一、太湖藻类抗逆性的初步研究（论文文献综述）
张紫英[1]（2021）在《用于淡水鱼塘和海洋馆养殖尾水碳氮磷净化的水生植物筛选研究》文中进行了进一步梳理养殖尾水达标排放是保证水产养殖绿色发展的重要保证,针对水产动物养殖尾水处理用水生植物种类较少的问题,本文开展利用水生植物净化淡水鱼塘和海洋馆养殖尾水试验,其中淡水处理分为室内静水实验和室外混养池塘生产试验两部分,海水处理为室内静水实验。通过比较与分析,探讨水生植物在养殖废水处理的应用前景,为建立健康生态可持续发展的养殖模式提供科学依据。1.绿狐尾藻、空心菜和大薸对养殖水体碳氮磷去除效果研究本室内静水试验选取绿狐尾藻、空心菜和大薸作为供试植物,养殖尾水参考罗非鱼精养池塘水质、《淡水养殖水排放要求》及重度富营养河流的氮磷值,富营养水平设置低、中、高三组,定期测定植株的鲜重、氮磷含量以及水质指标:CODMn、TOC、NH4+-N、TN、SRP和TP,比较分析三种植物的生长状态、氮磷累积量和对水体碳氮磷的去除能力,得出结果如下:（1）绿狐尾藻生长和氮磷累积能力随水体氮磷浓度增加而增加,喜高氮磷;空心菜持续生长28d,生长随氮磷浓度增加而下降,喜高氮但不耐高氮;大薸在低、中营养水平组生长21d,高水平组仅14d,生长期随氮磷浓度增加而缩短,生长和氮磷累积能力随之下降,喜磷但对高氮敏感。（2）绿狐尾藻对养殖尾水CODMn、TOC、NH4+-N、TN、SRP和TP的去除率分别达60.02-62.89%、34.59-53.35%、95.17-97.10%、69.53-87.40%、69.99-90.00%和68.87-84.42%,碳氮磷去除效果随氮磷浓度增加而上升,耐氨性强;空心菜去除率分别为39.32-46.79%、18.74-27.49%、78.93-89.88%、58.80-66.15%、39.97-46.99%和30.89-47.69%,碳氮磷去除效果随水体氮磷浓度增加而降低,且去除能力次于绿狐尾藻;大薸对碳氮磷去除规律与空心菜相似,其去除率分别为30.24-53.00%、4.11-24.97%、39.37-72.67%、55.54-59.16%、39.13-52.17%和34.88-58.97%。总结得出:三种植物对养殖尾水碳氮磷去除能力依次为绿狐尾藻>空心菜>大薸,绿狐尾藻可用于各类氮磷超标养殖尾水的长期净化,尤其适用于高氮磷的富营养化养殖尾水,空心菜适用于高氮池塘养殖尾水的改善净化,大薸可考虑高磷养殖尾水的短期处理。2.绿狐尾藻、水葫芦和大薸在罗非鱼池塘养殖中的应用效果本室外混养池塘生产试验在主养罗非鱼、混养鲢鳙的池塘中分别设置占塘面积10%的绿狐尾藻、水葫芦和大薸三个浮床处理组和无植物对照组,定期监测池塘水体的水质指标:p H值、DO、叶绿素a、叶绿素b、NH4+-N、NO2--N、TN、SRP、TP、CODMn和BOD5,试验初末分别测定鱼类重量、植物生物量和植株氮磷含量,对比分析三种植物在罗非鱼养殖生产中的应用效果,得出结果如下:（1）试验期间,植物浮床组水体p H值、DO稳定在鱼类适宜生长的范围,叶绿素浓度大幅度削减;TN、TP变化范围分别为0.58-2.21和0.109-0.279 mg·L-1,绿狐尾藻、水葫芦和大薸对TN、TP的去除率分别为68.80%、64.61%、63.97%和53.76%、47.95%、36.51%,绿狐尾藻和水葫芦对氮、磷的净化效果优于大薸,植物浮床组TN、TP和BOD5均达到淡水池塘养殖尾水一级排放标准,CODMn达到二级排放标准,对CODMn的净化效果依次为大薸>绿狐尾藻>水葫芦。（2）水葫芦和大薸生长迅速但后期植株发黄腐烂,后期绿狐尾藻生长状态最佳;试验结束,绿狐尾藻、水葫芦和大薸净增生物量分别为1071.4、2232.8和3545.1kg,氮磷移出量分别为0.31、0.25、0.17和0.17、0.04、0.07kg·m-2,绿狐尾藻每平米植株氮磷移出量最高,植物生长状态最佳;大薸组居中,水葫芦组较差。（3）三种植物浮床处理组池塘鱼单位净产量分别为14497.5、12857.5和11274.7 kg·ha-1,绿狐尾藻组池塘单位面积鱼产量最高,大薸组居中,水葫芦组较差。综上可知:绿狐尾藻、水葫芦和大薸均可适用于浮床植物构建池塘水质净化系统构建,经处理后的养殖尾水水质指标达到排放标准,渔产量得到一定程度提高。养殖周期内绿狐尾藻与池塘水质变化的适配性最佳、渔产量以及氮磷移出量最高,在生产中优先选取绿狐尾藻用于淡水池塘养殖尾水处理。3.海洋馆养殖尾水氮磷净化植物筛选研究本研究据上海海洋水族馆提供的室内养殖尾水的氮磷浓度和盐度配制模拟海洋水族馆养殖尾水,采用广西北海近海岸常见的四种大型海藻——细基江蓠、真江蓠、刺状鱼栖苔和浒苔为材料,培养采用500m L锥形瓶加入400m L试验用水,开展养殖尾水净化实验,试验期间定时测定藻体的鲜重、氮磷含量、抗氧化系统酶POD和SOD的活性,以及水体的NO2--N、NO3--N、NH4+-N和SRP含量,通过比较分析四种海藻的生长、氮磷去除能力和生理状态,得出结果如下:（1）试验期间细基江蓠可以正常生长,真江蓠实验开始2d后开始腐烂,刺状鱼栖苔和浒苔从实验开始就发生腐解,无法生长。（2）细基江蓠在试验全过程8d对养殖尾水中氮盐的去除能力大小排序为NH4+-N>NO3--N>NO2--N,分别为99%、94%和76.1%,前期对水体中DIN的吸收较快,2d内对NO3--N和NH4+-N的去除率分别可达77.6%和70%;对SRP的去除率较差,试验结束对养殖尾水SRP的去除率仅59.06%。真江蓠仅在实验前2d内对N、P营养盐有去除效果,其去除率大小依次为:NH4+-N>NO3--N>NO2--N>SRP,分别为70.00%、50.03%、25.51%和19.55%;后发生腐解,至实验8d结束,失重率为2.28%,TN、TP分别释放了22.74%、10.47%。（3）刺状鱼栖苔和浒苔从实验开始即发生腐解,实验结束时,刺状鱼栖苔和浒苔的失重率分别为39.75%和36.58%,处于早期腐解过程的两种藻体,TN释放率大于TP,且N、P释放不同步;至实验结束时,刺状鱼栖苔和浒苔的腐解所释放的TN和TP分别达65.92%、62.69%和35.27%、28.53%。（4）POD和SOD酶活性:试验期间在细基江蓠和真江蓠早体内呈上升趋势,且细基江蓠两种酶活性均大于真江蓠,细基江蓠对高盐高氮的适应性强于真江蓠;刺状鱼栖苔和浒苔的两种酶活性趋于下降,抗逆性差,不适于高盐高氮的环境生长。综上可知:高盐高氮养殖尾水中,细基江蓠的生长和N、P去除能力均优于真江蓠,刺状鱼栖苔和浒苔无法生长均发生了腐解,且刺状鱼栖苔腐解的程度和释放的N、P比浒苔的高。
王美娟[2]（2021）在《Pseudomonas sp. W10溶藻机理及其溶藻活性成分特性解析研究》文中提出铜绿微囊藻是有害藻华中具有代表性的种群,如果铜绿微囊藻在自然水体中泛滥,后果不仅是恶化水质对人类、水生生物的生命安全产生直接威胁,还会影响养殖业、旅游业等对经济发展造成间接损害。本课题选取太湖流域内野生田螺内脏中筛选出的Pseudomonas sp.W10作为研究对象,其溶藻特性、溶藻动力学、损伤效应、溶藻产物与溶藻活性成分等都是揭示溶藻机理、调控藻细胞生物量的关键要素,通过分子生物学鉴定技术、生理生化学、光谱学技术以及气质联用等详细分析了上述溶藻要素。取得的主要研究成果如下:（1）在溶藻特性、溶藻动力学方面:细菌W10是一株释放胞外物质溶解、裂解铜绿微囊藻的假单胞菌（Pseudomonas sp.）。NA和淀粉培养基对W10菌株的培养效果无显着差异（P>0.05）,二者显着优于改良基础培养基（P<0.05）,但因淀粉培养基较NA培养基成分简单明了,故选择淀粉培养基培养功能菌W10。生长时期对菌液与无菌上清液的影响无显着差异（P>0.05）,二者溶藻效果均表现为稳定期与衰亡期最好,然后依次是对数期和延滞期。W10菌液的最佳投加量为10%,溶藻率最高为80.05%,而无菌上清液的溶藻效果随着投加量的增加而提高,在1:2处理组溶藻率最高为92.15%。菌株W10的生长、溶藻过程分别遵循Logistic方程与一级反应动力学,拟合效果较好,对应R2为0.9908、0.9882。（2）在藻细胞损伤效应方面:一方面,藻细胞生理生化情况发生紊乱,体现在指标含量大幅度减少。随着溶藻时间的延长,细胞呈现出负增长的情况,下降幅度最大为156.87%;细胞膜结构出现漏洞且无法再生修复,并伴有正常细胞2.73倍的核苷泄漏量;藻胆素浓度与净光合放氧速率下降明显,到培养结束藻蓝蛋白、别藻蓝蛋白、藻红蛋白分别为1.43×10-3mg·L-1、4.36×10-3mg·L-1以及1.07×10-3mg·L-1,净光合放氧速率仅有17.54μmol O2·（mg·Chla·h）-1,光合作用受阻。另一方面,抗氧化系统指标均呈现出先增加后减少的趋势,无菌上请液胁迫下铜绿微囊藻会分泌较多的SOD、CAT保护藻细胞,MDA也因胁迫加剧而增多,但当越来越多细胞在逆境中解体死亡,SOD、CAT与MDA也随之减少。（3）在溶藻产物、溶藻路径方面:铜绿微囊藻溶藻产物组成复杂,以多种氨基酸、蛋白质、糖类、类腐殖酸以及含有芳香结构的化合物为主。紫外光谱测定不同时期的溶藻产物的URI值分别为1.20、1.19、1.18,URI指标变化说明芳香化程度逐渐升高。红外图谱解析发现,溶藻进程中溶藻产物存在7个明显的特征峰,涉及的官能团包括-OH、N-H、C-H、C=O、C=C等,根据半定量分析各组分的变化情况为大分子物质减少,如蛋白质、核酸、纤维素含量下降,而脂肪酸、糖类、脂肪族烷烃等小分子物质增多。三维荧光图谱识别出溶藻产物含有3个荧光峰,溶藻进程中氨基酸组分因蛋白质被分解含量增多,而腐殖质组分难以被降解残留于溶藻产物中,腐殖度升高。结合溶藻进程的微观图像,推测溶藻菌株W10可能的溶藻路径为:W10分泌溶藻活性物质→溶藻活性物质侵袭藻细胞→藻细胞结构出现漏洞→藻细胞质空化、胞内物质外溢→藻细胞正常生理功能丧失→藻细胞下沉溶解、死亡。（4）在溶藻活性成分方面;分离所得的溶藻活性物质能较好的溶于无水乙醇中,但溶藻率为61.32%的乙醇溶解相与无菌浓缩液的溶藻效果仍存在显着性差异（P<0.05）,因此不排除溶藻活性物质是核酸、蛋白质、多糖等;4种极性不大的CCl4、CHCl3、C2H5COOCH3、石油醚萃取剂有机相溶藻效果较弱,溶藻率均小于52%,表明起主要作用的溶藻活性成分是强极性物质。不同规格透析样液溶藻效果不同,溶藻作用的强弱依次为:1.0k D>>3.5 k D>7.0 k D,由此溶藻活性成分相对分子量≤1.0 k D。GC-MS结果显示溶藻活性物质可能为酯类、烷烃类、醇类、芳香烃类或含氮化合物。
张列宇,祝秋恒,李晓光,李国文,唐文忠,赵琛[3]（2021）在《磁化诱导技术在水生态修复中的应用与研究展望》文中认为介绍了磁化诱导技术及其原理,及其在水生态修复中的应用,认为磁化诱导效应可在水生动物种群优化、水生植物恢复、底泥修复等方面扮演重要角色,具有强化现有水生态修复技术修复效果、降低修复成本等优势。未来应对多种磁化参数、不同生物磁效应差异的机理、多种水生生物复合磁效应和大水体磁化方式的应用等开展进一步研究。
朱秋平[4]（2020）在《刺苦草响应硫化物、高氨氮与低光复合胁迫的生长生理机制研究》文中研究说明湖泊富营养化被认为是沉水植物衰退的重要原因,然而对其中蕴含的机制尚不清楚。目前的研究主要集中在高氨氮、低光等单因子或两因子胁迫实验上,关于富营养化水体衍生物质—硫化物对沉水植物的研究较少。本研究以典型沉水植物—刺苦草（Vallisneria spinulosa）为例,分析不同浓度硫化物对刺苦草生长与生理的影响;为了进一步阐明富营养化湖泊中沉水植物退化所蕴含的机制,利用正交实验设计室外模拟实验,探究硫化物、高氨氮、低光三因素对刺苦草生长和生理的急性与慢性复合影响,得到的主要结论如下:1.当硫化物浓度低于0.05 mmol/L时,有利于刺苦草生物量的累积,而高于0.10mmol/L的硫化物则不利于其生物量的累积,且随着硫化物浓度增加生物量逐渐下降;高于0.20mmol/L硫化物使刺苦草植株变短,对其生长发育造成影响。高于0.50 mmol的硫化物长期处理超过了刺苦草的耐受范围,使其膜脂过氧化程度加深,抗氧化系统遭到破坏,抗逆性下降甚至死亡。基于MRM方法的靶向能量代谢组学分析表明,投加硫化物会通过抑制能量代谢途径从而影响刺苦草能量代谢产物ATP（三磷酸腺苷）的含量及其产生的主要途径。另外,刺苦草在高浓度（0.50～1.00mmol/L）硫化物处理下出现根部发黑腐烂、叶片脱绿甚至逐渐枯萎死亡等中毒症状。这与富营养化湖区生态修复工程实践失败所发现的症状相似。2.急性胁迫试验表明,低光、高氨氮与硫化物均对刺苦草的生长、生理生化有影响,且硫化物是主要驱动因子。高于0.10 mmol/L硫化物会抑制叶绿素的合成从而阻碍光合作用的进行,2 mmol/L硫化物会严重阻碍刺苦草光合作用的进行并破坏其抗氧化系统,导致植物抗逆性降低。刺苦草长期处于2.00mmol/L硫化物、5%光照强度以及0.50 mg/L氨氮的环境下,可能会因光合作用受阻而缺少物质和能量,且抗逆性严重下降而难以生存。3.32d的慢性试验发现,2.00 mmol/L硫化物下刺苦草出现根系发黑腐烂、叶片脱绿甚至枯萎脱落的现象,该浓度的硫化物会抑制刺苦草的光合作用,降低其生物量,并导致其SOD（超氧化物歧化酶）活性、MDA（丙二醛）含量、GSH（还原型谷胱甘肽）含量、总蛋白质含量以及细胞色素c氧化酶活性均急剧下降,使其出现叶片变黄、根系逐渐发黑腐烂直至整个植株枯萎死亡等现象。刺苦草在0.10 mmol/L硫化物浓度、100%光强、2.00mg/L氨氮浓度环境下生长良好且生物量累积最多;在0.10mmol/L硫化物、5%光强、1.00mg/L氨氮的条件下叶绿素含量最多;而2.00mmol/L硫化物、4.00mg/L氨氮、5%光照强度的条件不利于其生物量的累积。以上研究为进一步阐明我国富营养化浅水湖泊沉水植物大面积衰退的机制提供了新的研究视角和研究基础。
赵鹏程[5]（2020）在《植物激素在基于微藻的污水营养盐去除与化感抑藻中的作用机理研究》文中认为研究以水体富营养化控制为目标,研发水体富营养化源头和原位控制技术与机理。针对污水微藻处理除磷脱氮效能低、高氨氮胁迫,以及化感抑藻作用机理不明等问题。以微藻为研究对象,从植物激素角度,一方面,探究外源植物激素对污水厂尾水微藻深度除磷脱氮系统效能及对细胞光合和氮代谢系统活性的影响及作用机制;同时,探究外源植物激素对微藻在高氨氮胁迫下的抗逆作用及机理,利用分子生物学方法,考察高氨氮胁迫下,外源植物激素对微藻的光合活性、抗氧化能力、氮代谢活力和基因转录水平的影响;另一方面,探究萜类化合物对蓝藻细胞内源植物激素合成的影响;采用生物化学和分子生物学方法,从光合活性、氧化应激和抗氧化特性等角度,解析植物激素在天然萜类化合物抑藻过程中的响应机制。研究得出的主要结果如下:（1）10-5 M吲哚-3-乙酸（IAA）、10-7 M玉米素（ZT）和10-9 M油菜素内酯（Br）三种外源植物激素能显着促进微藻系统对污水厂尾水NO3--N、NH4+-N、TN和PO43--P的去除效能。IAA作用下,微藻对NH4+-N、NO3--N、TN和PO43--P的去除效率分别为75.9%、41.1%、43.6%和82.1%,较对照组分别增加了0.9、1.0、1.5和0.5倍;ZT作用下,微藻对NH4+-N、NO3--N、TN和PO43--P的去除效率分别为87.5%、39.4%、43.9%和85.7%,较对照组分别增加了1.2、0.9、1.5和0.5倍;Br作用下,微藻对NH4+-N、NO3--N、TN和PO43--P的去除效率分别为87.5%、46.6%、50.4%和84.5%,较对照组分别增加了1.2、1.3、1.8和0.5倍。（2）外源植物激素显着提升微藻光合活性和氮代谢活力。经10-5 M IAA、10-7 M ZT和10-9 M Br作用4 d后,微藻叶绿素含量相比对照组,分别提升77.2%、66.6%和85.6%;叶绿素荧光QY和Fv/Fm分别为对照组的1.09、1.13和1.16倍以及1.06、1.08和1.1倍;同时,微藻氮代谢关键酶硝酸还原酶（NR）和谷氨酰胺合酶（GS）的活性较对照组分别提升1.0、0.4、0.9倍和1.4、1.1、0.8倍;10-9 M Br作用4 d后,微藻光合作用相关基因rbc L和氮代谢相关基因GS的转录丰度分别提升46.1%和30.9%,表明植物激素通过调节基因和蛋白的表达,促进藻细胞的光合作用和氮代谢。（3）植物激素IAA、ZT和Br显着缓解高氨氮胁迫对微藻的抑制效应。IAA、ZT和Br可显着提升高氨氮胁迫(500 mg L-1 NH4+-N)下,微藻的生物质浓度、叶绿素含量、PSII光化学效率（增加Fv/Fm和Fv/Fo）,并缓解光抑制（显着降低DIo/RC和ABS/RC）。10-5 M IAA、10-9 M ZT和10-9 M Br作用1 d后,微藻生物量浓度较对照组分别增加了32.44%、33.32%和34.79%。IAA、ZT和Br作用7 d,微藻Chl a含量分别提升20%、25.83%和30.83%;叶绿素荧光Fv/Fm分别较对照组提升16%、19.68%、19.75%;Fv/Fo分别较对照组提升19%、26.64%、24.41%。同时,高氨氮胁迫下,Br作用4 d,微藻rbc L基因转录丰度较对照组显着提升10.95倍。（4）植物激素IAA、ZT、Br显着降低高氨氮胁迫下,微藻MDA含量,并提升其抗氧化酶CAT的活性。10-5 M IAA、10-9 M ZT和10-9 M Br作用后,与对照组相比,MDA含量分别下降20.4%、22.37%和20.8%;CAT活性分别提升53.69%、56.92%和117.3%,表明外源植物激素可消除过量产生的ROS,减轻藻细胞膜的脂质氧化,激活体内的抗氧化系统。（5）植物激素缓解高氨氮胁迫对微藻氮代谢酶活性和基因转录的抑制作用。高氨氮胁迫下,IAA、ZT和Br作用4 d,细胞GS活性较对照组分别增加2.6倍、3.62倍和6.72倍;此外,经Br处理后,细胞GS基因转录丰度较对照组提高1.64倍,表明植物激素有效缓解高氨氮胁迫对GS的毒性作用,恢复微藻氮代谢活性。（6）植物激素参与调控萜类化合物的抑藻效应。萜类化合物单体萜品油烯（TER）和丁香油酚（EUG）显着抑制铜绿微囊藻的生长,显着改变其光合活性、细胞结构、胞外有机物（EOM）以及膜蛋白基因表达等生理特性。同时,TER和EUG还能显着促进其内源植物激素IAA、Br、ZT、SA和JA水平的升高。当暴露于1.47 m M TER 4 d后,铜绿微囊藻中内源IAA、Br、ZT、SA和JA的含量分别增加0.98倍、0.21倍、0.8倍、2.08倍和1.47倍;当暴露于0.16 m M EUG 4 d后,铜绿微囊藻中内源IAA、Br、ZT、SA和JA的含量分别增加了0.33倍、0.07倍、0.43倍、2.32倍和1.0倍。植物激素（IAA、ZT、Br、SA、JA）抑制剂作用于铜绿微囊藻后,TER和EUG对细胞的抑制作用增强。并且,植物激素抑制剂显着提高MDA含量,并抑制SOD活性。外源IAA、Br、ZT、SA和JA可显着减小TER和EUG对细胞的抑制作用,进一步说明,TER和EUG的抑藻过程触发植物激素引发的铜绿微囊藻信号转导级联反应,诱导非生物胁迫耐受性。（7）萜类化合物的抑藻作用与信号分子一氧化氮（NO）具有相关性,TER和EUG可以显着促进铜绿微囊藻NO的合成。TER和EUG分别处理铜绿微囊藻4 d后,细胞NO浓度与对照组相比,显着提高9.12倍和3.04倍。研究发现,外源NO作用于铜绿微囊藻4 d后,Fv/Fm和Fv/Fo相较TER处理组分别减少57.72%和56.1%、MDA含量相较TER和EUG处理组增加46.88%和26.86%、SOD活性相较TER和EUG处理组降低18.86%和25.85%;NO清除剂作用于铜绿微囊藻后可部分缓解TER和EUG的抑制作用,表明萜类化合物抑藻作用受到NO的调控。
廉杰[6]（2020）在《非甾体类消炎药在太湖中的赋存及其对芦苇生理生长的影响研究》文中进行了进一步梳理非甾体类消炎药（non-steroidal anti-inflammatory drugs,NSAIDs）是地表水环境中检出频率较高的一类药物残留物,虽然其在水环境中的残留浓度很低只有微量级别,但是因其有源源不断的输入源头,导致其会给水环境中非靶向水生生物带来潜在环境风险甚至通过食物链和食物网影响人类健康。所以研究水环境中NSAIDs的赋存及其对水生生物的影响有其必要性和重要性。目前,NSAIDs对于水生动物的研究较多,对于水生植物的研究较少,而NSAIDs持续胁迫下,其对水生植物整个生命周期生理和生长的影响还未见报道。此外,水生植物受到NSAIDs胁迫后,其在生命周期内的不同生长期,根系分泌物动态响应的研究还未见报道。因此,本论文首先调查太湖中NSAIDs的赋存浓度,分析NSAIDs的时空分布规律并对其进行生态风险评价;然后以我国淡水环境中广泛存在的芦苇（Reed）为受试生物,以五种典型非甾体类消炎药即布洛芬（Ibuprofen）、酮洛芬（Ketoprofen）、双氯芬酸（Diclofenac）、萘普生（Naproxen）和吲哚美辛（Indomethacin）为胁迫对象,研究NSAIDs对整个生命周期芦苇根系分泌物组分的影响;最后同样以芦苇为受试生物,研究NSAIDs在不同生长期芦苇体内累积、不同生长期芦苇氧化应激反应及其生理生长指标。主要研究结论如下:1、太湖北部、西部和东部水体的NSAIDs混合物赋存浓度较高,为75～90 ng·L-1,其中酮洛芬是NSAIDs复合污染的主要贡献者,普遍占NSAIDs总浓度的80%以上;太湖水体中NSAIDs混合物在夏季(15.9～134.3 ng·L-1)和秋季(16.4～144.6 ng·L-1)的赋存浓度较高,而在春季(25.3～72.5 ng·L-1)和冬季(14.6～57.4 ng·L-1)的赋存浓度较低,其在太湖的分布分别与水体电导率和pH的相关性最大,与其他环境因子的相关性较小;混合风险熵值模型（MRQ）评估结果发现全年共有9个断面处于NSAIDs混合物的高生态风险（MRQ>1）,NSAIDs混合物的中高级别生态风险（MRQ>0.1）持续时间长,横跨春夏秋3个季节,其中秋季的生态风险最大。总体来看,太湖水体中NSAIDs混合物带来的污染不容忽视,尤其是秋季需要引起高度重视。2、在NSAIDs胁迫下芦苇根系分泌物中总有机碳（TOC）的含量变化显着,五个生长期实验组根系分泌物中总有机碳的含量普遍低于对照组,较对照组普遍降低10%以上;根系分泌物中检测出单糖、脂肪酸、有机酸和氨基酸分别为7、4、10和15种,且其在实验组和对照组中的相对含量存在显着差异,其中阿拉伯糖、棕榈酸、硬脂酸、奎尼酸、丙二酸、草酸、苹果酸、柠檬酸、丙酸、牛磺酸和鸟氨酸在NSAIDs胁迫下其分泌量显着增加,普遍增加15%～60%,表明这11种物质是芦苇积极响应NSAIDs胁迫的组分。3、NSAIDs在幼苗期和展叶期芦苇组织中的累积浓度较低,快速生长期后芦苇组织中NSAIDs的累积浓度显着增加,根部NSAIDs的累积浓度(>15 ng·g-1)普遍高于茎和叶的累积浓度(<10 ng·g-1);幼苗期开始,芦苇组织受到NSAIDs胁迫的影响,产生氧化应激现象,抗氧化系统启动,其中,酶抗氧化系统中超氧化物歧化酶（SOD）、抗坏血酸过氧化物酶（APX）和过氧化物酶（POD）活性的显着提高（10%～40%）,对于缓解NSAIDs的毒害具有重要的作用;NSAIDs胁迫下,芦苇叶片中叶绿素a和b的量显着降低,分别降低20%～40%、30%～43%,且对光合指标也产生显着影响,净光合速率、胞间CO2浓度、气孔导度和气水比显着降低,分别降低11.24%～24.04%、7.13%～12.62%、24.18%～42.06%和21.42%～26.41%,但NSAIDs的胁迫对于生长指标并没有产生显着影响,这与芦苇自身的解毒机制有关,而SOD、POD和APX酶抗氧化系统调节下分泌特定的根系分泌物组分可能是重要的解毒途径之一。
文冬[7]（2020）在《生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探》文中研究指明针对传统鱼缸主要通过曝气的方式来增加溶解氧含量,防止鱼因缺氧而死亡,造成电力消耗和噪声污染的问题,本研究进行了一个生态鱼缸设计,构建合理科学的水培植物与沉水植物体系来保证水体溶解氧的浓度,筛选出水培、沉水植物及基质的最佳组合,最后进行了无动力的生态鱼缸运行效果研究。本文选取了三种基质:河沙、黑棕土、陶粒砂为沉水植物栽培基质,沉水植物选取苦草（Vallisneria natans）、黑藻（Hydrilla verticillata）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）;水培植物分别选取海芋（Alocasia macrorrhiza）、广东万年青（Aglaonema modestum）、鹅掌柴（Schefflera octophylla）,以水培植物、沉水植物及基质三因素进行正交设计实验,进行了植物生长情况、生理情况、水质和鱼的数目的指标的分析,最后进行花鱼共养效果实验,旨在筛选出水培植物、沉水植物和基质的最佳搭配。现主要研究结果如下:（1）生态鱼缸的设计:自制了长50cm、宽26cm、高38cm的玻璃缸,玻璃缸顶部设有长20cm、宽26cm、高9cm的种植框,并设有5个种植孔,玻璃缸侧部设有水龙头开关。（2）水培植物、沉水植物和基质的最佳搭配筛选:从水培植物的生长情况来看:鹅掌柴和苦草组合中搭配的河沙情况是最好。从水培植物的生理情况来看:丙二醛的检测数据评估是第26组合是最适合的;超氧化物歧化酶检测数据评估15组合酶活性最好;蛋白酶活性最高的是25组合;过氧化氢酶活性最高的是19组合;过氧化物酶活性最高的是19组合;通过以上所有检测数据综合来说19号组合是最好的搭配组合,即鹅掌柴;苦草;河沙。（3）最适植物与鱼共养鱼类尾数的筛选:通过叶绿素a和含氧量数据的检测数据综合评估第19组最佳,鹅掌柴搭配苦草,基质不同的情况下可以存活4尾锦鲤。生态鱼缸中通过搭配不同的植物与基质,可以改善鱼类的生态环境达到植物与鱼共养的生态平衡。（4）通过植物的生长生理情况以及水质检测和植物与鱼共养等试验结果,可以总结出鹅掌柴;苦草;河沙组合结果为最好。
周虹[8]（2020）在《典型沙区生物土壤结皮微生物群落结构与功能研究》文中提出生物土壤结皮是干旱沙区地表景观的重要组成部分,对维持荒漠生态系统稳定具有重要意义。微生物是生物土壤结皮的重要组分,在维持生物土壤结皮结构和功能、促进生态系统物质循环等方面发挥着重要作用。我国北方沙区面积大,自然条件复杂多样,生物土壤结皮分布广泛,类型多样,形成了特色鲜明的生态梯度。本文采用扩增子测序和宏基因组测序技术,分析了我国北方3个典型沙区（毛乌素沙地、共和盆地沙地和古尔班通古特沙漠）不同发育阶段生物土壤结皮微生物群落的结构与功能基因特征,研究了微生物群落结构与功能随生物土壤结皮发育的变化规律,比较了不同灌木群落生物土壤结皮微生物群落结构差异,阐明了区域尺度上生物土壤结皮微生物群落结构与功能的分布规律和构建机制。主要研究结论如下:（1）随生物土壤结皮发育,细菌多样性显着增加,真菌多样性无显着变化。生物土壤结皮的细菌群落以变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）、蓝藻门（Cyanobacteria）和酸杆菌门（Acidobacteria）为优势类群,真菌群落以子囊菌门（Ascomycota）、担子菌门（Basidiomycota）和壶菌门（Chytridiomycota）为优势类群。随生物土壤结皮发育,结皮层水分和养分条件不断改善,使得细菌群落中的寡营养类群相对丰度显着降低,富营养类群相对丰度显着增加;真菌群落中抗逆性较强的子囊菌门的相对丰度显着降低,具有木质素降解能力的担子菌门的相对丰度显着增加。（2）随生物土壤结皮发育,细菌和真菌网络中的核心类群发生变化,网络结构更加复杂,微生物相互作用增强。生物土壤结皮发育初期,具有较强抗逆性的寡营养类群通过促进土壤颗粒胶结来增加土壤表面稳定性,从而缓解环境压力,抵御土壤风蚀;生物土壤结皮发育后期,自养类群和具有降解能力的富营养类群通过促进碳氮固定和凋落物分解获取更多养分,从而促进生态系统的物质循环。随生物土壤结皮发育,微生物网络结构更加复杂,群落更加稳定,对生态系统物质循环和抗环境干扰发挥更大作用。随生物土壤结皮发育,细菌群落内部竞争加剧,真菌群落内部竞争减弱,细菌与真菌群落间竞争增强,细菌在维持群落稳定性方面比真菌发挥了更积极的作用。（3）随生物土壤结皮发育,微生物的营养循环得到加强,微生物在碳循环和氮循环过程中的作用不断增强。随生物土壤结皮发育,与新陈代谢相关的功能基因的相对丰度显着增加,促进了微生物的营养循环;微生物固碳基因和难降解碳降解基因的相对丰度显着增加,提高了微生物的碳固定和碳降解能力;参与硝化作用、反硝化作用、同化和异化硝酸盐还原作用的基因的相对丰度显着增加,提高了微生物的固氮能力。细菌在生物土壤结皮各个发育阶段的碳氮循环中均发挥重要作用,真菌在结皮发育后期发挥重要作用。（4）相同环境条件下不同灌木群落之间生物土壤结皮的微生物多样性和群落结构相似,但随生物土壤结皮发育,群落结构差异逐渐增大。毛乌素沙地油蒿群落和臭柏群落之间,不同发育阶段生物土壤结皮微生物群落多样性没有显着差异,随生物土壤结皮发育,细菌群落多样性呈显着增加趋势;微生物群落结构在两种灌木群落之间均较为相似,但随生物土壤结皮发育,特有物种比例逐渐增加,群落结构差异逐渐增大。生物土壤结皮微生物的某些类群的相对丰度在油蒿群落和臭柏群落之间差异显着。结皮层理化性质是造成两种灌木群落之间生物土壤结皮细菌群落结构差异的最主要因子,其中养分发挥重要作用;植被因子是造成两种灌木群落之间生物土壤结皮真菌群落结构差异的最主要因子,其中灌木地上生物量发挥重要作用。（5）在区域尺度上,生物土壤结皮中的细菌比真菌对环境变化更敏感,微生物群落物种组成与功能组成的分布规律及构建机制不同。毛乌素沙地和共和盆地沙地生物土壤结皮的细菌多样性显着高于古尔班通古特沙漠,毛乌素沙地生物土壤结皮的真菌多样性显着高于共和盆地沙地和古尔班通古特沙漠。细菌多样性主要受纬度和多年平均降水量影响,真菌多样性主要受结皮层的理化性质影响。不同沙区之间生物土壤结皮微生物物种组成存在显着差异。变形菌门是所有沙区生物土壤结皮的优势细菌门,其相对丰度在毛乌素沙地生物土壤结皮中最高,子囊菌门是所有沙区生物土壤结皮的优势真菌门,其相对丰度在古尔班通古特沙漠生物土壤结皮中最高。区域尺度上生物土壤结皮微生物群落物种组成主要受地理距离影响,具有明显的距离-衰减分布特征,符合中性理论,扩散限制在微生物物种组成中发挥重要作用;而微生物群落功能组成未发生明显变化,3个沙区生物土壤结皮微生物群落功能组成相似且主要受结皮层理化性质影响,符合生态位理论,环境选择在微生物功能组成中发挥重要作用。
张璐[9]（2019）在《刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究》文中认为富营养化湖泊等水体的沉水植物恢复过程中常常会出现刚毛藻等丝状绿藻过度增殖的现象,过度增殖的刚毛藻在生长过程中不仅影响沉水植物的生长,严重时还会导致沉水植物退化甚至衰亡。针对沉水植物恢复过程中刚毛藻大量增殖的生态学问题,本研究以刚毛藻为研究对象,通过构建刚毛藻—沉水植物共培养系统,室内模拟刚毛藻与水生态修复先锋沉水植物苦草、金鱼藻之间对营养盐的竞争,并采用动力学方程和种间竞争模型分析与验证刚毛藻与沉水植物对营养的竞争效应;研究了刚毛藻在不同条件下的腐解规律以及对水华蓝藻铜绿微囊藻的生长影响,并采用GC/MS的技术手段鉴定腐解刚毛藻释放进入水体中的主要有机物质;采用快速叶绿素荧光诱导动力学分析等技术手段研究沉水植物先锋种的不同繁殖方式（鳞芽萌发、幼苗生长、断枝再生）对衰亡刚毛藻的生理生化响应;采用稳定同位素标记和高通量测序手段等研究刚毛藻腐解过程对沉积物-上覆水界面的氮磷营养盐结构及其微生物群落组成的影响。通过本研究得到如下结果:（1）共培养系统中苦草、金鱼藻及刚毛藻对氮磷营养的吸收动态变化与特征的结果表明刚毛藻对氮表现出较高的亲和力,共培养的刚毛藻组织中TN含量可高达5.75%;而金鱼藻对磷表现出的高度亲和力使其具有较高的磷吸收同化能力(Km=0.34mg·L-1)。种间竞争模型的结果验证了刚毛藻和沉水植物在同一系统内是不稳定共存的。（2）模拟刚毛藻腐解沉降到沉积物表面过程的条件变化的结果表明遮光缺氧处理导致培养液溶解氧（DO）、p H值显着降低,总有机碳（TOC）、电导率（Cond）显着升高,这表明自然水体中沉积到底部的无光照缺氧腐解的刚毛藻对水环境影响最大。铜绿微囊藻藻细胞密度在低浓度（10%的腐解原液）的处理下高于对照组,在较高腐解液浓度下藻细胞密度显着下降且光合活力下降;腐解液有机酸成分鉴定出脂肪酸和酚酸是其主要的抑藻活性物质;藻腐解残体和腐解液中的亲脂性成分的鉴定分析结果显示对甲基苯酚和吲哚化合物是刚毛藻腐解过程中难降解的活性有机物。（3）不同浓度的刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽萌发和幼苗生长、狐尾藻断枝生根和发芽的影响结果表明,培养体系中pH值、DO表现出降低的趋势,而有机化合物增加导致Cond升高,高浓度的刚毛藻腐解液（40%的腐解原液）显着抑制了黑藻鳞芽的萌发活力,发芽率降至84%。幼苗的叶绿素a含量较对照组下降43.53%。可溶性糖、Ca2+/Mg2+-ATP酶、PAL活性分别增加172.46%、271.19%、26.43%,幼苗的正常生长受到胁迫;而狐尾藻断枝生根和发芽受到抑制,其再生能力受阻,RDA排序分析发现培养液中较高的Cond是最主要环境影响因子。40%的腐解原液处理下断枝组织的相关可溶性糖含量累计为115.26%,Ca2+/Mg2+-ATP酶和次生代谢相关酶PAL活性分别增加490.63%和28.13%,防御响应增强。（4）刚毛藻在沉积物—上覆水界面的腐解过程符合一般水生植物的腐解过程。沉积物δ13C和δ15N的变化表明刚毛藻腐解过程中部分15N向沉积物迁移,进而可能会影响沉积物的营养盐结构。刚毛藻的腐解在短期内加剧了上覆水富营养化程度,TN和NH+4-N在0-10天之间迅速上升,在腐解第40天时NH+4-N达到TN的78.21%,造成了上覆水氨盐的严重污染。而对沉积物的各形态氮分布的影响也主要体现在氨氮的释放风险增大。刚毛藻的腐解导致上覆水第40天的TP、IP分别达到最高浓度6.68±0.64、6.59±0.79 mg·L-1,且刚毛藻腐解过程导致了磷酸盐从上覆水向沉积物迁移的趋势,沉积物的磷含量升高。上覆水和沉积物的微生物群落变化随时间有不同的变化趋势,通过相关性分析结果得到磷与腐解中后期上覆水中的微生物群落有很好的相关性,而沉积物中的微生物群落与各形态氮的相关性较高。
郑琦琳[10]（2019）在《羟基自由基致死铜绿微囊藻的生物学效应》文中研究表明针对水华频发危及饮用水安全的国家重大民生问题,研究快速、高效、安全地致死水华微藻的方法已成为国际的热点。高级氧化技术的核心是规模高效的生成羟基自由基（·OH）,快速致死有害微小生物和降解有机污染物。传统自由基生物学主要研究细胞内源性的·OH对生物大分子的损伤,针对外源性高浓度·OH对单细胞藻类的急性致死机制尚缺乏研究。本文利用大气压强电离放电协同水射流空化高效生成·OH的新方法,开展·OH高级氧化快速致死铜绿微囊藻的形态学分析、DNA损伤检测等生物学效应研究,取得的主要成果如下:（1）利用大气压强电离放电将O2解离、电离生成高浓度氧活性粒子（OAS）,通过射流器将OAS注入到藻液中瞬间生成高浓度·OH,实现在输送管路中·OH在3 s致死水华微藻。研究了·OH快速致死水华微藻的“剂-效”和“时-效”函数关系,采用SYTOX Green荧光染色结合显微镜计数法、流式细胞仪检测法,精准确定·OH致死铜绿微囊藻、四尾栅藻、针杆藻的致死CT阈值分别为0.069、0.069和0.139 mg·min/L,是ClO2法的 1/200。（2）常规化学药剂ClO2等致死水华微藻时易导致细胞破裂,细胞内容物、藻毒素溢出,具有生物毒性,因此采用扫描和透射电镜成像技术分析致死阈值和2倍致死阈值时·OH致死细胞的形态变化。确定致死阈值时细胞膜完整,光合作用结构受到破坏,DNA减少;2倍致死阈值时细胞发生破裂。·OH致细胞外水中溶解性有机碳、蛋白质分别增高0.3和0.8倍,而ClO2处理增高1.1倍和1.8倍,证明·OH致死无大量细胞内容物溢出,细胞无破裂。（3）采用荧光探针HPF检测铜绿微囊藻细胞内的·OH,并且随着总氧化剂（TRO）浓度的增加细胞内·OH含量逐渐增高,TRO为致死阈值浓度1.37 mg/L时·OH含量增高至2.5倍,TRO为2倍致死阈值浓度2.78 mg/L时·OH含量增高至3倍,证明了·OH的直接生物学作用。采用叶绿素荧光参数检测法确定·OH致死细胞完全失去光合作用潜能和电子传递能力,光合作用系统受到严重破坏。（4）采用单细胞电泳检测了·OH导致铜绿微囊藻细胞内DNA断裂形成碎片,通过统计学分析证明·OH导致细胞内DNA产生极显着（P<0.001）的损伤;采用末端脱氧核苷酸转移酶介导的dUTP切口末端标记法（TUNEL）荧光标记DNA链磷酸二酯键的断裂口,通过流式细胞仪检测到致死阈值时有96.42%的细胞荧光增强,证明DNA链关键的连接位点磷酸二酯键严重断裂;采用酶联免疫吸附法检测到8-羟基脱氧鸟苷酸含量增高至1.43倍,证明·OH与DNA的鸟嘌呤发生反应。基于此,首次揭示了大气压强电离放电产生的·OH引起细胞内DNA不可修复的损伤,从而阻碍蛋白质合成、激活细胞的死亡/凋亡信号通路,是导致藻细胞死亡的主要原因。综上所述,本文利用大气压强电离放电协同水射流空化高效生成·OH的新方法,实现在输送管路中·OH在3 s致死水华微藻,揭示了·OH破坏光合作用系统和造成DNA不可修复的损伤是导致藻细胞死亡的主要原因。探究了·OH致死铜绿微囊藻的生物学效应,对于推进自由基生物学、藻类生理学和藻类治理技术的发展都具有重要意义。
二、太湖藻类抗逆性的初步研究（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、太湖藻类抗逆性的初步研究（论文提纲范文）
（1）用于淡水鱼塘和海洋馆养殖尾水碳氮磷净化的水生植物筛选研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号说明 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 淡水池塘养殖尾水的水生植物净化研究进展 |
| 1.2.1 淡水池塘水质污染特征及减排技术概况 |
| 1.2.2 外来水生植物的应用 |
| 1.2.3 水生蔬菜的应用 |
| 1.3 海水养殖尾水的水生植物净化研究进展 |
| 1.3.1 海水养殖尾水特征及其处理概况 |
| 1.4 大型海藻在海洋馆养殖尾水处理中的应用 |
| 1.5 研究目的和意义 |
| 1.6 研究内容和技术路线 |
| 第二章 绿狐尾藻、空心菜和大薸对养殖水体碳氮磷去除效果研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验设计 |
| 2.1.2 实验材料 |
| 2.1.3 实验仪器与试剂 |
| 2.1.4 测定项目及方法 |
| 2.1.5 数据处理与统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 三种浮床植物生长状况 |
| 2.2.2 浮床植物对碳氮磷的去除效果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 三种浮床植物对不同营养水平养殖尾水的净化效果 |
| 2.3.2 绿狐尾藻、空心菜、大薸的应用建议 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 绿狐尾藻、水葫芦和大薸在罗非鱼池塘养殖中的应用效果 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验设计 |
| 3.1.2 实验材料 |
| 3.1.3 实验仪器与试剂 |
| 3.1.4 测定项目及方法 |
| 3.1.5 数据处理与统计分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 三种水生植物对淡水鱼塘水质的净化效果 |
| 3.2.2 三种水生植物的收获及氮磷移除量 |
| 3.2.3 池塘鱼类产量 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 水生植物对罗非鱼养殖池塘水质的影响 |
| 3.3.2 三种水生植物对池塘鱼类产量的影响 |
| 3.3.3 三种水生植物对池塘养殖水质处理的应用前景 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 海洋馆养殖尾水氮磷净化植物筛选研究 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验设计 |
| 4.1.2 实验材料 |
| 4.1.3 实验仪器与试剂 |
| 4.1.4 测定项目及方法 |
| 4.1.5 数据处理与统计分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 藻体生长和生理响应 |
| 4.2.2 藻体对养殖尾水氮磷的净化效果 |
| 4.2.3 藻体的氮磷累积 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 江蓠属海藻对养殖尾水的生态适应特征 |
| 4.3.2 刺状鱼栖苔和浒苔的腐解规律 |
| 4.4 小结 |
| 参考文献 |
| 结论与展望 |
| 1. 结论 |
| 2. 本论文的主要创新点 |
| 3. 展望 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表论文情况 |
（2）Pseudomonas sp. W10溶藻机理及其溶藻活性成分特性解析研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 有害藻华概述 |
| 1.1.1 有害藻华污染现状 |
| 1.1.2 有害藻华成因 |
| 1.1.3 有害藻华的危害 |
| 1.1.4 有害藻华防治手段 |
| 1.2 细菌控藻技术研究概述 |
| 1.2.1 溶藻细菌的种类 |
| 1.2.2 溶藻方式 |
| 1.3 溶藻机理的研究概述 |
| 1.3.1 溶藻细菌对藻类生长的影响 |
| 1.3.2 溶藻细菌对藻类生理生化特征的影响 |
| 1.3.3 溶藻细菌对藻类抗氧化系统的影响 |
| 1.3.4 溶藻动力学研究 |
| 1.3.5 溶藻产物解析 |
| 1.3.6 溶藻活性物质 |
| 1.4 研究意义与目的 |
| 1.4.1 研究意义 |
| 1.4.2 研究目的 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 Pseudomonas sp.W10 分离鉴定及其溶藻动力学研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 试验材料 |
| 2.2.1 样品 |
| 2.2.2 主要试剂与仪器 |
| 2.2.3 培养基及其组成 |
| 2.3 试验方法 |
| 2.3.1 铜绿微囊藻生长曲线的测定 |
| 2.3.2 溶藻细菌的分离与纯化 |
| 2.3.3 溶藻细菌生理生化实验及分子鉴定 |
| 2.3.4 溶藻细菌溶藻方式的探究 |
| 2.3.5 溶藻细菌溶藻特性的研究 |
| 2.3.6 溶藻细菌生长动力学研究 |
| 2.3.7 溶藻细菌溶藻动力学研究 |
| 2.4 结果与讨论 |
| 2.4.1 铜绿微囊藻细胞的生长曲线 |
| 2.4.2 溶藻细菌W10 的分离与鉴定 |
| 2.4.3 溶藻细菌W10 溶藻方式的探究 |
| 2.4.4 不同培养基对W10 菌株溶藻效果的影响 |
| 2.4.5 不同生长时期对W10 菌株溶藻效果的影响 |
| 2.4.6 不同投加量对W10 菌株溶藻效果的影响 |
| 2.4.7 溶藻细菌W10 的生长动力学分析 |
| 2.4.8 溶藻细菌W10 对铜绿微囊藻的降解动力学分析 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 Pseudomonas sp.W10 对铜绿微囊藻的损伤效应 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 试验材料 |
| 3.3 试验方法 |
| 3.3.1 无菌上清液的制备 |
| 3.3.2 Pseudomonas sp.W10 溶藻试验 |
| 3.3.3 藻细胞酶液提取 |
| 3.3.4 铜绿微囊藻生理生化指标测定 |
| 3.3.5 铜绿微囊藻抗氧化系统指标测定 |
| 3.4 结果与讨论 |
| 3.4.1 Pseudomonas sp.W10 对藻细胞生长速率的影响 |
| 3.4.2 Pseudomonas sp.W10 对藻细胞膜通透性的影响 |
| 3.4.3 Pseudomonas sp.W10 对藻胆素的影响 |
| 3.4.4 Pseudomonas sp.W10 对净光合速率的影响 |
| 3.4.5 Pseudomonas sp.W10 对藻细胞超氧化物歧化酶活性的影响 |
| 3.4.6 Pseudomonas sp.W10 对藻细胞过氧化氢酶活性的影响 |
| 3.4.7 Pseudomonas sp.W10 对藻细胞丙二醛活性的影响 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 Pseudomonas sp.W10 溶藻进程中的溶藻产物光谱解析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 试验材料 |
| 4.3 试验方法 |
| 4.3.1 Pseudomonas sp.W10 溶藻试验 |
| 4.3.2 紫外-可见光谱分析 |
| 4.3.3 红外吸收光谱分析 |
| 4.3.4 三维荧光光谱分析 |
| 4.3.5 溶藻进程中藻细胞的形态观察 |
| 4.4 结果与讨论 |
| 4.4.1 溶藻产物的紫外可见光谱特性变化 |
| 4.4.2 溶藻产物的红外光谱特性变化 |
| 4.4.3 溶藻产物红外谱图特征峰的半定量分析 |
| 4.4.4 溶藻产物的三维荧光光谱特性变化 |
| 4.4.5 溶藻产物的三维荧光特征指数分析 |
| 4.4.6 溶藻路径解析 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 Pseudomonas sp.W10 溶藻活性成分的分离特性研究与初步鉴定 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试验材料 |
| 5.3 试验方法 |
| 5.3.1 无菌浓缩液的制备 |
| 5.3.2 Pseudomonas sp.W10 溶藻活性物质溶藻效果判定 |
| 5.3.3 溶藻活性成分的分离特性研究 |
| 5.3.4 溶藻活性成分的粗分离 |
| 5.3.5 溶藻活性成分的GC-MS分析 |
| 5.4 结果与讨论 |
| 5.4.1 溶藻活性成分的乙醇沉淀分析 |
| 5.4.2 溶藻活性成分的极性分析 |
| 5.4.3 溶藻活性成分的相对分子质量大小 |
| 5.4.4 溶藻活性成分的粗分离 |
| 5.4.5 溶藻活性成分的GC-MS鉴定 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 思考与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间研究成果 |
| 致谢 |
（3）磁化诱导技术在水生态修复中的应用与研究展望（论文提纲范文）
| 1 磁化诱导技术及其原理 |
| 1.1 物理磁效应 |
| 1.2 化学磁效应 |
| 1.3 生物磁效应 |
| 2 磁化诱导技术在水生态修复中的应用 |
| 2.1 水生动物种群优化 |
| 2.2 水生植物恢复 |
| 2.3 抑制藻类暴发 |
| 2.4 底泥修复 |
| 3 磁化诱导技术在水生态修复领域的研究展望 |
| 3.1 对多种磁化参数的深入研究 |
| 3.2 不同生物磁效应差异的机理研究 |
| 3.3 多种水生生物复合磁效应的研究 |
| 3.4 大水体磁化方式的应用研究 |
（4）刺苦草响应硫化物、高氨氮与低光复合胁迫的生长生理机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 湖泊富营养化及其导致的沉水植物的衰退 |
| 1.1.1 湖泊富营养化 |
| 1.1.2 湖泊富营养化导致的沉水植物衰退 |
| 1.2 沉水植物在湖泊生态系统中的地位及影响其生长的主要因子 |
| 1.2.1 沉水植物在湖泊生态系统中的地位 |
| 1.2.2 影响沉水植物生长的主要因子 |
| 1.3 苦草属的生物学特性及其在湖泊生态修复中的应用 |
| 1.3.1 苦草属的生物学特性 |
| 1.3.2 苦草属植物在生态修复中的应用 |
| 1.4 本研究的目的、内容及意义 |
| 1.4.1 本研究的目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第2章 不同浓度硫化物对刺苦草生长、生理与能量代谢组学的胁迫影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 实验设计 |
| 2.2.2 分析方法 |
| 2.2.3 数据统计分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 不同浓度硫化物处理对刺苦草生长指标的影响 |
| 2.3.2 不同浓度硫化物处理对刺苦草生理生化的影响 |
| 2.3.3 不同浓度硫化物处理对刺苦草能量代谢的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 第3章 刺苦草对水柱低光、高氨氮与硫化物复合影响的急性胁迫响应 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验设计 |
| 3.2.2 分析方法 |
| 3.2.3 数据统计分析 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 低光、高氨氮与硫化物对刺苦草生长指标的急性胁迫效应 |
| 3.3.2 低光、高氨氮与硫化物对刺苦草生理指标的急性胁迫效应 |
| 3.4 讨论 |
| 第4章 刺苦草对水柱低光、高氨氮与硫化物复合影响的慢性胁迫响应 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 低光、高氨氮与硫化物对刺苦草生长指标的慢性胁迫效应 |
| 4.3.2 低光、高氨氮与硫化物对刺苦草生理指标的慢性胁迫效应 |
| 4.4 讨论 |
| 第5章 结论与建议 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
（5）植物激素在基于微藻的污水营养盐去除与化感抑藻中的作用机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 英汉缩略词表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 微藻在水处理中的优势和瓶颈 |
| 1.1.2 微藻对水环境的危害及其控制 |
| 1.2 植物激素对微藻影响研究进展 |
| 1.2.1 植物激素的种类及特性 |
| 1.2.2 植物激素对微藻生长影响 |
| 1.2.3 植物激素对微藻抗逆性影响 |
| 1.3 化感物质抑藻机理的研究进展 |
| 1.4 问题的提出、研究目的及内容 |
| 1.4.1 问题的提出 |
| 1.4.2 研究目的和意义 |
| 1.4.3 研究内容和技术路线 |
| 2 植物激素对污水厂尾水微藻除磷脱氮效能影响及机理研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 试验材料 |
| 2.2.2 试验方法 |
| 2.2.3 测试方法 |
| 2.2.4 测试仪器及试剂 |
| 2.2.5 试验数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 植物激素对污水厂尾水微藻处理系统除磷脱氮效能的影响 |
| 2.3.2 植物激素促进微藻氮磷去除的机理研究 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 植物激素对高氨氮胁迫下微藻废水处理系统调控的机理研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 试验材料 |
| 3.2.2 试验方法 |
| 3.2.3 测试方法 |
| 3.2.4 测试仪器及试剂 |
| 3.2.5 试验数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 植物激素对高氨氮胁迫下微藻生长的影响 |
| 3.3.2 植物激素提升微藻抗胁迫能力的机理研究 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 植物激素在萜类化合物抑藻中的作用与机理研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 试验材料 |
| 4.2.2 试验方法 |
| 4.2.3 测试方法 |
| 4.2.4 测试仪器及试剂 |
| 4.2.5 试验数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 萜类化合物对微藻的抑制效应 |
| 4.3.2 植物激素在萜类化合物化感作用中的响应机制及功能 |
| 4.3.3 NO在萜类化合物化感作用中的响应机制及功能 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 后续工作展望 |
| 参考文献 |
| 附录Ⅰ 高氨氮胁迫对微藻生长和细胞结构的影响 |
| 附录Ⅱ 萜类化合物对微藻生理特性的影响 |
| B1 萜类化合物对微藻光合系统的影响 |
| B2 萜类化合物对微藻细胞形态结构的影响 |
| B3 萜类化合物对微藻细胞EOM的影响 |
| B4 萜类化合物对微藻细胞氧化/抗氧化系统的影响 |
| 附录Ⅲ |
| A.作者在攻读学位期间发表的论文目录 |
| B.作者在攻读学位期间取得的科研成果目录 |
| C.学位论文数据集 |
| 致谢 |
（6）非甾体类消炎药在太湖中的赋存及其对芦苇生理生长的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 水环境中NSAIDs的种类及赋存 |
| 1.1.2 水环境中NSAIDs的环境风险 |
| 1.1.3 水环境中NSAIDs的去除 |
| 1.2 根系分泌物研究进展 |
| 1.2.1 根系分泌物简介 |
| 1.2.2 根系分泌物功能 |
| 1.2.3 非生物胁迫根系分泌物研究进展 |
| 1.2.4 植物的药物胁迫研究进展 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 本课题的创新点 |
| 第二章 太湖水体中NSAIDs的时空分布规律和生态风险评价 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 样品采集及现场监测 |
| 2.1.2 样品预处理 |
| 2.1.3 HPLC-MS/MS分析 |
| 2.1.4 质量保证与控制 |
| 2.1.5 风险评价 |
| 2.1.6 统计分析 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 NSAIDs在太湖北部水体中的分布规律 |
| 2.2.2 NSAIDs在太湖西部水体中的分布规律 |
| 2.2.3 NSAIDs在太湖中部水体中的分布规律 |
| 2.2.4 NSAIDs在太湖南部水体中的分布规律 |
| 2.2.5 NSAIDs在太湖东部水体中的分布规律 |
| 2.2.6 NSAIDs在太湖水体中的时空赋存特点 |
| 2.2.7 NSAIDs与环境因子的相关性研究 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 NSAIDs在太湖水体中的时空分布规律 |
| 2.3.2 NSAIDs混合物的生态风险评价 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 芦苇根系分泌物对NSAIDs胁迫的响应 |
| 3.1 实验方法 |
| 3.1.1 供试芦苇的培养 |
| 3.1.2 根系分泌物收集 |
| 3.1.3 分析方法 |
| 3.2 结果分析 |
| 3.2.1 不同生长期根系分泌物中糖、脂肪酸、有机酸和氨基酸定性分析 |
| 3.2.2 不同生长期根系分泌物中糖、脂肪酸、有机酸和氨基酸的定量分析 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 芦苇体内NSAIDs的累积、氧化应激及生长和生理响应 |
| 4.1 实验方法 |
| 4.1.1 芦苇体内NSAIDs富集量检测 |
| 4.1.2 氧化应激反应及现象分析 |
| 4.1.3 生长生理指标测定 |
| 4.1.4 质量控制与保障 |
| 4.1.5 数据处理与分析 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 不同生长期芦苇组织中NSAIDs的累积 |
| 4.2.2 不同生长期芦苇组织的氧化应激反应 |
| 4.2.3 不同生长期芦苇生理和生长指标分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 主要结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 :在攻读硕士学位期间研究成果 |
（7）生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究的现状分析 |
| 1.3.1 水生植物的概念及分类 |
| 1.3.2 水生植物的增氧技术 |
| 1.3.3 水生植物抑藻技术 |
| 1.3.4 水生植物对净化水质的研究 |
| 1.3.5 水培植物的概念及分类 |
| 1.3.6 水培植物的栽培技术 |
| 1.3.7 生态鱼缸的概念 |
| 1.4 研究目的 |
| 1.5 课题来源 |
| 1.6 技术路线 |
| 2 生态鱼缸中水培植物、沉水植物、基质筛选研究 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 试验材料 |
| 2.1.2 试验设计 |
| 2.1.3 试验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 不同组合中水培植物生长情况比较分析 |
| 2.2.2 不同组合中水培植物逆境酶系统比较分析 |
| 2.3 讨论 |
| 3 生态鱼缸中植物与鱼共养净化效果初探 |
| 3.1 试验材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 试验设计 |
| 3.1.3 试验方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 不同水培植物、沉水植物、基质组合中水质情况分析 |
| 3.2.2 不同水培植物、沉水植物、基质组合中锦鲤死亡数分析 |
| 3.3 讨论 |
| 4 研究结论、创新点及展望 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 4.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）典型沙区生物土壤结皮微生物群落结构与功能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 生物土壤结皮的概念与分类 |
| 1.2.2 生物土壤结皮的形成发育与分布 |
| 1.2.3 生物土壤结皮的生态功能 |
| 1.2.4 生物土壤结皮微生物研究进展 |
| 1.3 研究目标与研究内容 |
| 1.3.1 选题依据 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.3.4 拟解决的科学问题 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 研究区概况与研究方法 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 毛乌素沙地 |
| 2.1.2 共和盆地沙地 |
| 2.1.3 古尔班通古特沙漠 |
| 2.2 实验设计与样品采集 |
| 2.2.1 样地设置与调查 |
| 2.2.2 样品采集 |
| 2.3 环境数据获取与测定 |
| 2.4 生物土壤结皮微生物群落结构与功能分析方法 |
| 2.4.1 生物土壤结皮微生物DNA提取 |
| 2.4.2 扩增子测序 |
| 2.4.3 宏基因组测序 |
| 2.5 微生物数据处理方法 |
| 2.5.1 微生物群落结构分析 |
| 2.5.2 微生物相互作用网络分析 |
| 2.5.3 微生物与环境因子相关性分析 |
| 2.5.4 物种多度分析 |
| 3 生物土壤结皮微生物群落结构 |
| 3.1 不同发育阶段生物土壤结皮理化性质和微生物量 |
| 3.2 不同发育阶段生物土壤结皮细菌群落结构分析 |
| 3.2.1 细菌多样性及群落结构差异 |
| 3.2.2 门和属水平细菌优势菌群分布特征 |
| 3.2.3 细菌群落与环境因子的相关性 |
| 3.3 不同发育阶段生物土壤结皮真菌群落结构分析 |
| 3.3.1 真菌多样性及群落结构差异 |
| 3.3.2 门和属水平真菌优势菌群分布特征 |
| 3.3.3 真菌群落与环境因子的相关性 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 生物土壤结皮发育过程中养分和水分条件的改善促进微生物量增加 |
| 3.4.2 生物土壤结皮细菌群落组成及控制因子 |
| 3.4.3 生物土壤结皮真菌群落组成及控制因子 |
| 3.5 小结 |
| 4 生物土壤结皮微生物相互作用 |
| 4.1 不同发育阶段生物土壤结皮细菌和真菌网络属性 |
| 4.1.1 总体网络属性 |
| 4.1.2 不同发育阶段生物土壤结皮微生物网络属性 |
| 4.2 不同发育阶段生物土壤结皮微生物网络核心类群 |
| 4.3 细菌和真菌网络模块中心与连接器 |
| 4.4 细菌和真菌之间的相互作用网络 |
| 4.5 不同发育阶段生物土壤结皮微生物网络结构的影响因素 |
| 4.6 讨论 |
| 4.6.1 网络核心类群随生物土壤结皮发育改变 |
| 4.6.2 生物土壤结皮的发育和微生物相互作用的变化 |
| 4.7 小结 |
| 5 生物土壤结皮微生物功能基因特征 |
| 5.1 不同发育阶段生物土壤结皮微生物功能基因组成 |
| 5.2 不同发育阶段生物土壤结皮微生物碳循环相关基因特征 |
| 5.2.1 碳固定基因 |
| 5.2.2 碳降解基因 |
| 5.3 不同发育阶段生物土壤结皮微生物氮循环相关基因特征 |
| 5.4 碳氮循环功能基因的物种注释 |
| 5.4.1 固碳功能基因的物种注释 |
| 5.4.2 碳降解功能基因的物种注释 |
| 5.4.3 固氮功能基因的物种注释 |
| 5.5 生物土壤结皮微生物群落多样性和复杂性与微生物功能的关系 |
| 5.6 讨论 |
| 5.6.1 不同发育阶段生物土壤结皮微生物功能基因组成差异 |
| 5.6.2 不同发育阶段生物土壤结皮微生物碳循环相关基因特征差异 |
| 5.6.3 不同发育阶段生物土壤结皮微生物氮循环相关基因特征差异 |
| 5.6.4 碳氮循环功能基因的物种注释 |
| 5.6.5 结皮发育过程中微生物的多样性和复杂性促进其多功能性 |
| 5.7 小结 |
| 6 不同灌木群落生物土壤结皮微生物群落结构比较 |
| 6.1 不同灌木群落生物土壤结皮环境参数和微生物量差异 |
| 6.2 不同灌木群落生物土壤结皮微生物多样性比较 |
| 6.2.1 细菌多样性 |
| 6.2.2 真菌多样性 |
| 6.3 不同灌木群落生物土壤结皮微生物OTU分布与群落结构差异 |
| 6.3.1 细菌OTU分布与群落结构差异 |
| 6.3.2 真菌OTU分布与群落结构差异 |
| 6.4 不同灌木群落生物土壤结皮微生物物种组成差异 |
| 6.4.1 不同灌木群落生物土壤结皮细菌物种组成差异 |
| 6.4.2 不同灌木群落生物土壤结皮真菌物种组成差异 |
| 6.5 不同灌木群落生物土壤结皮微生物群落结构的控制因子 |
| 6.5.1 细菌群落结构的控制因子 |
| 6.5.2 真菌群落结构的控制因子 |
| 6.6 讨论 |
| 6.6.1 不同灌木群落土壤理化性质和微生物量差异 |
| 6.6.2 不同灌木群落生物土壤结皮微生物多样性和群落结构差异 |
| 6.6.3 不同灌木群落生物土壤结皮微生物群落组成差异 |
| 6.6.4 环境因子对不同灌木群落中结皮微生物组成的影响 |
| 6.7 小结 |
| 7 区域尺度生物土壤结皮微生物群落分布格局 |
| 7.1 不同沙区环境因素差异 |
| 7.2 不同沙区生物土壤结皮微生物群落结构差异 |
| 7.2.1 不同沙区生物土壤结皮微生物量 |
| 7.2.2 不同沙区生物土壤结皮微生物Alpha多样性 |
| 7.2.3 不同沙区生物土壤结皮微生物物种组成差异 |
| 7.3 不同沙区生物土壤结皮微生物功能预测 |
| 7.4 微生物物种和功能组成与环境因子的关系 |
| 7.5 生物土壤结皮微生物物种和功能组成分布模型 |
| 7.6 讨论 |
| 7.6.1 不同沙区生物土壤结皮微生物多样性存在差异 |
| 7.6.2 不同沙区生物土壤结皮微生物物种组成存在显着差异 |
| 7.6.3 不同沙区生物土壤结皮微生物功能组成趋于相似 |
| 7.6.4 生物土壤结皮微生物物种和功能的分布格局存在差异 |
| 7.7 小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.1.1 不同发育阶段生物土壤结皮微生物群落结构与功能 |
| 8.1.2 不同灌木群落生物土壤结皮微生物群落结构比较 |
| 8.1.3 区域尺度生物土壤结皮微生物群落结构与功能分布格局 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间的学术研究 |
| 致谢 |
（9）刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1 章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 湖泊富营养化概况 |
| 1.1.2 我国湖泊富营养化现状 |
| 1.1.3 湖泊富营养化治理主要技术措施 |
| 1.2 沉水植物的生态功能及稳定扩繁要素 |
| 1.2.1 沉水植物的生态功能 |
| 1.2.2 沉水植物的稳定扩繁要素 |
| 1.3 丝状绿藻及其主要生态功能 |
| 1.3.1 丝状绿藻 |
| 1.3.2 吸收水中污染物 |
| 1.3.3 稳定湖泊底质 |
| 1.4 影响丝状绿藻生长的因素 |
| 1.4.1 光照 |
| 1.4.2 温度 |
| 1.4.3 营养盐浓度 |
| 1.5 丝状绿藻与沉水植物、浮游植物之间的关系 |
| 1.5.1 与沉水植物在光照和营养方面的相互关系 |
| 1.5.2 与浮游植物在光照和营养方面的相互关系 |
| 1.6 丝状绿藻异常增殖的危害 |
| 1.7 研究目的、意义与内容 |
| 1.7.1 研究目的和意义 |
| 1.7.2 研究内容 |
| 1.7.3 技术路线 |
| 第2 章 沉水植物苦草、金鱼藻与刚毛藻营养竞争研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料与方法 |
| 2.2.1 植物材料与实验设计 |
| 2.2.2 生物量及可溶性糖的测定 |
| 2.2.3 培养液、植物样及藻样中总氮、总磷的含量 |
| 2.2.4 动力学方程分析 |
| 2.2.5 种间竞争模型拟合 |
| 2.2.6 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 共培养组和对照组中营养物质被吸收同化的比较 |
| 2.3.2 共培养组中不同物种的养分同化能力分析 |
| 2.3.3 共培养体系的竞争结果的模型分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3 章 刚毛藻腐解及其腐解液对铜绿微囊藻生长效应研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同条件的刚毛藻腐解结果分析 |
| 3.3.2 铜绿微囊藻对刚毛藻腐解液的光合系统响应 |
| 3.3.3 刚毛藻腐解残体及其腐解液不同组分的成分鉴定及抑藻活性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4 章 刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽的萌发及幼苗生长的影响及机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与方法 |
| 4.2.1 刚毛藻腐解液的制备 |
| 4.2.2 黑藻鳞芽萌发实验 |
| 4.2.3 黑藻幼苗的生理生化响应实验 |
| 4.2.4 统计分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 刚毛藻腐解液对黑藻鳞芽萌发的影响 |
| 4.3.2 培养液的p H,DO和 Cond的变化 |
| 4.3.3 黑藻幼苗的光合系统对刚毛藻腐解液的响应 |
| 4.3.4 黑藻幼苗的可溶性糖含量的变化 |
| 4.3.5 黑藻幼苗的Ca~(2+)/Mg~(2+)-ATP酶和PAL活性变化 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 刚毛藻腐解液对狐尾藻断枝的再生能力的影响及机制 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料采集及实验设计 |
| 5.2.2 狐尾藻断枝的生理生化分析 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 刚毛藻腐解液对狐尾藻断枝生根发芽的影响 |
| 5.3.2 狐尾藻断枝的光合系统对刚毛藻腐解液的响应 |
| 5.3.3 狐尾藻断枝的可溶性糖含量的变化 |
| 5.3.4 狐尾藻断枝的Ca~(2+)/Mg~(2+)-ATP酶和PAL活性的变化 |
| 5.3.5 培养液的p H,DO和 Cond的变化及RDA排序分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6 章 刚毛藻腐解过程介导的沉积物-上覆水界面氮磷的迁移转化及机制 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验方法 |
| 6.2.3 数据分析 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 刚毛藻对稳定同位素~(13)C、~(15)N的吸收 |
| 6.3.2 刚毛藻腐解的变化规律 |
| 6.3.3 刚毛藻腐解对沉积物δ~(13)C和 δ~(15)N变化的影响 |
| 6.3.4 沉积物-上覆水界面的营养盐的迁移转化 |
| 6.3.5 刚毛藻对上覆水及沉积物中微生物群落结构的影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 个人简历、博士学位期间发表的论文及其它成果 |
| 附录 |
（10）羟基自由基致死铜绿微囊藻的生物学效应（论文提纲范文）
| 创新点 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 铜绿微囊藻水华危害人体健康 |
| 1.1.1 铜绿微囊藻水华爆发现状 |
| 1.1.2 铜绿微囊藻水华的危害 |
| 1.1.3 水体中藻密度的国际标准 |
| 1.2 常规药剂致死铜绿微囊藻的生物学效应 |
| 1.2.1 铜绿微囊藻的生理特性 |
| 1.2.2 含氯药剂的致死生物学效应 |
| 1.2.3 含金属离子药剂致死生物学效应 |
| 1.2.4 含氧药剂致死生物学效应 |
| 1.3 羟基自由基高级氧化技术致死铜绿微囊藻的研究现状 |
| 1.3.1 ·OH的特性 |
| 1.3.2 ·OH致死铜绿微囊藻的研究进展 |
| 1.4 本章小结 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 第2章 羟基自由基快速致死水华微藻的阈值CT |
| 引言 |
| 2.1 实验藻种的培养 |
| 2.1.1 铜绿微囊藻 |
| 2.1.2 四尾栅藻 |
| 2.1.3 针杆藻 |
| 2.2 致死水华微藻的实验装置 |
| 2.2.1 ·OH致死铜绿微囊藻的实验装置 |
| 2.2.2 等离子体发生源生成氧活性粒子 |
| 2.2.3 高效生成·OH |
| 2.2.4 ClO_2致死铜绿微囊藻的实验装置 |
| 2.3 检测方法 |
| 2.3.1 总氧化剂TRO的检测 |
| 2.3.2 ·OH的定量检测 |
| 2.3.3 SYTOX Green染色法 |
| 2.3.4 荧光显微镜计数法 |
| 2.3.5 流式细胞仪检测法 |
| 2.4 ·OH致死水华藻的“剂-效”函数关系 |
| 2.4.1 总氧化剂TRO的浓度梯度 |
| 2.4.2 荧光显微镜计数法确定致死阈值 |
| 2.4.3 流式细胞仪确定致死阈值 |
| 2.5 ·OH致死水华藻的“时-效”函数关系 |
| 2.5.1 荧光显微镜计数法确定致死时间 |
| 2.5.2 流式细胞仪确定致死时间 |
| 2.5.3 ·OH致死水华微藻的CT阈值 |
| 2.6 常规氧化剂致死水华微藻的CT阈值的比较 |
| 2.6.1 ClO_2浓度的衰减 |
| 2.6.2 ·OH/ClO_2致死铜绿微囊藻的CT阈值比较 |
| 2.6.3 ·OH与常规氧化剂致死水华微藻的CT阈值的比较 |
| 2.7 本章小结 |
| 第3章 羟基自由基致死水华微藻的细胞形态分析 |
| 引言 |
| 3.1 检测方法 |
| 3.1.1 扫描电镜样品制备 |
| 3.1.2 透射电镜样品制备 |
| 3.1.3 溶解性有机碳的检测 |
| 3.1.4 蛋白质浓度的检测 |
| 3.2 ·OH致死细胞的表面形态变化 |
| 3.2.1 ·OH致死铜绿微囊藻的SYTOX Green染色观察 |
| 3.2.2 ·OH致死铜绿微囊藻的SEM观察 |
| 3.2.3 ·OH致死四尾栅藻的SYTOX Green染色观察 |
| 3.2.4 ·OH致死四尾栅藻的SEM观察 |
| 3.2.5 ·OH/ClO_2致死铜绿微囊藻的SEM观察对比分析 |
| 3.3 ·OH致死细胞的内部结构变化 |
| 3.3.1 ·OH致死铜绿微囊藻的TEM观察 |
| 3.3.2 ·OH致死四尾栅藻的TEM观察 |
| 3.3.3 ·OH/ClO_2致死铜绿微囊藻的TEM观察对比分析 |
| 3.4 ·OH/ClO_2致死铜绿微囊藻细胞内容物的检测分析 |
| 3.4.1 溶解性有机碳的溢出 |
| 3.4.2 蛋白质的溢出 |
| 3.4.3 DNA的溢出 |
| 3.4.4 ·OH与常规氧化剂致死藻细胞形态的对比分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4章 藻细胞内·OH浓度的确定及其对光合系统的破坏 |
| 引言 |
| 4.1 检测方法 |
| 4.1.1 细胞内·OH检测的操作方法 |
| 4.1.2 荧光探针HPF使用浓度的优化 |
| 4.1.3 叶绿素荧光参数检测 |
| 4.2 细胞内·OH浓度的确定 |
| 4.2.1 不同TRO浓度对应细胞内·OH浓度的确定 |
| 4.2.2 不同作用时间对应细胞内·OH浓度的确定 |
| 4.2.3 ·OH与其他方法作用后细胞内·OH浓度的对比 |
| 4.3 ·OH破坏光合作用系统 |
| 4.3.1 剂量效应关系 |
| 4.3.2 时间效应关系 |
| 4.4 本章小结 |
| 第5章 ·OH致铜绿微囊藻细胞内DNA的损伤 |
| 引言 |
| 5.1 研究思路 |
| 5.2 检测方法 |
| 5.2.1 基因组DNA的提取与琼脂糖电泳 |
| 5.2.2 单细胞凝胶电泳 |
| 5.2.3 DNA的磷酸二酯键断裂检测 |
| 5.2.4 8-羟基脱氧鸟苷的检测 |
| 5.3 电泳证明DNA断裂 |
| 5.3.1 琼脂糖电泳检测DNA断裂 |
| 5.3.2 单细胞电泳检测DNA碎片 |
| 5.3.3 DNA碎片的量化分析 |
| 5.4 ·OH致DNA断裂的靶点分析 |
| 5.4.1 ·OH致磷酸二酯键断裂的剂量效应关系 |
| 5.4.2 ·OH致磷酸二酯键断裂的荧光图像 |
| 5.4.3 ·OH致磷酸二酯键断裂的时间效应关系 |
| 5.4.4 ·OH致8-OHdG的产生 |
| 5.5 ·OH与Cl法致磷酸二酯键断裂的对比分析 |
| 5.5.1 ·OH/ClO_2致磷酸二酯键的断裂 |
| 5.5.2 ·OH/NaClO致磷酸二酯键的断裂 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
四、太湖藻类抗逆性的初步研究（论文参考文献）
- [1]用于淡水鱼塘和海洋馆养殖尾水碳氮磷净化的水生植物筛选研究[D]. 张紫英. 广西大学, 2021
- [2]Pseudomonas sp. W10溶藻机理及其溶藻活性成分特性解析研究[D]. 王美娟. 常州大学, 2021(01)
- [3]磁化诱导技术在水生态修复中的应用与研究展望[J]. 张列宇,祝秋恒,李晓光,李国文,唐文忠,赵琛. 水资源保护, 2021(01)
- [4]刺苦草响应硫化物、高氨氮与低光复合胁迫的生长生理机制研究[D]. 朱秋平. 南昌大学, 2020
- [5]植物激素在基于微藻的污水营养盐去除与化感抑藻中的作用机理研究[D]. 赵鹏程. 重庆大学, 2020(02)
- [6]非甾体类消炎药在太湖中的赋存及其对芦苇生理生长的影响研究[D]. 廉杰. 江南大学, 2020(01)
- [7]生态鱼缸中植物与基质的筛选及净化效果初探[D]. 文冬. 中南林业科技大学, 2020(02)
- [8]典型沙区生物土壤结皮微生物群落结构与功能研究[D]. 周虹. 中国林业科学研究院, 2020
- [9]刚毛藻对沉水植物、蓝藻生长及沉积物营养迁移影响研究[D]. 张璐. 武汉理工大学, 2019(01)
- [10]羟基自由基致死铜绿微囊藻的生物学效应[D]. 郑琦琳. 厦门大学, 2019(01)