨植物”生物学校本课程。本研究旨在提供生物学校本课程开发的流程参考;通过课程的开发与实施,完善课程内容与评价体系,开发网络课程资源,积累课例素材,以保证其他具有相似特点的学校使用该课程;通过经历开发与实施的过程总结经验,为其他研究者提供经验参考。在理论研究阶段,对“海洋与海滨植物”校本课程开发的相关概念和课程理论进行了综述,明确了校本课程开发、海洋植物和海滨植物的概念,归纳出校本课程开发的流程。在开发阶段,按照开发程序进行校本课程的开发与实施。首先,确定了校本课程开发的理念与类型;然后,对烟台市S初级中学内、外环境和学生态度进行分析,保证该校本课程开发与实施的合理性及可行性,参考《课标》和学生需求设置了课程目标;其次,根据目标设置课程内容,确定教学内容分为三部分:海洋植物、海滨植物、保护蓝色海洋,编写教学材料与开发信息化教学资源用于满足教学需求。再次,依据课程实施的方案组织校本课程的教学与学生评价;最后,对校本课程开发进行评价,评价的主体为课程专家、教师与学生。从课程实施效果和评价结果来看,“海洋与海滨植物”生物学校本课程在与烟台市S初级中学具有相似特点的学校实施是可行的,而且有助于提高学生素养和教师业务水平。虽然课程仍有诸多不足,但鉴于能够为学生在了解海洋、利用海洋、保护海洋方面提供有力的帮助,所以仍具有可观前景。
赖珊[9]（2020）在《云南抚仙湖沉积物中有机碳埋藏及来源与影响因素分析》文中进行了进一步梳理湖泊作为重要碳库,在全球碳循环中有重要作用。在全球变暖与湖泊富营养化的背景下,湖泊碳循环和有机碳的来源不断变化。抚仙湖作为我国典型高原深水湖泊,其淡水资源蓄水量约占云南九大高原湖泊的68.3%,是当地重要的淡水资源储备库。但近年来人类对抚仙湖及流域资源的过度使用,湖泊面临富营养化的风险加剧,引起抚仙湖沉积物中有机碳的来源与埋藏不断变化。因此,本研究将抚仙湖沉积物中有机碳作为研究对象,2017年7月于抚仙湖南中北湖区采集3根沉积柱,分析其有机碳埋藏的时空变化特征及影响因素;利用有机碳氮比值（C/N比值）与正构烷烃对沉积物有机质来源进行定性分析,利用正定矩阵因子模型（PMF模型）解析沉积物中不同类型有机质来源的贡献值。研究结果如下:（1）抚仙湖沉积年代为1877～2017年,沉积物的泥沙沉积速率（SAR）为0.02～1.40 g cm-2yr-1,呈现北部(0.39 g cm-2yr-1)高于中部(0.36 g cm-2yr-1)与南部(0.18 g cm-2yr-1)的趋势,流域内人类活动造成的泥沙输入差异是造成该空间差异的主要原因。（2）抚仙湖沉积物中总有机碳（TOC）含量为1.79～32.17 mg g-1,总氮（TN）含量为0.68～4.00 mg g-1,两者的变化趋势相似,1980年以前增长缓慢,1980年以后迅速增加,表层出现最大值,主要受1980年以后人类活动增强造成内源有机质输入增加的影响。空间上均呈现从北往南增加的趋势,这与抚仙湖不同湖区自然环境和人类活动类型的差异引起的有机质输入差异有关。（3）抚仙湖沉积物中有机碳埋藏速率（OCAR）变化范围为1.67～129.31 g m-2yr-1,均值为28.11 g m-2yr-1,时间上呈现先增大再减小的趋势,空间上呈现北部(33.95 g m-2yr-1)高于中部(32.07 g m-2yr-1)与南部(20.84 g m-2yr-1)的趋势,结合年代与湖泊面积估算出抚仙湖有机碳埋藏储量约为8.34×1011g C。对抚仙湖湖泊OCAR与气候、土地利用变化、湖泊水体环境及社会因素的相关性进行具体分析,发现OCAR与气温、土地利用变化之间有显着相关性（p<0.05）,表明气温与土地利用变化是抚仙湖有机碳埋藏变化的主要影响因素。（4）抚仙湖沉积物中C/N在1.94～10.23之间,表明内源有机质是主要来源。C/N在1980年后明显增大,表明陆生植物来源输入增加,主要因为人类活动的增强造成陆源有机质增加。沉积物中正构烷烃总量为0.86～39.13μg g-1,均值6.44μg g-1,碳数范围为C12～C33,碳数分布特征及碳优势指数(CPI2733)等指标指示沉积物中有机质来源于湖泊内源与外源的混合来源,水生与陆生高等植物是沉积物有机质的主要来源;水生植物以沉水植物为主,陆生高等植物来源中草本植物贡献与木本植物贡献相近。利用PMF模型来解析有机质来源及其贡献量,三种主要来源分别为:陆生高等植物、水生植物与水生浮游生物,其贡献率分别为:32.41%、17.43%、50.16%。以水生植物和而水生浮游生物为主的内源有机质贡献值（67.59%）明显高于以陆生高等植物为主的外源有机质贡献值（32.41%）;内源有机碳埋藏速率为:19.00 g m-2yr-1;外源有机碳埋藏速率为9.11 g m-2yr-1。
廖天财[10]（2020）在《细胞体积大小对浮游藻类增长动力学的影响研究》文中研究表明浮游藻类大多数属于单细胞生物,少数属于多细胞生物,研究表明藻细胞的大小在不同的环境条件下对浮游藻类的生长具有不同的影响,但影响机制尚不清楚。因此,阐明浮游藻类细胞体积大小对浮游藻类增长的影响机制,对揭示浮游藻类生长规律具有十分重要的意义。本文基于细胞生长动力学、随机动力学等相关理论,采用动力学建模、动力学分析和数值实验等相关方法,在确定性环境和随机扰动环境下,研究细胞体积大小对浮游藻类增长动力学机制的影响,其主要结果如下:1、研究了一种带有浮游藻类细胞体积大小效应的营养盐-浮游藻类确定性动力学模型,并在此基础上进一步考虑了它对应的随机动力学模型。研究表明,在确定性环境下,非常小的浮游藻类细胞体积或者非常大的浮游藻类细胞体积会破坏浮游藻类的持久生存,但是中间水平的浮游藻类细胞体积大小却能够维持浮游藻类的持久生存。研究发现,在随机扰动环境下,小的随机环境扰动和中间大小的浮游藻类细胞体积对浮游藻类的持久生存具有相似的正反馈效应,但是非常大的浮游藻类细胞体积、非常小的浮游藻类细胞体积和非常大的随机环境扰动对浮游藻类的持久生存具有相似的负反馈效应。此外,研究还发现,中间水平的浮游藻类细胞体积大小是促进浮游藻类增长的最优值,该结果与实验发现具有很强的一致性。除此之外,研究还表明,随着浮游藻类细胞体积的恰当增大,浮游藻类密度和营养盐浓度随之减小,这为控制浮游藻类水华提供了可能的生物策略。2、研究了一种带有浮游藻类细胞体积大小效应的浮游藻类-浮游动物确定性动力学模型,并在此基础上进一步考虑了它对应的随机动力学模型。在确定性环境下,研究表明,浮游藻类密度和浮游动物密度与浮游藻类细胞体积大小之间的关系都是一个开口向下的单峰函数。在随机扰动环境下,除了浮游藻类和浮游动物的随机持久生存外,研究还发现浮游藻类的弱随机稳定性（平稳分布）,很大程度上也依赖于浮游藻类细胞体积大小和随机环境扰动强度。此外,研究还表明,随着浮游藻类细胞体积的增大,由随机环境扰动引起的浮游藻类密度、浮游动物密度的不规则随机变异频率以及它们的随机扰动振幅都在减小。据此结果,在真实的水生生态系统中,细胞体积较大的浮游藻类可能具有更强的抵御外部环境随机因子干扰的能力。3、研究了一种带有浮游藻类细胞体积大小和浮游动物个体大小效应的营养盐-浮游藻类-浮游动物确定性动力学模型,并在此基础上进一步考虑了它对应的随机动力学模型。研究发现,非常小的浮游藻类细胞体积或者浮游动物个体,不管在确定性环境中还是在随机扰动环境中,都能导致浮游藻类和浮游动物走向灭绝。当浮游藻类细胞体积和浮游动物个体处于中间大小范围时,研究表明,它们能够对浮游藻类和浮游动物的生长产生丰富又复杂的影响:1)浮游藻类细胞体积或者浮游动物个体的增大能够抑制浮游藻类的增殖;2)浮游藻类细胞体积的增大有利于营养盐-浮游藻类-浮游动物的稳定共存,但不利于营养盐-浮游藻类的稳定共存;3)浮游动物个体的增大既不利于营养盐-浮游藻类-浮游动物的稳定共存,也不利于营养盐-浮游藻类的稳定共存;4)浮游藻类细胞体积的增大能够引起营养盐和浮游藻类的平稳分布呈现左偏态,但是浮游动物个体的增大却能够导致营养盐和浮游藻类的平稳分布呈现右偏态;5)浮游藻类细胞体积或者浮游动物个体的增大对浮游动物的平稳分布呈现右偏态没有影响。4、研究了一种带有浮游藻类细胞体积大小、浮游动物个体大小和Allee效应的浮游藻类-浮游动物确定性动力学模型。研究表明,当浮游藻类细胞体积相对比较小的时候,Allee效应对浮游藻类和浮游动物的生长起了决定性作用,但是当浮游藻类细胞体积相对比较大的时候,浮游藻类细胞体积大小对浮游藻类和浮游动物的生长起了决定性作用,而浮游动物个体大小在Allee效应下对浮游藻类和浮游动物生长的影响,与浮游藻类细胞体积大小对它们的影响是相似的。此外,研究还表明,在Allee效应下,浮游动物个体或者浮游藻类细胞体积的增大可能引发浮游藻类密度的周期振荡,但是浮游藻类细胞体积的增大也可能终结浮游藻类密度的周期振荡。因此,浮游藻类细胞体积大小和浮游动物个体大小可能是引发或者终结浮游藻类水华的一个关键因子。
二、藻类与人类的关系（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、藻类与人类的关系（论文提纲范文）
（1）贵州草海浮游藻类与附植藻类群落结构及生态评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 藻类概述 |
| 1.2.2 湖泊生态系统健康 |
| 1.2.3 生物完整性指数 |
| 1.3 研究主要内容 |
| 1.4 研究目的和意义 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 研究区域概况及研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.3 样品分析处理 |
| 2.3.1 水质样品分析 |
| 2.3.2 浮游藻类分析 |
| 2.3.3 附植藻类分析 |
| 2.4 数据统计与分析 |
| 2.4.1 综合营养状态指数 |
| 2.4.2 优势种的确定 |
| 2.4.3 生物多样性指数 |
| 2.4.4 功能群划分 |
| 2.4.5 藻类生物完整性评价 |
| 3 藻类群落结构 |
| 3.1 藻类物种组成 |
| 3.1.1 浮游藻类物种组成 |
| 3.1.2 附植藻类物种组成 |
| 3.2 藻类优势种 |
| 3.2.1 浮游藻类优势种 |
| 3.2.2 附植藻类优势种 |
| 3.3 藻类密度 |
| 3.3.1 浮游藻类密度 |
| 3.3.2 附植藻类密度 |
| 3.4 藻类功能群划分 |
| 3.4.1 浮游藻类功能群划分 |
| 3.4.2 附植藻类功能群划分 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 小结 |
| 4 水质评价和藻类生物完整性评价 |
| 4.1 水体理化特征 |
| 4.2 综合营养状态指数的水质评价 |
| 4.3 基于浮游藻类生物多样性的水质评价 |
| 4.3.1 Shannon-Wiener多样性指数 |
| 4.3.2 Pielou均匀性指数 |
| 4.3.3 Margalef丰富度指数 |
| 4.4 基于附植藻类生物多样性的水质评价 |
| 4.4.1 Shannon-Wiener多样性指数 |
| 4.4.2 Pielou均匀性指数 |
| 4.4.3 Margalef丰富度指数 |
| 4.5 浮游藻类生物完整性评价 |
| 4.5.1 参照点的确定 |
| 4.5.2 浮游藻类候选生物参数筛选 |
| 4.5.3 Ph-IBI指数构建 |
| 4.5.4 Ph-IBI评价结果 |
| 4.6 附植藻类生物完整性评价 |
| 4.6.1 参照点的确定 |
| 4.6.2 附植藻类候选生物参数筛选 |
| 4.6.3 Ep-IBI指数构建 |
| 4.6.4 Ep-IBI评价结果 |
| 4.7 藻类对水环境变化的敏感性比较 |
| 4.8 讨论 |
| 4.8.1 水质评价 |
| 4.8.2 藻类生物完整性评价 |
| 4.9 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
（2）南海珊瑚微生物组的空间变化及其环境适应机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 珊瑚礁生态系统的分布、功能与现状 |
| 1.1.1 珊瑚礁的全球分布特征与生态功能 |
| 1.1.2 珊瑚礁生态系统多样性-从宏观到微观 |
| 1.1.3 珊瑚礁生态现状 |
| 1.2 珊瑚礁微生物组及其功能 |
| 1.2.1 珊瑚共生功能体(holobiont)与微生物组(microbiome) |
| 1.2.2 珊瑚共生虫黄藻及其功能 |
| 1.2.3 珊瑚共/附生细菌及其功能 |
| 1.2.4 共生微生物组中的“暗物质”—病毒 |
| 1.2.5 珊瑚礁水域微生物组及其功能 |
| 1.3 微生物组对珊瑚环境适应性的指示意义 |
| 1.3.1 虫黄藻多样性与群落组成对珊瑚响应热压力的指示意义 |
| 1.3.2 细菌多样性与群落组成对珊瑚响应热压力与环境变化的指示意义 |
| 1.3.3 病毒对珊瑚响应热压力与珊瑚疾病的指示意义 |
| 1.3.4 珊瑚礁水域微生物组对珊瑚响应热压力、环境变化与珊瑚疾病的指示意义 |
| 1.4 拟解决的科学问题与技术路线 |
| 1.5 围绕科学问题所具体开展的工作 |
| 第二章 研究区域概况、研究材料与方法 |
| 2.1 南海珊瑚礁分布特征及其重要性 |
| 2.2 南海珊瑚礁生态区划及其特征 |
| 2.2.1 南海相对高纬度珊瑚礁/群落 |
| 2.2.2 南海生物地理过渡区 |
| 2.2.3 南海中纬度珊瑚礁 |
| 2.2.4 南海低纬度珊瑚礁 |
| 2.3 珊瑚生态调查、优势种鉴定与样本采集 |
| 2.3.1 珊瑚生态调查与优势种鉴定 |
| 2.3.2 珊瑚组织样本采集 |
| 2.3.3 珊瑚礁水体样本采集 |
| 2.4 微生物组测定与分析 |
| 2.4.1 微生物组总DNA提取 |
| 2.4.2 虫黄藻PCR扩增与Illumine Mi Seq测序 |
| 2.4.3 虫黄藻生物信息学分析 |
| 2.4.4 虫黄藻分子生态数据统计分析 |
| 2.4.5 细菌PCR扩增与Illumine Mi Seq测序 |
| 2.4.6 细菌生物信息学分析 |
| 2.4.7 细菌分子生态数据统计分析 |
| 2.4.8 珊瑚微生物交互作用网络分析 |
| 2.4.9 病毒全基因组扩增、文库构建与Novaseq6000 测序 |
| 2.4.10 宏病毒组生物信息学分析 |
| 2.4.11 病毒分子生态数据统计分析 |
| 2.5 耐热型共生虫黄藻群体遗传学分析 |
| 2.5.1 虫黄藻种水平的初步筛选 |
| 2.5.2 群体PCR扩增、毛细管电泳检测与虫黄藻物种鉴定 |
| 2.5.3 微卫星数据分析 |
| 第三章 南海珊瑚礁水域微生物组的空间分布及其生态意义 |
| 3.1 南海珊瑚礁水域微生物组的组成与功能特征的空间分布模式 |
| 3.1.1 南海珊瑚礁水域虫黄藻的空间分布模式 |
| 3.1.2 南海珊瑚礁水域细菌的空间分布模式及其功能 |
| 3.1.3 南海珊瑚礁水域病毒的空间分布模式及其功能特征 |
| 3.2 南海珊瑚礁水域中虫黄藻的空间分布模式及其与珊瑚环境适应性的关系 |
| 3.3 南海珊瑚礁水域中细菌空间分布模式及其与环境压力、珊瑚适应性的关系 |
| 3.4 南海珊瑚礁水域病毒的空间分布差异及其与珊瑚疾病、热压力的关系 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 南海珊瑚共生虫黄藻的空间分布、系统进化模式及其与环境因子的关系 |
| 4.1 南海珊瑚共生虫黄藻多样性与群落结构的空间变化特征 |
| 4.1.1 南海珊瑚共生虫黄藻的多样性 |
| 4.1.2 南海珊瑚共生虫黄藻群落组成 |
| 4.1.3 南海珊瑚共生虫黄藻群落结构、系统发育关系及其与环境因子的关系 |
| 4.2 南海珊瑚共生虫黄藻α多样性的纬度变化及其环境因子的关系 |
| 4.3 南海珊瑚共生虫黄藻群落组成的纬度变化及其与环境因子的关系 |
| 4.4 共生体祖先类型差异性对南海共生虫黄藻系统进化关系、环境适应性的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 南海广布型珊瑚微生物组的空间变化及其与珊瑚环境适应性的关系 |
| 5.1 南海广布型珊瑚的微生物组功能体征及其交互作用 |
| 5.1.1 南海广布型珊瑚共生虫黄藻的多样性与群落组成 |
| 5.1.2 南海广布型珊瑚共生虫黄藻亚系群的交互作用网络分析 |
| 5.1.3 南海广布型珊瑚共/附生细菌的多样性与群落组成 |
| 5.1.4 环境因子对南海广布型珊瑚微生物组群落结构的影响 |
| 5.1.5 南海广布型珊瑚共/附生细菌核心微生物群 |
| 5.1.6 基于南海广布型珊瑚共/附生细菌基因的功能预测 |
| 5.2 南海广布型珊瑚共生虫黄藻多样性与群落结构的空间变化及其与珊瑚环境适应性之间的关系 |
| 5.3 南海广布型珊瑚共生虫黄藻的交互作用与珊瑚共生体系稳定性之间的关系 |
| 5.4 南海广布型珊瑚共/附生细菌群落的灵活性及其与珊瑚环境适应性之间的关系 |
| 5.5 南海广布型珊瑚核心细菌微生物群与珊瑚环境适应性之间的关系 |
| 5.6 南海广布型珊瑚共/附生细菌的功能富集特征的纬度变化及其与珊瑚环境适应性之间的关系 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 南海区域型珊瑚微生物组的空间变化及其与珊瑚环境适应性的关系 |
| 6.1 南海区域型珊瑚微生物组空间变化与功能特征 |
| 6.1.1 南海区域型珊瑚共生虫黄藻的群落组成与群落结构 |
| 6.1.2 南海区域型珊瑚共/附生细菌的群落组成与群落结构 |
| 6.1.3 环境与地理因素对南海区域型珊瑚微生物组群落结构的影响 |
| 6.1.4 南海区域型珊瑚共生核心细菌微生物群 |
| 6.1.5 南海区域型珊瑚微生物组多样性与交互网络复杂度之间的关系 |
| 6.2 南海区域型珊瑚虫黄藻群落结构与纬度环境变化、珊瑚适应性之间的关系 |
| 6.3 南海区域型珊瑚的共/附生细菌群落结构与气候带环境变化、珊瑚适应性之间的关系 |
| 6.4 环境压力与人为干扰对南海区域型珊瑚核心细菌微生物群的影响 |
| 6.5 南海区域型珊瑚微生物组多样性与交互作用之间的关系及其对珊瑚环境适应性的影响 |
| 6.6 小结 |
| 第七章 南海耐热型虫黄藻的迁移扩散、遗传变异及其与珊瑚环境适应性的关系 |
| 7.1 南海耐热型虫黄藻D.trenchii的群体遗传学特征 |
| 7.1.1 南海耐热型虫黄藻D.trenchii的遗传多样性 |
| 7.1.2 南海耐热型虫黄藻D.trenchii的遗传结构与连通性 |
| 7.2 南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体的迁移、扩散机制及其生态意义 |
| 7.3 低温对南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体在亚热带建立共生关系的影响 |
| 7.4 地理隔离与SST变化对南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体遗传结构的影响 |
| 7.5 南海耐热型虫黄藻D.trenchii群体遗传学特征对珊瑚适应全球变暖的指示意义 |
| 7.6 小结 |
| 第八章 南海相对高纬度区域珊瑚组织的病毒群落组成及其对珊瑚环境适应性的指示意义 |
| 8.1 南海相对高纬度区域珊瑚组织中病毒的群落组成、功能及宿主特征 |
| 8.1.1 南海相对高纬度区域珊瑚组织中病毒的群落组成及其功能 |
| 8.1.2 南海相对高纬度区域珊瑚组织中的病毒宿主预测 |
| 8.1.3 南海相对高纬度区域珊瑚组织与水体中病毒群落的组成和功能特征差异 |
| 8.2 南海相对高纬度区域珊瑚组织中的病毒群落组成对珊瑚-虫黄藻共生体系稳定性的影响 |
| 8.3 南海相对高纬度区域珊瑚组织中的病毒群落组成对珊瑚-细菌共生体系稳定性的影响 |
| 8.4 病毒群落对南海北部热带珊瑚避难所的生态影响 |
| 8.5 小结 |
| 第九章 南海珊瑚微生物组的空间变化与环境适应模式 |
| 9.1 南海珊瑚微生物组的空间变化模式 |
| 9.2 南海珊瑚-微生物组共生体系的环境适应模式 |
| 9.3 小结 |
| 第十章 结论与展望 |
| 10.1 主要结论 |
| 10.2 展望 |
| 10.3 主要创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（3）水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地表水资源及水源水库水质现状 |
| 1.1.2 水库富营养化及其危害 |
| 1.1.3 藻类生长的环境影响因子 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湖库水体藻类群落季节性演替 |
| 1.2.2 人工强制混合控藻技术研究 |
| 1.2.3 藻类与水体细菌 |
| 1.2.4 探究微生物代谢的技术手段 |
| 1.3 研究主要内容及技术路线图 |
| 1.3.1 研究主要内容 |
| 1.3.2 研究技术路线 |
| 2 金盆水库浮游藻类种群演替机制 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 采样点与水样采集 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 水样采集 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 水质指标的检测方法 |
| 2.3.2 浮游藻类计数及藻种鉴定 |
| 2.3.3 chlorophyll a的测定 |
| 2.3.4 真核藻类群落结构的高通量测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 2.5 金盆水库水质特征分析 |
| 2.6 金盆水库基于形态学鉴定的浮游藻类演替特征 |
| 2.6.1 金盆水库藻密度及叶绿素a含量变化特征 |
| 2.6.2 金盆水库藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 2.6.3 金盆水库藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 2.6.4 基于网络图分析浮游藻类与水质的偶联关系分析 |
| 2.7 金盆水库基于DNA测序分析的真核藻类演替特征 |
| 2.7.1 金盆水库真核藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 2.7.2 金盆水库真核藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 2.7.3 基于网络图分析真核藻类与水质的偶联关系分析 |
| 2.8 本章小结 |
| 3 李家河水库藻类种群演替机制 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 采样点与水样采集 |
| 3.2.1 采样点布置 |
| 3.2.2 水样采集 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.4 李家河水库水质特征分析 |
| 3.5 李家河水库基于形态学鉴定的浮游藻类演替特征 |
| 3.5.1 李家河水库藻密度及chlorophyll a变化特征 |
| 3.5.2 李家河水库藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 3.5.3 李家河水库藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 3.5.4 基于网络图分析浮游藻类与水质的偶联关系分析 |
| 3.6 李家河水库基于DNA测序分析真核藻类演替特征 |
| 3.6.1 李家河水库真核藻类门水平群落结构组成分析 |
| 3.6.2 李家河水库真核藻类属水平群落结构组成分析 |
| 3.6.3 基于网络图分析真核藻类与水质的偶联机制 |
| 3.7 本章小结 |
| 4 人工强制混合充氧期间金盆水库浮游藻类种群变化特征 |
| 4.1 研究区域概况 |
| 4.2 采样及分析方法 |
| 4.3 金盆水库人工强制充氧混合期间水质特征分析 |
| 4.4 金盆水库人工强制充氧混合期间基于形态学鉴定分析藻类分布特征 |
| 4.4.1 藻密度和chlorophyll a的变化 |
| 4.4.2 金盆水库藻类种群门水平变化 |
| 4.4.3 金盆水库藻类种群属水平变化 |
| 4.4.4 金盆水库浮游藻类与水质偶联互作网络结构分析 |
| 4.5 金盆水库人工强制充氧混合期基于DNA测序分析真核藻类分布特征 |
| 4.5.1 扬水曝气运行期间真核藻类种群门水平变化 |
| 4.5.2 扬水曝气运行期间真核藻类种群属水平变化 |
| 4.5.3 扬水曝气运行过程前中后期真核藻类与水质偶联响应网络结构分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 水源水库小球藻衰亡过程中伴生细菌代谢活性特征研究 |
| 5.1 采样与分析方法 |
| 5.1.1 藻类的培养 |
| 5.1.2 水质指标测定 |
| 5.1.3 荧光溶解性有机质测定 |
| 5.1.4 细菌数量及细菌群落代谢活性测定 |
| 5.1.5 数据分析 |
| 5.2 水质分析 |
| 5.3 小球藻衰亡时期荧光溶解性有机质特征性分析 |
| 5.4 细菌总数及chlorophyll a变化特征分析 |
| 5.5 细菌群落代谢活性分析 |
| 5.6 本章小节 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 研究生期间成果 |
（4）滇东南地区两个中型水库藻类与碳循环响应气候变化与流域开发的近现代特征（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 气候变化对湖泊环境与藻类的影响 |
| 1.1.2 湖泊筑坝与水文调控 |
| 1.1.3 农业扩张与水体富营养化 |
| 1.1.4 湖泊碳循环及其驱动因子 |
| 1.2 湖泊沉积物方法与环境变化历史重建 |
| 1.2.1 湖泊沉积物方法 |
| 1.2.2 基于湖泊沉积物的气候环境变化重建 |
| 1.2.2.1 硅藻指标与湖泊环境变化 |
| 1.2.2.2 沉积物藻类与湖泊环境变化 |
| 1.3 滇东南湖泊水库的生态环境现状与研究进展 |
| 1.4 选题依据与拟解决的科学问题 |
| 1.4.1 选题依据 |
| 1.4.2 拟解决的科学问题 |
| 1.5 研究思路与技术路线 |
| 1.5.1 研究思路 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 论文创新点 |
| 第2章 研究对象与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 太平水库 |
| 2.1.2 三角海水库 |
| 2.1.3 两个水库的湖沼学特征 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 湖泊与流域资料收集 |
| 2.2.2 历史文献 |
| 2.2.3 样品采集与处理 |
| 2.2.3.1 湖泊现代水体理化指标的采集与测定 |
| 2.2.3.2 沉积物样品采集与处理 |
| 2.2.4 沉积物室内实验分析 |
| 2.2.4.1 年代测定 |
| 2.2.4.2 沉积物理化指标测定 |
| 2.2.4.3 沉积物色素测定 |
| 2.2.4.4 硅藻处理与鉴定 |
| 2.3 数理统计方法 |
| 第3章 太平水库的环境变化历史与生态响应特征 |
| 3.1 太平水库现代调查 |
| 3.2 年代学序列的建立和沉积速率变化 |
| 3.3 沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 3.3.1 沉积物粒度与水动力的长期变化 |
| 3.3.2 沉积物总氮与氮同位素的变化特征 |
| 3.3.3 沉积物记录的碳循环长期变化 |
| 3.3.4 沉积物藻类生产力及硅藻群落结构的长期变化 |
| 第4章 三角海水库环境变化与藻类响应特征 |
| 4.1 三角海水库现代调查 |
| 4.2 年代学序列的建立和沉积速率变化 |
| 4.3 沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 4.3.1 沉积物粒度与水动力的长期变化 |
| 4.3.2 沉积物总氮与氮同位素的变化特征 |
| 4.3.3 沉积物记录的碳循环长期变化 |
| 4.3.4 沉积物藻类的长期变化 |
| 第5章 水文调控与气候波动下滇东南湖泊环境变化及藻类响应特征比较 |
| 5.1 滇东南地区湖泊环境变化的长期特征比较 |
| 5.1.1 滇东南湖泊水文波动的阶段性特征比较 |
| 5.1.2 滇东南湖泊富营养化的异同 |
| 5.1.3 不同营养水平下两个水库碳循环的长期特征比较 |
| 5.2 水文调控与气候波动下滇东南水库藻类变化特征比较 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 图表目录 |
| 附录 B 主要优势硅藻图版 |
| 图版B1:太平水库沉积物优势硅藻 |
| 图版B2:三角海水库沉积物优势硅藻 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（5）渭河干流及其秦岭北麓典型支流浮游藻类和固着藻类群落结构特征与环境分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 藻类概述 |
| 1.2.2 影响浮游藻类生长的主要因素 |
| 1.2.3 影响固着藻类生长的主要因素 |
| 1.2.4 藻类功能群划分 |
| 1.2.5 水质评价方法 |
| 1.2.6 目前研究存在的主要问题 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 2 研究区域与工作方法 |
| 2.1 研究区域 |
| 2.2 工作方法 |
| 2.2.1 水体理化参数测定 |
| 2.2.2 样品采集、鉴定 |
| 2.2.3 数据分析与处理 |
| 3.浮游藻类群落结构特征及环境驱动因子分析 |
| 3.1 浮游藻类群落结构特征 |
| 3.1.1 水环境参数 |
| 3.1.2 种类组成、密度及生物量 |
| 3.2 群落结构环境驱动因子分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4.浮游藻类功能群划分及其水质生物评价 |
| 4.1 浮游藻类功能群划分 |
| 4.1.1 水环境参数 |
| 4.1.2 浮游藻类种类及功能群组成 |
| 4.2 基于浮游藻类群落的水质评价 |
| 4.2.1 Qr指数 |
| 4.2.2 Shannon-Wiener多样性指数 |
| 4.2.3 水质评价指标与环境因子的Pearson相关性分析 |
| 4.2.4 浮游藻类功能群与环境因子的RDA分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5.固着藻类群落结构特征及环境驱动因子分析 |
| 5.1 固着藻类群落结构特征 |
| 5.1.1 水环境参数 |
| 5.1.2 种类组成、密度及生物量 |
| 5.2 群落结构环境驱动因子分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6.固着藻类功能群划分及其水质生物评价 |
| 6.1 固着藻类功能群划分 |
| 6.1.1 水环境参数 |
| 6.1.2 固着藻类种类及功能群组成 |
| 6.2 基于固着藻类群落的水质评价 |
| 6.2.1 Qr指数 |
| 6.2.2 Shannon-Wiener多样性指数 |
| 6.2.3 水质评价指标与环境因子的Spearman相关性分析 |
| 6.2.4 固着藻类功能群与环境因子的RDA分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.4 小结 |
| 7.结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
（6）滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与依据 |
| 1.1.1 全球变化背景下湖泊系统响应的时空模式 |
| 1.1.2 沉积物代用指标 |
| 1.1.3 云南深水湖泊研究现状 |
| 1.2 选题缘由及科学问题 |
| 1.2.1 选题缘由 |
| 1.2.2 拟解决的科学问题 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 论文创新点 |
| 第2章 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 数据搜集和样品采集 |
| 2.2.1 水质调查数据及遥感数据搜集 |
| 2.2.2 区域气候数据 |
| 2.2.3 湖泊水质及水体硅藻样品采集 |
| 2.2.4 标准溶蚀试片法 |
| 2.2.5 沉积物样品采集 |
| 2.3 实验分析 |
| 2.3.1 水质指标的测试分析 |
| 2.3.2 沉积物钻孔年代学分析 |
| 2.3.3 沉积物环境代用指标分析 |
| 2.3.4 硅藻样品处理与分析 |
| 2.4 数理统计分析 |
| 第3章 近百年来泸沽湖生态环境演化及其对流域植被退化和气候变化的响应模式 |
| 3.1 泸沽湖概况 |
| 3.1.1 湖泊/流域基本概况和研究现状 |
| 3.1.2 泸沽湖区域气候特征 |
| 3.1.3 泸沽湖流域土地利用类型变化历史 |
| 3.2 泸沽湖流域不同土地利用类型碳酸盐岩风化速率 |
| 3.3 泸沽湖现代水体环境变化特征 |
| 3.3.1 泸沽湖水体温度与热力分层的季节变化特征 |
| 3.3.2 泸沽湖水环境垂直变化的季节特征 |
| 3.3.3 泸沽湖水体有机碳、无机碳变化特征 |
| 3.4 泸沽湖水体硅藻群落时空变化特征 |
| 3.4.1 泸沽湖水体硅藻季节性变化特征 |
| 3.4.2 泸沽湖水体硅藻空间变化特征 |
| 3.4.3 泸沽湖常见水体硅藻物种的分布模式 |
| 3.4.4 水体硅藻群落与多样性分布的驱动因子识别 |
| 3.4.5 水体硅藻群落多样性的分布模式与驱动因子识别 |
| 3.4.6 泸沽湖现代过程小结 |
| 3.5 泸沽湖钻孔年代序列及沉积速率 |
| 3.6 泸沽湖沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 3.6.1 沉积物磁化率与粒度的变化特征 |
| 3.6.2 湖泊碳循环响应流域植被退化的长期模式 |
| 3.6.3 沉积物总氮对湖泊营养富集历史的响应 |
| 3.6.4 流域植被退化与湖泊碳循环响应的模式分析 |
| 3.6.5 藻类生产力及硅藻群落结构的变化历史 |
| 3.7 泸沽湖湖泊系统响应环境变化的长期模式探讨 |
| 3.7.1 植被退化与气候变暖对泸沽湖碳循环变化的驱动作用评价 |
| 3.7.2 植被退化及气候变暖驱动泸沽湖藻类的长期模式 |
| 3.7.3 喀斯特地区碳循环以及森林管理的研究启示 |
| 3.8 本章小结 |
| 第4章 程海生态环境响应流域开发与气候变化的长期模式 |
| 4.1 程海概况 |
| 4.1.1 湖泊/流域基本概况和研究现状 |
| 4.1.2 程海区域气候特征 |
| 4.1.3 程海湖泊水位及流域土地利用类型变化历史 |
| 4.2 程海流域不同土地利用类型碳酸盐岩风化速率 |
| 4.3 程海水体环境时空变化特征 |
| 4.3.1 程海水体温度与热力分层的季节变化特征 |
| 4.3.2 程海水环境季节性分层变化特征 |
| 4.3.3 程海水体有机碳与无机碳含量的变化特征 |
| 4.4 程海水体硅藻群落时空变化特征 |
| 4.4.1 程海水体硅藻季节性变化特征 |
| 4.4.2 程海水体硅藻空间变化特征 |
| 4.4.3 程海常见水体硅藻物种的分布模式 |
| 4.4.4 水体硅藻群落与多样性分布的驱动因子识别 |
| 4.4.5 水体硅藻群落多样性的分布模式与驱动因子识别 |
| 4.4.6 程海现代过程小结 |
| 4.5 程海钻孔年代序列及沉积速率 |
| 4.6 程海沉积物记录的湖泊环境长期变化历史 |
| 4.6.1 沉积物磁化率与粒度组成的变化特征 |
| 4.6.2 湖泊有机碳与无机碳循环的变化特征 |
| 4.6.3 沉积物总氮与氮同位素的变化特征 |
| 4.6.4 流域开发与程海碳循环响应的主要特征 |
| 4.6.5 藻类生产力及群落结构的长期变化历史 |
| 4.7 程海湖泊系统响应环境变化的长期模式探讨 |
| 4.7.1 程海流域开发与富营养化对湖泊碳循环的驱动机制 |
| 4.7.2 程海流域开发、富营养化及气候变暖对硅藻群落变化的影响评价 |
| 4.7.3 程海长期变化小结 |
| 4.8 本章小结 |
| 第5章 滇西北地区深水湖泊生态环境变化的时空模式 |
| 5.1 区域气候与湖泊水环境特征 |
| 5.1.1 区域气候特征 |
| 5.1.2 三个深水湖泊概况与研究现状 |
| 5.2 滇西北深水湖泊流域开发与气候变化的长期特征 |
| 5.2.1 湖泊水文波动历史 |
| 5.2.2 不同营养水平下湖泊碳循环的变化历史 |
| 5.2.3 茈碧湖、海西海和洱海藻类变化特征 |
| 5.3 不同时间尺度上深水湖泊藻类对环境压力的响应特征 |
| 5.3.1 季节尺度 |
| 5.3.2 近30年尺度 |
| 5.3.3 百年尺度 |
| 5.4 滇西北地区深水湖泊系统响应环境变化的模式探讨 |
| 5.4.1 滇西北地区流域开发与深水湖泊环境变化的长期特征 |
| 5.4.2 流域开发与气候变化影响深水湖泊碳循环的时空模式 |
| 5.4.3 流域开发与气候变化影响深水湖泊藻类变化的时空模式 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要研究结论 |
| 6.2 研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 主要优势硅藻图版 |
| 图版1:泸沽湖水体、沉积物优势硅藻 |
| 图版2:程海水体、沉积物优势硅藻 |
| 攻读学位期间发表的学术论文和研究成果 |
| 致谢 |
（7）水源水库藻类种群时空演替的伴生菌群驱动机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 地表水水源水质现状及水体富营养化 |
| 1.1.2 藻类生长的环境影响因子 |
| 1.1.3 浮游藻类与水体微生物 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 湖库水体浮游藻类与伴生微生物群落季节性演替 |
| 1.2.2 浮游藻类与水体微生物群落的互作关系 |
| 1.2.3 控藻技术研究 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.3.1 研究主要内容 |
| 1.3.2 研究目的及意义 |
| 1.3.3 研究技术路线 |
| 2 金盆水库藻类季相演替的真核微生物驱动机制 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 采样点与水样采集 |
| 2.2.1 采样点布置 |
| 2.2.2 水样采集 |
| 2.3 分析方法 |
| 2.3.1 水质指标的检测方法 |
| 2.3.2 藻类计数及藻种鉴定 |
| 2.3.3 chlorophyll a的测定 |
| 2.3.4 真核微生物群落结构的测定 |
| 2.4 数据处理与分析 |
| 2.5 金盆水库全年水质特征分析 |
| 2.6 金盆水库浮游藻类的季相演替特征 |
| 2.6.1 金盆水库全年藻密度及chlorophyll a变化特征 |
| 2.6.2 金盆水库全年藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 2.6.3 金盆水库全年藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 2.7 金盆水库真核微生物季相分布特性 |
| 2.7.1 稀释曲线分析 |
| 2.7.2 多样性指数分析 |
| 2.7.3 真核微生物群落结构组成分析 |
| 2.8 基于网络图分析藻类与真核微生物的互作机制 |
| 2.9 浮游藻类与真核微生物同水质的偶联关系分析 |
| 2.10 本章小结 |
| 3 李家河水库藻类季相演替的细菌种群驱动机制 |
| 3.1 研究区域概况 |
| 3.2 采样点与水样采集 |
| 3.2.1 采样点布置 |
| 3.2.2 水样采集 |
| 3.3 分析方法 |
| 3.3.1 细菌群落结构的测定 |
| 3.3.2 数据分析 |
| 3.4 李家河水库全年水质特征分析 |
| 3.5 李家河水库浮游藻类的季相演替特征 |
| 3.5.1 李家河水库全年藻密度及chlorophyll a深度变化特征 |
| 3.5.2 李家河水库全年藻类种群在门水平的丰度变化特征 |
| 3.5.3 李家河水库全年藻类种群在属水平的丰度变化特征 |
| 3.6 李家河水库水体细菌季相分布特性 |
| 3.6.1 稀释曲线分析 |
| 3.6.2 多样性指数分析 |
| 3.6.3 细菌群落结构组成分析 |
| 3.7 基于网络图分析藻类与水体细菌的互作机制 |
| 3.8 浮游藻类与水体细菌同水质的偶联关系分析 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 基于网络结构解析金盆水库混合期藻菌互作的微生态机制 |
| 4.1 研究区域概况 |
| 4.2 采样及分析方法 |
| 4.2.1 水样采集与水质监测 |
| 4.2.2 浮游藻类计数及鉴定 |
| 4.2.3 水体真核微生物群落结构测定 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 金盆水库混合期水质特征分析 |
| 4.4 金盆水库混合期浮游藻类分布特征 |
| 4.4.1 金盆水库混合期藻密度和chlorophyll a的变化 |
| 4.4.2 金盆水库混合期浮游藻类群落结构特征 |
| 4.5 金盆水库混合期真核微生物分布特征 |
| 4.5.1 稀释曲线分析 |
| 4.5.2 多样性指数分析 |
| 4.5.3 真核微生物群落结构组成分析 |
| 4.6 金盆水库混合期真核微生物网络结构分析 |
| 4.7 金盆水库混合期浮游藻类和真核微生物群落结构同水质偶联关系分析 |
| 4.8 本章小结 |
| 5 基于胞内代谢解析扬水曝气抑制浮游藻类生长的机制研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 藻种及培养条件 |
| 5.1.2 实验设置 |
| 5.2 测定与分析方法 |
| 5.2.1 藻密度及chlorophyll a的测定 |
| 5.2.2 脱氢酶活性的测定 |
| 5.2.3 ATP含量测定 |
| 5.2.4 叶绿素荧光参数的测定 |
| 5.2.5 碳代谢图谱分析 |
| 5.2.6 荧光溶解性有机物的测定 |
| 5.3 不同光照和温度条件下铜绿微囊藻的生理生态学特性变化特征 |
| 5.3.1 铜绿微囊藻的生长特性 |
| 5.3.2 铜绿微囊藻的脱氢酶活性的变化 |
| 5.3.3 铜绿微囊藻的ATP变化特性 |
| 5.3.4 铜绿微囊藻的叶绿素荧光特性 |
| 5.3.5 铜绿微囊藻的碳源代谢活性特征 |
| 5.3.6 铜绿微囊藻的EOM和 IOM特征 |
| 5.4 扬水曝气运行前后不同水库浮游藻类变化特征原位实验 |
| 5.4.1 研究区域概况 |
| 5.4.2 采样与分析方法 |
| 5.4.3 扬水曝气运行前后不同水库浮游藻类的生长变化特征 |
| 5.4.4 扬水曝气运行前后不同水库浮游藻类的群落结构变化特征 |
| 5.4.5 扬水曝气运行前后不同水库浮游藻类的荧光活性衰变规律 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 研究生期间成果 |
（8）初中生物学校本课程的开发与实施 ——以《海洋与海滨植物》为例（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 校本课程是三级课程体系的重要组成部分 |
| 1.1.2 校本课程是推行“海洋教育”的有效途径 |
| 1.1.3 海洋专题校本课程在烟台市开设不足 |
| 1.2 校本课程开发与研究现状 |
| 1.2.1 国外现状与启示 |
| 1.2.2 国内现状与反思 |
| 1.3 研究目的与意义 |
| 1.4 研究内容与思路 |
| 1.5 研究方法 |
| 1.5.1 文献综述法 |
| 1.5.2 问卷调查法 |
| 1.5.3 访谈调查法 |
| 1.5.4 行动研究法 |
| 1.6 创新之处 |
| 1.6.1 研究视角的创新 |
| 1.6.2 开发流程的创新 |
| 1.6.3 课程方案的创新 |
| 1.6.4 课程资源的创新 |
| 第2章 理论研究 |
| 2.1 概念界定 |
| 2.1.1 校本课程开发 |
| 2.1.2 海洋植物与海滨植物 |
| 2.2 理论基础 |
| 2.2.1 课程理论 |
| 2.2.2 学习理论 |
| 第3章 “海洋与海滨植物”校本课程开发的方案设计 |
| 3.1 校本课程开发定位 |
| 3.1.1 校本课程开发的理念 |
| 3.1.2 校本课程开发的类型 |
| 3.2 可行性分析 |
| 3.2.1 学校外部环境 |
| 3.2.2 学校内部条件 |
| 3.2.3 学生态度调查 |
| 3.3 课程目标设置 |
| 3.3.1 义务教育生物学课程标准的要求 |
| 3.3.2 学生对课程目标的需求分析 |
| 3.3.3 课程目标设置 |
| 3.4 课程组织 |
| 3.4.1 课程内容设置 |
| 3.4.2 教学方法的选择 |
| 3.4.3 教学材料的编制 |
| 3.4.4 网络课程资源的开发 |
| 第4章 “海洋与海滨植物”校本课程的实施 |
| 4.1 实施方案 |
| 4.2 实施过程 |
| 4.2.1 实施时间与对象 |
| 4.2.2 教学过程 |
| 4.2.3 教学改进 |
| 4.3 学生评价与实施效果 |
| 4.3.1 学生评价方案制定 |
| 4.3.2 实施效果分析 |
| 第5章 校本课程开发的评价 |
| 5.1 专家对课程开发的评价 |
| 5.2 教师对课程开发的评价 |
| 5.3 学生对课程开发的评价 |
| 第6章 总结 |
| 6.1 研究的结论 |
| 6.2 研究的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 校本课程开发现状访谈提纲 |
| 附录B 学生需求调查问卷 |
| 附录C “海洋与海滨植物”生物学校本课程测试卷 |
| 附录D 山科版初中生物学教材分析 |
| 附录E 教师对校本课程评价表 |
| 附录F 学生对课程评价的调查问卷 |
| 附录G 学生学业评价表 |
| 附录H 电子与活页资料 |
| 附录I 智慧树平台资料 |
| 附录J 课例展示 |
| 作者简历 |
（9）云南抚仙湖沉积物中有机碳埋藏及来源与影响因素分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 湖泊沉积物研究进展 |
| 1.2.2 湖泊有机碳埋藏研究进展 |
| 1.2.3 湖泊有机质来源解析研究现状 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 样品采集与预处理 |
| 2.3 样品分析处理方法 |
| 2.3.1 沉积物年代测定 |
| 2.3.2 沉积物碳、氮浓度测定 |
| 2.3.3 沉积物正构烷烃的提取与测定 |
| 2.4 数据分析方法 |
| 2.4.1 沉积速率与有机碳埋藏速率计算方法 |
| 2.4.2 PMF模型 |
| 2.5 数据处理与统计分析 |
| 第三章 抚仙湖沉积物的沉积年代及沉积速率 |
| 3.1 沉积物中~(210)Pb_(ex)和~(137)Cs比活度的分布特征 |
| 3.2 沉积物沉积年代序列的建立与验证 |
| 3.3 抚仙湖沉积物中泥沙沉积速率的分布特征 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 抚仙湖沉积物中有机碳埋藏特征及影响因素分析 |
| 4.1 抚仙湖沉积物中有机碳氮的时空分布特征 |
| 4.1.1 沉积物中有机碳氮的时间分布特征 |
| 4.1.2 抚仙湖有机碳氮的空间分布特征 |
| 4.2 抚仙湖沉积物中有机碳埋藏的时空特征 |
| 4.2.1 抚仙湖沉积物中有机碳埋藏的时间分布特征 |
| 4.2.2 抚仙湖沉积物中有机碳埋藏速率的空间变化特征 |
| 4.2.3 不同地区湖泊有机碳埋藏速率对比 |
| 4.3 抚仙湖沉积物中有机碳埋藏的影响因素分析 |
| 4.3.1 气候 |
| 4.3.2 土地利用变化 |
| 4.3.3 有机质来源 |
| 4.3.4 社会经济因素 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 抚仙湖沉积物中有机质来源解析 |
| 5.1 C/N解析沉积物的有机质来源 |
| 5.2 正构烷烃及指标解析沉积物的有机质来源 |
| 5.2.1 抚仙湖沉积物中的正构烷烃总量特征 |
| 5.2.2 沉积物中正构烷烃的碳数分布特征 |
| 5.2.3 沉积物中不同链长正构烷烃的相对含量分布 |
| 5.2.4 沉积物中正构烷烃各指标的分布变化 |
| 5.3 PMF模型解析抚仙湖沉积物中内外源有机质贡献 |
| 5.3.1 PMF模型解析沉积物中有机质来源类型 |
| 5.3.2 PMF模型量化抚仙湖沉积物中不同来源有机质的贡献率 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（10）细胞体积大小对浮游藻类增长动力学的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 浮游藻类增长动力学的研究背景 |
| 1.1.1 浮游藻类增长的正效应 |
| 1.1.2 浮游藻类增长的负效应 |
| 1.2 浮游藻类增长动力学研究的重要性 |
| 1.3 浮游藻类增长动力学的研究进展 |
| 1.3.1 确定性环境下浮游藻类增长动力学研究 |
| 1.3.2 随机扰动环境下浮游藻类增长动力学研究 |
| 1.4 细胞体积大小在浮游藻类增长动力学中的作用 |
| 1.4.1 细胞体积大小依赖的浮游藻类增长动力学 |
| 1.4.2 浮游动物个体大小的重要性 |
| 1.5 本文的主要研究内容及目的意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 2 细胞体积大小对营养盐-浮游藻类互作动力学的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 动力学模型 |
| 2.2.1 确定性动力学模型 |
| 2.2.2 随机动力学模型 |
| 2.3 动力学分析 |
| 2.3.1 确定性模型动力学分析 |
| 2.3.2 随机模型动力学分析 |
| 2.4 数值实验 |
| 2.4.1 细胞体积大小对确定性模型动力学的影响 |
| 2.4.2 细胞体积大小对随机模型动力学的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 细胞体积大小对浮游藻类-浮游动物互作动力学的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 动力学模型 |
| 3.2.1 确定性动力学模型 |
| 3.2.2 随机动力学模型 |
| 3.3 动力学分析 |
| 3.3.1 确定性模型动力学分析 |
| 3.3.2 随机模型动力学分析 |
| 3.4 数值实验 |
| 3.4.1 细胞体积大小对确定性模型动力学的影响 |
| 3.4.2 细胞体积大小对随机模型动力学的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 细胞体积大小和浮游动物个体大小对营养盐-浮游藻类-浮游动物互作动力学的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 动力学模型 |
| 4.2.1 确定性动力学模型 |
| 4.2.2 随机动力学模型 |
| 4.3 动力学分析 |
| 4.3.1 确定性模型动力学分析 |
| 4.3.2 随机模型动力学分析 |
| 4.4 数值实验 |
| 4.4.1 细胞体积大小和浮游动物个体大小对确定性模型动力学的影响 |
| 4.4.2 细胞体积大小和浮游动物个体大小对随机模型动力学的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 细胞体积大小和浮游动物个体大小对带有Allee效应的浮游藻类-浮游动物互作动力学的影响 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 动力学模型 |
| 5.3 动力学分析 |
| 5.4 数值实验 |
| 5.4.1 在Allee效应下浮游藻类细胞体积大小对浮游生物密度的影响 |
| 5.4.2 在强Allee效应下浮游动物个体大小对浮游生物密度的影响 |
| 5.4.3 在弱Allee效应下浮游动物个体大小对浮游生物密度的影响 |
| 5.4.4 在Allee效应下浮游藻类体积大小对平衡点稳定性的影响 |
| 5.4.5 Allee效应对浮游藻类和浮游动物周期解的影响 |
| 5.4.6 在Allee效应下浮游藻类细胞体积大小对周期解的影响 |
| 5.4.7 在Allee效应下浮游动物个体大小对周期解的影响 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 东北林业大学博士学位论文修改情况确认表 |
四、藻类与人类的关系（论文参考文献）
- [1]贵州草海浮游藻类与附植藻类群落结构及生态评价研究[D]. 杜欣. 贵州师范大学, 2021
- [2]南海珊瑚微生物组的空间变化及其环境适应机制[D]. 陈飚. 广西大学, 2021(01)
- [3]水源水库藻类种群演替互作规律与衰亡机制研究[D]. 黄鑫. 西安建筑科技大学, 2021
- [4]滇东南地区两个中型水库藻类与碳循环响应气候变化与流域开发的近现代特征[D]. 韩桥花. 云南师范大学, 2021
- [5]渭河干流及其秦岭北麓典型支流浮游藻类和固着藻类群落结构特征与环境分析[D]. 赵耿楠. 西安理工大学, 2020
- [6]滇西北地区深水湖泊藻类与碳循环响应流域开发与气候变化的时空特征[D]. 刘园园. 云南师范大学, 2020(12)
- [7]水源水库藻类种群时空演替的伴生菌群驱动机制研究[D]. 闫苗苗. 西安建筑科技大学, 2020(01)
- [8]初中生物学校本课程的开发与实施 ——以《海洋与海滨植物》为例[D]. 郭甜甜. 鲁东大学, 2020(02)
- [9]云南抚仙湖沉积物中有机碳埋藏及来源与影响因素分析[D]. 赖珊. 南京师范大学, 2020(03)
- [10]细胞体积大小对浮游藻类增长动力学的影响研究[D]. 廖天财. 东北林业大学, 2020(01)