一、真鲷天然幼鱼渔获实况和人工苗种标志放流调查（论文文献综述）
赵旭昊[1]（2021）在《基于Ecopath模型的太湖鲢鳙生态容量评估及其与刀鲚资源关系探讨》文中指出太湖作为我国第三大淡水湖,其渔业资源丰富。近些年,污染物通过各种形式进入太湖,生态系统不稳定、生物多样性降低等问题日益突出,太湖鱼类出现单一化、小型化现象。本研究通过历年调查数据对刀鲚（Coilia nasus）资源利用状况进行研究,并利用2017-2018年数据及查阅相关文献对太湖进行Ecopath建模,评估了太湖生态系统营养结构与能量特征,研究放流种类鲢鳙的生态容量及达到生态容量时对生态系统的影响,剖析刀鲚规模对鲢鳙生态容量的影响,旨在从生态系统水平上了解太湖生态系统特征、鲢鳙生态容量,为太湖渔业的可持续发展提供理论基础。主要研究结果如下:1.分析太湖7个年份的刀鲚体长数据可知,各年份刀鲚渔获物平均体长都低于最优体长;捕捞压力方面,除2016年接近F=M时的最优捕捞压力外,其余年份F/M值均大于最优值;从相对资源量方面,太湖刀鲚相对资源量B/B0呈现除2012、2020年外,其他年份均高于最优相对资源量,且远远高于0.5Bmsy警戒线,太湖刀鲚资源量较为丰富。利用FISAT II软件进行估算,刀鲚资源量为33737.44t,资源量较大,总死亡系数Z为1.48。2.太湖生态系统营养级范围为1～3.973,其中肉食性鱼类营养级偏高,鲢鳙营养级为2.051。EE值范围为0.133～0.939,其中处于低营养级的浮游植物、水生植物生态营养效率较低,分别为0.133、0.211;浮游动物生态营养效率较高为0.939。当前总呼吸量799.961 t/（km2·a）;总消耗量为2320.373 t/（km2·a）;总输出量1238.119t/（km2·a）和流向有机碎屑量3029.265 t/（km2·a）,生态系统总流量为7387.718t/（km2·a）。太湖的捕捞渔获物营养级为2.603,连接指数（CI）为0.210,系统杂食指数（SOI）达0.067,Finn循环指数（FCI）为21.65,Finn平均路径长度达到3.625,总初级生产量/总呼吸量（TPP/TR）为2.548。太湖生态系统的能量传递主要由两条路径完成:碎屑食物链,碎屑-底栖及浮游动物-食浮游及底栖动物生物-大型肉食性鱼类及捕捞;牧食食物链,浮游植物-浮游动物及浮游生物食性鱼类-小型鱼类-肉食性鱼类及捕捞;水生植物营养流为太湖生态系统分支。II-III-IV-V-VI营养级的传递效率分别为10.19%,9.76%,12.91%,18.81%;其中从初级生产者流到各营养级的效率为11.24%,9.78%,12.99%,18.83%;从碎屑流到各营养级传递效率为10.03%,9.75%,12.92%,18.81%。系统的总传递效率为10.87%。系统进入碎屑的总流量为3029 t/（km2·a）,占系统总流量的41%,超过初级生产者的生产量（2401 t/（km2·a））,碎屑组重新进入系统的量为1820 t/（km2·a）,其余碎屑因矿化沉积而离开系统。3.鲢鳙是太湖增殖放流主要种类,根据测算,鲢鳙在太湖中的现存量为10.21t/km2,鲢鳙可增加至现存量的5.054倍即生态容量为51.6 t/km2。鲢鳙达到生态容量时,太湖捕捞渔获物营养级随着鲢鳙生物量的增加逐渐减小。CI和SOI反映能量循环利用程度,两值始终保持稳定。FCI和FMPL在鲢鳙生物量增加过程中保持稳定,当鲢鳙达到生态容量后,对浮游植物的抑制作用进一步增大。当鲢鳙达到生态容量时浮游动物的EE值上升达到临界值1,浮游植物的EE值0.13增加至0.23,有机碎屑EE值由0.60上升至0.63,也出现一定程度的上升,其他功能组变化不明显。鲢鳙达到生态容量时,传递效率出现增大趋势,来自生产者的营养级II的传递效率11.24%上升至14.18%;营养级III传递效率由9.78%上升至10.15%。来自初级生产者总传递效率也由11.26%上升至12.32%;来自碎屑的营养级II的传递效率10.03%上升至10.51%;营养级III传递效率由9.75%上升至10.14%。来自初级生产者总传递效率也由10.81%上升至11.12%;太湖总传递效率由10.87%升至11.38%,鲢鳙达到生态容量时,可促进低营养级能量向上传递,但对鲢鳙需要保持适当捕捞,减少对高营养级鱼类的捕捞,维持生态系统平衡。4.在该模型中控制刀鲚生物量为9.49 t/km2,鲢鳙生态容量可增加至当前生物量20.22倍即生态容量为206.4 t/km2,生态系统总呼吸量为1317.291 t/（km2·a）;消耗量为3205.641 t/（km2·a）;总输出量为720.79 t/（km2·a）;流向有机屑量为2349.016t/（km2·a）;总流量为7592.737 t/（km2·a）。太湖渔获物平均营养级为2.115,CI和SOI值始终保持稳定,FCI和FMPL在鲢鳙生物量增加过程中保持小范围增长。
宋明波,贺疆滔,谢春刚,蔡林钢,王松,刘延,时春明[2]（2021）在《准噶尔雅罗鱼标记放流评价》文中认为为了积极救护准噶尔雅罗鱼的种质资源,2019年首次在新疆精河入艾比湖三角洲开展准噶尔雅罗鱼标记放流,放流地点为艾比湖南岸湖滨区,标记方法有4种,分别是PIT频射芯片、色素注射、CWT线码和荧光（ARS）浸染标记,2019—2020年共标记3.2万尾。结果表明:准噶尔雅罗鱼PIT频射芯片标记伤口使用100 mg·L-1的高锰酸钾溶液涂抹消毒,有利于损伤组织迅速结痂,减少损伤处病原体感染;色素注射标记颜色以绿色为佳,植入鱼类上额的皮下组织,标记横向长度为10～12 mm;CWT线码标记的植入位置为上额的皮下组织;荧光浸染标记中茜素红S（ARS）浓度160～180 mg·L-1对准噶尔雅罗鱼未造成明显损伤;4种标记成活率均高于98.8%,标记保持率均高于93.7%,说明4种方法适合准噶尔雅罗鱼的放流标记。该结果可为准噶尔雅罗鱼的增殖放流及效果评估工作提供科研基础。
冯晓婷[3]（2020）在《基于微卫星标记的长江江苏段鳙（Aristichthys nobilis）增殖放流效果评估》文中研究表明在长江渔业资源衰退背景下,增殖放流基于传统鱼类保育方法成为长江生态补偿的主要技术手段,是修复长江水域生态和维护长江水生生物多样性的重要措施。2016-2018年,长江下游江苏段多次实施大规模四大家鱼的增殖放流,放流点位繁多,增殖放流效果不明。纵观放流始末,探讨增殖放流是否会对长江自然群体遗传质量产生影响,评估增殖放流对渔业资源量的贡献,成为亟待探究的问题。本研究重点分析江苏省主要原良种场增殖放流育苗群体种质资源现状,并在此基础上进一步对鳙增殖放流贡献率进行评估。基于微卫星标记技术,选用10对鳙特异性的微卫星引物,与毛细管电泳分离技术相结合,对鳙亲本和长江回捕样本进行基因分型数据处理。以期准确开展人工增殖放流效果评估,规范放流种苗生产技术。主要研究结果如下:1. 原良种场鳙亲本和后备亲本种质资源现状评估（1）遗传多样性对7个亲本群体和1个后备亲本群体共638份DNA进行基因分型,计算遗传多样性参数。10个微卫星位点多态性检验结果显示,无效等位基因频率均小于0.2,共检测到368个等位基因,多态信息含量（PIC）范围为0.797～0.924,Shannon’s信息指数（I）变异范围为1.860～2.355。F统计量显示,群体内近交系数(FIS)平均值为0.078,遗传分化系数平均值(FST)为0.050,所试样本整体处于中度的遗传分化。群体遗传多样性分析结果显示,8个群体遗传多样性总体水平较高,其平均等位基因数（Na）平均值为14.83±1.45,观测杂合度（Ho）和期望杂合度（He）平均值分别为0.76±0.05和0.82±0.02,Shannon’s信息指数（I）平均值为2.08±0.09。结果表明,各群体之间遗传多样性水平存在差异,皆缺少杂合子,其中后备亲本遗传多样性水平最高,但存在一定程度的近交抑制风险。（2）遗传结构所试638尾鳙样本所属于2个不同的类群,第I类群主要由亲本个体构成,后备亲本则被划分到第Ⅱ类群,类群结构相对单一化。主坐标分析（PCoA）结果与贝叶斯群体遗传结构分析图（Structure）具有一致性,且显示亲本群体更新后的部分个体Nei’s遗传距离更靠近后备亲本。各个群体间遗传分化系数(FST)的范围在0.009～0.180之间,其中后备亲本群体与其他亲本群体间表现为高度的遗传分化,亲本群体之间遗传分化很低。AMOVA分析结果显示,样本中遗传变异主要存在于群体内部的个体之间（89%）,少部分发生在不同群体之间（11%）,符合鲢、鳙和草鱼等大宗淡水鱼野生群体普遍呈现的遗传变异结果。研究结果表明鳙亲本和后备亲本的遗传结构存在差异,群体分化水平高,后备亲本暂视为亲本良好的补充群体。2. 长江江苏段主要良种场鳙增殖放流贡献率评估（1）鳙增殖放流贡献率效果评估系统利用以微卫星标记技术为基础的亲子鉴定手段,初步构建“建立亲鱼微卫星基因库—增殖放流—回捕—亲子鉴定”的鳙增殖放流贡献率效果评估体系。对江苏省良种亲本和长江江苏段回捕鳙共1250尾样本进行基因分型,计算位点多态性及亲权排除率。结果表明,各位点等位基因个数介于19～55个之间,其观测杂合度平均值为0.748（0.530～0.909）,期望杂合度平均值为0.882（0.818～0.929）,多态性信息含量平均值为0.871（0.797～0.924）;Cervus3.0模拟亲子分配结果显示,当置信度为95%,亲本性别未知情况下10对微卫星位点组合非亲权排除率为99.996%。（2）鳙增殖放流贡献率本研究使用毛细管电泳辅助微卫星分型,以增加亲子鉴定效率和精准度。获得江苏省内原良种场563尾鳙亲鱼和长江江苏段687尾回捕鳙的遗传信息。利用谱系鉴定软件,通过基因型对比将回捕鳙作为子代分配至候选亲本,从而鉴定出回捕群体中的放流个体。结果表明,所有拟定子代中有42尾与亲鱼之间存在亲子关系,被鉴定为人工增殖放流个体,由此推算此次评估亲本的放流子代对长江江苏段野生回捕群体的贡献率为6.11%。该结果表明增殖放流群体对野生群体具有良好的融合效果和补偿效应,为长江渔业资源管理提供参考信息。
张慧鑫[4]（2019）在《湛江市海洋牧场建设研究》文中研究表明近年来,随着海洋捕捞强度的增加和海洋环境的恶化,中国近海渔业呈现出了渔业资源枯竭、渔业环境恶化的困境。海洋牧场对修复渔业资源、改善海洋环境以及提高海洋资源生命力的作用日益凸显,它对海洋经济可持续发展有着重要的推动力量。如何合理开发与建设海洋牧场已成为国内外关注的焦点。湛江市位于我国大陆的最南端,三面环海,海洋资源得天独厚。湛江市海洋牧场建设起步较早,但一直发展缓慢,发展过程中存在的问题不容忽视,通过分析和研究湛江市海洋牧场建设问题具有重要的的理论和现实意义。本文以湛江市海洋牧场的建设为研究主题,采用案例分析法、调查研究法和比较分析法,在对相关概念进行界定的前提下,以可持续发展理论、生态平衡发展理论、生态经济协调发展理论为基础,并结合SWOT分析法对湛江市海洋牧场建设的现状进行研究,深入剖析了当前湛江市海洋牧场建设过程中存在的优势、劣势、机遇和挑战,进而借鉴国内外海洋牧场建设成功经验,最后结合湛江市建设海洋牧场自身的特点,从建设原则、目标、模式、规划与布局等方面论述了湛江市海洋牧场建设的具体发展思路,在此基础上从宏观、中观、微观三个层面提出了推动湛江市海洋牧场建设的对策建议。海洋牧场的建设是一项系统、复杂而又科学的工程,也是一个长期的过程,其建设成果的好坏与社会的进步和发展息息相关。湛江市海洋牧场在发展过程中优势和劣势同在,机遇与挑战共存,要通过优化海洋牧场组织结构和改进技术设备,可以有效地提高经济效益和社会效益。本文在国内外关于海洋牧场研究的基础上,侧重对于湛江市海洋牧场建设的理论研究和应用研究,并从湛江市海洋牧场建设的视角出发,折射出我国海洋牧场在建设过程中容易遇到的共性问题,针对这些问题提出针对性、可行性的对策建议,为其他地区海洋牧场的建设和发展提供借鉴和参考,同时在一定程度上可为我国海洋环境和海洋资源的可持续性利用与发展提供坚实的基础。
陈会娟[5]（2019）在《长江中游四大家鱼放流亲本对早期资源和遗传多样性的影响研究》文中认为青鱼、草鱼、鲢和鳙四大家鱼广泛分布于我国各大江河及附属水体,长江是其天然种质资源的重要产地。近年来监测表明,四大家鱼的资源量正处于衰退之中。为补充长江水系四大家鱼资源并修复水生生态系统,近十年来,长江沿江省市广泛持续开展了四大家鱼的人工增殖放流活动。大规模人工放流活动对资源增殖的效果如何?人工放流群体是否对天然群体遗传多样性产生不利影响。为科学地回答以上问题,解明人工增殖放流对长江天然种质资源的影响,本论文运用线粒体D-loop序列和核基因组DNA微卫星分子标记方法,分析了2015-2017年长江中游湖北省监利江段和石首江段放流亲本对四大家鱼早期资源的影响,放流群体后代与非放流群体后代之间的遗传差异,长江中游四大家鱼渔获物遗传多样性现状。以上结果为四大家鱼种质资源保护提供基础,为增殖放流生态风险防控积累数据,为制定科学合理的增殖放流计划和资源修复策略提供重要依据。主要研究内容及结果如下:1.青鱼和鳙微卫星多重PCR体系的建立及其群体遗传学应用。本文首次报道了由四核苷酸重复微卫星组成的多重荧光PCR体系在青鱼和鳙群体中的应用。其中青鱼选用11个四核苷酸重复微卫星标记来优化多重PCR体系,将11个位点分为2个4重反应体系和一个3重反应体系;鳙选用16个四核苷酸重复微卫星标记来优化多重PCR体系,将16个微卫星位点分为4个4重反应体系。2种鱼的多重体系均具有高等位基因变异性和高多态信息含量（PIC）。对来自2个全同胞家系的39个鳙子代及其亲本进行亲子分析,累积非亲排除率（CEP）高达99.99%,有100%的子代（39/39）被明确分配给他们的真实父母。另外,本结果验证了2种鱼的多重PCR体系均成功应用于野生群体的遗传特征分析。由于在养殖场未采集到具有亲子关系的青鱼亲本和子代样本,因此本研究中青鱼多重PCR体系仅应用于群体遗传学方面。2.长江中游四大家鱼放流亲本群体微卫星基因库的补充和构建。利用微卫星分子标记对2015-2017年（鳙为2012-2017年）长江中游四大家鱼增殖放流中的草鱼和鲢放流亲本群体微卫星基因库在原来基础上进行了补充,对青鱼和鳙放流亲本群体微卫星基因库进行了构建,并用于进一步分析其遗传多样性。结果显示,青鱼放流亲本群体的有效等位基因数（Ne）为2.939.95,基因丰度（Ar）为11.6216.92,期望杂合度（He）为0.8380.903,观测杂合度（Ho）为0.7650.900;草鱼放流亲本群体的Ne、Ar、He和Ho分别为9.5610.57、18.2719.45、0.8720.885和0.9530.999;鲢放流亲本群体的Ne、Ar、He和Ho分别为7.488.97、15.9217.62、0.8240.866和0.7940.901;鳙放流亲本群体的Ne、Ar、He和Ho分别为2.885.58、3.444.03、0.7250.816和0.6670.760。分子方差分析（AMOVA）结果显示,在整个遗传变异中,4种鱼均表现为群体内个体间的变异是总变异的主要来源,变异组成显示群体间的遗传变异水平低于群体内。青鱼各放流群体的FST为0.03138,草鱼各放流群体的FST为0.05675,鲢各放流群体的FST为0.01605,鳙各放流群体的FST为0.0152。结果显示,四种鱼类放流群体的遗传多样性均处于较高水平,除了草鱼群体外,其他三种鱼类所有放流群体整体上都没有遗传分化现象发生,表明四大家鱼的亲本群体是适合放流的群体。3.长江中游四大家鱼亲本增殖放流对早期资源量的贡献。利用实验室自主建立的4种多重荧光PCR体系对长江中游2015-2017（草鱼为2016-2017）年四大家鱼放流亲本群体和早期资源调查期间采到的仔鱼群体进行了亲子鉴定分析。结果显示,青鱼共采集到9尾仔鱼,未鉴定到与放流亲本具有亲子关系的仔鱼;草鱼共采集到1122尾仔鱼,其中检测到有61尾与放流亲本具有亲子关系,包括双亲均为放流亲本的仔鱼有7尾,放流亲本与非放流亲本交配产生的仔鱼有54尾;鲢共采集到1297尾仔鱼,其中检测到有144尾与放流亲本具有亲子关系,包括双亲均为放流亲本的仔鱼有27尾,放流亲本与非放流亲本交配产生的仔鱼有117尾;鳙共采集到8尾仔鱼,未鉴定到与放流亲本具有亲子关系的仔鱼。另外,鉴定结果显示,部分放流亲本在放流之后的年份也可以产生后代。放流草鱼亲本群体在2016年和2017年对长江中游监利江段早期资源仔鱼数量的当年贡献率分别为4.84%和4.4%,总贡献率分别为4.84%和7.46%;放流鲢亲本群体在2015-2017年对早期资源仔鱼数量的当年贡献率分别为3.74%、10.37%和7.51%,总贡献率分别为3.74%、18.88%和14%。4.长江中游草鱼和鲢亲本增殖放流对早期资源遗传多样性的影响。利用微卫星DNA标记对长江中游草鱼和鲢放流后代群体、杂交后代群体和非放流后代群体的遗传差异进行分析。选取了等位基因数（Na）、有效等位基因数（Ne）、基因丰度（Ar）、观测杂合度（Ho）和期望杂合度（He）5个指标来反应遗传多样性水平。鲢各后代群体间Ar、Ho和He均无显着性差异;由于样本量的影响导致放流后代群体与杂交后代群体的Na和Ne明显低于非放流后代群体。草鱼各后代群体间Ho和He均无显着性差异;放流后代群体的Ar值显着低于非放流后代群体,与杂交后代群体差异不显着;由于样本量的影响导致放流后代群体与杂交后代群体的Na和Ne明显低于非放流后代群体。草鱼和鲢放流后代群体和杂交后代群体内均未发现特有等位基因,非放流后代群体内均发现特有等位基因。特有等位基因的频率非常低,草鱼非放流后代群体内频率最高为0.036,鲢非放流后代群体内频率最高为0.083,均远小于0.5,仅靠特有等位基因并不能反映出遗传关系的差异。分子方差分析（AMOVA）、遗传分化指数(FST)和对群体第一主成分和第二主成分进行的判别分析（DAPC）结果显示,草鱼和鲢各自后代群体内均未发生遗传分化现象。5.长江中游四大家鱼渔获物群体遗传多样性现状的研究。2016年6月至2017年9月,四大家鱼群体样本采集于长江中游不同采样点渔获物。共采集样本368尾,其中青鱼81尾,草鱼95尾,鲢108尾,鳙84尾。利用线粒体DNA控制区（mtDNA D-loop）序列对所采集样本进行遗传多样性分析。结果显示,青鱼控制区序列长927bp并定义了30个单倍型,各群体的单倍型多样性指数（Hd）为0.9310.978,核苷酸多样性指数（Pi）为0.013230.01459;经比对后草鱼控制区序列长934bp并定义了12个单倍型,各群体的Hd为0.3080.569,Pi为0.000900.00240;经比对后鲢控制区序列长890bp并定义了35个单倍型,各群体的Hd为0.8740.906,Pi为0.0007170.01081;经比对后鳙控制区序列长884bp并定义了22个单倍型,各群体的Hd为0.8890.942,Pi为0.004480.00479。分子方差分析（AMOVA）结果显示,在整个遗传变异中,4种鱼均表现为群体内个体间的变异是总变异的主要来源,变异组成显示群体间的遗传变异水平低于群体内。遗传分化指数(FST)分析和基因流（Nm）分析结果显示,4种鱼类遗传分化程度均较低(FST<0.05)。中性检验、错配分布（Mismatch distribution）分析及BSP（Bayesian skyline plot）分析表明青鱼、鲢和鳙历史上未发生种群扩张事件,草鱼群体在历史上经历过种群扩张事件。本研究结果显示,目前长江中游四大家鱼野生群体遗传现状与开展放流之前文献报道的研究结果无显着差异。综上所述,本研究建立了青鱼和鳙微卫星多重PCR体系并能较好的应用于它们的群体遗传学研究。补充完善了2015-2017年（鳙为2012-2017年）长江中游四大家鱼放流亲本群体的微卫星数据库并应用于群体遗传多样性分析,结果表明所有放流亲本群体整体上是适合放流的,但是对草鱼群体的管理需加强监测。亲子鉴定结果显示,长江中游草鱼和鲢放流的亲本群体能够在长江中正常产生后代,对早期资源仔鱼的数量有明确的贡献率,早期资源仔鱼中的放流亲本后代群体和非放流亲本后代群体在遗传多样性和遗传结构方面无显着性差异。基于线粒体D-loop序列分析结果表明,与开展放流活动前相比,长江四大家鱼多年的人工增殖放流并未对渔获物群体的遗传多样性及遗传结构造成显着性影响。
黄梦仪[6]（2019）在《基于Ecopath模型的大亚湾增殖种类生态容量评估》文中指出大亚湾是我国南海北部典型的半封闭性海湾,因其自然条件优越、饵料丰富,栖息的鱼类种类繁多,是多种经济鱼类无可替代的产卵场、育幼场和索饵场。本研究首先结合历年来大亚湾生态系统环境与资源状况,分析了大亚湾生态系统历年的变化状况;以大亚湾南部渔业资源与环境调查数据为基础,研究了大亚湾鱼类资源的种类组成、物种多样性和资源量及其年际变化,分析大亚湾鱼类资源群落变化趋势,利用Ecopath with Ecosim6.5（EwE）软件构建大亚湾生态通道模型,分析大亚湾的生态系统结构功能和能量流动过程,评估黑鲷、黄鳍鲷、黄斑篮子鱼、斑节对虾、三疣梭子蟹在大亚湾的生态容量,旨在优化大亚湾的增殖放流策略,为渔业的可持续发展提供科学依据和指导性建议。本研究的主要研究结果如下:（1）大亚湾浮游植物种类丰富,1985年2012年大亚湾浮游植物种类数呈现显着的下降趋势,硅藻种类数占百分比总体上亦呈现下降趋势,而甲藻种类数占百分比总体上则呈现上升趋势。大亚湾浮游植物多样性先从1990年逐年下降,到2012年又呈上升状态。（2）大亚湾浮游动物桡足类种类数占总种类数的45.15%,优势种的更替十分明显,主要具有以下特点:历年均出现的优势种有中华哲水蚤、红纺锤水蚤、鸟喙尖头溞;1985年优势种有短尾类和长尾类幼体在往后调查中均不是优势种;从2007年开始夜光虫已成为大亚湾浮游动物优势种且优势地位显着。（3）历年大亚湾底栖动物种类数差异较大,总体上总物种数呈现上升趋势,软体动物种类数所占比例从1985年的67.97%下降到2016年的27%,相反,多毛类种类数则从10.94%上升到2013年的55.9%和2016年的396%。粗帝汶蛤自2004年均为大亚湾底栖动物优势种且优势地位显着,奇异稚齿虫自2013年后均为优势种,优势种叶须内卷齿蚕、丝鳃稚齿虫更替出现。大亚湾底栖动物丰度和生物量整体上均呈现出下降的趋势。（4）大亚湾鱼类优势种自1985年到2015年发生了较明显的更替,上世纪优势种主要以裘氏小沙丁鱼、斑鰶、丽叶鰺、乳香鱼、前鳞鲻、真鲷、平鲷、鲳科、带鱼等体质量较大的经济价值较高的鱼类为主,除了斑鰶仍为优势种外,其他优势种均逐渐被二长棘鲷、鰏科、细线天竺鲷、小公鱼属等小型、经济价值较低的鱼类所取代。（5）4个航次共鉴定出鱼类物种113种,隶属10目49科81属,均属硬骨鱼纲,其中鲈形目种类数最多,共有25属64种,占总种类数的56.64%,次之为鲽形目共有5科9属12种,占种类数的10.62%,鳗鲡目6科7属9种,占种类数的7.96%,鲱形目和鮋形目均分别有7种,占种类数的6.19%,其他鱼类种类数较少。年平均鱼类资源质量密度为575.02kg/km2,年平均鱼类资源尾数密度为45735.39ind/km2,优势种为短吻鲾、二长棘鲷、黄鳍马面鲀、中线天竺鲷、勒氏短须石首鱼、细条天竺鱼和拟矛尾虾虎鱼,大亚湾鱼类多样性指数H’年平均值为2.48,均匀度指数J’年平均值为0.65,鱼类平均体质量为7.36g/尾。（6）大亚湾Ecopath模型共划分30个功能组,功能组的营养转化效率在0.090.975之间,生态系统的营养级（Trophic level）范围为13.95,黑鲷的营养级为3.50,营养转化效率较低,为0.291;黄鳍鲷的营养级为3.25,营养转化效率0.343;黄斑篮子鱼的营养级为2.38,营养转化效率0.0.285;斑节对虾的营养级为2.67,营养转化效率0.276;三疣梭子蟹的营养级为2.72,营养转化效率0.216。系统总转化效率为7.808%,总初级生产量/总呼吸量为2.142,系统连接指数为0.310,系统杂食性指数为0.210,表明系统各营养级转化效率较低,能量未被充分利用;系统总转化效率低于10%,营养级I、II流向碎屑量占总流向碎屑量的98.08%,说明能量传递发生阻塞,具有增殖空间。经评估大亚湾黑鲷的生态容量为0.034 t/km2,黄鳍鲷的生态容量为0.084 t/km2,黄斑篮子鱼的生态容量为0.05 t/km2,斑节对虾的生态容量为1.48 t/km2,三疣梭子蟹的生态容量为0.88t/km2。结合黑鲷自然死亡系数、总死亡系数和残存率,计算得出当黑鲷在01龄时同时有捕食死亡和自然死亡时,建议放流尾数为309.58万尾;当黑鲷在01龄时只有自然死亡时,放流尾数为218.38万尾。
王九江[7]（2019）在《大亚湾增殖放流生态与经济效果评价》文中指出大亚湾是广东省的水产种质资源保护区,从上世纪80年代开始黑鲷的增殖放流,是广东省主要的增殖放流水域。目前增殖放流仍然存在重投入而轻视增殖效果的现象,虽然在标志放流以及种群动态评估方面都取得不错的进展,但是在增殖效果评价上的研究还鲜有报道。随着渔业资源的衰退以及国家对增殖放流的不断重视。正是在这样的背景下,开展了大亚湾黑鲷增殖放流的生态和经济效果评价,本研究通过实地采集数据和进行相关放流实验并采用相关模型对大亚湾增殖放流的生态和经济效果进行评价。2015年采用浅水I型浮游生物拖网对大亚湾鱼卵,仔稚鱼进行了4个季度的调查,结果表明,4个季度共采获鱼卵31361粒,仔稚鱼244尾.经鉴定分析共有27种,其中鱼卵19种,隶属于6目16科18属;仔稚鱼18种,隶属于5目15科16属;鱼卵,仔稚鱼共有种11个,鱼卵平均丰度为614.55ind/1000m3,稚仔鱼的平均丰度为3.69ind/1000m3。鱼卵丰度季节变化由高到低依次为夏季,春季,冬季,秋季;空间分布显示,丰度由高到低依次为大辣甲,人工渔礁区,湾口东岸.鱼卵多样性指数（H?）范围为0.052.26,平均值为0.86,稚仔鱼多样性指数（H?）范围为02.53,平均值丰度0.82;鱼卵均匀度指数（J）范围为0.020.99,平均值为0.50;稚仔鱼均匀度指数（J）范围为01.00,平均值为0.52.根据Pearson相关性结果分析表明,与种群关系最密切的环境因子为温度和溶解氧（P<0.01）.研究结果显示大辣甲海域是大亚湾鱼类繁殖的关键区域。2015年对大亚湾海洋生态系统分为水质、海洋生物、栖息地质量三个水平中的水温、悬浮物、透明度（m）、叶绿素a、初级生产力、浮游植物种类、浮游动物种类、底栖生物种类、底栖生物多样性、栖息地指数10个评价指标构建大亚湾海洋生态评价指标体系,根据评价标准本次调查16个站点中,I级有2个站位点,II级有3站位点,III级有7站位点,IV级有3个站位,V级有4个站位。大部分处在轻微污染状态,也存在四个站位点生态环境极差,说明大亚湾生态系统大部分受到了干扰,部分生态系统的结构和功能都出现不同程度的失衡。根据大亚湾黑鲷增殖放流的经济效果评价,2014年放流群体在第三年开始有效益延续第7年,共收益417万元,大于45万的年份有5年。在第5年是经济效益最好91.7万,从第3年起每年至少留下繁殖群体2.9万尾,可捕生物量在逐年递减;2015年放流群体在第三年开始有机效益延续第7年,共收益305万元,大于45万的年份有5年,从第3年起每年至少留下繁殖群体1.45万尾。根据成本效益评价模型,增值税率按7%计算,边际成本收益率计算得出0.685,固定投入45万元（苗种费用）,每年运作资金4.6万元（按照其他投入资金总额除以9得到每年的运作资金）,结果显示NPV除了第1,2年是负的,其余大于0,这说明从第三年增殖放流的鱼类开始捕捞产生经济效益,而前两年因为没达到捕捞规格而无法产生经济效益,从总体来说九年总的NPV也大于0说明增殖放流项目具有很大的竞争力。
杨彬彬[8]（2017）在《基于Ecopath模型的三沙湾能量流动分析及大黄鱼试验性增殖放流》文中指出三沙湾位于福建省东北部,由东冲半岛和鉴江半岛环抱而成,总面积为720.36 km2。湾内港湾和岛屿众多,主要有官井洋、东吾洋、覆鼎洋、三都澳等。三沙湾水域面积广阔,水产资源非常丰富。但由于过度捕捞、水质污染以及围垦等海洋开发活动,湾内资源组成和结构遭到破坏,众多经济鱼类资源严重衰退。增殖放流作为补充渔业资源,修复生态环境的直接手段,通过向天然水体投放人工繁育的鱼、虾、蟹等苗种,以达到改善群体结构和生态系统结构,实现生态效益和经济效益的目的。如何筛选适宜的增殖放流物种,确定合理的增殖放流量,掌握放流相关技术并进行后续跟踪分析,是确保增殖放流有效的重要内容。本研究通过构建三沙湾Ecopath模型,从生态系统层面上分析了三沙湾营养结构和能量流动特点,结合传统的增殖放流种类筛选原则,构建新的筛选指标。以大黄鱼为增殖放流对象,利用模型估算放流量,并对放流时间、地点、规格等关键技术做出示范性规定。放流后定期开展回捕工作,分析大黄鱼生长与死亡参数,估算资源量及渔获量,对增殖放流效果进行初步评价。主要结果如下:（1）构建了包括20个功能组的三沙湾生态系统Ecopath模型,各功能组有效营养级范围在1～4.089之间。浮游生物食性鱼类、虾类、蟹类、大黄鱼等功能组的营养转换效率较高,碎屑、浮游植物、浮游动物和底栖动物类组营养转换效率较低。（2）三沙湾生态系统各营养级的平均转换效率为10.8%,总能流为2344.409 t/km2/y,生态系统总能流中来自初级生产者和碎屑的流量分别占系统总能流的51.2%和48.8%。（3）三沙湾生态系统TPP/TR值为2.766,SOI值为0.247,CI值为0.399,TB/TT值为0.009,Finn’s循环指数和Finn’s平均路径长度分别为5.15%和2.509,这些指标共同表明该海域生态系统成熟度下降,稳定性差,系统处于退化状态。（4）根据Ecopath的运行结果,结合传统增殖放流种类的筛选原则,设立了 8项筛选指标:本地重要物种、经济价值、人工育苗技术成熟度、历史增殖放流种、资源严重衰退种、重点优势捕捞种、生态关键种、关键物种主要的饵料生物。基于各项指标对三沙湾适宜增殖放流的种类进行了筛选:大黄鱼、棘头梅童鱼、点带石斑鱼、真鲷、黑鲷、黄鳍鲷、曼氏无针乌贼、中国枪乌贼、中国对虾、日本对虾、南美白对虾、三疣梭子蟹、鲍鱼、泥蚶。运用Ecopath模型估算出大黄鱼的增殖放流量为552万尾。（5）以大黄鱼作为放流对象开展试验性增殖放流,对放流时间、地点和规格等关键技术做出示范性规定,通过定期回捕大黄鱼分析其生长特性,得到2015～2016海捕大黄鱼平均体长132.56 mm,优势体长组为100～150 mm,占总数的60.12%;平均体质量49.59 g,优势体质量组为10～50 g,占总数的72.3%。体长-体质量方程为:W=1.766×10-5L2 987（R2=0.982）;由 ELEFAN拟合得到的生长方程参数L∞=320.25 mm,生长参数k=0.52,理论生长起点年龄t0=-0.27 a;总死亡系数为2.35,自然死亡系数为0.534,捕捞死亡系数为1.816,开发率为0.773,拐点年龄为1.83 a。（6）对放流大黄鱼进行世代数量估计及渔获量推算,推测至2019年,大黄鱼的渔获总量可达120.461吨,捕捞产值444.209万元,投入产出比约为1:5,产生了较好的经济和社会效益。
谢志超[9]（2018）在《点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立》文中研究说明为了恢复和保护渔业资源种群,维护生态系统稳定,实现渔业的可持续发展,近年来我国开展了大量的海洋生物增殖放流活动。在一些大规模放流活动中,仍然缺乏有效的跟踪监测,如何准确识别放流个体与野生个体,依然是该项活动的重点与难点。传统的标记放流个体的方法存在很多不足,分子标记方法能有效弥补传统方法的缺点,适应于目前的大规模的增殖放流活动。目前,分子标记已成为增殖放流个体识别中最有效的方法。本研究基于微卫星标记,利用“亲缘分析技术”,以我国东南沿海的重要经济种点斑篮子鱼（Siganus guttatus）和黄斑篮子鱼（Siganus oramin）为研究对象,分别建立放流个体分子判别方法,并从多方面验证方法的可行性。以期应用于实际的增殖放流活动中,同时也为点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼的种群遗传学研究提供科学基础。本研究主要包括3部分:点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼微卫星分子判别标记组的建立、点斑篮子鱼放流个体分子识别方法的建立、黄斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立。（1）微卫星分子判别标记组的建立使用“高通量测序法”分别开发点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼的微卫星标记。测序共获得点斑篮子鱼微卫星序列1116条,利用PRIMER PREMIER 5软件设计微卫星PCR引物167对。使用一个海南野生点斑篮子鱼群体筛选后,共获得点斑篮子鱼高多态性微卫星引物20对,根据各标记的遗传学属性选出14个标记,建立“微卫星分子标记组”。此标记组拥有较高的遗传多样性水平,等位基因数（A）平均值为9.5,表观杂合度（HO）与期望杂合度（HE）平均值均为0.803,多态信息含量（PIC）平均值为0.767,所有标记通过“哈迪-温伯格”平衡检验,各标记间不存在连锁不平衡现象。高通量测序共获得黄斑篮子鱼微卫星序列2700条,按照引物设计条件共设计PCR引物220对。使用一个大亚湾野生黄斑篮子鱼群体筛选引物,有19个微卫星标记显示出高多态性,从中精选出12个标记,组成黄斑篮子鱼微卫星标记组。此标记组拥有较高的遗传多样性水平,等位基因数（A）平均值为10.33,表观杂合度（HO）平均值为0.715,期望杂合度（HE）平均值为0.790,多态信息含量（PIC）平均值为0.755,所有标记通过“哈迪-温伯格”平衡检验,各标记间不存在连锁不平衡现象。（2）点斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立在海南陵水对38尾点斑篮子鱼进行人工繁育,孵化受精卵至幼鱼阶段,采集亲本群体（N=38）和子代群体（N=100）的鱼样,同时出海采集一个点斑篮子鱼野生群体（N=92）样品。使用“分子标记组”分别对3个群体进行PCR扩增,读取基因分型数据,分析遗传多样性水平。将亲本群体的基因型数据输入Cervus软件进行模拟亲缘分析,经过一系列参数调整,最终确定该亲本群体亲缘分析的最优参数组合:分型错误率4%,置信度98%,LOD决断值为4.75。在模拟分析中模拟子代的分配率为96.61%。将“LOD=4.75”分别应用于3种识别验证:子代群体识别验证、野生群体识别验证和混合模拟放流群体识别验证。结果显示,子代群体的识别率为92%,野生群体无识别个体,混合模拟放流群体识别准确率均值为95.3%。在3种验证条件下,此微卫星分子标记组均能准确识别出真实子代,表明此标记组在亲权鉴定上有着准确的识别能力,可以应用于实际的增殖放流活动。（3）黄斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立采集4个不同地理群体的黄斑篮子鱼,使用“分子标记组”对其进行遗传多样性检测。结果显示,各群体内部都具有较高的遗传多态性,各群体间遗传多态性程度没有明显差异。综合各群体的FST值显着性检验和个体分配分析的结果,将大亚湾、东山湾和阳江群体混合作为模拟亲缘分析的亲本群体（N=157）。经过Cervus软件模拟100 000个子代进行识别分析,最终确定LOD决断值为8.19,模拟子代分配率为98.85%。为判定此“分子标记组”的最大可容纳亲本数压力,结果显示,当亲本个数增加到800时,模拟子代分配率低于95%。由此说明,该标记组的识别水平足够应用于当前大规模增殖放流活动中大量亲本的情况,且具有充足的判别能力。
谷孝鸿,毛志刚,丁慧萍,王银平,曾庆飞,王莲莲[10]（2018）在《湖泊渔业研究:进展与展望》文中研究指明作为一种传统产业,渔业在我国经济社会发展中具有不可缺失的重要地位.而渔业作为湖泊最重要的功能之一,其资源变动是湖泊生态系统演变的重要影响因子,同时湖泊渔业资源的变动和退化也是对环境变化最直接的响应.自1980s以来,随着湖泊水环境的改变,湖泊渔业资源衰退趋势明显,中上层浮游生物食性鱼类在鱼类群落中占优势,鱼类资源小型化、低龄化现象严重.本文以湖泊渔业发展的历程为切入口,系统阐述人类活动及湖泊环境变化对渔业资源及生态系统的影响,厘清现阶段湖泊水环境管理、湖泊生态系统修复、湖泊渔业可持续发展等关系,展望我国湖泊渔业的发展前景及新型模式.
二、真鲷天然幼鱼渔获实况和人工苗种标志放流调查（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、真鲷天然幼鱼渔获实况和人工苗种标志放流调查（论文提纲范文）
（1）基于Ecopath模型的太湖鲢鳙生态容量评估及其与刀鲚资源关系探讨（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 前言 |
| 1.1 增殖放流概况 |
| 1.2 生态容量研究进展 |
| 1.2.1 Logisitic法 |
| 1.2.2 能量收支平衡 |
| 1.2.3 初级生产力法 |
| 1.3 Ecopath with ecosim模型(EWE) |
| 1.4 太湖渔业资源概况 |
| 1.5 研究技术路线及目的意义 |
| 1.5.1 拟解决的科学问题 |
| 1.5.2 研究目的及意义 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第2章 太湖刀鲚参数估计及资源量评估 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 数据来源 |
| 2.1.2 刀鲚资源利用状况 |
| 2.1.3 刀鲚资源量估算 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 刀鲚体长频率分析 |
| 2.2.2 刀鲚资源利用状况 |
| 2.2.3 刀鲚资源量估算 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 LBB方法体长数据选择 |
| 2.3.2 太湖刀鲚资源利用状况分析 |
| 2.3.3 太湖刀鲚资源量及P/B系数评估 |
| 第3章 基于Ecopath模型的太湖生态系统营养与结构分析 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 数据来源 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.1.3 功能组设置 |
| 3.1.4 模型数据来源及参数设置 |
| 3.1.5 模型平衡与调试 |
| 3.1.6 生态系统参数指标意义 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 模型输出与敏感性分析 |
| 3.2.2 太湖生态系统食物网结构分析 |
| 3.2.3 太湖生态系统能量流动分析 |
| 3.2.4 太湖生态系统总体特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 太湖生态系统总体特征 |
| 3.3.2 太湖生态系统营养级结构 |
| 3.3.3 太湖生态系统能量传递分析 |
| 3.3.4 模型评价 |
| 第4章 基于Ecopath模型的太湖鲢鳙的生态容量评估 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 研究方法 |
| 4.1.2 模型平衡与调试 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 鲢鳙生态容量评估 |
| 4.2.2 达到生态容量时对生态系统总特征的影响 |
| 4.2.3 达到生态容量时对生态系统能量流动与效率转换影响 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 鲢鳙生态容量分析 |
| 4.3.2 达到生态容量时对生态系统影响 |
| 4.3.3 鲢鳙放流后能量流动与传递前后差异 |
| 4.3.4 混合营养分析 |
| 第5章 刀鲚对鲢鳙生态容量的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 研究方法 |
| 5.1.2 模型平衡与调试 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 控制刀鲚后鲢鳙生态容量 |
| 5.2.2 再次达到生态容量时对生态系统的影响 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 刀鲚与鲢鳙的食物竞争 |
| 5.3.2 控制刀鲚后鲢鳙生态容量 |
| 总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校期间发表论文及科研情况 |
（2）准噶尔雅罗鱼标记放流评价（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验鱼 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.2.1 试验鱼暂养 |
| 1.2.2 试验鱼标记 |
| 1.3 放流 |
| 1.4 数据统计分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同杀菌药物对PIT频射芯片标记伤口的影响 |
| 2.2 色素注射颜色与标记部位的筛选 |
| 2.3 标记保持率和死亡率 |
| 3 结论与讨论 |
| 3.1 PIT频射芯片标记 |
| 3.2 色素注射标记 |
| 3.3 CWT线码标记 |
| 3.4 荧光（ARS）浸染标记 |
（3）基于微卫星标记的长江江苏段鳙（Aristichthys nobilis）增殖放流效果评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号索引 |
| 第一章 引言 |
| 1.1 鳙的概况 |
| 1.1.1 鳙的分类地位和形态学特征 |
| 1.1.2 鳙的生活习性 |
| 1.1.3 鳙繁殖习性 |
| 1.1.4 鳙的种质资源研究现状 |
| 1.2 群体遗传学常用遗传标记 |
| 1.2.1 形态学标记 |
| 1.2.2 细胞学标记 |
| 1.2.3 生化标记 |
| 1.2.4 DNA分子标记 |
| 1.3 微卫星在群体遗传学上的应用 |
| 1.3.1 微卫星DNA标记概述 |
| 1.3.2 微卫星DNA在亲权鉴定中的应用 |
| 1.3.3 微卫星在遗传多样性分析中的应用 |
| 1.4 增殖放流 |
| 1.4.1 增殖放流概况与发展 |
| 1.4.2 增殖放流效果评估 |
| 1.4.3 长江鳙增殖放流现状 |
| 1.5 本研究背景、目的和意义 |
| 第二章 原良种场鳙亲本和后备亲本种质资源现状分析 |
| 前言 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 器材与设备 |
| 2.1.3 药品与试剂 |
| 2.1.4 基因组DNA的提取 |
| 2.1.5 琼脂糖凝胶电泳检测 |
| 2.1.6 PCR扩增和测序 |
| 2.1.7 数据处理 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 SSR位点多态性 |
| 2.2.2 遗传多样性分析 |
| 2.2.3 遗传结构分析 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 鳙亲本和后备亲本遗传多样性 |
| 2.3.2 鳙亲本和后备亲本群体遗传结构 |
| 2.3.3 鳙种质保护机制 |
| 第三章 长江江苏段主要原良种场增殖放流贡献率评估 |
| 前言 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 器材与设备 |
| 3.1.3 试剂 |
| 3.1.4 基因组DNA的提取 |
| 3.1.5 琼脂糖凝胶电泳检测 |
| 3.1.6 PCR扩增和测序 |
| 3.1.7 数据处理 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 微卫星位点多态性分析 |
| 3.2.2 亲子关系鉴定结果 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 评估样本优越性 |
| 3.3.2 微卫星位点多态性的适用 |
| 3.3.3 增殖放流贡献率 |
| 3.3.4 放流效果评估系统的建立 |
| 全文结论 |
| 展望与建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在校发表论文及科研情况 |
（4）湛江市海洋牧场建设研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究综述 |
| 1.2.1 国外研究综述 |
| 1.2.2 国内研究综述 |
| 1.2.3 文献评述 |
| 1.3 研究的内容、方法和创新点 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 研究的创新点 |
| 1.4 研究思路图 |
| 2 海洋牧场相关概念的界定和理论基础 |
| 2.1 海洋牧场相关概念的界定 |
| 2.1.1 海洋牧场 |
| 2.1.2 人工鱼礁 |
| 2.1.3 增殖放流 |
| 2.2 相关理论 |
| 2.2.1 可持续发展理论 |
| 2.2.2 生态平衡发展理论 |
| 2.2.3 生态经济协调发展理论 |
| 3 湛江市海洋牧场建设的现状 |
| 3.1 湛江市概况 |
| 3.2 湛江市海洋牧场发展现状 |
| 3.2.1 湛江市海洋牧场建设的历程 |
| 3.2.2 湛江市海洋牧场建设现状 |
| 3.3 案例分析 |
| 3.3.1 特呈岛海洋牧场建设情况 |
| 3.3.2 特呈岛海洋牧场的效益 |
| 4 湛江市海洋牧场建设的SWOT分析 |
| 4.1 优势分析 |
| 4.2 机遇分析 |
| 4.3 劣势分析 |
| 4.4 挑战分析 |
| 4.5 SWOT矩阵分析 |
| 5 国内外海洋牧场建设的借鉴 |
| 5.1 国外经验借鉴 |
| 5.1.1 日本长崎海洋牧场 |
| 5.1.2 韩国丽水海洋牧场 |
| 5.1.3 美国加利福尼亚州海洋牧场 |
| 5.2 国内经验借鉴 |
| 5.2.1 辽宁獐子岛海洋牧场 |
| 5.2.2 江苏海州湾海洋牧场 |
| 5.2.3 广东大亚湾海洋牧场 |
| 6 加强湛江市海洋牧场建设的对策建议 |
| 6.1 建设思路 |
| 6.1.1 建设原则 |
| 6.1.2 建设目标 |
| 6.1.3 建设模式 |
| 6.1.4 建设规划与布局 |
| 6.2 对策建议 |
| 6.2.1 宏观方面 |
| 6.2.2 中观方面 |
| 6.2.3 微观方面 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
（5）长江中游四大家鱼放流亲本对早期资源和遗传多样性的影响研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 文献综述 |
| 1.1 四大家鱼 |
| 1.1.1 四大家鱼生物学特性 |
| 1.1.2 长江水系四大家鱼渔业资源状况 |
| 1.1.3 长江水系四大家鱼种质资源状况 |
| 1.1.4 长江水系四大家鱼资源保护措施 |
| 1.2 增殖放流 |
| 1.2.1 增殖放流的起源与发展 |
| 1.2.2 国内增殖放流现状 |
| 1.2.3 国内四大家鱼增殖放流现状 |
| 1.2.4 增殖放流的效果评估 |
| 1.2.5 分子标记在鱼类增殖放流中的应用 |
| 1.3 鱼类早期资源 |
| 1.3.1 鱼类早期资源调查 |
| 1.3.2 鱼类早期资源调查的相关研究与科学价值 |
| 1.3.3 长江中游四大家鱼早期资源调查进展 |
| 第2章 引言 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 立题依据及目的意义 |
| 第3章 青鱼和鳙微卫星多重PCR体系的建立及其群体遗传学应用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验材料 |
| 3.2.2 试验器材 |
| 3.2.3 试剂及溶液配制 |
| 3.2.4 研究方法 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 青鱼微卫星多重荧光PCR体系的优化结果及其实际应用 |
| 3.3.2 鳙微卫星多重荧光PCR体系优化结果及实际应用 |
| 3.4 讨论 |
| 第4章 长江中游四大家鱼放流亲本群体微卫星基因库的补充和构建 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验器材 |
| 4.2.3 试剂与溶液配制 |
| 4.2.4 研究方法 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 青鱼放流亲本群体微卫星基因库的构建 |
| 4.3.2 草鱼放流亲本群体微卫星基因库的补充 |
| 4.3.3 鲢放流亲本群体微卫星基因库的补充 |
| 4.3.4 鳙放流亲本群体微卫星基因库的构建 |
| 4.4 讨论 |
| 第5章 长江中游四大家鱼亲本增殖放流对早期资源量的贡献 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 实验材料 |
| 5.2.2 实验器材 |
| 5.2.3 试剂与溶液配制 |
| 5.2.4 研究方法 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 青鱼 |
| 5.3.2 草鱼 |
| 5.3.3 鲢 |
| 5.3.4 鳙 |
| 5.4 讨论 |
| 第6章 长江中游草鱼和鲢亲本增殖放流对早期资源遗传多样性的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 实验材料 |
| 6.2.2 实验器材 |
| 6.2.3 试剂与溶液配制 |
| 6.2.4 研究方法 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 草鱼 |
| 6.3.2 鲢 |
| 6.4 讨论 |
| 第7章 长江中游四大家鱼渔获物群体遗传多样性现状的研究 |
| 7.1 前言 |
| 7.2 材料与方法 |
| 7.2.1 实验材料 |
| 7.2.2 试验器材 |
| 7.2.3 试剂及溶液配制 |
| 7.2.4 研究方法 |
| 7.3 结果 |
| 7.3.1 序列变异分析 |
| 7.3.2 群体遗传多样性分析 |
| 7.3.3 群体间的遗传分化 |
| 7.3.4 群体的单倍型进化关系 |
| 7.3.5 历史种群动态 |
| 7.4 讨论 |
| 结论 |
| 论文创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 博士在读期间发表的论文、主持及参与的课题 |
| 致谢 |
（6）基于Ecopath模型的大亚湾增殖种类生态容量评估（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 渔业资源的增殖放流概况 |
| 1.1.1 渔业增殖放流的重要性 |
| 1.1.2 渔业资源增殖放流技术的发展 |
| 1.1.3 渔业资源增殖放流效果评估 |
| 1.2 生态容量研究进展 |
| 1.2.1 计算生态容量的一般方法 |
| 1.2.2 Ecopath模型评估生态容量 |
| 1.3 放流种类研究概况 |
| 1.3.1 黑鲷 |
| 1.3.2 黄鳍鲷 |
| 1.3.3 黄斑篮子鱼 |
| 1.3.4 斑节对虾 |
| 1.3.5 三疣梭子蟹 |
| 1.4 本论文的主要研究内容和研究意义 |
| 1.4.1 拟解决科学问题 |
| 1.4.2 研究内容和技术路线 |
| 1.4.3 研究目的和意义 |
| 第二章 大亚湾生态群落及变化特征 |
| 2.1 浮游植物 |
| 2.1.1 种类组成及优势类群 |
| 2.1.2 丰度及物种多样性 |
| 2.1.3 生态类群与群落的划分 |
| 2.2 浮游动物 |
| 2.2.1 种类组成及优势类群 |
| 2.2.2 资源量及物种多样性 |
| 2.3 底栖生物 |
| 2.3.1 种类组成及优势类群 |
| 2.3.2 时空分布及物种多样性 |
| 2.4 鱼类 |
| 2.4.1 种类组成及优势类群 |
| 2.4.2 鱼类群落结构变化 |
| 2.5 讨论 |
| 2.5.1 浮游生物群落变化 |
| 2.5.2 底栖动物群落变化 |
| 2.6 小结 |
| 第三章 大亚湾鱼类资源现状与鱼类多样性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 调查站位与样品采集 |
| 3.1.2 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 种类组成及季节变化 |
| 3.2.2 鱼类资源密度及其时空变化 |
| 3.2.3 鱼类优势种 |
| 3.2.4 鱼类物种多样性特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 大亚湾鱼类资源年际变化 |
| 3.3.2 大亚湾鱼类资源优势种及多样性年际变化 |
| 3.3.3 大亚湾增殖种类资源现状 |
| 第四章 大亚湾Ecopath模型的建立 |
| 4.1 Ecopath模型的原理 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 数据来源 |
| 4.2.2 功能组划分 |
| 4.2.3 功能组生物学参数来源 |
| 4.2.4 Ecopath模型的调试及生态容量估算 |
| 4.2.5 营养级与系统参数指标 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 营养结构和能量流动 |
| 4.3.2 生态系统功能组间的关系与能量转化效率 |
| 4.3.3 增殖种类生态容量评估 |
| 4.3.4 大亚湾增殖前后生态系统特征对比 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 大亚湾生态系统特征 |
| 4.4.2 黑鲷营养生态作用与混合营养关系 |
| 4.4.3 建议黑鲷放流数量 |
| 第五章 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）大亚湾增殖放流生态与经济效果评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 大亚湾概况和增殖放流现状 |
| 1.1.1 大亚湾概况 |
| 1.1.2 大亚湾渔业资源状况 |
| 1.1.3 大亚湾增殖放流现状 |
| 1.2 研究问题 |
| 1.3 技术路线图 |
| 第二章 鱼卵、仔稚鱼对环境因子的适应性研究 |
| 2.1 材料方法 |
| 2.1.1 调查的航次和站位分布 |
| 2.1.2 样品的采集与处理 |
| 2.1.3 数据分析方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 大亚湾鱼卵、仔稚鱼种群特征 |
| 2.2.2 鱼卵、仔稚鱼与环境因子的关系 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 大亚湾鱼卵、仔稚鱼种群特征 |
| 2.3.2 大亚湾鱼卵和种类与环境因子的关系 |
| 第三章 大亚湾生态系统健康评价研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 生物样品采集与鉴定 |
| 3.1.2 环境因子测定 |
| 3.1.3 数据分析 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 评价指标的筛选 |
| 3.2.2 评价指标的权重 |
| 3.2.3 大亚湾海洋生态系统健康评价 |
| 3.2.4 海洋生态系统单项指标健康评价 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 指标的选择 |
| 3.3.2 大亚湾生态环境健康 |
| 3.4 总结 |
| 第四章 基于成本效益分析对大亚湾黑鲷增殖放流的经济评价 |
| 4.1 材料及方法 |
| 4.1.1 调查方法 |
| 4.1.2 成本效益模型的构建 |
| 4.1.3 经济量的计算 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 黑鲷的标志重捕率与分布 |
| 4.2.2 死亡系数 |
| 4.2.3 增殖鱼量与经济效益 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 标志重捕 |
| 4.3.2 死亡系数 |
| 4.3.3 经济效果评价方法 |
| 4.4 总结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
| 致谢 |
（8）基于Ecopath模型的三沙湾能量流动分析及大黄鱼试验性增殖放流（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 增殖放流概述 |
| 1.2.1 国内外渔业增殖概况 |
| 1.2.2 我国增殖放流存在的问题 |
| 1.2.3 三沙湾渔业资源增殖放流概况 |
| 1.3 基于ECOPATH模型的渔业资源增殖放流综述 |
| 1.3.1 Ecopath模型概述 |
| 1.3.2 Ecopath模型原理 |
| 1.3.3 Ecopath模型的调试 |
| 1.3.4 利用Ecopah模型估算放流种增殖生态容量 |
| 1.4 研究内容 |
| 第二章 三沙湾水域生态环境概况 |
| 2.1 环境质量特征 |
| 2.2 生物生态特征 |
| 2.2.1 浮游植物 |
| 2.2.2 浮游动物 |
| 2.2.3 底栖动物 |
| 2.2.4 游泳生物 |
| 第三章 三沙湾ECOPATH模型的建立 |
| 3.1 功能组划分 |
| 3.2 数据来源 |
| 3.2.1 生物量(B) |
| 3.2.2 生产量/生物量(P/B)和消耗量/生物量(Q/B) |
| 3.2.3 模型的调试与平衡 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 模型输出结果 |
| 3.3.2 营养结构与能量流动 |
| 3.3.3 营养级之间的转换效率 |
| 3.3.4 混合营养效应分析 |
| 3.3.5 生态位重叠分析 |
| 3.3.6 关键种分析 |
| 3.3.7 生态系统总体特征 |
| 3.4 基于ECOPATH模型的增殖放流研究 |
| 3.4.1 增殖放流种的筛选 |
| 3.4.2 放流种增殖生态容量估算 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 三沙湾生态系统的营养结构特征 |
| 3.5.2 三沙湾生态系统的能量流动及转化效率 |
| 3.5.3 三沙湾生态系统的发育程度和稳定性 |
| 3.5.4 三沙湾生态系统增殖放流种的筛选和放流量的确定 |
| 第四章 三沙湾大黄鱼试验性增殖放流 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 苗种来源 |
| 4.1.2 标志方法 |
| 4.1.3 网箱暂养 |
| 4.1.4 人工放流 |
| 4.1.5 回捕 |
| 4.1.6 效果评价方法 |
| 4.2 结果 |
| 4.2.1 体长-体质量组成 |
| 4.2.2 体长-体质量关系 |
| 4.2.3 生长参数 |
| 4.2.4 死亡参数 |
| 4.2.5 拐点年龄和临界年龄 |
| 4.2.6 单位补充量渔获量 |
| 4.2.7 回捕率 |
| 4.2.8 遗传多样性 |
| 4.2.9 世代数量估计及渔获量推算 |
| 4.2.10 投入产出比 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 养殖大黄鱼与海区大黄鱼对比分析 |
| 4.3.2 海区大黄鱼生物学特性分析 |
| 4.3.3 增殖放流效果初步评价 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 论文主要结论和成果 |
| 5.2 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（9）点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 放流个体识别研究进展 |
| 1.1.1 增殖放流研究进展 |
| 1.1.2 标记方法简介 |
| 1.1.3 分子标记在增殖放流中的研究进展 |
| 1.2 微卫星标记识别放流个体研究进展 |
| 1.2.1 微卫星标记简介 |
| 1.2.2 亲子鉴定简介 |
| 1.2.3 微卫星标记在亲子鉴定的进展 |
| 1.3 篮子鱼研究进展 |
| 1.3.1 篮子鱼的分类与生物学特征 |
| 1.3.2 篮子鱼的养殖现状与前景 |
| 1.3.3 篮子鱼的优势 |
| 1.3.4 点斑篮子鱼研究进展 |
| 1.3.5 黄斑篮子鱼研究进展 |
| 1.4 本研究的目的和意义 |
| 1.5 本研究的技术路线 |
| 第二章 微卫星分子判别标记组的建立 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验生物材料 |
| 2.1.2 主要仪器 |
| 2.1.3 主要试剂配方 |
| 2.2 方法 |
| 2.2.1 基因组DNA提取 |
| 2.2.2 DNA样品的检测 |
| 2.2.3 高通量测序获取微卫星序列 |
| 2.2.4 引物设计与合成 |
| 2.2.5 微卫星多态性引物筛选 |
| 2.2.6 微卫星引物精选 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 点斑篮子鱼微卫星标记开发结果 |
| 2.3.2 黄斑篮子鱼微卫星标记开发结果 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 筛选高多态性引物的方法 |
| 2.4.2 标记组的遗传多样性 |
| 第三章 点斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立 |
| 3.1 材料 |
| 3.1.1 实验生物样品 |
| 3.1.2 主要仪器 |
| 3.1.3 主要试剂 |
| 3.2 方法 |
| 3.2.1 基因组DNA提取 |
| 3.2.2 PCR扩增 |
| 3.2.3 等位基因分型 |
| 3.2.4 种群遗传多样性分析 |
| 3.2.5 模拟识别 |
| 3.2.6 子代群体识别验证 |
| 3.2.7 野生群体识别验证 |
| 3.2.8 模拟放流群体识别 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 各群体遗传学属性 |
| 3.3.2 模拟分析结果 |
| 3.3.3 子代群体识别验证结果 |
| 3.3.4 野生群体识别验证结果 |
| 3.3.5 模拟放流群体识别结果 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 各群体的遗传多样性差异 |
| 3.4.2 模拟识别的准确度 |
| 第四章 黄斑篮子鱼放流个体分子判别技术的建立 |
| 4.1 材料 |
| 4.1.1 实验生物样品 |
| 4.1.2 主要仪器 |
| 4.1.3 主要试剂 |
| 4.2 方法 |
| 4.2.1 基因组DNA提取 |
| 4.2.2 微卫星等位基因PCR扩增 |
| 4.2.3 等位基因分型 |
| 4.2.4 种群遗传多样性分析 |
| 4.2.5 遗传差异分析 |
| 4.2.6 个体分配分析 |
| 4.2.7 模拟识别 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 各群体遗传学属性结果 |
| 4.3.2 各群体间的遗传分歧 |
| 4.3.3 个体分配分析 |
| 4.3.4 模拟分析结果 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 种群遗传结构 |
| 4.4.2 标记组的识别压力 |
| 第五章 总结 |
| 参考文献 |
| 中英名称缩略语对照表 |
| 致谢 |
| 在读期间发表的学术论文及研究成果 |
（10）湖泊渔业研究:进展与展望（论文提纲范文）
| 1 湖泊渔业现状与发展趋势 |
| 1.1 我国湖泊渔业的发展历程及主要渔业方式 |
| (1) 原始发展阶段 |
| (2) 以产量为主的快速发展阶段 |
| (3) 以生态为重的可持续发展阶段 |
| 1.2 世界湖泊渔业发展及其借鉴 |
| 2 人类活动对湖泊渔业的影响 |
| 2.1 河湖水利工程对湖泊渔业功能的影响 |
| 2.2 过度捕捞对湖泊渔业资源的影响 |
| 2.3 增殖放流与湖泊渔业 |
| 2.4 城镇化发展对湖泊渔业的影响 |
| 3 湖泊环境变化对湖泊渔业的影响 |
| 3.1 湖泊富营养化与渔业资源变化 |
| 3.2 湖泊自然特征变化对鱼类群落结构及多样性的影响 |
| 4 我国湖泊渔业展望 |
| 4.1 新时期湖泊渔业发展的现实需求与途径 |
| 4.2 湖泊渔业监测与管理新技术的应用 |
| 4.3 湖泊生态渔业规划与区域协调管理 |
四、真鲷天然幼鱼渔获实况和人工苗种标志放流调查（论文参考文献）
- [1]基于Ecopath模型的太湖鲢鳙生态容量评估及其与刀鲚资源关系探讨[D]. 赵旭昊. 上海海洋大学, 2021
- [2]准噶尔雅罗鱼标记放流评价[J]. 宋明波,贺疆滔,谢春刚,蔡林钢,王松,刘延,时春明. 天津农业科学, 2021(05)
- [3]基于微卫星标记的长江江苏段鳙（Aristichthys nobilis）增殖放流效果评估[D]. 冯晓婷. 上海海洋大学, 2020(02)
- [4]湛江市海洋牧场建设研究[D]. 张慧鑫. 广东海洋大学, 2019(02)
- [5]长江中游四大家鱼放流亲本对早期资源和遗传多样性的影响研究[D]. 陈会娟. 西南大学, 2019(01)
- [6]基于Ecopath模型的大亚湾增殖种类生态容量评估[D]. 黄梦仪. 上海海洋大学, 2019(03)
- [7]大亚湾增殖放流生态与经济效果评价[D]. 王九江. 浙江海洋大学, 2019(02)
- [8]基于Ecopath模型的三沙湾能量流动分析及大黄鱼试验性增殖放流[D]. 杨彬彬. 厦门大学, 2017(07)
- [9]点斑篮子鱼和黄斑篮子鱼放流个体分子判别方法的建立[D]. 谢志超. 浙江海洋大学, 2018(08)
- [10]湖泊渔业研究:进展与展望[J]. 谷孝鸿,毛志刚,丁慧萍,王银平,曾庆飞,王莲莲. 湖泊科学, 2018(01)