一、暨南大学水生生物研究中心简介（论文文献综述）
谭琳,胡润鹏,钟慧君,肖利娟,雷腊梅,韩博平[1]（2020）在《铁对拟柱孢藻（Cylindrospermopsis raciborskii）和角星鼓藻（Staurastrum spp.）季节动态和生长的影响——以广东大沙河水库为例》文中研究说明拟柱孢藻（Cylindrospermopsis raciborskii）和角星鼓藻（Staurastrum spp.）是热带亚热带浮游植物群落中的常见优势种类,为了解铁对2种浮游植物季节动态和生长的影响,本文通过对典型热带水库的野外调查,分析铁与2种藻生物量和相对生物量的季节动态的关系,并通过室内实验分别以无机磷（KH2PO4）和有机磷(C6H13O9P)为磷源,比较3种铁浓度（0.029、0.29和0.689 mg/L）下拟柱孢藻（C. raciborskii,N8）和角星鼓藻（Staurastrum sp.,FACHB-1449）的比生长速率、铁载体产量和碱性磷酸酶活性的差异.结果显示,拟柱孢藻和角星鼓藻是浮游植物群落的主要优势种类,两者的生物量最大占到总生物量的82%以上;两者对环境变量响应的区别主要体现在对溶解性铁浓度变化的响应差异上,拟柱孢藻生物量与溶解性铁有显着的线性回归关系,但角星鼓藻的生物量与铁没有显着线性回归关系.室内实验中,拟柱孢藻N8的比生长速率在无机磷源铁浓度为0.689 mg/L条件下最大,为0.098±0.01 d-1,2种磷源条件下比生长速率均随铁浓度降低而显着降低,6个实验组均检到铁载体:6个实验组角星鼓藻FACHB-1449的比生长速率没有明显差异,平均为0.079±0.001d-1,均未检出铁载体,磷源和铁浓度对其比生长速率的影响不显着;有机磷源条件下,拟柱孢藻N8实验组碱性磷酸酶活性均显着高于角星鼓藻FACHB-1449实验组,拟柱孢藻N8实验组酶活性随铁浓度降低而显着降低,但角星鼓藻FACHB-1449各实验组的碱性磷酸酶活性无明显差异.以上结果表明,水体中溶解性铁的供应对拟柱孢藻的种群动态和优势有重要作用,与角星鼓藻相比,拟柱孢藻的生长更易受到铁的限制,尤其在无机磷缺乏、磷源主要以有机磷形式供应时,铁对拟柱孢藻生长的限制作用增强.
叶晓彤[2]（2020）在《城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究》文中认为城市河湖连通使不同水文特征水体相连构成具有环境异质性的水环境,为提高浮游动物多样性提供了多样性的生境条件。为研究亚热带城市河湖连通水系轮虫和浮游细菌群落结构对不同水体连通性和异质性的响应,于2018-2019年对常德连通水系（柳叶湖-穿紫河-沅江）（15个站点）和广州连通水系（海珠湖-石榴岗河-珠江广州河段）（9个站点）分别进行了每季度1次调查。主要结果如下:1常德连通水系轮虫和浮游细菌群落特征:常德连通水系共检出轮虫85种,长肢多肢轮虫为该水系第一优势种轮虫。穿紫河轮虫群落组成与柳叶湖和沅江常德河段均呈中等相似,而柳叶湖和沅江常德河段呈中等不相似。轮虫年平均丰度以穿紫河最高,柳叶湖次之,沅江最低。冗余分析表明水温、营养盐、叶绿素a和溶氧是影响轮虫群落结构变化的主要环境因子。常德连通水系浮游细菌相对丰度最高的门类是变形菌门,其次是拟杆菌门,放线菌门和厚壁菌门。三类水体浮游细菌丰度年均值呈现:穿紫河>柳叶湖>沅江,三类水体年均值之间存在显着差异（p<0.05）。2广州连通水系轮虫和浮游细菌群落特征:广州连通水系共检出轮虫100种,广布多肢轮虫为该水系第一优势种轮虫。三类水体间轮虫种类组成呈中等相似。年平均丰度以珠江广州河段最高,海珠湖次之,石榴岗河最低。珠江广州河段轮虫群落的多样性指数均显着高于另外两类水体（p<0.05）。RDA分析表明水温、叶绿素a和总氮是影响轮虫群落结构变化的主要环境因子。广州连通水系最丰富的浮游细菌门类是变形菌门,其次是拟杆菌门、厚壁菌门、放线菌门和蓝细菌门。三类水体浮游细菌丰度年均值呈现:海珠湖>石榴岗河>珠江广州河段,海珠湖和石榴岗河丰度年均值显着高于珠江广州河段（p<0.05）。3常德和广州连通水系环境特征与轮虫及细菌的关系:常德连通水系整体呈中营养状态,其水质优于广州连通水系。广州水系三类水体均达到中度富营养化状态。广州水系的轮虫种类数、年平均丰度和多样性指数均高于常德水系,沅江常德河段和珠江广州河段轮虫的群落结构差异最大。Bray-Curtis聚类分析和MDS分析显示两水系轮虫群落均呈现春冬-夏秋分化模式。两个水系浮游细菌丰度峰值均出现在秋季,细菌丰度年均值差异不显着（p>0.05）。RDA分析表明水温是影响两水系轮虫和浮游细菌群落结构变化的最重要因素。两水系轮虫丰度与浮游细菌丰度存在正相关关系,长肢多肢轮虫和浮游细菌（拟杆菌门、厚壁菌门和α-变形菌纲）与富营养化水平显着相关（p<0.05）。城市河湖连通有利于提升水体的自净能力和水资源利用效率。轮虫和浮游细菌可作为评价水体富营养化水平的良好指示生物。珠江广州河段在2个河湖连通水系6个调查水体中污染最严重,加强珠江广州城市河段水环境保护和管理显得尤为迫切。
段乐怡[3]（2020）在《双酚A和壬基酚对两种微藻光合效能及生长的影响》文中进行了进一步梳理双酚A（BPA）和壬基酚（NP）作为典型的环境激素,被广泛地应用于工业生产。随着工业活动的加剧,这些环境激素被大量排入到水体,导致水生生态系统被破坏。本研究以蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）和双对栅藻（Scenedesmus bijuba）作为实验材料,分别进行BPA和NP急性毒理实验。首先分析BPA和NP处理前后对两株藻的细胞密度、叶绿素a含量和最大光能转化率（FV/FM）的影响。再选取72 h的BPA（0、0.1和10 mg/L）处理过的蛋白核小球藻进一步通过转录组测序,分析其差异基因,探究蛋白核小球藻在受到BPA毒害时转录组水平响应。阐明BPA和NP对蛋白核小球藻及双对栅藻的光合效能及生长的影响,为确定BPA和NP在水环境中的排放安全阈值提供科学依据,为有效防治环境激素类物质污染提供思路。结果表明:（1）BPA和NP对蛋白核小球藻和双对栅藻均有毒物兴奋效应。0.01和0.1 mg/L的BPA处理72 h,蛋白核小球藻细胞密度分别增加7.8%和19.3%,双对栅藻细胞密度分别增加30.8%和19%。当处理组浓度大于1 mg/L时,随着浓度的增加,藻细胞密度逐渐减少。0.01和0.05 mg/L的NP处理72 h,蛋白核小球藻细胞密度相比对照分别增加42.5%和24.5%,双对栅藻分别增加21.4%和30.4%。当处理组超过0.5 mg/L,随着浓度的增加,藻细胞密度逐渐减少。（2）低浓度BPA和NP处理的蛋白核小球藻和双对栅藻的最大光能转化效率,与对照组相比无显着差异。高浓度处理组中,藻细胞的最大光能转化率显着降低,光合作用受到抑制。（3）在BPA作用下,蛋白核小球藻的转录组分析结果表明:低浓度BPA处理组的蛋白核小球藻大部分基因不发生变化。其中有关核苷酸转运、单体转运、细胞呼吸的基因表达量增加。实时荧光定量PCR结果表明,ATP合酶和NADH脱氢酶在低浓度BPA处理组中上调。在高浓度处理组中,蛋白核小球藻有关三羧酸（TCA）循环、糖酵解、脂肪酸代谢、氧化磷酸化和光合作用的基因表达量减少。
陈畇岐[4]（2020）在《珠江口河岛养殖区抗生素和杀虫剂的污染特征、输入途径及潜在风险》文中认为由于社会经济水平的迅猛发展,人们对于水产养殖类产品的需求量也日益加大,各类水产养殖场层出不穷,大量的抗生素及其他药物被应用在养殖等农业生产方面,用于促进动植物生长、预防和治疗疾病等。除此以外,大部分的水产养殖区,尤其是淡水养殖场都会受到周围其他农业生产的影响。因而,探讨养殖场不同环境介质中残留药物分布情况及其生态风险已成为广泛关注的热点话题。本论文选择广州市番禺海鸥岛水产养殖区作为主要研究对象,结果如下:水体中磺胺类、大环内酯类抗生素、有机磷和新烟碱类杀虫剂的浓度范围为4.0-318、5.0-1610、4.3-367和2.7-230 ng L-1,其中红霉素(4.6–1570 ng L-1)是检出率最高的化合物,检出率为100%,吡虫啉在杀虫剂中占主导地位,浓度范围为0.83-117 ng L-1,检出率超过71%。沉积物样品中,大环内酯类抗生素(nd–16 ng g-1)是含量最丰富的化合物,其次是有机磷杀虫剂(nd–4.6 ng g-1),两组化合物分别占所有样品总浓度的66%和24%。检出率最高的化合物分别是红霉素和敌敌畏（94%和62%）,平均浓度为2.1和1.1 ng g-1。饲料和鱼样中未检测到目标物的存在。空气样品中仅检测到了四种目标化合物,分别为红霉素、乐果、敌敌畏和啶虫脒,其浓度范围为8.7–130、6.1–30、10–160和nd–12 pg m-3。雨水样品中磺胺类抗生素,大环内酯类抗生素,有机磷和新烟碱类杀虫剂的浓度分别在nd–5.8,nd–120,nd–180和nd–5.7 ng L-1范围内。通过计算环境介质到封闭池塘的传输速率,抗生素总的通量分别为Fdry(2790±3870 ng m-2 ssn-1),Fwet(28±24 ng m-2 ssn-1),Fwater(51±38 ng m-2 ssn-1)和Fresuspend sediment(0.000045±0.000054 ng m-2 ssn-1),杀虫剂总的通量分别为Fdry(6060±5390 ng m-2 ssn-1),Fwet(39±55 ng m-2 ssn-1),Fwater(5.7±10 ng m-2 ssn-1)和Fresuspend sediment(0.00020±0.00011 ng m-2 ssn-1)。不论是抗生素还是农药,大气中颗粒相的干沉降在相同时间的输入量都远远高于池塘引水和沉积物。大部分河流中的化合物浓度高于红树林采集的水样和沉积物样品浓度,岛外浓度高于岛内引水的渠道和养殖场（p<0.05）,表明海鸥岛封闭池塘养殖方法能有效减少周围人类活动的影响。但不可忽视大气传输对淡水养殖的影响。此外,通过计算的风险商（RQ）,发现四种抗生素和三种杀虫剂对水生生物存在风险,特别是红霉素和对硫磷,构成较高的生态风险。
马雪[5]（2019）在《啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究》文中研究指明自20世纪90年代初,新烟碱类杀虫剂进入市场以来,已在120多个国家注册使用,占据了全球杀虫剂市场份额的25%以上。中国是新烟碱类杀虫剂使用量最大的国家之一,并且是主要的生产和出口国。因新烟碱类杀虫剂作为烟碱乙酰胆碱受体激动剂,被认为对脊椎动物物种毒害作用小,且与其它杀虫剂无交互抗性,所以被广泛使用。然而,新烟碱类杀虫剂的高水溶性也导致这些化合物很容易进入水环境中,给非靶标水生生物带来潜在风险。同时,有研究表明新烟碱类杀虫剂对鸟类、哺乳动物、爬行动物及无脊椎动物家蚕存在内分泌干扰效应。在欧美发达国家,吡虫啉和噻虫胺使用量大,各环境介质中检出频繁。故而当前,关于新烟碱类杀虫剂的毒性数据大多限于吡虫啉和噻虫胺,而有关其它新烟碱类杀虫剂的水生态风险评估数据则较少,例如,啶虫脒。在我国,除吡虫啉外,啶虫脒是使用最广泛的新烟碱类杀虫剂之一,年产量近8000吨。前期研究表明,我国地表水中啶虫脒的检出频率和浓度与吡虫啉相当。因此,本文选择通常使用的水生模式生物斑马鱼,评价了啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育毒性及对生殖内分泌系统造成的影响。首先,评价了啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎的发育毒性。在斑马鱼胚胎发育的6–120 hpf（hours post fertilization）期间将其暴露于53.8±1.0–974±20 mg/L的啶虫脒溶液中,选择亚致死（畸形率、孵化率、心率、体长、自主运动和接触反应）和致死效应评价啶虫脒对斑马鱼胚胎的发育毒性并构建效应谱图。结果表明,啶虫脒对斑马鱼胚胎120 hpf的LC50与畸形率EC50分别为518（469–572）和323（303–344）mg/L,LC5与EC5分别为272（228–333）和195（171–229）mg/L。计算求得的72 hpf孵化率EC5和EC50分别为36（7–140）和554（485–633）mg/L。尾部接触反应在27、36、48 hpf的EC50分别为896（545–1474）、923（829–1027）和888（797–990）mg/L,头部接触反应在27、36、48 hpf的EC50分别为855（717–1019）、695（512–943）和754（592–960）mg/L。效应谱图表明,自主运动效应终点最为敏感,其23 hpf的EC5和EC50分别为51（28–104）和296（167–523）mg/L。总而言之,啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎具有明显的发育毒性,对其行为、生长、形态、孵化能力和存活都具有不同程度的影响,自主运动在所测试终点中最为敏感。其次,在斑马鱼胚胎急性暴露实验的基础上,选择20 dpf（days post fertilization）的斑马鱼幼鱼在啶虫脒浓度分别为0、0.19、1.19、17.2、155和1637μg/L的溶液中慢性暴露22周,考察啶虫脒在斑马鱼大脑、鳃、性腺、肠道、肌肉组织及其子一代胚胎中的分布、代谢和生物富集情况。建立了斑马鱼各组织与子一代胚胎中啶虫脒及其代谢产物的超高液相色谱-串联质谱分析方法。暴露组斑马鱼体内啶虫脒及其代谢产物均有检出,检出浓度随暴露浓度的增加而增高,且具有明显的组织和性别分布特征。大脑和肠道组织中检出含量高于其它组织,雌鱼检出浓度高于雄鱼。啶虫脒在斑马鱼体内的主要检出代谢产物为去甲基啶虫脒,其最高检出摩尔浓度与母体化合物的比值为18.8%;子一代胚胎中代谢产物检出摩尔浓度与母体化合物的比值高于斑马鱼F0代,在啶虫脒水浓度为155和1637μg/L暴露组,其胚胎中的去甲基啶虫脒检出摩尔浓度与母体化合物的比值分别为31.5%和93.1%。啶虫脒在斑马鱼体内的生物富集因子（BCF）随暴露浓度的增加最初呈下降趋势,当暴露浓度增加到一定程度时,BCF相对稳定,并且绝大部分计算值小于1,表明啶虫脒在斑马鱼体内未发生显着富集。再次,探讨20 dpf的斑马鱼幼鱼进行啶虫脒慢性暴露22周后的生殖内分泌表观效应,通过F0代存活率、性别比例、体质常数、产卵量及F1代胚胎发育情况进行评价。暴露组与对照组相比,F0代斑马鱼成鱼存活率显着下降,同时雌/雄鱼比例显着升高;大部分暴露组斑马鱼体重与体长显着增加,除雌鱼1637μg/L暴露组其生长状况因子（K）较对照组显着增加外,其余暴露组K值与对照组无显着性差异。此外,暴露组肝脏指数和脑指数均表现出下降趋势,雌鱼性腺指数无显着性影响,但雄鱼性腺指数在17.2和155μg/L暴露条件下显着下降。啶虫脒慢性暴露未影响斑马鱼F0代产卵量。对于F1代胚胎发育情况,在未继续暴露及同母代相同浓度继续暴露条件下,胚胎畸形率均显着升高。最后,测定了20 dpf斑马鱼幼鱼在啶虫脒慢性暴露22周后的性腺中激素水平、下丘脑-垂体-性腺轴相关基因及肝脏中vtg基因的转录水平,并对其内分泌干扰效应机制进行探讨。结果显示,啶虫脒慢性暴露导致斑马鱼卵巢与精巢中雌二醇（estradiol,E2）浓度水平上升,雄烯二酮浓度水平下降,同时诱导了精巢中雌酮浓度水平上升,表现出雌激素效应。斑马鱼下丘脑-垂体-性腺轴相关基因及肝脏中vtg基因的转录水平改变并体现出与性别相关的特性。啶虫脒慢性暴露诱导了雌鱼大脑中ar、cyp19b、fshβ、gnrh2、gnrh3和lhβ基因的表达,抑制了雄鱼大脑中ar、cyp19b、fshβ、gnrh2、gnrh3和lhβ基因的表达。性腺中3βhsd、cyp11a、cyp17、cyp19a、fshr和lhr基因的表达情况表明,啶虫脒慢性暴露对雌鱼的干扰效应大于雄鱼。在雌鱼肝脏中vtg1和vtg2基因的表达除0.19和155μg/L暴露条件下与对照组无显着差异外（p?0.05）,其余暴露组均表现为显着下调（p<0.05）。而雄鱼肝脏中vtg1在0.19–1637μg/L暴露条件下的表达量表现出上调趋势,vtg2基因表达量较对照组都表现为显着下调（p<0.05）,下调倍数在0.04±0.03–0.22±0.16之间。综上所述,啶虫脒急性暴露影响了斑马鱼的胚胎发育,慢性暴露干扰了斑马鱼的生殖内分泌系统。具体表现为,啶虫脒急性暴露对斑马鱼胚胎行为、生长、形态、孵化能力和存活都具有不同程度的影响。环境相关浓度的啶虫脒对斑马鱼幼鱼进行慢性暴露后在其各组织中可检出啶虫脒及其代谢产物,主要的代谢产物为去甲基啶虫脒,并且啶虫脒及其代谢产物在大脑与肠道组织中的检出浓度高于其它组织。此外,啶虫脒及其代谢产物可通过亲代传递至子一代胚胎中。同时,慢性暴露导致斑马鱼成鱼存活率显着下降,雌/雄鱼比例显着升高,体质常数发生改变,并且导致卵巢与精巢中雌二醇浓度水平上升,雄烯二酮浓度水平降低以及下丘脑-垂体-性腺轴相关基因和肝脏中vtg基因的转录水平发生改变。
刘洁[6]（2018）在《纳米二氧化钛对大型海藻龙须菜的毒性效应研究》文中研究说明龙须菜（Gracilaria lemaneiformis）是一种具有重要经济作用的大型海藻,其不仅可以作为改善生态环境的修复材料,而且还具有很高的药用价值;它在生物工程、食品和医药等方面具有不可替代的作用,应用前景广泛。近年来,纳米技术发展迅速,纳米TiO2已经在各个领域中得到了应用,其年产量在不断增加,因此排放到环境中的纳米TiO2也在逐年增加。纳米粒子在生产及使用的过程中极其容易进入水生环境,对水生生物的生长造成胁迫。纳米TiO2的生产、应用对水生生物产生了不利影响,这已经引起了研究者们广泛的关注,但是目前对纳米颗粒的毒性的研究主要集中在微藻,而对大型海藻的毒理学作用却鲜有报道。鉴于大型海藻的重要的经济价值以及纳米TiO2的广泛存在性,纳米TiO2对大型海藻的毒性效应研究也成了一种趋势。本文以大型海藻龙须菜作为研究对象,研究了不同浓度的纳米TiO2对龙须菜的生理生化特性、抗氧化防御系统、抗氧化活性和抗肿瘤活性等的不良影响。本论文主要内容如下:在纳米TiO2的胁迫下,龙须菜的生长受到了明显的抑制。随着纳米TiO2暴露浓度的增加,龙须菜的生长速率逐渐降低。在浓度为20 mg/L和40 mg/L纳米TiO2的胁迫下,龙须菜呈现出了负增长的状态,藻体颜色变浅,局部甚至出现坏死的现象。藻体内的光合色素的含量（叶绿素a,类胡萝卜素,藻胆蛋白）均出现明显降低的现象,并且随纳米TiO2暴露浓度的增加和暴露时间的延长,这种下降趋势更加显着。可溶性蛋白含量在第3天时有轻微地增加,但在高浓度和长时间暴露后逐渐减少。此外,随纳米TiO2暴露浓度的增大,龙须菜中紫外吸收物质含量和硝酸还原酶活性降低。在纳米TiO2的胁迫下,龙须菜的抗氧化防御系统也受到了明显干扰,出现了氧化损伤。与对照组相比,龙须菜暴露于纳米TiO2后,超氧阴离子(O2·-)在藻体内不断的积累。在第15天纳米TiO2浓度为20 mg/L时,O2·-含量达到最大值,随后出现了轻微的下降。在纳米TiO2的胁迫下,龙须菜藻体中丙二醛（MDA）的含量显着增加,最大增加了3.26倍;超氧化物歧化酶（SOD）和过氧化氢酶（CAT）活性也显着提高了1.10-2.24倍,随后在长时间和高浓度的纳米TiO2暴露下出现下降的趋势。龙须菜的水提取物（AEGL）具有体外抗氧化能力,对二苯基苦酰肼基自由基（DPPH·）和羟自由基（·OH）具有清除作用;但随着纳米TiO2浓度的升高,AEGL的体外清除自由基的效果略有下降。龙须菜的水提物对肝癌细胞HepG-2的增长有明显的抑制作用,48 h对HepG-2细胞抑制率超过35.47%。但纳米TiO2对龙须菜的毒性作用会抑制AEGL的抗癌活性。龙须菜在纳米TiO2作用后,其水提物对HepG-2细胞的抑制率明显降低,细胞内的活性氧（ROS）下降,细胞的凋亡程度减弱,周期阻滞作用也明显减弱,这些指标变化的趋势都与纳米TiO2浓度呈线性相关。这些结果进一步证实了纳米TiO2能降低龙须菜的抗癌活性。本论文研究结果显示,大型藻类可作为纳米TiO2污染物的有效生物标志物,也可作为评价海洋生态系统中污染物增加的生态效应的有用指标。
万翔,邰义萍,王瑞,满滢,杨扬,何文祥,杨瑜芬,王佳希[7]（2017）在《洱海水华期间饮用水源区产毒微囊藻和微囊藻毒素-LR的分布特征》文中进行了进一步梳理水华期间微囊藻毒素的释放会严重影响洱海饮用水源水质安全.应用荧光定量PCR结合酶联免疫法快速检测洱海水华高发秋季（8—11月）主要旅游区和饮用水源地产毒微囊藻丰度和微囊藻毒素LR浓度.结果表明,荧光定量PCR方法能够快速定量洱海中总微囊藻种群和产毒微囊藻丰度,并且能有效预测洱海水体产毒潜能.洱海总微囊藻平均丰度为8.15×106copies·L-1,9月份均值最高,产毒微囊藻平均丰度为6.42×105copies·L-1,也于9月达到最高值,占总微囊藻的比例为1.0%69.8%,水温和TP显着影响洱海总微囊藻丰度,低温、低P是洱海微囊藻水华的限制因子.洱海毒素峰值期为10月上旬,期间水源地微囊藻毒素和胞外微囊藻毒素全部检出,叶绿素a显着影响总微囊藻毒素和胞外微囊藻毒素分布,说明在一定程度上Chl a值能预测水体微囊藻释放的毒素风险.洱海总微囊藻毒素LR最高值达2.17μg·L-1,已超过集中式生活饮用水地表水源地对MC-LR的限值(1.0μg·L-1),表明水华期间洱海饮用水水源安全问题不容忽视.
王赛[8]（2016）在《东江鱼类食物网结构与生态系统能流模式研究》文中研究表明东江是珠江水系三大干流之一,流域水资源开发利用较多,肩负着广东省内多个城市及香港近4000万人口的生产生活用水。近年来,随着人类活动的加剧,东江水文水质与生态环境受到不同程度的影响,东江水质呈下降趋势,上游河段受农业面源污染,中下游河段主要受生活污水和工业废水的点源污染,且部分河段已趋于富营养化状态,也给赖以生存的水生生物带来不同程度的影响。由于珠三角洲区域经济的产业结构的调整和转移,东江流域还面临更多的开发压力,其生态系统健康状况令人担忧。研究鱼类食物网的结构、功能及其动态变化动力是了解河流生态系统结构和功能的基础途径,能为河流生态系统的管理与修复提供理论支持。本研究从整个流域的尺度出发,以亚热带大型河流东江为研究对象,基于课题组前期的研究结果及20132014年间的最新调查数据,结合传统的胃肠内含物分析方法、稳定性同位素技术及EwE生态系统模型构建,对东江上游至下游6个典型河段（Site 1-6）的鱼类群落结构与多样性、鱼类食性组成及功能群划分、底栖动物和鱼类消费者的碳、氮基础有机质来源进行了研究,并在此基础上,探讨了鱼类食性功能群与环境因子间的响应关系、有机质来源的空间交替、鱼类食物网营养级层次以及广布性鱼类生态位的空间变化,最终利用Ecopath模型定量地描述了东江生态系统的能量流动过程,主要研究发现与结论如下:（1）本次调查采得鱼类83种,与历史资料相比减少10种,共采得7种外来鱼类。从上游至下游,东江鱼类物种数量呈现先增加后减少的趋势,在源头S1河段物种数量最少（11种）,下游S5河段最高（40种）,而在S6河段又有所降低（31种）。东江鱼类科水平上的物种组成与位点、季节间的对应分析（Correspondance analysis）结果显示,适应高流速、浅水位、卵石底质的溪流型鱼类,如腹吸鳅科、鮡科、斗鱼科、鰕虎鱼科、鳅科主要分布在上游河段;栖息于深水区、个体较大且以肉食性为主的鮨科、鲿科、鳢科、刺鳅科、胡子鲶科多分布中游河段;河口型鱼类,如鳀科、鳗鲡科,以及喜静水且以碎屑有机质为食的鲤科鱼类则与下游位点响应度更高,外来种鱼类主要分布在下游。鱼类生态学分类特征显示,东江洄游性鱼类所占比例有明显降低,由历史纪录的10.53%降至3.53%;相反,定居性鱼类所占比例升高,由过去的64.89%升至85.89%。鱼类食性特征结果显示,杂食性鱼类所占比例有明显升高,而肉食性鱼类下降,喜砂砾底质的小型底栖昆虫食性和肉食性鱼类受环境变化影响最大,这些敏感种鱼类对水质和水流环境有较高要求,随污染加重和河渠改造,尤其在生境退化和水体污染严重下游河段,外来种的增加和敏感种的消失已成为较为普遍的现象。从东江主要的物理因子与鱼类科水平上物种分布情况看,降雨量和海拔高度是影响鱼类群落结构的主要生境因子,空间（位点）比时间（季节）尺度能更好地反应鱼类纵向变化。处于溪流和干流交汇的中游河段,极高的生境异质性有利于多种生活类型的鱼类栖息,完整的水-陆交错带也降低了外来干扰的强度,因此鱼类多样性与均匀度指数均达到最高值。（2）鱼类食性功能群组成及其所利用的食物资源存在纵向尺度上的梯度转变:1)上游河段以水生昆虫和附生藻为主;2)中游河段以大型水生植物、双壳纲、虾和蜻蜓幼虫为主;3)下游河段以碎屑、双壳纲、环节动物和浮游生物为主。胃内含物分析结果显示,受可利用食源的空间分布和鱼类个体成长所需的影响,6属8种广布性鱼类的食性及所属功能群在河流的纵向尺度上存在明显的转移。昆虫、腹足纲和附生藻是主要的限制性利用资源,随着双壳纲、大型水生植物和碎屑的在东江沿程的增加,并使昆虫食性功能群比例降低,而杂食性鱼类功能群比例增加。此外,在上下游河段间相互补充的幼鱼和成鱼生物量和数量上的变化也影响了部分食性功能组的分布,并受当地主要可利用食源的影响。典型对应分析（Canonical Correspondecne Analysis）结果显示,流速与水深、NOX-N与TP分别是影响东江鱼类食性功能群分布的主要物理和化学因子。在中游河段,受沿岸带竹林的庇护,当地系统生境保留原始的多样性,例如沿岸带岸坡形态和洪泛区,是多种鱼类食性个体提供了可利用的食源,因此最高的物种丰度和食性功能群的多样性出现在此区域。然而,在下游河段,受水流的调节、高氮-磷营养盐浓度和土地利用类型的影响,下游河段的鱼类丰度和功能群数量又开始降低。下游河段外来种鱼类对当地食性功能群组成影响较大,这些外来种对下游的食源特殊的选择性和利用方式降低了与本地种间的资源竞争,从而有利于其存活。（3）利用稳定性碳、氮同位素技术分析东江干流纵向尺度上主要水生生物类群的碳氮同位素组成及其潜在的食源贡献比,发现在人为干扰较严重的区域,外来营养盐的输入对东江鱼类食物网产生了一定的影响,主要体现在水体污染严重的S3（农业面源）和S6（城市点源）河段初级生产者和高阶消费者反应的高δ15N值信号,说明生活污水中的氮源通过食物链的营养传递作用,已经从初级生产者逐步传递到高阶消费者。利用SIAR模型对各河段有机质来源进行定量分析,结果显示,附生藻是上游源头溪流河段主要的有机质来源（>74%）,在溪流与干流交汇的中游河段,沉水植物为水生生物提供了较为重要的有机质来源（>58%）),在中游S4河段,接受上游带来的有机质颗粒和沿岸带竹林提供的大量竹叶,POM和沿岸带C3植物对消费者的贡献比例最高（>49%）。在S5河段,鱼类和底栖动物消费者在均以POM为主要的有机质来源（>52%）,但是在S6河段,附生藻有成为重要的有机质来源（>44%）。（4）利用δ15N值对鱼类消费者的营养层级进行划分,结果说明,东江干流呈现上游河段鱼类食物网营养层级较高,而中下游较低的规律。与中下游地区的主要有机质来源——颗粒有机物（POM）和陆生C3植物相比,上游的附生藻有更高的δ15N值信号,此外,SCA结果也显示水生昆虫作为适口性更好的动物食源,被上游溪流型鱼类大量利用,导致了上游鱼类营养层级的升高。以Layman指数反应的鱼类生态位变化情况说明,从上游到下游,生境异质性和流态多样性的逐渐降低限制了鱼类在食源选择上的生态位宽度(δ13C值变化区间小),各种鱼类的营养级位置分布不均匀。受大坝建设的影响,东江下游流速变缓,水域空间増加,生态容量较大,而且水体浮游生物和消落带植被等饵料资源丰富,因此在东江下游S5S6城市河段水生态系统中,鱼类有许多可利用食物和空间资源。由于没有食物和生境竞争的压力,水文发生改变后,鱼类的食物选择或生境不会发生改变,或者有丰富的替代资源可以利用,因此并不会使鱼类生态位空间压缩。（5）选取东江流域6个典型河段进行Ecopath模型的构建,其结果显示,附生藻、大型水生植物和碎屑东江主要的有机质来源,并通过上行效应对食物网的结构和功能产生影响。EE值结果显示:1)水生昆虫收集者在各河段的生态营养效率均接近于1,是最主要的次级生产力来源;2)在中下游河段,大型水生植物是最重要初级生产力来源。从系统水平上看,由于高阶消费者对其食源存在的“有利捕食”效应,与初级生产者的上行效应相比,下行效应的作用并不明显。在源头区域,无脊椎动物捕食者最关键的功能类群,而在中上游河段,顶级肉食性鱼类功能组成为最关键的功能类群,在下游河段,最关键的功能类群又转变为处于中间营养级的鱼类食性功能组B和浮游动物。评价生态系统成熟度的指标显示,有广泛洪水冲积平原的S2河段系统成熟度最高,受外来干扰因素强烈的下游河段系统成熟度最低,分析系统成熟度降低的主要原因可能是人为干扰导致的水体富营养化和大坝建设导致当地水动力学的改变。
胡金润[9]（2015）在《基于稳定同位素和脂肪酸组成的抚仙湖食物网结构和有机碳源分析》文中认为食物网研究是了解和解释生态系统结构特征和功能过程的关键内容。湖泊食物网结构和功能受到很多因素影响,如营养盐的富集（富营养化）和生物入侵等,其影响过程包括上行控制和下行控制。然而,外源有机碳可能被湖泊异养生物利用,从而对湖泊的食物网结构和功能产生重要影响。在某些贫营养湖泊中,外源有机碳是支撑湖泊食物网的主要有机碳源。本文利用稳定同位素和脂肪酸标志物技术,以抚仙湖为研究对象,研究了其食物网的结构和有机碳源来源及其传递途径的不同季节变化特征。抚仙湖全年浮游动物的群落结构时空变化分析表明,抚仙湖浮游动物密度季节差异性明显,但是跟营养盐变化关系不显着。抚仙湖敞水区浮游动物类群主要是象鼻溞（Bosmina sp.）和舌状叶镖水蚤（Phyllodiaptomus tunguidus Shenet Tai）,分布在湖上层和温跃层,湖下层密度很小,但是舌状叶镖水蚤密度垂直变化较小。对抚仙湖颗粒有机物（POM）、象鼻溞和舌状叶镖水蚤的δ13C和δ15N值时空变化分析表明,POM和浮游动物的稳定同位素值季节差异性均显着,但随水深变化差异不显着。δ13C年平均值显示舌状镖水蚤>POM>象鼻溞,象鼻溞比舌状叶镖水蚤的δ13C值低1.01‰,不同物种间的δ13C值差异性表明其在湖泊浮游食物网中有不同的食物来源。从δ15N年平均值看,舌状镖水蚤>象鼻溞>POM,而且象鼻溞的δ15N值比舌状叶镖水蚤低2.61‰,象鼻溞的营养级位置要比舌状叶镖水蚤低。在分层期间,浮游动物的δ15N值与POM的δ15N值相关性显着。浮游动物群落的物种组成和捕食习惯是建立湖泊食物网结构的前提,在本研究中,通过对POM和浮游动物的稳定同位素值分析,确定象鼻溞作为初级消费者是建立抚仙湖浮游食物网的有效基准。以象鼻溞作为抚仙湖浮游生物食物网的基准,计算得出舌状叶镖水蚤的营养级为2.77,表明其肉食性较强。稳定同位素和脂肪酸组成分析表明,抚仙湖生态系统中有机碳源中,沉水植物的δ13C值最高,陆源有机物次之,浮游植物最低,被抚仙湖食物网利用的有机碳源主要是是浮游植物和外源有机物。浮游植物的δ13C值和外源有机碳的δ13C值主要受物种组成和生长效率影响,季节变化明显。POM作为碎屑混合物其δ13C值反映了其由各种成分组成的δ13C值特征,结果表明POM组成中浮游植物和外源有机碳最多,而沉水植物最少,夏季外源有机物含量高于冬季。而且特征脂肪酸分析也表明,POM中外源有机物特征脂肪酸在夏季含量高,而冬季含量较少。抚仙湖象鼻溞的δ13C值比POM低,而且脂肪酸组成中24:0相对含量较低,18:1ω7和18:2ω6相对含量较高,表明象鼻溞利用的外源有机物碎屑少,而主要利用浮游植物。舌状叶镖水蚤的δ13C值比POM高,而且脂肪酸组成中24:0相对含量较高,而18:1ω7和18:2ω6相对含量比象鼻溞低,表明舌状叶镖水蚤利用的外源有机物比例比象鼻溞高。象鼻溞冬季相比夏季细菌和外源有机物特征脂肪酸含量上升明显,表明象鼻溞冬季利用更多的细菌和外源有机碳。而舌状叶镖水蚤夏季浮游植物特征脂肪酸含量很少,到冬季有所上升,与冬季抚仙湖浮游植物生物量上升而外源有机物减少有关。浮游动物稳定同位素和脂肪酸标志物结果表明,外源有机碳大量经过微食物网被消费者利用。抚仙湖鱼类稳定同位素和脂肪酸标志物结果表明,浮游食性鱼类营养级较高,大致在第四营养级附近,而底栖食性鱼类营养级较低,大致在第三营养级附近,造成其营养级差异的主要是食物来源改变。其中,抚仙高原鳅、鲦鱼和子陵栉鰕虎鱼的食性转变最明显。夏季,太湖新银鱼、间下鱵鱼和鲦鱼主要以浮游植物为初始碳源,而抚仙高原鳅、鱇浪白鱼、子陵栉鰕虎鱼、鲫鱼、麦穗鱼和黄颡鱼主要以沉水植物和外源有机碎屑为初始碳源。冬季,太湖新银鱼、间下鱵鱼、鱇浪白鱼和子陵栉鰕虎鱼主要以浮游植物为初始碳源,而抚仙高原鳅、麦穗鱼、棒花鱼、草鱼、鲦鱼和鲤鱼以沉水植物和外源有机碎屑为初始碳源。其中冬季底栖杂食性的抚仙高原鳅和鲤鱼营养级在象鼻溞和舌状叶镖水蚤之间,草食性的草鱼营养级低于象鼻溞而高于POM。本研究表明,稳定同位素和脂肪酸组成结合分析可以相互补充信息,使得分析结果更加准确,从POM到鱼类的各营养级稳定同位素和特征脂肪酸富集富集明显,而且不同消费者的特征脂肪酸还指示了碳源来源及传递途径。抚仙湖中POM各脂肪酸的δ13C值差异范围在6月和12月分别为5.39‰和6.70‰,浮游动物各脂肪酸的δ13C值差异范围在6月和12月分别为6‰和3‰左右,鱼类各脂肪酸的δ13C值不同种类间差异很大,6月间下鱵鱼各脂肪酸的δ13C值差异范围达到了19.62‰,而12月子陵栉鰕虎鱼各脂肪酸的δ13C值差异范围也达到了16.24‰。16:1ω7作为浮游植物特征脂肪酸,其δ13C值在食物网各营养级之间传递过程中呈递减趋势。24:0作为陆源有机物的特征脂肪酸,其δ13C值从POM到植食性强的象鼻溞是下降的,而到肉食性强的舌状叶镖水蚤和鱼类中是上升的。抚仙湖食物网中生物的脂肪酸δ13C值总体上从POM到浮游动物中是上升的,而从浮游动物到鱼类是下降的。抚仙湖食物网中消费者的脂肪酸单分子碳稳定同位素的季节变化明显,其主要受食物来源的季节差异性影响,而自身体内生化合成过程也会对脂肪酸单分子碳稳定同位素产生影响。浮游食性鱼类的脂肪酸δ13C值低于底栖食性鱼类,鱼类食物来源变化是鱼类的特征脂肪酸的δ13C值季节差异性的重要原因。子陵栉鰕虎鱼的18:2ω6在夏季主要来自于陆生植物,而冬季主要来自于绿藻。抚仙高原鳅冬季更多通过微食物网利用外源有机物,导致24:0相对含量变化不大,但是δ13C值下降明显。脂肪酸碳同位素在食物网传递过程中有一定变化规律,能在食物来源多样且变化不明确的情况下区分出消费者食物来源。
范灿鹏[10]（2011）在《BDE-47及电子垃圾拆卸区土壤底泥浸出液对水生生物的毒性效应》文中认为多溴联苯醚（Polybrominated diphenyl ethers, PBDEs）是一种添加型阻燃剂,广泛应用于电子工业和防火材料的生产。其中,2,2′,4,4′-四溴联苯醚（2,2’,4,4’-tetrabromodiphenyl ether, BDE-47）是存在于环境样本和人体组织中最主要的PBDEs同系物之一。广东省汕头市贵屿镇是国内乃至世界最大的电子废物拆解处理集散地,调查表明该地环境中大量残留PBDEs。羊角月牙藻（Selenastrum capricormutum）、大型溞（Daphnia magna）、剑尾鱼（Xiphophorus helleri）分别是水生态系统中的浮游植物、浮游动物和鱼类三个营养级上的代表生物,本研究以这三种水生生物为实验生物,研究BDE47和贵屿镇的环境样品浸出液对水生生物的毒性效应。研究结果表明,BDE-47对羊角月牙藻96 h EC50为2.18 mg-L-1,属于中毒。随着BDE-47浓度的增大,叶绿素a含量下降,呈现显着的剂量-效应关系。BDE-47对GSH的影响较弱,总体呈抑制状态。随着BDE-47浓度的增加,GST、APX和CAT活性均呈现出先诱导后抑制的现象,而MDA含量则先下降后逐渐上升。SOD活性整体受到显着抑制。APX和SOD活性响应敏感且变化稳定,适合作为BDE-47对羊角月牙藻暴露的生物标记物。BDE-47对大型溞的48 h LC50为1.04 mg·L-1,属于高毒物质。随着BDE-47浓度的增加,GST和SOD活性均呈现出低浓度诱导高浓度抑制的现象。SOD和GST均表现出一定的敏感性,但GST相对于SOD来说,对BDE-47暴露更敏感。从BDE-47慢性毒性实验结果来看,大型溞体长均低于空白对照组,低浓度组中大型溞繁殖能力受到了抑制作用,而高浓度组中大型溞繁殖能力上升,其中第一次繁殖个体数和生殖总数是表征BDE-47慢性毒性的最灵敏参数。BDE-47对剑尾鱼毒性96 h LC50为2.75 mg-L-1,属于高毒物质。GST和EROD活性在0.02 mg·L-1 BDE-47污染胁迫下即被显着诱导；72 h和168 h后,GSH含量均受到抑制,168 h时达到最低值；随着BDE-47暴露浓度的增加,CAT活性呈现先上升后下降的变化规律,而MDA含量则先下降后逐渐上升。其中,MDA和EROD响应较为敏感,在作为BDE-47对剑尾鱼暴露的生物标记物方面有较好的应用前景。羊角月牙藻暴露在采自于贵屿镇电子垃圾拆卸地的土壤及底泥浸出液后,羊角月牙藻GSH和MDA含量影响不大；随着底泥和土壤浸出液浓度的增加,APX和SOD活性均上升；CAT活性均在土壤和底泥浸出液最高浓度100%处最低,受到极显着抑制：经土壤浸出液暴露后,GST活性受到抑制,而经底泥浸出液暴露的羊角月牙藻GST活性随浓度增加先下降后上升。APX和SOD活性响应敏感且变化稳定,在作为环境样品暴露的生物标记物方面有较好的应用前景。从浸出液对大型溞的慢性毒性实验结果来看,各浓度组的大型溞繁殖能力与空白组相比均受到了较显着抑制,具体体现在产仔胎数和生殖总数两个指标上。浸出液暴露24 h后,SOD活性先诱导后抑制,48 h时SOD活性无显着性变化；经浸出液暴露的大型溞体内GST活性总体受到抑制,而MDA含量均高于空白对照组。GST和MDA响应敏感且变化稳定,适合作为环境样品暴露的生物标记物。
二、暨南大学水生生物研究中心简介（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、暨南大学水生生物研究中心简介（论文提纲范文）
（1）铁对拟柱孢藻（Cylindrospermopsis raciborskii）和角星鼓藻（Staurastrum spp.）季节动态和生长的影响——以广东大沙河水库为例（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 野外调查 |
| 1.1.1 水库概况 |
| 1.1.2 采样点设置与采样频率 |
| 1.1.3 样品采集与处理 |
| 1.2 室内实验 |
| 1.2.1 藻种来源与培养 |
| 1.2.2 培养条件及实验设计 |
| 1.2.3 指标测定 |
| 1.3 统计分析 |
| 2 结果 |
| 2.1 水库中拟柱孢藻和角星鼓藻的季节动态 |
| 2.1.1 生物量和相对生物量的季节动态 |
| 2.1.2 生物量和相对生物量与环境因子的回归关系 |
| 2.2 拟柱孢藻N8和角星鼓藻FACHB-1449的生长比较 |
| 2.2.1 生长曲线 |
| 2.2.2 比生长速率 |
| 2.2.3 铁载体产量 |
| 2.2.4 碱性磷酸酶活性 |
| 3 讨论 |
| 3.1 铁对拟柱孢藻和角星鼓藻季节动态的作用比较 |
| 3.2 铁对拟柱孢藻和角星鼓藻生长的作用比较 |
| 3.2.1 无机磷源条件下铁浓度对2种藻生长影响的差异 |
| 3.2.2 有机磷源条件下铁对2种藻生长影响的差异 |
| 4 结论 |
（2）城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 城市河湖连通水系生态学研究进展 |
| 1.1 城市河湖连通水系环境特征与功能 |
| 1.2 淡水轮虫群落生态学研究进展 |
| 1.2.1 轮虫概况 |
| 1.2.2 河湖水体轮虫群落结构特征 |
| 1.2.3 轮虫群落对环境因子的响应 |
| 1.3 浮游细菌与环境的关系 |
| 1.3.1 浮游细菌研究概况 |
| 1.3.2 浮游细菌与其它生物类群及环境因子的关系 |
| 1.4 研究内容、目的与意义 |
| 第二章 常德河湖连通水系轮虫和细菌群落对环境因子变化的响应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 样点设置和采样时间 |
| 2.1.2 样品采集与分析 |
| 2.1.3 实验方法 |
| 2.1.4 数据处理 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 理化环境特征 |
| 2.2.2 轮虫群落结构特征 |
| 2.2.3 浮游细菌群落特征 |
| 2.2.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 常德河湖连通水系水环境特征 |
| 2.3.2 影响轮虫群落变化的环境因子 |
| 2.3.3 轮虫群落变化对水体连通的响应 |
| 2.3.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 广州河湖连通水系轮虫和细菌群落对环境因子变化的响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 样点设置和采样时间 |
| 3.1.2 样品采集与分析 |
| 3.1.3 实验方法 |
| 3.1.4 数据处理 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 理化环境特征 |
| 3.2.2 轮虫群落结构特征 |
| 3.2.3 浮游细菌群落特征 |
| 3.2.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 广州河湖连通水系水环境特征 |
| 3.3.2 影响轮虫群落变化的环境因子 |
| 3.3.3 轮虫群落变化对水体连通的响应 |
| 3.3.4 浮游细菌与轮虫和环境因子的关系 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 常德和广州河湖连通水系轮虫和细菌群落与水环境特征的比较 |
| 4.1 常德和广州连通水系环境和生物群落结构的比较 |
| 4.1.1 水环境因子及综合营养指数比较 |
| 4.1.2 轮虫和浮游细菌群落结构特征比较 |
| 4.1.3 轮虫和浮游细菌对富营养水平的响应 |
| 4.2 讨论 |
| 4.2.1 水环境特征比较 |
| 4.2.2 轮虫群落特征比较 |
| 4.2.3 轮虫和浮游细菌与水体富营养化水平的关系 |
| 4.2.4 河湖连通水系的生态效益分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 结论、创新点与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在学期间科研和学术交流情况 |
| 致谢 |
（3）双酚A和壬基酚对两种微藻光合效能及生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 环境激素污染 |
| 1.2 典型环境激素双酚A |
| 1.3 典型环境激素壬基酚 |
| 1.4 研究内容、目的及意义 |
| 2 双酚A对蛋白核小球藻和双对栅藻的毒害效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.2 结果分析和讨论 |
| 2.3 小结 |
| 3 蛋白核小球藻受BPA毒害下的转录组水平响应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.2 结果分析和讨论 |
| 3.3 小结 |
| 4 壬基酚对蛋白核小球藻和双对栅藻的毒害效应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.2 结果分析和讨论 |
| 4.3 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 论文创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 硕士期间发表期刊论文 |
| 致谢 |
（4）珠江口河岛养殖区抗生素和杀虫剂的污染特征、输入途径及潜在风险（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 抗生素概述 |
| 1.2.1 抗生素的定义 |
| 1.2.2 抗生素研究现状 |
| 1.3 农药概述 |
| 1.3.1 农药的定义 |
| 1.3.2 农药的研究现状 |
| 1.4 研究意义、思路和目标 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究思路和目标 |
| 第二章 样品采集和实验流程 |
| 2.1 样品采集及采样信息 |
| 2.2 实验流程 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验材料预处理 |
| 2.2.3 样品前处理 |
| 2.2.4 仪器分析 |
| 2.2.5 质量控制和质量保证(QA/QC) |
| 2.2.6 数据处理 |
| 第三章 我国南方典型水产养殖中抗生素和农药调研情况 |
| 3.1 污染物浓度水平 |
| 3.1.1 水样 |
| 3.1.2 沉积物、饲料样和鱼样 |
| 3.1.3 雨水和空气样 |
| 3.2 环境分布情况 |
| 3.3 化合物从周围环境向养殖池的迁移情况 |
| 3.4 风险评估 |
| 第四章 主要结论、不足与展望 |
| 4.1 主要结论 |
| 4.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在学期间已发表和待发表论文 |
| 致谢 |
（5）啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 引言 |
| 1.1 新烟碱类化合物介绍 |
| 1.2 新烟碱类化合物在水环境中的污染现状 |
| 1.2.1 地表水 |
| 1.2.2 污水处理厂 |
| 1.2.3 饮用水 |
| 1.3 新烟碱类化合物对水生生物的毒理学研究现状 |
| 1.3.1 水生无脊椎动物急性毒性 |
| 1.3.2 水生无脊椎动物慢性毒性 |
| 1.3.3 水生脊椎动物急性毒性 |
| 1.3.4 水生脊椎动物慢性毒性 |
| 1.4 斑马鱼作为模式生物在研究有机污染物在生物体内分布、代谢及内分泌干扰效应中的应用 |
| 1.4.1 化合物体内浓度分布与代谢 |
| 1.4.2 内分泌干扰效应 |
| 1.5 研究现状与存在的问题 |
| 1.6 研究思路、内容和意义 |
| 1.6.1 研究思路 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 研究意义 |
| 第二章 啶虫脒对斑马鱼胚胎发育毒性效应研究 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.2.4 实验试剂的配制 |
| 2.3 实验内容 |
| 2.3.1 啶虫脒暴露溶液稳定性考察 |
| 2.3.2 胚胎脱膜 |
| 2.3.3 胚胎暴露 |
| 2.3.4 暴露溶液中啶虫脒含量分析 |
| 2.3.5 仪器分析 |
| 2.3.6 质量保证与质量控制 |
| 2.3.7 数据分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 啶虫脒暴露水溶液稳定性 |
| 2.4.2 啶虫脒暴露水溶液实测浓度 |
| 2.4.3 啶虫脒暴露对斑马鱼胚胎身体效应指标影响 |
| 2.4.4 啶虫脒暴露对斑马鱼胚胎运动行为的影响 |
| 2.4.5 各毒性终点敏感性效应谱图 |
| 2.4.6 环境意义 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 啶虫脒慢性暴露在斑马鱼各组织与子一代胚胎中分布、代谢及生物富集 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 实验材料 |
| 3.2.1 实验动物 |
| 3.2.2 实验试剂 |
| 3.2.3 实验仪器 |
| 3.2.4 实验试剂的配制 |
| 3.3 实验内容 |
| 3.3.1 胚胎收集及幼鱼的养殖 |
| 3.3.2 幼鱼暴露 |
| 3.3.3 暴露水溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 3.3.4 斑马鱼各组织与子一代胚胎中啶虫脒及其代谢产物测定方法建立 |
| 3.3.5 仪器分析 |
| 3.3.6 质量保证与质量控制 |
| 3.3.7 数据分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 不同暴露水溶液中啶虫脒浓度测定结果 |
| 3.4.2 斑马鱼各组织中啶虫脒及代谢产物分析方法优化结果 |
| 3.4.3 斑马鱼各组织中啶虫脒及代谢产物含量测定 |
| 3.4.4 子一代胚胎中啶虫脒及代谢产物含量测定 |
| 3.4.5 啶虫脒在斑马鱼体内的生物富集 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 啶虫脒慢性暴露对斑马鱼的生殖内分泌表观效应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 实验材料 |
| 4.2.1 实验动物 |
| 4.2.2 实验试剂 |
| 4.2.3 实验仪器 |
| 4.2.4 实验试剂的配制 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 胚胎收集 |
| 4.3.2 幼鱼养殖 |
| 4.3.3 幼鱼慢性暴露 |
| 4.3.4 暴露溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 4.3.5 F0 代成鱼存活率统计 |
| 4.3.6 F0 代成鱼性别比例统计 |
| 4.3.7 F0 代成鱼体质常数的测定 |
| 4.3.8 F0 代成鱼产卵量及F1 代胚胎受精率统计 |
| 4.3.9 F1 代胚胎发育情况评价 |
| 4.3.10 仪器分析 |
| 4.3.11 质量保证与质量控制 |
| 4.3.12 数据分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 暴露水体中啶虫脒的浓度 |
| 4.4.2 啶虫脒对F0 代成鱼存活率的影响 |
| 4.4.3 啶虫脒对F0 代成鱼性别比例的影响 |
| 4.4.4 啶虫脒对F0 代成鱼体质常数的影响 |
| 4.4.5 啶虫脒对F0 代成鱼产卵量的影响 |
| 4.4.6 啶虫脒对F1 代胚胎受精率的影响 |
| 4.4.7 啶虫脒对F1 代胚胎发育的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 啶虫脒慢性暴露对斑马鱼的生殖内分泌干扰效应作用机制初探 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 实验材料 |
| 5.2.1 实验动物 |
| 5.2.2 实验试剂 |
| 5.2.3 实验仪器 |
| 5.2.4 实验试剂的配制 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 胚胎收集及幼鱼养殖 |
| 5.3.2 幼鱼慢性暴露 |
| 5.3.3 暴露水溶液中啶虫脒浓度测定 |
| 5.3.4 斑马鱼性腺中激素分析方法建立及含量测定 |
| 5.3.5 基因转录水平分析 |
| 5.3.6 仪器分析 |
| 5.3.7 质量保证与质量控制 |
| 5.3.8 数据分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 暴露水体中啶虫脒的浓度 |
| 5.4.2 性腺中激素测定分析方法优化结果 |
| 5.4.3 性腺中性激素含量变化情况 |
| 5.4.4 啶虫脒对斑马鱼成鱼HPG轴相关基因表达量的影响 |
| 5.4.5 啶虫脒对斑马鱼肝脏vtg基因表达量的影响 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新之处 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 在学期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（6）纳米二氧化钛对大型海藻龙须菜的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 纳米材料 |
| 1.1.1 纳米材料的定义及性质 |
| 1.1.2 纳米材料的应用和及环境问题 |
| 1.2 纳米毒理学研究现状 |
| 1.3 纳米材料对藻类的致毒机理 |
| 1.4 大型海藻龙须菜的生物学特征及其应用 |
| 1.4.1 生物学特征 |
| 1.4.2 经济价值 |
| 1.4.3 生物修复 |
| 1.4.4 药用价值 |
| 1.5 大型海藻对逆境胁迫的响应 |
| 1.5.1 温度、光照、盐度 |
| 1.5.2 氮磷营养盐 |
| 1.5.3 有机物污染 |
| 1.5.4 重金属污染 |
| 1.5.5 其他因素 |
| 1.6 本研究的目的和内容 |
| 1.6.1 研究的目的及意义 |
| 1.6.2 研究内容及创新点 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 纳米TiO_2 对龙须菜生长及生理特性的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验试剂 |
| 2.2.3 实验仪器 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 纳米TiO_2 的表征 |
| 2.3.2 相对生长速率的测定 |
| 2.3.3 叶绿素含量的测定 |
| 2.3.4 类胡萝卜素含量的测定 |
| 2.3.5 藻胆蛋白含量的测定 |
| 2.3.6 可溶性蛋白含量的测定 |
| 2.3.7 紫外吸收物质含量的测定 |
| 2.3.8 统计与分析 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 纳米TiO_2 的表征 |
| 2.4.2 纳米TiO_2 对龙须菜生长的影响 |
| 2.4.3 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中的色素含量 |
| 2.4.4 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中的藻胆蛋白含量 |
| 2.4.5 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中的可溶性蛋白含量 |
| 2.4.6 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中的紫外吸收物质含量 |
| 2.5 本章小结 |
| 第三章 纳米TiO_2 胁迫对龙须菜抗氧化系统的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 实验仪器 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 硝酸还原酶活性的测定 |
| 3.3.2 超氧自由基含量的测定 |
| 3.3.3 膜脂质过氧化的测定 |
| 3.3.4 超氧化物歧化酶活性的测定 |
| 3.3.5 过氧化氢酶活性的测定 |
| 3.3.6 多酚含量的测定 |
| 3.3.7 多糖含量的测定 |
| 3.3.8 统计与分析 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中硝酸还原酶的含量 |
| 3.4.2 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中超氧自由基的含量 |
| 3.4.3 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中膜脂质过氧化物的含量 |
| 3.4.4 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中抗氧化酶的活性 |
| 3.4.5 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中多酚的含量 |
| 3.4.6 纳米TiO_2 胁迫下龙须菜中可溶性糖的含量 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 纳米TiO_2 胁迫对龙须菜抗氧化能力及抗肿瘤活性的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 龙须菜水提取物的提取 |
| 4.3.2 AEGL清除DPPH·自由基活性的测定 |
| 4.3.3 AEGL清除羟基自由基活性的测定 |
| 4.3.4 细胞实验主要试剂的配置和细胞的培养 |
| 4.3.5 细胞活性的测定 |
| 4.3.6 细胞内活性氧的测定 |
| 4.3.7 细胞凋亡的测定 |
| 4.3.8 细胞周期的测定 |
| 4.3.9 统计与分析 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 纳米TiO_2 胁迫对AEGL清除DPPH·活性的影响 |
| 4.4.2 纳米TiO_2 胁迫对AEGL清除羟基自由基活性的影响 |
| 4.4.3 纳米TiO_2 胁迫对AEGL细胞毒性的影响 |
| 4.4.4 AEGL对 HepG-2 细胞内ROS水平的影响 |
| 4.4.5 AEGL对 HepG-2 细胞凋亡的影响 |
| 4.4.6 AEGL对 HepG-2 细胞周期的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在校期间(待)发表论文情况 |
| 致谢 |
（7）洱海水华期间饮用水源区产毒微囊藻和微囊藻毒素-LR的分布特征（论文提纲范文）
| 1 引言 (Introduction) |
| 2 材料与方法 (Materials and methods) |
| 2.1 采样点分布和样品采集 |
| 2.2 微囊藻毒素LR检测 |
| 2.3 基因组DNA的提取 |
| 2.4 荧光定量PCR |
| 2.5 营养盐和叶绿素a测定 |
| 2.6 数据处理与分析 |
| 3 结果 (Results) |
| 3.1 荧光定量PCR |
| 3.2 洱海水体参数 |
| 3.3 洱海微囊藻和微囊藻毒素的时间分布 |
| 3.4 洱海微囊藻和微囊藻毒素的空间分布 |
| 3.5 微囊藻丰度及毒素含量与水体环境因子的相关性分析 |
| 4 讨论 (Discussion) |
| 5 结论 (Conclusions) |
（8）东江鱼类食物网结构与生态系统能流模式研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 河流生态系统 |
| 1.2 鱼类食物网研究 |
| 1.2.1 鱼类在河流生态系统中的重要性 |
| 1.2.2 鱼类对河流生态系统影响的机制 |
| 1.2.3 鱼类食物网的有机质来源 |
| 1.2.4 鱼类食物网的物质循环与能量流动 |
| 1.3 稳定性同位素技术在食物网研究中的应用 |
| 1.3.1 水生食物网的基础有机质来源 |
| 1.3.2 判定水生动物的食物来源及食性转换 |
| 1.3.3 评估不同水生动物的营养级位置 |
| 1.3.4 构建水生态系统的食物链和食物网 |
| 1.4 应用ECOPATHwithECOSIM模型研究生态系统能量流动 |
| 1.4.1 EwE在渔业资源管理中的应用 |
| 1.4.2 EwE模型评价环境修复效果 |
| 1.4.3 大尺度环境变化对生态系统的影响 |
| 1.5 本文的主要工作 |
| 1.5.1 问题的提出 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.5.3 研究目的、内容与意义 |
| 第2章 材料和方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 采样位点设置 |
| 2.3 采样时间 |
| 2.4 野外样品的采集与处理 |
| 2.4.1 鱼类数量与生物量采集 |
| 2.4.2 大型底栖动物 |
| 2.4.3 同位素样品的采集与保存 |
| 2.5 鱼类胃、肠内含物分析 |
| 2.6 同位素样品的制备与检测 |
| 2.6.1 同位素样品的前处理 |
| 2.6.2 稳定性碳、氮同位素的检测分析 |
| 2.7 Ecopath模型构建所需参数计算 |
| 2.7.1 初级生产力和碎屑输入 |
| 2.7.2 浮游动物 |
| 2.7.3 大型底栖动物 |
| 2.7.4 鱼类 |
| 第3章 东江鱼类群落组结构及其时空分布特征 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 东江鱼类物种组成 |
| 3.3 东江鱼类传统食性功能群组成 |
| 3.4 东江鱼类物种组成与位点和季节间的时空响应 |
| 3.5 环境因子对鱼类分布的影响 |
| 3.6 东江鱼类生物多样性与均匀度指标 |
| 3.7 讨论 |
| 3.7.1 东江鱼类物种组成变化特点 |
| 3.7.2 环境因子对鱼类群落结构组成影响 |
| 3.7.3 鱼类多样性时空变化特点及成因 |
| 3.7.4 影响东江干流鱼类群落组成的其他因素 |
| 3.8 结论 |
| 第4章 鱼类资源功能群时空分布特征及其与环境因子关系 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 各河段水质物理化学指标 |
| 4.3 鱼类胃内含物分析及食性功能群定义 |
| 4.4 鱼类食性功能群时空尺度上的的结构与组成变化 |
| 4.5 广布性鱼种空间尺度上的食性转变 |
| 4.6 食性功能群与环境因子的响应关系 |
| 4.7 讨论 |
| 4.7.1 鱼类功能群在河流纵向尺度上的结构和组成差异 |
| 4.7.2 外来种对东江下游鱼类食性功能群的影响 |
| 4.7.3 广布性鱼种的食性转换 |
| 4.7.4 环境因素对鱼类食性功能群组成和结构的影响 |
| 4.8 结论 |
| 第5章 基于稳定性同位素的鱼类食物网有机质来源分析 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 东江各生物类群稳定性碳、氮同位素的空间差异 |
| 5.2.1 POM与初级生产者的稳定性碳、氮同位素变化 |
| 5.2.2 大型底栖动物功能群的稳定性碳、氮同位素变化 |
| 5.2.3 鱼类的稳定性碳、氮同位素变化 |
| 5.3 东江流域无脊椎动物消费者的碳、氮来源分析 |
| 5.3.1 大型底栖动物与浮游动物类群的碳、氮源组成 |
| 5.3.2 大型底栖动物功能群的碳、氮源分析 |
| 5.4 东江流域鱼类消费者的碳、氮源分析 |
| 5.4.1 鱼类的碳、氮源分析 |
| 5.4.2 鱼类食性功能群的的碳、氮源分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 初级生产者及POM的碳、氮同位素特征 |
| 5.5.2 大型底栖动物和鱼类消费者的同位素值空间变化 |
| 5.5.3 水生生物稳定性同位素值变化对环境的指示作用 |
| 5.5.4 河流纵向尺度水生生物类群的碳氮营养源分析 |
| 5.6 结论 |
| 第6章 基于稳定性同位素的食物网结构与鱼类生态位研究 |
| 6.1 前言 |
| 6.2 基于稳定性同位素的食物网结构与组成 |
| 6.3 鱼类和无脊椎动物功能群营养级 |
| 6.4 广布性鱼种的生态位纵向转变 |
| 6.5 鱼类食性功能群的生态位空间异质性 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 东江主要鱼类营养层级及其变化规律 |
| 6.6.2 广布性鱼种的生态位转移 |
| 6.6.3 东江鱼类食性功能群结构变化特征 |
| 6.6.4 各河段营养级基准生物的选取及准确性 |
| 6.7 结论 |
| 第7章 东江鱼类食物网物质循环与能量模式 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 Ecopath模型构建原理与方法 |
| 7.2.1 Ecopath模型基本输入参数 |
| 7.2.2 系统内能量守恒方程联立 |
| 7.3 东江鱼类食物网Ecopath模型构建 |
| 7.3.1 各河段Ecopath模型输入参数 |
| 7.3.2 各河段Ecopath模型输出食物网结构 |
| 7.3.3 Ecopath模型检验标准与输出参数解析 |
| 7.4 生态营养级效率(EE) |
| 7.5 营养级间传输效率(TE) |
| 7.6 功能群间混合营养影响(MTI) |
| 7.7 关键功能类群 |
| 7.8 生态系统评价指标 |
| 7.9 讨论 |
| 7.9.1 东江生态系统食物网结构及其限制性功能组 |
| 7.9.2 东江各河段营养级间食物链传递效率比较 |
| 7.9.3 混合营养影响与关键功能类群 |
| 7.9.4 东江生态系统属性 |
| 7.10 结论 |
| 第8章 创新与展望 |
| 8.1 创新点 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）基于稳定同位素和脂肪酸组成的抚仙湖食物网结构和有机碳源分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 湖泊食物网研究的重要性 |
| 1.2 湖泊食物网的研究方法 |
| 1.2.1 生物观察法 |
| 1.2.2 生物标志物法 |
| 1.3 基于稳定同位素和脂肪酸标志物方法的湖泊食物网研究现状 |
| 1.3.1 湖泊食物网各组分的稳定同位素特征及影响因素 |
| 1.3.2 湖泊食物网各组分的脂肪酸组成特征及影响因素 |
| 1.3.3 湖泊食物网有机碳源及传递途径研究的进展 |
| 1.5 本文的研究目的及意义 |
| 1.6 本文的研究内容 |
| 第二章 抚仙湖浮游动物的δ~(13)C和δ~(15)N时空特征及其营养关系分析 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.3 结果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 抚仙湖食物网结构和碳源传递途径研究 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第四章 抚仙湖食物网脂肪酸单分子碳稳定同位素特征 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 结论 |
| 第六章 研究不足与展望 |
| 6.1 研究不足 |
| 6.2 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 论文发表情况、参与项目及参加的学术会议 |
| 致谢 |
（10）BDE-47及电子垃圾拆卸区土壤底泥浸出液对水生生物的毒性效应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 目录 |
| 第一章 前言 |
| 1.1 多溴联苯醚概况 |
| 1.1.1 PBDEs物理化学性质 |
| 1.1.2 环境中PBDEs的来源 |
| 1.2 PBDEs的污染水平及环境行为 |
| 1.2.1 空气中的PBDEs |
| 1.2.2 水、底泥和土壤中的PBDEs |
| 1.2.3 生物休中的PBDEs |
| 1.2.4 人体中的PBDEs |
| 1.3 PBDEs的毒理研究进展 |
| 1.3.1 PBDEs对甲状腺的毒性 |
| 1.3.2 PBDEs的神经毒性 |
| 1.3.3 PBDEs的生殖毒性及致癌性 |
| 1.3.4 PBDEs的肝毒性及免疫毒性 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.4.1 生物标记物及其研究现状 |
| 1.4.2 水体污染生物检测的研究 |
| 1.5 研究目的 |
| 第二章 BDE-47对羊角月牙藻的毒性效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 生物材料 |
| 2.1.2 受试毒物 |
| 2.1.3 试剂的配制 |
| 2.1.4 仪器设备 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 藻种预培养 |
| 2.2.2 预备实验 |
| 2.2.3 急性毒性实验 |
| 2.2.4 酶活性测定 |
| 2.3 数据处理 |
| 2.4 结果 |
| 2.4.1 BDE47对羊角月牙藻的急性毒性 |
| 2.4.2 BDE47对羊角月牙藻抗氧化防御系统的影响 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 BDE-47对羊角月牙藻的急性毒性 |
| 2.5.2 BDE-47对羊角月牙藻抗氧化防御系统的影响 |
| 2.6 结论 |
| 第三章 BDE-47对大型溞的毒性效应 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 生物材料 |
| 3.1.2 受试毒物 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 急性毒性实验 |
| 3.2.2 酶活性测定 |
| 3.2.3 慢性毒性实验 |
| 3.3 数据处理 |
| 3.4 结果 |
| 3.4.1 BDE47对大型溞的急性毒性 |
| 3.4.2 BDE-7对大型溞GST和SOD酶活性的影响 |
| 3.4.3 BDE47对大型溞的慢性毒性 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 BDE-7对大型溞GST和SOD酶的影响 |
| 3.5.2 BDE47对大型溞的慢性毒性影响 |
| 3.6 结论 |
| 第四章 BDE-47对剑尾鱼的毒性效应 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 生物材料 |
| 4.1.2 受试毒物 |
| 4.1.3 仪器设备 |
| 4.2 实验方法 |
| 4.2.1 剑尾鱼急性毒性实验 |
| 4.2.2 鱼体解毒酶酶系响应 |
| 4.3 数据处理 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 BDE47对剑尾鱼的急性毒性 |
| 4.4.2 BDE47对剑尾鱼肝脏生化代谢酶系活性的影响 |
| 4.5 讨论 |
| 4.5.1 不同浓度BDE-47对剑尾鱼体内酶的影响 |
| 4.5.2 不同时间BDE-47暴露对剑尾鱼体内酶的影响 |
| 4.5.3 不同性别剑尾鱼体内酶响应的差异 |
| 4.6 结论 |
| 第五章 环境样品浸出液对水生生物的毒性效应 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 生物材料 |
| 5.1.2 仪器设备 |
| 5.1.3 受试样品 |
| 5.1.4 浸出液制备 |
| 5.2 实验方法 |
| 5.2.1 浸出液对羊角月牙藻的毒性效应 |
| 5.2.2 浸出液对大型溞的毒性效应 |
| 5.3 数据处理 |
| 5.4 结果 |
| 5.4.1 浸出液对羊角月牙藻的毒性效应 |
| 5.4.2 浸出液对大型溞的毒性效应 |
| 5.5 讨论 |
| 5.5.1 浸出液对羊角月牙藻的毒性效应 |
| 5.5.2 浸出液对大型溞的毒性效应 |
| 5.6 结论 |
| 第六章 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 附表: 文中英文缩写对照表 |
| 硕士期间发表论文情况 |
| 致谢 |
四、暨南大学水生生物研究中心简介（论文参考文献）
- [1]铁对拟柱孢藻（Cylindrospermopsis raciborskii）和角星鼓藻（Staurastrum spp.）季节动态和生长的影响——以广东大沙河水库为例[J]. 谭琳,胡润鹏,钟慧君,肖利娟,雷腊梅,韩博平. 湖泊科学, 2020(06)
- [2]城市河湖连通水系轮虫与浮游细菌群落生态学研究[D]. 叶晓彤. 暨南大学, 2020(03)
- [3]双酚A和壬基酚对两种微藻光合效能及生长的影响[D]. 段乐怡. 暨南大学, 2020(03)
- [4]珠江口河岛养殖区抗生素和杀虫剂的污染特征、输入途径及潜在风险[D]. 陈畇岐. 暨南大学, 2020(03)
- [5]啶虫脒对斑马鱼的胚胎发育及生殖毒性研究[D]. 马雪. 暨南大学, 2019
- [6]纳米二氧化钛对大型海藻龙须菜的毒性效应研究[D]. 刘洁. 暨南大学, 2018
- [7]洱海水华期间饮用水源区产毒微囊藻和微囊藻毒素-LR的分布特征[J]. 万翔,邰义萍,王瑞,满滢,杨扬,何文祥,杨瑜芬,王佳希. 环境科学学报, 2017(06)
- [8]东江鱼类食物网结构与生态系统能流模式研究[D]. 王赛. 暨南大学, 2016(01)
- [9]基于稳定同位素和脂肪酸组成的抚仙湖食物网结构和有机碳源分析[D]. 胡金润. 暨南大学, 2015(03)
- [10]BDE-47及电子垃圾拆卸区土壤底泥浸出液对水生生物的毒性效应[D]. 范灿鹏. 暨南大学, 2011(10)