一、影响鱼类耗氧量的因素（论文文献综述）
黄炜惠[1]（2021）在《中国水环境溶解氧基准与标准初步研究》文中研究指明溶解氧是衡量地表水环境质量的重要指标,而我国目前采用统一的溶解氧标准易导致不同地区水体的“欠保护”或“过保护”,需要制定更精准科学的水环境标准体系。本研究通过模型模拟、长序列数据分析等手段,定量探讨了我国地表水体溶解氧背景值的区域差异;解析了近年来我国不同区域地表水体溶解氧浓度的时空变化特征和水质污染原因;利用毒性百分数排序法和物种敏感度分布曲线法初步推导我国淡水和海水的溶解氧急/慢性基准值。综合我国水环境溶解氧影响因素和生物效应的研究分析,为我国地表水溶解氧标准修订提出建议。主要研究结果如下:（1）受温度和海拔影响,我国地表水体溶解氧背景值分布呈现明显的时空变化。我国地表水体溶解氧背景值季节变化显着,冬季高夏季低;区域上呈现条带分布,从北向南逐渐降低,可将全国划分为三个区域:北部高溶解氧背景值区、南部低溶解氧背景值区和中部溶解氧背景值过渡区。并且在全球变暖背景下,对温度敏感的北部地区的溶解氧背景值影响最为明显。（2）解析了我国2004～2018年不同区域地表水溶解氧的时空变化特征及其主要影响因子。我国地表水水质2010年下半年开始显着改善,2018年全国国控断面溶解氧浓度和饱和度达到I类水质标准的比例分别为72%和20.5%。溶解氧饱和度考虑了温度、海拔等自然因素对溶解氧背景值的影响,能够更好地反映人为因素对溶解氧的影响,但不适宜评价冬季冰封状态的水体。（3）初步分析了我国水生生物对溶解氧敏感度的差异性,采用毒性百分数排序法和物种敏感度分布曲线法对比初步推导了我国淡水和海水的溶解氧急/慢性基准值。我国淡水区域南北物种差异较大,并且不同季节下鱼类的种类、生命阶段、代谢活动等不同,需氧量不同,建议根据不同地区和季节制定溶解氧基准。（4）系统综述了美国溶解氧基准标准制定体系,在此基础上对比分析了我国溶解氧标准现存的不足及美国溶解氧标准制定对我国的启示。在综合考虑我国溶解氧时空变化特征和生物效应的基础上,建议分区域和季节制修订溶解氧标准,细化水体功能对应的溶解氧标准,体现反降级政策,防止水体进一步退化。
李海霞[2]（2021）在《辽河保护区河流健康评价与问题诊断》文中研究指明河流不仅可提供人类开发利用的资源,更是地球水资源的载体,它的健康状况不仅关系到河流自身的可持续发展,而且涉及到整个流域以及国家经济社会的发展。辽河保护区依辽河干流而设,辽宁省重要的保护区域。“十二五”期间,通过整治辽河流域的污染问题,保护区水质有了明显好转,但是截至目前仍然出现河流治理不达标和水质反弹趋势。本文基于国内外河流健康评价及地方标准,在此基础上开展辽河保护区河流健康评价,最终构建以辽河保护区为目标层、以水文水资源、物理结构、水质、水生物、社会属性等为准则层和具有代表性的12个指标构成辽河保护区河流健康状况评价的指标体系,采用多指标综合逐级加权评价法,对辽河保护区“十二五”、“十三五”期间河流健康状况进行评价赋分。具体评价结果如下:（1）通过对比两期结果发现,水文水资源得分53.41到57.30处于亚健康状态;物理结构60.29到67.80处于健康状态;水质67.02到80.77由健康转为理想状态;水生物47.75到42.26处于亚健康状态;社会属性27.22到34.30处于不健康状态。（2）结合指标赋分公式,辽河保护区河流健康赋分从“十二五”期间的46.80提高到“十三五”期间的51.50,可见辽河保护区河流健康状态总体上在逐步好转。“十三五”期间指标五日生化需氧量（BOD5）呈现反弹趋势;水生物中底栖呈现反弹趋势。（3）根据辽河保护区各准则层“十二五”、“十三五”期间指标赋分情况,辽河保护区目前存在水资源矛盾、防洪工程薄弱、水质,水生物呈现反弹趋势等问题。本文基于存在问题提出保护和提升辽河保护区治理对策,期望能指导辽河保护区健康持续的稳定发展,也能够为我国其他河流健康评价提供科学研究依据。
苗珍[3]（2021）在《河蟹池塘溶解氧监测及低氧胁迫应答机制研究》文中研究指明中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）俗称大闸蟹,也称河蟹,因其风味与营养俱佳而深受消费者喜爱。但是在养殖过程中池塘溶氧昼夜变化剧烈以及水环境控制不当,使得河蟹长时间处于低氧状态,从而影响河蟹生长发育以及免疫力,导致体色差、规格小、体质下降而易继发感染致病微生物甚至死亡,最终导致回捕率低、养殖效益差。DO是河蟹养殖环境中重要的环境因子,直接影响河蟹的存活、生长、代谢、消化和免疫能力。本文采用生物化学以及分子生物学等方法,监测了河蟹池塘DO变化以及河蟹的耗氧率和窒息点,研究了低氧对河蟹生理生化和不同组织内线粒体超微结构的影响,对低氧-复氧条件下河蟹进行转录组学分析,筛选低氧诱导因子,为进一步揭示河蟹响应低氧胁迫的分子机制提供参考。主要研究结果如下:1.耗氧量是甲壳动物呼吸代谢的重要指标,窒息点是甲壳动物耐低氧的指标,本研究测定了池塘溶解的变化,结果显示夜间池塘溶氧在较长时间内均低于4mg/L,最低可降至1.6mg/L（凌晨6:00点）,即处于低氧阶段;采用流水呼吸室法和静态呼吸室法分别测定了不同部分规格的河蟹窒息点和耗氧率,结果显示,河蟹窒息点和耗氧率与体重呈现负相关关系,大规格类别河蟹的窒息点和耗氧率显着低于小规格类别河蟹窒息点和耗氧率。河蟹夜间耗氧率均值显着高于白天平均耗氧量。2.为了确定低氧胁迫对河蟹组织线粒体超微结构及生理生化的影响,本研究将河蟹进行低氧-复氧处理,测定河蟹体内SOD、T-ATPase、ALP、ACP活力以及MDA、LDH含量。结果显示低氧处理1h后,河蟹体内SOD、ACP活力显着性降低,MDA、LDH含量以及T-ATPase、ALP活性显着升高。低氧处理6h后,MDA含量持续升高,LDH含量以及T-ATPase、ALP活力降低,SOD、ACP活力与低氧处理1 h时相当;复氧后SOD活力先升高再下降,MDA、LDH含量和ALP活力降低后上升,T-ATPase、ACP活力则在复氧阶段升高。结果表明低氧胁迫和复氧恢复都会对河蟹生理生化指标产生影响,使河蟹启动的抗氧化应激系统和优化供能代谢等调控手段。线粒体组织显微观察显示,低氧胁迫6 h后,河蟹肌肉组织线粒体数量减少,内嵴模糊且排列紊乱,部分峭消失,基质稀薄,复氧处理12 h后,线粒体损伤加剧,出现空泡化;低氧胁迫6h后,河蟹鳃组织线粒体内嵴部分被破坏,复氧处理12h外膜扭曲变形,部分嵴消失,髓样变形,部分线粒体仅剩微泡或残膜。结果表明低氧会对河蟹线粒体造成严重损伤,且在复氧12 h后不能恢复,损伤甚至进一步加剧。3.为了揭示低氧-复氧下河蟹的响应分子机制,筛选差异表达基因,本研究通过高通量测序,分析低氧-复氧下河蟹某些基因的差异表达,获得49.19 Gb的clean data,组装得到27,233个新转录本的功能注释。其中26,819条序列与Nr蛋白数据库基因同源;16,299条序列注释到KEGG数据库,归类到284个代谢通路。在低氧阶段,在暴露于严重低氧1h和6h分别检测到103和251个差异表达基因。在复氧阶段,在1h和12 h的复氧处理期间分别鉴定出462和673个差异表达基因。低氧应激对低氧6 h组的57条通路有显着影响。其中,前三个基因富集最为显着的途径是“PPAR signaling pathway”,“Gapjunction”和“Phototransduction-fly”。在复氧阶段,前三个基因富集最为显着的途径是“ECM-receptor interaction”,“Lysosome”和“Phagosome”。17 个差异基因qRT-PCR验证结果与测序结果上下调趋势一致,证明了转录组测序的准确性。4.根据全长转录组测序结果,筛选鉴定出河蟹低氧应答的关键基因Hif 1α、Hif-1β,cDNA全长分别为5,377bp、2,868bp,三个ORF分别编码1,057和551个氨基酸残基;两个基因均包含一个HLH结构域和两个PAS结构域。对可以与河蟹Hif-1基因发生互作的蛋白进行分析,共鉴定出476个蛋白（包括71个DEGs）可能以直接或间接的方式与河蟹Hif-1发生相互作用,GO富集分析表明,绝大多数路径都与细胞进程有关,例如“oxidoreductase activity”、“transferase activity”和“small molecule binding”。表明低氧胁迫激活了河蟹体适应低氧的一系列生理活动。此外,对水草生长良好的池塘和无水草池塘中河蟹的Hif-1α、Hif-1β基因表达差异以及组织分布进行研究。结果显示,河蟹Hif-1α、Hif-1β在胃、肝、肠、鳃、眼柄、心脏、肌肉、血液中均有表达,在心脏、血液、肌肉中表达量相对较高,眼柄中表达量最少。与有水草池塘河蟹相比,无水草池塘河蟹Hif-1α、Hif-1β表达量均有显着提高,Hif-1α在肝胰腺、肌肉和鳃中表达量分别提高了 2.22、0.99、0.69倍,Hif-1β在肝胰腺、肌肉和鳃中表达量分别提高了 5.76、3.34、2.24倍。结果表明,无水草环境会对河蟹机体产生影响,导致河蟹启动应对低氧环境的分子调节机制。
苏治南[4]（2020）在《红树林地埋管道原位生态养殖系统关键过程研究》文中提出红树林地埋管道原位生态养殖系统（下文简称“地埋管道系统”）实现了滩涂地下部养鱼（中华乌塘鳢,Bostrychus sinensis）,地上部种植红树林,红树林得到快速恢复的目标,但在关键过程上需加强总结和理论探讨。管道内水体环境、元素收支、养殖容量及环境效应是表征地埋管道系统特征的关键科学问题。本研究于2016～2018年在广西北仑河口国家级自然保护区内进行。通过现场监测与试验,定量研究了上述科学问题,取得的主要结果如下。1.管道养殖内部水质变化规律从鱼苗投放到收获的5个月内,分别对幼鱼阶段和成鱼阶段水质共进行了6次测定。结果表明,每次清洗系统之后的15天内,15个水质指标中只有溶解氧趋于下降,其它指标变化规律不明显。与对照相比,所有水质指标都无显着差异。养殖管道内部沉积物的总碳、总氮、总磷和硫化物较对照组分别高5.07%、30.97%、73.90%和204.31%,但每半个月一次的清洗有效清除了系统内部沉积物污染的胁迫。以上结果表明,养殖水质总体上接近天然海水,且定期清洗有效避免了沉积物氮、磷污染,这是地埋管道系统取得成功的机理。2.养殖系统碳、氮、磷收支及物质利用率碳、氮、磷收支研究得到其百分率方程如下:碳:人工饵料（82.65%）+其他输入（17.35%）=收获鱼类（19.70%）+系统损耗（6.06%）+向外释放（74.24%）;氮:人工饵料（82.33%）+其他输入（17.67%）=收获鱼类（18.61%）+系统损耗（5.92%）+向外释放（75.46%）;磷:人工饵料（79.30%）+系统输入（20.70%）=收获鱼类（16.97%）+系统损耗（5.84%）+向外释放（77.19%）;“其他输入”包括鱼苗+天然饵料,“系统损耗”包括死鱼+残饵,“向外释放”包括溶失饵料+沉积物+水体输出+其他输出。人工饵料和水体输出分别是元素输入、输出的主要通道。地埋管道系统中华乌塘鳢的饲料系数为5.76,约为其池塘养殖的50%,饵料利用率较高。碳、氮、磷利用率分别为14.76%、14.33%和6.64%。鲜杂鱼饵料的磷主要存在于骨骼和鳞片,非鱼类喜好部分,这是磷利用率较低的主要原因。3.养殖容量实验表明溶解氧是地埋管道系统养殖容量的首要限制因子,且中华乌塘鳢摄食正常摄食的溶解氧最低值为2.59 mg/L。当水体溶解氧等于中华乌塘鳢摄食正常摄食最低值时,单套地埋管道系统生物量（B,kg）与流量（V,m3/h）的关系:B=13.316V-11.395（B≤60 kg）纳潮混养塘可驱动地埋管道系统的数量:n=S×（H1-H2）/（4.24t）纳潮混养塘可支撑的养殖容量:Ca=10.61×S×（H1-H2）/t式中:S为纳潮混养塘的蓄水面积（m2）;H1为无纳潮前最高潮水面高程（最低潮日的高潮时水面高程）（m）;H2为纳潮混养塘塘底高程（m）;t为无纳潮期时长（h）。以上研究为地埋管道系统的推广应用奠定了理论基础,为工程设计提供了关键参数。4.养殖对环境、大型底栖动物和红树林生长的影响元素收支方程显示,地埋管道系统生产1 t的中华乌塘鳢,由水体、沉积物和溶失饵料向海区排放的碳、氮、磷量分别为338.02 kg、79.34 kg、2.39kg。养殖后（养殖结束一个月内）,滩涂残留水和沉积物的总碳、总氮、总磷、硫化物含量分别是养殖前的72.86%、118.66%、89.50%、54.40%和100.01%、100.15%、114.49%、91.93%。养殖区内的水质指标、沉积物指标和红树林形态指标在养殖前后均差异不显着。养殖区和对照区的红树植物叶片PSⅡ最大光化学效率（Fv/Fm）和大型底栖动物群落结构（种数、生物量、丰度、丰富度、均匀度、多样性指数）均差异不显着。模拟实验显示红树植物和沉积物的δ13C和δ15N在养殖前后差异也不显着。养殖物质通过常流水低浓度分散排放是地埋管道系统养殖对环境和动植物无显着影响的主要原因,此外,植物的吸收、微生物的分解等是可能的原因。5.应用与建议设计了表层富氧水自动输送装置,使管道养殖水体的平均溶解氧浓度提高了12.28%,增强了推广应用性。地埋管道系统适合于光滩红树林重建和互花米草（Spartina alterniflora）滩涂治理的应用。
张永年[5]（2020）在《基于涡量原理的草鱼幼鱼游泳行为及其动力学特性研究》文中研究指明游泳是鱼类主要的生命活动之一,鱼类在水下活动的活动多种多样,其中主要的活动有索取饵料、洄游繁殖、聚集群游、逃避敌害等,因此对鱼类的深入研究以及对未来的仿生学研究都有着重要的生物学意义。鱼类水下的重复性波动行为往往是通过整个身体来完成,为了使鱼类自身在水下环境中达到高效游动,鱼类往往需要身体的头部、尾部和胸鳍等多个部位的协同,因此,对草鱼幼鱼周身涡量和动力形成过程的研究,将有助于了解鲹科游泳模式的鱼类的游泳行为和推进机制,可为鱼类游泳动力的定量分析提出了新的研究手段和方法。本文通过实验室自制的粒子图像测速（PIV,Particle Image Velocimetry）装置,完成了草鱼幼鱼在直线、转弯和后退3种游泳状态下涡量、流场和尾涡结构的研究,同时基于涡量计算原理,对草鱼幼鱼不同游泳状态下的推进力、侧向力和推进效率进行了分析,明确了尾涡结构对动力和高效推进模式形成的重要作用,获得了有利于草鱼幼鱼高效推进的关键水力参数。主要结论如下:（1）基于PIV实验装置和静水实验装置获取了草鱼幼鱼在静水条件下的瞬时流场和涡量场,通过对不同流、涡量场下的涡结构分析,得到结论如下:鱼体前进时的尾涡结构,加速游泳的草鱼幼鱼其尾涡结构d/D>0.3,匀速和减速状态草鱼幼鱼尾涡结构在（d/D=0～0.5）范围内分布。（2）基于PIV实验对草鱼幼鱼的自身的涡量和涡结构进行了分析,通过其周身的涡量和涡结构对鱼体瞬态条件下的作用力进行了计算,得到了草鱼幼鱼在静水条件下的作用力分布情况,主要结论如下:直线游泳条件下的草鱼幼鱼其尾部产生的推进力占总推进力的50%以上,证实了幼鱼尾部是其主要的动力来源;而后退时的草鱼幼鱼则主要依靠鱼体的中间部位来推动自身前进。（3）结合运动学参数以及涡量、涡结构等水动力学参数对草鱼幼鱼净水条件下的游泳效率进行了统计分析,得到结论如下:静水条件下草鱼幼鱼的推进效率与尾涡结构、头部偏角符合正态分布规律,且较小的头部偏角（<15°）与尾涡结构（d/D=0.1～0.4）更有利于草鱼幼鱼的推进。（4）通过PIV实验装置以及动水实验装置,对草鱼幼鱼在动水条件下0～2BL·s-1调畅流速下的涡量和涡结构进行了分析,得到结论如下:动水条件下的草鱼幼鱼,在0～T/2个摆尾周期内的涡量变化最明显,此阶段下的涡量在-0.5～3s-1之间分布,尾涡结构d/D主要呈凹形变化（先减后增）;而T/2～T个摆尾周期之后鱼体周身的涡量开始逐渐下降,平均在-0.1～0.7s-1之间分布,此阶段内尾涡结构呈现呈凸形变化（先增后减）。（5）通过PIV实验装置以及动水实验装置,通过调节摄像机的拍摄频率对不同流速条件下的鱼体进行了拍摄,分析了不同流速条件下鱼体周身的水动力学变化,得到的结论如下:动水条件下,水流流速在0～1BL·s-1范围内变化时,草鱼幼鱼的整体推进效率随流速的增加先上升后下降;水流流速在1～2BL·s-1范围内变化时,幼鱼的整体推进效率随流速的增加先下降后上升。
肖书生[6]（2020）在《低氧胁迫对中华绒螯蟹幼蟹的生理影响及其营养改善对策研究》文中认为水产集约化养殖规模的快速发展和密度的不断提高,导致养殖水体溶解氧偏低（即低氧胁迫）的问题日益突出。低氧胁迫会影响水生动物的生长和生理机能,造成机体抗逆能力下降甚至死亡。中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）是我国的特有经济物种,具有重要的经济价值和科研价值。探究低氧胁迫对中华绒螯蟹的生理机能的不良影响,并寻求缓解的营养学方法就显得十分必要。本论文以中华绒螯蟹为研究对象,探究了短期低氧胁迫下幼蟹的糖、脂代谢相关生理指标、代谢酶和低氧诱导因子1α（HIF1α）基因的变化,初步评价了低氧胁迫对中华绒螯蟹的不良影响;研究了饲料中不同糖源和糖水平,以及添加红景天苷和黄芪多糖对幼蟹的生长性能和耐低氧能力的影响。研究结果补充了中华绒螯蟹等甲壳动物低氧胁迫生理的基础资料,还可为中华绒螯蟹养殖生产中采用有效的改善对策提供参考。主要研究结果和结论如下1.低氧胁迫对中华绒螯蟹幼蟹的糖、脂代谢指标的影响为探究低氧胁迫对中华绒螯蟹的糖、脂代谢指标的影响,将体重（4.0±0.21）g的幼蟹暴露于（2.0±0.2）mg/L低氧环境中,以溶解氧（7.0±0.2）mg/L为对照组（常氧组）,每组设置三个重复,在试验处理的0 h、3 h、6 h、12 h、24 h、48 h和96 h,分别采集常氧组和低氧组幼蟹肝胰腺和血淋巴,测定了糖、脂代谢相关的代谢物,代谢酶活性以及基因的表达。实验结果表明,中华绒螯蟹幼蟹的12 h水体溶解氧半致死浓度为0.773 mg/L（95%置信区间:0.615-0.926 mg/L）。糖代谢指标显示,6 h低氧组血糖浓度显着高于常氧组（P<0.05）,至24 h和48 h时则显着低于常氧组（P<0.05）;3 h、6 h、12 h、24 h和48 h低氧组糖原含量显着低于常氧组（P<0.05）;同时,3 h、6 h和24 h低氧组肝胰腺的丙酮酸含量显着高于常氧组（P<0.05）;3 h、6h、12 h、24 h、48 h和96 h低氧组丙酮酸脱氢酶基因m RNA水平显着低于常氧组（P<0.05）;3 h、12 h和24 h低氧组乳酸脱氢酶活性显着高于常氧组（P<0.05）;3 h、6 h和24 h低氧组乳酸含量显着高于常氧组（P<0.05）。脂代谢指标结果显示,相同时间点常氧组和低氧组血淋巴甘油三酯含量无显着性差异（P>0.05）;常氧和低氧下各时间点肝胰腺甘油三酯含量均显着低于0 h（P<0.05）,3 h、6 h、12 h和24 h低氧组肝胰腺甘油三酯含量显着高于常氧组（P<0.05）;6 h、12 h和24 h低氧组甘油三酯水解酶esIL基因m RNA水平显着低于常氧组（P<0.05）;6 h和12 h低氧组甘油三酯水解酶esTGL2基因m RNA水平显着低于常氧组（P<0.05）;HIF1α基因表达结果显示,3 h、6 h、12 h和24 h低氧组HIF1α基因m RNA水平显着高于常氧组（P<0.05）。以上结果提示,中华绒螯蟹幼蟹12 h的低氧半致死浓度为0.773mg/L。短时间（24 h）低氧胁迫能够上调幼蟹HIF1α基因的转录,在一定程度上改变了中华绒螯蟹肝胰腺的糖、脂代谢模式,具体表现为糖酵解和无氧糖代谢增强,有氧糖代谢趋于减弱,脂分解代谢则受到抑制。随着胁迫时间的延长（超过24 h）,机体的糖代谢会逐渐减弱,而脂分解代谢则会相应加强。2饲料中不同糖源和糖水平对幼蟹耐低氧能力的影响糖类是水生动物应对环境胁迫时所需能量的主要来源。本研究初步探讨了饲料中不同糖源和糖水平对中华绒螯蟹幼蟹耐受低氧能力的影响,试验选择了玉米淀粉和葡萄糖两种糖源,共设计了6组试验饲料,饲料中分别含15%（CS15%）、25%（CS25%）和35%（CS35%）三个水平玉米淀粉组,以及15%（GLU15%）、25%（GLU25%）和35%（GLU35%）三个水平葡萄糖组,饲喂体重1.18±0.03 g的幼蟹56 d,饲养8周后,对幼蟹的存活和生长情况进行统计和称重,然后每个处理组随机抽取6只幼蟹用密闭容器进行存活时间实验,以比较各组蟹的耐低氧能力;剩下的幼蟹用于24 h低氧（2.0±0.2mg/L）胁迫实验,比较不同饲料组对低氧耐受能力的影响差异。结果显示,投喂不同糖源和糖水平饲料8周后,同一添加水平下玉米淀粉组增重率（WG）、特定生长率（SGR）和肝胰腺指数（HSI）均显着高于葡萄糖组（P<0.05）;玉米淀粉组中,CS25%组WG和SGR显着高于其他组（P<0.05）;葡萄糖组中,GLU25%组WG和SGR显着高于其他组（P<0.05）。密闭容器存活时间（ST）的结果显示,同一添加水平下,葡萄糖组的ST显着高于玉米淀粉组（P<0.05）;玉米淀粉组中,CS25%组ST显着高于其他组（P<0.05）;葡萄糖组中,GLU25%组ST显着高于其他组（P<0.05）。耗氧率的测定结果显示,CS35%、GLU25%和GLU35%组低氧下耗氧率显着低于常氧组（P<0.05）;GLU25%组低氧下耗氧率显着低于CS25%组和其他葡萄糖组（P<0.05）。对幼蟹肝胰腺糖、脂代谢指标分析的结果来看,常氧处理中,同一添加水平下葡萄糖组糖原含量显着高于玉米淀粉组（P<0.05）,GLU25%组糖原、丙酮酸和乳酸含量显着高于CS25%、GLU15%和GLU35%组（P<0.05）。肝胰腺HIF1α基因表达结果显示,低氧处理后各组HIF1α基因m RNA水平均显着高于常氧处理组（P<0.05）。综上所述,同水平下玉米淀粉组相比葡萄糖组生长较好,两种糖源均在25%水平时对幼蟹生长最有利。相比于玉米淀粉,饲料中添加葡萄糖能够更好地提高中华绒螯蟹幼蟹的耐低氧胁迫能力,其中25%葡萄糖组效果最好。葡萄糖能提高幼蟹耐低氧胁迫能力,主要原因是前期饲养条件下机体提高了对饲料葡萄糖的利用能力,转化后以糖原的形式储存在肝胰腺中,为应对低氧胁迫提供了物质基础;同时,合适的糖源和糖水平,还可以降低耗氧率以应对低氧对存活的不利影响。3饲料中添加红景天苷对幼蟹耐低氧能力的影响红景天苷是常见抗缺氧药物的主要成份,为探究饲料中添加红景天苷对中华绒螯蟹幼蟹耐低氧能力的影响,本研究在基础饲料中分别添加了300mg/kg（S300）、600 mg/kg（S600）和900 mg/kg（S900）红景天苷,以基础饲料为对照,共计4种实验饲料。投喂体重为0.23±0.01 g的幼蟹8周,随后进行了24 h的低氧（2.0±0.2 mg/L）胁迫试验。8周生长试验结果显示,S300组增重率和特定生长率显着高于其他组（P<0.05）,相应地饲料系数显着低于其他组（P<0.05）。低氧胁迫下,S300组血蓝蛋白浓度显着高于其他组（P<0.05）。耗氧率的测定结果显示常氧下红景天苷添加组耗氧率显着低于对照组（P<0.05）,低氧下S300组和S900组耗氧率显着低于对照组（P<0.05）。肝胰腺糖脂代谢指标显示,常氧下,S300组糖原含量显着高于其他组（P<0.05）;低氧下,S300组糖原含量显着高于其他组（P<0.05）,红景天苷各添加组的乳酸含量显着低于对照组（P<0.05）。常氧下,各组甘油三酯含量无显着性差异（P>0.05）,低氧下,S300组甘油三酯含量显着低于对照组和S900组（P<0.05）,肉毒碱棕榈酰转移酶1（CPT1）基因m RNA水平显着高于其他组（P<0.05）。抗氧化能力的分析结果,无论常氧还是低氧条件下,红景天苷添加组丙二醛（MDA）均显着低于对照组（P<0.05）,超氧化物歧化酶（SOD）活性均显着高于对照组（P<0.05）,S300组和S600组谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-PX）活性均显着高于对照组（P<0.05）。HIF1α基因表达结果显示,低氧下S300组和S600组HIF1α基因m RNA水平显着高于对照组和S900组（P<0.05）。综上,饲料中添加300 mg/kg红景天苷能促进中华绒螯蟹生长并提高中华绒螯蟹耐低氧能力。红景天苷可通过提高HIF1α基因m RNA水平和血蓝蛋白含量,降低机体的耗氧率,改善糖、脂代谢的供能效率,以提高动物的抗氧化和耐低氧的能力。4饲料中添加黄芪多糖对幼蟹耐低氧能力的影响黄芪多糖也是抗缺氧药物的有效成份。为探究饲料中添加黄芪多糖对中华绒螯蟹幼蟹耐低氧能力的影响,本研究在基础饲料中分别添加了150 mg/kg（A150）,300 mg/kg（A300）和600 mg/kg（A600）黄芪多糖,以基础饲料为对照,共计4种实验饲料。投喂体重为0.23±0.01 g的幼蟹8周,随后进行了24 h的低氧（2.0±0.2 mg/L）胁迫试验。8周生长试验结果显示,A600组增重率和特定生长率显着高于其他组（P<0.05）,饲料系数显着低于其他组（P<0.05）。耗氧率的分析结果,常氧下各黄芪多糖添加组的耗氧率均显着低于对照组（P<0.05）,低氧下A150组和A600组耗氧率显着低于对照组（P<0.05）。抗氧化能力方面,无论是常氧还是低氧条件下,黄芪多糖添加组MDA含量均显着低于对照组（P<0.05）,SOD活性显着高于对照组（P<0.05）,低氧下A600组GSH-PX活性显着高于对照组（P<0.05）。从非特异免疫指标来看,常氧处理和低氧处理对比结果显示,对照组低氧下总血细胞数（THC）、碱性磷酸酶（AKP）和酸性磷酸酶（ACP）活性均显着低于常氧（P<0.05）;低氧下,黄芪多糖各添加组THC均显着高于对照组（P<0.05）,A600组AKP活性和ACP活性均显着高于对应常氧组以及低氧下其他组（P<0.05）。HIF1α基因表达结果显示,低氧下,黄芪多糖各添加组HIF1α基因m RNA水平均显着低于对照组（P<0.05）。综上,饲料中添加600 mg/kg黄芪多糖能促进中华绒螯蟹生长并提高中华绒螯蟹耐低氧能力。黄芪多糖主要通过降低HIF1α基因m RNA水平和耗氧率,调节机体的非特异性免疫力和抗氧化酶活力,来提高动物对低氧胁迫的耐受能力。
朱峰磊[7]（2020）在《游泳加速模式对南方鲇和团头鲂运动后代谢恢复的影响》文中研究说明为了探讨游泳加速模式对不同生态习性鱼类运动力竭后代谢恢复的影响,本研究设置由不同加速持续时间（?t）和速度增量（?v）组成的1个爆发游泳加速模式(Uburst:?v为20 cm/s,?t为2 min)和3个持续游泳加速模式(Ucrit:?v为10 cm/s,?t分别为20、40和60 min),采用鱼类游泳呼吸测量仪,在25±0.5℃条件下,分别测定了南方鲇（Silurus meridionalis）和团头鲂（Megalobrama amblycephala）的运动后过量耗氧（EPOC）。研究得到的主要实验结果如下:1.南方鲇在爆发游泳力竭后的EPOC峰值显着高于其它3个持续游泳模式力竭后的测得值（P<0.05）;团头鲂4个不同处理组的EPOC峰值之间的差异则不显着。2.南方鲇和团头鲂在游泳力竭后的整个恢复期内,其耗氧率（MO2）先是在力竭后大约20 min内急剧下降,然后则随时间延长缓慢下降,直至恢复到运动前水平。3.南方鲇爆发游泳力竭后的前20 min的耗氧量显着高于该种鱼3个Ucrit组的该值（P<0.05）;而团头鲂此阶段的耗氧量在爆发游泳和持续游泳之间则没有显着差异。4.南方鲇在爆发游泳力竭后的EPOC总量显着高于其它3个Ucrit组的测定值（P<0.05）,而团头鲂EPOC总量在4个加速模式之间的差异则并不显着。5.南方鲇在Uburst组的EPOC总量比3个Ucrit组EPOC总量分别高286.6%、359.5%和816.5%,而团头鲂的该增幅却分别为20.6%、14.8%和29.0%。6.南方鲇在爆发游泳后测得的EPOC恢复历时显着高于其它3个Ucrit组（P<0.05）,而团头鲂4个不同加速模式下,其EPOC恢复历时之间的差异均不显着。在相同的加速模式条件下,南方鲇的EPOC恢复历时均短于团头鲂。7.南方鲇和团头鲂在爆发游泳中的无氧代谢占比分别为0.72和0.64,均分别显着高于各自的Ucrit组（P<0.05）;两种鱼3个Ucrit组的无氧代谢占比范围为0.04-0.12,表现出随加速持续时间增加而下降的趋势,但这3者间的差异不显着。在相同加速模式下,南方鲇和团头鲂的无氧占比差异不显着。本文提出的主要结论如下:1.南方鲇和团头鲂游泳力竭后的代谢恢复过程均呈现快速恢复和缓慢恢复两个阶段。2.南方鲇游泳中对无氧代谢的依赖性高,爆发游泳时动用无氧代谢的能力强,可以大幅度提升游泳速度,且力竭后代谢恢复所需时间较短。3.团头鲂运动中主要依赖有氧代谢,可以保持较长时间的高速游泳,但力竭后代谢恢复历时较长。4.南方鲇和团头鲂的游泳性能及相关运动代谢机制的差异,反映了物种适应其生态习性的权衡效应。
夏丹阳[8]（2020）在《鲤的代谢特征与游泳能力、低氧耐受及生长性能的关联》文中研究指明鱼类在运动能力、环境耐受和生长性能等方面均存在个体差异,这些差异与能量代谢有关联,共同决定物种的对环境的适应性。本研究主要考察鱼类在游泳运动、低氧耐受和生长性能方面的个体差异及其与代谢的关联。以鲤（Cyprinus carpio）幼鱼为研究对象,开展了以下三个实验。所有实验设定温度均为25°C,实验鱼样本量均为30尾。实验Ⅰ.研究鲤代谢特征与游泳能力的个体差异及关联:随机抽取30尾实验鱼用于无氧运动观测,分别测定静止代谢率（RMR）、匀加速最大游泳速度(Ucat);另随机抽取30尾实验鱼用于有氧运动观测,分别测定静止代谢率（RMR）、临界游泳速度(Ucrit)、活动代谢率（AMR）及代谢空间（MS）。实验Ⅱ.研究鲤维持代谢与低氧耐受的关联及可重复性:对实验鱼分别测定RMR、临界氧浓度(Pcrit)、失去平衡点（LOE）和临界耗氧率(MRcrit),测量结束后所有实验鱼隔离禁食21天,再次测量上述参数。实验Ⅲ.研究鲤维持代谢与生长状况的关联及禁食影响:将实验鱼饱足投喂21天,进行摄食生长,结束后计算摄食率（FR）、饲料转化效率（FE）、生长率（SGR）,并测定RMR;测量结束后禁食处理21天,计算SGR,再次测定RMR,取心、肝、肠、单侧鳃、脑、剩余内脏团,依次称重。研究结果如下:1.测定无氧运动和有氧运动的实验鱼的RMR变异程度不同,Ucat大于Ucrit。RMR与Ucat不相关（r=0.175,p=0.356）,与Ucrit显着正相关（r=0.508,p=0.004）。Ucrit与AMR显着正相关（r=0.509,p=0.004）,与MS显着正相关（r=0.400,p=0.029）。代谢特征之间,RMR与AMR显着正相关（r=0.440,p=0.015）,与MS不相关（r=0.169,p=0.372）,AMR与MS显着正相关（r=0.959,p<0.001）。2.禁食前RMR与Pcrit、LOE显着正相关（分别是r=0.634,p<0.001;r=0.407,p=0.026）,禁食后RMR与Pcrit显着正相关（r=0.541,p=0.002）,而与LOE不相关（r=0.129,p=0.495）,无论禁食与否,RMR与MRcrit都不相关（禁食前后分别为r=0.288,p=0.123;r=0.299,p=0.109）。禁食导致RMR显着降低23.8%(t29=6.591,p<0.001),Pcrit显着提高25.3%(t29=-2.206,p=0.035),LOE提高4.8%(t29=-0.604,p=0.551),MRcrit提高0.6%(t29=-0.081,p=0.936)。RMR与MRcrit重复性强(RMR:r=0.553,p=0.002;MRcrit:r=0.385,p=0.036),Pcrit、LOE重复性弱(Pcrit:r=0.235,p=0.212;LOE:r=0.199,p=0.291)。3.禁食前,RMR与SGR不相关（r=0.372,p=0.206）,与FE也不相关（r=0.075,p=0.694）,但与FR显着正相关（r=0.238,p=0.043）。FR与SGR显着正相关（r=0.861,p<0.001）,与FE也显着正相关（r=0.632,p<0.001）。SGR与FE显着正相关（r=0.905,p<0.001）。禁食后,RMR与SGR不相关（r=0.254,p=0.176）,肠重显着降低41.4%(t17=6.495,p<0.001),肝重显着降低46.4%(t17=5.843,p<0.001),剩余内脏团重显着降低42.4%(t17=-4.397,p<0.001),其余器官重差异不显着(心重:t17=-2.112,p=0.136;净体重:t17=-1.374,p=0.187;单侧鳃重:t17=-1.574,p=0.134;脑重:t17=0.820,p=0.424)。结论如下:1.鲤的维持代谢越高,其有氧游泳能力越强,能保证较高的能量输出,满足高强度运动的需要,运动适应性较强。代谢水平较低的个体,其运动能力也较低,运动适应性较弱。2.鲤的维持代谢较低,其低氧耐受能力较强;长期禁食后,鲤的维持代谢降低,对低氧耐受能力的影响较小,维持代谢具可重复性。3.饱足摄食状况下,鲤的维持代谢与个体的摄食量正相关,却与生长性能无关,可能是食物能更多地分配到消化、同化或运动等方面。禁食引起鲤的消化器官重量降低,鲤表现出不同程度的负生长,但维持代谢与生长性能仍无关,可能是发育早期尽管生长快速,但个体仍倾向于保持较高的能量支出。因此,环境资源限制导致的饥饿胁迫对维持代谢和生长性能的影响不显着。
杨斯琪[9]（2020）在《氨氮胁迫对大口黑鲈耗氧率、相关组织酶活及TLR2、IRF4基因的影响》文中研究指明在集约化养殖中,尤其在工厂式循环水养殖系统,由于过高的养殖密度、增加了投喂量、未及时清理残饵排泄物等因素,通常会引起氨氮在水体中逐渐积累,对经济鱼类产生不利的影响。然而在大口黑鲈中,关于氨氮胁迫的报道较少,对且其解毒机制尚不明确。因此研究氨氮对大口黑鲈的毒性作用具有重要意义。本研究以大口黑鲈为对象,首先研究了氨氮胁迫对其生长和代谢状况的影响;其次探究了氨氮的胁迫作用对其生理生化指标的影响;最后从免疫基因的方面分析其分子指标响应机制。主要研究内容和结果如下:采用封闭流水式实验方法,研究了氨氮、温度和体重对大口黑鲈（Micropterus salmoides）耗氧率、窒息点的影响。结果表明:在设定的总氨氮浓度0-8.61mg/L范围,随着氨氮浓度增加,大口黑鲈幼鱼耗氧率呈现先增加后降低的趋势,峰值为0.338mg/（g·h）,窒息点随着氨氮浓度的增加而递增,影响显着（P<0.05）;在13-33°C的实验温度范围,随着温度升高,耗氧率先增加,在29°C时达到峰值0.392mg/（g·h）,随后出现下降。在体重6.66-15.87g范围,耗氧率随着体重的增加而下降,最低值为0.112mg/（g·h）;耗氧率存在明显的昼夜节律变化,夜均0.214mg/（g·h）>日均0.199mg/（g·h）,二者差异显着（P<0.05）,并在2:00-6:00和18:00-20:00时间段出现二个峰值。以30.94±1.71g大口黑鲈（Micropterus salmoides）为研究对象,设置三个氨氮胁迫浓度（19,28.5,38mg/L）进行急性毒性实验,分别在胁迫第0、6、12、24、48、72、96h取其肾脏、肝脏、鳃丝、脑和肠组织,探讨急性氨氮胁迫对大口黑鲈的不同组织中总超氧化物歧化酶（T-SOD）、总抗氧化活力（T-AOC）和谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-Px）的影响。结果:在试验期间内,氨氮质量浓度为19mg/L随胁迫时间延长T-SOD酶活逐渐升高外,其余各组三种酶活水平均显现先上调后下降的趋势。氨氮浓度越大,胁迫时间越长,其毒性作用越强,表现为38mg/L氨氮处理组在72h或96h后明显低于正常水平。当氨氮质量浓度为19mg/L时,大口黑鲈幼鱼T-SOD、T-AOC和GSH-Px指标在各组织中与对照组相比,除了GSH-Px在肝脏和鳃丝中出现低于正常水平（P<0.05）,其他未出现显着性变化（P>0.05）;当氨氮质量浓度为28.5mg/L时,肾脏和肝脏T-SOD,肝脏、鳃丝和肠T-AOC及全部组织GSH-Px含量等指标显着低于对照组（P<0.05）;但当氨氮质量浓度为38mg/L时,大口黑鲈幼鱼的T-SOD、T-AOC和GSH-Px指标在各组织中均显着低于对照组（P<0.05）。根据峰值出现大小特征,在氨氮胁迫下,依次是鳃丝的T-SOD与肾脏T-AOC和GSH-Px表现出了最强的敏感性。试验条件下氨氮胁迫对大口黑鲈T-SOD、T-AOC和GSH-Px各指标活性产生明显影响（P<0.05）,且随浓度增加及时间延长影响程度加大。由此可见,养殖水体中的氨氮会对大口黑鲈的酶活产生较大影响,同时作为氨氮胁迫的监测指标时,T-SOD作为以鳃组织为宜,T-AOC和GSH-Px以肾脏组织为宜。为了了解Toll样受体信号通路转导机制,探究Toll样受体2（Toll-like receptor2,TLR2）对大口黑鲈（Micropterus salmoides）幼鱼机体,在受到氨氮胁迫后的免疫保护作用。本研究从大口黑鲈转录组中获得了TLR2部分序列,采用RT-PCR及RACE获得TLR2全长cDNA。采用分子生物信息学对大口黑鲈TLR2基因序列以及氨基酸序列进行了分析,并根据所构建的系统发育树对这个基因分别进行了分子进化分析。采用qRT-PCR分析大口黑鲈TLR2基因的组织表达分布和氨氮胁迫后的免疫应答模式开展了研究。结果显示,TLR2基因全长2626 bp,2445 bp的开放阅读框（ORF）,编码814个氨基酸。序列同源性比对发现,大口黑鲈TLR2与其他物种的TLR和基因结构相似,具有高度保守性,同源性分别为85.66%。系统进化树分析表明,大口黑鲈TLR2与花鲈、石斑鱼聚为一支。qRT-PCR分析表明,大口黑鲈TLR2在6个健康组织（肾脏、肝脏、脾脏、脑、鳃和肠）中均有表达,在肝脏和肾脏中的表达量较高。在受到氨氮胁迫后的免疫表达模式表明了大口黑鲈TLR2基因在应对毒害威胁时起到了重要作用。在这个途径中,TLR2通过MyD88依赖性途径介导NF-κB信号。为了研究急性氨氮胁迫对免疫反应相关基因表达的影响,了解干扰素调节因子4（Interferon regulatory factor 4,IRF4）对大口黑鲈（Micropterus salmoides）幼鱼机体的免疫保护作用。本研究从大口黑鲈转录组中获得了IRF4部分序列,采用RT-PCR及RACE获得IRF4全长cDNA。采用分子生物信息学对大口黑鲈IRF4基因序列以及氨基酸序列进行了分析,并根据所构建的系统发育树对这个基因分别进行了分子进化分析。采用qRT-PCR分析大口黑鲈IRF4基因的组织表达分布和氨氮胁迫后的免疫应答模式展开了研究。结果显示,IRF4基因全长1964 bp,1224 bp的ORF,编码407个氨基酸。序列同源性比对发现,大口黑鲈IRF4与其他物种的IRF基因结构相似,具有高度保守性,同源性分别为90.33%。系统进化树分析表明,大口黑鲈IRF4和鳜鱼聚为一支。qRT-PCR分析表明,大口黑鲈IRF4在6个健康组织（肾脏、肝脏、脾脏、脑、鳃和肠）中均有表达,在肾脏中的表达量较高。氨氮胁迫能诱导6个组织中IRF4基因的表达（P<0.05）,出现峰值的时间存在差异。IRF4诱导的I型IFN（IFNα/β）,能够参与机体的抵御氨氮胁迫反应。本研究表明,在受到氨氮胁迫后的免疫表达模式表明了大口黑鲈IRF4基因在应对氨氮中毒时起到了重要作用。
孙旭[10]（2020）在《穆棱河流域水生生物多样性与水生态健康评价》文中研究指明穆棱河流域地处黑龙江省三江平原农业湿地生态区,流域周围被耕地包围。穆棱河长期经历挖沙活动,河床破坏严重,又由于近年来农业面源污染、工业排放污染和城市生活污染的不断加剧,穆棱河的水质每况愈下,已经对当地人民生产生活产生了不利影响。本研究于2015和2017年5月（春季）、7月（夏季）和9月（秋季）对穆棱河环境因子及水生生物群落结构和功能群进行全面调查。调查期间穆棱河流域共发现浮游植物7门43属83种及变种,丰度介于3.6×104～1.3×107ind./L之间,生物量介于0.03～23.21mg/L之间。划分出17个浮游植物功能群,优势功能群为F、M、MP、P和Y,季节性演替表现为M+P→F+MP+P→MP+P→M→M+Y→M+MP+P。影响浮游植物功能群的环境因子包括NTU、ORP、EC和 NO3--N。浮游动物4类27属36种,丰度介于0.4×104～1.6×108ind./L之间,生物量介于0.01～16.68mg/L之间。划分出7个浮游动物功能群,优势功能群为原生动物滤食者PF、轮虫滤食者RF和小型浮游动物滤食者SCF,季节性演替表现为PF+RF+SCF→PF+RF→P→PF+RF→PF+RF→PF+RF。影响浮游动物功能群的环境因子包括NTU、EC、WD、SD 和 TP。底栖动物4门13目46科158属/种,丰度介于9.23～353.3ind./m2之间,生物量介于1.08～880g/m2之间。划分出6个底栖动物功能群,优势功能群为捕食者PR、集食者GC和刮食者SC,季节性演替表现为GC+SC→PR+GC→PR+GC→PR+GC+SC→PR+GC→PR+GC。影响底栖动物功能群的环境因包括DO、T、TN、NH4+-N和CODMn。鱼类5目12科46种,丰度介于2～97.92ind./m3之间,生物量介于8.22～770.36g/m3之间。划分出7个鱼类功能群,优势功能群为水生昆虫食性IN、浮游植物食性PH、底栖动物食性BE和杂食性OM,季节性演替表现为IN+BE→IN+BE+OM→IN+PH+BE+OM→IN+BE→IN+PH+BE+OM→IN+PH+BE+OM。影响鱼类功能群的环境因子包括WD、SD、NTU和CODMn。通过各水生生物Shannon-Weaver多样性指数（H’）、Pielou均匀度指数（J’）和Margalef丰富度指数（d）对穆棱河水质进行评价,结果较为一致。S1、S2、S3、S4和S5采样点水质最好呈o-轻污状态,从平均值来看,穆棱河流域水质呈β-中污状态。通过层次分析法建立穆棱河流域水生态健康评价体系,包括河流水环境因子、河流水形态质量和河流生态系统服务,涵盖物理因子、化学因子、河流水文、河流结构、生物功能群多样性和社会服务功能,共计27个指标。各子系统之间实现了很好的耦合效应,耦合度达到最大耦合,耦合协调程度由初级协调上升到中级协调。目标层和准则层主要障碍因素分别是河流生态系统服务和生物功能群多样性,主要障碍因子是浮游植物功能群多样性、溶解氧浓度和生态径流。通过计算穆棱河流域水生态健康综合指数,各季节WEHCI值分别为0.4177、0.4428、0.5071、0.4699、0.4799和0.6434,水生态健康分级由Ⅲ级上升到Ⅱ级,健康状况由一般水平上升到亚健康水平,总体呈上升趋势,平均值为0.4935,健康分级为Ⅲ级,健康状况为一般。总体上来看,穆棱河流域秋季水生态健康水平最高。
二、影响鱼类耗氧量的因素（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、影响鱼类耗氧量的因素（论文提纲范文）
（1）中国水环境溶解氧基准与标准初步研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 溶解氧的平衡过程及其影响因素 |
| 1.2.2 溶解氧的生态环境效应 |
| 1.2.3 水生生物对溶解氧的敏感度差异及其影响因素 |
| 1.2.4 需要进一步研究的工作 |
| 1.3 研究目标、研究内容和拟解决的关键科学问题 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 拟解决的关键科学问题 |
| 1.4 技术路线 |
| 第2章 我国地表水体溶解氧背景值研究 |
| 2.1 研究区域概况与方法 |
| 2.1.1 研究区域概况 |
| 2.1.2 数据搜集与整理 |
| 2.1.3 溶解氧背景值计算和分区方法 |
| 2.2 溶解氧背景值时空分布研究 |
| 2.3 溶解氧背景值分区 |
| 2.4 气温升高对溶解氧背景值的影响 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 我国地表水体溶解氧时空变化分析 |
| 3.1 数据收集与处理 |
| 3.2 溶解氧现状分析 |
| 3.3 溶解氧时空变化分析 |
| 3.3.1 溶解氧整体变化趋势 |
| 3.3.2 不同区域溶解氧变化趋势 |
| 3.3.3 入海口溶解氧变化趋势 |
| 3.3.4 溶解氧季节变化趋势 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 溶解氧水质基准的推导及建议 |
| 4.1 数据收集与方法 |
| 4.1.1 数据收集与筛选 |
| 4.1.2 溶解氧基准推导方法 |
| 4.2 生物数据筛选结果 |
| 4.3 溶解氧基准推导结果 |
| 4.3.1 推导溶解氧急性基准值 |
| 4.3.2 推导溶解氧慢性基准值 |
| 4.3.3 溶解氧基准值推导方法的比较 |
| 4.4 我国溶解氧基准值制定建议 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 溶解氧标准制定研究进展及探讨 |
| 5.1 美国溶解氧水质标准 |
| 5.1.1 保护水生生物 |
| 5.1.2 保护水体功能 |
| 5.1.3 反降级政策 |
| 5.2 中美两国溶解氧测定方法的比较 |
| 5.3 我国溶解氧水质标准及其存在的问题 |
| 5.4 我国溶解氧标准修订建议 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 生物毒性数据 |
| 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 |
（2）辽河保护区河流健康评价与问题诊断（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的及意义 |
| 1.2 国内外河流健康评价研究进展 |
| 1.2.1 国外研究进展 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 第二章 辽河保护区概况及河流健康评价指标体系构建 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验设计与样点设置 |
| 2.2.2 样品采集和分析方法 |
| 2.3 评价指标体系的构建 |
| 2.3.1 体系构建的基本原则 |
| 2.3.2 指标体系构建步骤 |
| 2.3.3 评价指标体系框架确定 |
| 2.4 评价指标含义及计算 |
| 2.5 评价指标权重赋值 |
| 2.6 评价等级划分 |
| 2.7 评价河段划分 |
| 2.8 河流健康评估方法 |
| 2.9 本章小结 |
| 第三章 辽河保护区“十二五”期间河流健康评估 |
| 3.1 “十二五”期间水文水资源赋分 |
| 3.2 辽河保护区“十二五”期间物理结构赋分 |
| 3.2.1 “十二五”期间河岸带状况赋分 |
| 3.2.2 “十二五”期间流量连通状况赋分 |
| 3.3 辽河保护区“十二五”期间水质赋分 |
| 3.3.1 “十二五”期间溶解氧状况赋分 |
| 3.3.2 “十二五”期间耗氧有机污染物状况赋分 |
| 3.3.3 “十二五”期间重金属状况赋分 |
| 3.4 辽河保护区“十二五”期间水生物赋分 |
| 3.4.1 “十二五”期间大型底栖生物多样性状况赋分 |
| 3.4.2 “十二五”期间鱼类多样性状况赋分 |
| 3.5 辽河保护区“十二五”期间社会属性赋分 |
| 3.6 “十二五”期间辽河保护区河流健康评估赋分 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 辽河保护区“十三五”期间河流健康赋分 |
| 4.1 “十三五”期间水文水资源赋分 |
| 4.2 辽河保护区“十三五”期间物理结构赋分 |
| 4.2.1 “十三五”期间河岸带状况赋分 |
| 4.2.2 “十三五”期间流量连通状况赋分 |
| 4.3 辽河保护区“十三五”期间水质赋分 |
| 4.3.1 “十三五”期间溶解氧状况赋分 |
| 4.3.2 “十三五”期间耗氧有机污染物状况赋分 |
| 4.3.3 “十三五”期间重金属状况赋分 |
| 4.4 辽河保护区“十三五”期间水生物赋分 |
| 4.4.1 “十三五”期间大型底栖生物多样性状况赋分 |
| 4.4.2 “十三五”期间鱼类多样性状况赋分 |
| 4.5 辽河保护区“十三五”期间社会属性赋分 |
| 4.6 “十三五”期间辽河保护区河流健康评估赋分 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 辽河保护区问题诊断及对策研究 |
| 5.1 辽河保护区健康问题诊断 |
| 5.1.1 水文水资源诊断分析 |
| 5.1.2 物理结构诊断分析 |
| 5.1.3 水质诊断分析 |
| 5.1.4 水生物诊断分析 |
| 5.1.5 社会属性诊断分析 |
| 5.2 辽河保护区治理对策 |
| 5.2.1 水量调控机制 |
| 5.2.2 植物多样性优化配置 |
| 5.2.3 严厉打击非法采沙、放牧、垃圾乱扔等行为 |
| 5.2.4 入河流缓冲带 |
| 5.2.5 农业生产污染治理 |
| 5.2.6 防洪工程提升 |
| 5.2.7 完善并落实健康河流管理的政策 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（3）河蟹池塘溶解氧监测及低氧胁迫应答机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 河蟹的生物学特征及产业概况 |
| 1.1.1 河蟹的生物学特征 |
| 1.1.2 我国河蟹产业整体概况 |
| 1.2 低氧及对水生动物的影响 |
| 1.2.1 低氧的发生 |
| 1.2.2 低氧对水生动物行为的影响 |
| 1.2.3 低氧对水生动物生长和繁殖的影响 |
| 1.2.4 低氧对水生动物生理生化的影响 |
| 1.3 低氧诱导因子Hif研究概况 |
| 1.4 养殖池塘低氧调控 |
| 1.4.1 处理池塘底泥 |
| 1.4.2 控制放养密度 |
| 1.4.3 合理投喂 |
| 1.4.4 培育优良水草 |
| 1.4.5 机械增氧 |
| 1.4.6 使用微生物制剂 |
| 1.4.7 培育抗逆品种 |
| 1.5 本研究的目的意义及思路 |
| 第2章 河蟹养殖池塘DO日变化以及耗氧率和窒息点 |
| 2.1 实验动物 |
| 2.2 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 河蟹养殖池塘溶氧变化监测 |
| 2.3.2 耗氧率的测定 |
| 2.3.3 窒息点的测定 |
| 2.3.4 实验数据处理 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 河蟹养殖池塘溶氧变化监测 |
| 2.4.2 河蟹耗氧率 |
| 2.4.3 河蟹窒息点 |
| 2.5 讨论 |
| 第3章 低氧对河蟹组织线粒体超微结构及生理生化的影响 |
| 3.1 实验动物 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 河蟹低氧—复氧处理 |
| 3.3.2 透射电镜样品的制备 |
| 3.3.3 生理生化(SOD、T-ATPase、ALP、ACP、MDA、LDH)测定 |
| 3.4 结果 |
| 3.4.1 低氧胁迫对河蟹组织线粒体超微结构的影响 |
| 3.4.2 低氧对河蟹生理生化(SOD、T-ATPase、ALP、ACP、MDA、LDH)的影响 |
| 3.5 讨论 |
| 第4章 低氧对河蟹肝组织基因表达谱的影响 |
| 4.1 实验动物 |
| 4.2 实验仪器与试剂 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 河蟹低氧-复氧处理 |
| 4.3.2 总RNA的提取和文库构建 |
| 4.3.3 全长转录组量测序及序列分析 |
| 4.3.4 转录组序列的功能注释 |
| 4.3.5 转录组数据验证 |
| 4.3.6 缺氧相关异表达基因的鉴定 |
| 4.3.7 河蟹Hif-1α、Hif-1β组织分布 |
| 4.3.8 水草对池塘河蟹Hif-1α、Hif-1β表达的影响 |
| 4.4 结果分析 |
| 4.4.1 全长转录组测序与组装分析 |
| 4.4.2 Illumina RNA-Seq与低氧-复氧潜在相关差异表达基因的筛选 |
| 4.4.3 qRT-PCR验证测序结果 |
| 4.4.4 低氧-复氧过程中关键基因的特征 |
| 4.4.5 Hif-1基因的蛋白互作 |
| 4.4.6 河蟹Hif-1α、Hif-1β的表达和组织分布 |
| 4.4.7 水草对河蟹Hif-1α、Hif-1β表达的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
（4）红树林地埋管道原位生态养殖系统关键过程研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 红树林生态系统特征及重要性 |
| 1.2 红树林可持续利用的起源 |
| 1.3 红树林利用的主要模式 |
| 1.3.1 不毁林养殖 |
| 1.3.2 毁林养殖 |
| 1.4 红树林可持续利用面临的问题 |
| 1.4.1 红树林生境丧失 |
| 1.4.2 海区环境恶化 |
| 1.4.3 互花米草入侵严重 |
| 1.5 水产养殖系统机理研究进展 |
| 1.5.1 养殖系统内部环境因子的作用 |
| 1.5.2 水产养殖系统重要元素收支研究 |
| 1.5.3 水产养殖系统容量研究 |
| 1.6 水产养殖对环境影响的研究概况 |
| 1.6.1 水产养殖排放通量估算方法 |
| 1.6.2 水产养殖的排放通量 |
| 1.6.3 生物因子的响应机制 |
| 1.7 红树林地埋管道原位生态养殖系统概述 |
| 1.7.1 红树林地埋管道原位生态养殖系统的发展 |
| 1.7.2 红树林地埋管道原位生态养殖系统的原理 |
| 1.7.3 红树林地埋管道原位生态养殖系统的可用范围 |
| 1.7.4 红树林地埋管道原位生态养殖系统的技术优势 |
| 1.8 主要研究内容和目的意义 |
| 1.8.1 研究目的 |
| 1.8.2 研究意义 |
| 1.8.3 主要研究内容和拟解决的关键科学问题 |
| 1.8.4 技术路线图 |
| 第二章 红树林地埋管道原位生态养殖系统养殖内部水质变化规律研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料方法 |
| 2.2.1 实验地点及养殖概况 |
| 2.2.2 采样和分析方法 |
| 2.2.3 统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 养殖管道内部水质变化规律 |
| 2.3.2 管道清洗对养殖水体环境的维持作用 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 水体 |
| 2.4.2 沉积物 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 红树林地埋管道原位生态养殖系统养殖的碳、氮、磷收支研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料方法 |
| 3.2.1 实验地点 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 采样和分析方法 |
| 3.2.4 统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 地埋管道系统水体的碳、氮、磷 |
| 3.3.2 地埋管道系统养殖鱼类的碳、氮、磷 |
| 3.3.3 地埋管道系统饵料的碳、氮、磷 |
| 3.3.4 地埋管道系统沉积物的碳、氮、磷 |
| 3.3.5 地埋管道系统其他的碳、氮、磷 |
| 3.3.6 地埋管道系统的碳、氮、磷收支 |
| 3.3.7 生长评价和碳、氮、磷利用率 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 水体环境因子对碳、氮、磷收支的影响 |
| 3.4.2 投喂策略对碳、氮、磷收支的作用 |
| 3.4.3 沉积物对碳、氮、磷收支的贡献 |
| 3.4.4 其他碳、氮、磷收支分析 |
| 3.4.5 不同养殖模式的碳、氮、磷收支比较 |
| 3.4.6 不同养殖模式的碳、氮、磷利用率 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 红树林地埋管道原位生态养殖系统养殖容量研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.2.1 实验地点 |
| 4.2.2 采样和分析方法 |
| 4.2.3 统计分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 限制因子甄别 |
| 4.3.2 中华乌塘鳢摄食的最低溶解氧值 |
| 4.3.3 生物量、流量和溶解氧关系方程拟合 |
| 4.3.4 单套地埋管道系统的养殖容量 |
| 4.3.5 纳潮混养塘可驱动地埋管道系统的养殖容量 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 影响水体溶解氧输入与消耗的主要通道 |
| 4.4.2 溶解氧是决定地埋管道系统养殖容量的首要因子 |
| 4.4.3 水体更新是提高溶解氧供给,改善水质的有效途径 |
| 4.4.4 通过提高水体溶解氧浓度增加养殖容量的设想 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 红树林地埋管道原位生态养殖系统对周边环境的影响研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料方法 |
| 5.2.1 实验地点 |
| 5.2.2 采样和分析方法 |
| 5.2.3 统计分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 养殖排放通量 |
| 5.3.2 对周边水质的影响 |
| 5.3.3 对周边沉积物的影响 |
| 5.3.4 对周边红树植物生长的影响 |
| 5.3.5 对大型底栖动物的影响 |
| 5.3.6 模拟实验的同位素分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 地埋管道系统向海区排放碳、氮、磷的源 |
| 5.4.2 水质对养殖排放物的响应 |
| 5.4.3 沉积物对养殖排放物的响应 |
| 5.4.4 红树植物对养殖排放物的响应 |
| 5.4.5 大型底栖动物对养殖排放物的响应 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 红树林地埋管道原位生态养殖系统升级优化 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 富氧水自动输送装置研究背景 |
| 6.3 装置设计方案及使用 |
| 6.3.1 装置设计方案 |
| 6.3.2 装置使用方案 |
| 6.4 优化效果分析 |
| 6.4.1 混养塘和地埋管道系统的溶解氧分布 |
| 6.4.2 富氧水自动输送装置的优化效果 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（5）基于涡量原理的草鱼幼鱼游泳行为及其动力学特性研究（论文提纲范文）
| 内容摘要 |
| abstract |
| 选题依据及意义 |
| 国内外文献资料综述 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 2 涡量、尾涡结构及涡动力学的计算原理 |
| 2.1 PIV技术的研究理论 |
| 2.2 .涡量的研究理论 |
| 2.3 尾涡结构的研究理论 |
| 2.4 涡动力学的研究理论 |
| 3 草鱼幼鱼的运动学研究 |
| 3.1 实验装置与方法 |
| 3.2 静水条件下草鱼幼鱼动力学参数获取与分析 |
| 3.3 不同游泳模式下鱼体运动学的变化 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 静水条件下草鱼幼鱼的动力学特征 |
| 4.1 草鱼幼鱼周身的涡量场及压力场特征分析 |
| 4.2 草鱼幼鱼周身的受力分析 |
| 4.3 草鱼幼鱼推进效率分析 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 动水条件下草鱼幼鱼的动力学特征 |
| 5.1 动水实验装置与方法 |
| 5.2 动水条件下鱼体运动学参数获取与分析 |
| 5.3 动水条件下草鱼幼鱼周身受力分析 |
| 5.4 动水条件下草鱼幼鱼的耗氧量分析 |
| 5.5 动水条件下草鱼幼鱼的推进效率 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 :攻读硕士学位期间发表的部分学术论着 |
| 致谢 |
（6）低氧胁迫对中华绒螯蟹幼蟹的生理影响及其营养改善对策研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 第一节 低氧胁迫的发生及其对水生动物的影响 |
| 第二节 甲壳动物的低氧应答 |
| 第三节 提高动物耐受低氧能力研究进展 |
| 第四节 本研究的目的、意义及思路 |
| 第二章 低氧胁迫对中华绒螯蟹幼蟹的糖、脂代谢指标的影响 |
| 1 前言 |
| 2 实验材料和方法 |
| 3 实验结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第三章 饲料中不同糖源和糖水平对幼蟹耐低氧能力的影响 |
| 1 前言 |
| 2 实验材料和方法 |
| 3 实验结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第四章 饲料中添加红景天苷对幼蟹耐低氧能力的影响 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第五章 饲料中添加黄芪多糖对幼蟹耐低氧能力的影响 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第六章 全文总结与研究展望 |
| 1 全文总结 |
| 2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（7）游泳加速模式对南方鲇和团头鲂运动后代谢恢复的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 鱼类游泳运动的类型 |
| 1.2 游泳加速模式对游泳速度的影响 |
| 1.3 鱼类运动力竭后的代谢恢复 |
| 1.3.1 恢复代谢生理生化基础 |
| 1.3.2 运动后过量耗氧 |
| 1.4 影响鱼类运动后代谢恢复的因素 |
| 1.4.1 温度对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.4.2 不同鱼类运动后代谢恢复的种间差异 |
| 1.4.3 不同运动类型对力竭后代谢恢复的影响 |
| 1.4.4 运动训练对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.4.5 摄食对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.4.6 饥饿对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.4.7 体重对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.4.8 水污染物对运动后代谢恢复的影响 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 2 材料与方法 |
| 2.1 实验鱼的来源与驯化 |
| 2.2 主要实验仪器 |
| 2.3 日常代谢率的测定 |
| 2.4 最大游泳速度及运动代谢率的测定 |
| 2.4.1 U_(burst)运动的实验操作 |
| 2.4.2 U_(crit)运动的实验操作 |
| 2.5 代谢恢复过程耗氧率的测定 |
| 2.6 实验环境条件控制 |
| 2.7 数据统计与分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 游泳加速模式对EPOC峰值的影响 |
| 3.2 游泳加速模式对代谢恢复模式的影响 |
| 3.3 游泳加速模式对EPOC恢复历时的影响 |
| 3.4 游泳加速模式对EPOC总量的影响 |
| 3.5 游泳加速模式对运动过程中无氧代谢占比的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 不同游泳加速模式条件下的代谢恢复曲线 |
| 4.2 不同游泳加速模式条件下的EPOC总量 |
| 4.3 不同游泳加速模式条件下的EPOC恢复历时 |
| 4.4 不同游泳加速模式条件下运动代谢中无氧代谢占比 |
| 5 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 发表论文 |
（8）鲤的代谢特征与游泳能力、低氧耐受及生长性能的关联（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 新陈代谢 |
| 1.2 鱼类的运动能量学 |
| 1.2.1 游泳能力 |
| 1.2.2 影响游泳能力的因素 |
| 1.3 环境胁迫 |
| 1.3.1 饥饿胁迫 |
| 1.3.2 低氧胁迫 |
| 1.4 鱼类的生长能量学 |
| 1.4.1 鱼类的能量代谢模型 |
| 1.4.2 影响鱼类能量代谢的因素 |
| 1.5 鱼类代谢的生态关联 |
| 1.6 本研究的目的及意义 |
| 第2章 鲤的代谢特征与游泳能力的个体差异及关联 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验鱼来源与驯养 |
| 2.2.2 实验过程 |
| 2.2.3 静止代谢率的测定 |
| 2.2.4 运动能力的测定 |
| 2.2.5 数据处理与分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 无氧游泳 |
| 2.3.2 有氧游泳 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 维持代谢与运动的个体差异 |
| 2.4.2 代谢与运动能力的关联 |
| 2.5 小结 |
| 第3章 鲤的维持代谢与低氧耐受的关联及重复性 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验鱼来源与驯养 |
| 3.2.2 实验过程 |
| 3.2.3 静止代谢率的测定 |
| 3.2.4 低氧耐受的测定 |
| 3.2.5 数据处理与分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 维持代谢与低氧耐受的关系 |
| 3.3.2 维持代谢与低氧耐受的可重复性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 维持代谢与低氧耐受的关系 |
| 3.4.2 维持代谢与低氧耐受的可重复性 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 鲤的维持代谢与生长状况的关联及禁食影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验鱼来源与驯养 |
| 4.2.2 实验过程 |
| 4.2.3 生长能力的计算 |
| 4.2.4 静止代谢率的测定 |
| 4.2.5 数据处理与分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 摄食生长 |
| 4.3.2 禁食影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表论文情况 |
（9）氨氮胁迫对大口黑鲈耗氧率、相关组织酶活及TLR2、IRF4基因的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 养殖水体中的氨氮研究 |
| 1.1.1 水体中氨氮来源 |
| 1.1.2 影响氨氮毒性的因素 |
| 1.1.3 氨氮对鱼类的毒性研究 |
| 1.2 鱼类呼吸代谢研究 |
| 1.2.1 耗氧率简介 |
| 1.2.2 影响鱼类呼吸代谢的因素 |
| 1.2.3 窒息点简介 |
| 1.3 抗氧化酶的研究 |
| 1.3.1 超氧化物歧化酶(SOD) |
| 1.3.2 总抗氧化能力(T-AOC) |
| 1.3.3 谷胱甘肽过氧化物酶(GSH-Px) |
| 1.4 TOLL样受体(TLRs)和干扰素调节因子(IRFs)基因的研究 |
| 1.4.1 鱼类的TLRs研究 |
| 1.4.2 鱼类的IRFs研究 |
| 1.4.3 IRFs在 TOLL样受体信号通路中的作用 |
| 1.5 研究目的及意义 |
| 第二章 氨氮、温度和体重对大口黑鲈幼鱼耗氧率和窒息点的影响 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 结果 |
| 2.2.2 讨论 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 氨氮胁迫对大口黑鲈幼鱼T-SOD、T-AOC和 GSH-Px活性的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.1.3 数据处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 结果 |
| 3.2.2 讨论 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 大口黑鲈Toll样受体2基因克隆及氨氮胁迫后不同组织的表达 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验用鱼及氨氮胁迫感染实验 |
| 4.1.2 总RNA提取以及cDNA第一条链的合成 |
| 4.1.3 Ms-TLR2基因核心序列的克隆 |
| 4.1.4 Ms-TLR2 基因cDNA全长的克隆 |
| 4.1.5 Ms-TLR2 基因cDNA全长序列分析及生物信息学分析 |
| 4.1.6 Ms-TLR2基因的组织表达特异性分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 结果 |
| 4.2.2 讨论 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 大口黑鲈干扰素调节因子4基因克隆及氨氮胁迫后不同组织的表达 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验用鱼及氨氮胁迫感染实验 |
| 5.1.2 总RNA提取以及cDNA第一条链的合成 |
| 5.1.3 Ms-IRF4基因核心序列的克隆 |
| 5.1.4 Ms-IRF4 基因cDNA全长的克隆 |
| 5.1.5 Ms-IRF4 基因cDNA全长序列分析及生物信息学分析 |
| 5.1.6 Ms-IRF4基因的组织表达特异性分析 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 结果 |
| 5.2.2 讨论 |
| 5.3 本章小结 |
| 全文结论 |
| 创新点 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
（10）穆棱河流域水生生物多样性与水生态健康评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 国外研究现状 |
| 1.2.2 国内研究现状 |
| 1.3 研究意义及创新点 |
| 1.4 研究内容 |
| 2 研究区域概况与研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地形地貌 |
| 2.1.2 水文气候 |
| 2.1.3 动物资源 |
| 2.1.4 社会经济 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 采样时间 |
| 2.2.2 采样点设置 |
| 2.2.3 采样方法 |
| 2.2.4 数据分析方法 |
| 3 穆棱河流域水生生物群落结构特征 |
| 3.1 浮游植物群落结构特征 |
| 3.1.1 种类组成和分布 |
| 3.1.2 丰度和生物量 |
| 3.1.3 常见种和优势种 |
| 3.1.4 多样性和水质评价 |
| 3.2 浮游动物群落结构特征 |
| 3.2.1 种类组成和分布 |
| 3.2.2 丰度和生物量 |
| 3.2.3 常见种和优势种 |
| 3.2.4 多样性和水质评价 |
| 3.3 底栖动物群落结构特征 |
| 3.3.1 种类组成和分布 |
| 3.3.2 丰度和生物量 |
| 3.3.3 常见种和优势种 |
| 3.3.4 多样性和水质评价 |
| 3.4 鱼类群落结构特征 |
| 3.4.1 种类组成和分布 |
| 3.4.2 丰度和生物量 |
| 3.4.3 常见种和优势种 |
| 3.4.4 多样性和水质评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 穆棱河流域水生生物功能群特征 |
| 4.1 浮游植物功能群特征 |
| 4.1.1 功能群划分 |
| 4.1.2 功能群组成 |
| 4.1.3 功能群时空分布 |
| 4.2 浮游动物功能群特征 |
| 4.2.1 功能群划分 |
| 4.2.2 功能群组成 |
| 4.2.3 功能群时空分布 |
| 4.3 底栖动物功能群特征 |
| 4.3.1 功能群划分 |
| 4.3.2 功能群组成 |
| 4.3.3 功能群时空分布 |
| 4.4 鱼类功能群特征 |
| 4.4.1 功能群划分 |
| 4.4.2 功能群组成 |
| 4.4.3 功能群时空分布 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 穆棱河流域水生生物功能群与环境因子的相关性 |
| 5.1 穆棱河流域环境因子特征 |
| 5.1.1 空间分布特征 |
| 5.1.2 时间分布特征 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 浮游植物功能群与环境因子的相关分析 |
| 5.2.2 浮游动物功能群与环境因子的相关分析 |
| 5.2.3 底栖动物功能群与环境因子的相关分析 |
| 5.2.4 鱼类功能群与环境因子的相关分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 穆棱河流域水生态健康评价体系的构建 |
| 6.1 评价体系设置原则 |
| 6.1.1 指导性原则 |
| 6.1.2 实用性原则 |
| 6.1.3 可操作性原则 |
| 6.1.4 系统性原则 |
| 6.2 评价体系构建思路 |
| 6.2.1 评价体系层次构建 |
| 6.2.2 评价体系指标筛选 |
| 6.2.3 评价体系指标归一化 |
| 6.2.4 层次指标权重模型 |
| 6.3 评价体系指标 |
| 6.3.1 评价指标 |
| 6.3.2 水生态健康综合指数 |
| 6.4 评价体系耦合关系与障碍因素分析 |
| 6.4.1 耦合关系分析 |
| 6.4.2 障碍因素分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 穆棱河流域水生态健康评价 |
| 7.1 评价体系指标权重 |
| 7.1.1 判断矩阵 |
| 7.1.2 相对权重和绝对权重 |
| 7.2 评价体系的耦合关系分析 |
| 7.2.1 耦合度分析 |
| 7.2.2 耦合协调度分析 |
| 7.3 评价体系的障碍因素分析 |
| 7.3.1 障碍度分析 |
| 7.3.2 障碍因子分析 |
| 7.4 穆棱河流域水生态健康评价结果 |
| 7.4.1 目标层水生态健康综合指数 |
| 7.4.2 准则层水生态健康综合指数 |
| 7.4.3 指标层水生态健康综合指数 |
| 7.5 穆棱河流域生态修复与保护管理建议 |
| 7.5.1 生态修复 |
| 7.5.2 保护管理 |
| 7.6 本章小结 |
| 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
四、影响鱼类耗氧量的因素（论文参考文献）
- [1]中国水环境溶解氧基准与标准初步研究[D]. 黄炜惠. 中国环境科学研究院, 2021(02)
- [2]辽河保护区河流健康评价与问题诊断[D]. 李海霞. 安徽农业大学, 2021(02)
- [3]河蟹池塘溶解氧监测及低氧胁迫应答机制研究[D]. 苗珍. 扬州大学, 2021(09)
- [4]红树林地埋管道原位生态养殖系统关键过程研究[D]. 苏治南. 广西大学, 2020
- [5]基于涡量原理的草鱼幼鱼游泳行为及其动力学特性研究[D]. 张永年. 三峡大学, 2020(06)
- [6]低氧胁迫对中华绒螯蟹幼蟹的生理影响及其营养改善对策研究[D]. 肖书生. 华东师范大学, 2020(10)
- [7]游泳加速模式对南方鲇和团头鲂运动后代谢恢复的影响[D]. 朱峰磊. 西南大学, 2020(01)
- [8]鲤的代谢特征与游泳能力、低氧耐受及生长性能的关联[D]. 夏丹阳. 西南大学, 2020
- [9]氨氮胁迫对大口黑鲈耗氧率、相关组织酶活及TLR2、IRF4基因的影响[D]. 杨斯琪. 浙江海洋大学, 2020(01)
- [10]穆棱河流域水生生物多样性与水生态健康评价[D]. 孙旭. 东北林业大学, 2020(01)