一、河蚬Corbicula fluminea(Müller)人工繁殖技术研究（论文文献综述）
王振[1]（2021）在《大型底栖无脊椎动物的生理特征对低浓度镉胁迫的响应》文中提出镉（Cd）是一种极具生物毒性和长生物半衰期的重金属,其对水生生物的生物累积作用已有了广泛的研究。近年来,随着国家对自然水体的保护和对污染水体的治理,水体中的重金属浓度明显降低。然而,低浓度Cd胁迫对大型底栖动物生理特征的影响机制仍不清楚。本研究以低浓度Cd溶液为实验背景,选择河蚬（Corbicula fluminea）和铜锈环棱螺（Bellamya aeruginosa）作为实验对象,设置0.05 mg L-1、0.10 mg L-1和0.20 mg L-1的Cd溶液梯度作为暴露溶液,开展为期21天的室内水生毒理学培养实验,包含暴露期（正式实验的0～14天）与净化期（正式实验的15～21天）。通过观测水体情况、行为指标和生理指标,探究低浓度Cd胁迫对底栖动物的行为和生理特征的内在影响机制。主要结论如下:Cd胁迫严重影响了底栖动物的消化系统和生殖系统。在投加Cd两天后,消化系统异常现象的出现概率为:0.05 mg L-1组为12%,0.10 mg L-1组为21%,0.20 mg L-1组为29%。低浓度Cd抑制了河蚬和铜锈环棱螺的消化系统,导致未消化完全的螺旋藻粉被排出,并造成了水体的浑浊。Cd在威胁铜锈环棱螺的消化系统后,会对铜锈环棱螺的健康造成严重威胁,当它无法保护仔螺时会将其伴随着排泄行为排出体外。低浓度Cd抑制了河蚬（虹吸行为、耗氧行为、排氨行为）和铜锈环棱螺（运动行为）的行为特征（p<0.05）。在正式实验的第14天,0.20 mg L-1组河蚬的虹吸效率、耗氧率、排氨率和氧氮比分别被抑制了83%、83%、38%和72%。首先,河蚬为应对低浓度Cd威胁,其独特的防御机制-闭壳行为会降低双壳打开的幅度与频率,从而降低过滤能力,即虹吸效率降低,进而降低耗氧率、排氨率。其次,当闭壳行为不能完全抵制Cd威胁时,动物机体内会产生过量的活性氧（Reactive Oxygen Species,ROS）。河蚬为抵御ROS导致的氧化损伤,则需要通过更高的蛋白质代谢活动获得更多的能量,因而导致氧氮比降低。在正式实验的第21天,水体的改善显着提高了处理组河蚬的耗氧率和排氨率（p<0.05）。Cd降低了铜锈环棱螺93%的运动速度,这可能来源于Cd对铜锈环棱螺神经系统的抑制和对机体造成的氧化损伤。河蚬的组织切片结果表明:Cd会对河蚬的斧足造成纤毛退化和细胞空泡化等组织病变,对鳃造成纤毛退化、细胞肿胀和血淋巴管中的收缩和粘连等组织病变,而且河蚬受到的组织损伤程度随着Cd浓度的升高而增加。上述结果证实了Cd会引起动物机体氧化损伤的出现。低浓度Cd胁迫提高了底栖动物软组织内的酶活性。低浓度Cd会显着提高河蚬的乙酰胆碱酯酶（acetylcholinesterase,ACh E）、ATP酶（adenosine triphosphate,ATPase）、抗氧化酶活性和丙二醛（malondialdehyde,MDA）浓度（p<0.05）,并增强铜锈环棱螺鳃和消化腺内的ACh E、抗氧化酶活性和MDA浓度;随着Cd胁迫时间的增加,处理组河蚬软组织内9种酶活性指标中,仅有ACh E、超氧化物歧化酶（superoxide dismutase,SOD）和过氧化氢酶（catalase,CAT）保持较高水平（p<0.05）。在正式实验的第7天（暴露初期）,低浓度Cd会诱导机体产生过量的ROS,进而促使机体提高各种酶活性以消除高的氧化压力;在正式实验的第14天（暴露后期）,随着河蚬已逐渐适应当前环境,ROS在抗氧化系统的第一阶段（SOD和CAT）已基本被清除,其它酶活性降低至正常水平;在净化期,整体换水的方式提高了Ca2+/Mg2+-ATPase和谷胱甘肽S-转移酶的活性。河蚬软组织内的Cd浓度随处理时间的增加而增加。在暴露期,河蚬的Cd生物富集情况为:0.20 mg L-1组>0.05 mg L-1组>0.10 mg L-1组;在净化期,只有0.10mg L-1组仍然进行生物富集。逆浓度富集(0.05 mg L-1组>0.10 mg L-1组)是由于0.10 mg L-1 Cd对河蚬的过滤能力的降低大于0.05 mg L-1 Cd,这增加了0.05 mg L-1组河蚬误食Cd的风险。
李陵云[2]（2021）在《微塑料的制备及其在暴露实验中的应用》文中研究说明微塑料在海洋和淡水生态系统中无处不在。由于其尺寸小的特点,极容易被水生动物所获取,引起了越来越多的科学关注。环境中的微塑料是由多种塑料颗粒混合组成的固体污染物。目前多数的微塑料毒理学实验将微塑料简化为单一化合物。另外,形状规则、尺寸精确、聚合物类型单一的商业化微球是最常用的微塑料,与真实环境中的微塑料并不统一。目前的暴露方法忽略了微塑料的多样性,导致了微塑料的室内毒性数据不能反映真实的微塑料风险。为了探索适用于微塑料的暴露方法,本学位论文将野外调查和室内实验相结合,进行了以下研究。首先,以上海市樱桃河为例,本研究调查了微塑料污染的时空分布特性,获得了微塑料的环境特性。表层水的微塑料平均丰度为4763个/m3,显着高于底层水平均丰度（878个/m3）,表明微塑料在空间上不均匀分布。短时间尺度24小时采样结果证明,微塑料的丰度在每个小时内都处于动态变化。例如,表层水微塑料丰度在380-3660个/m3之间变化,具有时间异质性。该调查表明由于潮汐影响等,微塑料的分布表现出高度的时空异质性分布特性,这一特性在近年来也被越来越多的野外调查所证实。接着,根据微塑料的环境特性制备和表征受试微塑料,并应用于后续的暴露实验。本学位论文制备了微球、纤维和碎片三种不同形状的微塑料。利用不同孔径的筛网和滤膜,将微塑料筛分成不同尺寸。在光学显微镜下对微塑料的形状、尺寸和颜色进行表征。利用显微-傅立叶变换红外光谱仪对微塑料的聚合物类型进行表征。利用纯水、酒精和碘化钠配制不同密度的溶液（0.8-1.8 g/cm3）,通过观察微塑料的悬浮沉降状态来表征微塑料的密度范围。对制备的微塑料进行浓度测定,与Casy流式细胞仪和Flowcam计数仪相比,显微镜计数是较为可靠的浓度测定方法。然后,以形状、聚合物类型和尺寸为例,研究微塑料的理化特性对河蚬摄入微塑料的影响。对于不同形状的微塑料,河蚬更容易摄入微球（0.5-10.25个/g湿重）。河蚬对微塑料的摄入与弹性模量呈负相关。聚酯纤维的弹性模量最低,为2.2×103Mpa,然而河蚬对其摄入丰度最高（4.1个/g湿重）。河蚬对尺寸范围在250-1000μm之间的微塑料摄入最多,该结果与野外发现的河蚬体内微塑料的尺寸范围一致。研究结果证实了微塑料的形状、聚合物类型和尺寸影响生物的摄入水平,微塑料暴露实验应考虑其理化特性。其次,以暴露容器的容量为例,研究环境因子-暴露容量对斑马鱼摄入微塑料的影响。结果显示,斑马鱼对微塑料的摄入与暴露浓度呈正相关。与浓度效应相比,数量效应对于微塑料的摄入起到主导作用。例如,暴露浓度为1600个/L时,不同容量的暴露容器中微塑料数量不同。16 L容量下平均每条鱼摄入49.50个微塑料,显着高于4 L容量下斑马鱼的摄入水平（15.44个每条鱼）。研究结果证实了暴露容量影响了微塑料的暴露数量,进而影响了生物的摄入水平,微塑料暴露实验方法应考虑影响微塑料的环境因子。最后,研究老化特性对黑头呆鱼繁殖能力、胚胎孵化和子代生长的影响。研究结果表明,与棉纤维相比,微塑料暴露下黑头呆鱼产卵量减少,抑制了黑头呆鱼的繁殖。原始微塑料对于黑头呆鱼的胚胎孵化和幼鱼存活、生长发育没有显着影响。与原始微塑料相比,老化微塑料抑制了幼鱼的生存（平均存活率88.9%-95.5%）。老化微塑料导致了幼鱼发生严重的心包水肿和脊柱弯曲等畸形形态。研究结果证实了微塑料的老化对生物毒性起着重要作用,微塑料暴露实验方法应考虑其老化特性。学位论文建议,微塑料暴露方法应该考虑“环境相关特性”。“环境相关特性”是指,在毒性实验中使用的微塑料具有环境相关浓度、物理化学特性以及老化特性,并且要考虑到影响微塑料特性的环境因子,例如暴露容量等等。为了构建“环境相关特性”微塑料暴露方法,首先,通过野外调查获取真实环境中的微塑料特性;其次,在室内制备受试微塑料,模拟环境特性;最后,使用具有“环境相关特性”的微塑料进行室内毒性实验,获得生态相关毒理学数据。
李嘉欣,郑卓,谷俊杰,马婷,易西兵,汤永杰[3]（2021）在《广州城区晚全新世环境变迁与人类活动》文中研究表明对广州市越秀区解放中路考古遗址剖面进行了年代学、岩性、硅藻和软体动物鉴定等研究,发现广州珠江北岸古城区南部在先秦时期为河道及河口湾湿地/洼地;因河流-河涌的淡水注入使河口盐度降低,故而沉积物中未见较高盐度的微体生物,仅发现了河口型咸水-半咸水硅藻;此时堆积的贝壳大多为淡水种,半咸水种少见,表明先秦（东周）时期,广州地区水域盐度与中全新世海湾环境完全不同。东周时期珠江两岸为河流淡水影响为主、与上溯潮水交汇的微咸水或淡水环境;地层中出土的大量淡水-微咸水贝壳,经AMS14C测年归于早于2500年前的渔猎文化盛行时食用废弃堆积,其后又被挖掘再堆填到后期的文化堆积中（如唐代城市扩张及清挖河涌）。秦至唐代该地逐渐成为人类频繁活动的地点,但仍为河流—潮汐相互影响下的洼地或河涌低地环境,与历史记录的唐代珠江岸线分布基本一致。宋代以后该区域已经暴露地表,并逐渐成为古代广州城区,期间可能受到多次洪水冲积。上述变化主要与全新世海平面变化、河流泥沙输入、土地利用与围垦等多方面影响有关,这些考古记录与广州古城演变吻合,与珠江三角洲地区晚全新世海退,以及平原淤积发展过程密切相关。
徐其建,黄镇,林岗[4]（2020）在《凹线仙女蚬Cytb基因片段序列分析及系统进化树初步构建》文中进行了进一步梳理初步探究凹线仙女蚬的系统发育地位,为凹线仙女蚬的分子遗传学研究提供前期数据。采用PCR方法扩增得到凹线仙女蚬Cyrenobatissa subsulcata线粒体细胞色素b （Cytb）基因片段序列,序列长为624bp,并在NCBI上使用NT数据库进行Blast比对分析,进而构建系统进化树,探讨凹线仙女蚬的分类地位。结果显示NT数据库中未见凹线仙女蚬的Cytb基因信息。研究扩增获得的序列与蚬属其他种的Cytb基因片段有88%的相似性,与其他帘蛤目贝类的相似度77.02%～78.53%,表明扩增出的片段是凹线仙女蚬所特有的Cytb基因片段。基于Kimura′s 2-Parameter模型计算得出,3个样本个体的遗传距离仅为0～0.001 6,远小于蚬属内种间遗传距离（0.002～0.114）,与蚬属的遗传距离为0.127～0.144、与帘蛤目帘蛤科种类遗传距离为0.282～0.335。进化树显示,凹线仙女蚬样品独立聚为一支,与蚬属聚为一大支,支持度为99,表明仙女蚬属与蚬属的亲缘关系较近,与帘蛤科的遗传距离较远。
张欢[5]（2020）在《联苯菊酯和氰戊菊酯对河蚬的毒性效应研究》文中研究表明拟除虫菊酯杀虫剂是新一代高效广谱杀虫剂,具有杀虫效果好、毒性低等特点而被广泛使用。虽然拟除虫菊酯杀虫剂降解相对较快,由于其使用量大和频率高,导致在水环境中存在较大残留量。此外,拟除虫菊酯杀虫剂为靶向农药,对于人类和哺乳动物毒性低,但对水生生物存在较大毒性。目前拟除虫菊酯杀虫剂对于鱼类毒性已有报道,但几乎未见其对底栖生物毒性和毒理效应研究报道。因此,本研究以我国土着底栖生物河蚬为实验生物,将河蚬暴露在高浓度组（25μg/L）、中浓度组（5μg/L）和低浓度组（1μg/L）的联苯菊酯和氰戊菊酯中15天,分析并确定了转录组、酶活性、细胞凋亡、彗星实验、组织切片以及过滤速率和掘穴行为等多个指标变化,全面评估了联苯菊酯和氰戊菊酯对河蚬的毒性效应,以期为水环境农药环境管理提供科学依据和技术支撑。主要结果如下:1、两种拟除虫菊酯暴露后引起了河蚬免疫、代谢、凋亡等相关基因和通路的显着变化。2、25μg/L联苯菊酯和氰戊菊酯暴露后GST,CAT活性以及MDA,ROS含量显着升高,表明联苯菊酯和氰戊菊酯暴露激活了河蚬的抗氧化防御系统,但造成了氧化损伤。此外,高浓度组的联苯菊酯和氰戊菊酯暴露后ACh E的活性显着降低,说明了这两个拟除虫菊酯具有神经毒性。3、25μg/L联苯菊酯和氰戊菊酯处理组Caspase-8,Caspase-9的活性显着升高,25μg/L联苯菊酯暴露后Caspase-3的活性也显着性的升高;且暴露组凋亡细胞的百分比显着增加,这表明联苯菊酯和氰戊菊酯通过激活Caspase介导的凋亡途径诱导河蚬消化腺细胞凋亡。彗星实验结果发现了Olive尾距的长度在25μg/L联苯菊酯和氰戊菊酯处理组显着增加,表明联苯菊酯和氰戊菊酯具有基因毒性。4、在联苯菊酯和氰戊菊酯的所有处理组都观察到消化腺组织空泡化,在5μg/L和25μg/L联苯菊酯处理组消化管发生了退化,表明联苯菊酯和氰戊菊酯存在慢性毒性。5、在25μg/L联苯菊酯和氰戊菊酯处理组河蚬的过滤速率被抑制,表明联苯菊酯和氰戊菊酯具有行为毒性。综上所述,联苯菊酯和氰戊菊酯引起了河蚬机体解毒、代谢、凋亡通路的变化,导致氧化酶生物标志物活性、组织病理学特征的改变、细胞凋亡、DNA损伤和行为的改变。本研究全面评价了2种拟除虫菊酯杀虫剂中短期暴露对河蚬的毒性效应,为进一步研究拟除虫菊酯杀虫剂对底栖双壳贝类河蚬的毒性机制奠定基础。
李伟[6]（2020）在《环境胁迫对太湖河蚬生长的影响》文中研究指明本文通过文献资料整理、室内模拟实验、室外模拟实验等方法研究了温度与食物质量对太湖河蚬摄食和排泄影响,底质与溶解氧对太湖河蚬生长影响,在此基础上开展了机械增氧时底质与吊养深度对太湖河蚬生长影响研究,以期为河蚬在水生态修复中的应用提供科学支撑。所得的结果如下:通过室内实验模拟温度和食物质量两个因素对河蚬摄食和排泄的影响,温度设置在2032℃之间,食物质量为藻华湖水、50%藻华湖水+50%绿藻、绿藻、50%绿藻+50%蓝藻、蓝藻5种,通过测定不同条件下河蚬的摄食率与排泄率,以研究温度与食物质量对河蚬生存状态的影响。结果表明:河蚬的摄食率会随着温度的升高而升高,在24℃达到最大后逐渐降低。温度与食物质量对河蚬摄食和排泄活动具有交互影响,而食物质量对河蚬摄食的影响力会在高温胁迫下减弱。夏季高温时河蚬的高能耗,以及太湖蓝藻水华暴发造成食物的低质量,导致河蚬可用于生长和繁殖的能量锐减,这可能是其种群衰退的重要原因之一。通过室外受控实验的形式,将太湖底泥与石英砂混匀作为混合底质（简称混合）,太湖底泥混匀作为湖泥底质（简称湖泥）。以吊养水深与溶氧负相关的关系,水深1 m为高氧处理,水深2 m为低氧处理。溶解氧和底质类型分别组合,形成低氧混合、高氧混合、低氧湖泥、高氧湖泥四个处理组,通过测定河蚬在不同处理条件下的存活率和生长,来揭示环境因素对河蚬种群的影响。结果表明:水体溶氧含量与底质类型对河蚬的存活率具有显着影响,在低氧环境中混合底质能将河蚬的存活率提高50%以上,可见良好的底质可以显着提高河蚬的存活率。在混合底质中河蚬的生长率和肥满度都高于湖泥底质,在使用河蚬进行水生态修复时,良好的底质可以改善河蚬的生境质量,并提高其生态效益。通过室外受控实验的形式,测定河蚬在机械增氧的环境中不同底质和吊养水深的存活和生长情况,以反映生态修复中机械增氧对河蚬的影响。实验根据底质类型和吊养水深分为混合2 m、混合1 m、湖泥2 m、湖泥1 m四个处理组,以存活率、生长率、肥满度等作为河蚬生长存活的指标。结果表明:通过机械增氧虽然能够增加河蚬在修复水体中的存活率,但增氧曝气产生的水流会影响河蚬摄食的稳定性,进而影响水体修复的效率。在机械增氧的环境下,良好的底质能够增加河蚬的相对生长率,不同水深对河蚬的存活和生长并无显着的影响。可见吊样方式并不能在机械增氧的环境中减少曝气对河蚬生长的影响,为河蚬在水生态修复中的应用提供参考。
单袁[7]（2019）在《三种新烟碱农药对河蚬行为、组织病理及抗氧化系统的影响》文中进行了进一步梳理新烟碱类杀虫剂是现代作物保护中增长最快的一类广谱内吸性杀虫剂。而中国是新烟碱类杀虫剂的最大生产和出口国。随着新烟碱类杀虫剂生产量及使用量逐年增加,其对我国水生生物的潜在危害日益突显。本研究通过虹吸速率测定、组织切片、酶活检测、荧光定量PCR等方法探讨了三种新烟碱类杀虫剂吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对中国底栖双壳类本地种河蚬的行为、组织病理及抗氧化系统的影响。研究结果显示,河蚬分别暴露于浓度为0μg/L,20μg/L,200μg/L和2000μg/L的吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺30天后,三种新烟碱药物对河蚬的虹吸作用和掘穴行为均有显着抑制作用（P<0.05）。在2000μg/L处理组,河蚬出现明显的组织病理学变化,如纤毛变性、淋巴细胞收缩及黏连、鳃丝上皮细胞肿胀、消化管退化、结缔组织溶血性渗透和消化腺体上皮细胞坏死。乙酰胆碱酯酶（AChE）活性在三种新烟碱药物处理组的消化腺体中均表现为明显抑制水平（P<0.05）。在所有处理组中,河蚬鳃和消化腺体的抗氧化系统指标如超氧化物歧化酶（SOD）、过氧化氢酶（CAT）、谷胱甘肽硫转移酶（GST）和丙二醛（MDA）的含量均显着升高（P<0.05）。此外,热休克蛋白系列基因（hsp22、hsp40、hsp60、hsp70）和多重细胞抗性（MXR）相关基因（abcb1、abcc1）mRNA表达水平显着下调（P<0.05）。本研究结果表明,三种新烟碱类杀虫剂吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺均对河蚬的行为、组织病理及氧化应激系统造成了显着影响,使得河蚬行为异常,病理结构产生损伤以及抗氧化系统失衡,说明水体和沉积物中累积的残留农药含量对底栖生物有一定的潜在危害,继而会影响其他非靶标水生生物甚至人体。新烟碱类化合物对底栖双壳类生物的影响及其机制需要引起重视并开展深入研究。
刘燕山,张彤晴,唐晟凯,李大命,刘小维,谷先坤[8]（2018）在《河蚬网围增殖技术的研究进展》文中研究说明河蚬（Corbicula fluminea）属于瓣鳃纲（Lamellibranchia）,真瓣鳃目（Eulamellibranchia）,蚬科（Corbiculidae）,蚬属（Corbicula）,主要分布在淡水湖泊、沟渠、池塘及咸淡水交汇的江河中[1]。河蚬营养价值高,含有丰富的蛋白质和粗脂肪,必需氨基酸组成和不饱和脂肪酸含量均符合人体的需求,有养生效果[2],是非常重要的经济贝类。我国每年有上万吨的
刘薇薇[9]（2018）在《纳米银在实验系统的迁移转化及其对河蚬的毒性效应研究》文中研究指明近些年来,纳米银不断被广泛应用于生产生活领域,为社会发展带来巨大的便利。因此,在生产、制造、使用、产品废弃等过程中纳米银不可避免会随污水进入到水环境中,影响水生生物、水生环境的安全健康。纳米银进入水环境中,大部分经过物理化学作用进入到底泥中或者富集于生物体内,纳米银对底栖无脊柱生物的毒性影响引起关注。其中滤食性双壳贝类作为底栖生物的重要组成,不仅在海洋及淡水生态系统构成和功能上起着至关重要的作用,并且还是典型的环境污染生物指示物。但现有研究多关注于纳米银对海洋双壳贝类的影响,而纳米银对淡水双壳贝类的研究寥寥,因此纳米银对淡水双壳贝类的毒性影响值得进一步研究。本论文选用以聚乙烯吡咯烷酮（Polyvinyl Pyrrolidone,PVP）为稳定剂的纳米银材料为目标污染物,以淡水双壳贝类河蚬为受试生物,通过一系列模拟生态系统实验研究PVP包裹纳米银材料在模拟生态系统中的迁移及其对河蚬的抗氧化机制与生理行为的毒性影响。不同浓度纳米银(0,0.1,0.5,2 mg·L-1)在模拟实验系统中的迁移转化实验结果表明,河蚬起到促进纳米银向底泥沉积的作用。河蚬对不同浓度的纳米银均表现出良好的耐受性,并且在低浓度下,河蚬活体组织对于环境中的纳米银具有较强的敏感性。纳米银在河蚬体内具有较长停留时间,可能会对河蚬组织造成长期的毒性效应。由纳米银对河蚬毒性影响实验的结果可知,河蚬组织对不同浓度的纳米银表现出不同的抗氧化机制;0.1mg·L-1AgNPs抑制河蚬摄食率及排氨率;0.5mg·L-1AgNPs河蚬体内GSH含量增加以保护组织免受氧化损伤;2 mg·L-1AgNPs条件下,河蚬受到氧化损伤,摄食及代谢能力减弱,河蚬体内的抗氧化防御机制被激活,通过分泌抗氧化酶类（SOD、CAT、GST、GPx）和非酶类抗氧化剂（GSH）调节,可在一定程度上可减轻河蚬组织的氧化损伤。
王剑平,李德亮,曾聪,朱鹏飞,占江凡[10]（2018）在《捞刀河浏阳段河蚬的遗传多样性及生殖特征研究》文中进行了进一步梳理研究以线粒体细胞色素氧化酶Ⅰ（COⅠ）部分序列（614 bp）为分子标记,对捞刀河浏阳段河蚬Corbicula fluminea（n=40）的种群遗传多样性进行评价,并分别从性腺组织学和精子形态学两方面分析其生殖特征,以期丰富河蚬的繁殖生物学信息,为开展其人工繁殖及资源保护提供参考。结果显示,40条河蚬COⅠ基因序列共检出4种单倍型,17个变异位点,平均单倍型多样性、平均核苷酸多样性和平均核苷酸差异数分别为0.664±0.042、0.014±0.006和8.595。捞刀河浏阳段河蚬存在雌雄同体和雌雄异体2种性别系统,雌雄同体、雄性和雌性的性比约为6﹕3﹕1。雌雄同体个体生殖滤泡存在滤泡混合型和滤泡并存型2种类型。23个雌雄同体和8个雄性个体的精子均为双鞭毛。结果表明,捞刀河浏阳段河蚬种群的遗传多样性相对较低,生殖方式多样且以雄核生殖为主。
二、河蚬Corbicula fluminea(Müller)人工繁殖技术研究（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、河蚬Corbicula fluminea(Müller)人工繁殖技术研究（论文提纲范文）
（1）大型底栖无脊椎动物的生理特征对低浓度镉胁迫的响应（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 重金属的生物放大 |
| 1.2.2 Cd的生物监测 |
| 1.2.3 指示生物的选择 |
| 1.2.4 问题的提出 |
| 1.3 研究内容、技术路线及意义 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.3.3 研究意义 |
| 1.4 创新点 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 实验设计 |
| 2.1.1 预培养 |
| 2.1.2 正式试验 |
| 2.2 样品测定 |
| 2.2.1 行为特征测定 |
| 2.2.2 组织病理学分析 |
| 2.2.3 AChE、ATPase和抗氧化酶活性及MDA含量的测定 |
| 2.2.4 镉和基本元素的测定 |
| 2.2.5 数据统计与分析 |
| 第三章 大型底栖动物行为特征对低浓度Cd胁迫的响应 |
| 3.1 水体情况 |
| 3.2 底栖动物行为特征对Cd胁迫的响应 |
| 3.2.1 河蚬行为特征变化 |
| 3.2.2 铜锈环棱螺消化系统异常行为 |
| 3.2.3 铜锈环棱螺的运动速度变化 |
| 3.3 河蚬的组织氧化损伤情况对Cd胁迫的响应 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 大型底栖动物生理生化指标对Cd胁迫的响应 |
| 4.1 底栖动物ACh E活性对Cd胁迫的响应 |
| 4.2 底栖动物ATPase活性对Cd胁迫的响应 |
| 4.3 底栖动物抗氧化酶活性和MDA含量对Cd胁迫的响应 |
| 4.4 河蚬的Cd生物富集对Cd胁迫的响应 |
| 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 |
| 攻读学位期间的研究成果 |
| 致谢 |
（2）微塑料的制备及其在暴露实验中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 缩略词 |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 微塑料概述 |
| 1.1.1 塑料垃圾 |
| 1.1.2 微塑料的定义 |
| 1.1.3 初级和次级微塑料 |
| 1.1.4 微塑料的环境特性 |
| 1.2 微塑料野外分布现状 |
| 1.2.1 水体中的微塑料 |
| 1.2.2 水生动物体内的微塑料 |
| 1.3 微塑料室内生态毒理学研究 |
| 1.3.1 摄入和营养级转运 |
| 1.3.2 个体和种群水平的影响 |
| 1.3.3 组织细胞和亚细胞水平的影响 |
| 1.3.4 与其他污染物的复合毒性效应 |
| 1.4 暴露实验的环境相关性 |
| 1.4.1 微塑料浓度和尺寸的不统一 |
| 1.4.2 微塑料形状和聚合物类型的不统一 |
| 1.4.3 微塑料老化的不统一 |
| 1.5 论文研究内容、目的和意义 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目的和意义 |
| 第二章 微塑料污染的时空分布特性-以樱桃河为例 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 主要仪器和耗材 |
| 2.2.2 研究区域和潮汐变化 |
| 2.2.3 微塑料的采样和提取 |
| 2.2.4 微塑料的观察统计和鉴定 |
| 2.2.5 质量控制 |
| 2.2.6 微塑料的日均通量计算 |
| 2.2.7 数据分析 |
| 2.3 结果 |
| 2.3.1 微塑料的空间异质性分布 |
| 2.3.2 微塑料的时间异质性分布 |
| 2.3.3 微塑料的颜色、尺寸和聚合物特性 |
| 2.3.4 樱桃河微塑料的日均通量 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 微塑料污染和来源 |
| 2.4.2 微塑料的时空异质性分布 |
| 第三章 微塑料的室内制备和表征方法 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 主要仪器和耗材 |
| 3.2.2 不同形状微塑料的制备 |
| 3.2.3 不同尺寸微塑料的筛选 |
| 3.2.4 微塑料形状、尺寸和聚合物类型的表征 |
| 3.2.5 微塑料密度的表征 |
| 3.2.6 尼罗红染色 |
| 3.2.7 溶液的配制及浓度的计量 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 微塑料的形状和聚合物类型 |
| 3.3.2 微塑料的尺寸分类 |
| 3.3.3 微塑料的密度测定 |
| 3.3.4 尼罗红染色的可行性 |
| 3.3.5 计数方法的对比 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 微塑料密度表征、染色和计数方法的可行性 |
| 3.4.2 微塑料制备和表征的重要性 |
| 第四章 微塑料理化特性对河蚬摄入微塑料的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 主要仪器和耗材 |
| 4.2.2 微塑料的制备和表征 |
| 4.2.3 河蚬的驯养 |
| 4.2.4 实验设计 |
| 4.2.5 微塑料的提取 |
| 4.2.6 微塑料的观察及计数 |
| 4.2.7 数据分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 河蚬对不同形状的微塑料的摄入 |
| 4.3.2 河蚬对不同聚合物类型的微塑料的摄入 |
| 4.3.3 河蚬对不同尺寸的聚酯纤维的摄入 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 微塑料形状对水生生物的影响 |
| 4.4.2 微塑料聚合物类型对水生生物的影响 |
| 4.4.3 微塑料尺寸对水生生物的影响 |
| 第五章 暴露容量对斑马鱼摄入微塑料的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 主要仪器和耗材 |
| 5.2.2 微塑料的制备和表征 |
| 5.2.3 斑马鱼的驯养 |
| 5.2.4 暴露容器 |
| 5.2.5 实验设计 |
| 5.2.6 微塑料的提取和观察 |
| 5.2.7 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 斑马鱼对微塑料的生物积累 |
| 5.3.2 微塑料的浓度效应 |
| 5.3.3 微塑料的数量效应 |
| 5.3.4 斑马鱼在两种暴露容器中的行为学分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 微塑料的浓度和数量效应 |
| 5.4.2 环境相关性 |
| 第六章 微塑料老化特性对其生物效应的影响 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 主要仪器和耗材 |
| 6.2.2 微纤维的制备和表征 |
| 6.2.3 实验设计 |
| 6.2.4 评估胚胎孵化率、幼鱼存活率、生长发育和畸形 |
| 6.2.5 数据分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 对黑头呆鱼母代繁殖力的影响 |
| 6.3.2 对胚胎孵化的影响 |
| 6.3.3 对幼鱼存活率的影响 |
| 6.3.4 对幼鱼生长发育的影响 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 微塑料对水生动物繁殖发育的影响 |
| 6.4.2 老化对水生动物的毒性影响 |
| 第七章 微塑料暴露方法的构建 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 微塑料暴露方法思路和过程 |
| 7.2.1 基于“环境相关特性”的微塑料暴露方法的概念框架 |
| 7.2.2 微塑料环境特性的获取 |
| 7.2.3 “环境相关特性”微塑料的制备和表征 |
| 7.2.4 暴露实验的开展 |
| 7.2.5 毒理学终点的设定 |
| 7.3 基于“环境相关特性”微塑料暴露的操作方案 |
| 第八章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 攻读学位期间参与的科研项目 |
| 攻读学位期间的科研成果 |
| 致谢 |
（3）广州城区晚全新世环境变迁与人类活动（论文提纲范文）
| 1 采样与研究方法 |
| 1.1 解放中路考古遗址概况和研究剖面 |
| 1.2 研究方法 |
| 2 结果分析 |
| 2.1 地层年代测定与考古层朝代对比 |
| 2.2 剖面磁化率结果 |
| 2.3 硅藻分析结果 |
| 2.4 软体动物分析结果 |
| 3 讨论 |
| 3.1 遗址地层密集贝壳堆积的年代与成因分析 |
| 3.2 先秦—西汉南越国时期的沉积环境 |
| 3.3 唐代沉积指示的古环境 |
| 3.4 宋代的疑似洪水沉积 |
| 3.5 广州古城的珠江岸线演变 |
| 4 结论 |
（4）凹线仙女蚬Cytb基因片段序列分析及系统进化树初步构建（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 试验材料 |
| 1.1.1 凹线仙女蚬样本信息 |
| 1.1.2 试验仪器 |
| 1.1.3 试验试剂 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.2.1 形态学性状测定 |
| 1.2.2 凹线仙女蚬基因组DNA的提取 |
| 1.2.3 凹线仙女蚬Cytb基因片段的克隆和序列测定 |
| 1.3 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 凹线仙女蚬形态学性状分析 |
| 2.2 凹线仙女蚬Cytb基因片段分析 |
| 2.2.1 凹线仙女蚬基因组DNA的提取 |
| 2.2.2 凹线仙女蚬Cytb基因片段扩增 |
| 2.2.3 凹线仙女蚬Cytb基因片段比对分析 |
| 2.2.4 凹线仙女蚬Cytb基因片段序列 |
| 2.2.5 凹线仙女蚬Cytb基因片段序列特征分析 |
| 2.2.6 凹线仙女蚬种群内遗传距离 |
| 2.2.7 凹线仙女蚬与参比种的属间遗传距离 |
| 2.2.8 凹线仙女蚬的系统进化树 |
| 3 讨论 |
（5）联苯菊酯和氰戊菊酯对河蚬的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 1 前言 |
| 1.1 拟除虫菊酯杀虫剂 |
| 1.1.1 拟除虫菊酯杀虫剂概述 |
| 1.1.2 拟除虫菊酯在环境中的分布 |
| 1.1.3 拟除虫菊酯的毒性作用 |
| 1.2 河蚬及其毒理学相关研究 |
| 1.2.1 河蚬简介 |
| 1.2.2 化学物质对河蚬转录组的影响 |
| 1.2.3 化学物质对河蚬DNA损伤的影响 |
| 1.2.4 化学物质对河蚬细胞凋亡的影响 |
| 1.2.5 化学物质对河蚬组织病理的影响 |
| 1.2.6 化学物质对河蚬行为的影响 |
| 1.3 研究目的和意义 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂 |
| 2.1.2 主要试剂配制 |
| 2.1.3 实验仪器 |
| 2.1.4 实验动物及饲养 |
| 2.2 实验设计 |
| 2.3 总RNA的提取 |
| 2.4 转录组文库构建和测序 |
| 2.4.1 文库构建 |
| 2.4.2 文库测序 |
| 2.5 转录组组装和注释 |
| 2.6 差异表达基因 |
| 2.7 荧光定量PCR |
| 2.7.1 引物合成 |
| 2.7.2 cDNA第一链的合成 |
| 2.7.3 引物模板验证 |
| 2.7.4 荧光定量PCR扩增 |
| 2.8 酶活实验 |
| 2.8.1 蛋白含量测定 |
| 2.8.2 酶活测定 |
| 2.9 组织病理学分析 |
| 2.10 细胞凋亡实验 |
| 2.11 彗星实验 |
| 2.12 行为学测试 |
| 2.12.1 河蚬过滤速率的测定 |
| 2.12.2 河蚬掘穴行为测定 |
| 2.13 数据分析 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 转录组 |
| 3.1.1 转录组测序和组装 |
| 3.1.2 基因功能注释和分类 |
| 3.1.3 差异表达基因 |
| 3.1.3.1 BF暴露后差异表达的基因 |
| 3.1.3.2 BF暴露后荧光定量qRT-PCR |
| 3.1.3.3 FEN暴露后差异表达的基因 |
| 3.1.3.4 FEN暴露后荧光定量qRT-PCR |
| 3.2 抗氧化酶活性及ROS,MDA,AChE含量的测定 |
| 3.2.1 BF暴露后酶的活性变化 |
| 3.2.2 FEN暴露后的酶活变化 |
| 3.3 Caspase酶活及细胞凋亡 |
| 3.3.1 BF暴露后对河蚬消化腺Caspase酶活及细胞凋亡的影响 |
| 3.3.2 FEN暴露后对河蚬消化腺Caspase酶活及细胞凋亡的影响 |
| 3.4 DNA损伤 |
| 3.4.1 BF暴露后诱导的DNA损伤 |
| 3.4.2 FEN暴露后诱导的DNA损伤 |
| 3.5 病理组织学结果 |
| 3.5.1 BF暴露后引起的组织学病变 |
| 3.5.2 FEN暴露后引起的组织学病变 |
| 3.6 两种拟除虫菊酯杀虫剂对河蚬行为的影响 |
| 3.6.1 BF暴露后对河蚬行为的影响 |
| 3.6.2 FEN暴露后对河蚬行为的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 BF和FEN暴露后河蚬差异基因的变化 |
| 4.2 BF和 FEN对河蚬抗氧化酶及ROS,MDA含量的影响 |
| 4.3 BF和FEN诱导的神经毒性 |
| 4.4 BF和FEN诱导的细胞凋亡 |
| 4.5 BF和 FEN诱导的DNA损伤 |
| 4.6 BF和FEN诱导的组织病理变化 |
| 4.7 BF和FEN对河蚬行为学的影响 |
| 5 小结 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读硕士学位期间论文发表情况 |
| 致谢 |
（6）环境胁迫对太湖河蚬生长的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 研究区域 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 河蚬的生态价值 |
| 1.3.2 太湖河蚬种群特征 |
| 1.3.3 河蚬生态胁迫因子 |
| 1.3.4 研究存在的不足 |
| 1.4 主要研究内容 |
| 1.5 技术路线 |
| 2 温度与食物质量对河蚬摄食及排泄的影响 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 研究材料 |
| 2.2.2 实验设计 |
| 2.2.3 数据分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 温度对河蚬摄食率的影响 |
| 2.3.2 温度与食物质量对河蚬摄食率的影响 |
| 2.3.3 温度与食物质量对河蚬排泄物的影响 |
| 2.4 讨论 |
| 2.4.1 温度对摄食率的影响 |
| 2.4.2 食物质量对摄食率的影响 |
| 2.4.3 温度与食物质量对河蚬摄食的影响 |
| 2.4.4 温度与食物质量对排泄活动的影响 |
| 2.5 小结 |
| 3 底质与溶氧对河蚬生长的影响 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究材料 |
| 3.2.2 实验设计 |
| 3.2.3 数据分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 不同处理组的溶氧及叶绿素 |
| 3.3.2 不同处理组河蚬的存活率 |
| 3.3.3 不同处理组河蚬的相对生长率 |
| 3.3.4 不同处理组河蚬的生长率和肥满度 |
| 3.3.5 不同处理组的水体及底质理化指标 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 底质与溶氧对河蚬存活率的影响 |
| 3.4.2 底质与溶氧对河蚬生长的影响 |
| 3.4.3 河蚬对水体营养盐及底泥的影响 |
| 3.5 小结 |
| 4 机械增氧时底质与水深对河蚬生长的影响 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 实验材料 |
| 4.2.2 实验方法 |
| 4.2.3 数据分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 不同处理间的溶解氧及叶绿素 |
| 4.3.2 不同处理组河蚬的存活率 |
| 4.3.3 不同处理组河蚬的相对生长率 |
| 4.3.4 不同处理组河蚬的生长率及肥满度 |
| 4.3.5 不同处理组的水体及底质理化指标 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 机械增氧时底质与水深对河蚬存活率的影响 |
| 4.4.2 机械增氧时底质与水深对河蚬生长的影响 |
| 4.4.3 机械增氧时河蚬对水体营养盐及底泥的影响 |
| 4.5 小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表论文与研究成果清单 |
| 致谢 |
（7）三种新烟碱农药对河蚬行为、组织病理及抗氧化系统的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 缩略语表 |
| 1 前言 |
| 1.1 新烟碱类农药概述 |
| 1.1.1 吡虫啉简介 |
| 1.1.2 噻虫嗪简介 |
| 1.1.3 噻虫胺简介 |
| 1.2 河蚬研究进展 |
| 1.2.1 河蚬简介 |
| 1.2.2 河蚬的毒理学研究进展 |
| 1.2.3 研究目的和意义 |
| 2 河蚬实验室养殖和毒性试验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试液及其配方 |
| 2.1.2 实验仪器及试剂 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 河蚬的实验室养殖 |
| 2.2.2 河蚬毒性实验方法 |
| 2.2.2.1 河蚬的生物毒性暴露条件 |
| 2.2.2.2 河蚬毒性暴露实验 |
| 2.2.3 行为学测定方法 |
| 2.2.3.1 河蚬虹吸作用测定 |
| 2.2.3.2 河蚬掘穴行为测定 |
| 2.2.4 组织病理学分析 |
| 2.2.5 河蚬的生化实验方法 |
| 2.2.5.1 蛋白提取 |
| 2.2.5.2 Ach E、抗氧化酶活性和MDA含量的测定 |
| 2.2.6 河蚬的分子生物学相关方法 |
| 2.2.6.1 总RNA的提取 |
| 2.2.6.2 反转录成c DNA |
| 2.2.7 数据统计与分析 |
| 3 实验结果 |
| 3.1 河蚬行为学指标结果 |
| 3.2 组织病理学观察结果 |
| 3.2.1 鳃组织病理学结果 |
| 3.2.2 消化腺组织病理学结果 |
| 3.3 乙酰胆碱酯酶、抗氧化系统酶活以及丙二醛 |
| 3.4 gst、abc和hsp系列基因的表达 |
| 4 讨论 |
| 4.1 吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对河蚬行为的毒性效应 |
| 4.2 吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对河蚬组织的毒性效应 |
| 4.3 吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对河蚬ACh E活性的影响 |
| 4.4 吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对河蚬抗氧化系统的影响 |
| 4.4.1 SOD |
| 4.4.2 CAT |
| 4.4.3 GR |
| 4.4.4 GST |
| 4.4.5 MDA |
| 4.5 吡虫啉、噻虫嗪和噻虫胺对河蚬基因表达水平的影响 |
| 4.5.1 HSP系列基因表达水平分析 |
| 4.5.2 GST系列基因表达水平分析 |
| 4.5.3 ABC系列基因表达水平分析 |
| 5 小结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）河蚬网围增殖技术的研究进展（论文提纲范文）
| 1 河蚬网围增殖区的选取 |
| 2 种苗放养 |
| 3 网围增殖模式 |
| 3.1 蟹-蚬混养 |
| 3.2 螺-蚬混养 |
| 3.3 鱼-蚬混养 |
| 4 3种增殖模式的比较 |
| 4.1 空壳率 |
| 4.2 年龄结构 |
| 4.3 生物量 |
| 5 影响河蚬存活和生长的因素 |
| 6 存在的问题与展望 |
（9）纳米银在实验系统的迁移转化及其对河蚬的毒性效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 纳米材料概述 |
| 1.1.1 纳米材料分类 |
| 1.1.2 纳米材料的特性 |
| 1.1.3 纳米材料的应用 |
| 1.2 银纳米材料概述 |
| 1.2.1 银纳米材料的特性及其应用 |
| 1.3 纳米银在环境中的行为 |
| 1.3.1 纳米银的来源 |
| 1.3.2 纳米银在水环境中的行为 |
| 1.3.3 纳米银在沉积物中的迁移转化 |
| 1.3.4 银纳米材料在生物体内的迁移转化 |
| 1.4 银纳米材料的毒理效应 |
| 1.4.1 细胞毒性 |
| 1.4.2 植物毒性 |
| 1.4.3 动物毒性 |
| 1.4.4 微生物毒性 |
| 1.4.5 人体毒性 |
| 1.4.6 毒性机制 |
| 1.5 河蚬概述 |
| 1.5.1 河蚬概述 |
| 1.5.2 河蚬的环境指示作用 |
| 1.6 本课题的研究意义 |
| 1.6.1 研究内容及意义 |
| 1.6.2 本研究的技术方案 |
| 第2章 纳米银在实验系统的迁移转化 |
| 2.1 前言 |
| 2.2 材料和方法 |
| 2.2.1 实验主要仪器和试剂 |
| 2.2.2 银纳米材料的合成 |
| 2.2.3 纳米银的表征 |
| 2.2.4 模拟实验系统设计 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 合成纳米银材料的表征与分析 |
| 2.3.2 纳米银在模拟实验系统中的迁移转化 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 纳米银对河蚬的毒性效应研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 实验主要仪器和试剂 |
| 3.2.2 实验方法 |
| 3.2.3 数据处理 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 纳米银对抗氧化机制的影响 |
| 3.3.2 纳米银对河蚬生理活动的影响 |
| 3.4 小结 |
| 结论 |
| 1.研究结论 |
| 2.研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录A 攻读学位期间发表的学术论文目录 |
| 致谢 |
四、河蚬Corbicula fluminea(Müller)人工繁殖技术研究（论文参考文献）
- [1]大型底栖无脊椎动物的生理特征对低浓度镉胁迫的响应[D]. 王振. 青岛大学, 2021
- [2]微塑料的制备及其在暴露实验中的应用[D]. 李陵云. 华东师范大学, 2021
- [3]广州城区晚全新世环境变迁与人类活动[J]. 李嘉欣,郑卓,谷俊杰,马婷,易西兵,汤永杰. 热带地理, 2021(01)
- [4]凹线仙女蚬Cytb基因片段序列分析及系统进化树初步构建[J]. 徐其建,黄镇,林岗. 福建农业科技, 2020(10)
- [5]联苯菊酯和氰戊菊酯对河蚬的毒性效应研究[D]. 张欢. 华中农业大学, 2020(02)
- [6]环境胁迫对太湖河蚬生长的影响[D]. 李伟. 重庆三峡学院, 2020(01)
- [7]三种新烟碱农药对河蚬行为、组织病理及抗氧化系统的影响[D]. 单袁. 华中农业大学, 2019(02)
- [8]河蚬网围增殖技术的研究进展[J]. 刘燕山,张彤晴,唐晟凯,李大命,刘小维,谷先坤. 水产养殖, 2018(12)
- [9]纳米银在实验系统的迁移转化及其对河蚬的毒性效应研究[D]. 刘薇薇. 湖南大学, 2018(06)
- [10]捞刀河浏阳段河蚬的遗传多样性及生殖特征研究[J]. 王剑平,李德亮,曾聪,朱鹏飞,占江凡. 水生生物学报, 2018(05)