一、如何估算池塘中虾类数量（论文文献综述）
冯华炜[1]（2021）在《基于微生物组学分析水产经济动物病原菌特征及中草药免疫防控应用》文中研究指明水产养殖在确保我国粮食、营养和金融的安全中扮演着“中坚角色”。然而,集约化养殖下,病害发生给辽宁省大菱鲆、海参和鲤鱼等重要的水产经济动物养殖带来了巨大经济损失。抗生素类药物是防治水产经济动物病害发生的主要方式,但是抗生素药物引起的耐药性、药物残留问题,不符合当前无抗的水产养殖病害防控要求。在此背景下,为加强水产经济动物疾病的防控,本文从“重点疾病的特征病原菌表征”、“计算机辅助中草药药物毒性预测”、“复方中草药的免疫防控应用”这三个角度出发,开展两个部分的研究。第一部分,基于微生物组表征养殖大菱鲆突眼病眼部病原菌特征和养殖海参腐皮综合症皮肤病原菌特征,并基于集成学习策略构建有机化合物生殖毒性预测模型对中草药毒性进行初步预测,为后期基于这些特征病原菌筛选安全有效的中草药进行水产动物疾病的防控提供理论指导和技术指导。第二部分,以海参和鲤鱼为主要研究对象,将已开发的适用于海参和鲤鱼的两种复方中草药配方在辽宁省进行了应用推广,为指导辽宁省海参和鲤鱼的实际生产提供更实用的技术支撑和实践依据。论文的具体研究结果如下:针对人类的研究表明,定居在宿主眼部的共生菌群可以与宿主的免疫系统相互作用,眼部菌群的变化与眼部疾病的发生也有关系。但是尚未有研究针对鱼类疾病与眼部微生物的关系进行研究。因此,本研究首次采用高通量16S r RNA基因测序对大菱鲆突眼病感染与其眼部微生态的关系进行研究以表征其眼部特征病原菌。研究结果显示,健康大菱鲆和患病大菱鲆之间的眼部微生物群存在显着差异,且患病大菱鲆比健康大菱鲆具有更低的微生物多样性。作为特征属的气单胞菌属（Aeromonas）存在于健康大菱鲆的眼部,其丰富度的增加可能与患病大菱鲆眼部微生物多样性的降低和KEGG代谢功能异常有关。同眼部与肠道微生物群一样,皮肤表面的微生物群对宿主健康的维持也很重要,其菌群平衡的破坏往往与疾病的发生有关。目前,尚未有研究探讨皮肤微生物与海参腐皮综合症之间的相互作用。因此,本研究首次通过高通量16S r RNA基因测序对海参腐皮综合症感染与其皮肤微生态的关系进行研究以表征其眼部特征病原菌。结果表明,患病海参的皮肤微生物多样性显着低于健康海参的皮肤微生物多样性,且这种变化可能与细菌组成的变化有关。对两组海参皮肤微生物群组成和功能通路的比较结果显示,健康海参和患病海参的皮肤微生物组成存在显着差异,Sulfitobacter、Roseovarius、Ruegeria、Vibrio、Tropicibacter和Leisingera等6个属为患病海参皮肤的特征属,其丰度的增加与微生物群落KEGG代谢通路的变化有关。水产养殖用中草药可能具有一些潜在毒性。计算模型可以通过减少动物试验来准确预测这些药物的毒性。目前,本课题组已开发了3个高预测性能的化合物致癌性、肝毒性和致突变性集成预测模型,尚未开发高预测性能的化合物生殖毒性预测模型。因此,本研究以文献中收集的1823个化合物作为数据集,采用随机森林、支持向量机、极限梯度提等机器学习算法结合9种分子指纹,构建27个预测化合物生殖毒性的集成模型。其中最佳的集成模型为Ensembl-Top12模型,该模型在训练集中的准确率和AUC值分别为86.33%±0.08%和0.937±0.001,在外部验证集中的准确率和AUC值分别为84.38%和0.920。与已有模型相比,EensemblTop12模型具更高的预测性能。采用最佳集成模型Eensembl-Top12,以及本课题组已有的3个毒性预测模型,对前期已筛选好的6个单味中草药的生殖毒性、致癌性、肝毒性和致突变进行预测,结果显示4个模型均可用于中草药毒性的初步评估。单味中草药毒性预测结果显示,本人前期采用四株海参腐皮综合症特征病原菌筛选的复方中草药配方I基本安全无毒,可用于池塘养殖海参的免疫防控应用。因此,本研究将复方中草药配方I在辽宁省大连市、葫芦岛市、锦州市、盘锦市、营口市和绥中县等6个市县的24个海参养殖场进行了大规模应用推广。应用结果显示,复方中草药配方I具有促进生长、提高非特异性免疫力、增强抗病力、改善养殖水质、改善海参体壁氨基酸含量、减少抗生素使用量等功能。目前,复方中草药配方I共推广应用无药残海参苗种繁育规模14.19万立方米,平均增产24.53%,总体经济效益提高了1.1亿元。单味中草药毒性预测结果显示,前期筛选的复方中草药配方II基本安全无毒,可用于池塘养殖鲤鱼的免疫防控应用。复方中草药配方II对基于大菱鲆突眼病和其它鱼类常见疾病的四株特征病原菌的抑菌效果显示,该配方对这四株病原菌具有良好的抑制效果。将该复方中草药配方II初步投喂50亩鲤鱼池塘的结果显示,复方中草药配方II显着提高了鲤鱼的生长性能和饲料利用率,将鲤鱼的存活率提高了7.59%,增重率提高了22.94%,饵料系数降低了1.59%。此外,复方中草药配方II还显着提高了鲤鱼血清中酸性磷酸酶、碱性磷酸酶、超氧化物歧化酶和溶菌酶等非特异性免疫酶的活力。进一步将复方中草药配方II在鲤鱼中地应用面积扩大至300亩后,结果显示应用期间复方中草药配方II显着降低了养殖过程中抗生素的使用量和病害发生率,平均增产15.3%,经济效益增加了35万元。综上所述,本文完成了如下工作:（1）首次基于微生物组学分析揭示了大菱鲆突眼病与眼部微生物之间的关系;（2）首次基于微生物组学分析揭示了海参腐皮综合症与皮肤微生物之间的关系;（3）开发了具有更高预测性能的化合物生殖毒性预测模型,并将其用于中草药毒性的初步评估;（4）将已开发的适用于海参工厂化育苗的复方中草药配方I和适用于淡水鱼养殖的复方中草药配方II首次在辽宁省进行了大规模的推广应用,并取得良好经济效益。
苏治南[2]（2020）在《红树林地埋管道原位生态养殖系统关键过程研究》文中指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。
李道亮,刘畅[3]（2020）在《人工智能在水产养殖中研究应用分析与未来展望》文中研究指明中国水产养殖的生产模式已由粗放型向集约型转变,生产结构不断调整升级,生产水平不断提高。但较低的劳动生产率、生产效率和资源利用率,低质量的水产品以及缺乏安全保障等问题都严重制约中国水产养殖业的快速发展。利用现代信息技术,研究智能设备来实现精确、自动化和智能化的水产养殖,提高渔业生产力和资源利用率是解决上述矛盾的主要途径。水产养殖中的人工智能是研究利用计算机实现水产养殖的过程,也就是利用机器和计算机监视水下生物的生长,进行问题判断、讨论和分析,提出养殖相关决策,完成自动化养殖。为深入了解人工智能技术在水产养殖中的研究发展现状,本文从水产养殖的生命信息获取、水产生物生长调控与决策、鱼类疾病预测与诊断、水产养殖环境感知与调控,以及水产养殖水下机器人5个具体方面入手,结合生产中面临的实际问题,分析了人工智能在水产养殖中的研究应用现状和技术特点;阐述了人工智能应用的主要技术手段和原理,总结了近年来人工智能技术在水产养殖中的最新应用研究进展,分析了当前人工智能技术在水产养殖发展中面临的主要问题和挑战,并提出了推动水产养殖转型的主要建议,以期为加速推进中国渔业数字化、精准化和智慧化提供参考。
缪琳[4]（2020）在《基于河流栖息地修复的公园绿地内水体设计 ——以北京植物园水体为例》文中指出城市河流生态修复是我国生态文明建设的重要工作内容。河流栖息地修复既是河流生态修复的重要目标之一,也是河流生态修复中高效、综合、经济的手段之一。虽然全国各地已经竞相投入巨资进行河流治理,但这些修复工作往往集中在城市中的大型水系,公园绿地内的水体作为城市中尺度较小、功能特殊的河流类型,时常注重其社会经济效益而忽视其生态功能,导致许多生态问题,不利于公园绿地内水体的可持续发展。本文旨在探索基于河流栖息地修复对公园绿地内水体进行规划设计的方法。首先通过对河流栖息地修复相关进展的研究,确定了河流栖息地修复过程中的重要方面。随后在河流栖息地构建方法研究阶段,首先建立了针对公园绿地内水体的河流栖息地评价体系,对现状河流栖息地质量进行评价和分级,作为修复策略制定的依据。然后分别对从河流栖息地修复角度出发的生态规划方法和相关景观要素的设计方法进行总结。生态规划层面上,首先选取场地中的指示物种,分析其适宜栖息地条件,找到场地中存在的潜在栖息地,将其作为生态敏感性分析的重要因子。然后利用Arc GIS10.2对现状水体缓冲区进行生态敏感性分析和生态适宜性分析,从而划定河流栖息地保护红线并进行生态分区,在此基础上进行总体规划设计。具体的景观设计层面,则基于河流栖息地构建相关方法对景观要素的设计要点进行总结,主要包括水域设计、植物景观设计、道路系统设计和游憩设施设计。随后借鉴了国内外相关案例,总结实践经验。最后在北京植物园内水体设计实践中应用以上研究成果。本文将河流栖息地修复的重点放在公园绿地内的水体中,弥补了过去研究中对用地情况简单的中小尺度河流健康评价的不足,并将栖息地构建方法和景观设计方法进行结合,对未来公园绿地内水体的可持续建设有着指导和借鉴意义。
宋超[5]（2020）在《我国养殖中华绒鳌蟹中农药残留的风险评估研究》文中研究表明农药被广泛使用于农产品生产,对保障我国粮食安全起到了重要的作用。虽然在水产品生产方面很少使用农药,但通过面源径流、本底残留等途径,农药也会进入水产养殖环境,在水产品中产生残留,并通过膳食影响人类身体健康。因此,为保障我国居民膳食安全,将农药纳入水产品质量安全监管的例行监测计划势在必行。然而,国家在监管水产品质量安全时需要形成一个风险优先次序的等级来指导和优化监管资源的有效配置,也就是需要解决水产品质量安全监管的精准化问题。本论文以我国养殖中华绒鳌蟹为例,依据农药进入其养殖环境的途径,识别在中华绒鳌蟹可食部位残留的农药种类,通过膳食风险排序模型和生态风险评价方法,弄清楚不同养殖模式或环节下农药对中华绒鳌蟹膳食安全和生存安全的影响程度,为中华绒鳌蟹质量安全的农药精准化监管提供技术支撑。本论文的主要内容和结论如下:（1）有机氯类农药在我国养殖中华绒鳌蟹中广泛残留。从主产区江苏采集70个样本（含有2100个中华绒鳌蟹个体,雌雄各半）,分析中华绒鳌蟹可食部位中常见的23种有机氯类农药,结果表明,有98.57%（70个中的69个）个样本检测到总有机氯残留,其值范围为0.72-51.51μg·kg-1,其中DDTs和HCHs是总有机氯的两个最大的贡献者,检出值范围分别为0.14-30.89μg·kg-1和0.23-4.04μg·kg-1。p,p’-DDE对DDTs的贡献最高,平均占比为61.19%,表明有氧条件是DDT污染物老化和降解的因素。另外,在少数样本中检测到较高比例的DDTs,表明DDTs的来源既因本底存在,也有近阶段输入。而HCHs的溯源结果表明其近阶段很少或根本没有使用。就膳食风险而言,我国居民每天至少被允许有8只中华绒螯蟹个体的消费,这表明膳食风险较低。（2）在潜在残留农药的识别和确证方面,开发了一套有效的非靶向筛查策略,并应用于对全国池塘精养和稻田综合种养产出的中华绒鳌蟹中的潜在农药进行筛查。结果表明,因面源径流进入养殖环境,并在中华绒鳌蟹可食部位残留的农药有涕灭威、生物苄呋菊酯、噻嗪酮、灭蝇胺、呋虫胺、异丙威、杀线威、二甲戊灵、抗蚜威、灭多威和敌百虫等11种。研究首先利用UHPLC-HRMS,在本地自建了一个中华绒鳌蟹养殖或者水产养殖中可能被带入的农药质谱数据库。通过对全国各地区养殖的中华绒鳌蟹进行非靶向分析发现,在已建库的198种常见农药中筛查出11种,并得到确证。其中杀虫剂建库种类81种,筛查出10种;除草剂建库种类59种,筛查出1种;抗菌剂58种,没有筛查出。氨基甲酸酯类农药是检出最频繁的农药类别,其检出率达到82.46%,其中以灭多威（59.65%）的检出频率最高。而农药的生物浓缩属性决定了其在中华绒鳌蟹中残留量大小,具备高生物浓缩效应的农药易在生物体内蓄积,而生物苄呋菊酯正是具有该类属性的农药类别,使其成为我国中华绒鳌蟹中被检出残留量最大的农药种类。农药在中华绒鳌蟹中的残留均为间接进入养殖环境引起,其膳食风险较低。（3）针对前期研究中的两大类农药,即有机氯类农药和非靶向筛查出的农药,建立了我国养殖中华绒鳌蟹中残留的农药基础数据库。在此基础上,利用危害识别与暴露途径迭加指示膳食风险的原理,构建了膳食风险排序的模型。通过模型计算得出,在北方地区各农药残留的膳食风险总得分范围是0至28,在南方地区各农药残留的膳食风险总得分范围是3至36,南方地区地方比北方地区得分高1至7分。研究锁定有机氯中的DDT,如p,p’-DDD、o,p’-DDT和p,p’-DDT,以及非靶标筛查得到的生物苄呋菊酯是我国养殖中华绒鳌蟹中残留风险最大的农药种类。国家在进行中华绒鳌蟹质量安全监管时可优先关注这些种类,在实施农药减量政策时也可从这些种类最先入手,控制或去除这些种类农药的有效措施是清淤、截断面源径流等。（4）作为种植业广泛使用的农药,氯虫苯甲酰胺（CAP）通过面源径流或稻田综合种养等方式进入水产养殖环境,虽然在中华绒鳌蟹可食部位没有检出残留,但它在环境中的暴露可能引起水产动物急性或慢性毒性效应。本研究结合田间模拟和野外取样实验,考察了长江下游流域稻蟹综合种养生态系统中CAP的行为和分布,并进一步量化了中华绒鳌蟹的存活风险和膳食风险。结果发现,通过喷雾方式施用的CAP有82.22%进入稻蟹综合种养系统,其余因挥发损失。当残留在水稻植株底部土壤的CAP（占71.95%）渗入稻田周边环沟时,使得环沟水体中CAP浓度会在1天时达到峰值(1.35μg·L-1),而环沟内底泥CAP浓度会在3天后达到稳定值(2.55μg·kg-1),该水平的环境暴露会对中华绒鳌蟹的生长产生一定的影响。在长江下游的野外取样试验结果显示,虽然CAP被广泛使用于稻蟹综合种养生态系统,但检出值在水体中均小于1μg·L-1,在土壤中均小于1μg·kg-1。所有采集的中华绒鳌蟹样品的可食部位很少有检出CAP的残留,表明残留膳食风险较低,也与非靶向筛查的结果一致。以上结果表明,通过增加有效使用比例并减少总使用量的方式会使CAP在稻蟹综合种养生态系统中的应用变得安全有效。
朱芸[6]（2020）在《高盐养虾池塘的环境特性及温度、盐度对凡纳滨对虾生理特性的影响》文中提出我国有大量的高盐水体,广泛分布在我国的19个省、市和自治区。近年来,这些水域除晒盐、提溴及进行丰年虫捕捞生产外,部分高盐水体也开展了凡纳滨对虾养殖尝试。凡纳滨对虾（Litopenaeus vannamei）因具有养殖周期短、适应范围广、抗病力强、海淡水均可养殖等优点,已经成为我国的主要养殖品种。虽然有报道显示,对虾在低盐度环境条件下生长较快,但因高盐虾在口感、品质等方面优于低盐虾,使得凡纳滨对虾成为高盐水养殖的潜力种。目前,关于盐度对虾类影响的研究更多集中于低盐对对虾生长、存活、饵料利用、酶活等方面的研究,关于高盐对凡纳滨对虾存活、生长、酶活等研究较少,尤其缺乏大水面高盐水养殖凡纳滨对虾的效果方面的研究。高盐养殖凡纳滨对虾的技术尚不成熟,放苗初期的死亡率高,生产不稳定,单位面积产量低,亟待加强高盐对凡纳滨对虾影响及高盐水体养殖技术的研究。本文对大水面高盐池塘养殖过程的环境变化及对虾养殖效果进行了监测,研究了盐度和温度对凡纳滨对虾呼吸、摄食等生理生态学特性的影响,测定了对虾个体生长动态收支模型的有关参数,以期为高盐水对虾养殖技术和生态养殖模式的构建提供科技支撑。主要研究结果如下:1、实验于2018年4～7月在山东省滨州市滨海进行,监测分析了不同盐度（30、45、55）条件下大水面养殖池塘的水质状况及凡纳滨对虾生长和产出效益。结果显示:（1）三个盐度组池塘的营养盐和COD浓度在国家二类水质范围内;高盐组的叶绿素浓度显着低于其它组;（2）对虾的体长、体重均存在显着性差异（P<0.05）,其中,中盐组与高盐组间、高盐组与低盐组间无显着差异（P>0.05）,中盐组显着高于低盐组（P<0.05）;低、中、高三个盐度组对虾体重的特定生长率分别为7.37（%/d）、7.77（%/d）、7.53（%/d）,亩产量和亩利润均为中盐组>高盐组>低盐组。2、温度、盐度变化对凡纳滨对虾呼吸代谢的影响:（1）在实验的温度范围内（10℃～35℃）,温度对耗氧率有极其显着的影响（ANOVA,P<0.01）,凡纳滨对虾的耗氧率随着温度的升高而增大,温度与耗氧率RR的关系式如下:RR=-0.023T2+0.2968 T-0.1822（R2=0.9689）。（2）耗氧率与盐度线性正相关,关系式如下:RR=0.084S+0.2575（R2=0.8519）。单因素方差结果显示,在实验的盐度条件下（31～55）,盐度31、35以及40与盐度55差异极显着（P<0.01）。3、盐度、卤虫浓度对不同规格凡纳滨对虾摄食率的影响:（1）卤虫浓度范围（62.5～312.5ind/L）,凡纳滨对虾在卤虫密度为250个/L时的摄食率最大,为13.6(个/（尾·h）;摄食率FR与卤虫密度C的关系式如下:FR=-0.5786C2+4.3014C+3.6（R2=0.6255）。（2）不同盐度下（35～60）,单位个体的凡纳滨对虾对卤虫的摄食率在10.44～15.94 ind./h范围。通过回归分析得到摄食率FR与盐度S之间的关系式:FR=-1.2344S2+4.5031S+12.422（R2=0.9426）;摄食率与虾体长L（cm）呈显着的幂函数关系:FR=0.5887L1.8478（R2=0.9457）。4、盐度和饵料微藻浓度对卤虫摄食率的影响:（1）卤虫对不同浓度下金藻（103～106 ind/ml）的摄食研究发现,饵料浓度对卤虫的摄食率有显着影响（ANOVA,p<0.05）,且卤虫的摄食率与饵料浓度的关系为倒钟形,在饵料浓度为105 ind/ml时,摄食率达峰值。（2）在盐度为35～60的范围内,不同盐度条件下卤虫摄食微藻的摄食率差异极显着（ANOVA,P<0.01）。5、凡纳滨对虾动态能量收支模型基本参数的测定。结果显示:对虾体长（L）与虾体部肉湿重的关系为ww=0.0062L3.0743,R2=0.9795据公式V=（δmL）3,获得凡纳滨对虾的形状系数δm为0.1925;依据对虾耗氧率与水温（热力学温度,T）倒数的线性回归关系,获得阿伦纽斯温度TA为6483 K;根据对虾饥饿实验获得[（?）M]=93.9 J/（cm3·d）、[EG]=4339.5 J/cm3、[EM]=3230.8 J/cm3。
胡高宇[7]（2020）在《基于Ecopath模型的虾贝海水池塘综合养殖模式研究》文中提出近年来,随着人们对环境保护和食品安全的重视,传统的养殖模式弊端逐渐显露。早期粗放型的养殖模式为了提升养殖产量,无视环境承载力,过度追求高密度养殖,大量增加投饵,致使病害滋生,水质下降,品质降低等现象频发。优化养殖模式,对水产养殖进行转型升级,已经成为当前养殖产业中急需解决的问题,多品种综合养殖根据不同营养级的生物进行混养,因其具有抗风险能力强,资源利用率高,环境污染少,养殖产量较高,养殖品质好等优点,逐渐走进养殖户的视野。研究表明,开展池塘综合养殖在经济、生态、社会效益等层面上均高于单养,是值得被推广的一项技术。本文构建了海水虾贝综合养殖以及贝类养殖的小型模拟塘,以Ecopath模型对贝塘和虾贝混养生态系统的营养结构特征以及物质流动特点等均进行了分析比较。同时构建了大型商业化的虾贝池塘Ecopath模型,分析在实际养殖生产下的营养结构特征与物质流动规律,并为系统优化提出了相关建议。本文的主要研究结果如下:（1）文蛤、青蛤、泥蚶在不同温度下生理代谢变化:本研究以三种规格的文蛤、青蛤和泥蚶为实验对象,采用实验室静水法以及间歇式呼吸测量法,通过测定摄食、耗氧、排粪、排氨等生理参数,研究了不同水温下不同规格贝类的生理代谢情况。结果显示:在15-25℃温度区间内,除了文蛤排粪率随温度升高出现先降后升的情况,文蛤的摄食、耗氧和排氨均随温度升高而升高;青蛤和泥蚶的摄食、排氨、排粪、耗氧随着温度升高均呈上升趋势;通过对贝类的基础生理代谢研究,对贝类能量学和生态学的研究提供了基础数据,为今后的贝类养殖产业发展提供理论依据。（2）对浙江省的两种滩涂贝类养殖模式进行了模拟,分别构建了两种小型模拟池塘,分别代表纯贝类养殖和虾贝混养两种养殖模式,利用Ew E 6.6软件构建了两个Ecopath模型,对比了两种养殖模式下池塘中的物质流动规律。贝塘Ecopath模型由14个功能组构成,模型主要由4个营养级组成,第I营养级流量最大,占系统总流量的69.66%,系统内物质流通量随着营养级的增加而减少,分别为30.18%,0.15%和0.01%。贝塘生态系统内营养流通途径主要是通过生产者主导的牧食链向上传递。从生态营养学效率看,功能组EE值较高的是鱼粉0.985和浮游细菌0.844。实验贝塘的物质总流量为37382 g/[m2·year],其中摄食量为11344 g/[m2·year],占总流量的30.35%,总呼吸量为8348 g/[m2·year],占总流量的22.33%,总碎屑生产力为17690 g/[m2·year],占总流量的47.32%。系统净生产力为15960 g/[m2·year]。虾贝塘Ecopath模型由15个功能组构成,系统由5个营养级组成,第Ⅰ营养级流量最大,占系统总流量的71.79%,与贝塘一样,物质流量随着营养级的增加而减少,分别为28.01%,0.18%,0.01%和0.002%。牧食链和碎屑链对虾贝塘生态系统的营养流通均具有较大的影响。从生态营养学效率看,功能组EE值较高的是大型浮游动物0.824和浮游细菌0.741。虾贝塘生态系统物质的总流量为52728g/[m2·year],其中摄食量为14872 g/[m2·year],占总流量的28.21%,总呼吸量为9430g/[m2·year],占总流量的17.88%,总碎屑生产力为28426 g/[m2·year],占总流量的53.91%。系统净生产力为14879 g/[m2·year]。但是两种养殖模式的系统连接指数和杂食指数均较低,表示两个系统的成熟度均较低,食物链较为简单。模拟池塘的氮磷平衡分析结果也显示,在收获了贝类、虾类以及浒苔的情况下,仍然有大量的能量没有被利用而是沉积在了系统底泥里,其中贝塘大于虾贝塘富余量,贝塘约沉降了45.4%的氮和30.2%的磷,虾贝塘约剩余40.7%的氮和17.9%的磷。对于这些将被浪费的能量,建议增大虾的养殖密度或者引入可以直接利用底质碎屑的物种,以此提高系统的利用效率。（3）由于模拟池塘与实际养殖池塘之间存在一定差异,因此为了解池塘的实际养殖情况,需要重新对池塘生态系统进行模型构建。参考了实际的养殖产量和投入情况,对海水虾贝池塘构建了14个功能组的模型。模型结果显示,系统主要由5个营养级组成,第Ⅰ营养级流量最大,占系统总流量的61.94%,系统能流量随着营养级的增加而减少,分别为37.12%,0.93%,0.01%和0.00%。池塘生态系统的物质流通由牧食链和碎屑链分别提供30.51%和31.43%的物质量。从生态营养学效率看,小型和微型浮游植物的EE值分别是0.648和0.591。碎屑组,水体和底质碎屑组EE值,分别为0.987和0.349,人工饵料EE值为0.551。池塘总流量为121755 g/[m2·year],其中摄食量为46342 g/[m2·year],占总流量的38.06%,总呼吸量为29813 g/[m2·year],占总流量的24.49%,总碎屑生产力为45600 g/[m2·year],占总流量的37.45%,系统净生产力为7333 g/[m2·year]。但是模型结果显示,该养殖池塘的连接指数和杂食指数仍很小,系统成熟度较低,稳定性差。在目前的养殖条件下,建议适当搭配新物种,提高系统的综合养殖效益。
孙世玉[8]（2020）在《上海郊区虾类养殖的水环境影响研究》文中认为为研究上海市郊区虾类养殖场周边水源水的环境质量状况,对上海市奉贤区、金山区、青浦区和崇明区17个虾类养殖场开展了相关调查。依据《地表水环境质量标准》,采取综合污染指数对其进行水质评价。72次采样数据显示,所采集水源水的综合污染指数均大于1,处于污染等级。72次采样数据显示,98.61%水源水p H范围均在6.0-9.0之间,符合相关标准;38.89%水源水溶解氧符合Ⅲ类标准;52.77%水源水氨氮符合Ⅲ类标准;47.23%水源水总磷（TP）符合Ⅲ类标准;62.51%水源水化学需氧量符合Ⅲ类标准。其中4个区中16个养殖场的水源水总氮均存在超标现象,水源水总氮为劣V类的比例为97.22%。水产养殖过程中需要对水源水进行预处理后用于虾类养殖,同时重点关注水中总氮的调控。为研究虾类养殖尾水对周边水环境可能产生的影响,以上海市某虾类养殖场为例,连续监测养殖场排放水河道中的总磷（TP）、p H、总氮（TN）和化学需氧量。依据《淡水池塘养殖水排放要求》（SC/T 9101-2007）对虾类养殖尾水进行评价。排放水河道中8个采样点142次测定结果显示:所有排放尾水的p H均符合（SC/T 9101-2007）二级排放标准,甚至有97.18%的排放尾水符合（SC/T 9101-2007）一级排放标准;总氮均符合（SC/T 9101-2007）二级标准,其中88.03%符合一级标准;总磷有70.42%符合（SC/T 9101-2007）一级标准,26.77%的符合二级标准,不符合（SC/T 9101-2007）二级排放标准的比例为2.82%;化学需氧量有69.01%符合（SC/T 9101-2007）一级标准,29.58%符合二级标准,有1.41%的排放水不符合（SC/T 9101-2007）二级排放要求。虾类养殖过程中还需要进一步控制总磷和化学需氧量,以保证达到养殖水排放要求。为研究罗氏沼虾和凡纳滨对虾混养模式与凡纳滨对虾纯养模式的水质变化规律,探索两种养殖模式之间的水质差异,在上海市某虾类养殖场开展了该项实验,分别选取4个池塘进行对比实验。从虾苗放入池中养殖时开始采样,直至虾生长至商品规格出塘后结束采样。虾类养殖池塘的水样采集与保存工作均遵照HJ/T 91-2002,现场记录水样采样时间、当地天气状况、养殖池塘水色,测定水温（T）、溶解氧（DO）和p H;实验室检测总氮、氨氮、总磷、亚硝酸盐氮、活性磷、硝酸盐氮、化学需氧量及叶绿素a。利用综合污染指数法分析两种不同养殖模式下虾塘水质的污染情况。结果显示:两种不同的养殖模式下各养殖虾塘水温变动趋势基本相同,与当地天气密切相关;p H变化趋势基本一致,均符合罗氏沼虾和凡纳滨对虾生长需要;总氮、氨氮、活性磷、亚硝酸盐氮、总磷、硝酸盐氮、化学需氧量及叶绿素a浓度的变化均呈现不同的变动规律。这主要与养殖过程中饲料投喂、天气因素（降雨、气温）、水质调节剂的应用（EM菌等）和养殖生产管理行为模式等要素有关。使用综合污染指数分析后发现,罗氏沼虾和凡纳滨对虾混养模式下,4个池塘的平均综合污染指数数值（0.62）低于4个凡纳滨对虾纯养模式池塘的平均综合污染指数数值（0.75）,表明混养模式下水质情况更好。为了解凡纳滨对虾养殖过程中水质与病害发生之间的关联性。在上海市某虾类养殖场定期对5个实验池塘水质、养殖虾病原携带情况进行检测,结合其发病状况,将实验池塘分为健康组、带病组、发病组。对5个实验池塘养殖过程中的水质数据运用主成分分析法（PCA）和正交偏最小二乘法（OPLS-DA）判别分析健康组、带病组、发病组水质的差异性,筛选出对3组之间差异贡献最大的水质因子。试验中,带病组和发病组的凡纳滨对虾均有检出虾虹彩病毒,分析表明:（1）发病组与健康组之间、发病组与带病组之间,水质存在显着差异;养殖虾携带病毒时,只要不发病,带病组池塘水质与健康组之间并无显着区分。（2）凡纳滨对虾虾病发生时,总氮、温度、总磷和溶解氧是差别最显着的水质因子。（3）养殖过程中的分塘、抓虾等机械操作在一定程度上也会诱发凡纳滨对虾虾病的发生。因此,凡纳滨对虾在养殖过程中应高度重视水质管理,注意水质变化,同时减少不必要的机械操作活动。
诸慧[9]（2020）在《中国河蟹养殖系统生命周期环境影响评估》文中指出河蟹作为我国典型本土物种,经济价值高,受众广泛。目前,中国的河蟹养殖产量位居世界第一,且处于快速增长阶段。然而,河蟹养殖过程中过量投饵、尾水直排和底泥露天堆积等资源环境问题正逐渐凸显。因此,定量评估河蟹养殖系统的环境影响是当前亟待解决的现实问题。基于生命周期的视角,有利于甄别河蟹养殖及其输入物料上游各个过程的产污“热点”,以期从系统层面上改善水产养殖活动的环境表现。考虑中国河蟹养殖系统的结构特征,本研究构建了包含池塘养殖和湖泊养殖两种主要养殖方式的中国河蟹养殖系统模型,涵盖蟹苗培育、蟹种养殖、成蟹养殖等主要养殖阶段。基于对江苏省多个典型养殖基地河蟹养殖户的实地调研、采样监测,辅以文献查阅、生命周期清单数据库等,本研究建立了中国河蟹养殖系统生命周期清单。在此基础上,利用CML2001 Baseline和Cumulative Energy Demand方法评估了中国河蟹养殖系统的全生命周期环境影响,主要影响类别包括全球变暖潜势（Global Warming Potential,GWP）、酸化潜势（Acidification Potential,AP）、富营养化潜势（Eutrophication Potential,EP）、水生态毒性潜势（Freshwater Aquatic Ecotoxicity Potential,FAETP）和能源使用（Cumulative Energy Demand,CED）,在此基础上对比分析了池塘养殖和湖泊养殖两种养殖方式的环境影响差异。1.生命周期评估结果显示,我国每产出1t鲜河蟹的生命周期环境影响为:GWP7.65 t CO2 eq、AP 0.03 t SO2 eq、EP 0.23 t PO4 eq、FAETP 1.82 t 1,4-DB eq、CED 115.78GJ。在此基础上,进一步识别了中国河蟹养殖系统的关键贡献过程和关键贡献来源,具体而言:GWP的关键贡献过程为成蟹养殖用电的上游生产过程、生石灰原料运输过程和成蟹商品饲料中大豆的种植;AP的关键贡献环节为成蟹养殖电耗的上游生产过程和成蟹商品饲料中大豆原料的种植。导致EP的关键贡献来源为实际养殖过程中的N、P排放。成蟹养殖阶段使用电力的上游煤灰和煤泥处理产生的金属排放和商品饲料原料大豆种植过程杀虫剂的使用是FAETP的关键贡献来源。成蟹商品饲料生产所需各类原料和发电所需硬煤为CED的关键贡献来源。2.不同养殖方式环境影响的对比结果表明,除EP外,湖泊养殖的GWP、AP、FAETP和CED影响程度均低于池塘养殖,这与湖泊成蟹养殖未使用联网电力相关。若采取措施减少湖泊养殖的N、P排放,湖泊养殖的环境影响将全面低于池塘养殖,全面禁止围网养殖不可取。降低湖泊养殖N、P排放的可能措施包括基于估算的N、P排放量确定适宜的投饵量和实际放养量,降低湖泊养殖户人为高投饵率。池塘养殖则应优化供电方式,降低对联网电力的依赖。3.不同养殖阶段环境影响的对比结果表明,育苗阶段产生的各类环境影响占比最小,均小于1%,可提升空间较小,成蟹养殖阶段贡献占比最大。由于生物量的增长,成蟹养殖阶段饵料转化系数（FCR）最高,提高饵料利用率,降低FCR是降低成蟹养殖环境影响的重要措施。此外,成蟹养殖阶段的环境影响还来源于现场管理过程中的高电耗、大量直排尾水和底泥。由此,针对成蟹养殖应节约用电,降低电耗;增加废水处理设施,回收利用N、P营养元素,减少N、P直排量。4.本研究进一步对比了鱼、虾蟹等水产品与猪、牛等畜禽产品的环境影响差异。总的来说,水产品的生命周期环境影响要低于畜禽产品;各类水产品中,鱼类的生命周期环境影响低于虾蟹等甲壳类水产品。因此,从未来农业发展决策角度出发,可以适当扩大水产养殖的产业占比,且水产养殖结构优化时,可以适当提高鱼类的规划养殖比例。从食品消费角度出发,甲壳类水产品,特别是河蟹,并非每日必需食物,可适当减少其消费需求。
刘志根[10]（2019）在《粤东柘林湾海水养殖污染高光谱遥感监测与定量评估》文中研究说明海水养殖污染已经成为近海环境的主要污染源,而不同的海水养殖类型对水环境的要求和污染强度不同。如何有效监测海水养殖水环境和评估海水养殖污染,掌握养殖水质参数时空变化规律,用于优化海水养殖空间结构、服务与指导渔业健康生产、降低海水养殖污染影响和保护海洋环境是急需研究的迫切问题。环境监测和评估是环境保护、治理和管控的基础,遥感技术是其重要的技术支撑。该研究以粤东柘林湾为例,采用海水养殖区水质参数和水面光谱实测数据以及遥感数据,构建养殖水质参数反演模型,进行海水养殖污染的时空特征分析与污染贡献率评估,并探讨海水养殖污染对近海环境的影响。研究结果表明:（1）基于研究区实测的水质参数浓度与归一化、一阶微分处理后的光谱反射率进行统计分析,诊断出水质参数叶绿素a、溶解氧、氨氮、总磷和化学需氧量的敏感波段分别是560nm、675nm和700nm,545nm、710nm和820nm,410nm、650nm、820nm和835nm,615nm、710nm和820nm,500nm、675nm、718nm和738nm。（2）采用最佳敏感波段和比值法建立水质参数高光谱反演模型,并进行精度验证:一阶微分比值法的一元二次函数模型拟合效果优于单波段,叶绿素a、溶解氧、氨氮、总磷和化学需氧量的估测模型拟合精度分别达到0.811、0.796、0.803、0.789、0.813,说明构建模型的稳定性较好。（3）基于哨兵2号卫星数据实现柘林湾养殖区水质参数时空特征分析:2018年粤东柘林湾海水养殖区叶绿素a、溶解氧、氨氮、总磷和化学需氧量浓度存在显着的时空差异性,且受到温度、降雨和养殖周期的影响程度不同。（4）利用综合营养状态指数法评价了柘林湾海水养殖区水质状况。得到2018年粤东柘林湾海水养殖区营养化状态春至秋季呈现由“中营养”向“富营养”到“中度富营养”的状态演变。（5）利用改进的面积估算法对不同海水养殖模式的污染负荷量及污染贡献率进行评估:2018年柘林湾海水养殖主要污染总量为8720.76 t,其中氮负荷总量为1381.44 t,磷负荷总量为137.65 t,化学需氧量负荷总量为7154.46 t。粤东柘林湾海水养殖面源污染对海水污染的贡献率达33.95%,其中,池塘养殖总污染贡献最大,达54.17%;其次是网箱养殖为31.15%,滩涂养殖最小,仅为0.67%。遥感技术为海水养殖生态环境监测提供重要的手段支撑,研究成果为海水养殖业的健康发展和海洋环境的保护提供重要的实践意义和应用价值。
二、如何估算池塘中虾类数量（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、如何估算池塘中虾类数量（论文提纲范文）
（1）基于微生物组学分析水产经济动物病原菌特征及中草药免疫防控应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一篇 绪论 |
| 0.1 选题背景及研究意义 |
| 0.1.1 选题背景 |
| 0.1.2 研究意义 |
| 0.2 研究思路与主要内容 |
| 0.2.1 研究思路 |
| 0.2.2 主要内容 |
| 0.3 主要创新点和尚待研究的问题 |
| 0.3.1 主要创新点 |
| 0.3.2 尚待研究的问题 |
| 第二篇 基于微生物组学分析水产经济动物大菱鲆和海参的病原菌特征及用于中草药生殖毒性初步预测的集成模型构建 |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 微生物组学及其应用 |
| 1.1.1 微生物组学概述 |
| 1.1.2 微生物组学分析策略 |
| 1.1.3 微生物组学常用统计分析方法 |
| 1.1.4 微生物组学在水产动物疾病中的应用 |
| 1.2 机器学习及其应用 |
| 1.2.1 机器学习方法概况 |
| 1.2.2 机器学习在微生物组学研究的应用 |
| 1.2.3 机器学习在化合物毒性预测中的应用 |
| 第2章 基于微生物组学分析突眼病感染大菱鲆眼部的病原菌特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验设计与样本采集 |
| 2.2.2 高通量16S r RNA基因测序 |
| 2.2.3 序列数据处理 |
| 2.2.4 数据分析和统计 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 大菱鲆眼部微生物群的分布情况 |
| 2.3.2 大菱鲆眼部微生物群的多样性差异 |
| 2.3.3 大菱鲆眼部微生物群的组成差异 |
| 2.3.4 大菱鲆眼部微生物群的功能差异 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 大菱鲆突眼病发生对眼部微生物群多样性的影响 |
| 2.4.2 大菱鲆突眼病发生对眼部微生物群组成的影响 |
| 2.4.3 大菱鲆突眼病发生对眼部微生物群功能的影响 |
| 2.5 结论 |
| 第3章 基于微生物组学分析腐皮综合症感染海参的皮肤病原菌特征 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验设计与样本采集 |
| 3.2.2 高通量16S r RNA基因测序 |
| 3.2.3 序列数据处理 |
| 3.2.4 数据分析和统计 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 海参皮肤微生物群的分布情况 |
| 3.3.2 海参皮肤微生物群的多样性差异 |
| 3.3.3 海参皮肤微生物群的组成差异 |
| 3.3.4 海参皮肤微生物群的功能差异 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 海参腐皮综合症发生对皮肤微生物群的影响 |
| 3.4.2 海参腐皮综合症发生对皮肤微生物组成的影响 |
| 3.4.3 海参腐皮综合症发生对皮肤微生物群功能的影响 |
| 3.5 结论 |
| 第4章 化合物生殖毒性集成预测模型开发及其在中草药毒性评估中的初步应用 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验数据集 |
| 4.2.2 分子指纹计算 |
| 4.2.3 特征选择 |
| 4.2.4 模型构建 |
| 4.2.5 模型评估 |
| 4.2.6 模型应用域分析 |
| 4.2.7 模型对中草药毒性的预测评估 |
| 4.3 结果和讨论 |
| 4.3.1 特征选择结果 |
| 4.3.2 模型的预测性能 |
| 4.3.3 最佳模型的应用域 |
| 4.3.4 最佳模型与已有模型的比较 |
| 4.3.5 最佳模型对化合物分类的结果分析 |
| 4.3.6 化合物指纹特征相关的生殖毒性 |
| 4.3.7 模型对中草药多个毒性的预测结果 |
| 4.4 结论 |
| 本篇小结 |
| 第三篇 两种复方中草药配方对水产经济动物海参和鲤鱼的免疫防控应用研究 |
| 第5章 文献综述 |
| 5.1 水产经济动物养殖面临的问题与挑战 |
| 5.2 水产养殖用中草药种类及活性成分 |
| 5.3 中草药对水产动物生长性能的影响 |
| 5.4 中草药对水产动物免疫和抗病力的影响 |
| 5.4.1 评估水产动物非特异性能力的免疫因子 |
| 5.4.2 单味中草药对水产动物免疫和抗病力的影响 |
| 5.4.3 复方中草药对水产动物免疫和抗病力的影响 |
| 5.5 中草药对水产动物营养品质的影响 |
| 5.6 中草药在水产养殖中的应用问题 |
| 第6章 海参用复方中草药配方Ⅰ对海参生长、免疫功能和抗病能力的影响及推广应用 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 复方中草药配方Ⅰ的抑菌试验 |
| 6.2.2 实验和应用推广地点 |
| 6.2.3 投饲管理与实验设计 |
| 6.2.4 样本收集与制备 |
| 6.2.5 生长性能测定 |
| 6.2.6 非特异性免疫力测定 |
| 6.2.7 养殖水质的监测 |
| 6.2.8 抗病力测定 |
| 6.2.9 体壁氨基酸含量测定 |
| 6.2.10 抗生素残留量测定 |
| 6.2.11 数据处理 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 复方中草药配方Ⅰ的抑菌效果 |
| 6.3.2 复方中草药配方Ⅰ最佳投喂比例的探索 |
| 6.3.3 复方中草药配方Ⅰ对海参生长性能的影响 |
| 6.3.4 复方中草药配方Ⅰ对海参非特异性免疫力的影响 |
| 6.3.5 复方中草药配方Ⅰ对海参养殖水质的影响 |
| 6.3.6 复方中草药配方Ⅰ对海参抗病力的影响 |
| 6.3.7 复方中草药配方Ⅰ在辽宁省海参养殖场的应用及经济效益分析 |
| 6.3.8 复方中草药配方Ⅰ对养殖海参体壁氨基酸组成的影响 |
| 6.3.9 复方中草药配方Ⅰ应用后养殖海参的抗生素残留情况 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 复方中草药配方Ⅰ在海参养殖中的作用 |
| 6.4.2 复方中草药配方Ⅰ对辽宁省海参养殖中的应用意义 |
| 6.5 结论 |
| 第7章 淡水鱼用复方中草药配方Ⅱ对池塘养殖鲤鱼生长和免疫功能的影响及应用初探 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 复方中草药配方Ⅱ的抑菌试验 |
| 7.2.2 应用地点与实验设计 |
| 7.2.3 投饲管理 |
| 7.2.4 样本收集与制备 |
| 7.2.5 生长性能测定 |
| 7.2.6 非特异性免疫力测定 |
| 7.2.7 数据处理 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 复方中草药配方Ⅱ的抑菌效果 |
| 7.3.2 复方中草药配方Ⅱ对鲤鱼生长性能指标的影响 |
| 7.3.3 复方中草药配方Ⅱ对鲤鱼非特异免疫指标的影响 |
| 7.3.4 复方中草药配方Ⅱ投喂后鲤鱼生长性能与免疫性能的关系 |
| 7.3.5 复方中草药配方Ⅱ在养殖场的应用 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 复方中草药配方Ⅱ在鲤鱼养殖中的作用 |
| 7.4.2 复方中草药配方Ⅱ在沈阳市初步应用的意义 |
| 7.5 结论 |
| 本篇小结 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表论文以及参加科研情况 |
| 致谢 |
（2）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 |
（3）人工智能在水产养殖中研究应用分析与未来展望（论文提纲范文）
| 1 引言 |
| 2 应用研究现状和挑战 |
| 2.1 水产生物生命信息获取 |
| 2.1.1 鱼种类识别 |
| 2.1.2 鱼类行为识别 |
| 2.1.3 生物量估算 |
| 2.2 水产生物生长调控与决策 |
| 2.2.1 生长决策调控 |
| 2.2.2 智能投喂控制 |
| 2.3 鱼类疾病预测与诊断 |
| 2.3.1 疾病预测 |
| 2.3.2 疾病诊断 |
| 2.4 水产养殖环境感知与调控 |
| 2.4.1 水质预测 |
| 2.4.2 增氧控制 |
| 2.5 水产养殖水下机器人 |
| 2.5.1 目标识别 |
| 2.5.2 路径规划与导航 |
| 2.5.3 控制与作业 |
| 3 未来展望与建议 |
（4）基于河流栖息地修复的公园绿地内水体设计 ——以北京植物园水体为例（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 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 研究范围及相关概念界定 |
| 1.3.1 研究范围 |
| 1.3.2 相关概念界定 |
| 1.3.3 小结 |
| 1.4 国内外河流栖息地修复相关研究进展 |
| 1.4.1 河流栖息地评价相关研究进展 |
| 1.4.2 河流栖息地修复技术 |
| 1.5 研究内容与方法 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究方法 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 2 河流栖息地质量评价 |
| 2.1 河流栖息地质量评价的理论基础 |
| 2.1.1 栖息地质量评价的目的 |
| 2.1.2 评价指标的筛选原则 |
| 2.1.3 栖息地质量评价的基本程序 |
| 2.2 河流栖息地质量评价的方法 |
| 2.2.1 确定评价范围 |
| 2.2.2 评价指标的确定 |
| 2.2.3 现状调查 |
| 2.2.4 评价指标分级标准确定 |
| 2.3 评价模型的构建方法 |
| 3 栖息地生态规划 |
| 3.1 栖息地生态规划的目标 |
| 3.2 栖息地生态规划的步骤 |
| 3.2.1 指示物种的选择 |
| 3.2.2 指示物种适宜栖息地分析和“源”的确定 |
| 3.2.3 缓冲区生态敏感性分析 |
| 3.2.4 缓冲区生态适宜性分析与规划建设区域 |
| 3.2.5 红线划定与开发建设分区 |
| 4 公园绿地内的河流栖息地构建方法研究 |
| 4.1 公园绿地内河流栖息地构建的原则 |
| 4.2 水域设计 |
| 4.2.1 水景选址 |
| 4.2.2 平面形态设计 |
| 4.2.3 断面设计 |
| 4.2.4 底质设计 |
| 4.2.5 驳岸设计 |
| 4.2.6 环境水流 |
| 4.2.7 其它设计 |
| 4.3 道路系统设计 |
| 4.3.1 道路选线 |
| 4.3.2 道路形式 |
| 4.3.3 道路生态工程措施 |
| 4.4 种植设计 |
| 4.4.1 水生植物种植设计 |
| 4.4.2 湿生植物种植设计 |
| 4.4.3 陆生植物种植设计 |
| 4.5 水生动物多样性恢复 |
| 4.6 游憩设施设计 |
| 4.6.1 停留场所设计 |
| 4.6.2 生态照明设计 |
| 4.7 小结 |
| 5 案例研究 |
| 5.1 珠江和辽河流域河流健康评价 |
| 5.1.1 项目概况 |
| 5.1.2 河流健康评价方法 |
| 5.2 黄河流域河流健康评价 |
| 5.2.1 项目概况 |
| 5.2.2 河流健康评价方法 |
| 5.3 德国德莱萨姆河栖息地修复 |
| 5.3.1 项目概况 |
| 5.3.2 相关修复策略 |
| 5.4 上海市曲阳公园中心湖生境营造 |
| 5.4.1 项目概况 |
| 5.4.2 相关修复策略 |
| 5.5 北京奥林匹克公园龙形水系水生态修复 |
| 5.5.1 项目概况 |
| 5.5.2 相关修复策略 |
| 5.6 第十届中国(武汉)国际园林博览会水循环体系建设 |
| 5.6.1 项目概况 |
| 5.6.2 相关建设措施 |
| 5.7 小结 |
| 6 实践应用 |
| 6.1 项目概况 |
| 6.1.1 项目区位及区域概况 |
| 6.1.2 自然环境 |
| 6.1.3 自然资源 |
| 6.1.4 现状风景资源 |
| 6.2 场地分析 |
| 6.2.1 水文分析 |
| 6.2.2 地形分析 |
| 6.2.3 植被分析 |
| 6.2.4 用地分析 |
| 6.2.5 现状交通分析 |
| 6.2.6 SWOT分析 |
| 6.3 河流栖息地质量评价 |
| 6.3.1 数据采集及处理 |
| 6.3.2 结果分析 |
| 6.4 河流栖息地构建原则及依据 |
| 6.4.1 河流栖息地构建原则 |
| 6.4.2 河流栖息地构建依据 |
| 6.5 目标与策略 |
| 6.5.1 项目目标 |
| 6.5.2 设计策略 |
| 6.6 河流栖息地修复规划 |
| 6.6.1 栖息地生态规划 |
| 6.6.2 水域规划 |
| 6.6.3 道路系统规划 |
| 6.6.4 种植规划 |
| 6.6.5 水生动物多样性恢复 |
| 6.7 总体规划设计 |
| 6.7.1 游憩活动规划 |
| 6.7.2 景观空间结构 |
| 6.7.3 主题分区 |
| 6.8 分区设计 |
| 6.8.1 入口景观区 |
| 6.8.2 科普教育区 |
| 6.8.3 两栖动物栖息地保护示范区 |
| 6.8.4 底栖动物栖息地保护示范区 |
| 6.8.5 生态游览区 |
| 6.8.6 滨水游憩区 |
| 6.8.7 樱桃沟主题文化区 |
| 6.9 经济技术指标 |
| 7 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）我国养殖中华绒鳌蟹中农药残留的风险评估研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 本论文的特色和创新之处 |
| 中英文对照及缩写表 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水产品质量安全研究 |
| 1.1.2 中国水产养殖和中华绒鳌蟹养殖的现状 |
| 1.1.3 农药使用及在水产品中的残留 |
| 1.2 研究领域存在的问题 |
| 1.3 本论文的研究目的和研究内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 有机氯农药在中华绒鳌蟹中的残留状况及风险评估 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.2.1 化学品 |
| 2.2.2 采样点位布置和样本 |
| 2.2.3 提取、净化和仪器分析 |
| 2.2.4 膳食风险的表征 |
| 2.2.5 统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 中华绒螯蟹可食组织中的OCPs残留状况的描述 |
| 2.3.2 残留的DDTs和 HCHs的组分与分布 |
| 2.3.3 中华绒螯蟹膳食消费的风险评估 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 本章小结 |
| 第3章 中华绒鳌蟹中农药残留的非靶向筛查 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 试剂与标准品 |
| 3.2.2 标准品储备 |
| 3.2.3 样品信息 |
| 3.2.4 样品前处理 |
| 3.2.5 液相色谱和质谱条件参数 |
| 3.2.6 数据库的建立、筛查与定量分析 |
| 3.2.7 数据分析方法 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 通过非靶向分析筛查出的农药种类 |
| 3.3.2 筛查出的农药与其性质、养殖方式和地区之间的关联 |
| 3.3.3 农药残留对中华绒鳌蟹膳食风险的影响 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 中华绒鳌蟹中农药残留的膳食健康风险排序 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 残留农药基础数据库构建 |
| 4.2.2 膳食风险排序模型构建 |
| 4.2.3 数据获得与处理 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 各因子的赋分结果 |
| 4.3.2 各农药残留的膳食风险总得分 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 长江下游流域稻蟹综合种养生态系统中典型农药氯虫苯甲酰胺使用的风险评估 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 现场模拟和取样实验 |
| 5.2.2 不同基质中CAP残留物的预处理和仪器分析 |
| 5.2.3 生存风险特征描述 |
| 5.2.4 螃蟹消费的可食性风险评估 |
| 5.2.5 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 田间模拟实验中CAP的用法和归趋 |
| 5.3.2 长江下游流域稻蟹综合种养生态系统和中华绒鳌蟹精养池塘CAP的暴露水平和生存风险特征 |
| 5.3.3 中华绒鳌蟹消费的膳食风险 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 本章小结 |
| 研究结论 |
| 研究展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士期间主要成果 |
| 致谢 |
（6）高盐养虾池塘的环境特性及温度、盐度对凡纳滨对虾生理特性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 凡纳滨对虾养殖概况及养殖现状 |
| 1.2 目前我国凡纳滨对虾养殖业存在的主要问题 |
| 1.3 高盐池塘凡纳滨对虾的相关研究 |
| 1.4 凡纳滨对虾池塘水质因子及水生生物的相关研究 |
| 1.4.1 凡纳滨对虾摄食饵料卤虫的研究 |
| 1.4.2 凡纳滨对虾池塘卤虫摄食浮游植物的研究 |
| 1.5 DEB模型简介及相关研究 |
| 1.5.1 DEB模型简介 |
| 1.5.2 DEB模型相关研究 |
| 1.6 本文的研究的目的、意义以及研究内容 |
| 1.6.1 滨州池塘养殖状况简介 |
| 1.6.2 研究的目的及意义 |
| 1.6.3 研究内容 |
| 1.6.4 技术路线图 |
| 第二章 不同盐度条件下凡纳滨对虾养殖池塘的水质与养殖效果研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验设计 |
| 2.1.2 样品采集和分析 |
| 2.1.3 数据分析与计算 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 基本理化因子的季节变化 |
| 2.2.2 营养盐浓度的季节变化 |
| 2.2.3 水体中悬浮颗粒物及叶绿素浓度的变化 |
| 2.2.4 对虾的生长及产量效益 |
| 2.3 讨论与分析 |
| 2.3.1 三种养殖模式的池塘水质特征和差异 |
| 2.3.2 影响凡纳滨对虾生长、产量效益的因素 |
| 第三章 温度、盐度变化对凡纳滨对虾呼吸代谢的影响 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 不同温度下凡纳滨对虾的耗氧率的测定方法 |
| 3.1.3 不同盐度下凡纳滨对虾的耗氧率的测定方法 |
| 3.1.4 耗氧率的计算 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 不同温度下的耗氧率结果 |
| 3.2.2 不同盐度下的耗氧率结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 不同温度下凡纳滨对虾的耗氧率 |
| 3.3.2 不同盐度下凡纳滨对虾的耗氧率 |
| 第四章 盐度、卤虫浓度对不同规格凡纳滨对虾摄食率的影响 |
| 4.1 凡纳滨对虾对不同浓度卤虫的摄食率 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验仪器 |
| 4.1.3 实验方法 |
| 4.2 盐度对凡纳滨对虾摄食卤虫的影响 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.2.3 实验方法 |
| 4.3 规格对凡纳滨对虾摄食卤虫的影响 |
| 4.3.1 实验材料 |
| 4.3.2 实验仪器 |
| 4.3.3 实验方法 |
| 4.4 摄食率的计算公式 |
| 4.5 数据处理 |
| 4.6 实验结果 |
| 4.6.1 凡纳滨对虾对不同浓度卤虫的摄食率 |
| 4.6.2 不同盐度下凡纳滨对虾摄食卤虫实验结果 |
| 4.6.3 规格对凡纳滨对虾摄食卤虫的影响 |
| 4.7 讨论 |
| 4.7.1 凡纳滨对虾对不同浓度卤虫 |
| 4.7.2 不同盐度下凡纳滨对虾摄食卤虫 |
| 4.7.3 不同规格凡纳滨对虾摄食卤虫 |
| 第五章 盐度、饵料微藻浓度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.1 实验方法 |
| 5.1.1 饵料微藻浓度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.1.2 盐度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.1.3 卤虫摄食率的计算公式 |
| 5.1.4 数据处理 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 微藻浓度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.2.2 盐度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 微藻浓度对卤虫摄食率的影响 |
| 5.3.2 盐度对卤虫摄食率的影响 |
| 第六章 凡纳滨对虾动态能量收支(DEB)模型参数的测定 |
| 6.1 材料和方法 |
| 6.1.1 形状系数(Shape coefficient,δm)的获得 |
| 6.1.2 阿伦纽斯温度(Arrhenius temperature,T_A) |
| 6.1.3 模型关键参数[(?)_M]、[E_G]、[E_M])的测定 |
| 6.1.4 样品分析 |
| 6.1.5 计算 |
| 6.1.6 数据处理 |
| 6.2 实验结果 |
| 6.2.1 凡纳滨对虾形状系数(Shape coefficient,δm) |
| 6.2.2 阿伦纽斯温度(Arrhenius temperature,T_A) |
| 6.2.3 模型关键参数[(?)_M]、[E_G]、[E_M])的获得 |
| 6.3 讨论 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（7）基于Ecopath模型的虾贝海水池塘综合养殖模式研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 海水综合养殖池塘研究进展 |
| 1.2 养殖容量概述及研究背景 |
| 1.3 养殖容量研究方法概述 |
| 1.3.1 经验估算法 |
| 1.3.2 瞬时生长率法 |
| 1.3.3 通过实验直接测定法 |
| 1.3.4 养殖容量模型构建估算法 |
| 1.4 EwE模型在水域生态系统的应用 |
| 1.4.1 EwE模型概述 |
| 1.4.2 EwE模型在渔业生态系统中的应用 |
| 第二章 Ecopath模型关键参数研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 实验结果分析 |
| 2.2.1 文蛤基础生理代谢结果 |
| 2.2.2 青蛤基础生理代谢结果 |
| 2.2.3 泥蚶基础生理代谢结果 |
| 2.2.4 三种贝类氧氮比对比 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 温度对3种滩涂贝类摄食排泄排氨的影响 |
| 2.3.2 温度对3种滩涂贝类呼吸耗氧的影响 |
| 2.3.3 生物氧氮比 |
| 第三章 Ecopath模型的构建 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 研究对象 |
| 3.1.2 采样设置 |
| 3.1.3 模型构建 |
| 3.2 池塘氮磷平衡 |
| 3.2.1 池塘氮平衡过程 |
| 3.2.2 池塘磷平衡过程 |
| 3.2.3 池塘氮、磷平衡 |
| 3.3 Ecopath模型输出结果 |
| 3.3.1 生态营养学效率 |
| 3.3.2 生态位重叠分析 |
| 3.3.3 混合营养级效益分析 |
| 3.3.4 生态系统关键物种分析 |
| 3.3.5 生态系统营养级结构特征分析 |
| 3.3.6 生态系统内物质流动分析 |
| 3.3.7 碎屑组能流分析 |
| 3.3.8 混养池塘生态系统的总体特征 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同养殖模式物质流动特点 |
| 3.4.2 不同养殖模式下生态营养学效率对比 |
| 3.4.3 养殖模式的优化 |
| 第四章 商业规模下养殖模型应用分析 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究对象 |
| 4.1.2 采样设置 |
| 4.1.3 模型构建 |
| 4.2 Ecopath模型输出结果与分析 |
| 4.2.1 生态营养学效率 |
| 4.2.2 生态位重叠分析 |
| 4.2.3 混合营养级效益分析 |
| 4.2.4 生态系统关键物种分析 |
| 4.2.5 生态系统营养级结构特征分析 |
| 4.2.6 生态系统内物质流动分析 |
| 4.2.7 碎屑组能流分析 |
| 4.2.8 各整合营养级之间的转化效率 |
| 4.2.9 混养池塘生态系统的总体特征 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 总结 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 主要创新点 |
| 5.3 研究存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 研究生期间论文成果 |
| 致谢 |
（8）上海郊区虾类养殖的水环境影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 我国水产养殖业现状 |
| 1.2 水产养殖水系环境和环境状况 |
| 1.3 水产养殖水 |
| 1.4 水产养殖对周边水环境的影响 |
| 1.4.1 养殖水排放对接纳水域环境质量的影响 |
| 1.4.2 池塘养殖水排放标准 |
| 1.4.3 养殖尾水处理方法 |
| 1.5 凡纳滨对虾养殖过程中水质与虾病发生的相关性研究 |
| 1.6 本课题的研究内容、目的及意义 |
| 1.7 本课题的技术路线图 |
| 第二章 上海郊区虾类养殖场水源水质量现状 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 水样的采集及检测 |
| 2.1.2 水质评价标准 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 pH |
| 2.2.2 溶解氧 |
| 2.2.3 总氮 |
| 2.2.4 氨氮 |
| 2.2.5 总磷 |
| 2.2.6 化学需氧量 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 上海市郊区某虾类养殖场尾水排放质量调查 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 养殖场基本情况 |
| 3.1.2 水样的采集及检测 |
| 3.1.3 采样时间 |
| 3.1.4 淡水池塘养殖水排放要求 |
| 3.1.5 数据处理 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 pH |
| 3.2.2 总氮 |
| 3.2.3 总磷 |
| 3.2.4 化学需氧量 |
| 3.3 讨论 |
| 第四章 上海市郊区某虾类养殖池塘水质变化规律 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 养殖场基本情况 |
| 4.1.2 水样采样时间 |
| 4.1.3 水样测定方法 |
| 4.1.4 数据分析 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 养殖池塘中水质指标变化规律 |
| 4.3 讨论 |
| 第五章 凡纳滨对虾养殖过程中水质与虾病发生的相关性研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 养殖场基本情况 |
| 5.1.2 水质与病毒检测方法 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 试验塘水质因子检测数据 |
| 5.2.2 水质因子与对虾发病的关联性分析 |
| 5.2.3 发病组与“带病&健康”组组间比较 |
| 5.3 讨论 |
| 第六章 总结与展望 |
| 6.1 总结 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 附录1 2018年上海市郊区虾类养殖场水源水水质监测结果 |
| 附录2 2019年上海市某虾类养殖场排放尾水水质监测结果 |
| 附录3 2019年上海市某虾类养殖场养殖池塘水质监测结果 |
| 致谢 |
（9）中国河蟹养殖系统生命周期环境影响评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| 英文摘要 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究目的和意义 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 研究方法 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 水产养殖生命周期评价研究综述 |
| 2.1 生命周期评价概述 |
| 2.2 水产养殖生命周期评价研究 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 河蟹养殖生命周期评价方法 |
| 3.1 研究目标 |
| 3.2 研究对象 |
| 3.3 系统边界 |
| 3.4 生命周期模型 |
| 3.5 模型计算方法 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 河蟹养殖生命周期清单分析 |
| 4.1 数据来源 |
| 4.1.1 实地调研 |
| 4.1.2 采样监测 |
| 4.1.3 文献和报告数据 |
| 4.1.4 数据库数据 |
| 4.2 各过程清单 |
| 4.2.1 育苗阶段 |
| 4.2.2 育种阶段 |
| 4.2.3 成蟹阶段 |
| 4.3 生命周期清单结果 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 河蟹养殖生命周期影响评价结果 |
| 5.1 环境影响类别选择 |
| 5.2 生命周期环境影响评价结果 |
| 5.2.1 全球变暖潜势 |
| 5.2.2 酸化潜势 |
| 5.2.3 富营养化潜势 |
| 5.2.4 淡水生态毒性潜势 |
| 5.2.5 能源使用 |
| 5.3 池塘养殖与湖泊养殖对比 |
| 5.4 养殖阶段间对比 |
| 5.5 饵料生产环境影响 |
| 5.6 不确定性分析 |
| 5.7 系统减缓措施 |
| 5.8 水产养殖系统影响因素分析 |
| 5.8.1 经济发展水平 |
| 5.8.2 单养和混养 |
| 5.9 养殖结构优化 |
| 5.10 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间的主要成果 |
| 致谢 |
（10）粤东柘林湾海水养殖污染高光谱遥感监测与定量评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景与研究意义 |
| 1.1.1 选题背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 养殖水质遥感监测研究进展 |
| 1.2.2 养殖水质富营养评价研究进展 |
| 1.2.3 海水养殖污染评估研究进展 |
| 1.3 海岸带海水养殖现状调查 |
| 1.3.1 全国海水养殖发展现状 |
| 1.3.2 广东省海水养殖发展现状 |
| 1.4 研究目的与研究内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 第二章 研究区数据获取及处理 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理条件 |
| 2.1.2 海水养殖概况 |
| 2.2 水质指标数据获取与处理 |
| 2.2.1 水质测点的分布 |
| 2.2.2 水质参数浓度数据获取 |
| 2.2.3 水质参数浓度数据分析 |
| 2.3 水体光谱数据获取与处理 |
| 2.3.1 水体的光学特性 |
| 2.3.2 野外水体光谱测量 |
| 2.3.3 光谱数据预处理 |
| 2.4 遥感数据获取与处理 |
| 2.4.1 遥感数据获取 |
| 2.4.2 遥感数据预处理 |
| 2.5 气象数据 |
| 第三章 柘林湾水质参数反演模型构建 |
| 3.1 水质参数光谱响应特征 |
| 3.1.1 叶绿素a的光谱特征 |
| 3.1.2 悬浮物的光谱特征 |
| 3.1.3 养殖区水体光谱特征 |
| 3.2 水质参数高光谱模型 |
| 3.2.1 叶绿素a高光谱模型 |
| 3.2.2 溶解氧高光谱模型 |
| 3.2.3 氨氮高光谱模型 |
| 3.2.4 总磷高光谱模型 |
| 3.2.5 化学需氧量高光谱模型 |
| 3.3 模型精度验证 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 柘林湾水质时空特征与富营养化评价 |
| 4.1 养殖水质参数遥感反演 |
| 4.1.1 水体遥感反射率 |
| 4.1.2 叶绿素a浓度遥感反演 |
| 4.1.3 溶解氧浓度遥感反演 |
| 4.1.4 氨氮浓度遥感反演 |
| 4.1.5 总磷浓度遥感反演 |
| 4.1.6 化学需氧量浓度遥感反演 |
| 4.2 养殖水质参数时空特征分析 |
| 4.2.1 叶绿素a浓度时空特征 |
| 4.2.2 溶解氧浓度时空特征 |
| 4.2.3 氨氮浓度时空特征 |
| 4.2.4 总磷浓度时空特征 |
| 4.2.5 化学需氧量浓度时空特征 |
| 4.3 海水养殖水体富营养化评价 |
| 4.3.1 富营养化评价方法 |
| 4.3.2 权重确定与等级划分 |
| 4.3.3 评价结果与分析 |
| 4.3.4 精度验证 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 柘林湾海水养殖信息提取与污染评估 |
| 5.1 海水养殖模式遥感提取 |
| 5.1.1 提取流程 |
| 5.1.2 养殖模式 |
| 5.1.3 信息提取 |
| 5.1.4 提取结果 |
| 5.1.5 精度评价 |
| 5.2 海水养殖污染评估 |
| 5.2.1 改进污染估算方法 |
| 5.2.2 污染系数率定 |
| 5.2.3 评估结果与分析 |
| 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 |
| 攻读学位期间主要研究成果 |
| 致谢 |
| 附录 |
四、如何估算池塘中虾类数量（论文参考文献）
- [1]基于微生物组学分析水产经济动物病原菌特征及中草药免疫防控应用[D]. 冯华炜. 辽宁大学, 2021(02)
- [2]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
- [3]人工智能在水产养殖中研究应用分析与未来展望[J]. 李道亮,刘畅. 智慧农业(中英文), 2020(03)
- [4]基于河流栖息地修复的公园绿地内水体设计 ——以北京植物园水体为例[D]. 缪琳. 北京林业大学, 2020(02)
- [5]我国养殖中华绒鳌蟹中农药残留的风险评估研究[D]. 宋超. 南京大学, 2020(04)
- [6]高盐养虾池塘的环境特性及温度、盐度对凡纳滨对虾生理特性的影响[D]. 朱芸. 上海海洋大学, 2020(02)
- [7]基于Ecopath模型的虾贝海水池塘综合养殖模式研究[D]. 胡高宇. 上海海洋大学, 2020(02)
- [8]上海郊区虾类养殖的水环境影响研究[D]. 孙世玉. 上海海洋大学, 2020(02)
- [9]中国河蟹养殖系统生命周期环境影响评估[D]. 诸慧. 南京大学, 2020(04)
- [10]粤东柘林湾海水养殖污染高光谱遥感监测与定量评估[D]. 刘志根. 广州大学, 2019(01)