一、洪湖主要沉水植物群落的定量分析Ⅲ.金鱼藻+菹草+穗花狐尾藻群落（论文文献综述）
夏曼莉[1]（2020）在《大鳍鱊（鳑鲏）对水质和沉水植物生长的影响及其对浅水湖泊生态修复的启示》文中进行了进一步梳理杂食性鱼类在浅水湖泊中分布广泛,能够通过排泄和搅动沉积物从而对水质产生重要影响。杂食性鱼类食谱广,可摄食浮游生物、底栖动物和沉水植物等,其对沉水植物的牧食作用可能抑制沉水植物生长,对浮游动物的影响可通过下行效应影响浮游植物。在以恢复沉水植物群落为主的湖泊生态修复中,常将滤食底栖动物放养和去除大型杂食性鱼类作为浅水湖泊生态修复的补充手段,改善沉水植物生长条件。然而,背角无齿蚌是鳑鲏鱼类必需依赖的产卵基质。放养的背角无齿蚌可能通过携带鳑鲏的卵和/或为鳑鲏提供产卵基质等途径促进鳑鲏种群的发展。鳑鲏是一种小型杂食性鱼类,在我国分布广泛,其对湖泊生态系统的影响还尚不清楚,难以评估其对湖泊修复的影响。本文以大鳍鱊（Acheilognathus macropterus）为例（以下简称鳑鲏）,利用中宇宙模拟实验研究了大鳍鱊对湖泊水质（营养盐、悬浮质）、浮游生物及沉水植物的影响;以及大鳍鱊-背角无齿蚌交互作用对水环境的影响,主要研究结果如下:（1）大鳍鱊对水环境的影响与其种群密度呈正相关。低密度大鳍鱊组(3.8 ind.m-2)的上覆水总氮（TN）、总磷（TP）和总悬浮物（TSS）浓度相比对照组分别增加了30%、11%和66.1%;高密度大鳍鱊(7.6 ind.m-2)组上覆水TN、TP和TSS浓度相比对照组升高了73%、24%和821%。背角无齿蚌能够抵消大部分大鳍鱊对水环境造成的负面影响,与大鳍鱊组比较,背角无齿蚌+大鳍鱊组TSS、叶绿素a浓度分别降低了52%和81%,水下光照条件得到改善。（2）与其他个体较大的杂食性鱼类（如鲤）不同,大鳍鱊对沉积物扰动较弱,主要通过影响水体总有机悬浮物浓度的方式,引起水体总悬浮物浓度上升。（3）大鳍鱊显着抑制了大型浮游动物生物量,促进了蓝藻种群的生长,削弱了浮游动物对藻类的控制力,最终高密度大鳍鱊组的浮游植物生物量增加至对照组的10倍。而背角无齿蚌能够降低浮游植物生物量,使系统内浮游植物维持在较低的水平。（4）大鳍鱊能够直接牧食密刺苦草、金鱼藻,穗花狐尾藻和轮叶黑藻,其中偏向牧食金鱼藻和穗花狐尾藻,使得沉水植物总生物量降低了16%。因此,大鳍鱊对水环境的影响是负面的,它能够通过排泄引起水体营养盐增加,尤其在高密度下,对水质的影响更显着;其对大型浮游动物的牧食,导致了浮游植物（尤其是蓝藻）增加;对沉水植物的牧食可能会影响沉水植物群落重建。背角无齿蚌可以抵消大鳍鱊对水环境造成的负面影响。所以在通过放养背角无齿蚌进行湖泊修复时,较低密度鳑鲏对系统造成的影响较小,但我们仍需关注并控制鳑鲏种群数量,一旦其发展失去控制,将通过增加水体营养盐浓度和抑制沉水植物生长等途径阻碍湖泊修复进程。
肖俊宏[2]（2020）在《藻苲淀湿地土壤营养盐释放及湿地生态恢复过程中的植物修复作用》文中研究说明白洋淀是雄安新区的标志性景观,与当地居民重要的生活资源,藻苲淀作为白洋淀入淀口湿地,其生态功能的强弱决定着入淀水质的质量与湿地生态作用的效果。藻苲淀区域农田化、碎片化严重,随着调水等水资源保障工程的实施,藻苲淀将逐渐变为近自然湿地。本研究以藻苲淀湿地为研究区域,进行藻苲淀土壤评价和土壤营养盐释放研究,以及冷暖季湿地植物对水质净化作用的研究,明确该区域的土壤污染释放效果、暖季和冷季植物配置对藻苲淀生态修复和水质净化作用,为藻苲淀湿地修复生态环境治理,提供实验依据,为生态环境治理项目提供参考。（1）通过对藻苲淀地区土壤评价和营养盐释放实验发现,藻苲淀地区土壤大部分属于中等与丰富营养水平。土壤全氮含量范围为0.9-1.5 g/kg,土壤全磷含量范围为0.7-1.4 g/kg。长期耕种和村镇周围的土壤,全氮全磷的含量较高。采用地表水标准Ⅲ类水为上覆水进行释放实验,土壤TN、TP的释放可使水体水质污染至Ⅴ类水。采用低浓度上覆水（地表水标准Ⅱ类水（TN为Ⅲ类））,府河原水与高浓度水（地表水标准Ⅲ类水（TN为Ⅴ类水）和地表水标准Ⅳ类水（TN超Ⅴ类水标准,为3.061 mg/L））进行释放实验,低浓度水为上覆水时,氮磷均有较大程度的释放,而且释放较快,TN、TP的释放可使水质污染至Ⅳ类水;而府河水与高浓度水为上覆水时,只有TP的污染风险大,且污染持续时间长。（2）美人蕉、金鱼藻、穗花狐尾藻及其混合配置作为暖季湿地实验植物,以府河原水、地表水标准Ⅳ类水和Ⅴ类水作为进水。在原水、Ⅳ类水作为进水的条件下,植物对TP释放的削减率最低达到50.1%,而氨氮则不释放,植物对TP、氨氮的净化作用的效果较好,但是植物对TN和硝态氮的释放削减和净化效果一般。TN、TP和硝态氮的污染存在较大的环境风险,释放多且迅速;Ⅴ类水条件下,氮磷营养盐依然存在一定程度的氮磷释放,对水质产生破坏,植物净化作用减弱。混合配置相比于单一湿地植物,在抑制营养盐释放和净化水质效果方面有更好的作用。（3）菹草作为冷季湿地实验植物,对氮磷营养盐的释放削减率达50.2%,对土壤中TN、TP和氨氮释放的抑制效果较明显。但TN、TP释放依然存在使水质恶化至下一等级的风险。菹草在进水为原水和Ⅳ类水时,对TN、TP的平均净化效率分别为47.2%和40.3%,进水为Ⅴ类水时则为分别21.6%和32.7%。氨氮和硝态氮的净化效率分别为78.4%和36.2%。在藻苲淀湿地恢复过程中,菹草在减少土壤氮磷营养盐释放和净化水体污染方面有很好的效果。
程娜[3]（2020）在《北京河流修复中水生植物群落构建与优化配置研究》文中研究说明随着社会的迅速发展,河流健康问题日益严重,河流生态系统社会服务功能缺失,水生植物修复技术作为一种生态修复技术成为国内外河流生态修复研究热点之一。本文围绕物种选择和优化配置两个水生植物修复技术关键环节展开研究,利用现代化信息手段,建立水生植物群落物种选择平台,提出群落物种组合和时空优化配置方法。探讨北京市河流水系生态分区尺度下水生植物群落构建与配置模式的基础上,展开妫水河世园段河流在更小的河段尺度下,水生植物群落构建与优化配置方案的设计与实践,对工程应用效果进行监测评价,以期为水生植物修复技术应用和河流生态修复实践提供依据和建议。主要研究内容与结果如下:（1）基于Python构建的水生植物数据库平台,提供针对特定受损河段的物种选择功能,同时支持数据库中水生植物物种的增添、删除、修改、完善和查找功能,以便扩大水生植物修复物种的筛选范围。基于环境因子的物种初选功能,选定影响植物生长状况的土壤、水温、光强、水深、流速、水质6类环境因子作为水生植物群落构建初期物种的初步筛选条件;基于修复目标的优选功能,建立在完全独立型的层次分析法模型上,选定水质修复指标、水生态系统动态平衡指标、社会服务功能指标3个准则层指标,重金属修复、氮磷去除率、藻类抑制能力、有机物修复能力、固土护坡功能、生物多样性、亲水娱乐性、水资源供应、经济产能、景观功能9个指标层指标,完成特定修复目标的物种优化筛选。（2）基于自然水生植物群落的结构组成、结构特征和群落发展趋势,提出人工构建水生植物群落时,群落结构和时空配置的优化原则和方法。基于生态位理念确定主导群落功能的优势种,依照优势种和伴生种常见组合形式优化群落内部的结构组成。空间优化配置时,群落在垂直河流方向水位由浅及深依次布置挺水植物、浮水植物、沉水植物,沿河流流向的水平方向上呈条带状或斑块状布置相同生活型的水生植物。时间优化配置综合考虑不同季相条件和时间尺度下,水生植物的生长状况和修复效果,总结了16种常见水生植物的最佳种植时间、种植密度和繁殖方式,以10种常见挺水植物的生长期为例,介绍我国北方寒冷季节植物的季相搭配方法,同时提出在水生植物修复工程应用的不同阶段,需要人工调控群落的组成,以优化群落功能。（3）研究北京市河流水系不同生态区的生态修复目标,参考水生植物数据库平台,在生态分区尺度下筛选适宜物种,提出适合北京市河流水系的水生植物群落构建与配置模式。借鉴北京市三级生态分区结果,分析24个三级生态区的区域特点,识别其区域内最重要的生态修复目标。总结北京市常见水生植物25科,36属,48种,作为初选植物库,结合24个生态区的生态修复目标,利用水生植物数据库平台优化筛选出13种适宜水生植物。参考北京市河流的水生植物群落调研结果,提出单优势种群落、挺水植物群落、浮水植物群落、沉水植物群落、多优势层复合植物群落共39组适宜的水生植物群落组合模式。（4）研究妫水河世园段的河流分段方法,在更小尺度下分析水生植物群落构建与优化配置的设计方法与原则,以雅荷园河段为例开展水生植物群落设计与实践,实施后进行效果监测与评估。对妫水河世园段9个采样点进行现场调研评估后,结合北京市的三级生态分区,将研究区划分为5个河段,河段的水质和植物监测结果显示,世园段末端Ⅱ-2-1-3和雅荷园河段Ⅱ-2-3-5水质较好,修复目标以水生态修复为主,三里河下游Ⅲ-1-5-6和世园段首段Ⅲ-1-8-9水质较差,以水质修复为主,夏都公园下游Ⅲ-1-6-8靠近城区,以社会经济服务功能修复为主。以雅荷园河段的水生态修复工程为例介绍了水生植物群落设计方案,并在妫水河世园段全段实施对应的水生植物修复工程。一年后水质监测结果显示,妫水河干流污染汇入前后河段,总氮的削减率分别为58.81%、14.92%,总磷削减率分别为3.8%、41.23%;生物多样性结果显示,雅荷园点位附近的河流断面,生物多样性香农威纳指数SW平均值由0.915增长到2.05,最高值达2.3,生物多样性大幅度提升。
瞿梦洁[4]（2019）在《湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究》文中研究指明由于在农业上广泛使用除草剂,在许多地区的地下水、河流和湖泊中都已检测到阿特拉津残留。阿特拉津及其降解产物具有一定的生物毒性,进入水体后会对水生态环境造成威胁。作为水体中各种污染物的汇,沉积物会吸附水体中的阿特拉津;在一定条件下,沉积物又是二次污染源,借此,被吸附的阿特拉津再度被释放到上覆水中或被水生植物所吸收。当阿特拉津被沉积物吸附后,沉积物中植物、微生物是如何代谢阿特拉津?水环境中植物和微生物对阿特拉津污染的生态毒理效应亟待研究。因此,本文集中研究了阿特拉津在湖泊沉积物中分配特征、阿特拉津对沉水植物和沉积物中细菌的生态毒理效应、沉水植物对阿特拉津的吸收、迁移和转化机制以及沉积物中微生物对阿特拉津的代谢途径。主要结果如下:（1）通过检测湖北省6个浅水湖泊沉积物中阿特拉津的浓度,发现所有被调查的湖泊沉积物中均含有阿特拉津,其中,荆州市洪湖和鄂州市梁子湖沉积物中阿特拉津浓度值最高,分别为0.171和0.114 mg·kg-1。与此同时,沉积物对阿特拉津解吸过程的分配系数KPd远大于吸附过程的分配系数KP,这表明水体中的阿特拉津更易被沉积物吸附。（2）在培养60 d内,添加的阿特拉津对菹草（Potamogeton crispus）和穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum）的生长均产生显着抑制作用（P<0.05）。≤2 mg·kg-1阿特拉津在培养前60 d内会对植物生长产生抑制,但在90 d时植物会从伤害中恢复过来。在培养第90 d时,沉水植物体内的谷胱甘肽在谷胱甘肽还原酶（GR）和谷胱甘肽-S-转移酶（GST）的作用下,对阿特拉津及其产生的活性氧具有一定去除作用,并通过控制酶活使植物体保持一定的还原型谷胱甘肽（GSH）含量,以此缓解阿特拉津对沉水植物的毒害。（3）在培养第30 d时,植物吸收阿特拉津与沉积物中阿特拉津的比值达到平衡,在第90 d时,菹草和穗花狐尾藻体内的阿特拉津与沉积物中阿特拉津比值分别为38.27±6.32和27.40±4.52。在植物体内,阿特拉津首先通过脱氯和羟基化反应生成羟基阿特拉津（HA）和羟基异丙基阿特拉津（HIA）;尔后,HA和HIA分别在植物体内共轭生成HA+ctric acid/malonic acid/tartaric acid-H2O、HA+（Cys-β-Ala）-H2O和HIA+Glc-H2O,随后所有的轭合物被降解为HA、脱乙基阿特拉津（DEA）、三聚氰酸（CYA）和缩二脲（biuret）,即阿特拉津在沉水植物植物体内最终发生了开环反应。（4）RNA-Seq分析表明,在阿特拉津处理后的菹草（P.crispus）体内,控制甘氨酸丰度、核糖体、过氧化氢和ATP结合的相关基因表达量是所有差异性表达基因（DEGs）中最显着的3个。阿特拉津处理后,根据GO功能分类结果,在Biological Process分类中,DEGs在生物过程、细胞过程和代谢过程方面显着富集。在Cellular Component分类中,DEGs在细胞组分、细胞部分和细胞内部显着富集。DEGs在分子功能、催化活性和离子结合在Molecular Function类中显着富集。京都基因与基因组数据库（KEGG）的代谢通路分析显示,P.crispus体内共有7条代谢途径显着增加（P?<0.05）,包括光合天线蛋白（Photosynthesis-antenna proteins）、氧化磷酸化（Oxidative phosphorylation）、核糖体（Ribosome）、吞噬体（Phagosome）、光合作用（Photosynthesis）、类似糖尿病并发症中的年龄信号通路（Age-rage signaling pathway in diabetic complications）和三羧酸循环（Citrate cycle）。这一结果表明,在阿特拉津作用下,P.crispus体内的相关代谢途径和功能发生了改变。（5）与酸性沉积物相比,碱性沉积物中阿特拉津的降解速率更快,但是酸性湖泊沉积物中羟基代谢产物含量更高。此外,酸性的汤逊湖沉积物中的Proteobacteria、Actinobacteria、Firmicute、Nitrospinae、Aminicenantes、Ignavibacteriae和Saccharibacteria菌门数量显着不同于碱性的洪湖沉积物。与此同时,用阿特拉津处理后,沉积物中Cyanobacteria和Saccharibacteria数量显着增加（P<0.05）。供试沉积物中阿特拉津降解菌主要有Clostridium-sensu-stricto、Pseudomonas、Comamonas和Rhodobacter,菌属数量与沉积物p H关系最为密切。随着沉积物OC、CEC、p H、缩二脲、TN含量和粗颗粒比值的增加,沉积物中阿特拉津降解菌的总量显着增加。综上所述,阿特拉津进入水体后,只有少数的阿特拉津会残留在水相中,绝大部分的阿特拉津会被沉积物快速吸附,随着时间的推移,沉积物吸附的阿特拉津会被沉水植物吸收、迁移和转化。在另一方面,沉水植物在逆境中可加强氧化应激效应,在一定程度上缓解了阿特拉津的胁迫。与此同时,沉积物中微生物可以将阿特拉津降解成HA、CYA和缩二脲,沉积物中与阿特拉津降解有关的细菌及其数量主要受沉积物的OC、CEC、p H、TN含量和粗颗粒比值的影响。
张蕾[5]（2019）在《白洋淀水生植物群落分布与水环境因子关系研究》文中提出本文选取华北平原白洋淀湖泊湿地作为研究区域,在2018年进行了春、夏、秋三个季节30个样点的水生植物进行了调查,分析了水生植物种类分布和群落特征,同时测定了水环境理化因子,探讨了不同季节、不同淀区水环境因子的变化,分析了水生植物分布与水环境因子的相关性,以期对白洋淀水生植物的恢复和保护提出建议。主要研究结果如下:（1）2018年在白洋淀共调查到水生植物24种,分布在14科,其中菹草、莲、金鱼藻为优势种。不同季节水生植物的生长状况与密度存在差异。春季白洋淀菹草广泛分布,夏季和秋季均以莲和金鱼藻为优势种。（2）通过野外调查,白洋淀植物群落为菹草群落、莲群落、金鱼藻群落、蓖齿眼子菜群落、穗状狐尾藻群落、金鱼藻+水鳖群落、槐叶萍+紫萍群落等。白洋淀优势群落在不同季节和不同地点不尽相同,春季优势群落为菹草群落,夏季和秋季均为莲群落和金鱼藻群落。不同淀区群落分布的优势程度也不同,如鲥鯸淀淀区以穗状狐尾藻群落为主,藻乍淀淀区以莲群落、槐叶萍+紫萍群落为主。（3）白洋淀水体水环境因子存在时空差异,从时间上看来看,总氮（TN）含量表现为春季>夏季>秋季,总磷（TP）含量表现为夏季>秋季>春季。水体pH值表现为春季>夏季>秋季,水体溶解氧（DO）含量表现为秋季>春季>夏季,五日生化需氧量（BOD5）表现为夏季>秋季>春季。从空间上看,春季总氮（TN）烧车淀处含量最高,达到2.574mg/L,总磷（TP）最高样点为藻乍淀4,含量达到0.224mg/L,溶解氧（DO）在藻乍淀地区明显升高,五日生化需氧量（BOD5）在平阳淀最高,为8.97mg/L。夏季总氮（TN）含量最高的淀区为大鸭圈,为3.8mg/L,总磷（TP）在夏季最大值出现在藻乍淀4,达到0.22mg/L。溶解氧在胡家洼最高,为14.7mg/L,生化需氧量（BOD5）最大值为7.68mg/L,在三角淀淀区达到最大值。秋季总氮（TN）值最大的淀区为三角淀,2.56mg/L,总磷（TP）值最大的淀区为三角淀,该淀区总磷（TP）值为0.37mg/L,溶解氧（DO）值最大的淀区为大鸭圈,其溶氧值为14.15mg/L,生化需氧量（BOD5）值最大的淀区为三角淀,达到9.92mg/L。（4）典范对应分析CCA结果表明,各环境因子对水生植物的影响表现出差异,春季和秋季各水环境因子对水生植物影响差异明显,其中春季总磷（TP）和透明度（Trans）影响最大;夏季各水环境因子对水生植物影响皆显着,主要是总磷（TP）、透明度（Trans）和生化需氧量（BOD5）;秋季各对水生植物影响较大的是溶解氧（DO）和透明度（Trans）。综合来看,影响植物生长分布的主要因素有水体透明度（Trans）和总磷（TP）等。（5）建议对白洋淀影响植物生长和分布的关键因子进行控制,根据不同淀区的水质条件和污染状况选择合适的群落组合进行合理设计,同时加强湖泊湿地水质的监测管理与渔业等人为干扰的管理和调控,来进行水生植物的生态恢复。
王胜楠[6]（2019）在《沉水植物对再生水中水华微藻生长特性的影响研究》文中提出自20世纪30年代开始,逐渐凸显的水体富营养化与水华问题加剧了水资源危机。污水的再生利用是解决水资源短缺,完成水生态循环自然修复的最佳途径。其中再生水的景观回用是目前发展起来的主要回用方式,但水华问题是回用过程中面临的主要难题。沉水植物作为水生态环境修复中的先锋物种,可有效抑制水华微藻的生长,是控制水华爆发的有效手段。因此,研究再生水条件下沉水植物对水华微藻生长特性的影响有着重要意义。本研究选取了苦草、菹草、金鱼藻、穗花狐尾藻、黑藻、伊乐藻和粉绿狐尾藻等7种常见沉水植物,以水华微藻为治理对象,分别研究它们在实际再生水条件下对水华微藻生长的抑制特性。通过冗余分析,识别不同植物抑藻的限制因素,筛选出抑藻效果较佳的沉水植物,并开展不同种植密度的抑藻试验。依据微藻生长特性及植物相对生长指标,综合比较不同种植密度对微藻的抑制效果,并结合响应面模型,获得沉水植物最佳组合比例。研究成果可为利用沉水植物控制水华爆发提供理论指导。主要结论如下:（1）黑藻、穗花狐尾藻和金鱼藻对水华微藻的最大生物量K、最大种群增长速率Rmax、内禀增长速率r及比生长速率μ均具有较好的抑制效果,金鱼藻和穗花狐尾藻对蓝藻的抑制效果最好。植物对营养盐的竞争和植物分泌的溶解性有机物是抑藻的主要限制因素,其中营养盐的限制作用更强。黑藻、穗花狐尾藻对藻细胞营养盐吸收能力的抑制作用最强,对藻细胞总磷吸收量的抑制率分别达到90.6%、75.04%,对总氮吸收量的抑制率分别为67.36%、54.59%。穗花狐尾藻和金鱼藻组中同抑藻相关的溶解性有机物种类较多且含量高。综上,黑藻和穗花狐尾藻是最适合应用于再生水景观回用过程中的控藻先锋植物。（2）黑藻、穗花狐尾藻在大于10 g/L种植密度的条件下,均可以在微藻生物量及生长速率上保持较好的抑藻效果,对微藻最大生物量的抑制率均达到70%,对微藻最大种群生长速率的抑制率均达到75%,进一步结合植物的相对生长指标可得,黑藻、穗花狐尾藻的最佳种植密度分别为15 g/L和10 g/L。（3）黑藻-穗花狐尾藻组合对水华微藻的抑制率明显高于单一沉水植物。响应面法建立的二次多项式模型可评价黑藻、穗花狐尾藻组合种植密度对微藻生物量抑制率和植物自身相对生长量的影响。在0.79 kg/m2黑藻和0.87 kg/m2穗花狐尾藻的组合种植条件下,对水华微藻抑制效果最好,最大生物量抑制率达到了93.42%。而且在最佳抑藻组合种植条件下,两种植物的生长互不干扰,黑藻、穗花狐尾藻的植物相对生长量分别保持在84.19%、44.57%。因此在实际种植条件下,建议每7～20天对黑藻总生物量的17%～36%和穗花狐尾藻总生物量的10%～23%进行收割,以保证最佳的抑藻效果。
萨茹拉[7]（2019）在《妫水河受损生境特征分析与水生植物群落修复生境研究》文中研究说明受人口增长和经济规模扩大影响,河流生态系统遭受不同程度破坏,河流生态服务功能下降、退化现象突出,修复和解决河流受损生境问题已经成为国际广泛关注的核心问题之一。本文以北京市妫水河作为研究对象,在系统诊断妫水河受损生境现状条件下,构建了北方缺水河流生境评价指标体系,并依照不同河段生境特点对其进行综合质量评价。同时开展水生植物群落配置中试实验,筛选适宜妫水河生境条件的水生植物群落配置模式,以期通过生态手段达到河流受损生境修复目标,为快速启动和修复妫水河受损生境提供科学依据。研究结果如下:（1）研究区现状生境状况整体较好,但部分河段存在着水系连通性差,河道生态水量明显不足,水体流动性差,水质浑浊等生境受损问题,其中支流三里河段受人为扰动影响严重,河道被侵占,湿地功能逐步退化,河流水体总磷、氨氮和CODCr浓度较高,属于国家地表水环境标准中劣Ⅴ类水体;古城河段常年断流,生态基流难以保障;妫水河上游和部分支流河道边界模糊,农田开垦、违章建筑及林地侵占河道严重。（2）综合质量评价较真实、客观的反映了北方缺水干旱条件下的河流生境实际状况。妫水河生境质量整体较好,生境质量等级为好、较好、一般、较差、最差的河段分别占46.2%、15.3%、7.7%、23.1%、7.7%,缓坡型河段生境属于“好”等级,山区型和城区型河段属于“较差”等级。（3）5种单一水生植物群落对TN、NH4+-N、NO3--N、TP和PO43--P去除效果显着。对TN和NO3--N去除率大小依次为:M1菖蒲>M4水毛茛>M2金鱼藻>M5狐尾藻>M3苦草。对NH4+-N去除率大小依次为:M2金鱼藻>M3苦草>M1菖蒲>M4水毛茛>M5狐尾藻。对TP去除率大小依次为:M5狐尾藻>M4水毛茛>M1菖蒲>M3苦草>M2金鱼藻。对PO43--P去除率大小依次为:M5狐尾藻>M4水毛茛>M2金鱼藻>M1菖蒲>M3苦草。综合来看,菖蒲和狐尾藻分别对氮、磷具有较好的去除效果。（4）水体氮磷浓度较高时,对TN、NH4+-N、NO3--N去除效果较好的处理组依次为N5菖蒲+金鱼藻+苦草+狐尾藻+水毛莨组（栽植比例1∶1∶1∶1∶1）、N6菖蒲+金鱼藻+苦草（栽植比例1∶1∶1）和N7菖蒲+金鱼藻+苦草+水毛莨（栽植比例1∶1∶1∶1）,对TP、PO43--P去除效果较好的处理组依次为:N5菖蒲+金鱼藻+苦草+狐尾藻+水毛莨组（栽植比例1∶1∶1∶1∶1）、N4菖蒲+金鱼藻+苦草组（1∶1∶2）、N7菖蒲+金鱼藻+苦草+水毛莨（栽植比例1∶1∶1∶1）;水体氮磷浓度较低时,各组合植物群落对氮磷去除能力差异不大。综合对比发现,N5菖蒲+金鱼藻+苦草+狐尾藻+水毛莨组（栽植比例1∶1∶1∶1∶1）处理组对氮磷不仅表现出较强的去除能力,且群落物种丰富,稳定性强,是适于妫水河生境条件的水生植物群落配置模式。
徐艺文[8]（2019）在《江汉湖群典型浅水性湖泊水生植物群落多样性研究 ——以斧头湖、梁子湖、网湖、长湖、涨渡湖为例》文中认为江汉湖群位于北纬29°30′～31°12′,东经110°48′～116°16′,由长江与汉水两条长河冲积作用而形成,其独有的水文气候和地形地貌使得江汉湖群具有较高水生植物多样性。本文以江汉湖群浅水性湖泊水生植物群落多样性为研究课题,通过对江汉湖群典型湖泊水生植物群落展开野外调查,获得水生植物群落数据以及环境数据,研究了江汉湖群典型湖泊主要水生植物群落的物种组成、群落类型、群落数量特征、群落多样性以及环境因子对这些因素的影响。主要结论有:（1）在所调查的188个群落中共分布有水生植物26科38属49种。从水生植物生活型上来看,挺水植物有13科20属24种;沉水植物有7科10属16种;漂浮植物有6科7属7种;浮叶植物有2科2属2种,其中挺水植物物种种数最高。（2）将调查的江汉湖群188个水生植物群落样方进行聚类分析表明,188个群落样方可划分为13个组别,其中挺水植物群落8个,分别为:莲-紫萍群落（Ass.Nelumbo nucifera-Spirodela polyrrhiza）、菰群落（Ass.Zizania latifolia）、水蓼群落（Ass.Polygonum hydropiper）、狭叶香蒲群落（Ass.Typha angustifolia）、稗群落（Ass.Echinochloa crusgalli）、芦苇群落（Ass.Phragmites australis）、水蓼-凤眼莲群落（Ass.Polygonum hydropiper-Eichhornia crassipes）、喜旱莲子草群落（Ass.Alternanthera philoxeroides）;沉水植物群落有:菹草群落（Ass.Potamogeton crispus）、轮叶黑藻群落（Ass.Hydrilla verticillata）、金鱼藻群落（Ass.Ceratophyllum demersum）;漂浮植物群落有:浮萍群落（Ass.Lemna minor）;浮叶植物群落有:菱群落（Ass.Trapa bispinosa）。（3）对主要水生植物群落进行α-多样性指数计算,结果发现浮萍群落（Ass.L.minor）各多样性指数均较低,其原因是因为浮萍作为建群单优势种,生长迅速导致郁闭度过高,造成群落组成单一多样性低。水蓼-凤眼莲群落（Ass.P.hydropiper-E.crassipes）四种多样性指数的值均较高,可能是由于群落所在水体生境复杂,群落内的物种种类与物种数量都比较多,物种多样性指数较高。（4）环境因子与主要水生植物群落多样性指数间相关性分析结果显示,群落物种丰富度指数与总氮之间呈现极显着正相关,与总磷之间呈现显着正相关。Shannon-Wiener指数与辛普森指数都与透明度之间呈现显着负相关。但Pielou均匀度指数与各环境因子之间的线性关系不明显。RDA分析结果显示,第一轴反映环境因子中的透明度的变化,呈现负相关关系。同时p H值与总磷也与第一轴有相关性,p H值呈现负相关,总磷呈现正相关。第二轴反映的是纬度与总氮的相关性,纬度呈现正相关,总氮呈现负相关。从各环境因子向量的长度来看,透明度与总氮的影响度较大。比较四种多样性指数,环境因子中的p H值、总氮、总磷与经度与其相关系较高。从环境因子与植物群落在图中的分布位置来看,沉水植物群落与透明度、总磷与总氮呈正相关。其他的植物群落与总磷、总氮与透明度呈负相关。（5）比较SPSS相关性分析与RDA分析结果发现,透明度、总磷、总氮、p H值经度这五个环境因子对群落多样性的影响较大。透明度对多样性影响较大,这是由于人类活动的干扰使水体的透明度降低,光照在水体里衰减,水生植物群落多样性随之降低。总磷和总氮与群落多样性之间均呈现正相关,而在RDA分析中则呈现负相关,由于磷与氮元素是水生植物生长的营养来源,在一定的浓度范围内对水生植物的生长起促进作用,反之成为抑制作用。随着经济的发展和人类活动,氮、磷元素被过量输入湖库、河流等水体,造成水体富营养化水生植物群落多样性降低。p H值与多样性指数间呈负相关,因为多数地表水受农业面源以及排放污水的污染而偏碱性,当水体偏向碱性时水体中的二氧化碳会转化为碳酸盐,碳素供应减少,水生植物的多样性降低。
龚旭昇[9]（2019）在《典型沉水植物的主要挥发性有机物组成及环境条件对其产生的影响》文中研究指明植物源BVOCs（Biogenic Volatile Organic Compounds,BVOCs）是指由植物代谢过程中产生的挥发性有机化合物,由于其具有巨大的排放量、高反应活性、参与大气化学过程和具有重要的生理生态功能等特征,其研究对于全球碳循环及区域大气环境质量等方面具有重要意义,已成为生物科学和大气科学的研究热点。但目前为止,关于植物源BVOCs的研究几乎均来自于陆生植物,对水生植物特别是沉水植物源BVOCs的产生及影响因子的研究尚属空白。本研究,以常见的沉水植物为研究对象,通过室内受控实验以及气质联用BVOCs定性和定量测定方法,研究常见沉水植物产生的主要BVOCs种类以及不同环境因子对典型沉水植物源BVOCs产生的影响。本文主要结论有:（1）在所采集到12种沉水植物中,共检测出主要的挥发性有机物36种,以醛类、醇类、酮类等含氧有机物为主,如己醛、2-己烯醛、β-紫罗兰酮、β-环柠檬醛等。各沉水植物BVOCs的主要成分差异较大,但同科同属或同生长型的沉水植物产生的BVOCs种类相似度高。（2）不同水体营养浓度对苦草BVOCs产生的影响实验结果显示,水体营养显着影响苦草产生反式-2-戊烯醛和2-正戊基呋喃的含量,但对其他的挥发性有机物影响较小。不同生长阶段苦草产生的BVOCs的含量差异显着,这可能是与苦草产生的BVOCs的功能冗余性有关。己醛、苯乙醛、反式-2-戊烯醛、苯甲醛的产生量在苦草的整个生长周期内浓度较大。主成分分析结果显示,苦草BVOCs在富营养幼苗期和贫营养衰败期产生含量与其他组别差别较大。（3）光照强度对苦草BVOCs产生的影响研究实验结果显示:不同光照条件能显着影响苦草产生2-正戊基呋喃、苯乙醛、壬醛、反,顺-2,6-壬二烯醛和β-紫罗兰酮的含量;对2-正戊基呋喃和苯乙醛,在40%遮光条件下的产生含量要显着高于70%遮光条件和对照组产生的含量,这可能与苦草对光照的适应性有关。遮光处理使苦草在成熟期减少了BVOCs的总量,但是却使苦草在幼苗期和衰败期增加了BVOCs的总量。基于广义线性模型的环境因子与苦草BVOCs产生含量的预测参数结果显示,溶解氧和水温对苦草BVOCs产生含量有显着性的影响。（4）温度对菹草BVOCs产生影响的实验结果显示:在菹草产生的挥发性有机物中,己醛、苯乙醛、β-环柠檬醛、β-紫罗兰酮的产生量较大,1-戊烯-3-醇的产生量最小。不同生长阶段对菹草所有主要BVOCs产生含量具有显着性影响。菹草在幼苗期四种增温处理相对于对照组产生的BVOCs总量增大;在成熟期W处理、H处理以及R处理产生的BVOCs总量都要大于对照组的产生量。不同温度条件对菹草产生1-戊烯-3-醇、己醛、苯乙醛、反式-2-己烯醛、反,顺-2,6-壬二烯醛的含量有显着性影响。W处理即模仿我国南方冬季变暖的极端气候事件下对菹草产生的BVOCs含量影响较大,其可能的原因是冬春两季的增温改变了菹草的物候。环境因子与菹草BVOCs产生含量的相关性分析及CCA排序结果显示,水体p H值、浊度（FTU）、电导率（C）和叶绿素a含量（chla）与菹草BVOCs产生含量相关性显着。
陈国玲,苏怀,董铭,兰丹[10]（2018）在《滇池流域沉水植物衰退和消失驱动因子的研究》文中认为为了研究滇池流域沉水植物衰退和消失的驱动因子,该文通过室内控制培养沉水植物黑藻、金鱼藻和篦齿眼子菜,结合沉水植物野外调查数据、水质监测数据和相关数理统计分析结果,定量分析导致沉水植物死亡衰退的驱动因子及其浓度阈值。研究结果表明氨氮是驱动沉水植物分布和群落结构变化的主导因子,氨氮与沉水植物种类的相关性最大,且呈负相关。高浓度的氨氮导致沉水植物黑藻、金鱼藻和篦齿眼子菜死亡,且p H值升高时导致沉水植物死亡的氨氮浓度阈值降低。随着p H值从7升至8.5,导致黑藻死亡的氨氮浓度最低值从12 mg/L下降到2 mg/L,且导致黑藻全部死亡的氨氮浓度最低值从高于16 mg/L下降至6 mg/L,导致金鱼藻死亡的氨氮浓度最低值从高于16 mg/L下降到3 mg/L,导致篦齿眼子菜死亡的氨氮浓度最低值从高于16 mg/L下降到8 mg/L,即氨氮和p H的协同作用加快了沉水植物死亡衰退的速率。因此,氨氮和p H的协同作用是沉水植物的衰退和消失的驱动因素,且p H值越高,驱动作用越明显。
二、洪湖主要沉水植物群落的定量分析Ⅲ.金鱼藻+菹草+穗花狐尾藻群落（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、洪湖主要沉水植物群落的定量分析Ⅲ.金鱼藻+菹草+穗花狐尾藻群落（论文提纲范文）
（1）大鳍鱊（鳑鲏）对水质和沉水植物生长的影响及其对浅水湖泊生态修复的启示（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 浅水湖泊中的沉水植物 |
| 1.2 底栖滤食性河蚌在湖泊生态系统中的功能 |
| 1.3 鳑鲏在湖泊生态系统中的作用 |
| 1.4 研究内容与研究目的 |
| 第二章 大鳍鱊对水质及生物群落结构的影响及机理分析 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.3 结果 |
| 2.4 讨论 |
| 第三章 大鳍鱊–背角无齿蚌交互作用对水生态系统的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.3 结果 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 大鳍鱊对沉水植物生长的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.3 结果 |
| 4.4 讨论 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 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 |
| (一)已发表(或已正式接受)的学术论文 |
| (二)在审论文 |
| (三)参与的课题 |
| (四)参加的学术会议 |
| 致谢 |
（2）藻苲淀湿地土壤营养盐释放及湿地生态恢复过程中的植物修复作用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 土壤氮磷营养评价 |
| 1.3 湿地土壤营养盐的迁移转化 |
| 1.3.1 湿地土壤氮的迁移转化 |
| 1.3.2 湿地土壤磷的迁移转化 |
| 1.4 湿地植物的季节配置及净化作用研究 |
| 1.4.1 湿地植物选择及其净化作用 |
| 1.4.2 季节性湿地植物配置 |
| 1.5 研究目的、内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 2 实验材料与方法 |
| 2.1 实验仪器及材料 |
| 2.1.1 实验仪器 |
| 2.1.2 化学试剂和材料 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.2.1 土壤营养盐释放实验 |
| 2.2.2 植物修复作用实验设计 |
| 2.3 主要分析指标及分析方法 |
| 2.3.1 土壤样品的采集及分析 |
| 2.3.2 土壤全氮全磷指标测定 |
| 2.3.3 植物指标测定 |
| 2.3.4 水质指标测定 |
| 2.3.5 其他计算公式与方法 |
| 3 藻苲淀土壤养分评价与营养盐释放特征 |
| 3.1 藻苲淀土壤全氮全磷评价 |
| 3.1.1 全氮全磷分析 |
| 3.1.2 藻苲淀土壤养分评价 |
| 3.2 不同土壤的营养盐释放特征 |
| 3.2.1 总氮释放特征 |
| 3.2.2 总磷释放特征 |
| 3.2.3 氨氮释放特征 |
| 3.2.4 可溶性磷释放特征 |
| 3.2.5 其他水环境指标 |
| 3.3 不同上覆水条件下的土壤营养盐释放特征 |
| 3.3.1 总氮释放特征 |
| 3.3.2 总磷释放特征 |
| 3.3.3 氨氮释放特征 |
| 3.3.4 可溶性磷释放特征 |
| 3.3.5 常规环境指标 |
| 3.4 小结 |
| 4 暖季湿地植物净化近自然湿地水质研究 |
| 4.1 暖季湿地植物的净化作用 |
| 4.1.1 总氮净化效果 |
| 4.1.2 总磷净化效果 |
| 4.1.3 氨氮净化效果 |
| 4.1.4 硝态氮净化效果 |
| 4.2 暖季湿地水体理化指标 |
| 4.2.1 系统溶解氧的变化 |
| 4.2.2 系统pH的变化 |
| 4.3 暖季湿地植物生理特征 |
| 4.4 小结 |
| 5 冷季湿地植物净化近自然湿地水质研究 |
| 5.1 冷季湿地植物的净化作用 |
| 5.1.1 总氮净化效果 |
| 5.1.2 总磷净化效果 |
| 5.1.3 氨氮净化效果 |
| 5.1.4 硝态氮净化效果 |
| 5.2 冷季湿地水体理化指标 |
| 5.2.1 系统溶解氧的变化 |
| 5.2.2 系统pH的变化 |
| 5.3 冷季菹草的生理特征 |
| 5.4 冷暖季湿地植物净化作用对比 |
| 5.5 小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（3）北京河流修复中水生植物群落构建与优化配置研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 河流生态修复研究进展 |
| 1.2.2 河流生态分区分段研究进展 |
| 1.2.3 水生植物生态修复技术研究进展 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 河流修复中水生植物群落构建方法研究 |
| 2.1 水生植物群落构建技术需求与基本原则 |
| 2.1.1 生活型与修复功能 |
| 2.1.2 环境因子与修复功能 |
| 2.1.3 水生植物群落构建技术 |
| 2.2 水生植物适宜物种初步筛选方法 |
| 2.2.1 指标初步筛选 |
| 2.2.2 指标描述与初选数据库构建 |
| 2.2.3 基于Python实现Excel数据库筛选 |
| 2.3 基于河流生态系统服务功能的群落物种优化选择体系 |
| 2.3.1 优化指标体系 |
| 2.3.2 优化体系的赋值与计算 |
| 2.3.3 优化选择体系数据库构建与算法 |
| 2.4 适用河流生态修复的水生植物平台数据库应用 |
| 2.4.1 水生植物数据平台库应用依据 |
| 2.4.2 平台数据库功能介绍 |
| 2.5 本章小结 |
| 3 河流修复中水生植物群落优化配置研究 |
| 3.1 基于水生植物群落结构的物种优化配置 |
| 3.1.1 水生植物群落结构基本组成 |
| 3.1.2 基于生态位理念的种群关系 |
| 3.1.3 优势种和伴生种的搭配 |
| 3.2 水生植物群落立体空间配置 |
| 3.2.1 群落的组合形式 |
| 3.2.2 水生植物群落空间配置方法 |
| 3.2.3 注重景观搭配 |
| 3.3 水生植物群落时间尺度配置 |
| 3.3.1 控制不同物种的种植时间 |
| 3.3.2 基于我国冬季气候特征的植物配置 |
| 3.3.3 不同修复阶段的植物配置 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 北京市河流水生植物群落构建与优化配置研究 |
| 4.1 北京市河流与水生植物现状 |
| 4.1.1 北京市地理地形特征 |
| 4.1.2 北京市河流水系现状 |
| 4.1.3 北京市水生植物 |
| 4.2 北京市河流系统水生植物群落构建研究 |
| 4.2.1 生态分区 |
| 4.2.2 修复目标权重值确认 |
| 4.2.3 北京市水生态修复物种选择 |
| 4.2.4 水生植物群落优化配置模式 |
| 4.3 北京市妫水河世园段水生植物群落设计 |
| 4.3.1 研究区概况 |
| 4.3.2 研究区不同生态区段生态修复目标 |
| 4.3.3 妫水河水生植物群落配置设计方案 |
| 4.3.4 妫水河水生植物配置实施效果 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 攻读硕士学位期间参与科研项目及发表论文情况 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
（4）湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略语表 |
| 1 文献综述 |
| 1.1 水体中阿特拉津的污染现状 |
| 1.2 水体中阿特拉津的生物毒害作用 |
| 1.2.1 阿特拉津对人体的毒害 |
| 1.2.2 阿特拉津对水生动物的毒害 |
| 1.2.3 阿特拉津对水生植物的毒害 |
| 1.3 地表水体中阿特拉津的多介质行为 |
| 1.3.1 阿特拉津在水土环境中的吸附特性 |
| 1.3.2 阿特拉津的降解途径 |
| 1.3.3 阿特拉津的非生物降解 |
| 1.3.4 阿特拉津的生物降解 |
| 1.4 阿特拉津的检测技术 |
| 2 课题研究背景、意义和内容 |
| 2.1 课题研究背景及意义 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 技术路线 |
| 3 阿特拉津在湖泊沉积物中分配行为特征研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 测定方法 |
| 3.2.4 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 阿特拉津在浅水湖泊沉积物中的分布情况 |
| 3.3.2 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附行为 |
| 3.3.3 阿特拉津在沉积物-水体系中的解吸行为 |
| 3.3.4 阿特拉津的吸附-解吸行为与沉积物性质的关系 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 阿特拉津的分布状况 |
| 3.4.2 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附行为 |
| 3.4.3 阿特拉津在沉积物-水体系中的吸附-解吸行为 |
| 4 阿特拉津对沉水植物生化途径的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 测定方法 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 沉水植物生物量对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 4.3.2 沉水植物体内T-GSH含量及GSH/GSSG比值变化 |
| 4.3.3 沉水植物体内的GR和GST活性动态变化 |
| 4.3.4 沉水植物体内的PEPC和 Rubisco活性变化 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 沉水植物生物量对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 4.4.2 沉水植物对阿特拉津的氧化应激效应 |
| 4.4.3 沉水植物CO2固定酶对阿特拉津污染胁迫的响应 |
| 5 沉水植物对阿特拉津的吸收、迁移和转化 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 阿特拉津及其代谢产物的分析 |
| 5.2.4 数据处理 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 植物对沉积物中阿特拉津的吸收 |
| 5.3.2 植物对阿特拉津的降解 |
| 5.3.3 植物与阿特拉津共轭代谢物的定性分析 |
| 5.4 讨论 |
| 6 阿特拉津胁迫下菹草的转录组学分析 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 RNA的提取与测序 |
| 6.2.4 植物转录组的组装和注释 |
| 6.2.5 实时荧光定量PCR(Quantitative Real-time PCR) |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 测序结果 |
| 6.3.2 Unigenes的功能注释 |
| 6.3.3 差异性表达基因(DEGs)的鉴定与分析 |
| 6.3.4 差异性表达基因(DEGs)的GO功能分类 |
| 6.3.5 差异性表达基因(DEGs)的KEGG途径分类 |
| 6.3.6 通过q RT-PCR验证差异性表达基因 |
| 6.4 讨论 |
| 7 阿特拉津和沉水植物互作中沉积物微生物群落结构变化 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 沉积物采集和预处理 |
| 7.2.3 实验设计和样品采集 |
| 7.2.4 阿特拉津及其代谢物的提取与分析 |
| 7.2.5 沉积物DNA提取和高通量测序 |
| 7.2.6 数据分析 |
| 7.3 结果与分析 |
| 7.3.1 无沉水植物时不同湖泊中阿特拉津的分配及降解 |
| 7.3.2 种植沉水植物时不同沉积物中阿特拉津及其代谢产物 |
| 7.3.3 沉积物中细菌群落结构 |
| 7.3.4 环境因子对沉积物中阿特拉津降解菌的影响 |
| 7.4 讨论 |
| 7.4.1 无植物时不同湖泊中阿特拉津的分配及降解 |
| 7.4.2 种植沉水植物时不同沉积物中阿特拉津及其代谢产物 |
| 7.4.3 不同沉积物中细菌群落结构 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 博士在读期间发表论文 |
| 致谢 |
（5）白洋淀水生植物群落分布与水环境因子关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 湖泊淡水湿地概述 |
| 1.1.1 湿地 |
| 1.1.2 湖泊湿地 |
| 1.2 水生植物 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 水生植物分布调查与群落结构 |
| 1.3.2 关于湖泊水生植物的恢复重建 |
| 1.3.3 水生植物的水质净化等作用研究 |
| 1.3.4 关于水生植物与环境因子 |
| 1.3.5 人类活动对水生植物的影响 |
| 1.3.6 白洋淀水生植物研究进展 |
| 1.4 研究目的及意义 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 研究区域概述 |
| 2.2 采样点的布设 |
| 2.3 采样方法 |
| 2.3.1 水生植物采集与鉴定 |
| 2.3.2 水质样品的采集 |
| 2.3.3 理化指标的测定 |
| 2.4 数据分析 |
| 第三章 白洋淀水文水质时空变化特征 |
| 3.1 白洋淀水文变化 |
| 3.2 白洋淀水体理化因子的时空变化 |
| 3.2.1 pH |
| 3.2.2 生化需氧量 |
| 3.2.3 水体溶解氧 |
| 3.2.4 水体总氮 |
| 3.2.5 水体总磷 |
| 3.3 水环境因子的季节变化 |
| 3.3.1 春季水环境因子的季节变化 |
| 3.3.2 夏季水环境因子变化 |
| 3.3.3 秋季水环境因子变化 |
| 3.4 各采样点聚类分析 |
| 3.5 水环境因子相关性分析 |
| 3.5.1 春季白洋淀水环境因子相关性分析 |
| 3.5.2 夏季白洋淀水环境因子相关性分析 |
| 3.5.3 秋季白洋淀水环境因子相关性分析 |
| 第四章 白洋淀水生植物群落时空分布特征 |
| 4.1 白洋淀水生植物种类及其分布 |
| 4.2 群落类型特征分析及分布状况 |
| 4.2.1 不同季节白洋淀水生植物群落特征分析 |
| 4.2.2 优势植物的组成 |
| 第五章 白洋淀水生植物分布与环境因子的关系 |
| 5.1 白洋淀水生植物与环境因子关系研究 |
| 5.1.1 春季影响水生植物分布的关键因子分析 |
| 5.1.2 夏季影响水生植物分布的关键因子分析 |
| 5.1.3 秋季影响水生植物分布的关键因子分析 |
| 5.2 人类活动对水生植物的影响 |
| 第六章 结论与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的文章 |
（6）沉水植物对再生水中水华微藻生长特性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 水资源危机及污水再生利用 |
| 1.1.2 再生水的景观回用及水华风险 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 微藻水华的形成机理 |
| 1.2.2 微藻水华的治理措施 |
| 1.2.3 沉水植物抑藻研究现状 |
| 1.3 现有研究不足 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 1.4.1 研究目的与意义 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 不同沉水植物对再生水中微藻生长特性的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 材料 |
| 2.2.2 方法 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 水华微藻在不同沉水植物影响下的生长特性对比 |
| 2.3.2 不同沉水植物影响下的水华微藻群落变化对比 |
| 2.4 小结 |
| 第三章 不同沉水植物对水华微藻的抑制特性 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 材料 |
| 3.2.2 方法 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 水华微藻在不同沉水植物影响下对营养盐的吸收能力分析 |
| 3.3.2 不同沉水植物处理组DOM的三维荧光光谱分析 |
| 3.3.3 不同沉水植物抑藻特性的主因素判定 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 种植方式对再生水中微藻生长特性的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料和方法 |
| 4.2.1 材料 |
| 4.2.2 方法 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 不同草藻共培养系统对营养盐的去除效果 |
| 4.3.2 水华微藻在不同植物初始植种密度中的生长特性对比 |
| 4.3.3 沉水植物在不同初始植种密度中的相对生长量分析 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 响应面法优化黑藻-穗花狐尾藻的控藻植种方式 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 材料和方法 |
| 5.2.1 材料 |
| 5.2.2 方法 |
| 5.2.3 数据分析 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 CCD实验设计及结果 |
| 5.3.2 基于CCD模型分析不同处理组的微藻抑制率 |
| 5.3.3 基于CCD模型分析不同处理组的植物相对生长量 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间完成的科研成果 |
| 致谢 |
（7）妫水河受损生境特征分析与水生植物群落修复生境研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究目的和意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 河流生境评价研究进展 |
| 1.2.2 水生植物群落配置研究进展 |
| 1.2.3 存在问题 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 2 妫水河受损生境特征分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 水文气象 |
| 2.1.3 流域概况 |
| 2.1.4 区域地质概况 |
| 2.1.5 社会经济 |
| 2.2 研究区生境调查 |
| 2.2.1 调查点位的布设 |
| 2.2.2 调查方法与样品采集 |
| 2.2.3 调查结果与分析 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 妫水河受损生境质量综合评价 |
| 3.1 评价指标体系构建 |
| 3.1.1 指标体系的确立 |
| 3.1.2 评分标准 |
| 3.1.3 指标权重 |
| 3.1.4 评价方法 |
| 3.2 综合评价结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 北方缺水河流生境评价指标选取适宜性分析 |
| 3.3.2 评价指标体系构建对妫水河生态治理的指导作用 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 水生植物群落修复受损生境研究 |
| 4.1 妫水河受损生境适宜水生植物筛选 |
| 4.1.1 湿地植物多样性水平与差异分析 |
| 4.1.2 主要水质因子多元统计分析 |
| 4.1.3 水生植物群落构建的植物选取 |
| 4.2 水生植物群落修复实验方案 |
| 4.2.1 单一水生植物培养水质净化效果研究 |
| 4.2.2 水生植物群落构建水质净化效果研究 |
| 4.3 实验用水 |
| 4.4 参数测定 |
| 4.5 数据处理 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 不同水生植物群落对水体中氮磷的净化效果 |
| 5.1 植物生长状况 |
| 5.2 环境因子变化 |
| 5.3 单一水生植物群落营养盐变化 |
| 5.4 水生植物组合群落营养盐变化 |
| 5.4.1 水生植物组合群落TN变化 |
| 5.4.2 水生植物组合群落NH_4~+-N变化 |
| 5.4.3 水生植物组合群落NO_3~--N变化 |
| 5.4.4 水生植物组合群落TP变化 |
| 5.4.5 水生植物组合群落PO_4~(3-)-P变化 |
| 5.5 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 攻读学位期间参加的科研项目及发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
（8）江汉湖群典型浅水性湖泊水生植物群落多样性研究 ——以斧头湖、梁子湖、网湖、长湖、涨渡湖为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 相关概念 |
| 1.2.1 水生植物的定义 |
| 1.2.2 水生植物的分类 |
| 1.2.3 浅水性湖泊的定义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 水生植物的研究进展 |
| 1.3.2 水生植物多样性研究进展 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.1.1 地理位置与地形地貌 |
| 2.1.2 水文气候 |
| 2.1.3 人为活动与经济状况 |
| 2.2 水生植物群落研究方法 |
| 2.2.1 植被调查方法 |
| 2.2.2 环境因子的调查方法 |
| 2.2.3 数据统计方法 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 江汉湖群主要水生植物群落多样性及数量特征 |
| 3.1 主要水生植物群落及数量特征 |
| 3.1.1 群落内分布的水生植物种类 |
| 3.1.2 五个典型湖泊主要水生植物群落类型及数量特征 |
| 3.2 江汉湖群主要水生植物主要群落及多样性指数 |
| 3.2.1 江汉湖群主要水生植物主要群落类型及群落特征 |
| 3.2.2 江汉湖群主要水生植物群落α-多样性指数 |
| 3.3 讨论 |
| 第4章 江汉湖群主要水生植物群落多样性指数与环境因子的关系 |
| 4.1 主要水生植物群落多样性指数与环境因子的相关性 |
| 4.2 主要水生植物群落多样性指数与环境因子的关系 |
| 4.3 讨论 |
| 第5章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 :江汉湖群水生植物名录 |
| 致谢 |
（9）典型沉水植物的主要挥发性有机物组成及环境条件对其产生的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 植物源BVOCs主要种类及排放特性 |
| 1.2.2 植物源BVOCs的收集 |
| 1.2.3 植物源BVOCs的分析 |
| 1.2.4 环境因子对植物源BVOCs的影响 |
| 1.2.5 植物源BVOCs的生理生态学功能 |
| 1.2.6 植物源BVOCs未来研究重点 |
| 1.3 研究目标及内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 第2章 研究方法 |
| 2.1 研究地点 |
| 2.1.1 野外采样地点 |
| 2.1.2 实验地点 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 野外采样材料 |
| 2.2.2 室内实验材料 |
| 2.3 沉水植物BVOCs样品的处理 |
| 2.4 沉水植物BVOCs样品的定性分析 |
| 2.5 沉水植物BVOCs样品的定量分析 |
| 2.5.1 实验仪器及药品 |
| 2.5.2 样品预处理 |
| 2.5.3 条件设定及操作流程 |
| 2.6 水体理化指标的测定 |
| 第3章 不同沉水植物产生的主要BVOCs种类比较研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 不同沉水植物所产生的BVOCs的主要种类 |
| 3.3.2 不同沉水植物所产生的BVOCs种类的比较 |
| 3.4 讨论 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 水体营养对苦草挥发性有机物产生的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验设计 |
| 4.2.3 数据收集 |
| 4.2.4 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 苦草BVOCs产生含量对水体营养和生长时期的响应 |
| 4.3.2 苦草BVOCs产生的总量对水体营养和生长时期的响应 |
| 4.3.3 不同水体营养下苦草BVOCs之间的相关关系 |
| 4.3.4 不同水体营养不同生长时期苦草BVOCs的差异性分析 |
| 4.3.5 不同水体营养不同生长时期苦草BVOCs的主成分分析 |
| 4.4 讨论 |
| 4.5 小结 |
| 第5章 光照强度对苦草挥发性有机物产生的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验设计 |
| 5.2.3 数据收集 |
| 5.2.4 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 苦草BVOCs产生含量对光照强度和生长时期的响应 |
| 5.3.2 苦草BVOCs产生的总量对光照强度和生长时期的响应 |
| 5.3.3 不同光照条件不同时期苦草BVOCs浓度的差异性分析 |
| 5.3.4 不同光照条件苦草BVOCs的多重比较分析 |
| 5.3.5 环境因子对苦草BVOCs产生含量的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 温度对菹草挥发性有机物产生的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验设计 |
| 6.2.3 数据收集 |
| 6.2.4 数据分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 菹草BVOCs产生含量对温度和生长时期的响应 |
| 6.3.2 菹草BVOCs产生的总量对温度和生长时期的响应 |
| 6.3.3 不同温度条件不同时期菹草BVOCs产生含量的差异性分析 |
| 6.3.4 不同温度条件菹草BVOCs产生含量的多重比较分析 |
| 6.3.5 环境因子与菹草BVOCs产生含量的相关性分析 |
| 6.3.6 环境因子与菹草BVOCs产生含量的CCA分析 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 第7章 结论与展望 |
| 7.1 本文主要结论 |
| 7.2 本文创新点 |
| 7.3 不足和展望 |
| 参考文献 |
| 博士期间完成的论文情况 |
| 致谢 |
（10）滇池流域沉水植物衰退和消失驱动因子的研究（论文提纲范文）
| 1 研究方法 |
| 1.1 样点布置 |
| 1.2 样品采集与处理 |
| 1.2.1 沉水植物调查 |
| 1.2.2 水体综合指标监测 |
| 1.3 数据分析方法 |
| 1.3.1 主成分分析 (PCA) 和冗余分析法 (RDA) |
| 1.3.2 统计与画图软件 |
| 1.4 室内培养材料与实验设计 |
| 2 结果 |
| 2.1 滇池入湖河流沉水植物群落结构及其驱动因子分析 |
| 2.3 不同p H值条件下氨氮浓度对沉水植物死亡率的影响 |
| 3 结论与讨论 |
四、洪湖主要沉水植物群落的定量分析Ⅲ.金鱼藻+菹草+穗花狐尾藻群落（论文参考文献）
- [1]大鳍鱊（鳑鲏）对水质和沉水植物生长的影响及其对浅水湖泊生态修复的启示[D]. 夏曼莉. 暨南大学, 2020(03)
- [2]藻苲淀湿地土壤营养盐释放及湿地生态恢复过程中的植物修复作用[D]. 肖俊宏. 北京林业大学, 2020(03)
- [3]北京河流修复中水生植物群落构建与优化配置研究[D]. 程娜. 华北水利水电大学, 2020(01)
- [4]湖泊沉积物中阿特拉津的迁移转化及其生态毒理效应研究[D]. 瞿梦洁. 华中农业大学, 2019(02)
- [5]白洋淀水生植物群落分布与水环境因子关系研究[D]. 张蕾. 河北大学, 2019(08)
- [6]沉水植物对再生水中水华微藻生长特性的影响研究[D]. 王胜楠. 云南大学, 2019(03)
- [7]妫水河受损生境特征分析与水生植物群落修复生境研究[D]. 萨茹拉. 华北水利水电大学, 2019(01)
- [8]江汉湖群典型浅水性湖泊水生植物群落多样性研究 ——以斧头湖、梁子湖、网湖、长湖、涨渡湖为例[D]. 徐艺文. 湖北大学, 2019(05)
- [9]典型沉水植物的主要挥发性有机物组成及环境条件对其产生的影响[D]. 龚旭昇. 湖北大学, 2019(04)
- [10]滇池流域沉水植物衰退和消失驱动因子的研究[J]. 陈国玲,苏怀,董铭,兰丹. 环境科学与技术, 2018(02)