一、影响鱼类健康的几个生态因子（论文文献综述）
袁立来,王晓梅,杨文波,陈咏霞,丁放,李东浩,王银肖[1]（2021）在《基于鱼类生物完整性指数的拒马河北京段河流健康评价》文中指出拒马河是北京周边具有独特生物多样性的河流,目前面临很多水生态环境问题。鱼类生物完整性指数（F-IBI）是评价河流生态健康的重要方法。本研究于2018年5月和10月,在拒马河北京段设置9个采样点,利用地笼和刺网进行调查,共获得鱼类样本2 001尾,隶属于4目9科。根据采样情况,初步设置了5大类21个初选指标,经过对指标完整性、相关性和取值范围分析,筛选得出6个评价指标:鱼类总物种数（M1）、鲤科占总种数的百分比（M3）、中上层鱼种类数百分比（M9）、杂食性鱼类种类数百分比（M13）、产粘性卵鱼类种类数百分比（M19）和鱼类总个体数（M20）,构建了适用于拒马河的F-IBI指标体系,运用该体系对拒马河北京段的河流健康状况进行了评价,并将F-IBI与几个主要水环境参数和拦河坝相关数据进行了相关性分析。研究结果表明,拒马河北京段河流健康整体处于较差水平,F-IBI与水质理化因子无显着相关性,与参数"采样点与上游最近拦河坝的距离"呈显着相关。结果表明,拒马河北京段河流健康指数的关键影响因素不是水质理化因子,可能与拦河坝导致的河流片段化有关。
成波[2]（2021）在《水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例》文中进行了进一步梳理面对水资源短缺地区河流断流及萎缩等不可逆转的水环境恶化问题,亟需重点研究河道生态基流保障及补偿机制,以促进该区域河流水生态健康的恢复。基流保障是恢复河流水生态环境的关键,但目前为止对基于生态效益和可接受经济损失的河道生态基流计算方法、基流保障补偿量、基流保障补偿机制及补偿资金分担量等研究仍存在一些不足,迫切需要进一步探索和研究。本研究主要针对缺水地区典型河流水资源特点提出了 4种河道生态基流计算方法;建立了河道生态基流保障的补偿量计算模型;建立了河道生态基流保障补偿主体的资金分担模型;构建了河道生态基流保障补偿机制。本文以渭河干流宝鸡段为例对上述研究方法进行了验证,主要研究成果如下所示:（1）本文分别采用经验公式法、水力学及一维水质模型计算了维持河流水沙平衡、水生生物多样性保护及水质净化3个生态保护目标的适宜生态流速;结合3个适宜生态流速确定1个可以同时满足3个生态保护目标的耦合生态流速;基于3个河流生态保护目标耦合生态流速提出了河道生态基流的计算方法,并以渭河干流宝鸡段为例,研究结果表明:1)非汛期的耦合生态流速范围为[0.39,0.46 m/s]和汛期耦合生态流速底限值为0.80 m/s;2)非汛期河道生态基流为[5.66,7.42 m3/s],汛期河道生态基流底限值为21.69 m3/s;3)2000～2015年生态基流平均保障率为28.95%,不能达到政府部门要求的90%保障率。（2）将河流系统服务功能划分为经济和生态服务功能,分别采用C-D生产函数法和当量因子法分别计算了河流生态和经济服务功能价值,并将两个价值加和,当其总价值达到最大值时,生态服务功能需水量即为河道生态基流:计算基流保障的农业经济损失,将其划分为可接受和不可接受经济损失,并在基流保障经济损失计算过程中各变量变化区间划分基础上计算了不同河道生态基流临界值的可接受经济损失概率,结合水资源决策者可接受农业损失概率建立了河道生态基流计算方法;将河流水资源划分为生态基流和经济用水,分别计算了经济用水效益和生态用水价值,以前者作为后者的机会成本,结合生态基流边际效益最大化目标建立了河道生态基流计算方法,以渭河干流宝鸡段枯水年为例,结果表明:基于河流系统服务功能总价值最大化、水资源决策者可接受损失概率及生态基流边际效益最大化目标的河道生态基流分别为该段河流流量的35.02%、21.59%及33.83%。（3）基于河道生态基流定义、内涵、计算方法、区域经济发展以及政府部门对河流考核指标定量化构建了适宜河道生态基流确定方法;并在分析河道生态基流保障目标的基础上,构建了河道生态基流保障的农业补偿量计算模型,以渭河干流宝鸡段为例,研究成果表明:1)非汛期适宜河道生态基流底限为5.66 m3/s;2)基于投入成本的河道生态基流保障的农业补偿量为2.69亿元;3)基于河道生态基流价值增量的补偿量为0.95亿元;4)上述两个补偿量差异较大原因是人们对基流价值的认可度较低和外部性效应,本文以价值增量的补偿量为主,符合现阶段生活水平。（4）利用河道生态基流保障过程中不同个人及群体之间的利益关系辨明了其保障的补偿主、客体;结合5种补偿途径的优缺点明确了补偿途径的最佳补偿方案;在补偿主体分享基流价值和其总价值比例的基础上建立了保障补偿主体的资金分担量模型;结合补偿主、客体、最佳补偿方案、补偿量及补偿资金分担量构建了河道生态基流保障的农业补偿机制,以渭河干流宝鸡段2010年非汛期为例,研究成果表明:1)补偿主体分别为陕西省、宝鸡市、咸阳市、西安市及渭南市政府,补偿客体为受损农户和灌区管理局;2)现金、智力和项目补偿的3者组合是河道生态基流保障的最佳补偿方案;3)补偿主体的资金分担系数分别为70.81%、22.84%和6.35%（陕西省（包含西安市和渭南市）、宝鸡市和咸阳市）;补偿主体的资金分担量分别为0.67、0.22及0.06亿元。
高峰[3]（2021）在《引汉济渭水源区水环境模拟及生态修复研究》文中进行了进一步梳理三河口水利枢纽是引汉济渭工程水源区的重要中枢,在对关中供水系统中扮演着重要作用。本研究以三河口库区为研究对象,对库区流域内进行水质评价以及现状调查,以问题为导向深入剖析现存问题,并根据水质评价结果选取三河口库区进行水动力-水质模拟研究,最终以上述各研究结果为基础,针对流域不同河段的问题,提出河道生态修复建议及对策。具体研究成果如下:（1）对实测数据以及收集的资料进行归纳整理,运用单因子评价法对三河口流域进行水质评价。单因子评价法得出氮的含量是导致三条支流水质水质级别下降的主要因素;水质指标实验结果为:三河口支流源头及上游河段水质较好,但随着水流的进程水体污染在逐渐增加,在经过自然状态被破坏的区域后,主河道水体水质状态受到影响,河流经过汇集进入库区后水深加大,透明度降低,总体水质保持在Ⅲ类水以上。（2）根据水质评价结果发现:水体整体状态较好,水质未有发生明显变化,选取三河口流域河段进行模拟研究。在水动力模型的基础上构建水动力-水质模型,并利用实测值与模拟值进行对比验证模型的适用性。（3）运用MIKE21水动力模型分析了,在丰水年5%保证率、平水年50%保证率和枯水年95%保证率下,三河口研究区域整体的流场特性,主要呈现出在河道束窄区域和水位落差出现流速增大的现象。在枯水年95%保证率的水力计算条件下流速出现明显下降趋势,由于子午河主河道上游来水量减少,导致主体流速减小。（4）水质模块,通过本研究所构建的水动力-水质模型,不同工况下汇流水体污染物对河流水体扰动影响大小主要受控于汇流前河流的来水流量以及污染物泄漏量之间的浓度差异,结果分析了特征时间节点下污染物迁移的最高浓度值,对比不同空间断面污染峰值情况以及水质超标持续时间。结合实际,判定特定工况下库区受威胁程度,为下游大坝监测预警提供参考。（5）根据水质模拟及河道流场分析结果,针对三河口流域生态受损河段,提出河道生态修复建议及对策。欲构建完善的流域生态系统,在保证水质的前提下,根据生态治理要求建设河道修复点位。通过水生动植物的联合放养,恢复生物生存及活动空间,提升物种丰富度,进而促进水域与周围环境连通性,为流域水质改善和生态治理起到一定的积极作用。
邹义龙[4]（2021）在《PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究》文中研究表明全氟壬烯氧基苯磺酸钠（OBS）作为全氟辛基磺酸（PFOS）的新型替代品,目前在各种环境介质,野生生物体甚至人体中检出,由此可能对生态环境和人类健康产生潜在的风险。然而,目前关于OBS的毒性效应及其对人类的潜在健康风险的研究还比较匮乏。本研究以斑马鱼为模式动物,首先开展了OBS在斑马鱼幼鱼和成鱼体内的富集、代谢与组织特异性分布研究,在此基础上深入系统地研究了OBS对斑马鱼胚胎的发育毒性、氧化应激以及肠道菌群结构的影响及其分子机制,实验结果可为OBS的风险防控与管理提供科学依据。主要结论如下:（1）将受精后72h斑马鱼幼鱼暴露于10、100μg/L OBS和10μg/L PFOS中48 h,然后转移至清水中代谢24 h,毒代动力学实验结果表明,OBS和PFOS在暴露溶液中的浓度保持相对比较稳定,OBS和PFOS在斑马鱼幼鱼体内的富集和代谢过程符合一级动力学模型（R2>0.8）,根据毒代动力学参数,在10μg/L和100μg/L OBS暴露组中,吸收速率常数ku分别为2.41 L kg-1 h-1和1.94 L kg-1h-1,10μg/L PFOS暴露组则为2.01 L kg-1 h-1;OBS的半衰期为69.7～85 h,PFOS的则为222.2 h;OBS的BCFk值为238～242.5,远低于PFOS（644.2）,表明,在斑马鱼幼鱼体内,OBS比PFOS具有更弱的生物富集能力。将斑马鱼成鱼通过全自动给药暴露系统暴露于溶剂对照组,10和100μg/L OBS 28d之后,转移至清水代谢28 d,实验结果表明,低剂量和高剂量OBS长期暴露死亡率分别为1.67%和6.67%,体长与正常对照组无显着性差异,并未对斑马鱼成鱼的生理状况造成严重的影响,满足暴露实验过程质量控制要求;斑马鱼成鱼体内的OBS净化速率大致符合一级动力学方程,10和100μg/L OBS处理组整条斑马鱼体内浓度均在21 d天左右达到最大值,随后保持在相对平衡状态;10μg/L和100μg/L OBS暴露组BCFk值分别为497.2和302.45、半衰期分别为10.78 d和14.16 d。（2）OBS在斑马鱼成鱼体内表现出明显的组织特异性分布,其富集能力顺序:血液>肝脏>肠道>鳃>精巢>脑>肌肉,OBS主要在蛋白质含量较高的血液和肝脏中积累,在蛋白质含量最低的肌肉中含量最低。肌肉组织中的OBS的绝对量是第二高的,占斑马鱼鱼体中OBS总量的30%以上,肝脏中OBS的浓度虽然较高,但其仅占整条鱼OBS总量不超过3%。蛋白质含量和组织类型对OBS在斑马鱼体内的组织分布和生物富集具有重要影响。（3）将受精后2h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和阳性对照15 mg/L PFOS中168 h。发育毒性实验结果表明,OBS和PFOS暴露均会引起斑马鱼胚胎急性损伤,显着影响胚胎的生长发育过程,包括自主运动异常、孵化率抑制、死亡率升高、心率加快和形态学改变,包括卵黄囊水肿、心包水肿、尾部弯曲和脊柱弯曲等。此外,将将受精后2 h的正常斑马鱼胚胎暴露于溶剂对照组,15、20、25 mg/L OBS和15 mg/L PFOS阳性对照组120 h之后,使用实时荧光定量q RT-PCR方法检测了胚胎中与细胞凋亡相关的基因表达变化,结果发现OBS和PFOS暴露均可不同程度下调斑马鱼幼鱼内Bacl-2基因的表达,上调Bax、Caspase-3和Caspase-9的表达,使幼鱼体内细胞凋亡水平升高,抑制抗凋亡因子,从而导致细胞凋亡。（4）OBS暴露对斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统的影响表明,低剂量（10μg/L）和高剂量（100μg/L）OBS均能导致斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏抗氧化系统发生变化,通过Western blot实验发现,Nrf2和SOD蛋白表达水平均显着增加,并且呈剂量依赖性,表明OBS诱导斑马鱼幼鱼和成鱼肝脏产生了氧化损伤。推测氧化应激是OBS对水生生物产生毒性作用的重要途径之一。（5）将斑马鱼成鱼成鱼暴露于0、10μg/L PFOS、10和100μg/L OBS 21 d,基于16S r RNA高通量测序技术,对斑马鱼肠道菌群微生物多样性进行了分析,结果发现,环境相关浓度OBS和PFOS长期暴露21 d之后,诱发了斑马鱼成鱼肠道微生物菌群失调,其中变形菌门（Proteobacteria）、梭杆菌门（Fusobacteriota）和放线菌门（Actinobacteriota）占主导地位,邻单胞菌属（Plesiomonas）、希瓦氏菌属（Shewanella）和气单胞菌属（Aeromonas）为绝对优势属,但各暴露组在不同分类学水平下微生物相对丰度有所不同。进一步通过LEf Se多级物种差异判别分析,在暴露组中共检测到38个显着差异分类分支作为活性生物标志物。
廖致凯[5]（2021）在《长江上游朝天门至丰都段鱼类栖息地水流与地形特征研究》文中指出河流栖息地,又称为河流水生生物栖息地,它既是人类在生物圈内进行自然物质周期性的循环、能源性的流动和利用的重要渠道,也是各种鱼类群落赖以生存、繁衍的空间与环境,与水生生物多样性密切相关。长江流域地区作为我国发展淡水捕鱼业的重要摇篮,其河流流域规模大、流域面积广阔,河湖水库数量密布,是目前我国乃至全球珍稀水生生物资源多样性最丰富的河流流域之一。随着经济的高速发展,生态航道建设成为长江上游航道建设的发展方向,为此航道建设前河流生境的调查和研究成为重中之重。本论文选择长江上游朝天门至丰都河段作为代表河段,于2019-2020年在朝天门至丰都河段开展了野外调查,统计和鉴定了水生生物及鱼类资源的组成与分布,分析了长江上游河流生境与鱼类群落之间的关系,为确定长江上游鱼类适合栖息地及河流生态保护和健康管理提供科学的理论依据。通过地形地貌分析法,对长江上游朝天门至丰都江段20处鱼类栖息地进行了地形和水动力因子物理特征的分析,以确定影响鱼类栖息地的地形地貌及水动力因子指标。取得的主要研究成果如下:（1）通过对长江上游朝天门至丰都江段的鱼类栖息地和周边环境的生态调查,掌握了长江上游朝天门至丰都段河流鱼类及其周边环境的基本情况,共鉴定出了49种鱼类,隶属于4目10科35属,深水河槽、急流底栖和静水/缓流水底是鱼类主要生活的场所,浅滩深潭型、河道分叉型和河道弯曲型河段是鱼类三场分布的主要河段;共采集到了浮游植物5门46种（属）、浮游动物27种（属）、大型底栖动物28种。（2）分析了不同因子的物理特性及其沿河流方向的变化规律。其中水动力因子中流速在整个河流断面上可以作为鱼类栖息地的评判条件,数值范围为0.4-1.0m/s,而弗劳德数则不具备明显的特征;地形因子中湿周与水力半径可以在整个河流断面上作为鱼类栖息地评判条件,数值范围为湿周564.5-1212.13 m,水力半径13.04-38.92 m;水深和过水面积可以作为鱼类栖息地的局部判别条件,数值范围为水深差值在5-15 m或者过水面积差值在5000-15000 m2,而宽深比则不具备明显的特征。（3）基于研究区域内长江上游河流和栖息地位置的特殊性,从每一个描述长江上游河流地形地貌物理特征的相关因子中,根据不同因子和鱼类自然生态的相互关系,划分尺度和层次进行选择并描述了长江上游鱼类栖息地的河流水动力及地形的物理特征。结合保护区内鱼类资源和数据,对每一个水动力和地形地貌物理因子在长江上游鱼类栖息地的适合性情况做出了相对应的评估,根据其整体或者局部上的特征分为了一级影响因子、二级影响因子和无影响因子,其中流速、湿周和水力半径为一级影响因子,水深、过水面积为二级影响因子,弗劳德数和宽深比为无影响因子。
林怡辰[6]（2021）在《重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究》文中提出海产品中蛋白质含量丰富,是人类的优质动物蛋白来源。但随着沿海地区工业化和城市化进程的加快,近海环境受到污染,海产品污染问题也日渐突出,其中重金属是主要污染物之一,全国多地已经出现多种海产品重金属超标问题。重金属可以在水环境中稳定存在,继而在生物体内富集,其污染具有高毒性、环境持久性、隐蔽性、生物蓄积性等特征,被认为是危害最严重的污染物之一。本论文旨在研究海产品中重金属的分布、富集、健康风险及在食物链中传递行为与影响因素,主要分为“综合调查-因素分析-机制探索”三个步骤进行。首先,通过洲际尺度的多种类（双壳类、甲壳类、鱼类）海产品中8种常见重金属（Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Hg、As和Ni）综合调研分析全国海产品重金属污染现状与存在的突出问题,预测宏观政策的实施对海产品重金属污染防控的效果。其次,选取代表性双壳类和鱼类作为实验生物,探究影响海产品重金属富集的环境因素、物种因素的作用原理和贝类全养殖周期中重金属含量的动态变化规律。最后,从食物链传递和重金属可脱除形态角度探究不同重金属在海产品中的污染特征和富集规律,为海岸带可持续发展、重金属污染防控和海产品食品安全风险控制提供数据支持和理论依据。主要研究结果包括:（1）全国范围内大尺度且多种类的海产品重金属污染综合评估结果表明,我国近岸海产品重金属分布具有明显的地理差异和种间差异,重金属浓度排序为双壳类>甲壳类>鱼类,其中,双壳类中扇贝的重金属污染状况最严重,鱼类中野生鱼重金属污染程度大于养殖鱼类。我国沿海人群重金属平均每日估计摄入量均小于联合国农粮组织设定的每日最大摄入量阈值,且超过97%的海产品中重金属的非致癌风险指数值低于限制值,说明通常情况下消费者适量摄入海产品不会引起健康风险,但部分海产品存在较高潜在食用健康风险。利用正定矩阵因子分解模型和铅同位素的重金属源解析表明,海产品中重金属的主要来源可能是化石能源（煤炭燃烧和汽车尾气）、海水和冶金粉尘。利用海岸带水-食品-能源系统综合分析表明,宏观政策的实施有助于提高海产品质量。（2）针对综合调查发现的野生鱼肌肉组织中重金属含量高于养殖鱼的结果,采集养殖和野生状态的同种鱼类样品的进一步对比证实。结果表明对于大小体重相似的同种鱼类,野生鱼重金属污染程度显着高于养殖鱼。稳定同位素分析表明同种鱼类的野生样品肌肉中稳定同位素比值均大于养殖鱼,表明野生状态下的鱼营养级层次较高。相关性分析表明,养殖和野生鱼样品重金属综合污染指数值与鱼类营养级和食性呈显着正相关关系,故证明鱼类体内重金属污染水平与鱼类营养级和食性关系极大。因此,养殖环境和自然生境中鱼类不同重金属富集能力受到营养级、食性和生长速率的影响,在近海环境污染的背景下,人工可控条件下的工厂化养殖是控制海产品重金属污染的有效手段。（3）针对综合调查发现的扇贝重金属污染状况严重的结论,进行针对性的研究证实。对黄渤海常见的3种养殖扇贝体内重金属污染状况分析表明,扇贝是Cd的强富集生物,样品Cd超标率为96%。扇贝重金属浓度种间差异较大,栉孔扇贝较海湾扇贝和虾夷扇贝更易积累重金属。不同组织由于生理特征和功能的不同对重金属的富集能力不同:消化腺>鳃>闭壳肌,消化腺是其主要重金属储存器官。空间区域对比发现,扇贝的重金属污染程度排序为渤海>南黄海>北黄海。Cd等痕量有害重金属的积累造成在养殖容许（国家海水质量二类标准）环境中的海产品仍潜在健康风险。因此,物种差异影响海产品重金属富集可以归因于典型物种的特异重金属强富集性和不同亚种间生长速率差异。（4）为了分析扇贝中高浓度Cd的来源与积累过程,选定养殖范围广且生长速度较快的海湾扇贝（Argopectehs irradias）作为移植实验的研究对象,跟踪整个养殖过程中扇贝体内重金属浓度变化,分析各种重金属的主要来源。实验结果表明,移植到近海养殖场后,扇贝体内Cd含量迅速上升并居高不下,扇贝中重金属积累是一个快速富集平衡的过程。在全养殖周期中,扇贝重金属浓度主要受周围环境重金属（海水和海洋悬浮物）浓度变化影响,与生长发育状体无显着相关关系。扇贝中重金属的来源主要为周围海水环境（35.7%）和作为食物的海洋悬浮物（50.7%）。所以,在贝类养殖过程中环境的变化是影响重金属富集的主要因素,贝类通过迅速调节平衡以适应周围环境变化。（5）典型近海经济性海产品生物组成的食物网中,无脊椎动物体内重金属含量与鱼类差异较大,鱼类中主要的污染重金属是As,而无脊椎动物中主要存在重金属Cd含量超标。鱼类样品的重金属污染指数值与营养级呈显着正相关,说明鱼类重金属富集能力受营养级影响较大。在整条食物链上,生物体内Cr和Hg呈现生物放大现象,Ni呈现食物链稀释现象,Cu/Zn/As因为无脊椎动物和鱼类的种间差异呈现的传递规律出现偏差,但As在无脊椎动物呈现了明显的生物放大现象,Zn在鱼类中呈现出生物放大现象。（6）人工海水暂养对整体扇贝软组织中重金属脱除率分别为Hg（55%）>Ni（52%）>Cr（46%）>Cu（45%）>As（44%）>Pb（38%）>Zn（27%）>Cd（20%）,其中Cd的脱除率最低,说明Cd与扇贝机体结合较紧密,进而验证了扇贝是Cd的强富集生物的结论。海水暂养和食用前冲洗均对扇贝中重金属的净化能力有限,尤其是无法有效排出扇贝肌肉组织中的重金属。所以,海产品中的重金属脱除难度较大,污染源控制是提升海产品质量的关键。本论文的创新点如下:（1）综合评估大空间尺度范围内海产品重金属污染状况,利用“水-食品-能源（Water-Food-Energy NEXUS）系统”量化宏观政策在海产品重金属污染控制方面的实施效果,证实“碳中和”策略对于改善近海海产品质量具有重要意义。（2）进行笼养扇贝的全养殖周期跟踪调查,实现了扇贝完整生长过程中体内重金属富集特征的探索,并应用DGT技术探究海水中生物有效性重金属浓度与贝类重金属积累的关系。（3）从典型物种的强富集特性和痕量重金属的食物链放大效应角度,揭示了海产品在养殖容许环境下仍存在典型重金属高富集风险,为海产品食用健康风险评估和安全阈值制定提供依据。
殷娇娇[7]（2021）在《铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估》文中进行了进一步梳理鱼类作为人类膳食结构的重要组成部分,其安全性一直备受关注。近年来,随着工农业和城市化的快速发展,大量工农业废水的排放使得水生态系统遭受到不同程度的污染。据报道,我国的江河湖泊中,其底质的重金属污染率高达80.1%。重金属具有毒性大、易生物富集等特性,进入水生态系统后,不仅会直接毒害水生生物,而且会通过饮水、食物链等途径直接或间接地威胁到人类健康。深入理解重金属污染物在鱼类中的分布及代谢规律,并评估其食用风险,对于保障鱼类的食用安全具有十分重要的指导作用。铬（Cr）是一种环境中普遍存在的重金属污染物,在本论文前期的调查研究中,我们发现相对于其它金属而言,鱼类中的Cr污染更为普遍。由于重金属在鱼体内的累积量是动态变化的,受到累积、分布和清除的共同影响,因此,探究Cr6+在鱼类各组织中的分布特征及代谢规律,有助于了解污染条件下,鱼体各组织器官对Cr6+的响应,为针对性地降低鱼体内Cr6+蓄积、促进Cr6+排泄提供理论依据,进而保障鱼类的食用安全。然而,目前关于鱼体内Cr6+的研究主要集中在毒性方面,而相关的代谢动力学研究却鲜有报道。本研究首先通过野外调研,比较分析了不同重金属在鱼类中的累积差异,确定了Cr为鱼类中的典型重金属污染物;随后以铬的主要污染形态六价铬(Cr6+)为污染物,以易受Cr污染的鱼类鲫为模型,探究了Cr6+在鱼类不同组织中的分布及代谢规律,发现相对于可食用部位肌肉而言,鱼头中Cr6+的累积量更高;且通过市场调研分析,进一步确认了在不同鱼类中,均存在着鱼头中Cr6+含量高于肌肉中Cr6+含量这一规律;在此基础上,本研究进一步以鳙为模型探究了Cr6+在鱼类主要可食用部位肌肉和鱼头中的累积分布规律,以期阐明鱼头中Cr6+累积量高的原因。主要研究内容及结果如下:1.鱼类中典型重金属污染物的确定巢湖是我国第五大淡水湖,近年来,陆续有研究表明巢湖受到不同程度的重金属污染。本研究首先以巢湖为对象,对不同位点水及底泥中的重金属（Zn、Pb、Cr、Cu、Ni、As和Cd）含量进行分析以评价巢湖受到重金属的污染程度,相关结果显示,巢湖整体处于低污染水平。尽管如此,进一步对巢湖中8种常见淡水鱼类（鲫、鲤、翘嘴鲌、青鱼、鲢、鳙、团头鲂和草鱼）中重金属污染情况及食用风险进行评估分析发现:巢湖中的鲫却存在食用风险,其中,对儿童存在潜在非致癌风险,对青少年及成人存在潜在致癌风险;在非致癌风险中,Cr和Pb的贡献分别为45%和43%,而在致癌风险中,Pb的贡献仅为0.2%-6%,Cr的贡献却达94%-99.8%。这些结果表明:即使在低污染水体中,鱼体中累积的重金属仍有可能对人体健康造成威胁;并且,在众多重金属中,Cr污染需引起重视。2.以鲫为模型研究Cr6+在鱼类不同组织间的分布特征及代谢规律根据野外调研的结果,我们确定了Cr为典型的重金属污染物,但目前关于Cr在鱼类不同组织中的代谢规律仍不清楚。在此研究中,我们以Cr6+为典型的重金属污染物,鲫为研究对象（前期研究发现鲫相对于其它鱼类而言更容易受到Cr的污染）,进行为期28 d的暴露实验和20 d的清除实验,利用生物双箱动力学模型,探究不同Cr6+暴露浓度（0、0.1、1和10 mg/L）下,Cr6+在鲫各组织（肝、肾、肠、鳃、肌肉和鱼头）中的分布特征及代谢规律。发现:Cr6+在鲫体内的代谢具有组织特异性,鳃和肠在Cr6+的暂时储存中起关键作用,肝脏在Cr6+的解毒过程中起重要作用,肌肉和鱼头可以作为Cr6+短期的储存器官,而肾脏可能是Cr6+的长期储存器官。代谢动力学结果表明:对于可食用部位肌肉和鱼头而言,在清除速率相差不大的情况下,鱼头对Cr6+较高的吸收速率是导致鱼头中Cr6+含量较高的原因。健康风险评估的结果表明:在各暴露剂量（0、0.1、1和10 mg/L）下,相对于肌肉而言,鱼头中累积的Cr6+造成的健康风险均相对较高。这些结果表明:Cr6+在鱼类不同组织中的累积具有组织特异性,且对于可食用部位肌肉和鱼头而言,清除速率相差不大,即鱼头对Cr6+较高的吸收速率是导致鱼头中Cr6+含量高的原因。3.Cr6+在常见市售鱼类主要可食用部位肌肉及鱼头中的分布特征及健康风险评估通过分析Cr6+在鲫不同组织中的分布特征及代谢规律,我们发现鱼头中的Cr6+含量高于肌肉中的Cr6+含量,为进一步验证在其它鱼类中,是否均存在着这一现象,我们对市面上常见的14种鱼类（草鱼、团头鲂、鲢、鳙、鲫、鲤、翘嘴鲌、鲈、鳜、胡子鲇、黄颡鱼、斑点叉尾鮰、青鱼和乌鳢）进行了肌肉和鱼头组织样本的采集,通过分析各组织样本中的Cr6+含量,发现:在不同鱼中,均存在着鱼头中Cr6+含量高于肌肉中Cr6+含量这一规律。且健康风险评估的结果表明:背肌和腹肌中的Cr6+不会对儿童、青少年及成人造成潜在风险;但鱼头中Cr6+却会对成人造成潜在致癌风险。这些结果表明:相比肌肉而言,鱼头中的Cr6+含量更高,其食用风险也更高,因此,鱼头的食用安全性必须引起重视。4.以鳙为模型研究Cr6+在肌肉及鱼头中的累积分布差异前期的研究结果表明不同鱼类中均存在鱼头中的Cr6+含量高于肌肉中的Cr6+含量这一规律,且通过代谢动力学研究发现鱼头中Cr6+含量较高与鱼头对Cr6+的吸收速率较高有关,那么为何鱼头对Cr6+有较高的吸收速率?为探究其原因,我们选取鳙为研究对象,通过14 d的暴露实验,使鳙体内累积一定量的Cr6+,探究在不同Cr6+暴露浓度（0、0.01、0.1、1和5 mg/L）下,Cr6+在鳙肌肉及鱼头中的累积分布差异,发现:在各暴露剂量下,鱼头中的Cr6+含量始终高于肌肉中的Cr6+含量,这也与鲫中的结果相一致。以往的研究表明砷（As）、锌（Zn）等重金属在鱼体内的累积与组织中的脂肪含量有关。那么,Cr6+在鱼体内的累积是否也存在类似的现象?为了回答这一问题,我们测定了肌肉及鱼头中的脂肪含量,并分析了其与Cr6+含量的相关性,发现鱼头的脂肪含量最高,且组织中的Cr6+含量与脂肪含量显着正相关。为进一步验证鳙组织中的Cr6+与脂肪之间的直接关系,我们利用无水乙醚将脂肪从组织中提取出来,分别测定脂肪和非脂肪部分的Cr6+含量,发现:Cr6+并不主要存在于脂肪部分,肌肉脂肪部分的Cr6+含量低于30%,而鱼头脂肪部分的Cr6+含量低于5%;此外,体外油（鱼油、大豆油、花生油和亚麻籽油）和水对Cr6+的竞争性吸附实验也表明,Cr6+主要存在于水相中,Cr6+被油吸附的量不超过25%。这些结果表明:鳙鱼头对Cr6+的累积始终高于肌肉,虽然组织中的Cr6+含量与脂肪含量显着正相关,但鱼头中累积的Cr6+并非主要沉积在脂肪中,即鱼头中的脂肪含量高并不是导致鱼头中Cr6+含量高的直接原因。5.Cr6+在鳙鱼头不同部位中的分布特征为进一步探究鱼头中Cr6+含量高的原因,该部分研究继续以鳙为研究对象,将鳙暴露于Cr6+浓度为1 mg/L的水溶液中14 d,使其累积一定量的Cr6+后,将鱼头分为脑脊液、鱼脑、鱼眼、鱼唇、鳃下肉、其余肉以及鱼骨7个部位,分别对各个部位的Cr6+含量进行测定,以探究Cr6+在各个部位的分布特征。发现:鱼头各个部位的Cr6+含量依次为:鱼骨>鱼唇>其余肉>鳃下肉>鱼眼>鱼脑>脑脊液;其中,鱼骨和鱼唇中的Cr6+含量高于鱼头整体的Cr6+含量,表明Cr6+主要累积于鱼头的骨头部位,骨头部位Cr6+含量高是导致鱼头中Cr6+含量高的主要原因。健康风险评估结果表明:本研究条件下,除了鱼唇和鱼骨会存在食用风险外,其余可食用部位对不同人群均不会造成潜在风险。值得注意的是,虽然Cr6+主要沉积在鱼头的骨头部位,但鱼头鱼肉部位的Cr6+含量仍然高于背肌和腹肌。这些结果表明:鱼头中的Cr主要沉积在鱼头的骨头部位,以鱼头整体为对象进行风险评估时要充分考虑骨头的影响,因为骨头的存在会导致鱼头的食用风险被高估。综上所述,本研究首先通过对鱼类中不同重金属的污染状况进行调研分析,确定了Cr是鱼类中的典型重金属污染物;随后探究了Cr6+在鱼类各组织中的代谢动力学,发现Cr6+在鱼类各组织中的代谢具有组织特异性,而在鱼类主要可食用部位肌肉和鱼头中,鱼头对Cr6+较高的吸收速率导致了鱼头中Cr6+含量更高;进一步对鱼头中Cr6+含量高的原因进行分析,发现鱼头中的Cr6+并不主要沉积在脂肪中,而主要沉积在骨头中。本研究结果丰富了我们对鱼类特别是受Cr6+污染的鱼类鱼头的食用安全性的认识,为进一步揭示Cr6+在鱼体内的代谢规律奠定了基础,为实际生产中针对性地降低鱼体中Cr6+蓄积、促进Cr6+排泄提供了理论依据,对于进一步保障水产品质量安全具有重要的指导作用。
张荣良[8]（2021）在《烟台近岸人工鱼礁与自然岩礁食物网结构与功能对比研究》文中研究表明我国海域广阔、海岸线漫长曲折,拥有发展海洋经济的优越自然条件。然而,随着沿海地区工业化和城市化的推进,我国近岸局部海域正面临着生境破坏、渔业资源衰退、多样性降低等多重问题,严重威胁着我国的海洋生态安全和生物资源的可持续开发利用。人工鱼礁作为海洋牧场建设的组成部分,是当前改善近海海域生态环境、实现渔业资源修复的重要手段。为了评价人工鱼礁建设的资源修复效果及生态效应,并深入理解其生态功能的运行机制,本研究选定位于烟台市近岸的人工鱼礁区和邻近的自然岩礁区为研究区域,分别从群落结构、营养结构以及能量流动特征等层面开展了两类礁区的对比研究,主要内容和结论如下:（1）为了阐述烟台近岸自然岩礁区、人工鱼礁区及其毗邻泥沙区底层渔业生物群落结构的差异,于2018年5月至2019年2月,分别在3个区域开展了4个季节的渔业资源调查。调查发现,自然岩礁区、人工鱼礁区及泥沙区全年采集到渔业生物种类数分别为45、45和35种。两礁石区物种数的季节均值差异不显着（自然与人工礁区分别为30.8±5.7和25.8±3.4）,但均明显高于泥沙区（18.3±1）（Krustal-Wallis test,p<0.05）。此外,两礁石区的CPUE（catch per unit effort）在各季节均显着高于泥沙区（ANOVA,p<0.05）,且自然岩礁区的CPUE在春、夏季显着高于人工鱼礁区（ANOVA,p<0.05）。各优势种CPUE的区域差异明显,尤其对于许氏平鲉（Sebastes schlegelii）及大泷六线鱼（Hexagrammos otakii）,人工鱼礁区的资源量高于其他两个区域。多样性分析结果显示,Shannon-Wiener多样性指数呈现为自然岩礁区（H′=2.39）>人工鱼礁区（H′=1.96）>泥沙区（H′=1.76）的趋势。自然岩礁区渔业生物的均匀度指数（J=0.83）显着高于人工鱼礁区（J=0.74）（ANOVA,p<0.05）,而两类礁石区与泥沙区（J=0.79）的差异均不显着。两类礁石区Magalef丰富度指数D的差异不显着（自然和人工礁区分别为2.97和2.91）,但均明显高于泥沙区（D=2.19）（ANOVA,p<0.05）。ANOSIM分析表明3类海区的渔业生物群落组成在各季节均存在显着差异（p<0.05）,产生原因是优势种资源量和分布存在明显的区域间差异。综合来看,烟台近岸人工鱼礁的建设可有效提高当地以岩礁性鱼类为主的资源量,但其群落生物多样性水平和群落结构复杂程度仍低于邻近自然岩礁区。（2）为了解烟台近岸人工鱼礁区食物网结构的恢复状况,本章以其邻近的自然岩礁为参考标准,分别在两类礁石区采集了包含初级生产者、大型底栖动物及鱼类在内的生物及非生物样品,并通过碳氮稳定同位素技术,对比分析了自然岩礁和人工鱼礁区的主要营养结构和营养传递路径。两个区域共采集到大型藻类18种（人工和自然礁区分别为15和18种）,其中生物量干重最高的均为金膜藻（Chrysymenia wrightii）[自然岩礁区为208.52±181.4 g m-2,占藻类总生物量31.81%;人工鱼礁区为162.62±211.68 g m-2,占28.96%]和孔石莼（Ulva pertusa）[自然岩礁区为101.55±82.64 g m-2,占15.9%;人工鱼礁区为94.86±91.72 g m-2,占15.64%];绿藻门（Chlorophyta）和红藻门（Rhodophyta）的稳定同位素特征差异明显。大型底栖动物共采集到36种（人工和自然礁区分别为30和36种）,根据同位素特征的聚类分析结果,两类礁石区的大型底栖动物均可划分为5个营养组,分别为滤食性、杂食性、牧食性、贝类食性及碎屑食性。利用贝叶斯混合模型Mix SIAR对大型底栖动物群体的营养溯源结果显示,两类礁石区的基础营养源相同,但各营养源的贡献比重存在区域间差异。鱼类共采集到33种（人工和自然礁区分别为26和33）,稳定同位素聚类结果显示两区域的鱼类同样均可划分为5个营养组,分别为虾蟹食性、广食性、浮游食性、鱼食性、底栖食性。鱼类营养组食性来源的定性分析结果显示,各鱼类营养组在不同礁石区的食物来源相似,但食物组成比例可能存在区域间差异。通过分别在两类礁石区刻画的由基础食物源到鱼类的食物网模型,在两类礁石区发现了5条相同的主要食物链,分别为2条源于颗粒态有机质（Particulate Organic Matter,POM）的上层食物链和3条源于绿藻门或底栖微藻、绿藻门及POM混合物的底层食物链。总体来看,烟台近岸海域已建立5-10年的人工鱼礁生态系统能够具备与自然岩礁区类似的营养结构和营养传递通道,但通道的路径宽度尚存差异。（3）为比较岩礁捕食性鱼类在人工鱼礁与自然岩礁区的生境质量并解释其种间共存的现象,本章以中国北方近海海域常见的两种岩礁性鱼类—大泷六线鱼和许氏平鲉为研究对象,开展了两种鱼类食物组成和营养生态位的对比研究。胃含物分析发现,大泷六线鱼主要摄食虾蟹类和端足类,而许氏平鲉对鱼类（鳚科和虾虎鱼科）的依赖程度相对更高。两种鱼类在自然岩礁区的饵料组成丰富度及多样性程度高于人工鱼礁区。稳定同位素结合Mix SIAR混合模型的结果显示,两种岩礁性鱼类的食性存在明显的种间差异及区域间差异,这一结果与胃含物分析整体一致,表明两种鱼类在不同礁石类型的饵料组成和供应存在差异。营养生态位宽度和生态位重叠度的对比结果显示,两种鱼类在自然岩礁区的营养生态位宽度及生态位重叠度均大于人工鱼礁区,反映出两种鱼类在自然岩礁区的食物选择范围更广,但物种间对相同资源的利用程度更高。此外,两种鱼类在礁石区共存,其重要原因是食物资源的分割。综合来看,相比于自然岩礁区,人工鱼礁区尽管在饵料物种组成和供应量存在差异,但同样具备支持岩礁捕食性鱼类高生物量并容纳其种间共存的能力。（4）基于渔业资源调查数据并结合相关文献,分别在烟台近岸人工鱼礁区及其邻近养马岛自然岩礁区建立了Ecopath模型,对两类礁石区生态系统的能流特征进行对比研究。结果显示,人工鱼礁区系统总流量（Total system throughput,TST）为每年6455.47 t/km2,低于自然岩礁区的每年9490.48 t/km2,反映出目前人工鱼礁区生态系统的发展规模仍存在一定的提升空间。两类礁石区生态系统的功能组均可聚合为5个营养级,其中中、低营养级的能量占比均较高,大型藻类和浮游植物组成的初级生产力连同碎屑是两类生态系统的主要能量来源,碎屑能流通道占主导地位。另外,自然岩礁与人工鱼礁区生态系统的能量传递效率的均值分别为10.56%和10.21%,与林德曼10%的能量传递效率值相近,表明两区域生态通道的运行状况良好。自然岩礁与人工鱼礁生态系统的总初级生产力（Total primary production,TPP）/总呼吸量（Total respiration,TR）值分别为1.49和1.93,意味着人工鱼礁生态系统的成熟度与自然岩礁系统相比仍存在一定差距。然而,人工鱼礁系统的连接指数（Connectance Index,CI）和系统杂食性指数（System Omnivory Index,SOI）略高于自然岩礁系统,与同纬度的其他生态系统差异不大,表明其已具备相对复杂的种间联系及较高的稳定性。
廖芝衡[9]（2021）在《南海珊瑚群落和底栖海藻的空间分布特征及其生态影响》文中进行了进一步梳理底栖海藻是评价珊瑚礁生态系统健康状况的重要指标,其大量生长会妨碍珊瑚的生长、繁殖和恢复等过程,因此受到高度关注。南海珊瑚礁星罗棋布,但迄今对南海珊瑚礁区珊瑚群落和底栖海藻的空间分布特征,及底栖海藻对珊瑚的生态影响的研究非常少。本文以南海珊瑚礁区（含南海北部未成礁的大亚湾珊瑚群落,全文不再特别标注）珊瑚群落和底栖海藻为主要研究对象,围绕珊瑚群落和底栖海藻的空间分布特征及底栖海藻的生态影响开展深入研究。研究范围从南海南部南沙群岛到北部大亚湾共覆盖约13个纬度（9–22°N,相距约1500 km）,包括南沙群岛（三角礁、仙娥礁和信义礁）、中沙群岛（黄岩岛）、西沙群岛（北礁、永兴岛、东岛、华光礁和浪花礁）、海南岛三亚鹿回头、广东雷州半岛、广西涠洲岛和广东大亚湾,对这7个珊瑚礁区的13个珊瑚礁开展生态调查的时间为2015–2019年。本研究具体瞄准以下科学问题:1)南海珊瑚礁区珊瑚群落的空间分布特征及其与生态因子的关系;2)南海珊瑚群落恢复力的空间差异及其对人类活动的响应;3)南海珊瑚礁区底栖海藻的空间分布特征及其环境控制因素;4)南海珊瑚礁区底栖海藻对珊瑚群落的生态影响。所研究的生态指标包括珊瑚覆盖度、珊瑚物种多样性、珊瑚补充量密度、珊瑚物种特征（生长形态和珊瑚直径）、珊瑚耐热性组成、底栖海藻覆盖度及其功能群组成、底栖海藻与珊瑚的竞争作用、海藻和珊瑚共生细菌群落组成等;主要分析的生态因子包括海表温度（SST）、光合有效辐射（PAR）、叶绿素-a（Chl-a）、溶解无机氮（DIN）、溶解性活性磷（SRP）、颗粒有机碳（POC）、海水透明度、有效波高（SWH）、珊瑚礁鱼类种数和密度;人类活动影响的强度用人口密度（人/平方公里）和珊瑚礁离岸距离（公里）衡量。主要结论如下:（1）南海活珊瑚覆盖度、珊瑚种类数和珊瑚物种多样性指数均存在显着的空间差异,并受区域生态因子所调控。南海整体的活珊瑚平均覆盖度为18.7%（基于调查珊瑚礁区的平均值）。从南海北部至南部,大亚湾、涠洲岛、雷州半岛、三亚鹿回头、西沙群岛、中沙群岛和南沙群岛珊瑚礁区的活珊瑚覆盖度分别为25.9%、8.5%、10.2%、17.4%、20.3%、9.5%和22.2%,珊瑚种类数分别为33种、30种、18种、38种、158种、64种和160种。珊瑚物种多样性指数中的Margalef丰富度指数、Shannon–Weaner多样性指数的变化趋势与珊瑚种类数相一致,而Simpson多样性指数和Pielou均匀度指数的分布规律较混乱。随机森林模型和Pearson相关性分析结果显示,海水透明度可能是调控珊瑚覆盖度空间分布的最主要因素,并与珊瑚覆盖度显着正相关;营养盐（SRP、DIN和Chl-a）和海水透明度是影响珊瑚种类数空间分布的最重要因素,并与珊瑚种类数分别呈显着负相关和显着负相关;海水透明度和SST则是珊瑚物种多样性指数空间分布的最主要调控因素,并与所有物种多样性指数均呈显着相关;而人类活动强度（人口密度和离岸距离量化）与海水透明度、营养盐均呈显着负相关。据此推测,人类活动导致的海水透明度降低和营养盐升高可能是南海北部珊瑚礁区珊瑚覆盖度及其物种多样性降低的最主要原因,而高海水透明度和高SST是南海中部和南部珊瑚礁区能够维持较高的珊瑚物种多样性的重要因素。（2）南海珊瑚补充量（直径0–5 cm的小珊瑚）密度和亚成体珊瑚（直径0–10 cm）优势属组成均存在显着的空间差异,并与人类活动的影响密切相关。南海珊瑚补充量的平均密度为13.6 ind m-2。从南海北部到南部,珊瑚补充量密度呈递增趋势,其在大亚湾、涠洲岛、雷州半岛、三亚鹿回头、西沙群岛、中沙群岛和南沙群岛珊瑚礁区分别为6.0 ind m-2、3.4 ind m-2、2.7 ind m-2、8.0 ind m-2、8.3 ind m-2、15.7 ind m-2和26.1 ind m-2。亚成体珊瑚的优势属在南海北部珊瑚礁区基本上为块状珊瑚,包括滨珊瑚属（Porites）、蜂巢珊瑚属（Favia）、角蜂巢珊瑚属（Favites）、牡丹珊瑚属（Pavona）和角孔珊瑚属（Goniopora）,在南海中部和南部珊瑚礁区则为不同生长形状的珊瑚,包括枝状的杯形珊瑚属（Pocillopora）、鹿角珊瑚属（Acropora）以及块状的滨珊瑚属、蜂巢珊瑚属、角蜂巢珊瑚属和菊花珊瑚属（Goniastrea）。受人类活动和气候变暖的影响,环境压力耐受性更强的块状珊瑚属正逐渐成为南海珊瑚礁的优势类群。珊瑚直径、生长形态和耐热性组成分析表明,珊瑚群落在南海北部的三维结构简单且恢复力弱,而在南海中部和南部的三维结构复杂且恢复力更高,南海珊瑚群落在大空间尺度上具有较强的环境压力耐受性。（3）南海底栖海藻,包括草皮海藻、大型海藻和壳状珊瑚藻,覆盖度均存在显着的空间差异,并主要受生态因子的梯度变化所控制（除大型海藻外）。南海底栖海藻的平均覆盖度为29%（基于不同珊瑚礁区的平均值）,其中草皮海藻和壳状珊瑚均占12%,大型海藻仅占5%。从南海北部到南部,随着珊瑚礁离岸距离的增加,草皮海藻覆盖度的空间分布逐渐递减（从22%减少到6%）,壳状珊瑚藻覆盖度则逐渐递增（从2%增加到18%）,但是大型海藻覆盖度的梯度变化不明显（其在西沙群岛和涠洲岛最高,分别为11%和8%）。冗余分析和Pearson相关性分析显示,草皮海藻、壳状珊瑚藻与SST、PAR、Chl-a、DIN、SRP、POC、海水透明度、SWH、珊瑚礁鱼类种数和密度等10种生态因子都显着相关;而大型海藻（包括总的大型海藻、肉质大型海藻和仙掌藻）则与这10种生态因子的相关性很弱。随机森林模型分析表明,营养盐（DIN和SRP）、珊瑚礁鱼类密度和海水透明度是调控草皮海藻覆盖度空间分布的最主要因素,而SST、海水透明度、DIN和草食性鱼类种数是调控壳状珊瑚藻覆盖度空间分布的最主要因素。然而,生态因子已经不能准确地预测大型海藻的空间变化,因为草皮海藻的过度生长和营养盐补贴效应可能已经破坏了大型海藻与生态因子之间的自然关系。（4）底栖海藻（特别是草皮海藻）通过改变珊瑚共生微生物群落对健康珊瑚造成压力,继而影响海藻与珊瑚的竞争作用,并最终导致珊瑚群落覆盖度、珊瑚物种多样性和珊瑚恢复力的改变。对共生微生物的分析表明,草皮海藻通过促进珊瑚共生细菌群落大量增殖、增加潜在致病菌和减少珊瑚益生菌,导致珊瑚共生的细菌群落与其接触的海藻重组和同质化,进而危害珊瑚健康。底栖海藻中的草皮海藻覆盖度的增加对南海珊瑚群落的生态影响最为广泛,能降低珊瑚覆盖度;草皮海藻、大型海藻对南海珊瑚群落的物种多样性及其恢复力都造成了显着负面影响,壳状珊瑚藻的影响则恰好相反。草皮海藻对南海珊瑚个体的竞争影响（接触或损害影响）是大型海藻和壳状珊瑚藻的2–18倍。底栖海藻对珊瑚的生态影响（包括竞争影响）因人类活动强度和珊瑚属、珊瑚生长形态、珊瑚直径、珊瑚虫直径的不同而异。（5）南海多数珊瑚礁区内珊瑚群落的优势地位已经被底栖海藻取代,底栖海藻对珊瑚的生态影响与海藻功能群类型及其覆盖度直接相关。底栖海藻的总覆盖度百分占比几乎在所有珊瑚礁区（除大亚湾外）均高于珊瑚及所有其它底栖生物。从南海北部到南部,草皮海藻覆盖度逐渐递减,此时,草皮海藻接触珊瑚边缘的比例呈梯度性减少,但是其损害珊瑚边缘的比例并没有显着减少。在大型海藻覆盖度更高的涠洲岛、西沙群岛,大型海藻接触、损害珊瑚边缘的比例均显着高于其他珊瑚礁区。壳状珊瑚藻覆盖度从南海北部向南部逐渐递增时,壳状珊瑚藻接触、损害珊瑚边缘比例均小幅度地增加。在南海中部和南部珊瑚礁区,低覆盖度的草皮海藻也能够对珊瑚造成最多的损害影响,而最高覆盖度的壳状珊瑚藻对珊瑚反而造成更少的影响,揭示了草皮海藻对南海珊瑚的生态影响更为广泛。随着人类活动和全球变暖的加剧,珊瑚礁生态系统面临持续退化,底栖海藻的生态影响将会成为珊瑚礁生态系统健康和演变的关键因素。
夏振民[10]（2020）在《复杂水动力条件下沿海城市水体生态健康诊断》文中研究表明城市河流生态健康是近年来我国进行生态文明建设和水污染防治的研究热点问题,沿海城市河流受到潮汐水动力扰动,其生态健康诊断缺乏更明确的理论依据和模拟分析。本论文基于指标生物的生境适宜度评价,对沿海城市河流的复杂水环境因子进行了响应关系分析,建立了基于ArcGIS的沿海城市水体生态健康诊断系统,在烟台市逛荡河进行了成功应用,对复杂水动力扰动下的沿海城市河流水生态健康评估具有重要的理论和实际指导意义。主要的研究成果有以下几点:（1）开发了沿海城市河流大尺度生境调研方法。本文考虑沿海城市河流特征,筛选出了符合指标鱼类生命活动特点的生境影响因子,有效识别生境适宜度关键影响因子的区分范围,为后续模型建立及模糊规则的应用提供了良好的数据支撑。该方法在逛荡河进行了不同季节的应用,收集实际数据并对水环境进行了评价。各因子当中,逛荡河水量小,流速（V）慢,水深（Dep）浅,水岸交接（Tra）更是稳定,季节变化均不明显;护坡植被（Veg）在冬季以外,并未受到季节显着影响。综合水质因子来看,春、冬两季生态环境最好,秋季次之,夏季最次。感潮河段对比逛荡河中上游的淡水区没有体现出明显的水质差异,主要受到了潮汐的稀释及淡水区污染的共同复杂作用。（2）建立了基于鱼类生境的沿海城市河流生态健康模型。文章筛选出了流速（V）、水深（Dep）、底质（Sub）、溶解氧（DO）、氨氮（NH3-N）、护坡植被（Veg）、水岸交接（Tra）作为指标鱼类鲫鱼和七星鲈鱼不同生命阶段在不同季节的生境适宜度（SI）评估的依据,用以表征沿海城市河流的生态健康状况。产卵期鲫鱼、成鱼期鲫鱼和成鱼期鲈鱼在逛荡河全境各个季节的SI范围分别是0.240.49、0.260.63和0.310.69。在春季,逛荡河低流速水文特性和高溶氧水质环境决定了产卵期鲫鱼的SI处于偏下水平;成鱼期鲫鱼在夏、秋季节生境适宜度更好;成鱼期鲈鱼在春、秋季节的河流淡水区（非实际生活区域）生境在理论上也较为友好,其SI值比成鱼期鲫鱼的更高也证明了这一点。DO和NH3-N等水质因子变化较频繁,对鱼类生境影响较大。河流水质的控制和改善是目前提升目标鱼类的生境适宜度的较为实际的办法。（3）分析了复杂水动力条件下沿海城市河流生态健康程度。研究以逛荡河感潮河段为研究对象,选取了河口向上游的连续三个监测断面进行同步观测,对整个潮汐周期内的水动力水质变化进行了原型监测,并基于以上水环境因子参数分析,模拟了受潮汐和河流流动共同影响的目标鱼类物种的生境适宜度变化,以分析复杂水动力条件下沿海城市河流生态健康程度。在感潮区,流速（V）和水深（Dep）的变化引起水质因子的改变。DO值与流速（V）和时间息息相关;NH3-N除冬季以外,浓度被海水大大稀释。夏季生境对鲫鱼和鲈鱼最适宜。成年期鲫鱼的SI值在理论上或实际上均略低于成鱼期鲈鱼。感潮区沿河口向上游的三个监测断面中,监测点3是比监测点1、2更适合鲫鱼（产卵期或者成鱼期）生存的栖息场所;而鲈鱼在三个监测点的适宜度差别极小,整个感潮区鲈鱼生存环境十分稳定。
二、影响鱼类健康的几个生态因子（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、影响鱼类健康的几个生态因子（论文提纲范文）
（1）基于鱼类生物完整性指数的拒马河北京段河流健康评价（论文提纲范文）
| 1 材料与方法(Materials and methods) |
| 1.1 研究区域及调查站位 |
| 1.2 鱼类采样和种类鉴定 |
| 1.3 F-IBI指标设置、筛选和构建 |
| 1.4 参照点、指标赋值和评价标准 |
| 1.5 环境因子调查和统计分析 |
| 2 结果(Results) |
| 2.1 拒马河北京段鱼类组成 |
| 2.2 F-IBI初选指标的筛选 |
| 2.3 指标赋值及健康评价 |
| 2.4 F-IBI分值与环境因子的相关性分析 |
| 3 讨论(Discussion) |
| 3.1 拒马河鱼类多样性与历史资料比较 |
| 3.2 拒马河河流健康F-IBI评价体系的建立和应用 |
| 3.3 拒马河水域生态环境现状分析 |
| 3.4 拒马河生态环境现状及保护建议 |
（2）水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 研究背景与意义 |
| 1.1.1. 研究背景 |
| 1.1.2. 研究意义 |
| 1.2. 国内外研究进展 |
| 1.2.1. 河道生态基流定义 |
| 1.2.2. 河道生态基流计算方法 |
| 1.2.3. 河道生态基流价值 |
| 1.2.4. 河道生态基流保障的补偿机制 |
| 1.2.5. 河道生态基流管理 |
| 1.3. 存在的主要问题 |
| 1.4. 研究内容 |
| 1.5. 研究技术路线 |
| 2. 研究区状况 |
| 2.1. 研究区域 |
| 2.2. 基础数据 |
| 2.2.1. 区域水资源量 |
| 2.2.2. 气候状况 |
| 2.2.3. 河流泥沙 |
| 2.2.4. 社会经济 |
| 2.2.5. 行业用水 |
| 2.2.6. 土地利用 |
| 2.2.7. 水环境及生物多样性 |
| 2.3. 宝鸡峡塬上灌区概况 |
| 2.4. 研究区域存在的主要问题 |
| 3. 基于河流生态保护目标的耦合生态流速的生态基流计算方法 |
| 3.1. 河流生态保护目标选择 |
| 3.2. 河道生态基流计算方法 |
| 3.2.1. 维持水沙平衡的生态流速 |
| 3.2.2. 水生生物多样性保护的生态流速 |
| 3.2.3. 满足水质标准的生态流速 |
| 3.2.4. 河道生态基流计算方法 |
| 3.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 3.3.1. 维持水沙平衡的生态流速 |
| 3.3.2. 水生生物多样性保护的生态流速 |
| 3.3.3. 满足水质标准的生态流速 |
| 3.3.4. 渭河干流宝鸡段河流生态流速 |
| 3.3.5. 渭河干流宝鸡段河流生态基流 |
| 3.3.6. 结果合理性分析 |
| 3.3.7. 河流生态基流保障现状评价 |
| 3.4. 河道生态基流计算方法讨论 |
| 3.5. 本章小结 |
| 4. 基于价值最大和可接受损失保障目标的河道生态基流计算方法 |
| 4.1. 河道生态基流价值计算方法 |
| 4.1.1. 河流系统服务功能划分 |
| 4.1.2. 河道生态基流价值计算方法 |
| 4.1.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流价值 |
| 4.2. 不同类型经济用水效益计算方法 |
| 4.2.1. 工业用水效益 |
| 4.2.2. 农业灌溉用水效益 |
| 4.2.3. 其他经济用水效益 |
| 4.2.4. 不同经济用水的总效益 |
| 4.3. 基于河流系统服务功能总价值最大目标的河道生态基流计算方法 |
| 4.3.1. 河流系统服务功能总价值 |
| 4.3.2. 河道生态基流计算方法 |
| 4.3.3. 渭河干流宝鸡段的河道生态基流 |
| 4.4. 基于水资源决策者可接受经济损失概率目标的生态基流计算方法 |
| 4.4.1. 优先保障河道生态基流的农业经济损失评估 |
| 4.4.2. 基于水资源决策者可接受经济损失概率目标的生态基流计算方法 |
| 4.4.3. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 4.5. 基于生态基流边际效益最大化目标的生态基流计算方法 |
| 4.5.1. 河道生态基流计算方法 |
| 4.5.2. 渭河干流宝鸡段河流生态基流及其价值的拟合曲线 |
| 4.5.3. 农业灌溉用水效益与农业灌溉用水的拟合曲线 |
| 4.5.4. 渭河干流宝鸡段河道生态基流 |
| 4.6. 四种方法计算结果对比分析 |
| 4.7. 本章小结 |
| 5. 河道生态基流保障的农业补偿量计算模型 |
| 5.1. 适宜河道生态基流确定方法 |
| 5.1.1. 适宜河道生态基流确定方法 |
| 5.1.2. 渭河干流宝鸡段适宜河道生态基流 |
| 5.2. 河道生态基流保障的农业补偿量计算模型 |
| 5.2.1. 计算模型理论基础分析 |
| 5.2.2. 河道生态基流保障的农业生态补偿量计算模型 |
| 5.3. 渭河干流宝鸡段基流保障的农业补偿量 |
| 5.3.1. 基于成本投入的农业补偿量 |
| 5.3.2. 基于河道生态基流价值增量的补偿量 |
| 5.4. 本章小结 |
| 6. 河道生态基流保障的农业生态补偿机制 |
| 6.1. 河道生态基流保障的补偿主、客体界定原则 |
| 6.1.1. 补偿主、客体界定原则 |
| 6.1.2. 渭河干流宝鸡段基流保障的补偿主体分析 |
| 6.1.3. 渭河干流宝鸡段基流保障的补偿客体分析 |
| 6.2. 河道生态基流保障的最佳补偿方案 |
| 6.2.1. 生态补偿途径的划分 |
| 6.2.2. 基于生态补偿途径的补偿量计算模型 |
| 6.2.3. 河道生态基流保障的最佳补偿方案 |
| 6.2.4. 渭河干流宝鸡段多种生态补偿方案 |
| 6.3. 河道生态基流保障补偿主体的资金分担量计算方法 |
| 6.3.1. 不同层次资金分担量计算模型建立原则 |
| 6.3.2. 河道生态基流价值 |
| 6.3.3. 河道生态基流保障补偿主体的资金分担系数 |
| 6.3.4. 补偿主体的资金分担量计算模型 |
| 6.4. 渭河干流宝鸡段补偿主体的资金分担量 |
| 6.4.1. 河流生态基流服务功能影响范围界定 |
| 6.4.2. 补偿主体的资金分担系数 |
| 6.4.3. 补偿主体的资金分担量 |
| 6.5. 本章小结 |
| 7. 结论与展望 |
| 7.1. 结论 |
| 7.2. 创新点 |
| 7.3. 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间主要研究成果 |
（3）引汉济渭水源区水环境模拟及生态修复研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 水资源现状 |
| 1.1.2 项目背景 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 水动力模型的研究 |
| 1.2.2 水质模型的研究 |
| 1.2.3 湖库生态修复的研究 |
| 1.3 主要研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 技术路线图 |
| 2 水源区概况 |
| 2.1 子午河流域基本概况 |
| 2.1.1 河流水系 |
| 2.1.2 气象 |
| 2.2 水文 |
| 2.2.1 水文持征 |
| 2.2.2 水文站分布 |
| 2.2.3 径流 |
| 2.2.4 水质情况 |
| 3 三河口流域调查 |
| 3.1 流域水质评价 |
| 3.1.1 研究区域 |
| 3.1.2 水体理化因子的测定 |
| 3.1.3 水质评价方法及结果 |
| 3.2 流域调查结果 |
| 3.2.1 蒲河问题调查 |
| 3.2.2 椒溪河问题调查 |
| 3.2.3 子午河下游问题调查 |
| 4 三河口水动力模拟 |
| 4.1 水动力控制方程 |
| 4.2 数值求解方法 |
| 4.2.1 空间离散 |
| 4.2.2 时间项积分 |
| 4.3 模型计算区域及模型建立 |
| 4.4 流场分析 |
| 4.4.1 丰水年5%保证率 |
| 4.4.2 平水年50%保证率 |
| 4.4.3 枯水年95%保证率 |
| 4.5 模型验证 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 三河口水质污染模拟研究 |
| 5.1 突发水质污染的危害 |
| 5.2 模型计算及验证 |
| 5.2.1 计算输运方程 |
| 5.2.2 水质验证 |
| 5.3 库区水质模拟 |
| 5.3.1 模型设置过程 |
| 5.3.2 工况设置 |
| 5.4 结果分析 |
| 5.4.1 时间节点分析 |
| 5.4.2 空间断面分析 |
| 5.5 应对建议 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 三河口流域水生态修复建议与对策 |
| 6.1 流域水源保护区划分 |
| 6.2 三河口水源区水域保护措施 |
| 6.2.1 生态人工湿地 |
| 6.2.2 构建湿地走廊 |
| 6.3 三河口水源区陆域保护措施 |
| 6.3.1 边坡保护 |
| 6.4 三河口水生生物修复 |
| 6.4.1 生境构建 |
| 6.4.2 鱼类投放 |
| 6.5 建立库区截污监测系统 |
| 6.5.1 截污点 |
| 6.5.2 监测预警系统 |
| 6.6 三河口综合保障措施 |
| 6.6.1 集中式污染处理 |
| 6.6.2 库区管理法规 |
| 6.7 本章小结 |
| 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 |
（4）PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 缩略语 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 全氟化合物(PFASs)概述 |
| 1.1.2 全氟化合物(PFASs)的环境分布与归趋 |
| 1.1.3 全氟化合物(PFASs)的分析检测方法 |
| 1.1.4 全氟化合物(PFASs)的生物富集和组织分布 |
| 1.1.5 全氟化合物(PFASs)的毒理学研究进展 |
| 1.1.6 新型全氟化合物(PFASs)研究进展 |
| 1.2 全氟壬烯氧基苯磺酸钠(OBS)的环境污染现状及研究进展 |
| 1.2.1 OBS概述 |
| 1.2.2 OBS环境分布及污染现状 |
| 1.2.3 OBS生态毒理效应研究进展 |
| 1.3 斑马鱼在生态毒理学中的应用 |
| 1.4 抗氧化系统 |
| 1.5 斑马鱼肠道菌群研究概况 |
| 1.6 研究意义和主要研究内容 |
| 1.6.1 研究意义 |
| 1.6.2 主要研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第2章 OBS在斑马鱼体内的富集、组织分布和代谢规律 |
| 2.1 实验器材与试剂 |
| 2.1.1 主要仪器设备 |
| 2.1.2 主要试剂耗材 |
| 2.1.3 斑马鱼自动暴露系统 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 斑马鱼的准备 |
| 2.2.2 富集和代谢实验 |
| 2.2.3 斑马鱼体内OBS的提取与净化 |
| 2.2.4 LC-MS/MS定性定量分析 |
| 2.2.5 总蛋白的测定 |
| 2.2.6 同源建模和分子对接 |
| 2.2.7 QA/QC |
| 2.2.8 数据分析 |
| 2.3 实验结果 |
| 2.3.1 水样和鱼体中PFASs分析方法的建立 |
| 2.3.2 斑马鱼生理指标的影响 |
| 2.3.3 暴露溶液中PFASs的浓度 |
| 2.3.4 PFAS在斑马鱼体内的富集与清除 |
| 2.3.5 OBS在斑马鱼成鱼体内的组织分布特征 |
| 2.3.6 结合模式分析 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 OBS对斑马鱼的发育毒性及分子机制 |
| 3.1 实验器材与试剂 |
| 3.1.1 主要仪器设备 |
| 3.1.2 主要试剂耗材 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 斑马鱼的养殖和胚胎暴露实验 |
| 3.2.2 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.2.3 OBS对斑马鱼胚胎发育过程关键基因表达量的影响 |
| 3.2.4 总RNA提取及浓度测定 |
| 3.2.5 cDNA合成与实时荧光定量PCR |
| 3.2.6 数据统计分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 OBS对斑马鱼胚胎发育的影响 |
| 3.3.2 OBS对斑马鱼胚胎发育关键基因表达量的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响及分子机制 |
| 4.1 实验器材与试剂 |
| 4.1.1 主要仪器设备 |
| 4.1.2 主要试剂耗材 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 4.2.2 ROS和抗氧化酶活性的检测 |
| 4.2.3 组织病理切片制作与观察 |
| 4.2.4 Western blot |
| 4.2.5 数据统计分析 |
| 4.3 实验结果 |
| 4.3.1 OBS对斑马鱼抗氧化系统的影响 |
| 4.3.2 对Nrf2、CAT和SOD蛋白表达的影响 |
| 4.3.3 OBS对斑马鱼组织病理的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 OBS对斑马鱼肠道菌群的影响 |
| 5.1 实验器材与试剂 |
| 5.1.1 主要仪器设备 |
| 5.1.2 主要试剂耗材 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 斑马鱼暴露实验 |
| 5.2.2 总DNA提取与检测 |
| 5.2.3 PCR扩增 |
| 5.2.4 PCR产物鉴定、纯化及定量 |
| 5.2.5 构建PE文库及Illumina测序 |
| 5.2.6 组织病理切片制作与观察 |
| 5.2.7 数据处理 |
| 5.3 实验结果 |
| 5.3.1 OUT聚类与注释 |
| 5.3.2 肠道菌群组成结构分析 |
| 5.3.3 LEfSe多级物种差异判别分析 |
| 5.3.4 组织病理学分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论和展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足和展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
（5）长江上游朝天门至丰都段鱼类栖息地水流与地形特征研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外河流生境概述 |
| 1.2.1 河流生境的定义 |
| 1.2.2 河流生境的研究尺度 |
| 1.3 国内外河流生境评价研究概况 |
| 1.3.1 河流生境的分类研究 |
| 1.3.2 河流生境的评价研究 |
| 1.4 地形与河流鱼类生境的关系 |
| 1.5 研究内容、方法及技术路线图 |
| 1.5.1 研究主要内容 |
| 1.5.2 研究方法 |
| 1.5.3 技术路线图 |
| 第二章 朝天门至丰都段鱼类资源及栖息地调查 |
| 2.1 地理位置概况 |
| 2.2 保护区鱼类概况 |
| 2.3 调查目的、范围与方法 |
| 2.3.1 调查目的 |
| 2.3.2 调查范围 |
| 2.3.3 调查方法 |
| 2.3.4 调查设备与数据处理工具 |
| 2.4 调查结果 |
| 2.4.1 鱼类资源调查结果 |
| 2.4.2 鱼类分布调查结果 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 朝天门至丰都段鱼类栖息地水动力因子特征分析 |
| 3.1 二维水流模型的建立 |
| 3.2 计算河段概化 |
| 3.2.1 计算河段范围 |
| 3.2.2 河流地形的网格划分 |
| 3.2.3 边界条件及动边界处理 |
| 3.2.4 平面二维流场计算方法 |
| 3.3 鱼类栖息地地形与水动力因子的选取 |
| 3.4 流速与鱼类栖息地的关系分析 |
| 3.4.1 鱼类栖息地的流速模拟计算 |
| 3.4.2 鱼类栖息地的二维流速特征分析 |
| 3.5 弗劳德数与鱼类栖息地的关系分析 |
| 3.5.1 鱼类栖息地的弗劳德数模拟计算 |
| 3.5.2 鱼类栖息地的局部弗劳德数分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 朝天门至丰都段鱼类栖息地地形因子特征分析 |
| 4.1 水深与鱼类栖息地的关系分析 |
| 4.1.1 鱼类栖息地的水深模拟计算 |
| 4.1.2 鱼类栖息地的局部水深分析 |
| 4.1.3 鱼类栖息地的二维水深分析 |
| 4.2 宽深比与鱼类栖息地的关系分析 |
| 4.2.1 鱼类栖息地的宽深比模拟计算 |
| 4.2.2 鱼类栖息地的局部宽深比分析 |
| 4.3 过水面积与鱼类栖息地的关系分析 |
| 4.3.1 鱼类栖息地的过水面积模拟计算 |
| 4.3.2 鱼类栖息地的局部过水面积分析 |
| 4.4 湿周与鱼类栖息地的关系分析 |
| 4.5 水力半径与鱼类栖息地的关系分析 |
| 4.6 鱼类栖息地的评判条件 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间所取得的成果 |
（6）重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 海洋渔业规模近况 |
| 1.1.1 世界与中国海洋渔业基本状况 |
| 1.1.2 海洋鱼类养殖和捕捞概况 |
| 1.1.3 扇贝养殖概况 |
| 1.2 国内外海产品重金属污染状况 |
| 1.2.1 国内外海产品重金属含量标准 |
| 1.2.2 国内海产品中重金属含量 |
| 1.2.3 国外海产品中重金属含量 |
| 1.3 重金属的来源与危害 |
| 1.4 海产品重金属污染溯源分析方法 |
| 1.4.1 铅同位素法进行重金属污染溯源 |
| 1.4.2 多元统计分析法进行重金属污染分析和溯源 |
| 1.4.3 正定矩阵因子分解模型进行重金属溯源 |
| 1.4.4 其他生物体重金属污染溯源方法 |
| 1.5 海产品重金属污染分析与健康风险评价方法 |
| 1.5.1 生物富集、生物放大与生物积累 |
| 1.5.2 海产品中金属污染评价 |
| 1.5.3 海产品摄食健康风险评价 |
| 1.6 碳氮稳定同位素在重金属富集机制研究的应用 |
| 1.7 影响海产品中重金属积累的因素 |
| 1.7.1 客观因素影响重金属浓度和分布 |
| 1.7.2 生物动力学因素 |
| 1.7.3 重金属形态影响 |
| 1.8 科学问题与意义、研究内容和技术路线 |
| 1.8.1 科学问题与意义 |
| 1.8.2 研究内容 |
| 1.8.3 技术路线 |
| 第2章 我国近海海产品重金属分布、溯源与风险调控 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 样品采集与处理 |
| 2.2.1 采样区域介绍 |
| 2.2.2 样品采样 |
| 2.2.3 样品处理 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 重金属检测方法 |
| 2.3.2 重金属每日估计摄入量计算 |
| 2.3.3 健康风险评价 |
| 2.3.4 利用正定矩阵因子分解模型和Pb同位素重金属溯源 |
| 2.3.5 宏观政策实施下的污染控制 |
| 2.3.6 质量控制 |
| 2.3.7 数据统计与处理 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 大尺度范围的海产品重金属分布特征 |
| 2.4.2 重金属每日摄入量--通过食用海产品的途径 |
| 2.4.3 海产品摄食健康风险 |
| 2.4.4 海产品重金属溯源 |
| 2.4.5 “化石能源消耗控制”和“近岸水污染防治行动”政策实施有助于降低海产品重金属健康风险 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 养殖鱼类与野生鱼类重金属积累差异 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 样品采集与处理 |
| 3.3 材料与方法 |
| 3.3.1 鱼肉及其他组织内重金属含量测定方法 |
| 3.3.2 鱼肉样品中碳氮稳定同位素测定方法 |
| 3.3.3 鱼肉食用风险评价与推荐最大食用量计算 |
| 3.3.4 利用稳定同位素确定鱼类食性与营养级方法 |
| 3.3.5 质量控制 |
| 3.3.6 数据统计与处理 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 养殖/野生鱼体内重金属含量分布差异 |
| 3.4.2 养殖/野生鱼不同组织中重金属积累差异 |
| 3.4.3 养殖/野生鱼摄食健康风险与最大推荐食用量 |
| 3.4.4 鱼类肌肉组织中碳氮稳定同位素比较 |
| 3.4.5 营养级和食性的计算 |
| 3.4.6 养殖/野生鱼营养级和食性对重金属积累的影响 |
| 3.4.7 鱼类养殖周期对重金属积累的影响 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 黄渤海养殖扇贝中重金属空间-种间分布差异及健康风险 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 样品采集与处理 |
| 4.2.1 采样区域介绍 |
| 4.2.2 样品采集 |
| 4.2.3 样品处理 |
| 4.3 材料与方法 |
| 4.3.1 重金属检测方法 |
| 4.3.2 重金属污染评价方法 |
| 4.3.3 质量控制 |
| 4.3.4 数据统计与处理 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 黄渤海三种养殖扇贝体内重金属含量分布特征 |
| 4.4.2 扇贝不同组织中重金属含量变化 |
| 4.4.3 扇贝中重金属的生物富集 |
| 4.4.4 扇贝中重金属的摄食健康风险 |
| 4.4.5 最大安全摄入量推荐 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 笼养扇贝在全养殖周期中重金属来源与富集规律探究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验设计与方法 |
| 5.2.1 扇贝生长实验方法及采样 |
| 5.2.2 薄膜扩散梯度技术的使用 |
| 5.2.3 重金属检测方法 |
| 5.2.4 重金属评价指数 |
| 5.2.5 稳定同位素测定 |
| 5.2.6 主成分分析方法 |
| 5.2.7 质量控制 |
| 5.2.8 数据统计与处理 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 海水水质指标与重金属浓度变化 |
| 5.3.2 扇贝生长发育指标及体内稳定同位素含量变化 |
| 5.3.3 全养殖周期中扇贝体内重金属浓度变化 |
| 5.3.4 影响扇贝中重金属积累的主要因素探究 |
| 5.3.5 扇贝中重金属的主要来源探究 |
| 5.3.6 利用稳态模型分析扇贝中多源重金属的生物浓缩和生物放大 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 典型近海经济性海产品中重金属在食物链间的传递及放大 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 样品采集与处理 |
| 6.3 材料与方法 |
| 6.3.1 重金属检测方法 |
| 6.3.2 样品中碳氮稳定同位素测定方法 |
| 6.3.3 碳稳定同位素法计算生物营养级 |
| 6.3.4 重金属在食物链上营养级放大系数 |
| 6.3.5 质量控制 |
| 6.3.6 数据统计与处理 |
| 6.4 结果与讨论 |
| 6.4.1 主要经济性海产品中稳定同位素比值 |
| 6.4.2 主要经济性海产品营养层次 |
| 6.4.3 主要经济性海产品体内重金属含量 |
| 6.4.4 海产品体内重金属含量与其食性/营养级的关系 |
| 6.4.5 食物链上重金属的积累和生物放大 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 海产品中重金属的人工干预净化 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验设计与方法 |
| 7.2.1 对比实验设计 |
| 7.2.2 室内培养实验方法 |
| 7.2.3 样品收集及处理 |
| 7.2.4 重金属检测方法 |
| 7.2.5 质量控制 |
| 7.2.6 数据统计与处理 |
| 7.3 结果与讨论 |
| 7.3.1 扇贝整体软组织中重金属净化效果 |
| 7.3.2 扇贝闭壳肌中重金属净化效果 |
| 7.3.3 扇贝鳃中重金属净化效果 |
| 7.3.4 扇贝消化腺中重金属净化效果 |
| 7.3.5 死亡扇贝重金属净化效果 |
| 7.4 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（7）铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 第一章 文献综述 |
| 1 前言 |
| 2 重金属污染概述 |
| 2.1 重金属的定义及分类 |
| 2.2 重金属的来源及危害 |
| 2.3 水环境中重金属的污染现状 |
| 2.4 重金属对水生态系统的影响 |
| 3 重金属在鱼体内的累积及清除规律 |
| 3.1 鱼体对重金属的吸收 |
| 3.2 鱼体对重金属的清除 |
| 3.3 重金属在水生生物体内的富集模型 |
| 4 重金属的健康风险评估分析 |
| 4.1 风险评估的流程 |
| 4.2 鱼类中重金属的膳食暴露与健康风险评估 |
| 5 铬污染概述 |
| 5.1 铬的理化性质及其来源 |
| 5.2 水环境中铬的存在形式 |
| 5.3 水环境中铬的污染现状 |
| 5.4 铬的生物学效应 |
| 5.5 鱼体内铬的研究现状 |
| 6 本研究的目的和意义 |
| 第二章 巢湖中重金属污染状况的调查研究—鱼类中典型重金属污染物的确定 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概述及样品采集 |
| 2.2 主要试剂及仪器设备 |
| 2.3 重金属测定方法 |
| 2.4 重金属污染评价 |
| 2.4.1 单因子污染指数 |
| 2.4.2 综合污染指数 |
| 2.4.3 潜在生态危害指数 |
| 2.5 健康风险评估 |
| 2.5.1 非致癌风险 |
| 2.5.2 致癌风险 |
| 2.6 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 水中的重金属含量 |
| 3.2 底泥中的重金属含量 |
| 3.2.1 不同位点底泥中的重金属含量 |
| 3.2.2 底泥中重金属的相关性分析 |
| 3.2.3 底泥中重金属的主成分分析 |
| 3.2.4 底泥中重金属的生态危害评价 |
| 3.3 鱼的不同组织中的重金属含量 |
| 3.4 鱼组织中的重金属含量与水和底泥中重金属含量的相关性 |
| 3.5 鱼肉中重金属的健康风险评估 |
| 3.5.1 鱼肉的污染程度 |
| 3.5.2 非致癌风险 |
| 3.5.3 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三章 以鲫为模型研究典型重金属污染物铬在鱼类不同组织中的分布特征及代谢规律 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 主要试剂及仪器设备 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 样品的采集 |
| 2.4 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.5 代谢动力学分析 |
| 2.6 累积因子和清除率 |
| 2.7 健康风险评估 |
| 2.7.1 非致癌风险 |
| 2.7.2 致癌风险 |
| 2.8 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 其它组织中的Cr含量 |
| 3.3 Cr在各组织中的动力学参数 |
| 3.4 Cr在各组织中的相对分布 |
| 3.5 健康风险评估 |
| 3.5.1 非致癌风险 |
| 3.5.2 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第四章 铬在鱼类主要可食用部位的累积分布规律及健康风险评估 |
| 第一节 铬在常见市售鱼类肌肉及鱼头中的分布特征及健康风险评估 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 样品的采集 |
| 2.2 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.3 健康风险评估 |
| 2.3.1 非致癌风险 |
| 2.3.2 致癌风险 |
| 2.4 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 不同鱼类肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 健康风险评估 |
| 3.2.1 非致癌风险 |
| 3.2.2 致癌风险 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第二节 以鳙为模型研究铬在鱼类肌肉及鱼头中的累积分布差异 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品前处理及Cr含量的测定 |
| 2.4 累积因子及清除率 |
| 2.5 健康风险评估 |
| 2.5.1 非致癌风险 |
| 2.5.2 致癌风险 |
| 2.6 组织中脂肪含量的测定 |
| 2.7 组织中脂肪和非脂部分的分离 |
| 2.8 油对Cr的吸收 |
| 2.9 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 累积因子及清除率 |
| 3.3 健康风险评估 |
| 3.3.1 非致癌风险 |
| 3.3.2 致癌风险 |
| 3.4 组织中脂肪含量与Cr含量的相关性 |
| 3.5 脂肪与非脂肪部分的Cr含量 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第三节 以鳙为模型研究铬在鱼头不同部位中的分布特征 |
| 1 前言 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.2 样品的采集 |
| 2.3 样品的前处理及Cr含量的测定 |
| 2.4 健康风险评估 |
| 2.4.1 非致癌风险 |
| 2.4.2 致癌风险 |
| 2.5 统计学分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 肌肉及鱼头中的Cr含量 |
| 3.2 鱼头不同部位的Cr含量 |
| 3.3 健康风险评估 |
| 4 讨论 |
| 5 小结 |
| 第五章 全文总结与展望 |
| 1 总结 |
| 2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）烟台近岸人工鱼礁与自然岩礁食物网结构与功能对比研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 引言 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 我国近海资源环境现状及人工鱼礁的兴起 |
| 1.1.2 人工鱼礁的发展历史 |
| 1.1.3 我国人工鱼礁的建设状况 |
| 1.2 人工鱼礁资源效应评估的研究进展 |
| 1.2.1 人工鱼礁区群落结构特征 |
| 1.2.2 人工鱼礁区营养结构特征 |
| 1.2.3 人工鱼礁区能量流动特征 |
| 1.3 科学问题、研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 研究内容、目的及意义 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第2章 烟台近岸人工鱼礁区与自然岩礁区底层渔业生物群落结构研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 研究区域 |
| 2.1.2 渔业生物调查及环境因子测定 |
| 2.1.3 群落结构多样性分析 |
| 2.1.4 群落相似性分析及群落-环境相关性分析 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 环境因子特征 |
| 2.2.2 物种组成 |
| 2.2.3 群落结构多样性 |
| 2.2.4 群落结构的时空格局 |
| 2.2.5 群落-环境相关性分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 人工鱼礁区与泥沙区群落结构特征对比 |
| 2.3.2 人工鱼礁区与自然岩礁区群落结构特征对比 |
| 2.3.3 群落结构的季节变化 |
| 2.3.4 群落-环境相关性 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 烟台近岸人工鱼礁区与自然岩礁区营养结构与营养通道研究 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 采样地点 |
| 3.1.2 样品采集 |
| 3.1.3 碳氮稳定同位素测定 |
| 3.1.4 营养结构相关参数分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 有机质库与初级生产者同位素特征 |
| 3.2.2 大型底栖动物营养组划分及其食物来源 |
| 3.2.3 鱼类营养组划分及食物来源 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 两类礁石区主要基础营养源 |
| 3.3.2 两类礁石区营养结构对比分析 |
| 3.3.3 两类礁石区营养传递通道对比 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 烟台近岸人工与自然礁区岩礁性鱼类食物来源及营养生态位研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究区域及采样方法 |
| 4.1.2 胃含物分析 |
| 4.1.3 稳定同位素分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 CPUE分析结果 |
| 4.2.2 胃含物分析结果 |
| 4.2.3 稳定同位素特征及Mix Si AR结果 |
| 4.2.4 营养生态位及其重叠 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 两种鱼类生物量的区域间对比 |
| 4.3.2 两种鱼类摄食生态的种间及区域间差异 |
| 4.3.3 两种鱼类营养生态位和生态位重叠的区域间对比 |
| 4.3.4 岩礁区种间关系数据的应用 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 基于Ecopath模型的烟台近岸人工鱼礁与自然岩礁生态系统能流特征研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究区域及调查方法 |
| 5.1.2 Ecopath模型建立 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 生态系统能流总体特征 |
| 5.2.2 营养级特征与能量分布 |
| 5.2.3 混合营养效应 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 模型总体质量评价 |
| 5.3.2 生态系统总体特征 |
| 5.3.3 营养级间的能量流动及转换效率 |
| 5.3.4 生态系统稳定性及成熟度 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 本研究不足 |
| 6.4 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（9）南海珊瑚群落和底栖海藻的空间分布特征及其生态影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 珊瑚礁生态系统及其生态功能 |
| 1.2 珊瑚礁生态系统现状 |
| 1.2.1 全球珊瑚礁的生态现状 |
| 1.2.2 南海珊瑚礁的生态现状 |
| 1.3 珊瑚的生物学结构 |
| 1.4 珊瑚群落的恢复力 |
| 1.5 底栖海藻的功能群划分及其生态功能 |
| 1.5.1 物种多样性特征 |
| 1.5.2 功能群划分 |
| 1.5.3 生态功能 |
| 1.6 底栖海藻对珊瑚的生态影响 |
| 1.6.1 影响珊瑚的生长过程 |
| 1.6.2 影响珊瑚的繁殖与恢复力 |
| 1.7 底栖海藻与珊瑚的竞争作用机制 |
| 1.7.1 物理机制 |
| 1.7.2 化学机制 |
| 1.7.3 微生物机制 |
| 1.8 拟解决的科学问题及技术路线 |
| 1.8.1 拟解决的科学问题 |
| 1.8.2 研究技术路线图 |
| 1.9 围绕科学问题所具体开展的工作 |
| 第二章 南海珊瑚礁的分布及其生态、环境特征 |
| 2.1 广东大亚湾珊瑚群落 |
| 2.2 广西涠洲岛珊瑚礁 |
| 2.3 广东雷州半岛珊瑚礁 |
| 2.4 海南三亚鹿回头珊瑚礁 |
| 2.5 西沙群岛珊瑚礁 |
| 2.6 中沙群岛珊瑚礁 |
| 2.7 南沙群岛珊瑚礁 |
| 第三章 研究方法及统计分析方法 |
| 3.1 南海珊瑚礁区生态因子(海水环境因子和珊瑚礁鱼类)数据的获取方法 |
| 3.2 南海珊瑚礁区珊瑚群落结构的调查方法及数据分析 |
| 3.2.1 研究地点 |
| 3.2.2 珊瑚群落结构的样带调查法 |
| 3.2.3 珊瑚物种多样性指标的测定方法 |
| 3.2.4 数据分析方法 |
| 3.3 南海珊瑚礁区珊瑚补充量、珊瑚物种特征和珊瑚耐热性组成的调查方法及数据分析 |
| 3.3.1 珊瑚补充量的样方调查法 |
| 3.3.2 亚成体珊瑚物种组成调查方法 |
| 3.3.3 珊瑚物种特征(珊瑚直径、生长形态)和珊瑚耐热性的调查方法 |
| 3.3.4 数据分析方法 |
| 3.4 南海珊瑚礁区底栖海藻功能群组成的调查方法及数据分析 |
| 3.4.1 底栖海藻功能群组成的样方调查法 |
| 3.4.2 数据分析方法 |
| 3.5 底栖海藻与珊瑚竞争作用的宏观调查、微观研究方法及数据分析 |
| 3.5.1 底栖海藻与珊瑚竞争作用的大空间尺度变化调查 |
| 3.5.2 底栖海藻与珊瑚竞争作用的季节性(时间尺度)动态变化调查 |
| 3.5.3 草皮海藻竞争珊瑚的微生物机制调查 |
| 3.5.4 数据分析方法 |
| 第四章 南海珊瑚礁区珊瑚群落的空间分布特征及其环境驱动因素 |
| 4.1 南海珊瑚覆盖度、物种多样性的地理分布及其与生态因子的关系 |
| 4.1.1 南海珊瑚礁区珊瑚覆盖度的空间分布特征 |
| 4.1.2 南海各珊瑚礁区的珊瑚种类组成和优势类群 |
| 4.1.3 南海珊瑚礁区的珊瑚物种多样性的空间分布特征 |
| 4.1.4 南海珊瑚物种多样性、覆盖度与生态因子的关系 |
| 4.1.5 调控珊瑚覆盖度、物种多样性指标的生态因子的重要性排序 |
| 4.2 南海珊瑚覆盖度空间分布的主要环境调控因素 |
| 4.3 南海珊瑚物种多样性空间分布的主要环境调控因素 |
| 4.4 低透明度和高营养盐可能是南海北部珊瑚礁区避难所功能正常发挥的主要障碍 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 南海珊瑚礁区珊瑚群落的恢复力及其群落结构演变预测 |
| 5.1 珊瑚亚成体的空间分布特征及其物种组成、物种特征和耐热性 |
| 5.1.1 南海珊瑚礁区珊瑚补充量密度的空间分布特征及其对人类活动的响应 |
| 5.1.2 南海珊瑚礁区亚成体珊瑚的物种组成 |
| 5.1.3 南海珊瑚礁区的珊瑚直径、生长形态组成 |
| 5.1.4 亚成体和成体珊瑚的耐热性类型组成 |
| 5.2 人类活动影响珊瑚群落的恢复力 |
| 5.3 人类活动影响珊瑚群落组合的演变方向 |
| 5.4 南海珊瑚礁区珊瑚群落组合的地理分布模式转变—来自珊瑚物种特征和耐热性组成的证据 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 南海珊瑚礁区底栖海藻的空间分布特征及其对梯度性生态因子的响应 |
| 6.1 南海底栖海藻功能群的地理分布及其与生态因子的关系 |
| 6.1.1 南海各珊瑚礁区固着底栖生物的组成 |
| 6.1.2 草皮海藻、大型海藻和壳状珊瑚藻在南海珊瑚礁区的空间变化和组成 |
| 6.1.3 底栖海藻与海水环境因子、珊瑚礁鱼类的关系 |
| 6.1.4 调控底栖海藻空间分布的主要因素 |
| 6.1.5 草皮海藻、大型海藻和壳状珊瑚藻相互之间的关系 |
| 6.2 海水水质和草食性鱼类可以有效地调控草皮海藻和壳状珊瑚藻的空间分布 |
| 6.3 草皮海藻的过度生长和营养盐补贴效应可能破坏了生态因子对大型海藻空间分布的有效调控 |
| 6.4 底栖海藻增加对珊瑚礁生态系统的潜在生态影响 |
| 6.5 本章小结 |
| 第七章 底栖海藻对南海珊瑚群落的生态影响 |
| 7.1 底栖海藻覆盖度的增加对南海珊瑚群落的潜在生态影响 |
| 7.1.1 草皮海藻对珊瑚覆盖度、物种多样性和珊瑚补充量的潜在影响 |
| 7.1.2 大型海藻对珊瑚覆盖度、物种多样性和珊瑚补充量的潜在影响 |
| 7.1.3 壳状珊瑚藻对珊瑚覆盖度、物种多样性和珊瑚补充量的潜在影响 |
| 7.1.4 底栖海藻对珊瑚礁退化的响应及其对珊瑚群落的潜在生态影响 |
| 7.2 底栖海藻与珊瑚个体竞争作用的时空变化特征及其影响因素 |
| 7.2.1 珊瑚–海藻竞争作用的大空间尺度变化特征 |
| 7.2.2 不同底栖海藻与珊瑚竞争作用的季节性(时间尺度)变化特征 |
| 7.2.3 人类活动、珊瑚物种特征对珊瑚–海藻竞争作用的影响 |
| 7.2.4 草皮海藻的接触竞争是南海珊瑚的最主要的海藻竞争压力源 |
| 7.3 底栖海藻竞争珊瑚的微生物机制—以草皮海藻为例 |
| 7.3.1 草皮海藻的接触竞争导致珊瑚共生细菌的α、β多样性改变 |
| 7.3.2 草皮海藻的接触竞争干扰了珊瑚共生细菌群落的组成 |
| 7.3.3 草皮海藻的接触竞争潜在地增加了珊瑚致病和死亡风险 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 结语与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 论文创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附表 |
| 附表1 南海调查珊瑚礁区的不同食性的鱼类种数 |
| 附表2 各珊瑚礁区调查站位的样带数量、样方数量和站位特征 |
| 附表3 南海珊瑚礁珊瑚种类组成(2015~2018年) |
| 附表4 各珊瑚礁的珊瑚种类数量 |
| 附表5 各珊瑚礁优势度排序前10名的珊瑚种类 |
| 附表6 南海各个珊瑚礁的珊瑚物种多样性指数 |
| 附表7 季节变化对涠洲岛底栖生物分类群覆盖度变化的影响 |
| 附表8 涠洲岛珊瑚礁水肺潜水所采集的珊瑚和海藻样本信息 |
| 附表9 在属水平上对珊瑚和海藻样品的共生细菌组成进行了ANOSIM分析 |
| 附图 |
| 附图1 珊瑚覆盖度在南海珊瑚礁的空间分布 |
| 附图2 珊瑚补充量在南海珊瑚礁的空间分布 |
| 附图3 南海珊瑚礁区滨珊瑚直径等级的组成 |
| 附图4 草皮海藻、大型海藻和壳状珊瑚藻的覆盖度在南海各珊瑚礁的空间分布 |
| 附图5 珊瑚群落恢复力及其物种多样性应对珊瑚覆盖度变化时的响应趋势 |
| 附图7 珊瑚-海藻竞争作用在南海不同离岸距离的空间分布特征 |
| 附图8 涠洲岛珊瑚礁底栖生物功能群的季节性变化 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间论文发表情况 |
（10）复杂水动力条件下沿海城市水体生态健康诊断（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 2 国内外研究进展 |
| 2.1 城市河流健康与生态修复研究现状 |
| 2.1.1 河流健康及评价体系的研究现状 |
| 2.1.2 河流生态修复的研究现状 |
| 2.1.3 河流健康评估方法的研究现状 |
| 2.2 鱼类生境适宜度生态模型方法 |
| 2.2.1 模糊逻辑法 |
| 2.2.2 CASiMiR模型 |
| 2.3 感潮水动力变化效应研究现状 |
| 2.3.1 水动力变化对水质因子的影响 |
| 2.3.2 水动力变化对水沙运动的影响 |
| 2.3.3 感潮水动力模型研究以及运用 |
| 3 研究区域与方法 |
| 3.1 研究区域 |
| 3.2 内容与技术路线 |
| 3.3 数据收集与调查方法 |
| 3.3.1 全河段生境调研 |
| 3.3.2 感潮区同步观测 |
| 4 指标物种筛选与大尺度生境调研方法开发 |
| 4.1 鱼类指示物种筛选 |
| 4.1.1 鲫鱼 |
| 4.1.2 七星鲈鱼 |
| 4.2 生境影响因子筛选 |
| 4.2.1 水文因子筛选 |
| 4.2.2 水质因子筛选 |
| 4.2.3 河岸护坡因子筛选 |
| 4.3 大尺度生境调研方法的建立及实地调查结果 |
| 4.3.1 全程水环境因子概述 |
| 4.3.2 代表河段水环境简述 |
| 4.3.3 水质因子变化特性 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 基于鱼类生境的沿海城市河流生态健康评价模型 |
| 5.1 指标鱼类模糊集与模糊规则的制定 |
| 5.1.1 鲫鱼产卵期模糊集与模糊规则制定 |
| 5.1.2 鲫鱼成鱼期模糊集与模糊规则制定 |
| 5.1.3 鲈鱼成鱼期模糊集与模糊规则制定 |
| 5.2 沿海城市河流生态健康模型建立 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 复杂水动力条件下沿海城市河流生态健康分析 |
| 6.1 感潮河段生态健康对水动力因子的响应分析 |
| 6.2 季节变化下感潮区河口段水动力变化响应 |
| 6.3 本章小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
四、影响鱼类健康的几个生态因子（论文参考文献）
- [1]基于鱼类生物完整性指数的拒马河北京段河流健康评价[J]. 袁立来,王晓梅,杨文波,陈咏霞,丁放,李东浩,王银肖. 生态毒理学报, 2021(04)
- [2]水资源短缺地区河道生态基流的计算方法及保障补偿机制研究 ——以渭河干流宝鸡段为例[D]. 成波. 西安理工大学, 2021
- [3]引汉济渭水源区水环境模拟及生态修复研究[D]. 高峰. 西安理工大学, 2021(01)
- [4]PFOS替代品OBS在斑马鱼体内的毒代动力学及毒性作用机制研究[D]. 邹义龙. 南昌大学, 2021(02)
- [5]长江上游朝天门至丰都段鱼类栖息地水流与地形特征研究[D]. 廖致凯. 重庆交通大学, 2021
- [6]重金属在近岸海域海产品中的富集及其影响机制研究[D]. 林怡辰. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [7]铬在鱼体内的累积分布规律及健康风险评估[D]. 殷娇娇. 华中农业大学, 2021(02)
- [8]烟台近岸人工鱼礁与自然岩礁食物网结构与功能对比研究[D]. 张荣良. 中国科学院大学(中国科学院烟台海岸带研究所), 2021(01)
- [9]南海珊瑚群落和底栖海藻的空间分布特征及其生态影响[D]. 廖芝衡. 广西大学, 2021
- [10]复杂水动力条件下沿海城市水体生态健康诊断[D]. 夏振民. 烟台大学, 2020(02)