一、地下水在人工培育中华绒螯蟹中的应用（论文文献综述）
王玥[1]（2021）在《中华绒螯蟹养殖中多溴联苯醚定量检测方法和迁移转化规律研究》文中指出工业和科技的发展在推动社会经济快速前进的同时,也伴随着大量垃圾废物的产生,尤其是电子纺织业的崛起,释放了大量多溴联苯醚（PBDEs）化学污染物到环境当中,在各种水体、沉积物等环境介质以及鱼、鸡和螺蛳等生物体中均有不同程度检出。PBDEs类物质具有亲脂性、持久性、蓄积性和迁移性等特性,在水生生态系统中附着在颗粒物上不断沉降,在沉积物蓄积库和中转站作用下,经过摄食等途径蓄积在水生生物体内,并通过食物链向更高营养级生物传递并富集,最终对处于食物链顶端的人类造成食品风险。基于此,本文以中华绒螯蟹养殖体系为代表,建立了养殖系统环境介质和生物体中8种常见PBDEs（BDE 28、47、100、99、154、153、183和209）的定量检测方法,研究了上海中华绒螯蟹人工养殖池塘环境中PBDEs污染情况以及富集迁移转化规律,主要结论如下:（1）研究建立了水体中8多溴联苯醚（PBDEs）的检测方法。利用水相固化的泡腾辅助分散液-液微萃取（EA-DLLME-SAP）与气相色谱-串联质谱（GC-MS-MS）定量分析技术进行预浓缩和分离以测定实际环境水样中的PBDEs。该方法使用1,1,2,2-四氯乙烷作为萃取剂,并借助冰醋酸和碳酸氢钠的酸碱反应所产生的大量二氧化碳气泡,将提取试剂直接均匀分散到样品中。8种PBDEs在仪器上线性关系良好,R2不低于0.9991。在自来水,湖泊,河流和水库四种不同类别的水样中,BDE 28、47、99和100的添加水平为1、10和100 ng·L-1,BDE 153、154和183的添加水平为2、20和200 ng·L-1,以及BDE 209为添加水平为5、50和500 ng·L-1,添加回收试验回收率为67.2-102.6%,RSD<8.5%。BDE 28、47、99和100的方法定量限为1 ng·L-1,BDE 153、154和183的方法定量限为2 ng·L-1,以及BDE 209的方法定量限为5 ng·L-1。日内相对标准偏差和日间相对标准偏差分别在1.9%至7.6%和1.8%至8.2%,方法精密度良好。该方法能够满足环境水样中的PBDEs灵敏快速定量测定,样品量为5 mL,萃取时间为<30 s。（2）研究建立了沉积物中多溴联苯醚（PBDEs）定量检测方法。利用3.0 mL正己烷和二氯甲烷（1:1）混合溶液,涡旋超声辅助提取,复合柱硅胶净化来进行样品的前处理,再通过GC-MS-MS检测,内标法定量测定实际沉积物样中的PBDEs含量。BDE 28、47、99、100、153、154和183添加水平为10、100和2000 ng·kg-1,BDE 209的添加水平为500、5000和10000 ng·kg-1,添加实验回收率为89.1-102.6%,RSD为2.5-7.2%。日内和日间相对标准偏差分别在2.5%-8.5%和3.1%-6.9%,实验精密度良好。该方法优化了前处理环节中的萃取剂、洗脱溶剂和溶剂使用量,能够高效检测环境沉积物样中PBDEs,且溶剂消耗比标准方法萃取时间缩短18 min。（3）运用建立的水体、沉积物和生物体检测方法,动态监测水生生态系统环境和生物体中PBDEs的污染情况,研究了典型中华绒螯蟹人工养殖池塘环境中PBDEs污染分布及同系物的富集迁移转化规律。结果发现,环境沉积物中主要存在4种同系物,BDE 209是主要的污染同系物组分,最高含量达2630.86ng·kg-1,水体中PBDEs含量低于上述水样中测定方法的检出限。中华绒螯蟹中,扣蟹中主要污染同系物组分是BDE 209、154、183和47,含量水平分别是36.41、8.64、7.88和1.76 ng·kg-1;成蟹中检测到BDE 154、209、183、47、153、28和99七种同系物,含量水平分别是61.26、37.33、25.25、25.33、13.41、1.03和0.93ng·kg-1。处于不同发育阶段的大闸蟹,体内PBDEs各同系物含量也不相同,处于发育早期的扣蟹中高溴代化合物（BDE 209、183和154）为主,而成熟期的大闸蟹体内低溴代PBDEs的含量增加,尤其是BDE 47和154含量远高于扣蟹,推测PBDEs在蟹生长活动中随生物代谢而发生迁移转化。饲料中,主要污染同系物组分是BDE 209,颗粒物和玉米饲料中平均含量分别为1700.66和126.81ng·kg-1。养殖系统其他生物（螺蛳和水草）中,主要污染同系物组分是BDE 209,含量水平分别在435.54和59.82 ng·kg-1。通过同系物组分对比和污染物含量分析,大闸蟹人工养殖环境中PBDEs污染与沉积物和颗粒物饲料中PBDEs水平相关,均以BDE 209污染最为严重,含量水平占到∑8PBDEs总污染含量的89.15%。中华绒螯蟹和螺蛳对养殖系统中的PBDEs有一定富集作用,对低溴代同系物（BDE47）的富集因子较高（0.31到1.14）,而水生植物体水草对高溴和低溴同系物均不存在明显富集作用。因此,中华绒螯蟹养殖环境中污染物的总投入量远高于水生生物体检出量,颗粒物饲料和沉积物是造成环境中PBDEs污染的主要途径,但成蟹中PBDEs污染与沉积物、饲料以及螺蛳均有关。
黄孝锋[2]（2016）在《长江口中华绒螯蟹仔蟹对关键环境因子需求及其人工替代栖息地构建》文中进行了进一步梳理长江口滩涂湿地是我国最大的河口滩涂湿地,也是中华绒螯蟹亲蟹、溞状幼体、大眼幼体、仔蟹等不同发育阶段的重要栖息地。处于生殖阶段的中华绒螯蟹在长江口咸水水域交配繁殖后产生大量溞状幼体（zoealarva）;这些溞状幼体经过多次变态发育为大眼幼体（megalopa）;大眼幼体借助河口潮汐作用向滩涂靠近,经过一次蜕皮及短尾化发育为仔蟹（juvenile crab）;仔蟹沿着长江水域向上游的淡水水域进行索饵洄游。近年来,随着长江口区域经济社会发展以及人类对长江口自然资源的开发利用,在沿长江滩涂修建了大量水利工程:水利枢纽工程、沿江沿海制闸及江湖排灌涵洞、江心水库、港口、深水航道等,这些人类活动创造了巨大经济效益和社会价值,也给长江口滩涂湿地生态环境带了诸多负面影响,如栖息地破坏、生物多样性下降、水文水质改变、鱼虾蟹类产卵场弱化等,特别是中华绒螯蟹仔蟹的栖息地受到不同程度损坏。因此,本文展开中华绒螯蟹仔蟹对关键环境因子需求及人工替代栖息地构建研究,旨在为长江口中华绒螯蟹的野生资源养护及其栖息地修复积累资料。（1）以中华绒螯蟹仔蟹对光因子需求为研究基础,为仔蟹栖息地修复方式提供科学依据。研究表明中华绒螯蟹仔蟹有明显的避光行为,并呈近日节律。通过对中华绒螯蟹仔蟹的光感受器在光适应和暗适应下的超微结构观察,光感受器在光适应下的色素颗粒数量明显高于暗适应环境下的色素颗粒数目;仔蟹在光适应和暗适应环境中的感杆束直径、膜下潴泡囊、粗面内质网、多囊体也存在明显差异。高通量转录组的分析结果表明:仔蟹在光适应下的转录组中获得42,700,296条原始序列（Raw reads）及原始序列的碱基数为6,697,575,706;将原始序列去除低质量后的序列数（Trimreads）为35,625,234条,去除低质量后的序列占原始序列的比例为83.43%。暗适应的仔蟹转录组中获得44,354,806条原始序列（Raw reads）及原始序列的碱基数为6,447,744,696;将原始序列去除低质量后的序列数（Trim reads）为37,418,712条。去除低质量后的序列占原始序列比例为84.36%。通过对Unigene的差异表达GO分析:分子功能类别中参与细胞连接（binding）的Unigene所占比例最高为84%（14,027）;细胞组分类别中参与组成细胞（cell）和膜封闭腔（membrane enclosed lumen）的 Unigene 所占比例最高,分别 37%（7,407）和 22%（3,901）;生物过程类别中参与细胞过程（cellular process）和代谢过程（metabolic process）的 Unigene 所占比例最高,分别为 29%（14,775）和 28%（13,978）。（2）以中华绒螯蟹仔蟹对盐度的选择行为及其标准代谢的研究,指导芦苇人工替代栖息地放置位点。研究表明仔蟹对盐度的适宜范围为0～20。仔蟹在盐度0和盐度12的扇区分布的百分数最多,各盐度扇区的均值分别为25.3%和30.0%;盐度20的扇区仔蟹的数目百分比最少;其余盐度区间内的仔蟹位于两者之间。仔蟹的耗氧量随着盐度的升高先降后升,仔蟹代谢能量的主要来源是脂肪,其次为碳水化合物,而蛋白质提供的能量比例最小。（3）基于中华绒螯蟹仔蟹对光及盐度因子的行为响应研究基础,并结合长江口水利工程现状,在长江口青草莎水库外围建立了芦苇人工替代栖息地来验证仔蟹栖息于人工替代栖息地。结果表明仔蟹的大小在人工替代栖息也发生变化,中华绒螯蟹的头胸甲长（x）和体重（y）进行回归分析,得到关系式y=0.0132e3.4557x（R2=0.924）,中华绒螯蟹仔蟹栖息于人工替代栖息地。（4）从人工替代栖息地局部水域的水文水质变化评价了人工替代栖息地对水环境的影响。研究结果表明,人工替代栖息地的局部水体的透明度明显高于外部水环境。本研究还针对长江口的主要重金属污染情况分析了芦苇对长江口水体的重金属富集作用,研究表明,铜、锌、铅、铬是长江口重金属水域污染较严重,不同季节的芦苇植株体内富集重金属的能力来看,四种重金属元素在芦苇体内均有富集,但是芦苇的不同组织对不同重金属的富集能力存在明显差异。（5）从生态系统的稳定性、发育程度和成熟度等方面评价人工替代栖息地生态系统健康程度。通过构建生态营养通道模型,对生态系统的营养结构和能量流动分析表明,此人工替代栖息地生态系统在秋季的总消耗量最多（810.68 1t/km2）,冬季最少（384.452 t/km2）,其余两个季节的系统总消耗量位于两个季节之间。该生态系统的系统初级生产力（TPP）和总输出量（TEX）随着季节逐渐上升,该生态系统的总呼吸量在秋季最高,春季最低;总初级生产量/总呼吸量（TPP/TR）在春季最低（29.797）、冬季最高（651.913）;该生态系统的聚合度（A）在春季最低（0.384）,在其他季节均的聚合度均高于春季;系统的连接系数（CI）在春季最高（0.233）,夏、秋、冬季的连接指数分别为0.190、0.185和0.175。系统的连接指数（CI）和系统杂食指数（SOI）在不同季节分别为（0.233、0.190、0.185、0.175）和（0.188、0.050、0.088、0.065）,该生态系统功能组的连接指数（CI）春季最高,其他季节次之。总体来说该生态系统的发育程度较低、成熟度低、稳定性高。
邢磊[3]（2015）在《辽河口苇田湿地河蟹养殖区氮、磷收支特征及环境评价的研究》文中认为辽河口湿地位于辽东湾北岸,是亚洲最大的芦苇湿地,有着极高的生态价值。然而,随着河蟹养殖密度和规模不断增加,已对当地生态平衡产生显着影响。因此,在此背景下,于2014年4～9月在辽河口湿地河蟹养殖区进行了生物和环境调查,根据面积、养殖密度、蟹苗投放规格、饵料投喂数量和种类等方面的差异,选取了4个养殖苇田（相应编号为1、2、3、4）作为研究区域,并对各苇田河蟹产量和氮、磷收支特征进行了研究和运用主成分分析法对不同养殖模式下的苇田环境进行综合评价。综合对比各苇田湿地养殖区的养殖产量、氮和磷的收支结构以及主成分综合得分,得出较优的河蟹养殖模式,为日后苇田河蟹生态养殖提供科学依据和数据支持。主要结果如下：1、1～4号苇田河蟹养殖投入和产量存在一定差异,2号苇田的蟹苗单位面积投放量最高,4号苇田的蟹苗单位面积投放量明显低于其它苇田；1号苇田蟹的产量/投放的比率低于其它3个苇田,3和4号的产量/投放的比率远高于其它2个苇田；1号的河蟹单位面积产量明显低于其它3个苇田,2～4号苇田的河蟹单位面积产量较为相近。2、1～4号养殖苇田的氮输入结构基本一致,注水所带来的氮是苇田氮的主要输入来源,其所占氮输入总量的比例均高于80%,且远大于饵料和蟹苗所占的比例。各苇田的氮输出结构有一定的差异,其中1号苇田尾排水的氮输出是氮的主要输出方式,输出量为36.62kg,所占比例超过50%,2～4号苇田的尾排水的氮所占苇田氮输出总量的比例均低于40%；4号苇田的其它生物产量的氮所占氮输出总量的比例明显高于其它苇田；2和3号苇田尾水和积累转化的氮所占苇田氮输出总量的比例较为相近。不同养殖苇田的磷输入存在差异,注水的氮是各苇田磷的主要来源,远大于饵料和蟹苗所带来的氮,但其所占比例有一定差异,其中4号苇田注水输入的磷占总磷量的比例最高,超过了80%,1和2号苇田的注水输入的磷占总磷量的比例较为相近。各苇田的磷输出存在明显差异,1号苇田磷主要以沉积转化的形式进行输出,所占比例超过70%；3和4号苇田的沉积转化和尾水的磷所占磷输出比例较为相近,且均低于1和2号苇田。3、1-4号苇田的营养盐存在明显差异,时间变化显着,通过进行营养盐含量比较和主成分综合得分评价,各苇田河蟹养殖区水体的氮富营养化评价由好到差的顺序为：3号、2号、4号和1号；磷富营养化评价由好到差的顺序为：3号、4号、2号和1号；水体综合评价由好到差的顺序为：3号、4号、2号和1号；养殖环境综合评价由好到差的顺序为：3号、4号、2号和1号。基于以上结果,本文得出以下结论：饵料结构、蟹苗投放密度、苇田结构和面积是影响成蟹产量的主要因子;氮、磷的输出结构受饵料结构、养殖密度、苇田面积、蟹及其它生物的数量的协同影响；各苇田河蟹养殖区水体的氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐、磷酸盐、TN、TP、COD及底泥中的TN、TP浓度存在明显的差异和时间变化,这与各苇田的结构和养殖模式有关;综合考虑各苇田河蟹养殖产量、氮磷收支特征及环境评价主成分得分,3号苇田养殖模式最优。
何斌[4]（2014）在《湿润气候下滨海盐土水盐动态及影响因素研究》文中研究表明由于土壤含盐量高、地下水埋深浅,滨海盐土地区的园林绿化和生态建设十分困难。为了解决滨海新城在新围垦滩涂上的快速绿化建设,本研究在上海市崇明岛东滩湿地公园内开展了湿润气候下滨海盐土水盐动态及其影响因素的研究试验。通过对研究区内荒地土壤水盐含量的野外连续定位监测,根据土壤电导率和含水量在不同土层的月变化情况,年内土壤水盐动态可以划分为4个阶段：春季强烈蒸发积盐期（3～5月）、梅雨季脱盐期（6～7月）、夏末秋初蒸发积盐期（8～10月）、秋末和冬季脱盐期（11月至次年2月）。并且根据土壤水盐的时空变异特征分析了土壤水盐的耦合关系。降水蒸发及地下水与土壤水盐关系的试验结果表明,滨海盐土含水量主要受水补充量的影响,土壤盐分主要受水补充量和地下水的影响。植被类型对土壤水盐分布的影响试验结果表明,植被明显改变了土壤含水量和电导率的垂直分布格局和动态变化规律。不同植被下,土壤含水量均是随着土壤深度的增加而增加,但是变化幅度不同；荒地土壤电导率随着土壤深度的增加而降低,有植被覆盖的条件下土壤电导率则随着土壤深度的增加而增加。不同植被下土壤含水量的年内变化趋势一致,土壤盐分的年内动态差异较大。不同林龄人工林对土壤水盐分布的影响试验结果表明,墨西哥落羽杉人工林对盐碱地的改良是一种正向持续反馈机制,就0～80cm整个土体而言,土壤含水量和电导率顺序均为：荒地>1a>4a>11a,其中土壤含水量差异不显着,土壤电导率差异显着（P<0.05）。植被类型对土壤水盐空间变异性的影响试验结果表明,随着植被从夹竹桃灌丛→狗牙根草地→落羽杉林地的变化,表层土壤含水量的空间异质性程度由弱变强,其中夹竹桃灌丛的变异性几乎是随机的；随着植被从狗牙根草地→夹竹桃灌丛→落羽杉林地的变化,表层土壤电导率的空间异质性逐渐增强,由中等强度相关性变为强相关性。植物对土壤水盐空间分布格局的影响试验结果表明,银杏和墨西哥落羽杉根冠区土壤电导率均形成了冠幅边缘高、立木和株间空地两侧低的“盐岛效应”,其中银杏的“盐岛效应”更明显；土壤含水量则是以立木为中心、沿着冠幅梯度带逐渐升高。本研究系统地探索了自然条件下湿润气候区滨海盐土水盐动态及其与影响因素之间的关系,揭示了该区域土壤水盐动态变化的机理,对该区域土壤水盐调控和园林绿化建设具有重要的指导意义。
高保全[5]（2014）在《三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）遗传参数评估及新品种培育的研究》文中研究指明针对三疣梭子蟹养殖业中存在的病害严重、良种匮乏等问题，本论文首先通过遗传多样性分析，确立鸭绿江口、莱州湾、海州湾、舟山4个群体为育种基础群体；然后评估了重要经济性状遗传力，计算了不同群体间杂交优势，研究了个体识别标记，建立了三疣梭子蟹家系选育技术。主要研究结果总结如下：14个地理群体遗传多样性评估本文从肥满度及体色两方面研究了三疣梭子蟹4个地理群体（鸭绿江口、莱州湾、海州湾、舟山）遗传多样性。首先采用Le Cren相对状态指数，比较4个地理群体肥满度情况，发现鸭绿江口＞莱州湾＞海州湾＞舟山，鸭绿江口群体与舟山群体肥满度存在极显着差异（P<0.01），海州湾群体与鸭绿江口群体肥满度存在显着差异（P<0.05），舟山群体与鸭绿江口群体、莱州湾群体肥满度存在显着差异（P<0.05）；4个地理群体雄性个体肥满度均大于雌性个体，但差异不显着（P＞0.05）；3月中旬与10月中旬相比，三疣梭子蟹肥满度有下降趋势，但不存在显着性差异（P＞0.05）。通过对4个野生群体的三疣梭子蟹头胸甲颜色观察及大螯、头胸甲、游泳足3个部位斑点统计，采用单因子方差分析和判别分析法对其进行比较。结果表明：4个地理群体头胸甲颜色存在显着差异，斑点数量存在显着或极显着差异；对样本所属群体进行判别分析，4个群体雌蟹的综合判别率为53.3%，其中海州湾最高，为83.3%；莱州湾最低，为30.0%；说明依靠斑点和头胸甲颜色不能将群体精确区分开。并建立了4个群体各自的判别函数公式。通过对同样环境下养殖的4个群体子代进行单因素方差分析，发现子代间差异减少；而家系结果显示子代头胸甲颜色为超亲型，斑点为中间型。综合以上数据推测：三疣梭子蟹体色受环境和遗传共同作用，且环境因素为主导因素。2重要经济性状遗传参数评估本文应用数量遗传学原理和全同胞组内相关法估计了三疣梭子蟹80日龄和120日龄体重、全甲宽、甲宽、甲长及体高的遗传力。实验中的400只亲蟹来自人工养殖的选育群体。通过群体间杂交，构建了37个全同胞家系包括13个半同胞家系，分别测定了80日龄和120日龄时每个家系大约30个个体的体重、全甲宽、甲宽、甲长及体高。利用SPSS软件的一般线性模型（GL.M）过程，计算表型变量的方差组分，估计5个生长性状的遗传力。结果表明，三疣梭子蟹80日龄和120日龄5个生长性状的遗传力估计值分别在0.42-0.74和0.25-0.70之间。雌性遗传方差组分均显着大于雄性遗传方差组分，说明雌性遗传方差组分存在显着的母性效应。经过t检验，父系半同胞、母系半同胞方差组分估计的遗传力均未达到显着水平，全同胞方差组分估计的遗传力达到极显着水平。因此可以认为基于全同胞方差组分估计的遗传力是对三疣梭子蟹两个发育阶段狭义遗传力的无偏估计值，估计值分别为0.53-0.65和0.32-0.50。说明三疣梭子蟹体重、全甲宽、甲宽、甲长、体高等生长性状遗传力属于中高度遗传力，对其选择育种具有较大的潜力。开展了不同地理种群体内自繁和种群间杂交研究，获得了9个子一代群体，其中包括3个自繁群体和6个杂交群体，运用方差分析对9个子一代群体的5个主要生长性状（全甲宽、甲宽、甲长、体高、体重）进行了比较，发现5个生长性状在子一代群体间表现出显着差异或极显着差异，计算5个生长性状及存活率的杂种优势，发现6个杂交子一代群体表现出杂种优势（0.33%-46.12%），但不同杂交组合间和不同性状间的杂种优势存在差异，有的性状甚至表现出杂交劣势。获得的9个群体将成为进一步选育的基础群体，子一代的变异性增加为进一步选育奠定了基础。3家系选育技术建立及应用本文首先建立了以室内人工控制定向交尾、地下水节能越冬、生态苗种培育及围格标准化养殖为核心的三疣梭子蟹家系选育技术；然后对该技术选育结果进行评价，在10个F2代家系中发现f9、f10两家系的体重极显着大于其他8个家系（P<0.01），f9体重比f6大96.10%，比f7大76.87%；f10体重，比f6大72.77%，比f7大55.76%，表现出明显的生长、存活优势，为育种提供了良好的材料；利用该技术，构建父系半同胞家系，分析生长、头胸甲颜色及斑点遗传规律，结果发现F1代头胸甲颜色表现为超亲型，而斑点数量表现为中间型，幼体发育及生长存在显着母系效应，证实该技术选育方法是合理的：首先通过性状测试进行家系选择，再根据表型性状进行家系内个体选择。4个体识别标记研究本文采用注射可视嵌入性荧光、剪附肢两种手段对不同期别三疣梭子蟹进行标记，以研究标记的适用性及对个体生长的影响。对不同发育阶段三疣梭子蟹进行2个部位荧光注射，统计蜕壳后可识率。结果显示，II、III期幼蟹适合腹面区域注射，IV期以后适合游泳足基节和头胸甲背面的薄膜关节注射；标记后，经过2次蜕壳，识别率在80%以上，但3次蜕壳后，识别率较低；根据标记组、未标记组生长数据，通过单因素方差分析发现：标记对三疣梭子蟹个体生长无显着性影响。VII期以后的幼蟹，更适合剪附肢法，该法操作简单，识别率高，对个体生长、存活无显着性影响（P＞0.05）。因此本研究得出：将2种个体标记方法结合起来应用，更合理、更科学，为梭子蟹增殖放流、良种选育等研究提供有力的工具。5“黄选1号”新品种生长及育种性能分析本文以家系为单元，测量三疣梭子蟹“黄选1号”新品种80和100日龄甲宽、体高、体质量，运用“海水养殖甲壳类动物育种数据管理与分析系统V1.0”及SPSS13.0软件，对其生长性能比较、遗传力评估及育种值分析，探讨育种值选择在三疣梭子蟹遗传育种中的应用。结果显示：三疣梭子蟹“黄选1号”生长速度80、100日龄分别提高16.20%和19.35%，显示了较大的生长优势；采用REML法进行遗传力评估，发现三疣梭子蟹甲宽、体高、体质量80和100日龄遗传力分别为0.164、0.304、0.167和0.125、0.241、0.117，属于中低度遗传力，说明采用家系选择方法对三疣梭子蟹“黄选1号”继续遗传改良效果更佳；最后通过BLUP方法评估家系育种值（EBV），比较发现育种值选择效率比表型值选择效率提高11.1-19.38%。因此根据育种值进行三疣梭子蟹家系选择，在5%选择强度下利用表型值进行亲本选留，是目前比较理想的三疣梭子蟹选育模式。该结论为三疣梭子蟹的遗传改良提供理论依据。
姚东方[6]（2014）在《长江口芦苇生态浮床对浮游生物及鱼类群落结构的影响》文中指出本实验于2013年5月至2013年7月在长江口青草沙水库临近水域构建了芦苇生态浮床系统，该系统为框架式结构，以毛竹作为主要结构材料，主要研究了浮床植物芦苇在长江口水域的生长特性和对水体中氮磷的固定能力、浮床生态系统对实验水体中浮游生物及鱼类群落结构的影响。旨在为人工浮床在长江口水域水生态修复中的应用提供参考。1.浮床植物芦苇的生长特性和氮磷固定能力的研究实验中将芦苇的根状茎固定在浮床框架上，经过2个月的监测，结果表明：实验期间浮床芦苇的平均密度逐月增加，5月份最低，平均密度为25.6±2.5株/m2；7月份最高，平均密度达到100.7±15.3株/m2。浮床芦苇的平均株高也逐月增加，5月份最低，平均株高为2.6±1.4cm；7月份最高，平均株高达到55±15.5cm。不同月份间植株密度和植株高度都存在显着性差异（P＜0.05），芦苇密度与株高高度正相关（r=0.904）。浮床芦苇单位面积鲜重为0.212±0.045Kg/m2，干重为0.063±0.013Kg/m2；植株体内的总氮（TN）含量为1.33±0.03mg/g，总磷（TP）含量为0.27±0.01mg/g；浮床芦苇单位面积总氮（TN）固定量为83.67±17.01mg/m2，总磷（TP）固定量为17.33±4.16mg/m2。2.浮床对浮游生物群落结构影响的研究浮床系统运行了2个月后，研究了浮床对水体中浮游生物群落结构的影响，结果表明：在浮床实验区检测到的浮游植物共有4门16种，4个门分别为硅藻门、绿藻门、蓝藻门和甲藻门，其中硅藻门9种，绿藻门4种，蓝藻门2种，甲藻门1种；对照区检测到的浮游植物共有1门（硅藻门）6种，比实验区少了3门，9种。浮床实验区硅藻门浮游植物的总密度平均为98.65ind./L，是对照区的4.6倍；浮游植物的总密度平均为109.6ind./L，为对照区的5.1倍。浮床实验区的浮游植物物种数及其辛普森多样性指数（D）、香农—威纳生物多样性信息指数（H，）、皮埃罗指数（J）、马氏丰富度指数（D1）这几项指数均高于对照区。在浮床实验区检测到的浮游动物共有1门（桡足类）3种，对照区的浮游动物共有2门（桡足类和枝角类）3种。浮床实验区浮游动物的总密度平均为220.81ind./m3，是对照区的3.7倍。浮床实验区浮游动物的D、H，、J这几项指数均高于对照区，表明浮床实验区浮游植物的生物多样性、群落结构的复杂程度、物种间的均匀度比对照区高，指数D1小于对照区，表明实验区的物种的丰富度比对照区低。3.浮床对鱼类群落结构影响的研究通过地笼网对浮床实验区临近水域的鱼类群落进行调查，共获渔获物27种，其中鱼类7目22种，鲤形目最多（10种），占总种类数的37.04%，其次为鲈形目（6种），占总种类数的22.22%，鲇形目2种，占总种类数的7.41%，鲱形目、鲻形目鲽形目和鲀形目各1种；节肢动物5种，占总种类数的18.52%。中华绒螯蟹在六月上旬处于显着的优势地位，其IRI%达到30.36，而六月中旬开始中国花鲈成为该水域的第一优势种，而且在调查期间持续处于绝对的优势地位，调查期间捕获的中国花鲈平均体长仅有5.56cm，主要分布在4～6cm之间，均为当年幼鱼。渔获物的多样性指数平均指标为：Margalef丰富度指数（d）2.32，Simpson单纯度指数（C）0.30，Pielou均匀度指数（J′）0.60，Shannon-Wiener多样性指数（H′）1.62，Wilhm改进指数（H″）1.81。多样性指数差异不大，丰富度指数d均在2.00以上，多样性指数H′和H″基本在1.50以上，单纯度指数C均在0.30以下，仅均匀度指数J′偏低，说明调查期间水域内多样性指数总体较高，物种多样性较好。六月中下旬渔获物群落间差异最小，六月上旬与七月上旬群落间的差异最大，而造成两两群落差异的主要物种基本上均是中国花鲈，进一步证实了中国花鲈幼鱼是导致调查期间该水域群落变动的主要因素。
关健[7]（2012）在《大菱鲆耐高温品系选育及生长相关数量性状的基础研究》文中指出大菱鲆Scophthalmus maximus是目前我国工厂化养殖海水鱼产量最大的鱼种，也是支撑我国海水养殖业稳定发展的主要养殖种，产值巨大。但大菱鲆养殖业面临着地下海水资源枯竭、良种缺乏、养殖成本上升、病害频发等问题，制约着大菱鲆养殖产业的健康、可持续发展。本文围绕大菱鲆养殖产业缺乏的良种问题，以培育耐高温品系和快速生长品系为目标进行家系选育。在耐高温研究上，通过对我国养殖群体不同发育期的耐热性和仔、稚、幼鱼的热休克hsp70蛋白的RNA-cDNA表达规律研究，摸清了其耐高温能力的本底数据，通过选择耐高温亲鱼群体、胚胎热激筛选及比对不同家系的耐高温养殖试验结果，初步获得了性状优良的耐高温品系。通过对家系的存活率、白化率、畸形率和生长性能的比较，以及估算生长相关的幼鱼数量性状遗传力，对大菱鲆生长性状选育进行了研究。主要研究结果如下：1、引进了法国、丹麦、西班牙群体亲鱼，收集了国内莱州、海阳、日照养殖群体，并获得了耐高温亲鱼群体，共同组成大菱鲆育种基础群体。形态分析表明法国与日照群体形态具有较大差异，日照、莱州、海阳群体形态趋同，丹麦群体具高体型特征，同其它5个群体形态差异较大。主成分分析的第一、二、三主成分贡献率分别为47.07%、28.10%、15.45%，三者累积贡献率为90.62%。2、使用14对微卫星标记进行遗传多样性分析表明，6个亲本群体的等位基因数（A）为3～8，平均等位基因数为5.5，有效等位基因数（Ne）为1.07～5.54，平均有效等位基因数为3.03，各位点的杂合度观测度（Ho）为0.440～1.000，杂合度期望度（He）为0.509～0.824。各群体之间的无偏倚杂合度期望值由小到大依次为西班牙群体、法国群体、莱州群体、海阳群体、丹麦群体和日照群体；遗传多样性差异不显着，而国内累代养殖群体间遗传多样性差异较小，同进口群体间存在一定差异，但不显着（P＞0.05）。群体间平均遗传分化指数（Fst）为0.11088，各群体间存在中度遗传分化。NJ法聚类结果：莱州和海阳群体首先聚为一类，二者聚类后复与法国群体聚为一类，表明这3个群体遗传较为接近；这3个群体随后逐次与西班牙群体、日照群体和丹麦群体聚类。结合Hardy-Weinberg平衡和遗传偏离参数（d），6个群体都不同程度的偏离平衡。适合作为良种选育的基础群体。3、不同发育期大菱鲆胚胎对高温热激的耐受性存在显着差异，原肠期和细胞分裂期的耐受能力显着较低；初步确定器官形成期、尾芽期、出膜前期为适宜热激操作的时期。探明了大菱鲆胚胎期、卵黄囊期、前弯曲期和弯曲期仔鱼、稚鱼期经受2h热刺激的亚致死温度为24℃、23℃、＜22℃、28℃、28℃，半致死温度为26℃、28℃、22℃、29℃、29℃，致死温度为30℃、29℃、27℃、30℃、30℃。耐热能力由弱到强依次为10日龄、胚胎、0日龄、25日龄、50日龄，总体上呈现随生长发育逐渐增强的趋势，10日龄可能为大菱鲆热刺激耐受力低谷。4、半定量RT-PCR测定大菱鲆仔、稚、幼鱼高温热激后热休克蛋白hsp70基因表达，表明相同热激温度后的不同取样时间的表达量，在热激后1h最高、24h陡然降低、48h出现小幅度回升；hsp70表达量明显呈现幼鱼＞稚鱼＞仔鱼的趋势，表达量随热激温度升高而上升，且与个体发育时间显着呈正相关。5、使用高温海水养殖淘汰大菱鲆成鱼，自150尾候选成鱼中筛选出耐高温个体39尾（筛选强度为26.0%），组成耐高温亲鱼群体。以验证选择育种“胚胎期选择法”为目的，使用短时间高温刺激的方法，比较和分析了卵裂期、原肠期、器官形成期、尾芽期和孵化前期5个胚胎发育时期的高温耐受能力：5个胚胎发育期的高温耐受性存在显着差异；随着热激温度的提高、热激时长的延长，胚胎的正常仔鱼率下降，并呈现较强的相关性和临界性；器官形成期、尾芽期、出膜前期适宜进行热激操作。通过家系幼鱼热刺激和高温水养殖试验结果，筛选出可能具有耐高温特性的亲鱼11尾和家系18个，成为核心育种群体的重要组成部分。6、家系间的生长性状差异较大，前、后期的全重生长上表现出较显着的一致性。家系幼鱼存活率总体较低，不同家系之间差异极大，存活率可能主要由亲本的精、卵质量决定。共观察到较明显的幼鱼发育畸形现象9个，将各家系的畸形性状同亲本比对，发现白化、腹部畸形、脊柱弯曲、下颌上屈同亲本可能存在一定的相关性，鳃盖缺失、转眼不彻底、苹果臀、逆向转眼同亲本可能不存在明显的相关。半同胞家系组合的白化率差别较大，认为白化可能受到母系遗传或卵子质量的影响。多数家系的白化与正常幼鱼的生长和可比性状差异不显着（P＞0.05）。白化与原色幼鱼的生长和身体形态整体上无显着差异。筛选出速生候选家系1个，高体型候选家系3个。7、估算了大菱鲆幼鱼可量性状的遗传力。110日龄幼鱼全重、全长、体长、头长、上颌长、眼间距、总高、体高、尾柄高、尾柄长性状的遗传力分别为0.219、0.461、0.366、0.341、0.717、0.669、0.317、0.207、0.511和0.216；185日龄幼鱼全重、全长、体长、头长、总高、体高的遗传力分别为0.383、0.269、0.286、0.322、0.319、0.352。依据父系和母系半同胞方差组分估计的110dah的全长、总高、上颌长、体高和185dah的全部性状的遗传力达到显着水平；依据全同胞方差组分估计的110dah和185dah所有性状的遗传力都达到极显着水平。本研究中的多数性状都属中度遗传力，具有较大的选育潜力。
谷保静[8]（2011）在《人类—自然耦合系统氮循环研究—中国案例》文中进行了进一步梳理人类活动已经强烈地改变了陆地生态系统氮的生物地球化学循环过程,在增加系统生产力、满足人类需求的同时,也带来了严重的环境和健康问题。因此,人类活动干扰下的全球氮循环不仅是生态学研究的重点之一,也是社会经济和环境可持续发展的核心内容之一。随着人类活动干扰的加强,自然生态系统的结构和功能发生破缺,形成农田、城市、种植园、牧场、工厂、矿山等功能系统,再自组织升级成人类-自然耦合系统（CHANS）。中国目前的社会经济飞速发展,环境氮污染严重,正处于全球CHANS氮循环的“热点”和“热时”。中国的案例研究可为我们更好地理解CHANS的氮循环过程,为合理利用氮循环的正面作用,缓解给人类和地球系统带来的负面影响提供依据。本论文中的CHANS以中国陆地行政边界为水平边界。垂直方向的上边界定在地面以上1千米,不包括大气环流；下边界在岩床表面,不包括资源矿。CHANS的氮循环从非活性的N2被活化为活性氮（Nr）进入系统或者系统外的Nr直接输入系统开始,以Nr氧化／还原为N2或者以Nr直接输出到系统外时终止。系统分为4个功能群：加工者、消费者,移除者和生命支持系统。加工者指将输入的Nr加工为产品的一类功能系统,包括农田、草地、森林、牲畜养殖、水产养殖、工业、以及城市绿地子系统；消费者包括人类及宠物子系统；移除者是指将废Nr进行处理并消除其负面影响的系统,包括污水处理和垃圾处理子系统；生命支持系统包括近地面大气、地表水和地下水子系统。所有从系统外输入的Nr都进入一个或几个上述子系统,然后在系统内子系统间循环流动或输出到系统外。CHANS的氮循环过程存在两个核心问题,即以人类为核心的氮供给-消费和系统可持续发展。本文围绕这两个问题,基于质量平衡法、大气遥感和地理信息系统技术,利用观测、文献、年鉴等来源,编译出中国氮循环的数据集,包括了1980-2008年间超过十万个Nr流通量以及与之相关的气温、降水、土地利用以及社会经济等数据。基于CHANS的理论和假说,利用氮循环数据集和我们构建的NCNA、 URCNC等生态系统模型,对中国近30年人类-自然耦合系统的氮循环过程进行了较全面的量化分析,并在食物氮和工业氮通量方面拓展到了全球尺度进行比较和分析。以下是主要结论：1)1980-2008年间,中国的Nr输入从24.6Tg N yr-1增加到59.6Tg N yr-1,近30年增加了1.4倍,增速为全球平均水平的2倍。以总量计,目前中国在占全球约7%的陆地面积上输入了全球人类源Nr的30%,表明了中国对全球氮循环的巨大贡献。相比自然状态下陆地生态系统氮输入,人类活动使中国陆地生态系统氮输入强度增加了3.6倍,而全球平均仅增加了1-1.5倍。近30年来,中国生物固氮量基本保持不变,这与全球的生物固氮一直增加的趋势不同；而工业固氮在总氮输入中所占的比例从50%增加到69%,高于全球水平。按消费计,工业固氮主要分布在农业发达的华北平原、东北地区、长江中下游地区及四川盆地,以及工业发达的长江三角洲和珠江三角洲等东部沿海地区；化石燃料燃烧带来的NOx-N输入虽然增加了3.7倍,然而其通量较小,在总氮输入中所占的比例维持在4%-8%。因此,食物氮和工业氮的生产-消费是中国氮通量过程的主要驱动因素。2)在中国,近30年来的系统氮输出增量未跟上输入增量,表明伴随人类活动的增强,CHANS趋于走向氮富集。这同之前有研究认为的随着系统人类源Nr输入的增加,Nr主要通过河流或者大气环流加速流失的结论相反。之前研究对系统中工业氮循环过程的忽略可能是造成这种相反结论的主要原因。近30年,中国氮积累增加了3.1倍,2008年达27.0Tg N yr-1,氮积累主要发生在农田（19.8%）、森林（31.3%）、草地（10.5%）、地下水（17.1%）以及人类（19.7%）子系统。与此同时,地表水和大气Nr浓度近30年来一直处于上升趋势,也增加了Nr在人类-自然耦合系统中的积累。3)近30年来,中国加工功能群氮输入增加了1.3倍,从59.4Tg N yr-1增加到137.8Tg N yr-1,其为人类提供的工业氮产品、植物蛋白和动物蛋白分别增加了8.2倍、1.0倍和5.5倍,但是目前人均消费量依然比发达国家低20%-25%。加工功能群的高氮输入强度显着相关于人均GDP （PGDP）、年均温和年降水,因此中国的东部和南部成为高氮输入的热点。近30年来,随着技术进步以及政策管理革新,中国加工功能群氮流失的增加速度慢于系统氮输入的增加速度。这意味着中国加工功能群的氮利用率（NUE）处于上升趋势。4)中国人均食物氮消费水平为5.2kg N yr-1,低于欧美发达国家（6.5kg N yr-1）,但已高于全球平均水平（4.5kg N yr-1）。然而中国人均的动物蛋白消费比例仅为33.2%,却低于全球平均水平（38.7%）,更远低于欧美发达国家（65.2%）。即便如此,中国农田粮食产出用作饲料的比例也已经高达60%,动物蛋白的生产成为农田氮产出的主要去向。参考发达国家的比例（>70%）,中国粮食生产用作饲料的比例仍会增加。考虑到饮食方式的差异,中国动物蛋白消费比例可能不会达到欧美水平,但未来20年动物蛋白消费比例仍会增加50%左右。这将促进中国氮输入进一步增加。5)工业氮是除了食物氮之外人类又一重要Nr生产-消费类型,主要是纤维、房屋、家具等。本研究中首次将工业氮分为人工源（NA,如合成纤维、橡胶等）和生物源（NB,如皮革、棉花等）,并估算了全球及中国的工业氮通量。2008年,中国人均工业氮消费量仅为3.4kg N yr-1,低于全球平均水平（4.3kg N yr-1）,更远低于欧美发达国家水平（>10kgN yr-1）。人均NA消费量与PGDP和城市化水平显着相关,因此高NA消费主要出现在高城市化水平的发达地区。NB消费量与社会经济参数不具有相关性,因而NB消费量在不同区域之间差异较小。但是不同的文化使NB的消费产生区域差异。6)本文将工业氮产品区分为结构性和非结构性氮两类。其中结构性氮的比例超过70%,导致工业氮倾向于积累在人类居住区。2008年全球工业氮在人类居住区的积累量估算为～21Tg N,这可以解释全球人类源“氮失汇”（-26Tg N yr-1）的81%。结构性工业氮在人类居住区能存留数十年到上百年,直到最终被燃烧或分解释放。这个巨大的时滞缓解了Nr快速释放造成的环境氮污染,然而这种时滞也使垃圾产生量的估测十分困难,政策制定者需要关注这种时滞带来的遗留效应,避免出现“垃圾围城”现象,实现社会经济和环境的可持续发展。7)2008年中国向大气排放的Nr污染物量达到16.9Tg N yr-1,近30年来增加了约1倍,其中NOx排放的增速略快于NH3和N2O。N20的释放量2008年时已达到1.1Tg N yr-1,其温室效应相当于0.2Pg C yr-1CO2当量。上述采用质量平衡法估算的时空尺度上的大气Nr通量变化与大气遥感的反演结果基本一致（R2=0.80-0.94）。华北平原的河南、山东和河北,长江流域的四川和江苏是NH3和N20主要的释放源,而NOx的排放则主要集中在东部沿海地区。NH3和N20的释放主要受农业发展驱动,而NOx排放则受社会经济发展驱动。8)近30年来,农业面源Nr流失贡献了中国地表水氮污染的～60%,生活和工业点源污染排放占30%左右。地表水氮污染主要出现在华北平原以及东北和西北部分地区。南方地区虽然Nr污染通量很大,但是由于地表水资源丰富,稀释作用使水体污染度小于北方。人类自身的氮消费以及相关的人类活动是这些区域地表水Nr污染差异的主要原因,贡献值是人口>城市化>PGDP。中国地下水Nr严重污染,特别是华北平原、东北地区以及长江三角洲地区,平均地下水氮浓度超过20mgN L-。地下水中的氮富集受人口密度、PGDP以及城市化水平影响,而与自然因素与地下水氮富集不相关,证明了人类活动对地下水Nr污染起主导作用。对CHANS氮循环过程未来动态的情景模拟分析发现：大气Nr污染控制的关键因素是技术进步,地下水Nr污染控制的关键因素是政策革新,而地表水Nr污染控制的关键因素则是技术进步和政策革新的共同作用。
李英[9]（2010）在《环境因子变化对凡纳滨对虾蜕皮同步性和生理特征影响的实验研究》文中进行了进一步梳理本文通过一系列的室内和室外实验较为系统地研究了盐度、钙离子和光色节律性变化对凡纳滨对虾蜕皮同步性的影响以及盐度突变条件下凡纳滨对虾的生理响应机制。研究结果总结如下：1研究了在水体盐度18条件下,四种盐度波动幅度对凡纳滨对虾稚虾同步性蜕皮的影响。实验在水泥池（33m2）内进行,实验对虾的初始体长为5-6cm,设盐度18为对照组（用SO表示）,4个不同的盐度波动幅度（分别为2,4,6,8）为处理组,分别用S2、S4、S6和S8表示,每一处理设2个重复,实验持续30d。结果发现：整个实验期间,S4组对虾的蜕皮总数最多,S8组对虾在高蜕皮率部分和低蜕皮率部分的天数最多,且高蜕皮率的蜕皮数占总蜕皮数的比例最大,即S8组对虾的蜕皮同步性最好,之后依次为S2组、S4组、SO组和S6组。2在室内研究了盐度18条件下,降盐幅度为4,不同降盐时间对凡纳滨对虾稚虾同步性蜕皮的影响。实验在塑料水槽内进行,实验对虾的初始湿体重为3.63±0.76g,。实验设盐度18为对照组（用C表示）,在4个不同时间降低盐度（分别在第3、5、7、9d进行降盐,用D3、D5、D7、D9表示）,盐度波动周期为10d,实验持续50d。实验结果发现,D9组对虾的蜕皮次数最多,之后依次是D5组、D3组、D7组和对照组；D3组对虾的蜕皮同步性最好,之后依次是D9组、D5组、D7组和对照组。3实验室条件下研究了海水中节律性添加钙对凡纳滨对虾稚虾同步性蜕皮的影响。实验以盐度32的自然海水（Ca2+浓度为385mg/L）为对照组（C400）,通过添加分析纯CaCl2节律性调节海水中Ca2+浓度分别为591、803、985、1155和2380mg/L,即分别为C600、C800、C1000、C1200和C2400处理组。结果发现,加钙组除C2400外,实验期间对虾的蜕皮次数均比对照组多,其中C800处理组对虾的蜕皮次数最多；而C600处理组对虾的蜕皮同步性最好,其次为C1200和C800处理组。4实验室条件下研究了光色节律性变化对凡纳滨对虾稚虾蜕皮同步性的影响。实验设置三组恒定光色（黄光、绿光和蓝光,分别用Y、G、B表示）的实验组和三组节律性改变光色（蓝光向黄光变化、蓝光向绿光变化和绿光向黄光变化,分别用BY、BG和GY表示）的处理组,实验的光周期为14L:10D,光强为300 lx,实验持续40d。结果发现：BG组对虾的蜕皮最多,之后依次是GY组、G组、Y组、BY组和B组；而蜕皮同步性以绿光效果最好,之后依次是蓝光、黄绿光、蓝黄光、黄光和蓝绿光。5实验室条件下研究了不同盐度波动幅度对凡纳滨对虾稚虾蜕皮、耗氧率、排氨率和排尿率的影响。实验以D1蜕皮期的对虾为实验材料,虾的初始湿体重为（2.485±0.303）g,实验设盐度29为对照组（用C表示）,4个不同的盐度波动幅度（分别为2、4、6、8）为处理组,分别用S2、S4、S6和S8表示,每个处理设10个重复。实验分别于降低盐度和恢复盐度至29的不同时间点采样,测定对虾的耗氧率、氨氮和尿素的排泄率,实验持续7d。主要实验结果如下：（1）降低盐度后,S4组、S6组及S8组对虾的蜕皮整体提前1d,且S6组对虾的蜕皮较为集中；（2）降低盐度后,所有处理组对虾耗氧率均呈现先下降后随着蜕皮到来逐渐升高的趋势,且降盐后S4组和S6组对虾耗氧率的下降速度最快（6h）,在升盐过程中,仅对照组在6h和S4组在6h和12h处对虾的耗氧率与升盐前相比差异达到显着水平（P<0.05）；（3）对虾的排氨率呈现出盐度波动后下降的趋势（S8组除外）,并随蜕皮期的到来升高（S4组除外）,在整个实验过程中S4组、S6组对虾的排氨率较低,S8组对虾的排氨率较高：（4）对照组和S8组对虾的排尿率同样表现出与蜕皮高峰相吻合的关系,而S2组、S4组及S6组对虾的排尿率在降盐24h后趋于稳定。6实验室条件下研究了不同盐度波动幅度对凡纳滨对虾稚虾血淋巴渗透压、血蓝蛋白、血糖、己糖激酶（HK）以及丙酮酸激酶（PK）活力的影响。实验以蜕皮间期的对虾为实验材料,虾的初始湿体重为（2.485±0.303）g,实验设盐度30为对照组（用C表示）,4个不同的盐度波动幅度（分别为2、4、6、8）为处理组,分别用S2、S4、S6和S8表示,每个处理设5个重复。实验分别于降低盐度和恢复盐度至30的不同时间点采样,实验持续7d。主要实验结果如下：（1）在盐度降低过程中,S2组、S4组和S6组对虾血降渗透压呈现下降的趋势,S4组对虾血淋巴渗透压在12h、24h、48h和96h处与对照组相比差异达到显着水平（p<0.05）,S8组对虾血淋巴渗透压则呈现出先升高后降低的变化趋势；当盐度恢复至30后,S4组、S6组和S8组对虾血淋巴渗透压均呈现出升高的趋势。（2）在盐度降低过程中,S4组、S6组和S8组对虾血蓝蛋白含量呈现出先上升后下降的趋势；当盐度恢复至30后,在升高盐度12h内各处理组对虾血蓝蛋白含量与对照组相比差异达到显着水平（p<0.05）,S4组和S6组对虾血蓝蛋白含量有所下降。（3）在盐度降低过程中,S2组对虾血糖含量未发生显着性变化,S4组对虾血糖含量呈现先下降后上升再下降的趋势,而S6组和S8组对虾血糖含量在短时间内（3h）急剧上升；在盐度升高过程中,除S4组外,其它三组对虾血糖含量均在不同时间与对照组差异显着。（4）在盐度降低过程中,各处理组对虾肝胰脏中HK活力均呈现先下降后上升的趋势；在盐度恢复至30后,各处理组对虾HK活力在盐度升高24h内均有上升趋势；整个实验期间,S4组对虾HK活力整体处于较低水平。（5）S2组对虾肝胰脏中PK活力与对照组没有显着性差异；S4组对虾PK活力在盐度下降后有先升高后下降的趋势,但未达到显着性差异水平；S6组和S8组对虾PK活力在盐度降低和盐度恢复至30后均呈现先升高后下降的趋势且各时间点差异显着。
林炳明[10]（2009）在《福建省龙岩市水产养殖现状和规划策略》文中提出龙岩市地处福建省西北部,水产养殖业优势突出。经过多年努力,2007年内陆养殖水面8590公顷,其中,池塘养殖2474公顷,水库养殖5786公顷,内陆养殖总产量3.5万吨。有大小水库300余座,总面积10467公顷,2008年养殖面积7339公顷,网箱养殖面积近50万m2,位居福建省内陆各区市首位。水产养殖业在全市农村经济优势产业中位居第三,为农业结构调整的目标产业和农村经济新的增长点。本文通过对龙岩市水产养殖业现状、水环境状况的调查和分析,借鉴国内水产养殖业的发展经验,借助水环境、水产养殖规划的理论,针对龙岩市水产养殖业及其规划存在的问题,提出龙岩市水产养殖业规划中应当着重体现在优化养殖生产布局；实施基础设施改造和完善项目；加强水产良种工程和品种引进；合理开发大水面资源,保护养殖水体的生态环境；以无公害产地为示范,推动渔业产业化进程等对策和措施上,以期为今后水产养殖业的发展要向可持续渔业方向发展转变,龙岩市制定水产养殖规划提供理论依据和支撑,为建设和谐的龙岩渔业,促进龙岩市水产养殖业的持续健康发展发挥一定的作用,有着较好的现实意义。本文所涉及的研究及其研究方法有一定的理论探讨性,对开展同类型的研究有一定的借鉴意义。
二、地下水在人工培育中华绒螯蟹中的应用（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、地下水在人工培育中华绒螯蟹中的应用（论文提纲范文）
（1）中华绒螯蟹养殖中多溴联苯醚定量检测方法和迁移转化规律研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 PBDEs概况 |
| 1.2 PBDEs的毒性特征 |
| 1.3 PBDEs在环境介质和生物体中的污染水平和分布特征 |
| 1.3.1 PBDEs在大气中的污染水平和分布特征 |
| 1.3.2 PBDEs在水体中的污染水平和分布特征 |
| 1.3.3 PBDEs在沉积物中的污染水平和分布特征 |
| 1.3.4 PBDEs在生物体中的污染水平和分布特征 |
| 1.4 研究意义和技术路线 |
| 第2章 泡腾辅助水相固化分散液液微萃取-气相色谱-串联质谱法测定环境水样中PBDEs |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 仪器与试剂 |
| 2.2.2 实验操作流程 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 气相色谱条件的优化 |
| 2.3.2 EA-DLLME-SAP方法参数的优化 |
| 2.3.3 EA-DLLME-SAP方法验证 |
| 2.3.4 EA-DLLME-SAP在水样分析中的应用 |
| 2.4 结论与讨论 |
| 第3章 涡旋超声辅助萃取-气相色谱-串联质谱法测定环境沉积物中PBDEs |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 仪器与试剂 |
| 3.2.2 实验操作流程 |
| 3.2.3 气相色谱条件 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 方法参数的优化 |
| 3.3.2 实验方法验证 |
| 3.4 结论与讨论 |
| 第4章 PBDEs在人工养殖池塘环境系统中的污染分布及富集 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 生物体中PBDEs检测方法的验证 |
| 4.2.2 人工养殖池塘环境和生物样品采集 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 生物体样本检测方法验证结果 |
| 4.3.2 PBDEs在中华绒螯蟹人工养殖系统中的污染分布 |
| 4.3.3 PBDEs在养殖系统中的富集和迁移 |
| 4.4 结论与讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间科研工作情况 |
| 致谢 |
（2）长江口中华绒螯蟹仔蟹对关键环境因子需求及其人工替代栖息地构建（论文提纲范文）
| 术语列表 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 2 国内外相关研究及文献综述 |
| 2.1 水生生物栖息地修复 |
| 2.2 人工漂浮湿地应用于生态修复 |
| 2.3 栖息地健康质量评估方法 |
| 3 论文的主要工作和技术路线 |
| 第二章 中华绒螯蟹仔蟹对光照的行为及生理响应 |
| 1 中华绒螯蟹仔蟹对光照强度的选择行为 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.2 结果 |
| 1.3 讨论 |
| 2 中华绒螯蟹仔蟹在光适应和暗适应下光感受器超微结构 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 3 中华绒螯蟹仔蟹在光适应和暗适应环境的转录组比较 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.3 讨论 |
| 第三章 中华绒螯蟹仔蟹对盐度的行为和生理响应 |
| 1 中华绒螯蟹仔蟹对盐度的选择行为 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.2 结果 |
| 1.3 讨论 |
| 2 盐度对中华绒螯蟹仔蟹标准代谢的影响 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 第四章 长江口中华绒螯蟹人工替代栖息地构建 |
| 1 长江口滩涂水域的盐度分布 |
| 1.1 材料和方法 |
| 1.2 结果 |
| 2 长江口中华绒螯蟹仔蟹人工替代栖息地的构建 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 第五章 中华绒螯蟹仔蟹人工替代栖息地对水质影响 |
| 1 材料和方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 人工漂浮湿地对局部水体环境影响 |
| 2.2 人工漂浮湿地的芦苇生长情况及干物质积累 |
| 2.3 铜、锌、铅、铬在芦苇组织的富集 |
| 2.4 铜、锌、铅、铬在芦苇组织中的积累率和迁移率 |
| 3 讨论 |
| 3.1 重金属在芦苇不同组织的富集 |
| 3.2 重金属在芦苇组织内的富集与水环境参数的关系 |
| 3.3 芦苇人工替代栖息地的应用前景 |
| 第六章 中华绒螯蟹仔蟹人工替代栖息地生态系统评价 |
| 1 基本数据采集 |
| 1.1 生物样品采集 |
| 1.2 相关数据总结 |
| 2 基于Ecopath模型的人工替代栖息地生态系统结构 |
| 2.1 生态系统建模 |
| 2.2 功能组的生物学参数来源 |
| 2.3 未同化食物比例的估计 |
| 2.4 模型可信度的评价和调试 |
| 3 结果与讨论 |
| 3.1 生态系统的基本参数估算 |
| 3.2 不同季节的人工替代栖息地的能量传输效率 |
| 3.3 不同季节的人工替代栖息地的各功能组的营养关系 |
| 3.4 不同季节的人工替代栖息地的林德曼分析 |
| 3.5 人工替代栖息地生态系统的循环路径长度分析 |
| 3.6 人工替代栖息地生态系统的总体特征 |
| 第七章 全文总结 |
| 1 本文主要结论 |
| 2 创新点 |
| 3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录1 长江口滩涂湿地的水深分布 |
| 附录2 人工替代栖息地生态系统在春季的食物组成 |
| 附录3 人工替代栖息地生态系统在夏季的食物组成 |
| 附录4 人工替代栖息地生态系统在秋季的食物组成 |
| 附录5 人工替代栖息地生态系统在冬季的食物组成 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 博士期间参加的会议及科研项目 |
（3）辽河口苇田湿地河蟹养殖区氮、磷收支特征及环境评价的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 文献综述 |
| 1.1 河蟹养殖及研究概况 |
| 1.2 养殖对环境的影响 |
| 1.3 芦苇湿地的环境净化作用 |
| 1.4 氮、磷收支特征的研究 |
| 1.5 主成分分析 |
| 1.6 辽河口湿地概况 |
| 1.7 本文研究目的及意义 |
| 2 辽河口湿地苇田河蟹养殖产量分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 数据来源 |
| 2.1.2 苇田河蟹放养及饲喂 |
| 2.2 结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 饵料结构对养殖产量的影响 |
| 2.3.2 投放密度对养殖产量的影响 |
| 2.3.3 苇田结构对养殖产量的影响 |
| 3 辽河口湿地苇田河蟹养殖区氮、磷收支特征研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 数据来源 |
| 3.1.2 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 苇田河蟹养殖区氮收支特征 |
| 3.2.2 苇田河蟹养殖区磷收支特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 影响苇田氮输出结构的因子 |
| 3.3.2 影响苇田磷输出结构的因子 |
| 3.3.3 苇田养殖区的氮、磷输出结构与污染阻控 |
| 4 辽河口湿地苇田河蟹养殖区环境评价 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 数据来源 |
| 4.1.2 主成分分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 苇田营养盐和COD含量总体特征 |
| 4.2.2 各苇田营养盐含量的时间变化特征 |
| 4.2.3 苇田氮类营养盐评价 |
| 4.2.4 主成分评价结果分析 |
| 4.2.5 苇田磷类营养盐评价 |
| 4.2.6 主成分评价结果分析 |
| 4.2.7 苇田养殖水质综合评价 |
| 4.2.8 主成分评价结果分析 |
| 4.2.9 苇田养殖环境综合评价 |
| 4.2.10 主成分评价结果分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 苇田营养盐含量特征研究 |
| 4.3.2 主成分分析合理性探究 |
| 5 总结 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 发表的学术论文 |
（4）湿润气候下滨海盐土水盐动态及影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 盐渍土概述 |
| 1.2.1 盐渍土的分类与分布 |
| 1.2.2 我国滨海盐渍土的分布和特征 |
| 1.3 盐碱地园林绿化研究进展 |
| 1.3.1 耐盐碱植物的筛选、引种 |
| 1.3.2 盐碱地的绿化技术措施 |
| 1.4 土壤水盐动态研究进展 |
| 1.4.1 土壤水盐动态的影响因素 |
| 1.4.2 植被覆盖下的土壤水盐动态变化规律 |
| 1.4.3 区域尺度上土壤水盐运动规律 |
| 1.5 植物——水——盐分关系的研究 |
| 1.6 存在的问题 |
| 第二章 研究区概况与研究内容 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 气候条件 |
| 2.1.3 水文条件 |
| 2.1.4 地质地貌 |
| 2.1.5 动植物资源 |
| 2.1.6 围垦历史 |
| 2.2 研究内容与方法 |
| 2.2.1 研究内容 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 2.2.3 技术路线 |
| 第三章 土壤水盐运移特征 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 试验设计 |
| 3.1.2 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 土壤水盐动态特征 |
| 3.2.2 土壤水盐垂直分布格局 |
| 3.2.3 土壤水盐的时空变异特征 |
| 3.2.4 土壤水盐耦合迁移规律 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同气候带下盐渍土土壤水盐动态变化 |
| 3.3.2 滨海盐土区土壤水盐动态变化 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 降水蒸发及地下水与土壤水盐的关系 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 试验设计 |
| 4.1.2 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 降水、蒸发及地下水动态变化 |
| 4.2.2 土壤含水量与降水、蒸发及地下水之间的关系 |
| 4.2.3 土壤盐分与地下水的关系 |
| 4.2.4 土壤盐分与降水、蒸发之间的关系 |
| 4.2.5 土壤盐分与降水、蒸发及地下水的相关性分析 |
| 4.2.6 地下水临界深度的确定 |
| 4.3 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 植被类型对土壤水盐分布的影响 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 试验设计 |
| 5.1.2 数据处理 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 植被类型对土壤水盐垂直分布的影响 |
| 5.2.2 植被类型对土壤水盐动态变化的影响 |
| 5.2.3 不同林龄人工林对土壤水盐垂直分布的影响 |
| 5.2.4 土壤水盐相关性分析 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 植被——土壤水盐系统 |
| 5.3.2 不同植被下土壤水盐垂直运移机理 |
| 5.3.3 不同植被下土壤水盐垂直分布格局的差异 |
| 5.3.4 不同植被下土壤水盐动态格局的差异 |
| 5.3.5 不同林龄人工林下土壤水盐含量的差异 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 植被类型对土壤水盐空间变异性的影响 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 试验设计 |
| 6.1.2 数据处理 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 不同植被类型对土壤水盐空间异质性的影响 |
| 6.2.2 不同植物对土壤水盐空间异质性的影响 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 不同植被下土壤水盐的空间异质性 |
| 6.3.2 植物根冠区土壤水盐的空间异质性 |
| 6.4 小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 土壤水盐调控对策和建议 |
| 7.2.1 土壤水盐调控原则 |
| 7.2.2 土壤水盐调控模式 |
| 7.3 创新点 |
| 7.4 本文研究的不足 |
| 7.5 展望 |
| 附录一：东滩湿地公园植物引种名录及生长状况 |
| 附录二：科研成果 |
| 参考文献 |
| 后记 |
（5）三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）遗传参数评估及新品种培育的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 0 前言 |
| 第一章 文献综述 |
| 第一节 三疣梭子蟹的分类地位 |
| 1 分类地位与地理分布 |
| 2 普通生物学 |
| 第二节 我国三疣梭子蟹养殖现状 |
| 1 三疣梭子蟹养殖模式 |
| 2 我国三疣梭子蟹养殖业存在问题 |
| 第三节 水产动物育种技术 |
| 1 选择育种 |
| 2 杂交育种技术 |
| 3 细胞工程育种技术 |
| 4 现代分子育种技术 |
| 第四节 三疣梭子蟹遗传育种研究现状 |
| 1 遗传学研究现状 |
| 2 三疣梭子蟹育种学研究现状 |
| 第二章 育种群体的遗传多样性及遗传参数评估 |
| 第一节 4 个野生地理群体肥满度差异分析 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第二节 三疣梭子蟹4 个地理群体体色差异分析 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第三节 三疣梭子蟹重要经济性状的遗传力评估 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第三章 不同地理种群的杂交优势分析 |
| 1 材料和方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第四章 家系选育及个体标记技术研究 |
| 第一节 三疣梭子蟹全（半）同胞家系构建操作流程 |
| 1 亲蟹人工控制室内定向交尾 |
| 2 亲蟹越冬 |
| 3 亲蟹培育 |
| 4 家系标准化苗种培育 |
| 5 家系标准化养殖 |
| 第二节 三疣梭子蟹半同胞家系的建立及生长性状比较 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第三节 全同胞家系的建立及生长性状分析 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第四节 个体标记技术研究 |
| 1 材料与方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 第五章 新品种培育及育种性能分析 |
| 1 材料方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 讨论 |
| 小结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 在读期间发表的学术论文 |
| 在读期间授权发明专利 |
| 在读期间申请国家发明专利 |
| 在读期间获奖情况 |
| 在读期间其他情况 |
（6）长江口芦苇生态浮床对浮游生物及鱼类群落结构的影响（论文提纲范文）
| 上海海洋大学硕士学位论文答辩委员会成员名单 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 长江口水质现状 |
| 1.1.2 植物修复技术的研究进展 |
| 1.2 生态浮床技术研究进展 |
| 1.2.1 生态浮床的分类 |
| 1.2.2 生态浮床的水生态修复效果 |
| 1.2.3 生态浮床的设计和浮床植物的选择 |
| 1.3 研究的目的和意义 |
| 第二章 实验区域和实验方法 |
| 2.1 试验区域 |
| 2.1.1 实验位置 |
| 2.1.2 水质状况 |
| 2.1.3 实验水域内鱼类群落组成 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 浮床的设计与构建 |
| 2.2.2 浮床植物的选择 |
| 第三章 浮床植物芦苇的生长特性及氮磷固定能力 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样品采集 |
| 3.1.2 样品处理 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 芦苇生长状况 |
| 3.2.2 芦苇生物量及氮磷固定能力 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 浮床芦苇的生长特性 |
| 3.3.2 浮床芦苇的总氮、总磷固定量 |
| 第四章 浮床对水域内浮游动植物群落的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 样本采集与分析 |
| 4.1.2 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 浮游植物 |
| 4.2.2 浮游动物 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 浮床对鱼类群落的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 采样地点与采样方法 |
| 5.1.2 样品处理 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 种类组成 |
| 5.2.2 鱼类种类和数量变化 |
| 5.2.3 优势种 |
| 5.2.4 多样性指数 |
| 5.2.5 群落分析 |
| 5.3 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）大菱鲆耐高温品系选育及生长相关数量性状的基础研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 水产育种、遗传标记研究进展及大菱鲆产业发展趋势 |
| 第一节 我国海水养殖优良品种选育概况 |
| 1 选择育种 |
| 2 杂交育种 |
| 3 细胞工程育种 |
| 4 基因工程育种 |
| 第二节 遗传标记技术研究的进展 |
| 1 形态学标记(Morphological maker) |
| 2 细胞学标记(Cytological maker) |
| 3 生物化学标记(Biochemical maker) |
| 4 分子标记(Molecular maker) |
| 5 微卫星标记技术的原理及应用 |
| 第三节 我国大菱鲆养殖产业现状及未来发展趋势 |
| 1 大菱鲆养殖产业的现状 |
| 2 大菱鲆养殖的成本构成分析 |
| 3 影响大菱鲆市场售价的市场以外的因素 |
| 4 目前成本构成对今后大菱鲆养殖可能造成的影响趋势 |
| 5 大菱鲆养殖产业健康可持续发展的方向 |
| 第二章 大菱鲆育种基础群体的形态比较及微卫星标记分析 |
| 第一节 大菱鲆育种基础群体的建立及群体间形态特征分析 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第二节 大菱鲆育种基础群体遗传多样性的微卫星分析 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第三章 大菱鲆耐高温品系选育的基础研究 |
| 第一节 大菱鲆胚胎和仔、稚鱼热刺激耐受能力研究 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第二节 温度骤变对大菱鲆仔稚幼鱼 Hsp70 基因表达的影响 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第三节 基于群体选育法的大菱鲆耐高温亲鱼群体选择 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第四节 不同热激温度-时长组合对大菱鲆胚胎发育和死亡率的影响 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第五节 不同大菱鲆家系幼鱼耐高温能力比较及亲本选择 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第四章 大菱鲆生长相关性状的选育 |
| 第一节 大菱鲆选育家系的构建和标准化培育方法 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 第二节 不同大菱鲆家系生长性能、存活率、白化率和畸形率的比较及亲本选择 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果与分析 |
| 4 讨论 |
| 第三节 大菱鲆家系白化幼鱼与正常幼鱼生长及形态差异研究 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果与分析 |
| 4 讨论 |
| 第四节 大菱鲆幼鱼的不同数量性状的遗传力估算 |
| 0 摘要 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 参考文献 |
| 附录：大菱鲆子二代家系系谱图 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 发表的学术论文 |
（8）人类—自然耦合系统氮循环研究—中国案例（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 表目录 |
| 图目录 |
| 1 绪论 |
| 1.1 氮的生物地球化学循环过程和机理 |
| 1.1.1 生态系统氮输入 |
| 1.1.2 Nr的分配利用过程 |
| 1.1.3 系统氮流失 |
| 1.1.4 系统氮积累过程及Nr库 |
| 1.2 人类主导下的氮循环 |
| 1.2.1 人类自然耦合系统氮循环的对称、破缺与耦合 |
| 1.2.2 系统自组织升级与氮循环的复杂性 |
| 1.2.3 城市—一个突生的氮热点 |
| 1.2.4 人工生态系统中的高氮流 |
| 1.2.5 带来环境和健康问题 |
| 1.2.6 氮循环的人工调控过程及潜在的系统优化途径 |
| 1.3 氮循环研究现状及存在问题 |
| 1.3.1 氮通量 |
| 1.3.2 氮格局 |
| 1.3.3 反硝化作用 |
| 1.3.4 食物和能源驱动的氮需求 |
| 1.3.5 工业氮的命运 |
| 1.3.6 Nr的积累与污染 |
| 1.3.7 氮循环的模型研究 |
| 1.4 中国相关研究 |
| 1.4.1 农业氮循环 |
| 1.4.2 城市化与人类健康 |
| 1.4.3 境氮污染 |
| 1.4.4 陆地生态系统氮储存 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 1.5.1 中国作为案例的典型性 |
| 1.5.2 长期-大尺度上的全程氮循环过程 |
| 1.5.3 机理和模型发展 |
| 2 方法论和数据计算 |
| 2.1 方法论 |
| 2.1.1 人类-自然耦合系统的物理边界 |
| 2.1.2 系统的功能群和子系统结构 |
| 2.1.3 源-库-流和质量平衡法 |
| 2.1.4 人类-自然耦合系统模型构建 |
| 2.2 数据来源和计算 |
| 2.2.1 基本信息数据 |
| 2.2.2 氮循环过程数据 |
| 2.2.3 大气遥感数据 |
| 2.2.4 氮流的通量计算 |
| 3 加工功能群氮输入、流失及其氮利用率 |
| 3.1 加工功能群的氮输入 |
| 3.1.1 工业固氮 |
| 3.1.2 生物固氮 |
| 3.1.3 化石燃料燃烧固氮 |
| 3.1.4 其他氮输入来源 |
| 3.2 农田 |
| 3.2.1 我国农田概况 |
| 3.2.2 农田氮输入及空间分布 |
| 3.2.3 农田氮产出及其去向 |
| 3.2.4 农田氮流失 |
| 3.2.5 农田氮积累 |
| 3.2.6 本节小结 |
| 3.3 草地 |
| 3.3.1 我国草地概况 |
| 3.3.2 草地氮输入 |
| 3.3.3 草地氮产出及其利用率 |
| 3.3.4 草地氮流失 |
| 3.3.5 草地氮积累 |
| 3.3.6 本节小结 |
| 3.4 森林 |
| 3.4.1 我国森林概况 |
| 3.4.2 森林氮输入 |
| 3.4.3 森林氮产出 |
| 3.4.4 森林氮流失 |
| 3.4.5 森林氮积累 |
| 3.4.6 本节小结 |
| 3.5 牲畜养殖 |
| 3.5.1 我国牲畜养殖概况 |
| 3.5.2 牲畜养殖量与氮产品产出 |
| 3.5.3 牲畜养殖的氮供给 |
| 3.5.4 牲畜养殖的NUE |
| 3.5.5 牲畜养殖的氮流失与积累 |
| 3.5.6 本节小结 |
| 3.6 水产养殖 |
| 3.6.1 我国水产养殖概况 |
| 3.6.2 水产养殖氮产出 |
| 3.6.3 水产养殖氮投入 |
| 3.6.4 水产养殖NUE与氮流失 |
| 3.6.5 本节小结 |
| 3.7 工业 |
| 3.7.1 工业氮的循环代谢过程 |
| 3.7.2 工业氮通量 |
| 3.7.3 工业氮流失到环境 |
| 3.7.4 本节小结 |
| 3.8 城市绿地 |
| 3.8.1 我国城市绿地概况 |
| 3.8.2 城市绿地氮输入 |
| 3.8.3 城市植被生长与修剪 |
| 3.8.4 城市绿地氮流失与积累 |
| 3.8.5 本节小结 |
| 3.9 本章小结 |
| 4 消费功能群氮代谢及废氮排放 |
| 4.1 人类 |
| 4.1.1 我国人类系统概况 |
| 4.1.2 食物氮消费格局 |
| 4.1.3 饮食文化与食物氮消费 |
| 4.1.4 食物氮与人类饮食健康 |
| 4.1.5 人体代谢的废氮排放 |
| 4.1.6 工业氮消费的空间格局 |
| 4.1.7 生活垃圾氮流失到环境 |
| 4.1.8 人类系统的NO_x排放 |
| 4.1.9 人类系统氮积累过程 |
| 4.1.10 本节小结 |
| 4.2 宠物 |
| 4.2.1 我国宠物概况 |
| 4.2.2 宠物的数量估算与蛋白供给 |
| 4.2.3 宠物排泄物氮的环境效应 |
| 4.2.4 本节小结 |
| 4.3 本章小结 |
| 5 移除功能群废氮处理 |
| 5.1 污水处理 |
| 5.1.1 我国污水处理概况 |
| 5.1.2 污水处理系统氮通量 |
| 5.1.3 污水处理系统氮去向 |
| 5.1.4 本节小结 |
| 5.2 废氮处理与生物能源生产 |
| 5.2.1 用废氮进行生物能源生产(BPWN)的优势 |
| 5.2.2 BPWN的效率分析 |
| 5.2.3 BPWN在我国的潜力 |
| 5.2.4 BPWN的可行性分析 |
| 5.2.5 不确定性和风险评估 |
| 5.2.6 本节小结 |
| 5.3 垃圾处理 |
| 5.3.1 我国垃圾处理概况 |
| 5.3.2 垃圾处理子系统氮通量 |
| 5.3.3 本节小结 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 生命支持系统氮污染积累 |
| 6.1 近地面大气 |
| 6.1.1 NH_3挥发和N_xO_y排放 |
| 6.1.2 NO_x排放的模型验证 |
| 6.1.3 大气氮沉降与环流 |
| 6.1.4 本节小结 |
| 6.2 地表水 |
| 6.2.1 我国地表水概况 |
| 6.2.2 地表水的氮来源 |
| 6.2.3 地表水Nr去向 |
| 6.2.4 本节小结 |
| 6.3 地下水 |
| 6.3.1 我国地下水概况 |
| 6.3.2 地下水的氮积累 |
| 6.3.4 本节小结 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 近30年来中国氮循环的源-库-流变化格局 |
| 7.1 人类-自然耦合系统总体氮循环过程 |
| 7.2 氮加工功能群 |
| 7.2.1 农田 |
| 7.2.2 草地 |
| 7.2.3 森林 |
| 7.2.4 牲畜养殖 |
| 7.2.5 水产养殖 |
| 7.2.6 工业 |
| 7.2.7 城市绿地 |
| 7.2.8 本节小结 |
| 7.3 氮消费功能群 |
| 7.3.1 人类食物氮 |
| 7.3.2 人类工业氮 |
| 7.3.3 人类燃料氮 |
| 7.3.4 宠物 |
| 7.3.5 本节小结 |
| 7.4 氮移除功能群 |
| 7.4.1 污水处理 |
| 7.4.2 垃圾处理 |
| 7.4.3 本节小结 |
| 7.5 生命支持系统 |
| 7.5.1 近地面大气 |
| 7.5.2 地表水 |
| 7.5.3 地下水 |
| 7.5.4 本节小结 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 中国人类-自然耦合系统氮循环变化的驱动机制 |
| 8.1 自然因素的影响 |
| 8.1.1 温度 |
| 8.1.2 降水 |
| 8.1.3 土地利用类型 |
| 8.2 人口增长、经济发展和城市化 |
| 8.2.1 人口增长 |
| 8.2.2 经济发展 |
| 8.2.3 城市化 |
| 8.3 技术进步和政策革新 |
| 8.3.1 研究区域 |
| 8.3.2 研究方法 |
| 8.3.3 氮动态的变化趋势 |
| 8.3.4 技术驱动 |
| 8.3.5 政策驱动 |
| 8.3.6 不确定性分析 |
| 8.4 文化、教育以及国际合作 |
| 8.5 本章小结 |
| 9 结论与展望 |
| 9.1 主要结论 |
| 9.1.1 人类-自然耦合系统氮通量 |
| 9.1.2 氮循环过程的空间格局 |
| 9.1.3 人类氮消费与环境氮流失 |
| 9.1.4 氮循环变化的驱动机制 |
| 9.2 未来展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录一 URCNC模型源代码 |
| 附录二 工业氮相关的全球9区主要国家列表 |
| 攻读学位期间所取得的科研成果 |
（9）环境因子变化对凡纳滨对虾蜕皮同步性和生理特征影响的实验研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 0 引言 |
| 1 甲壳动物蜕皮机理和调控以及盐度突变下的生理响应研究进展 |
| 1.1 甲壳动物蜕皮调控的内分泌原理 |
| 1.1.1 与甲壳动物蜕皮相关的内分泌器官 |
| 1.1.2 与甲壳动物蜕皮相关的激素 |
| 1.2 外源性因子对甲壳动物蜕皮的影响 |
| 1.2.1 环境因子对甲壳动物蜕皮的影响 |
| 1.2.2 营养因子对甲壳动物蜕皮的影响 |
| 1.3 盐度突变对甲壳动物呼吸代谢、渗透压及能量代谢物质的影响 |
| 1.3.1 盐度突变对甲壳动物呼吸代谢的影响 |
| 1.3.2 盐度突变对血淋巴渗透压调节及其血淋巴中能量物质代谢的影响 |
| 1.4 研究环境因子变化对凡纳滨对虾同步性蜕皮的意义 |
| 参考文献 |
| 2 环境因子变化对凡纳滨对虾(Litupenaeus vannamei)同步性蜕皮的影响 |
| 2.1 盐度节律性变化对凡纳滨对虾同步性蜕皮的影响 |
| 2.1.1 盐度波动幅度对凡纳滨对虾同步性蜕皮的影响 |
| 2.1.2 降盐时间对凡纳滨对虾同步性蜕皮的影响 |
| 2.2 节律性添加钙对凡纳滨对虾同步性蜕皮的影响 |
| 2.2.1 材料与方法 |
| 2.2.2 实验结果 |
| 2.2.3 讨论 |
| 2.3 光色节律性变化对凡纳滨对虾同步性蜕皮的影响 |
| 2.3.1 材料与方法 |
| 2.3.2 实验结果 |
| 2.3.3 讨论 |
| 参考文献 |
| 3 盐度突变对凡纳滨对虾生理特征的影响 |
| 3.1 盐度突变对凡纳滨对虾稚虾蜕皮和呼吸代谢的影响 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 结果 |
| 3.1.3 讨论 |
| 参考文献 |
| 3.2 盐度突变对凡纳滨对虾稚虾血淋巴渗透压、血蓝蛋白、血糖、己糖激酶及丙酮酸激酶活力的影响 |
| 3.2.1 材料与方法 |
| 3.2.2 实验结果 |
| 3.2.3 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
| 发表的学术论文 |
（10）福建省龙岩市水产养殖现状和规划策略（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1、中国水产养殖发展现状 |
| 1.1 水产养殖发展现状 |
| 1.1.1 水产养殖业的地位 |
| 1.1.2 水产养殖业的特点 |
| 1.1.3 水产品产量持续快速增长 |
| 1.1.4 产业结构发生深刻变化 |
| 1.1.5 淡水养殖业现状 |
| 1.1.6 行业协会现状 |
| 1.2 水产养殖业面临挑战 |
| 1.2.1 可持续发展 |
| 1.2.2 产品质量安全 |
| 1.2.3 科技水平滞后 |
| 1.2.4 和谐渔业的建设 |
| 1.3 面临的主要问题 |
| 1.3.1 水域生态环境遭到破坏 |
| 1.3.2 养殖品种种质退化 |
| 1.3.3 病害防治水平落后 |
| 1.3.4 饲料研究及其产业发展落后 |
| 1.3.5 渔业产业结构不合理 |
| 1.4 水产养殖的可持续发展 |
| 1.4.1 可持续发展的概念 |
| 1.4.2 水产养殖可持续发展定义 |
| 1.4.3 水产养殖规划的可持续性特征 |
| 1.4.4 水产养殖规划可持续性的原则 |
| 2、水产养殖规划的实施现状 |
| 2.1 水产养殖规划的分类 |
| 2.1.1 按规划的行政层次分 |
| 2.1.2 按规划的水域性质分 |
| 2.1.3 按养殖的品种分 |
| 2.1.4 按养殖模式分 |
| 2.1.5 按级别分 |
| 2.2 水产养殖规划的特点 |
| 2.2.1 规划的不确定性 |
| 2.2.2 水产养殖规划的实施与项目的关系 |
| 2.3 制定和实施现状 |
| 2.4 水产养殖规划存在问题 |
| 2.4.1 规划基础与规划实施间存在不协调性 |
| 2.4.2 缺乏规划环境影响评价环节 |
| 2.4.3 规划的实施效果不佳 |
| 3. 福建省龙岩市水产养殖规划现状 |
| 3.1 规划制订情况 |
| 3.2 主要存在问题 |
| 3.2.1 规划与实际生产脱节 |
| 3.2.2 规划缺乏环境影响评价 |
| 3.2.3 规划缺乏权威性 |
| 3.2.4 规划实施困难 |
| 4 小结 |
| 第二章 龙岩市水产养殖现状 |
| 1、龙岩市概况 |
| 1.1 龙岩市地理位置 |
| 1.2 自然地理 |
| 1.3 自然资源 |
| 1.4 气象水文 |
| 1.4.1 气象 |
| 1.4.2 水文 |
| 2、龙岩市渔业和水域利用现状 |
| 2.1 渔业经济综合实力 |
| 2.2 龙岩市养殖模式和品种结构 |
| 2.3 龙岩市养殖水域现状 |
| 2.3.1 龙岩市三大水库渔业现状 |
| 3、龙岩市当前渔业开发管理情况 |
| 3.1 产业开发与行业管理 |
| 3.2 技术推广 |
| 3.3 鱼病防治 |
| 3.4 技术培训 |
| 3.5 环境与渔业资源监测 |
| 3.6 无公害认证 |
| 3.7 产品质量监管 |
| 3.8 生产秩序整治 |
| 3.9 渔业统计与渔经调查 |
| 3.10 其他 |
| 4、前景展望 |
| 第三章 龙岩市水产养殖水环境状况 |
| 1、水产养殖与环境的关系 |
| 1.1 水产养殖与水资源的关系 |
| 1.2 水产养殖与水环境承载力 |
| 1.2.1 容纳量 |
| 1.2.2 养殖容量和最大养殖产量 |
| 1.3 水产养殖对水环境的影响 |
| 1.3.1 网箱养殖对水环境的影响 |
| 1.3.2 池塘养殖对水环境的影响 |
| 2、水库富营养化评价 |
| 2.1 水库富营养化评价方法 |
| 2.1.1 水库富营养化状况评价指标 |
| 2.1.2 综合营养状态指数法公式 |
| 2.1.3 富营养化分级技术规定 |
| 2.2 龙岩市三大水库水质监测评价 |
| 2.3 龙岩市水库网箱养殖对水环境的影响 |
| 2.4 龙岩市三大水库营养状况评价 |
| 3、小结 |
| 第四章 龙岩市水产养殖规划策略 |
| 1、指导思想 |
| 2、发展目标 |
| 3、法律法规依据 |
| 3.1 养殖证制度 |
| 3.2 苗种管理制度 |
| 3.3 水产养殖产品质量安全管理制度 |
| 3.4 水生动物防疫管理制度 |
| 4 龙岩市水产养殖规划策略 |
| 4.1 养殖类型规划与布局 |
| 4.1.1 池塘养殖 |
| 4.1.2 水库养殖 |
| 4.1.3 增养殖 |
| 4.1.4 观光休闲渔业 |
| 4.2 发展重点 |
| 4.2.1 基础建设项目，增强渔业发展后劲 |
| 4.2.2 实施水产良种工程及新品种引进 |
| 4.2.3 转变增长方式，加快发展闽西特色渔业 |
| 4.2.4 重视大水面资源开发和增殖放流，适度控制网箱养殖，强化生态环境保护 |
| 4.2.5 建设龙湖渔业生态自然保护区 |
| 4.2.6 无公害水产品养殖基地建设 |
| 5、保障措施 |
| 5.1 加强领导，科学规划，提高水面利用率 |
| 5.2 增加投入，调整结构，增加渔民收益 |
| 5.3 依靠科技，强化培训，提高养殖生产科技含量 |
| 5.4 推广优质饲料，加强质量监管 |
| 5.5 强化渔业执法手段，加大渔业执法力度 |
| 5.6 抓好渔业保障体系建设，提供产业化服务水平 |
| 5.7 组建基层行业协会，提高闽西渔业专业化和组织化水平 |
| 5.8 加强渔业交流合作，促进两岸渔业互利共赢 |
| 全文结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、地下水在人工培育中华绒螯蟹中的应用（论文参考文献）
- [1]中华绒螯蟹养殖中多溴联苯醚定量检测方法和迁移转化规律研究[D]. 王玥. 上海海洋大学, 2021(01)
- [2]长江口中华绒螯蟹仔蟹对关键环境因子需求及其人工替代栖息地构建[D]. 黄孝锋. 南京农业大学, 2016(07)
- [3]辽河口苇田湿地河蟹养殖区氮、磷收支特征及环境评价的研究[D]. 邢磊. 中国海洋大学, 2015(08)
- [4]湿润气候下滨海盐土水盐动态及影响因素研究[D]. 何斌. 华东师范大学, 2014(06)
- [5]三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）遗传参数评估及新品种培育的研究[D]. 高保全. 中国海洋大学, 2014(01)
- [6]长江口芦苇生态浮床对浮游生物及鱼类群落结构的影响[D]. 姚东方. 上海海洋大学, 2014(03)
- [7]大菱鲆耐高温品系选育及生长相关数量性状的基础研究[D]. 关健. 中国海洋大学, 2012(03)
- [8]人类—自然耦合系统氮循环研究—中国案例[D]. 谷保静. 浙江大学, 2011(10)
- [9]环境因子变化对凡纳滨对虾蜕皮同步性和生理特征影响的实验研究[D]. 李英. 中国海洋大学, 2010(02)
- [10]福建省龙岩市水产养殖现状和规划策略[D]. 林炳明. 南京农业大学, 2009(06)