一、武汉东湖鳜鱼生长速率及与其它几种养殖鱼类对水质影响的比较研究（论文文献综述）
许越[1]（2021）在《哈尼梯田稻鲤综合种养系统生境特征初步研究》文中研究表明哈尼梯田作为世界非物质文化遗产因其壮观的景象备受关注,然而,哈尼梯田耕作劳动强度大、收入低,导致很多梯田逐渐荒废、损坏,哈尼梯田保护迫在眉睫。近年来,我国稻渔综合种养技术发展迅速,具有显着的社会效益和生态效益,其可以应用于哈尼梯田而提高单位面积经济效益,使千年梯田得到有效保护。但是,哈尼梯田海拔高度差近2000 m,高、低海拔梯田的环境特征差别很大,不利于科学合理地开展梯田稻渔综合种养生产。因此,本论文于2019年5─8月在云南省红河县哈尼梯田对不同海拔（570 m和1840 m）稻鲤综合种养梯田中水环境特征、大型底栖动物的群落结构、鲤鱼食物组成及特征气味进行了研究。确定了不同月份和海拔大型底栖动物密度、生物量和优势物种的变化趋势;明确了不同生长阶段或季节,福瑞鲤在稻鲤综合种养系统中的食物来源与组成,对主要食物的摄食需求;阐明了哈尼梯田稻鲤综合种养的福瑞鲤与常规池塘养殖福瑞鲤鱼肉的特征性气味物质差异,初步揭示哈尼梯田稻鲤综合种养模式下的安全健康、绿色生态的过程与机制。本论文主要研究结果如下:1.哈尼梯田稻鲤综合种养梯田水环境特征高、低海拔稻鲤综合种养梯田的水环境差异大,低海拔梯田的水温比高海拔梯田高近5℃,溶氧相差不大,其总氮、总磷含量均高于高海拔梯田。高、低海拔稻鲤综合种养系统均表现出显着的营养盐滞留效应,高、低海拔梯田内实际滞留率均为RETf（磷）>RETf（氮）;高海拔梯田内RETf（氮）>低海拔梯田内RETf（氮）,但是高海拔梯田内RETf（磷）<低海拔梯田内RETf（磷）。高海拔梯田的水质优于低海拔梯田。2.哈尼梯田稻鲤综合种养系统中大型底栖动物群落结构特征寡毛纲和昆虫纲是高、低海拔梯田的主要大型底栖动物类群,且种类组成差异显着（P<0.05）。高、低海拔梯田均发现了摇蚊属（Chironomus）和长跗摇蚊属（Tanytarsus）水稻害虫,此外,在低海拔梯田还发现了敌害生物福寿螺（Pomacea canaliculata）。研究表明,月份和海拔是影响不同海拔哈尼梯田稻渔综合种养系统大型底栖动物群落结构的主要因素,同时,鲤鱼的摄食压力也是导致大型底栖动物群落结构变化的重要因素,并且,鲤鱼可以有效降低梯田中水稻敌害生物的生物量。3.哈尼梯田稻鲤综合种养系统中福瑞鲤的食物组成和特征气味哈尼梯田稻鲤综合种养系统中福瑞鲤的食物主要由6门10属组成,胃含物样品中各食物来源的相对丰度随月份和海拔的变化而不同。低海拔梯田内福瑞鲤胃含物中节肢动物门和链形植物门的相对丰度显着高于高海拔梯田（P<0.05）。高海拔梯田福瑞鲤胃含物样品中线虫动物门和绿藻门的相对丰度显着高于低海拔胃含物样品（P<0.05）。高海拔梯田福瑞鲤主要以小球藻属、线虫属、鞘藻属、稻属和栅藻为食,6月份主要摄食线虫属、鞘藻属,8月份主要摄食栅藻属、稻属。低海拔梯田福瑞鲤主要摄食摇蚊属、涡虫属、栅藻属、稻属和浮萍属,6月份主要摄食摇蚊属、浮萍属,8月份主要摄食稻属。从高、低海拔梯田和池塘养殖福瑞鲤的气味物质组成看,气味物质数量和种类在不同地点样品间存在一定的差异性。高、低海拔梯田福瑞鲤肌肉的挥发性物质主要有醛类、烃类、酮类、醇类、酸类、酯类、酰胺类和呋喃类等,高、低海拔环境和福瑞鲤食物组成不同是福瑞鲤肉质挥发性气味产生差异的原因,高海拔水质优于低海拔,使高海拔梯田福瑞鲤挥发性物质呈现气味比低海拔佳。高、低海拔梯田福瑞鲤鱼肉呈现的挥发性气味比池塘养殖福瑞鲤佳。因此,高海拔梯田产出的福瑞鲤风味优于低海拔,哈尼梯田稻鲤综合种养系统中的福瑞鲤品质优于池塘养殖的福瑞鲤,且高海拔梯田产出的福瑞鲤品质更优。
陈楠[2]（2020）在《鳜鱼源嗜水气单胞菌致病性及宿主抗菌免疫应答研究》文中研究表明鳜鱼（Sinipercachuatsi）是我国传统的名贵鱼类,随着集约化养殖规模增加,养殖密度增大和水体环境的恶化,鳜鱼的病害问题日益严重,目前已成为威胁我国鳜鱼养殖业健康发展的主要因素。其中由嗜水气单胞菌（A erom o nas hydrophila）引起的败血症常造成鳜鱼大批死亡,给养殖户造成了巨大的经济损失。本实验开展了嗜水气单胞菌对鳜鱼的致病性研究,建立了嗜水气单胞菌的环介导等温扩增技术（LAMP）检测方法;开展了鳜鱼感染嗜水气单胞菌后的转录组分析以及不同时间点免疫相关基因的表达分析。本研究针对严重危害江苏鳜鱼养殖生产的细菌病开展了病原学研究,通过对分离菌的形态特征、致病性、16S rRNA和gyrB基因的同源性分析,研究结果表明,嗜水气单胞菌是危害鳜鱼养殖生产的重要病原之一,分离鉴定的嗜水气单胞菌G3对鳜鱼的半数致死量LD50为1.6×106 CFU/mL;该菌株呈杆状,两端钝圆,表面覆有大量菌毛;毒力相关基因检测结果表明分离菌 G3 携带aerA、act、ahp、fla、alt、lip、ast、ahpB、eprCAI、hlyA、lafA、acg、gcaT、ompAI等共14种毒力相关基因;胞外酶及溶血活性检测表明分离菌G3具有蛋白酶、脂酶、卵磷脂酶、淀粉酶、明胶酶及β溶血活性,但不具有尿素酶活性;组织病理学研究表明患病鳜鱼的鳃、肝脏、脾脏和头肾组织细胞排列松散,出现空泡、坏死。以嗜水气单胞菌气溶素基因aerA为靶基因,利用环介导等温扩增技术建立了病原嗜水气单胞菌的快速检测方法。结果显示嗜水气单胞菌G3可扩增出阶梯状条带,加入SYBR Green 1染色后呈现绿色的阳性反应,其他对照菌株呈阴性反应,表明该LAMP检测方法对于嗜水气单胞菌具有很好的特异性,且灵敏度为4.6×101 CFU/mL。该检测方法具有特异性强、灵敏度高及使用方便等特点,可应用于嗜水气单胞菌引起的水生动物疾病的检测。为了更好地揭示鳜鱼和嗜水气单胞菌之间复杂的相互关系,本研究利用高通量测序技术对鳜鱼感染嗜水气单胞菌24 h后的头肾组织进行转录组测序（RNA-seq）,共得到53,040条Unigene,比较分析了感染嗜水气单胞菌后鳜鱼头肾组织和未感染组的基因表达图谱,共获得529个差异表达基因（DEGs）,包括254个上调基因和272个下调基因。对获得的差异表达基因进行了 GO富集分析,得到29个显着富集的GO类别,包括生物刺激、免疫系统调节、免疫反应和细胞因子的产生等与免疫相关的类别;对获得的差异表达基因进行了 KEGG富集分析,发现与免疫相关的KEGG途径包括内吞作用（Endocytosis）、吞噬体（Phagosome）、丝裂原活化蛋白激酶（MAPK）和转化生长因子-β（TGF-β）信号通路等。此外,采用实时荧光定量PCR（qRT-PCR）技术,随机选取IL-6等7个与免疫相关的DEGs进行进一步验证,结果与RNA-seq数据一致。转录组分析有助于我们在整个转录组水平上了解鳜鱼的免疫和防御机制,并将为预防由嗜水气单胞菌引起的败血症提供理论依据。为了进一步阐明鳜鱼感染嗜水气单胞菌的免疫应答情况,本研究利用qRT-PCR检测了6 种免疫相关基因（MHC Ⅱ、TCR-α、TNF-α、CC chemokine 3、IL-8和Hepcidin）在鳜鱼感染嗜水气单胞菌6 h、12 h、24 h、48 h和72 h后的表达水平。结果表明,鳜鱼鳃、脾脏和头肾组织中MHC Ⅱ等6种免疫相关基因在感染嗜水气单胞菌6-48 h后表达量显着上调,于72恢复到正常水平。该实验结果表明,在鳜鱼感染嗜水气单胞菌初期,这些免疫相关基因参与到了抵抗病原入侵的途径中,对机体自身起到免疫保护作用,该研究结果为鳜鱼疾病防御和健康养殖提供了理论基础。
黄泽涵[3]（2020）在《北方微污染河流生物群落结构与自净能力关联性研究 ——以清潩河为例》文中研究指明河流自净能力的研究对水污染的控制和水生态的恢复有重要的指导意义。生物作用是河流发挥自净能力最关键的部分,微生物的作用和水生动植物对污染的降解能力是不同的,同时生物结构的不同也会直接影响自净能力。因此,论文研究了不同生物结构在河流自净中的作用,并建立了自净能力与生物结构的关联性。于2017年7～9月在清潩河城市干流段、农村支流段和农村干流段共9个点位进行了原位静态微生物降解系数的测算,水质指标包括COD,氨氮,总氮和总磷,并对特征河段进行了微生物高通量检测。于2017年和2019年7～9月进行了流域生物水生态调查,进行了流域水生植物,底栖生物和鱼类样品的采集分析和水环境因子的测定,并进行了宏观动态的沿程降解系数测算,分析了流域的水生生物的物种组成,群落结构,并研究大型水生生物对宏观自净的影响。结果表明:（1）特征河段的微生物主要类群有小梨形菌属、热单胞杆菌属、花蕾杆菌、假单胞菌属等,绝大多数为常见的专性好氧菌。COD、NH3-N、TN和TP在水体中的降解原理不同,因此河流中占主导的好氧微生物群落对耗氧型污染物有更强的净化作用。在清潩河选取9个点位,采用原位静态降解系数计算自净能力,一组器材滴加氯化汞杀灭微生物,另一组不处理。结果表明,杀灭微生物的耗氧型污染物的降解能力明显降低。经过不同组的降解系数的对比计算,得出微生物对COD的降解起到了约76%的作用,对氨氮起到了48%的作用。（2）清潩河干流的主要生物群落优势种有,水生生物:菹草、芦苇、篦齿眼子菜和金鱼藻;底栖生物:水丝蚓、摇蚊幼虫;鱼类:麦穗鱼、鲫鱼和中华鳑鲏。根据对生物多样性的分析,清潩河的水生植物、底栖生物和鱼类的Shannon-Winner平均值分别为1.165、0.743和1.538;Marglef物种丰富度平均值分别为0.926、0.532和0.352;Pielou均匀度平均值分别为0.776、0.550和0.869,其中底栖受到环境因素影响的程度最大。经过聚类分析,水生生物,底栖和鱼类的Shannon-Winner多样性指数能够代表水生生物结构特征。使用流域优势物种、生物多样性与COD、氨氮、总磷的沿程降解系数和DO的沿程衰减系数的RDA分析,表明,水生植物多样性对COD与氨氮的降解系数有较大的影响关系。底栖多样性对总磷的降解与DO的衰减有较大的关系。（3）经过对清潩河流域生态修复前后的水质,生物多样性和降解系数的对比发现,整体上3者呈现正向关系。结合前文微生物与水生动植物的研究,说明在河流自净过程中不同的生物对不同的污染物的降解能力存在差异性,是导致河流具有自净能力不同的原因。
郭艳敏[4]（2017）在《鲢鳙鲴组合系统控制富营养化水体中蓝藻活性和氮素迁移转化的研究》文中进行了进一步梳理生物操纵技术是富营养化水体生态修复的重要方法之一,传统的生物操纵技术侧重于利用水生生物群落某一特定营养级的生态功能,忽略了完整生物链对富营养化水体的调控功能。为了在食物链不同水平上发挥生物种群对富营养化调控的功能,本论文在滤食性鲢鳙于水体上层控藻基础上,引入底层食有机碎屑鱼类—鲴鱼,构建鲴鱼与鲢鳙共存、生态位存在差异的特定生态功能的生物链,以鲢鳙鲴鱼为研究对象,通过室内和室外的实验模拟,利用叶绿素荧光技术和15N稳定同位素示踪技术,研究鲴鱼在控藻食物链中对鲢鳙粪便的摄食作用,以及对蓝藻活性及氮素迁移转化的影响,并在此基础上综合评价鲴鱼在生物操纵中的作用,旨在探明鲢鳙鲴联合操纵模式的机理,为实际应用提供科学基础研究。研究的主要结论如下:（1）利用15N稳定同位素示踪技术开展室内模拟实验,研究鲴鱼对鲢鳙粪便的摄食吸收及对水质的影响。结果表明,鲴鱼可有效摄食吸收鲢鳙粪便,且不同组织的吸收率不同。总体上表现为δ15N（肠）>δ15N（血）>δ15N（尾鳍）>δ15N（肌肉）。鲴鱼对鲢鳙粪便的摄食吸收作用,减少了粪便营养物质重新进入水体,有利于水质改善。实验后期,鲢鳙鲴组各营养盐浓度（除NO2-外）均显着低于鲢鳙组（P<0.05）,至实验第20d时,鲢鳙鲴组TN、TP、NO3-、NH4+和PO43-浓度分别是鲢鳙组的59.04%、46.33%、32.12%、33.15%和45.42%。（2）开展室内模拟实验,研究不同鱼类组合系统中粪便的沉积量、粪便中微囊藻的被消化率、粪便中氨基酸和总氮含量以及对粪便中微囊藻活性的变化,实验周期为14d。结果表明,鲴鱼与鲢鳙混养可以降低粪便的沉积量及提高对微囊藻的消化率。在第14d时,鲢鳙鲴组的沉积物含量是鲢鳙组的16.08%;鲢鳙鲴组微囊藻的被消化率,至实验结束达到85.9%,极显着高于鲢鳙组（P<0.01）。鲢鳙组和鲢鳙鲴组粪便中的氨基酸和总氮含量相比未被摄食微囊藻减少率分别为33.17%、53.62%和34.97%、54.27%。同时,在鲢鳙控藻的基础上,混养鲴鱼可以降低粪便中微囊藻光能活性和生长活性,鲢鳙鲴组粪便中微囊藻的叶绿素荧光参数（除NPQ外）、Chl.a浓度及EPS含量在第5d后均显着低于鲢鳙组（P<0.05）。（3）开展室外模拟实验,研究鲴鱼与鲢鳙联合操纵对水环境的影响,并利用15N稳定同位素示踪技术,研究藻食颗粒来源氮素在不同鱼类组合中的迁移转化。结果表明,鲴鱼与鲢鳙混养加快了氮素的形态转化,加速氮素移出水体。实验后期,鲢鳙鲴组NH4+和δ15N（氨氮）均快速下降,而鲢鳙组则维持较高水平,鲢鳙鲴组各形态氮盐以及δ15N（氨氮）、δ15N（硝酸盐氮）均显着小于鲢鳙组（P<0.05）。藻食颗粒来源有机氮的转化路径为先被转化为NH4+,再被转化为NO2-,然后转化成N03-。实验过程中,鲢鳙鲴组NO2-和δl5N（硝酸盐氮）先增大后快速减小,且由相关性分析可知,鲢鳙鲴组NH4+与NO2-呈显着负相关（P<0.05）。鲴鱼通过对底质的扰动提高了底质对粪便有机碎屑的吸附作用,减少粪便分解而造成对水体的污染,至第15d时,鲢鳙锢组δ15N（底质沉积物）极显着大于鲢鳙组（P<0.01）。（4）室内和室外实验的研究结果均表明,放养鱼类均能有效地降低浮游藻类总生物量,提高水体透明度。室外实验研究表明,鲴鱼与鲢鳙对蓝藻的协同控制作用较好,但对绿藻协同控制作用不明显,实验结束时,鲢鳙鲴组内蓝藻的生物量是鲢鳙组的28.3%,明显低于鲢鳙组,但绿藻的生物量与鲢鳙组没有显着差异。
马得草[5]（2017）在《大泉沟水库鱼类资源调查及生态渔业增殖模式优化》文中研究说明本文通过对新疆石河子市大泉沟水库的水质现状、浮游植物、浮游动物、底栖动物及经济鱼类群落结构进行了全面调查研究,在此基础上对水库环境因子与其他生物因子之间的相关性进行了分析研究,综合评价了水库的营养状态和环境现状,为水库渔业资源的合理利用和渔业环境的生态学管理提供理论基础。主要结果有:1.水库4站采样期间平均水深为4.13m;平均水温为16.46℃;水体透明度平均为41.83cm;平均pH值为8.083;溶解氧平均含量为10.88mg/L;水色等级的变化范围不大在1517之间;平均高锰酸盐指数含量为2.854mg/L;平均总氮含量为1.703mg/L;平均总磷含量为0.0637mg/L;平均氨氮含量为0.273mg/L;平均亚硝酸氮含量为0.114mg/L;平均硝酸氮含量为0.932mg/L。2.浮游植物共7门有118种,密度的平均值为2.13×106ind/L,生物量的平均湿重为7.88 mg/L;总磷可能是水库浮游植物生长速率的主要限制因子。水温、总磷、透明度和溶解氧是大泉沟水库浮游植物群落结构变化的主要影响因子。估算出大泉沟水库浮游植物提供的鱼产力为204.75kg/hm2。3.浮游动物共有39种,浮游动物采样期间的平均生物量为2.16mg/L,浮游动物平均密度为2.71×103ind/L,大泉沟水库浮游动物密度与总磷（TP）、总氮（TN）和硝酸盐（NO3--N）呈显着正相关,与溶解氧（DO）、透明度（SD）呈显着负相关,浮游动物的生物量与水深（WD）和高锰酸盐指数（CODMn）呈显着负相关,与pH值和氨氮（NH4+-N）呈显着正相关。估算得出大泉沟水库的浮游动物可提供的鱼产力为133.95kg/hm2。4.底栖动物共采集到4种,底栖动物的的年平均密度为24.66个/m2,底栖动物的年平均生物量为0.06g/m2。大泉沟底栖动物提供的鱼产力0.105 kg/hm2。5.水库目前经济鱼类6种,其中主要经济鱼类为白鲢和花鲢。通过对6种鱼进行生物学特征测量、年龄测定、肥满度以及抽样进行解剖实验观察鱼样胃肠饱满度,通过对渔获物的年龄组成、投放结构、捕捞方式、水质理化环境、饵料生物等多方面综合分析,建议水库投放白鲢、花鲢的鱼苗量分别为33.90万尾、25.51万尾6.结合水质各项指标、浮游植物多样性指数及指标种类判断水质为中——富营养型,并有继续恶化的趋势。浮游动物的生物量和浮游植物的生物量随时期的变化没有显着的相关性,说明光靠浮游动物无法对浮游植物进行合理的控制,应考虑合理调整鱼类的投放量,加强滤食浮游植物的鱼类放养,调整喜好食浮游动物的鱼类放养结构,充分利用水库丰富的饵料资源,加速库区水体中营养物质的转化和输出。不仅能达到对水库水质的改善,还能达到增产增收的的双重效果。并提出渔业环境保护的生态学对策,为水库渔业的可持续性发展提供理论依据和实践指导。
孙际佳,何建国,刘丽,王海芳,卢薛,胥鹏,李桂峰[6]（2016）在《翘嘴鳜♀×斑鳜♂杂交子一代早期生长速度》文中进行了进一步梳理对翘嘴鳜♀×斑鳜♂（Siniperca chuatsi♀×S.scherzeri♂）杂交子一代和翘嘴鳜在0.3月龄、2月龄、7月龄和11月龄时的体重、体长和体高进行测量,从变异系数、杂种优势率、相对/绝对生长率、体重与体长的幂函数曲线以及肥满度5方面,对杂交子一代和母本翘嘴鳜的生长速度和杂种优势进行对比分析。结果显示,7月龄时杂交子一代的体重（300.4 g±118.2 g）与翘嘴鳜（305.2 g±82.5 g）差异不显着,且在7月龄时体重、体长和体高的月相对生长率（280.13%,25.30%和27.55%）比翘嘴鳜显着增高（89.62%,15.90%和12.72%）;在0.3月龄和11月龄时体长的超亲杂种优势率分别为2.48%和0.91%;11月龄时杂交子一代的体重（540.88 g±173.66 g）显着低于与翘嘴鳜（624.45 g±154.11g）（P<0.05）;杂交子一代和翘嘴鳜体重与体长关系幂函数生长方程的决定性指数R2（0.992和0.995）、条件因子a（0.059和0.058）和异速生长因子b（2.722和2.740）在数值上非常接近。结论认为,尽管在总体生长速度上翘嘴鳜♀×斑鳜♂杂交子一代较母本翘嘴鳜略慢,但其早期的生长趋势与翘嘴鳜相似,并在体重与体长的生长关系方面具有良好的一致性。杂交子一代遗传了母本翘嘴鳜的快速生长性能,并在体长性状上显现出一定的超亲杂种优势。本研究通过分析养殖翘嘴鳜♀×斑鳜♂杂交子一代的生长速度,探讨杂交子一代的早期生长趋势及其杂种优势,旨在为杂交子一代的规模化人工养殖和品种选育等提供参考数据。
许德高[7]（2016）在《四种投喂方式下鳙形态特征及肌肉品质的比较研究》文中提出鳙（Aristichthys nobilis）是我国“四大家鱼”之一,常作为我国池塘养殖的配养品种。本实验比较分析了四种投喂方式施肥（组A）、施肥+1/2投饲（组B）、施肥+投饲（组C）和投饲（组D）下水质、浮游动物、鳙形态特征以及肌肉品质的差异性。从肌肉系水力、肌肉pH、常规营养成分、矿质元素、鲜味氨基酸、脂肪酸等多方面评价四种不同投喂方式下鳙肌肉品质,并进一步探讨造成鳙形态特征及肌肉品质差异性的原因,为华中地区鳙池塘养殖业持续、健康发展奠定理论基础。实验结果如下:1.实验期间,池塘围隔内主要水质指标的变化范围分别为:pH为7.038.93,透明度为1565 cm,水温为22.932.3℃,溶解氧为0.3617.38 mg/L,活性磷含量为0.343.68 mg/L,总磷为1.239.34 mg/L,总氮为0.512.1 mg/L,氨氮为0.013.56mg/L,硝态氮为0.11.2 mg/L,亚硝态氮为0.0010.444 mg/L。养殖中后期水质指标差异不显着。2.养殖期内,共鉴定出浮游动物75种,其中原生动物种类最多为28属34种,其次为轮虫17属33种,大型浮游动物枝角类5属6种,桡足类2属2种。围隔中浮游动物主要是原生动物和轮虫,其种类数占整个浮游动物的比例高达89.3%。投饲养殖方式下围隔中浮游动物生物量、密度、多样性指数均高于施肥组,表明施肥组天然饵料少,摄食压力较大。3.探究了四种投喂方式下鳙形态特征变化。方差分析结果显示,不同处理组鳙全长/体长、体高/体长、吻长/体长等26个性状差异显着（P<0.05）,而头高/体长、头长/体长、4-6/体长、5-6/体长、5-8/体长等性状在施肥和投饲组中没有差异。聚类分析结果显示,组B、组C和组D聚为一类,组A单独聚为一类。主成分分析构建了7个主成分,累计贡献率为94.63%;散点图显示,组B、组C和组D部分样本重叠在一起,与组A完全分开。以Bayes逐步判别分析方法选用6个判别效果较好的比例性状建立了4个种群的判别函数,不同处理组鳙判别准确率为92.7%、87.5%、64.3%、87.5%,说明了本结果的可靠性。综上,投饲养殖鳙形态特征发生了显着变化,但头部的主要性状没有差异,头部至背鳍躯干部分显着增大,形成了头部偏小的假象。4.鳙生长和肌肉品质评价方面。投饲显着提高了鳙的生长速度,施肥组生长速度最慢,表明投饲能显着提高池塘养殖鳙的产量。投饲养殖方式下,鳙肌肉中常规营养成分粗蛋白和粗脂肪的含量显着高于施肥组,而水分含量显着低于施肥组。施肥组具有高pH、系水力好、矿质元素丰富等野生鳙肌肉品质的特点。投饲养殖鳙肌肉具有口感好、营养价值高、滋味更好的特点。鳙肌肉中均检测出17种氨基酸（Trp由于水解过程中被破坏）,其中谷氨酸（Glu）含量均最高,胱氨酸（Cys）最低。施肥组17种氨基酸含量均最低（P<0.05）,投饲组17种氨基酸含量均最高（P<0.05）,施肥组+1/2投饲组与施肥组+投饲组除亮氨酸（Leu）外其余16种氨基酸含量均不显着（P>0.05）。在干样中投饲+施肥组四种鲜味氨基酸含量和EAAI评分值均最高,在施肥组最低。共检测出17中脂肪酸,除十五碳一烯酸（C15:1）、十七碳一烯酸（C17:1）、亚麻酸（C18:3）、花生三烯酸（C20:3）外,其余脂肪酸含量在各组间均差异显着（P<0.05）。施肥组鳙肌肉中多不饱和脂肪酸、EPA+DHA显着高于施肥+1/2投饲组（P<0.05）,其他组间无显着差异（P>0.05）。施肥组+1/2投饲组鳙肌肉中必须脂肪酸（EFA）、单不饱和脂肪酸脂肪酸显着高于施肥组（P<0.05）,其余各组间无显着差异（P>0.05）。研究结果表明,鳙形态特征和肌肉品质主要受食物影响。投饲+施肥组能够产出更多优质水产品,是一种较好的养殖模式。
吴珊[8]（2016）在《水产养殖池塘蓝藻水华的生物防治》文中指出池塘养殖是中国水产养殖的主要方式,在中国渔业生产中占有举足轻重的地位,而养殖池塘的生态环境又相当复杂,特别是随着渔业生产水平的不断提高,为获取较高的经济效益,养殖者多采用高密度放养、大量施肥投饵的养殖模式,导致水质污染严重,大部分养殖水体常年处于富营养化状态,水华频频暴发,严重制约了水产养殖业的健康发展。池塘蓝藻水华具有分布广、适应能力强、繁殖力强等特点,蓝藻暴发会消耗大量氧气,降低水体透明度,导致养殖动物免疫力下降、病害频发,给整个水产养殖业造成巨大的经济损失。此外蓝藻中的微囊藻还会产生毒素,除了直接对鱼虾等养殖对象产生毒害之外,也直接威胁人类的健康和生存。因此做好养殖池塘蓝藻水华的防治,改善池塘水体生态环境已成为水产养殖业持续、健康发展的关键问题。本论文针对水产养殖池塘蓝藻水华的问题,在实验室条件下,分别对水生动物（椎实螺为例）、微生物（水产EM菌）、有益藻（小球藻为例）、水生植物（浮萍为例）等单一或多种手段对水华蓝藻的控制效果进行了初步量化研究。在实验室研究数据基础上,扩大水体体积,模拟水产养殖池塘水体环境,研究良好控藻效果对应的椎实螺及水产EM菌投放或添加量,探索研究养殖水体蓝藻水华的综合生物防治对策,不仅具有现实的经济意义和实际的可操作性,而且可以实现无二次污染的绿色安全的水质改善,具有重要的生态学意义。本论文的主要实验结果如下：（1）椎实螺对多种水华蓝藻的控制效果研究发现,椎实螺对包括铜绿微囊藻Microcystis aeruginos、水华鱼腥藻Anabaena flosaguas、水华束丝藻Aphanizomenon flosaquae、颤藻Oscillatoriaceae 、念珠藻Nostocaceae在内的多种水华蓝藻均具有非常显着的抑制效果。以铜绿微囊藻为例,未添加椎实螺的对照组和添加椎实螺的实验组起始藻细胞浓度均为3.4×106Cell·mL-1左右,实验6天后,对照组藻细胞浓度上升至5.9×106Cell·mL-1,而实验组水样中观察不到藻细胞的存在,实验20天取实验组水样观察,显微镜视野中依然不见藻细胞,可见由于椎实螺的投放,短时间内蓝藻即被消灭,且未发生反弹现象。另外,对于同样高密度的水华丝状藻,投放等量椎实螺后,实验第4天即观察不到藻细胞,可见椎实螺对水华丝状蓝藻的抑制效果要优于铜绿微囊藻,进一步验证了椎实螺作为控藻生物的可行性。（2）水产EM菌对养殖水体蓝藻水华的防治研究发现,在不添加碳源的条件下,只有添加量超过一定量时才表现出对水华蓝藻生长的抑制作用,添加量少于一定值反而有利于水华蓝藻的生长,而此界限则与培养基浓度、蓝藻种类、藻细胞初始浓度、水产EM菌添加量等多种因素有关,而且发现水产EM菌对于颤藻、水华鱼腥藻、念珠藻等丝状蓝藻的抑制效果优于铜绿微囊藻,例如对于20%BG11培养基培养的铜绿微囊藻,设置的2mL、4mL、 8mL、 16mL、 32mL梯度水产EM菌添加量,大于16mL才开始表现出较为明显的控藻作用；而对于50%BG11培养基培养的颤藻,设置的2mL、4mL、 8mL、 16mL梯度水产EM菌添加量,抑制效果虽不甚显着,但均表现出一定的控藻效果；对于BG11培养基培养的水华鱼腥藻和念珠藻,设置的2mL、 4mL、 8mL、16mL梯度水产EM菌添加量,均表现出较为显着的控藻效果。（3）水产EM菌对养殖水体蓝藻水华的防治研究发现,在添加一定量葡萄糖作为碳源的条件下,水产EM菌表现出非常显着的抑制水华蓝藻生长的作用,且抑制效果随着水产EM菌和葡萄糖的添加量的增加而更加明显。对于BG11培养基培养的铜绿微囊藻,2mL的水产EM菌添加即对铜绿微囊藻有着非常显着的抑制作用,对于0.1g、0.25g、0.5g、0.75g、1g梯度葡萄糖添加量,可以发现抑制作用随着葡萄糖添加量的增多越明显；对于BG11培养基培养的颤藻,在同样添加1g葡萄糖的情况下,1mL、 2mL、 4mL、 8mL、 16mL梯度添加量的水产EM菌,均对颤藻有着非常显着的抑制作用,而且水产EM菌的添加量越大,抑制作用越明显。（4）水产EM菌对养殖水体蓝藻水华的防治研究发现,对于养殖水体环境中的有益藻（椭圆小球藻为例）,在不添加碳源的条件下,2mL、 4mL、 8mL、 16mL梯度水产EM菌添加量并未对椭圆小球藻的生长构成影响,既未表现出促进作用也未表现出明显的抑制作用,在添加一定量葡萄糖作为碳源后,水产EM菌对椭圆小球藻的生长表现出显着的促进作用,实验中,对于0.1g、0.25g、0.5g、0.75g、1g梯度葡萄糖添加量,2mL的水产EM菌即显着促进了椭圆小球藻的生长,而且随着葡萄糖添加量的增多,促进作用越明显。（5）椎实螺和水产EM菌联合控藻的实验研究中发现,在相同的椎实螺和水产EM菌添加量条件下,无论是否添加碳源,椎实螺和水产EM菌联合控藻效果始终优于单独采用水产EM菌的控藻效果,同时在水质的稳定方面,椎实螺的添加有效防止了水产EM菌过量生长造成的缺氧、水质浑浊、散发臭味等水质问题,也说明了采用椎实螺和水产EM菌联合控藻优于单独采用水产EM菌控藻。（6）椎实螺和水产EM菌联合控藻中椎实螺添加量以及水产EM菌添加量的探索实验研究发现,椎实螺和水产EM菌的添加量并不是越多越好,而是与培养基浓度、藻细胞的密度、水体体积、培养条件等息息相关,多者之间相互影响,相互作用,形成水质的稳定和平衡,才能达到最理想的控藻效果。经过多次实验,发现对于BG11培养基培养的藻细胞密度约为1.8×106Cell·mL-1的铜绿微囊藻水华,添加椎实螺2.5g/L,水产EM菌3.3mL/L,葡萄糖0.6g/L,无论从控藻效果,水质状况,还是经济因素来看,都是较为合适的控藻条件。（7）小球藻和水产EM菌联合控藻效果的实验研究发现,在小体积营养丰富的水体下,对于一定浓度的铜绿微囊藻,采用小球藻与其竞争营养的方式来控制微囊藻的生长,效果并不明显,但可以看到小球藻的添加浓度越高,表现出的控藻效果越好,而采用小球藻和水产EM菌联合控藻则可以显着抑制铜绿微囊藻的生长,综合控藻效果和经济性来看,小球藻的添加浓度与蓝藻藻细胞密度1：1为宜。（8）多种生物防治手段控藻效果的实验室研究,设置了椎实螺、浮萍、水产EM菌、椎实螺和浮萍、椎实螺和水产EM菌、小球藻6种不同的控藻方法,依据实验前期的研究,设置相应添加量,在此条件下发现除了添加水产EM菌的实验组后期有反弹之外,椎实螺、浮萍、水产EM菌、椎实螺+浮萍、椎实螺+水产EM菌、小球藻等控藻手段都对铜绿微囊藻的生长有一定的抑制效果,其中除了小球藻抑制效果不明显外,其他生物防治效果都十分显着,各种生物方法控藻效果排序为椎实螺+水产EM菌（提供碳源）>椎实螺+浮萍>浮萍>椎实螺>小球藻>水产EM菌（提供碳源）,可见椎实螺（1.25g/L）和水产EM菌（0.5mL/L,葡萄糖添加0.5g/L）联合控藻具有显着的控藻效果,而且各组分添加量较为合理。（9）模拟养殖水体环境水体蓝藻水华的生物防治实验研究中,选用10个规格为65×50×40cm（长×宽×高）的鱼缸,模拟水产养殖水体环境,水体体积均为65L,设置了铜绿微囊藻对照组（T）、铜绿微囊藻加鱼对照组（T+Y）、不加鱼椎实螺控藻实验组（T+L）、加鱼椎实螺控藻实验组（T+L+Y）、不加鱼水产EM菌控藻实验组（T+EM）、加鱼水产EM菌控藻实验组（T+EM+Y）.不加鱼椎实螺和浮萍控藻实验组（T+P+L）、加鱼椎实螺和浮萍控藻实验组（T+P+L+Y）.不加鱼椎实螺和水产EM菌控藻实验组（T+EM+L）.加鱼椎实螺和水产EM菌控藻实验组（T+EM+L+Y）,实验中发现各个实验组中养殖生物生长状态基本一致,在椎实螺（0.075g/L）、水产EM菌（0.5mL/L,葡萄糖添加0.5g/L）添加量的条件下,和相应对照组相比,各个控藻实验组均有显着控藻效果。在采用椎实螺控藻时再一次降低椎实螺的添加量（0.075g/L）,发现仍然具有较好的控藻效果,同时对降低水体中氮磷浓度起着积极的作用;采用水产EM菌的添加浓度为0.5mL/L,葡萄糖的添加浓度为0.5g/L,发现水产EM菌控藻效果显着。在多种生物防治手段控藻效果的实验室研究中,2L的水体中添加同浓度的水产EM菌并未起到控藻效果,而在本部分实验的65L水体中效果显着;可见随着水体体积的增大,控藻所需水产EM菌浓度相应减少；添加浮萍和椎实螺可以有效抑制铜绿微囊藻的生长,并且相比于只添加椎实螺抑制效果更加稳定和显着；椎实螺和水产EM菌联合控藻,可以同时发挥其各自优势,同时相互制约,使控藻效果更加稳定,水体环境更好。
白小丽[9]（2013）在《草鱼、鳜鱼氨氮排泄研究及微生态制剂对鳜鱼养殖池塘的影响》文中研究表明氨氮作为鱼类蛋白质和氨基酸代谢的最终产物,可以直接反映鱼体内蛋白质的代谢情况。本文研究三个温度条件（19±0.5℃,24±0.5℃,29±0.5℃）下草鱼（Ctenopharyngodon idellus）和鳜鱼（Siniperca chuatsi）氨氮排泄率变化,鳜鱼和草鱼的饵料投喂时间为每天8：30,投喂量为体重的1.5%（干物质）,分别于摄食后0h、2h、4h、8h、12h和24h定点取水样检测水体氨氮浓度,计算氨氮排泄率。结果显示：随温度升高,鳜鱼和草鱼氨氮排泄率均显着性增加（P<0.05）：禁食24h后,随温度升高,鳜鱼和草鱼氨氮排泄率均显着性（P<0.05）增加且呈现线性关系,草鱼氨氮排泄率与温度的关系为y=0.2228x.2.2969,R2=0.9918,鳜鱼氨氮排泄率与温度的关系为y=0.3002x.3.8167,R2=0.9748；分析摄食后草鱼和鳜鱼氨氮排泄率发现,草鱼氨氮排泄率峰值出现在摄食后2-4h,而鳜鱼氨氮排泄率峰值则出现在摄食后4-8h,二者均于摄食后24h降至最低。此外,对摄食后草鱼和鳜鱼氨氮排泄率/摄入氮（NE/NI）的分析结果显示,草鱼的（NE/NI）一直高于鳜鱼,该结果可表明在相同的养殖环境中,摄食后同一时间以及同一温度条件下,草鱼的（NE/NI）高于鳜鱼,因此认为就同一规格的草鱼和鳜鱼而言,鳜鱼自身代谢对环境所产生的胁迫要低于草鱼。近年来,水产养殖规模和密度不断增加,养殖本身对池塘水质的污染日益严重,同时工业及农业污水的排放,使得水产养殖业面临着严峻的考验。随着人们需求的不断增加,生物法修复水质特别是微生态制剂已逐步推广,但大多数微生态制剂的水质净化作用研究仍停留在实验室阶段,室外池塘的研究较少。考虑到室外养殖池塘与室内环境差异较大,其水质净化作用亦存在较大差异,本研究采用芽孢杆菌（Bacillus）制剂和硝化细菌对鳜鱼（Siniperca chuatsi）养殖池塘进行水质调控。通过测定池塘水体氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐、总氮、透明度及pH值等水质指标,评价芽孢杆菌制剂对鳜鱼养殖池塘的水质调控效果；通过定性和定量检测池塘浮游生物,评价该制剂对浮游生物的影响。结果表明：芽孢杆菌制剂能够提高水体透明度,降解水体氨氮和亚硝酸盐,其中,亚硝酸盐的最大降解率可到达77.5%；施用芽孢杆菌后,实验池塘和对照池塘浮游生物组成均变化不大,表明该制剂可能不影响池塘的浮游生物组成。硝化细菌在施用前期（0-8d）能提高鳜鱼养殖池塘透明度,降低水体氨氮和亚硝酸盐含量,增加硝酸盐含量。投菌后第6d,实验池塘硝酸盐含量较对照池塘高75%,较投菌前高31.6%。可能由于硝化细菌硝化作用减弱,施用后期（8-12d）实验池塘各水质指标变化趋势与对照池塘基本相同。此外,硝化细菌对池塘水体的pH值和总氮含量无显着影响。
龚珞军[10]（2011）在《五个湖泊浮游生物和主要理化指标的比较研究》文中研究表明武汉市是百湖之市,湖泊在武汉市的经济和社会发展中具有举足轻重的作用。为深入了解湖泊特性,尤其是夏季湖泊理化、生物特性,为湖泊治理提供更翔实的数据和资料,我们于2007年7月对武汉市的梁子湖、斧头湖、柴泊湖、南湖和野芷湖五个湖泊的浮游生物和主要理化指标进行了比较研究。1.5个湖泊的理化指标之间存在有统计学意义的相关式。TN与NO2--N、NO3--N、TP、PO43--P之间,TP与NO2--N、NO3--N、PO43--P之间,N02--N与NO3--N、PO43--P之间,N03--N与P043--P之间,CODMn与TN、TP、NO2--N、NO3--N、PO43--P之间,均为直线关系。NH4+-N与TN、TP、CODMn具有幂函数关系,与NO2--N、NO3--N为二项式关系,与P043--P没有关系。2.5个湖泊有浮游植物133种,其中蓝藻门43种,金藻门1种,黄藻门1种,硅藻门28种,甲藻门6种,裸藻门12种,隐藻门2种,绿藻门40种。浮游动物有43种,其中原生动物14种,轮虫23种,枝角类3种,桡足类5种。五个湖泊浮游植物种类数量排序为：梁子湖>南湖>柴泊湖>斧头湖>野芷湖；浮游动物种类数量排序为：柴泊湖>斧头湖>梁子湖=南湖>野芷湖；浮游植物平均密度排序为：南湖>野芷湖>梁子湖>柴泊湖>斧头湖；浮游植物平均生物量排序为：梁子湖>南湖>斧头湖>柴泊湖>野芷湖；浮游动物平均密度和平均生物量排序均为：柴泊湖>南湖>野芷湖>梁子湖>斧头湖。梁子湖、斧头湖、柴泊湖、南湖和野芷湖的藻型特征分别是“蓝藻+硅藻”、“蓝藻+硅藻+绿藻”、“蓝藻+绿藻”、“蓝藻+硅藻+绿藻”和“蓝藻+绿藻”。另外,将浮游生物的测定结果与已发表的相关历史数据也进行了比较分析。3.5个湖泊的DOC、POC和TOC的测定结果表明,TOC含量的平均值排序为：野芷湖>南湖>斧头湖>柴泊湖>梁子湖；DOC含量的平均值排序为野芷湖>南湖>斧头湖>柴泊湖>梁子湖；POC含量的平均值排序为南湖>野芷湖>斧头湖>柴泊湖>梁子湖；DOC为TOC的主要组成部分,其百分比排序为野芷湖>梁子湖>柴泊湖>斧头湖>南湖；DOC/POC平均值的排序为野芷湖>梁子湖>柴泊湖>斧头湖>南湖。影响湖泊DOC、POC和TOC变化的主要因素是人类的活动和外界的有机质进入,以及湖泊内水生生物的生长和分解。4.5个湖泊的叶绿素a平均含量顺序是南湖>野芷湖>柴泊湖>斧头湖>梁子湖。叶绿素a与总氮、硝酸态氮、总磷、磷酸磷和化学耗氧量均存在相关关系。5.5个养殖湖泊的理化指标主成份分析结果表明,三个主成份分别为营养因子（包括TN、NO2--N、NO3--N、TP、PO43--P和CODMn）、生存因子（DO）和铵吸收因子（NH4+-N）。Q型聚类结果表明,5个湖泊可聚为两大类,即斧头湖和梁子湖一类,柴泊湖、野芷湖和南湖一类,这是城市废水、生活污水和养殖生产所致。6.5个养殖湖泊浮游生物主成份分析和因子分析结果表明,影响5个湖泊浮游生物的第一主成分为枝角类桡足类数量和重量因子；第二主成份为轮虫数量重量和绿藻门数量因子；第三主成份为隐藻门数量和重量因子；第四主成份为原生动物数量和重量因子；第五主成份为蓝藻门数量因子；第六主成份为硅藻门数量和绿藻门重量因子。根据浮游生物的种类和数量,层次聚类法可将5个湖泊的13个点分为5类。形成这个结果的原因是由于城市废水、生活污水和养殖生产所致。7.对保护湖泊提出了一些建议,包括做好湖泊管理工作,有度地实施养殖,控制污水排入,以及对湖泊生态的治理等。
二、武汉东湖鳜鱼生长速率及与其它几种养殖鱼类对水质影响的比较研究（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、武汉东湖鳜鱼生长速率及与其它几种养殖鱼类对水质影响的比较研究（论文提纲范文）
（1）哈尼梯田稻鲤综合种养系统生境特征初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 哈尼梯田概况 |
| 1.2 稻渔综合种养系统生境要素研究进展 |
| 1.2.1 环境要素 |
| 1.2.2 生物要素 |
| 1.3 研究目的及意义 |
| 1.4 研究内容与技术路线 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 拟解决的问题关键 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 稻鲤综合种养梯田水环境特征 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 实验材料及地点 |
| 2.1.2 实验田前期准备 |
| 2.1.3 实验设计 |
| 2.1.4 样品采集与测定 |
| 2.1.5 数据分析 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 高、低海拔梯田水环境参数 |
| 2.2.2 高、低海拔梯田氮、磷滞留效率 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 稻鲤综合种养梯田大型底栖动物群落结构特征 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料及地点 |
| 3.1.2 实验田前期准备 |
| 3.1.3 实验设计 |
| 3.1.4 样品采集与测定 |
| 3.1.5 数据分析 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 大型底栖动物群落组成 |
| 3.2.2 大型底栖动物群落相似性 |
| 3.2.3 大型底栖动物群落多样性 |
| 3.2.4 优势种类 |
| 3.2.5 密度和生物量 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 高、低海拔大型底栖动物群落结构差异原因 |
| 3.3.2 大型底栖动物中的害虫对高、低海拔梯田生产的潜在影响 |
| 3.3.3 大型底栖动物在哈尼梯田稻渔综合种养系统中的生态作用 |
| 第四章:稻鲤综合种养梯田福瑞鲤的食物组成和特征气味 |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 实验材料及地点 |
| 4.1.2 实验田前期准备 |
| 4.1.3 实验设计 |
| 4.1.4 样品采集 |
| 4.1.5 样品处理 |
| 4.1.6 数据分析 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 胃含物丰富度与多样性分析 |
| 4.2.2 真核生物组成 |
| 4.2.3 胃含物中真核生物组成的关差异性 |
| 4.2.4 福瑞鲤肌肉中挥发性风味物质 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 福瑞鲤食物来源差异原因 |
| 4.3.2 水稻敌害生物对福瑞鲤的食物贡献 |
| 4.3.3 哈尼梯田福瑞鲤肌肉品质分析 |
| 第五章:总结与展望 |
| 5.1 论文的主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间的成果 |
（2）鳜鱼源嗜水气单胞菌致病性及宿主抗菌免疫应答研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 鳜鱼的生物学特性和养殖现状 |
| 1.1.1 鳜鱼的生物学特性 |
| 1.1.2 鳜鱼的养殖现状 |
| 1.2 鳜鱼病害的研究进展 |
| 1.2.1 细菌性疾病 |
| 1.2.2 病毒性疾病 |
| 1.3 鳜鱼病害的防治方法 |
| 1.3.1 抗菌药物防治 |
| 1.3.2 疫苗防治 |
| 1.4 嗜水气单胞菌的生物学特性及其对水产养殖生产的危害 |
| 1.4.1 嗜水气单胞菌的生物学特性 |
| 1.4.2 嗜水气单胞菌的毒力因子 |
| 1.4.3 嗜水气单胞菌在水产养殖生产中的危害 |
| 1.4.4 嗜水气单胞菌的检测方法 |
| 1.5 本论文的研究意义和主要内容 |
| 第2章 鳜鱼病原嗜水气单胞菌鉴定及致病特性分析 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 实验仪器 |
| 2.1.3 实验动物 |
| 2.1.4 细菌分离 |
| 2.1.5 分离菌的形态观察 |
| 2.1.6 分离菌株G3致病性检测 |
| 2.1.7 组织病理观察 |
| 2.1.8 生理生化特性检测 |
| 2.1.9 16S rRNA和gyrB基因序列测定 |
| 2.1.10 嗜水气单胞菌的毒力相关基因检测 |
| 2.1.11 胞外酶与溶血活性检测 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 菌株形态特征 |
| 2.2.2 分离菌株G3的致病性 |
| 2.2.3 组织病理变化 |
| 2.2.4 理化特性 |
| 2.2.5 菌株G3系统发育树构建 |
| 2.2.6 毒力基因检测结果 |
| 2.2.7 胞外酶和溶血活性 |
| 2.3 讨论 |
| 第3章 嗜水气单胞菌LAMP检测方法的建立 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验试剂 |
| 3.1.2 实验仪器 |
| 3.1.3 供试菌株 |
| 3.1.4 菌株DNA的提取 |
| 3.1.5 LAMP引物设计与合成 |
| 3.1.6 LAMP反应条件的优化 |
| 3.1.7 LAMP扩增的特异性检测 |
| 3.1.8 LAMP扩增的灵敏性检测 |
| 3.1.9 LAMP检测的应用 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 LAMP检测方法的优化体系 |
| 3.2.2 嗜水气单胞菌LAMP检测的特异性扩增结果 |
| 3.2.3 嗜水气单胞菌LAMP检测的灵敏度 |
| 3.2.4 LAMP检测方法的应用 |
| 3.3 讨论 |
| 第4章 鳜鱼感染嗜水气单胞菌后转录组测序分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验试剂 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 实验鳜鱼 |
| 4.1.4 鳜鱼的感染及取样 |
| 4.1.5 RNA的提取及提取质量检测 |
| 4.1.6 cDNA文库构建和转录组测序 |
| 4.1.7 测序质量控制 |
| 4.1.8 De novo拼接和unigene功能注释 |
| 4.1.9 差异表达基因和富集分析 |
| 4.1.10 qRT-PCR验证差异基因表达 |
| 4.2 实验结果 |
| 4.2.1 测序与De novo拼接结果 |
| 4.2.2 Unigene功能注释 |
| 4.2.3 差异表达基因及其聚类分析 |
| 4.2.4 差异表达基因GO功能富集 |
| 4.2.5 差异表达基因KEGG通路富集分析 |
| 4.2.6 测序结果验证 |
| 4.3 讨论 |
| 第5章 鳜鱼感染嗜水气单胞菌后6种免疫相关基因表达的变化分析 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验试剂 |
| 5.1.2 实验仪器 |
| 5.1.3 实验鳜鱼 |
| 5.1.4 鳜鱼的感染及取样 |
| 5.1.5 RNA的提取及cDNA的合成 |
| 5.1.6 qRT-PCR所用引物的设计与验证 |
| 5.1.7 qRT-PCR检测 |
| 5.1.8 数据处理及分析 |
| 5.2 实验结果 |
| 5.2.1 qRT-PCR所用引物的获得 |
| 5.2.2 MHCⅡ在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.2.3 TCR-α在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.2.4 TNF-α在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.2.5 CC chemokine 3在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.2.6 IL-8在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.2.7 Hepcidin在鳃、脾脏和头肾中的表达变化 |
| 5.3 讨论 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
（3）北方微污染河流生物群落结构与自净能力关联性研究 ——以清潩河为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的及意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 河流自净表征的研究进展 |
| 1.3.2 河流生物的净化作用 |
| 1.4 存在问题 |
| 1.5 主要研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 1.7 创新点 |
| 2 自净能力与生物结构的表征方法 |
| 2.1 河流自净方法研究 |
| 2.1.1 降解系数的研究 |
| 2.1.2 降解系数的计算方法 |
| 2.2 生物结构的表征方法研究 |
| 2.3 自净能力-生物多样性之间关系研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 微生物与自净能力关系研究 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 试验点位 |
| 3.1.2 试验方法 |
| 3.1.3 数据处理方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 初始水质情况 |
| 3.2.2 降解系数分析 |
| 3.3 微生物对自净能力的影响 |
| 3.3.1 微生物的降解能力分析 |
| 3.3.2 降解系数的影响因素分析 |
| 3.3.3 河流微生物结构分析 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5.1 不同污染物自净能力差异探讨 |
| 3.5.2 微生物对自净能力影响探讨 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 水生动植物与自净能力关系研究 |
| 4.1 调查与统计方法 |
| 4.1.1 调查地点 |
| 4.1.2 调查方法 |
| 4.1.3 数据处理与分析 |
| 4.2 生物群落特征 |
| 4.2.1 物种组成分析 |
| 4.2.2 生物多样性分析 |
| 4.2.3 水质与生物指标的对应关系 |
| 4.3 水生动植物对自净能力相关性分析 |
| 4.3.1 沿程法降解系数研究 |
| 4.3.2 相关性分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 自净能力与生物多样性评价方法在清潩河的应用 |
| 5.1 流域概况 |
| 5.2 流域修复措施简介 |
| 5.3 综合评价对比 |
| 5.3.1 水质变化状况 |
| 5.3.2 水生生物多样性变化 |
| 5.3.3 降解系数的变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 总结 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 存在问题及展望 |
| 参考文献 |
| 附录 2019 年水生动植物调查名录 |
| 个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（4）鲢鳙鲴组合系统控制富营养化水体中蓝藻活性和氮素迁移转化的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体富营养化及蓝藻水华的危害 |
| 1.2 国内外防止蓝藻水华研究进展和现状 |
| 1.2.1 限制营养盐负荷 |
| 1.2.2 直接除藻灭藻 |
| 1.3 生物法控藻 |
| 1.3.1 微生物控藻 |
| 1.3.2 大型水生植物控藻 |
| 1.3.3 水生动物控藻 |
| 1.3.4 水生生物组合控藻 |
| 1.3.5 利用鲴鱼进行生物操纵控藻 |
| 1.4 课题的研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容及技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 材料 |
| 2.1.1 实验用鱼 |
| 2.1.2 实验用藻 |
| 2.1.3 实验装置 |
| 2.1.4 主要分析仪器和设备 |
| 2.1.5 主要化学试剂 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 鲴鱼对鲢鳙粪便的摄食吸收及对水质的影响 |
| 2.2.2 鲴鱼的摄食作用对鲢鳙粪便的量及藻活性的影响 |
| 2.2.3 鲢鳙鲴联合操纵对水环境的影响及氮素迁移转化 |
| 第三章 鲴鱼对鲢鳙粪便的摄食吸收及对水质的影响 |
| 3.1 鲴鱼各组织的同位素比值变化 |
| 3.2 各鱼类组合营养盐浓度的变化 |
| 3.3 各鱼类组合Chl.a和SS的变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 鲴鱼的摄食作用对鲢鳙粪便的量及藻活性的影响 |
| 4.1 各鱼类组合系统中藻密度及沉积物含量的变化 |
| 4.2 各鱼类组合系统中微囊藻的被消化率变化 |
| 4.3 各鱼类组合系统中粪便氨基酸组成的变化 |
| 4.4 各鱼类组合中粪便叶绿素荧光参数的变化 |
| 4.5 各鱼类组合中粪便Chl.a和EPS含量的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 鲢鳙鲴联合操纵对水环境的影响及氮素迁移转化 |
| 5.1 各鱼类组合营养盐浓度变化 |
| 5.2 各鱼类组合Chl.a和SS的变化 |
| 5.3 各鱼类组合浮游藻类种类及生物量的变化 |
| 5.4 各鱼类组合附着藻类生物量的变化 |
| 5.5 各鱼类组合生物相与非生物相同位素比值的变化 |
| 5.5.1 各鱼类组合δ~(15)N_((氨氮))的变化 |
| 5.5.2 各鱼类组合δ~(15)N_((硝酸盐氮))的变化 |
| 5.5.3 各鱼类组合δ~(15)N_(浮游藻类))的变化 |
| 5.5.4 各鱼类组合δ~(15)N_((底质沉积物))的变化 |
| 5.6 各鱼类组合中鱼类组织的同位素比值变化 |
| 5.7 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（5）大泉沟水库鱼类资源调查及生态渔业增殖模式优化（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 中英文符号缩略词表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.水库渔业基本情况及研究现状 |
| 1.1 水库渔业基本情况 |
| 1.2 水库发展及面临的问题 |
| 1.3 水库渔业研究现状 |
| 2 我国水库营养类型和营养结构间关系 |
| 2.1 水库营养类型的划分 |
| 2.2 水库营养结构间的关系 |
| 3 大泉沟水库概况 |
| 3.1 大泉沟水库简介 |
| 3.2 大泉沟水库基本情况 |
| 3.3 大泉沟水库水质渔业现状及存在的问题 |
| 4 本研究的目的与意义 |
| 第二章 大泉沟水库水质理化性质特点 |
| 前言 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 采样试验试剂与器具 |
| 1.2 采样方法和理化因子测定 |
| 2.实验结果 |
| 2.1 各时期水质指标 |
| 2.2 各时期水质理化因子变化 |
| 3 结论与讨论 |
| 第三章 大泉沟水库浮游植物的资源状况及其鱼产力估算 |
| 前言 |
| 1 试验材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 样品采样方法 |
| 1.3 试验研究方法 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 浮游植物种类 |
| 2.2 浮游植物优势种 |
| 2.3 浮游植物密度 |
| 2.4 浮游植物生物量 |
| 2.5 浮游植物多样性分析 |
| 2.6 影响浮游植物群落结构变化的因素分析 |
| 2.7 滤食浮游植物鱼类的鱼产力估算 |
| 3 结论与讨论 |
| 第四章 大泉沟水库浮游动物的资源及其鱼产力估算 |
| 前言 |
| 1 试验材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 样品采样方法 |
| 1.3 试验研究方法 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 浮游动物种类 |
| 2.2 浮游动物优势种 |
| 2.3 浮游动物丰度 |
| 2.4 浮游动物生物量 |
| 2.5 影响浮游动物群落结构变化的因素分析 |
| 2.6 滤食浮游动物鱼类的鱼产力估算 |
| 3 结论与讨论 |
| 第五章 大泉沟水库底栖动物的资源状况及其鱼产力估算 |
| 前言 |
| 1 试验材料和方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.2 样品采样方法 |
| 1.3 试验研究方法 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 大泉沟水库底栖动物种类组成 |
| 2.2 大泉沟水库底栖动物密度及其生物量 |
| 2.3 底栖动物对水质环境的响应 |
| 2.4 捕食底栖动物鱼类的鱼产力估算 |
| 3 小结 |
| 第六章 大泉沟水库鱼类资源现状调查及放养结构模式优化 |
| 前言 |
| 1 鱼样采集和研究方法 |
| 1.1 鱼样的采集 |
| 1.2 研究方法 |
| 1.3 数据处理方法 |
| 2 结果 |
| 2.1 采集鱼样种类以及样本量 |
| 2.2 鱼样体长的测定 |
| 2.3 鱼样个体重量的测定结果 |
| 2.4 鱼样胃肠饱满度等级的测定结果 |
| 2.5 鱼样年龄的测定结果 |
| 2.6 主要经济鱼类的生长类型 |
| 2.7 主要经济鱼类的生长与年龄的关系 |
| 2.8 经济鱼类肥满度估算 |
| 2.9 大泉沟水库鱼类放养结构优化模式推测 |
| 3 结论与讨论 |
| 第七章 大泉沟水库生态渔业增殖建议及环境初步评估 |
| 1 浮游植物与环境因子之间关系 |
| 2 大泉沟水库环境初步评估 |
| 3 大泉沟水库生态渔业增殖建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
| 附件 |
（6）翘嘴鳜♀×斑鳜♂杂交子一代早期生长速度（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 实验方法 |
| 1.2.1 测量方法 |
| 1.2.2分析方法 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 4个测试时间点杂交子一代体重、体长和体高的生长比较 |
| 2.2 杂交子一代的生长曲线分析 |
| 2.2.1 累积生长曲线比较 |
| 2.2.2 绝对生长率曲线比较 |
| 2.2.3 相对生长率曲线比较 |
| 2.3 杂交子一代体重和体长的生长关系 |
| 2.4 杂交子一代的肥满度 |
| 3 讨论 |
| 3.1 杂交子一代的生长优势 |
| 3.2 杂交子一代生长曲线 |
（7）四种投喂方式下鳙形态特征及肌肉品质的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 鳙的研究进展 |
| 1.2 鱼类肌肉品质 |
| 1.2.1 鱼类品质及其评价指标的研究 |
| 1.2.2 影响鱼类肌肉品质的相关研究 |
| 1.2.3 鱼肉品质的改良方法 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 第二章 四种投喂方式对水质和浮游动物的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究场所背景介绍 |
| 2.1.2 实验设计 |
| 2.1.3 样品采集 |
| 2.1.4 样品分析与处理 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 四种投喂方式对围隔中水质的影响 |
| 2.2.2 四种投喂方式对围隔内浮游动物的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 四种投喂方式对围隔内水质的影响 |
| 2.3.2 四种投喂方式对围隔内浮游动物的影响 |
| 第三章 四种投喂方式下鳙形态差异的比较 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究场所背景介绍 |
| 3.1.2 实验设计 |
| 3.1.3 数据采集 |
| 3.1.4 统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 单因素方差分析 |
| 3.2.2 聚类分析 |
| 3.2.3 主成分分析 |
| 3.2.4 判别分析 |
| 3.2.5 差异系数 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 四种投喂方式下鳙生长和肌肉品质的比较 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究场所背景介绍 |
| 4.1.2 实验设计 |
| 4.1.3 数据的采集与处理 |
| 4.1.4 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 四种投喂方式对鳙生长的影响 |
| 4.2.2 四种投喂方式对常规营养成分的影响 |
| 4.2.3 四种投喂方式对肌肉pH及系水力的影响 |
| 4.2.4 四种投喂方式对鳙肌肉纤维直径及胶原蛋白含量的影响 |
| 4.2.5 四种投喂方式对矿质元素的影响 |
| 4.2.6 四种投喂方式对氨基酸和脂肪酸含量的影响 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）水产养殖池塘蓝藻水华的生物防治（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 水产养殖池塘蓝藻水华的成因 |
| 1.1.1 内因 |
| 1.1.2 外因 |
| 1.2 水产养殖池塘蓝藻水华的危害 |
| 1.2.1 对水质的影响 |
| 1.2.2 对生态系统的影响 |
| 1.2.3 对经济的影响 |
| 1.2.4 对健康的影响 |
| 1.3 水产养殖池塘藻华的生物防治 |
| 1.3.1 水生植物修复 |
| 1.3.2 水生动物修复 |
| 1.3.3 微生物修复 |
| 1.4 本研究的目的、意义以及内容 |
| 1.4.1 本研究的目的、意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 可行性研究及实验路线图 |
| 第2章 椎实螺对多种水华蓝藻的控制效果研究 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 材料来源 |
| 2.1.2 培养基 |
| 2.1.3 培养方法 |
| 2.1.4 主要仪器 |
| 2.1.5 主要试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 实验初始条件的设置 |
| 2.2.2 测定方法 |
| 2.2.3 统计分析 |
| 2.3 结果分析 |
| 2.3.1 验证椎实螺抑制铜绿微囊藻实验效果的结果分析 |
| 2.3.2 验证椎实螺抑制丝状蓝藻生长效果的结果分析 |
| 2.3.3 本章小结 |
| 第3章 水产EM菌对养殖水体水华蓝藻的防治研究 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.1.1 材料来源 |
| 3.1.2 培养基 |
| 3.1.3 培养方法 |
| 3.1.4 主要仪器 |
| 3.1.5 主要试剂 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 实验初始条件的设置 |
| 3.2.2 测定方法 |
| 3.2.3 统计分析 |
| 3.3 结果分析 |
| 3.3.1 在不添加碳源的条件下,研究水产EM菌对5种藻生长的影响 |
| 3.3.2 添加碳源的条件下,研究水产EM菌对5种藻生长的影响 |
| 3.3.3 本章小结 |
| 第4章 多种生物防治手段联合控藻的实验室研究 |
| 4.1 实验材料 |
| 4.1.1 材料来源 |
| 4.1.2 培养基 |
| 4.1.3 培养方法 |
| 4.1.4 主要仪器 |
| 4.1.5 主要试剂 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 实验初始条件的设置 |
| 4.2.2 测定方法 |
| 4.2.3 统计分析 |
| 4.3 结果分析 |
| 4.3.1 椎实螺和水产EM菌联合控藻效果的研究 |
| 4.3.2 椎实螺和水产EM菌联合控藻中椎实螺添加量的实验研究 |
| 4.3.3 椎实螺和水产EM菌联合控藻中水产EM菌添加量的实验研究 |
| 4.3.4 小球藻和水产EM菌联合控藻效果的研究 |
| 4.3.5 多种生物防治手段控藻效果的实验室研究 |
| 4.3.6 本章小结 |
| 第5章 模拟养殖水体环境水体蓝藻水华的生物防治 |
| 5.1 实验材料 |
| 5.1.1 材料来源 |
| 5.1.2 培养基 |
| 5.1.3 培养方法 |
| 5.1.4 主要仪器 |
| 5.1.5 主要试剂 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 实验初始条件的设置 |
| 5.2.2 测定方法 |
| 5.2.3 统计分析 |
| 5.3 结果分析 |
| 5.3.1 椎实螺对养殖水体蓝藻水华的防治效果研究 |
| 5.3.2 水产EM菌对养殖水体蓝藻水华的防治效果研究 |
| 5.3.3 浮萍和椎实螺对养殖水体蓝藻水华的联合防治效果研究 |
| 5.3.4 椎实螺和水产EM菌对养殖水体蓝藻水华的联合防治效果研究 |
| 5.3.5 本章小结 |
| 第6章 总结 |
| 6.1 结果总结 |
| 6.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
（9）草鱼、鳜鱼氨氮排泄研究及微生态制剂对鳜鱼养殖池塘的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 温度及摄食对草鱼、鳜鱼氨氮排泄的影响研究 |
| 1 前言 |
| 1.1 氨氮排泄 |
| 1.1.1 温度对鱼类氨氮排泄的影响 |
| 1.1.2 摄食与饥饿对氨氮排泄的影响 |
| 1.1.3 摄食后鱼类氨氮排泄的变化 |
| 1.2 草鱼的研究概况 |
| 1.3 鳜鱼的研究概况 |
| 1.4 本研究的目的及意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验鱼准备以及暂养环境 |
| 2.2 草鱼和鳜鱼饵料成分检测定 |
| 2.2.1 水分的测定 |
| 2.2.2 粗蛋白的测定 |
| 2.2.3 粗灰分的测定 |
| 2.2.4 粗脂肪的测定 |
| 2.3 实验设计 |
| 2.4 氨氮含量测定 |
| 2.4.1 试剂 |
| 2.4.2 操作步骤 |
| 2.4.3 计算方法 |
| 2.5 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 禁食24 h后三个温度条件下鳜鱼和草鱼氨氮排泄率比较 |
| 3.2 草鱼和鳜鱼三种温度条件下摄食后24 h内氨氮排泄率的变化 |
| 3.3 鳜鱼和草鱼氨氮排泄率的比较 |
| 4 讨论 |
| 4.1 温度对鳜鱼和草鱼氨氮排泄率比较 |
| 4.2 摄食对鳜鱼和草鱼氨氮排泄率的影响 |
| 4.3 鳜鱼和草鱼氨氮排泄率的比较 |
| 5 本章小结 |
| 第二章 微生态制剂对鳜养殖池塘水质的影响 |
| 1 前言 |
| 1.1 水产养殖现状及面临的问题 |
| 1.2 养殖水体污染净化的主要措施 |
| 1.2.1 物理修复法 |
| 1.2.2 化学修复法 |
| 1.2.3 生物修复法 |
| 1.3 微生态制剂在水产上的应用现状 |
| 1.3.1 芽孢杆菌 |
| 1.3.2 硝化细菌 |
| 1.3.3 反硝化细菌 |
| 1.3.4 光合细菌 |
| 1.3.5 复合微生态制剂 |
| 1.3.6 微生态制剂存在的问题 |
| 1.4 本研究的目的及意义 |
| 实验一 芽孢杆菌对鳜鱼养殖池塘水质和浮游生物的影响 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 实验材料 |
| 1.2 水样的采集 |
| 1.3 水质指标测定方法 |
| 1.3.1 水体中氨氮浓度的检测(参照第一章) |
| 1.3.2 亚硝酸盐的测定 |
| 1.4 浮游生物的采集、计算方法 |
| 1.4.1 浮游生物的采集方法 |
| 1.4.2 浮游生物的计数方法 |
| 1.4.3 浮游植物密度的计算 |
| 2 结果及分析 |
| 2.1 鳜鱼池塘水质理化性质的变化 |
| 2.1.1 池塘投菌期间透明度、水温及pH值变化 |
| 2.1.2 池塘投菌期间氨氮和亚硝酸盐的变化 |
| 2.2 试验前后池塘浮游生物的变化 |
| 3 讨论 |
| 3.1 芽孢杆菌制剂对鳜鱼池塘水质的影响 |
| 3.2 芽孢杆菌制剂对鳜鱼池塘浮游生物的影响 |
| 实验二 硝化细菌对鳜鱼养殖池塘水质的影响 |
| 1 材料及方法 |
| 1.1 硝化细菌信息及施放 |
| 1.2 实验池塘基本信息 |
| 1.3 养殖管理 |
| 1.4 采样方法 |
| 1.5 水质指标测定 |
| 1.5.1 氨氮的检测(参照第一章) |
| 1.5.2 亚硝酸盐的检测(参照实验一) |
| 1.5.3 硝酸盐浓度的检测 |
| 1.5.4 总氮的测定 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 池塘透明度 |
| 2.2 池塘水温和pH值 |
| 2.3 池塘氨氮含量 |
| 2.4 池塘中亚硝酸盐含量 |
| 2.5 池塘硝酸盐含量 |
| 2.6 池塘中总氮含量 |
| 3 讨论 |
| 本章小结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（10）五个湖泊浮游生物和主要理化指标的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 文献综述 |
| 1.1 淡水湖泊无机氮的研究概况 |
| 1.1.1 湖泊中氮营养盐的来源 |
| 1.1.2 湖泊中氮的不同化学形态 |
| 1.1.3 湖泊中氮的转化 |
| 1.1.4 湖泊中氮的迁移及沉积 |
| 1.1.5 氮营养盐的生态学意义 |
| 1.2 淡水湖泊无机磷的研究概况 |
| 1.2.1 湖泊中磷营养盐的来源 |
| 1.2.2 湖泊水中磷的不同的化学形态 |
| 1.2.3 湖泊水中磷的循环和转化 |
| 1.2.4 湖泊水中磷的迁移及沉积 |
| 1.2.5 湖泊中磷营养盐的生态学意义 |
| 1.3 湖泊浮游植物研究概况 |
| 1.3.1 浮游植物的研究史 |
| 1.3.2 影响浮游植物生长的物理因子 |
| 1.3.3 影响浮游植物生长的化学因素 |
| 1.3.4 影响浮游植物生长的生物因素 |
| 1.3.5 生物操纵治理的影响 |
| 1.3.6 浮游植物生长、生态模型 |
| 1.4 湖泊浮游动物研究概况 |
| 1.4.1 浮游动物生物学 |
| 1.4.2 影响浮游动物群落结构的非生物因素 |
| 1.4.3 响浮游动物群落结构的生物因素 |
| 1.4.4 浮游动物在淡水生态系统中的作用 |
| 1.5 主成分分析 |
| 1.5.1 主成分分析法在渔业上的应用 |
| 1.5.2 主成分分析法在应用中应注意的几个问题 |
| 1.6 颗粒有机碳 |
| 1.6.1 颗粒有机碳的研究意义 |
| 1.6.2 颗粒有机碳的研究方法 |
| 1.6.3 颗粒有机碳的分布特点和影响因素 |
| 1.6.4 颗粒有机碳的来源 |
| 1.7 研究的目的和意义 |
| 2 水体理化指标测定 |
| 2.1 材料和方法 |
| 2.1.1 湖泊基本概况 |
| 2.1.2 采样点设置 |
| 2.1.3 水体理化指标测定 |
| 2.1.4 水体理化指标回归方程建立 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 5个湖泊水体理化指标测定结果 |
| 2.2.2 湖泊水体理化指标回归方程拟合 |
| 2.3 分析 |
| 2.3.1 五个湖泊的理化指标特点 |
| 2.3.2 回归方程 |
| 3 浮游生物 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 湖泊基本概况 |
| 3.1.2 采样点设置 |
| 3.1.3 浮游生物测定方法 |
| 3.2 浮游生物测定结果及分析 |
| 3.2.1 浮游植物种类 |
| 3.2.2 浮游动物种类 |
| 3.2.3 浮游植物数量和生物量 |
| 3.2.4 浮游动物密度和生物量 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 浮游植物种类、藻型特征、密度和生物量的历史比较 |
| 3.3.2 浮游动物种类、密度和生物量的历史比较 |
| 3.3.3 5个湖泊的浮游生物种类、密度和生物量的比较分析 |
| 4 叶绿素a |
| 4.1 材料和方法 |
| 4.1.1 湖泊基本概况 |
| 4.1.2 采样点设置 |
| 4.1.3 叶绿素a测定方法 |
| 4.1.4 回归方程拟合 |
| 4.2 叶绿素a测定结果及分析 |
| 4.2.1 叶绿素a测定结果 |
| 4.2.2 叶绿素a含量与水质理化指标的关系 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 氮和磷与叶绿素a |
| 4.3.2 其他生态因子与叶绿素a |
| 5 有机碳 |
| 5.1 材料和方法 |
| 5.1.1 湖泊基本概况 |
| 5.1.2 采样点设置 |
| 5.1.3 有机碳测定方法 |
| 5.2 结果及分析 |
| 5.2.1 测定结果 |
| 5.2.2 总有机碳(TOC) |
| 5.2.3 颗粒有机碳(POC) |
| 5.2.4 溶解有机碳(DOC) |
| 5.2.5 DOC/POC |
| 6 主成分分析和因子分析 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 湖泊基本概况 |
| 6.1.2 采样点设置 |
| 6.1.3 主成分分析方法 |
| 6.1.4 因子分析方法 |
| 6.2 结果和分析 |
| 6.2.1 主成分统计信息表及因子负荷矩阵 |
| 6.2.2 因子分析 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 理化指标 |
| 6.3.2 浮游生物 |
| 6.3.3 主成分分析与因子分析 |
| 7 聚类分析 |
| 7.1 材料和方法 |
| 7.1.1 湖泊基本概况 |
| 7.1.2 采样点设置 |
| 7.1.3 Q型系统聚类方法 |
| 7.2 结果和分析 |
| 7.2.1 理化指标 |
| 7.2.2 浮游生物 |
| 7.3 讨论 |
| 7.3.1 理化因子 |
| 7.3.2 浮游生物 |
| 7.3.3 人类活动对湖泊环境的影响 |
| 7.3.4 关于武汉市城市湖泊的保护与利用 |
| 8 参考文献 |
| 9 附录 |
| 9.1 博士在读期间发表的论文、论着 |
| 9.1.1 发表论文 |
| 9.1.2 发表专着 |
| 9.1.3 参加学术会议交流 |
| 9.1.4 指导本科生毕业设计 |
| 9.2 承担项目工作情况 |
| 9.2.1 科研项目 |
| 9.2.2 工程项目 |
| 10 致谢 |
四、武汉东湖鳜鱼生长速率及与其它几种养殖鱼类对水质影响的比较研究（论文参考文献）
- [1]哈尼梯田稻鲤综合种养系统生境特征初步研究[D]. 许越. 上海海洋大学, 2021
- [2]鳜鱼源嗜水气单胞菌致病性及宿主抗菌免疫应答研究[D]. 陈楠. 扬州大学, 2020
- [3]北方微污染河流生物群落结构与自净能力关联性研究 ——以清潩河为例[D]. 黄泽涵. 郑州大学, 2020(02)
- [4]鲢鳙鲴组合系统控制富营养化水体中蓝藻活性和氮素迁移转化的研究[D]. 郭艳敏. 东南大学, 2017(04)
- [5]大泉沟水库鱼类资源调查及生态渔业增殖模式优化[D]. 马得草. 石河子大学, 2017(01)
- [6]翘嘴鳜♀×斑鳜♂杂交子一代早期生长速度[J]. 孙际佳,何建国,刘丽,王海芳,卢薛,胥鹏,李桂峰. 中国水产科学, 2016(04)
- [7]四种投喂方式下鳙形态特征及肌肉品质的比较研究[D]. 许德高. 华中农业大学, 2016(02)
- [8]水产养殖池塘蓝藻水华的生物防治[D]. 吴珊. 扬州大学, 2016(02)
- [9]草鱼、鳜鱼氨氮排泄研究及微生态制剂对鳜鱼养殖池塘的影响[D]. 白小丽. 华中农业大学, 2013(02)
- [10]五个湖泊浮游生物和主要理化指标的比较研究[D]. 龚珞军. 华中农业大学, 2011(08)