一、微生物对水产养殖环境的生物修复作用（论文文献综述）
俞丽燕[1]（2020）在《2株微藻与2株细菌对观赏鱼养殖水质的净化》文中提出随着国家经济的迅速发展,人们的生活追求更为丰富,观赏鱼养殖吸引广大人民的重大兴趣。然而,养殖过程中鱼类每天排放大量粪便以及食物残渣,诱使腐败性细菌迅速滋长,快速耗氧造成溶氧缺乏观赏鱼急速死亡,或伴发疾病慢慢死亡。因此,养殖过程中必须勤换水,还要会换水才能成功养殖,增加了不小工作量和经济支出。市场上已有一些光合细菌、复合微生态制剂（EM菌）和芽孢杆菌等净水微生物产品,但仍需部分换水或定期频繁补充菌剂。本文将筛选几种净水效果佳的微藻和细菌,包括小球藻（Chlorella sp.）、螺旋藻（Spirulina sp.）、硝化细菌（混合菌）、枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）CMCC（B）63501等,并探索将它们单独或复合应用于观赏鱼养殖原位净化水质,不换水或不排污条件下提高鱼类存活率的效果,为了提高观赏性,还试验了微生物固定化对水质和清澈度的影响。主要结果如下:（一）首先,评估比较了小球藻和螺旋藻利用养殖污水的生物量产量,结果表明:在相同条件下,直接用养殖污水培养,培养16 d后,小球藻生物量为第0 d刚接入时的24.67倍,螺旋藻生物量为第0 d刚接入时的5.19倍,说明微藻能利用养殖污水中的营养物质进行生长,故将微藻引入养殖水体中吸收污染物具有可行性。随后,根据预实验确定的最低有效接种量水平,分别将小球藻接种量水平（0.25%、0.50%和1.00%）、螺旋藻接种量水平（1%、3%和5%）、硝化细菌接种量水平（0.50%、1.00%和1.50%）、枯草芽孢杆菌接种量水平（1%、3%和5%）接入到养殖污水中,考察小球藻、螺旋藻、硝化细菌和枯草芽孢杆菌在养殖污水中最低接种量及在对应接种量下水质净化效果。结果表明:小球藻对氨氮、总磷均有较好的去除效果,三种接种水平氨氮去除率均在98%以上,总磷去除率分别为38.89%、62.91%、54.17%。螺旋藻对氨氮具有较好的去除效果,三种接种水平氨氮去除率分别为94.06%、97.12%、93.17%。硝化细菌接种量越大,总磷的去除效率越好,总磷去除率分别为27.92%、56.79%、67.69%;硝化细菌对氨氮和亚硝酸氮也具有较好的去除效率,其中,氨氮的去除率分别为99.07%、98.17%、96.97%,亚硝酸氮的去除率分别为99.73%、100%、99.73%。枯草芽孢杆菌接种量越大,化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD）去除效率越强,三种不同接种水平化学需氧量的去除率分别为23.20%、32.80%、39.30%。研究结果表明:小球藻、螺旋藻、硝化细菌、枯草芽孢杆菌在养殖污水中,对不同营养物质（污染物）的去除效果各有所长。（二）将小球藻和螺旋藻添加到金鱼养殖体系中,鱼的存活率显着提高,在完全不换水条件下,小球藻添加到养殖体系中金鱼的存活率最高达70%,螺旋藻次之为50%,而不换水不加净水微生物的对照组存活率仅10%。检测分析小球藻和螺旋藻添加到金鱼养殖体系中对氨氮和总磷有显着的清除效果,其中,小球藻对氨氮的日去除率为对照组的39.10～96.80%,且在第4 d后,总磷浓度均低于对照组。螺旋藻对氨氮的净化效果波动更小,更稳定,经过14 d适应期,加螺旋藻的氨氮日去除率始终在80%以上。小球藻添加到金鱼养殖系统后,与对照组相比金鱼的存活率显着提升（P<0.05）且能有效净化养殖水体中氨氮和总磷。进一步比较了几种微生物间复合应用效果,小球藻-枯草芽孢杆菌联合、小球藻-硝化细菌联合以及小球藻-枯草芽孢杆菌-硝化细菌三者联合对金鱼养殖水质净化效果及对金鱼存活率的影响,结果表明:小球藻组金鱼存活率为60%、小球藻-枯草芽孢杆菌联合组金鱼存活率为60%、小球藻-硝化细菌联合组金鱼的存活率为70%,几组金鱼的存活率差异性较小,但小球藻-枯草芽孢杆菌-硝化细菌三者联合组金鱼存活率显着下降仅为40%。实验结束时:小球藻-枯草芽孢杆菌联合组水中氨氮和化学需氧量分别为1.74±0.06 mg/L、63.71±0.70 mg/L,小球藻-硝化细菌联合组水中氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为0.79±0.11 mg/L、1.15±0.03 mg/L、64.99±2.76 mg/L,小球藻-枯草芽孢杆菌-硝化细菌三者联合组水中氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为0.51±0.09 mg/L、0.35±0.01 mg/L、56.71±2.76 mg/L。（三）养殖水体中添加微生物后,虽然金鱼的存活率提高,但水较浑浊,不利于观赏,因此,本研究使用吸附固定法将微生物固定,提高了养殖水质和观赏效果。利用沉底细菌屋、沸石、棉球三种填料载体吸附固定微生物絮团后投入草金鱼养殖体系后,对照组总悬浮颗粒物为427.01±38.12 mg/L,细菌屋组为4.13±0.78 mg/L,棉球组为3.26±1.46 mg/L,沸石组为17.35±1.09 mg/L,实验结果表明:实验组净化效果明显,观赏性好。草金鱼的存活率:棉球组>沸石组>对照组>细菌屋组,存活率分别为87.50%、75%、25%和18.75%,棉球组,与对照组相比,显着提高了存活率。实验结束时,棉球组养殖水体中氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为2.44±1.11mg/L、0.05±0.01 mg/L、33.11±0.00 mg/L,沸石组氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为0.69±0.18 mg/L、0.20±0.13 mg/L、35.37±5.32 mg/L,细菌屋组氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为0.24±0.01 mg/L、0.01±0.00 mg/L、21.82±1.06 mg/L,对照组氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量分别为7.66±0.09 mg/L、11.15±0.14 mg/L、84.28±6.39 mg/L。三种不同填料固定微生物絮团实验组的氨氮、亚硝酸氮和化学需氧量均显着低于对照组。
韩凤禄[2]（2020）在《大豆抗原蛋白对中华绒螯蟹生长性能和肠道健康的影响及其改善对策》文中指出豆粕由于具有蛋白含量高、氨基酸组成相对均衡等优点成为水产饲料中鱼粉的常用替代蛋白源。然而,植物原料中存在的抗营养因子是限制植物蛋白在水产配合饲料中应用的重要因素之一。作为豆粕中含量高、热稳定性强的抗营养因子,大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白对甲壳动物的肠道健康和生长性能的影响却鲜有研究。本研究利用分子生物学和组织形态学手段,探讨了大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白对中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）幼蟹生长和肠道健康的影响。针对两种抗原蛋白对中华绒螯蟹肠道不同的作用特点,分别应用功能性添加剂氮-乙酰半胱氨酸和丁酸钠,探究了其改善β-伴大豆球蛋白和大豆球蛋白引起的幼蟹生长抑制和肠道损伤。通过比较丁酸钠处理组与对照组肠道菌群16S rRNA的测序结果,分析了丁酸钠对幼蟹肠道菌群结构的修复效果。利用中华绒螯蟹肠道微生物的体外培养和筛选的手段,探究了提高大豆球蛋白利用率的益生菌筛选和活体应用效果。研究结果不仅为改善中华绒螯蟹肠道健康的营养调控提供了借鉴,也为合理利用植物蛋白源和科学配置中华绒螯蟹饲料提供了参考。1.大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白对中华绒螯蟹幼蟹生长和肠道健康的影响本实验为研究大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白对中华绒螯蟹幼蟹的生长、消化能力、肠道健康和微生物组成的影响,分别配制了四种含有两种抗原蛋白（7%和14%的β-伴大豆球蛋白,8%和16%的大豆球蛋白）的饲料,以及不含抗原蛋白的对照组共5组等氮等脂的饲料,养殖7周。结果显示两种抗原蛋白都会显着降低幼蟹的存活率和增重率,同时提高肠道丙二醛含量,降低过氧化氢酶活性。大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白还显着降低了幼蟹肠道胰蛋白酶和淀粉酶的活性。此外,抗原蛋白还造成了幼蟹肠道免疫和形态结构损伤,尤其是肠道围食膜的正常形态结构。饲料抗原蛋白的添加上调了幼蟹肠道炎症相关因子脂多糖诱导型TNF-α因子LITAF和白细胞介素2转录因子ILF2的表达,下调了围食膜因子围食膜因子peritrophin-like gene和peritrophic 2的表达。抗原蛋白还改变了幼蟹肠道微生物菌群结构和组成,两种抗原蛋白都提高了病原菌Ochrobactrum、Burkholderia和Pseudomonas的丰度。另外,大豆球蛋白处理组中弧菌属丰度显着提高,而能够分解木质纤维素的有益菌Dysgonomonas属丰度却显着下降。本研究表明饲料抗原蛋白能够引起中华绒螯蟹肠道炎症,改变肠道菌群结构,降低消化能力,最终导致生长性能下降。2.氮-乙酰半胱氨酸改善两种大豆抗原蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤为了探究N-乙酰半胱氨酸（NAC）分别对β-伴大豆球蛋白和大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤的改善作用,设计了两个实验。实验1设计了三组含7%β-伴大豆球蛋白,分别添加0、0.05%、0.1%的NAC,以及不含β-伴大豆球蛋白和NAC的对照共4组等氮等脂饲料;实验2设计了三组含8%大豆球蛋白,分别添加0、0.05%、0.1%的NAC,以及不含大豆球蛋白和NAC的对照共4组等氮等脂饲料。饲喂初重为3.06±0.03g的幼蟹8周。实验1结果显示,β-伴大豆球蛋白显着降低幼蟹存活率和增重率,0.1%的NAC能够显着提高幼蟹的成活率和增重率,且与对照组无显着差异。β-大豆球蛋白显着降低了幼蟹肠道谷胱甘肽和过氧化氢酶活性,并提高了丙二醛的含量。此外,β-大豆球蛋白还显着提高了幼蟹肠道组胺水平和血清中二胺氧化酶的活性。肝胰腺脂肪酶和胰蛋白酶活性以及肠道胰蛋白酶活性受β-大豆球蛋白影响而降低,饲料中补充NAC能够有效改善这种不利影响。NAC还能改善大豆抗原蛋白对幼蟹肠道免疫功能和形态结构的损伤。此外,饲料NAC能够下调促炎相关基因（脂多糖诱导型TNF-α因子LITAF、EsRelish和白细胞介素2转录因子ILF2）的表达,同时上调维持肠道内部形态的围食膜因子（peritrophin-like gene、peritrophic 1和2）的表达。实验2结果显示,大豆球蛋白显着降低幼蟹存活率和增重率,0.1%的NAC能够显着提高幼蟹的成活率,但仍显着低于对照组,对幼蟹的生长性能没有明显的改善。大豆球蛋白显着降低了幼蟹肠道谷胱甘肽和过氧化氢酶活性,且提高了丙二醛的含量。肝胰腺和肠道胰蛋白酶活性受大豆球蛋白影响而降低,饲料中补充NAC能够有效改善这种不利影响。此外,NAC对大豆球蛋白引起的幼蟹肠道围食膜损伤以及围食膜因子mRNA下调有一定的缓解作用,但没有恢复到对照组水平。大豆球蛋白显着提高了幼蟹肠道组胺水平和血清中二胺氧化酶的活性,同时降低了抗脂多糖因子（ALF1、ALF2和ALF3）的基因表达,NAC除了提高ALF1的表达量,对其他指标的变化没有影响。本实验研究表明NAC可以作为改善β-大豆球蛋白引起河蟹的生长抑制、肠道氧化损伤和炎症反应的有效功能性添加剂,同时可以缓解大豆球蛋白引起的肠道氧化应激,但对大豆球蛋白引起的肠道围食膜损伤和肠道免疫力下降的改善效果不甚理想。3.丁酸钠改善大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤鉴于NAC仅改善了大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹肠道氧化应激,本实验从改善肠道菌群结构角度出发,探究了丁酸钠（NaB）对大豆球蛋白诱导的中华绒螯蟹生长抑制和肠道损伤的缓解作用。本实验在所有处理组添加0.1%的NAC的基础上,配制了4组含8%大豆球蛋白,分别添加0、1%、2%和4%的NaB,以及不含大豆球蛋白和NaB的对照组共5组等氮等脂饲料。分别饲喂初重为0.33±0.01g的幼蟹8周。与0%NaB组相比,添加1%和2%NaB的饲料显着提高了幼蟹的存活率和增重率,且与对照组无显着性差异。饲喂含有大豆球蛋白不含NaB的饲料的幼蟹与对照组相比,其谷胱甘肽和谷胱甘肽过氧化物酶活性较低,但丙二醛含量较高。此外,与对照组相比,大豆球蛋白降低了幼蟹肠道溶菌酶和酚氧化酶的活性,并提高了组胺的水平,而补充NaB可以显着改善上述这些负面的影响。NaB的添加还可以改善幼蟹肠道的免疫力和形态结构。饲料NaB可以上调抗菌肽基因（抗脂多糖因子1和2）的mRNA表达水平,并降低促炎因子TNF-α的含量。NaB可以修复由大豆球蛋白引起的肠道微生物群落种类和数量的改变。在1%NaB组中,致病菌（气单胞菌,弧菌和假单胞菌）的丰度显着降低,益生菌（芽孢杆菌,乳杆菌,Chitinibacter和Dysgonomonas）丰度显着提高。本实验表明,丁酸钠的补充可以改善由大豆球蛋白诱导的中华绒螯蟹蟹生长抑制、肠道炎症和肠道有益菌群的减少等不利影响。4.提高大豆球蛋白利用率的益生菌筛选与效果评价基于饲料中添加丁酸钠能够显着改善大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道健康的结果,本实验选取丁酸钠改善组的幼蟹肠道样品,对能够利用大豆球蛋白且提高肠道免疫力益生菌的体外筛选,然后通过活体饲养实验评估筛选的益生菌对中华绒螯蟹的有益作用。以对大豆球蛋白利用能力、细胞外消化酶分泌能力、溶血活性等为标准预先筛选12株潜在益生菌,然后通过对病原菌的拮抗能力、人工消化液的耐受性、细胞表面疏水性和自凝集等条件的筛选,最终确定了三株潜在益生菌:Z9、Z34和Z98,对上述所有标准均表现出良好的益生特性。通过生化生理实验和16S rRNA测序分析,确定Z9、Z34和Z98分别为腐败希瓦氏菌、枯草芽孢杆菌和短小芽孢杆菌。设计5组等氮等脂饲料,以鱼粉和酪蛋白为主要蛋白源的阳性对照（C）,添加8%水平的大豆球蛋白为阴性对照（11S）,11S基础上分别添加109 cfu/g Z9、Z34和Z98的饲料,分别记为SP、BS和BP。选取初始均重为（0.28±0.01g）的幼蟹在室内水箱内进行为期8周的养殖实验。结果显示:SP组和BP组的成活率显着高于11S组,与对照组无显着性差异。BP和BS组的增重率和特定生长率显着高于11S组,与对照组无显着性差异。这三株益生菌都可以显着提高幼蟹肝胰腺和肠道类胰蛋白酶,降低血细胞活性氧水平和血清二胺氧化酶活性。BP和SP组对幼蟹肠道围食膜和肠道免疫力修复作用明显。肠道菌群结果显示,BP组可以提高菌群多样性,三种益生菌都能提高益生菌属丰度,降低病原菌的丰度。最后,采用Biolog-ECO法对幼蟹肠道微生物代谢活性进行了分析,发现摄食益生菌的实验组的平均颜色变化率明显提高,其中BP组最高,表明益生菌增强了肠道微生物代谢活性。本实验表明三种益生菌能够提高幼蟹肠道抗氧化能力,改善大豆球蛋白引起的肠道炎症,同时提高幼蟹消化酶活性和消化能力,最终提高中华绒螯蟹的生长性能,综合成活率和增重率指标得出,Z98短小芽孢杆菌是一种可以提高河蟹对大豆球蛋白利用的最佳益生菌。
王瑞宁[3]（2020）在《淡水鱼养殖池塘环境特征及调控技术研究》文中研究指明池塘养殖作为一种传统的养殖模式在我国水产养殖业中占据重要地位。近年来,随着集约化和高密度养殖的发展,池塘养殖环境逐渐恶化,因此急需寻求一种低成本、高效率且能够有效调控池塘环境的方法,以维持池塘养殖的可持续健康发展。本研究调查了池塘养殖环境的变化特征,通过监测生产上晒塘及未晒塘期间脱氮微生物的变化并进行模拟实验,探讨采用晒塘调控池塘环境的可行性。另外,本论文对池塘循环水养殖系统中不同模块的池塘养殖参数、菌群结构及代谢特征进行了研究,探讨池塘循环水养殖模式在维持池塘养殖的可持续性方面的可行性。主要研究结果分为以下几个方面:1.淡水鱼养殖土池塘环境变化特征本实验以传统的罗非鱼（Oreochromis nilocitus）淡水养殖池塘为研究对象,通过测定在不同采样时间点养殖池塘水体和底泥中的氨氮（NH4+）、亚硝酸盐（NO2-）、硝酸盐（NO3-）、总氮（TN）和总磷（TP）等理化指标,以及采用Biolog-ECO和高通量测序技术分析池塘水体和底泥中微生物群落结构的变化,探讨淡水鱼养殖池塘环境及其微生物群落结构的组成变化。结果表明:Biolog-ECO技术检测到池塘水体和底泥中微生物对碳水化合物和多聚物的利用较高,对酚胺类和胺类化合物的利用能力较低。高通量测序发现厚壁菌门（Firmicutes）和拟杆菌门（Bacteroidetes）是池塘水体和底泥中的绝对优势菌门。养殖池塘中理化指标的变化及微生物对碳源的选择性差异或与微生物的相对丰度有关。如拟杆菌门（Bacteroidetes）作为池塘中相对丰度较大的菌,因此能更好地利用碳水化合物。NO2-含量与乳杆菌（Lactobacillus）的相对丰度呈负相关。2.晒塘对淡水鱼养殖池塘环境调控作用的研究以鳗鲡（Anguilla japonica）养殖池塘为研究对象,通过测定晒塘前后鳗鲡养殖池塘水体和底泥中的NH4+、NO2-、NO3-、TN和TP等理化指标,以及高通量测序分析池塘水体和底泥中的微生物群落结构在晒塘前后的变化,探讨晒塘对池塘养殖环境及其微生物群落结构的影响。结果表明:晒塘对鳗鲡养殖池塘水体中NO2-、NO3-、TN和TP含量的降低有显着的积极作用（P<0.05）,对底泥中TP含量的下降亦有显着的积极作用（P<0.05）。高通量测序分析显示,晒塘之后,养殖池塘水体和底泥中均以变形菌门（Proteobacteria）为主,在物种门水平上,变形菌门（Proteobacteria）、硝化螺旋菌门（Nitrospirae）、拟杆菌门（Bacteroidetes）等有益菌群增加,蓝菌门（Cyanobacteria）等有害菌群减少;在物种属水平上,新鞘氨醇杆属（Novosphingobium）、沉积物杆状菌属（Sediminibacterium）、Limnohabitans、红杆菌属（Rhodobacter）等有益菌群增加,微囊藻（Microcystis）、Ellin6067等有害菌群下降。因此,晒塘能够改变养殖池塘水体和底泥中微生物的群落结构,对池塘环境调控有显着成效。3.淡水鱼养殖池塘底泥调控技术的探索以养殖池塘底泥为研究对象,将本实验室前期筛选获得的环境益生菌粪产碱杆菌（Alcaligenes faecalis）Y311株、蜡样芽胞杆菌（Bacillus cereus）NY5株和巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）P5-2株以106 CFU/m L的剂量泼洒在分别放置于无阳光照射的室内和有阳光照射的室外的池塘底泥中,探讨暴晒和益生菌对池塘底质的调控效果。通过监测实验过程中的环境参数发现,室外暴晒对底泥中TN、NH4+和NO2-含量的去除率分别为10.8%、34%和36%,Y311、NY5和P5-2对底泥中NH4+的去除率分别为67%、65%和64%,NY5对底泥中的NO2-和NO3-含量的去除率为25%和28%。Y311和P5-2对NO2-含量的增加具有抑制作用。上述结果表明,暴晒和泼洒益生菌均能够有效地去除底泥中的N,可作为池塘健康养殖的生态修护措施。4.池塘循环水养殖系统不同模块环境动态变化特征以池塘循环水养殖系统为研究对象,对该系统不同模块理化指标和菌群结构进行了检测分析。通过实验发现,该系统的净水区对NH4+、NO2-、NO3-、TN和TP的平均去除率分别为81.9%、93.2%、35.6%、81.0%和56.4%,能够有效去除池塘中的NH4+、NO2-、NO3-、TN和TP,改善池塘环境。池塘循环水养殖系统中不同模块的水体和底泥中微生物群落在不同的采样时间对碳源选择性存在差异。高通量测序发现池塘循环水养殖系统不同模块中的最优势菌门均为拟杆菌门（Bacteroidetes）和厚壁菌门（Firmicutes）。随着养殖时长的增加,养殖动物代谢产物的积累,池塘循环水养殖系统对池塘环境的改善呈现出一定的局限性。
杨大佐[4]（2019）在《气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用》文中指出工厂化养殖是水产养殖的重要组成部分,其产生的废水和固体废弃物对环境具有重要影响。多毛类动物是海洋生态系统食物链的重要环节和海洋沉积质的优势生物类群,具有典型的耐污染、摄食转化颗粒型有机物、促进沉积质—上覆水界面营养物质流通等重要生态功能,常被用来作为水产养殖水体净化和废弃物利用的修复物种。论文以海洋多毛类动物生物学特性为基础,结合传统生物滤池净水法,开展了利用多毛类构建自循环过滤装置净化牙鲆工厂化养殖废弃物的研究。论文取得了如下研究成果:首先,构建了一种气升式多毛类生物滤器（APB）。该滤器主要由水槽、底质层、水层、多孔埋栖管、导水管和气石等六部分组成。通过在导水管内通入氧气产生的气提作用,将埋栖管中的水通过导水管带入水层。水层中的水通过重力作用经过底质过滤后进入埋栖管,进而形成持续往复水体循环。多毛类动物生活在底质层,直接摄食和转化颗粒性有机物,并通过生物扰动作用,促进底质内微生物膜生长,加快流经底质层的水质净化。通过实验开展了不同底质和饵料条件下的气升式多毛类生物滤器可行性验证研究。研究结果显示,由麦饭石（MF）、石英砂（SY）、陶粒（TL）、无烟煤（WY）和细沙（XS）构成的不同底质生物滤器,在正常水质条件下,30天内双齿围沙蚕平均体质量均实现了正增长,其中细沙组沙蚕体质量增长率最快,达48.48%;陶粒组次之,石英砂组沙蚕体质量增长最低。而投喂不同体质量比例的牙鲆残饵粪便作为多毛类饵料,饵料/体质量（湿重）比例为12%的M3组沙蚕体质量出现正增长,其增长率为18.00%,为最高体质量增长率。研究结果证实了高效滤料和牙鲆残饵粪便分别作为多毛类生活基质和饵料的条件下,气升式多毛类生物滤器能够长时间运行。其次,开展了气升式多毛类生物滤器在工厂化牙鲆养殖废水净化中的应用研究。利用麦饭石（MF）、石英砂（SY）、陶粒（TL）和无烟煤（WY）四种底质构建的气升式多毛类生物滤器对高浓度工厂化牙鲆养殖废水进行了净化。结果显示,不同底质构成的多毛类生物滤器能够净化高浓度的牙鲆养殖废水。实验期间,各不同底质多毛类生物滤器内废水温度、盐度和pH均呈现逐步升高并稳定的变化趋势。牙鲆养殖废水中悬浮物在各底质组中均快速下降,96小时后,各底质组中悬浮物浓度均低于海水养殖尾水排放标准。COD在无烟煤组下降速率最快,三天下降比例为52.89%,陶粒组次之。10天后,各滤器废水中的COD已达标。氨氮和亚硝酸盐氮在不同底质滤器中显示出浓度快速下降并稳定的变化趋势。其中在10天时,无烟煤组对废水中氨氮去除率最高,达86.67%,显着高于其它各组。硝酸盐和活性磷酸盐浓度显示出逐步升高的变化趋势,其中无烟煤组和陶粒组硝酸盐浓度上升最快,而石英砂组活性磷酸盐浓度升高最快。再次,计算了气升式多毛类生物滤器净化养殖废水过程中的碳元素、氮元素平衡和能量分配比例。结果显示,不同滤料构成的气升式多毛类生物滤器净水过程中碳、氮和能量主要来源为饵料投入,占总投入比例达64.97～88.30%。碳支出主要包括底质沉积、沙蚕生产、沙蚕呼吸、底质呼吸、水呼吸以及水中总碳六个组成部分。其中沉积碳以石英砂组最高,为54.37%。无烟煤组最低,为46.46%。沙蚕生产碳在陶粒组最高,为4.67%,石英砂组最低,达1.35%。在氮支出方面,陶粒组沙蚕生长氮占比最高,石英砂组沉积氮占比最高。能量分配方程显示,沙蚕生长能和沉积能在各底质组中呈现出显着差异,其中陶粒组沙蚕生长能占比最高,沉积能占比最低,而石英砂组与陶粒组相反。然后,测定了气升式多毛类生物滤器净化废水时各不同底质组中异养细菌、氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌数量变化规律。结果显示,共获得27株异养菌菌株,主要由变形菌门、拟杆菌门以及厚壁菌门构成。异养细菌数量显示出快速升高变化趋势,其中陶粒组数量达（77.50±3.21）×106 CFU/g,显着高于其余底质。氨氧化细菌数量也呈现快速增长的变化趋势,15天后,无烟煤组最高达（1.06±0.05）×107MPN/g,而石英砂组最低。30天后,各底质组氨氧化细菌数量较为接近并维持稳定。亚硝酸盐氧化细菌数量变化与氨氧化细菌相同,无烟煤组20天时达最大值,其数量为（1.08±0.04）×107 MPN/g。另外,改进并放大了气升式多毛类生物滤器,构建了气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统（APCS）。测定了三种不同底质陶粒（TL）、石英砂（SY）和细沙（XS）为底质的循环养殖系统水质变化与牙鲆生长。结果显示,陶粒组可在零换水条件下维持70天的循环养殖,细沙和石英砂组最长为54天。水质方面,各底质组中SS、氨氮、硝酸盐、活性磷酸盐等均显示出逐步升高变化趋势,其中陶粒底质组中四种指标升高速度均显着低于其它各组和空白对照组。实验周期内,陶粒组牙鲆生长最快,最高平均体质量达395.33±62.01g,而细沙组牙鲆生长较慢,平均体质量为291.54±42.31g,差异极显着。最后,分析了循环养殖系统的碳、氮元素平衡和能量分配。结果显示,饵料是气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统中碳、氮元素和能量主要来源,占比分别为94.23～95.30%、100%和95.86～96.64%。在支出方面,生物呼吸所消耗碳和能量是其支出主要组成部分,其占总收入碳的49.50～57.51%和总能量的35.43～41.00%。沉积是支出的另外主要部分,其贡献了比例为15.94～26.96%的碳、30.21～42.23%的氮和35.44～43.58%能量。陶粒组牙鲆生长累积的碳、氮和能量显着高于其它两种底质。研究结果期望能够为牙鲆工厂化养殖废弃物的净化与利用提供新的方法,并为水产养殖向绿色发展提供有益尝试。
傅瑨[5]（2019）在《虾、菜轮作对虾塘底泥和水质的生物修复》文中认为本文在凡纳滨对虾养殖和蔬菜种植轮作过程中,检测分析了底泥中氮磷等营养元素和水体中理化指标的变化,并结合室内模拟实验,探究凡纳滨对虾养殖期间底泥对水质的影响（包括理化指标和细菌群落结构）。为改善养殖环境和提高池塘利用率提供数据。主要研究结果如下:1.养虾过程中轮作池的pH、溶解氧、总磷、氨氮、总氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮指标相对普通对虾养殖池要稳定,轮作池的弧菌数也低于普通对虾养殖池。2.蔬菜的种植对总磷、总氮、总碳和总硫的去除率分别达到了80.4%、81.3%、73.7%和53.3%,明显要高于两池的干露区和水淹区,并且在整个耕作过程中耕作区的弧菌数始终保持一个极低的值,轮作池耕作区的氧化还原电位在收虾后两个月从-201mV迅速升高达到200)mV。3.通过对不同区域表层底泥的高通量测序发现在门分类水平和纲分类水平上细菌优势种组间多样性差异较小,丰度差异较大;在属分类水平上多样性和丰度都差异显着,在耕作区发现的与氮、磷、硫元素循环相关的细菌种类最多。4.模拟实验发现底泥微生物群落能直接影响水体微生物群落结构,其中以弧菌数差异最为明显,20天时普通对虾养殖池水淹区弧菌数要比轮作池耕作区高出6倍多;其他水质指标除TN以外均未出现显着差异（p大于0.05）。通过高通量测序发现模拟实验中4组不同土壤样品中的共有的细菌主要优势门有7个,4组之间主要优势种类型相似但是各细菌丰度不同,其中变形菌门（Proteobacteria）在所有样品中均为绝对优势类群,其丰度在33%84%之间;共同的细菌主要优势纲共有9个,γ-变形菌纲（Gammaproteobacteria）为绝对优势类群,其丰度在22.9%77.2%之间,优势纲在水中的数量随着试验时间的增加而减少;共有的细菌主要优势属共有5个,在属水平上的组间差异更为明显。
李家磊[6]（2019）在《养殖系统生物膜法运行条件优化及其厌氧反硝化特性的研究》文中进行了进一步梳理微生物及其胞外多聚物在生物膜内呈空间分布,其脱氮功能与膜生物反应器（MBR）中的非生物因子和附着微生物群落结构有直接关系。近年来对于MBR运行条件的探究大都是对于单个或两个因素组合的研究,对于多因素共同作用的报道很少。同时生物膜形成初期,生物膜表面以好氧层为主,好氧细菌是优势菌属,随着生物膜的构建逐渐形成以兼性厌氧和厌氧细菌为主的兼性厌氧层和厌氧层,而厌氧反硝化又是生物脱氮必不可少的环节。在之前的研究中,大部分都是在有氧情况下探究生物膜附着微生物碳源代谢特征,对生物膜附着微生物厌氧条件下的碳源代谢特征的研究鲜有报道。那么,如何探究生物膜反应的最佳条件?如何分析附着微生物在厌养条件下碳源代谢特征及群落结构特征?如何提高生物膜脱氮效率?本实验使用自制曝气式柱状膜生物反应器结合正交试验探索MBR最优反应条件;同时在水产养殖系统中加入生态基作为生物膜的载体,利用Biolog微平板技术研究生物膜形成过程中厌氧条件下微生物群落碳源代谢特征,利用Miseq测序技术研究生物膜从挂膜到成熟阶段其附着微生物群落结构,旨在探索生物膜形成过程中附着微生物厌氧条件下的碳源代谢差异,结合生物膜形成过程中附着微生物群落结构的变化规律,从而阐明微生物厌氧条件下碳源代谢特征,了解生物膜厌氧反硝化过程,为提高生物膜脱氮效率提供理论参考。主要研究结果如下:1)正交试验中大部分实验组在实验第18天左右完成挂膜,9组实验组在生物膜挂膜阶段,NH4+-N去除率可达85%左右,NO3--N去除率可达90%左右,NO2--N去除率稳定在6080%之间,PO43+-P去除率稳定在40%以上。实验结果表明各要素对NH4+-N去除率影响的强弱依次为:HRT>pH>DO>CN,其中HRT对NH4+-N去除率的影响最大。MBR运行最优运行参数是HRT为4 h,DO为6±0.5mgL,CN为3/1,pH为7,优化后的MBR的NH4+-N去除率高达89.44%。2)随着生物膜的形成,附着微生物厌氧条件下AWCD值显着增加（P<0.05）,即碳源利用能力逐渐增强。生物膜形成过程中附着微生物在厌氧条件下对六大类碳源的利用情况与有氧条件下差异显着,厌氧条件下附着微生物对胺类的利用率最高,而在有氧情况下对多聚物类和氨基酸类需求较高;生物膜附着微生物厌氧条件下对于单一碳源的利用情况与有氧条件下利用情况也不尽相同,厌氧条件下附着微生物对单一碳源的种类需求显着少于有氧条件下对单一碳源的需求。3)Miseq测序的结果表明生物膜附着微生物优势菌门包含Proteobacteria、Bacteroidetes、Cyanobacteria和Firmicutes。本实验中,生物膜形成过程中附着微生物富集程度较高的细菌包括α-变形菌纲的Rhodobacter、β-变形菌纲的Janthinobacterium、伯克氏菌目（Burkholderiales）和γ-变形菌纲,黄单胞菌科（Xanthomonadaceae）,Thermomonas,Rhodobacter和Janthinobacterium这两种细菌在生物膜反硝化过程中起到重要作用。
李忠徽[7]（2019）在《脱氮细菌的筛选及其对养殖池塘环境的修复效果》文中研究表明近年来,我国水产养殖业迅猛发展,随着集约化、高密度养殖规模日益扩大,氮素污染也在逐渐加剧。氮素是引起养殖水体恶化的主要污染物之一,不但会对水生生物（鱼、虾和蟹等）产生巨大危害,也会引起严重的环境问题（赤潮等）,甚至会通过富集作用对人体造成伤害。生物法脱氮处理养殖废水是目前最经济有效的方法之一。硝化细菌在生物法脱氮过程中起着重要作用。本研究从罗非鱼（Oreochromis spp）循环水养殖车间养殖用水中筛选出3株具有高效脱氮能力的异养硝化细菌,对其进行分类和鉴定,并研究其硝化性能。使用筛选得到的3株菌处理罗非鱼养殖池塘,研究其对池塘养殖环境的修复效果。主要研究结果如下:1异养硝化细菌P5-2的分离鉴定及其脱氮性能研究从养殖用水中筛选出一株异养硝化细菌P5-2。通过形态观察、生理生化反应鉴定及16S rRNA基因序列分析,确定该菌株为巨大芽孢杆菌（Bacillus megaterium）。革兰氏染色结果表明该菌株为革兰氏阳性菌;胞外酶性能测定表明菌株可以有效利用淀粉及酪蛋白;生长特性研究结果表明,当培养温度为30℃、盐度为10‰、pH为7时,菌株生长最快,最先进入指数生长期及稳定期。硝化特性实验结果显示,碳源、碳氮比（C/N）、溶氧量等环境因素均可以影响菌株对氨氮（NH4+-N）的去除效果,当以柠檬酸钠为碳源、碳氮比为15、pH为7、转速180 r/min时菌株去除氨氮的效果最佳,24 h的氨氮去除率达99.07%。2异养硝化细菌P3-1的分离鉴定及其脱氮性能研究从养殖用水中筛选出一株异养硝化细菌P3-1。通过态观察、生理生化反应鉴定及16S rRNA基因序列分析,确定该菌株为粪产碱杆菌（Alcaligenes faecalis）。革兰氏染色结果表明该菌株为革兰氏阴性菌;胞外酶性能测定表明菌株可利用酪蛋白,不能利用淀粉;生长特性研究结果表明,当培养温度为30℃、盐度为10‰、pH为7或9时,菌株生长最快,最先进入指数生长期及稳定期。硝化特性实验结果显示,碳源、碳氮比（C/N）、溶氧量等环境因素均可以影响菌株对氨氮的去除效果,当以柠檬酸钠为碳源、碳氮比为10、pH为7、转速180 r/min时菌株去除氨氮的效果最佳,24 h的氨氮去除率达96%。3异养硝化细菌P1-2的分离鉴定及其脱氮性能研究从养殖用水中筛选出一株异养硝化细菌P1-2。通过形态观察、生理生化反应鉴定及16S rRNA基因序列分析,确定该菌株为嗜吡啶红球菌（Rhodococcus pyridinivorans）。革兰氏染色结果表明该菌株为革兰氏阳性菌;胞外酶性能测定表明菌株可利用酪蛋白,不能利用淀粉;生长特性研究结果表明,当培养温度为40℃、盐度为10‰、pH为7时,菌株生长最快,最先进入指数生长期及稳定期。硝化特性实验结果显示,碳源、碳氮比（C/N）、溶氧量等环境因素均可以影响菌株对氨氮的去除效果,当以柠檬酸钠为碳源、碳氮比为15、pH为7、转速180 r/min时菌株去除氨氮的效果最佳,24 h的氨氮去除率达99.63%。4异养硝化细菌对罗非鱼养殖水环境修复效果研究将菌株P1-2、P3-1、P5-2泼洒至尼罗罗非鱼养殖池,实验组菌液终浓度为5.0×105cfu/mL,空白对照组和增氧对照组泼洒等体积生理盐水。每隔7 d处理一次。通过检测水体指标的变化来评价3株菌对养殖池塘环境的修复效果。实验结果显示:（1）菌株P5-2对养殖水体的氨氮（NH4+-N）、总氮（TN）、亚硝酸盐氮（NO2--N）和总磷（TP）的去除率显着高于空白对照组（P<0.05）;对底泥NH4+-N和TN的去除率分别为65.63%和55.35%,显着高于空白对照组（P<0.05）,对底泥有机质的去除率显着高于空白对照组（P<0.05）。（2）菌株P3-1对养殖水体的NH4+-N、TN、NO2--N和TP去除率显着高于空白对照组（P<0.05）;对底泥NH4+-N和TN的去除率分别为40.8%和59.23%,显着高于空白对照组（P<0.05）。（3）菌株P1-2对养殖水体的NH4+-N和TN去除率显着高于空白对照组（P<0.05）;对底泥NH4+-N和TN的去除率分别为60%和51.9%,显着高于空白对照组（P<0.05）。上述结果表明,3株菌均可在养殖水体和池塘底泥中进行硝化作用,显着降低氨氮和总氮,改善养殖环境。
张敬卫[8]（2019）在《水产养殖环境中氰戊菊酯的消除规律及对底泥细菌群落的影响》文中研究表明氰戊菊酯（Fenvalerate,FV）以其广谱高效等特点被广泛应用于农业和渔业等领域。作为对水生生物高毒的杀虫剂,FV在水产养殖环境中的残留将会危及到养殖生物的安全。然而,针对养殖环境中FV及其异构体的消除动态研究相对较少,FV沉积于底泥环境后是否对底泥微生物群落影响尚不明确。本研究首先通过室内模拟野外水产养殖环境条件,探究养殖水体、底泥环境和养殖管理中化学氧化剂添加对FV及其4种手性异构体降解转化的影响。在此基础上明确有利于降解FV的条件,以促进FV在水产养殖环境中的消除。再从FV残留对环境影响的角度,观察FV不同浓度及不同异构体对底泥细菌群落结构的影响,在微生物水平上探究FV对水产养殖环境的影响及不同异构体的差异性表现。研究结果如下:1.试验模拟养殖水体的环境因素（敞蔽型、温度、pH和光照）,根据正交设计方案设定试验组环境条件,观察不同环境因素多重暴露对FV降解消除的影响。与此同时,在灭菌与未灭菌的池塘水中加入FV不同手性异构体,观察微生物对FV及其手性异构体的降解影响。试验结果表明,在正交试验设定条件下,FV半衰期及其消除率变化范围分别为 4.75-11.95 d,65.47%-92.90%;反式 FV:4.60-11.82 d,66.50%-93.40%;顺式FV:4.94-12.04 d,63.67%-92.37%。在池塘水体中,未灭菌和灭菌试验组在6 d时间里的降解速率范围分别是73.99%-83.84%和46.95%-64.10%。在异构体差异方面,反式FV在正交试验水体中的降解速率高于顺式FV。微生物对不同手性异构体的降解具有显着影响,在池塘水中FV异构体的转化产物的降解速率高于转化率,在无菌条件下降解速率低于转化率。由正交试验数据方差分析得出:在试验水平变化范围内,敞蔽、温度和pH对FV（包括顺式和反式FV）均有较为显着的影响,即在养殖周期内,养殖水体的高温和较高的pH有利于FV的降解。2.通过实验室底泥静置培育的方式观察底泥样本中FV及其手性异构体在浓度水平和异构体差异上的消除变化规律。研究结果发现,FV在底泥中的降解过程符合一级降解动力学。不同暴露浓度水平下,FV及其手性异构体的半衰期无显着性变化,FV在底泥环境中的半衰期范围是19.47-38.73 d。不同手性异构体在底泥环境中的半衰期存在差异,FV1的降解半衰期显着高于其它异构体,FV3显着高于FV2和FV4。FV在底泥环境中存在α-C位置异构的转化现象,当转化进行3周后,转化速率变慢,转化产物变化开始不断减少。3.本研究选用过碳酸钠和次氯酸钠作为添加药物,探究水产养殖常规管理活动中的药品添加对FV消除规律的影响。研究结果发现,30 mg·L-1过碳酸钠和40 mg·L-1次氯酸钠的添加对FV及其顺式和反式对映体（反式FV和顺式FV）的消除产生显着效果,FV消除半衰期范围为2.87-10.85 d,反式FV的半衰期为2.88-12.55 d,顺式FV的半衰期为2.83-9.56d。通过相应指标均值分布及相关性分析发现,FV的消除加快与高浓度的过碳酸钠和次氯酸钠对水体pH的影响有关。过碳酸钠主要通过提高水体pH和自身的氧化作用来消除水体中残留的FV,次氯酸钠在养殖水体中主要通过提高水体pH水解环境中的FV。在实际生产中,可以利用高浓度的过碳酸钠和次氯酸钠消除养殖水体中FV的残留。4.采用室内静态试验,观察了 FV不同添加浓度及不同手性异构体对底泥细菌群落变化的影响。本研究利用16S rDNA高通量测序技术对培养4周的养殖池塘底泥中的细菌群落结构和变化进行测序和分析。结果发现,4周后处理组微生物Alpha多样性指数（Sobs和Shannon指数）显着低于对照组（P<0.05）,且高浓度组显着低于低浓度组（P<0.05）。在细菌类群组成上,4周后处理组相比对照组,变形菌门、酸杆菌门组内丰度占比增大,拟杆菌门和疣微菌门组内丰度占比降低;高浓度FV处理组中拟杆菌门、酸杆菌门、绿弯菌门、Nitrospinae、unclassifiedknorank、Ignavibacteriae和硝化螺旋菌门这几类细菌类群组内丰度占比与其他各组均有显着性差异（P<0.05）。通过PCoA和ANONISIM/Adonis分析发现,随FV暴露浓度增大,顺式对映体对细菌群落影响更为显着。最后,LEfSe和LDA分析结果展示了 FV在浓度水平和异构体层面上造成的细菌类群的富集差异。本研究表明,提高养殖环境的温度、pH及添加一定浓度的过碳酸钠和次氯酸钠可以有效促进FV的降解。FV在水和底泥中均会发生异构体的转化。FV的残留会对底泥细菌群落产生显着影响,且随着暴露浓度增高影响更为显着。FV顺式和反式对映体对底泥环境影响存在差异,顺式对映体对细菌群落影响更为显着。该研究工作为FV在水产养殖中的合理使用与有效去除提供了理论支撑,并探讨了 FV的手性结构所表现出的差异性。
李珂珂[9]（2019）在《互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究》文中指出红树林是湿地生态系统的重要组分,具有高初级生产力、高土壤C、N、S储量等特点,其土壤长期处于厌氧条件下,是潜在的挥发性气体释放源,在全球气候变化中扮演着重要角色。红树林生态系统生境脆弱,近年来互花米草入侵和人类养殖污染给红树林生态系统造成的生态后果已经引发了广泛关注。然而,目前关于红树林土壤气体释放的研究主要集中于温室气体通量与环境因子之间的关系。前人主要开展陆地和海洋生态系统挥发性气体释放的研究,而受海陆共同作用的红树林湿地挥发性气体（挥发性含硫气体和挥发性苯系物）的自然排放规律研究却并不多见。本研究选取红树林作为研究对象,探讨在互花米草入侵和人类养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性含硫气体包括（硫化氢（hydrogen sulfide,H2S）、二甲基二硫（dimethyl disulfide,DMDS）、二甲基硫（dimethyl sulfide,DMS）、甲硫醇（methanethiol,MT）、羰基硫（carbonyl sulfide,COS）、二硫化碳（carbon sulfide,CS2）、乙硫醚（ethyl sulfide,ES））和挥发性苯系物包括（苯（benzene,BE）、甲苯（toluene,TE）、乙苯（ethylbenzene,EE）、苯乙烯（styrene,SE）、邻（间）二甲苯（o（m）-Xylene,o（m）-XE）、对二甲苯（p-Xylene,p-XE））释放规律及其影响因素（生物因子和非生物因子）。通过分层探讨了土壤0-100 cm不同土层的理化性质及与红树林土壤挥发性硫化物和苯系物气体释放的影响。主要结果如下:1、在互花米草入侵下,红树林土壤变成了MT的释放源,对COS、DMS有显着的增汇作用,释放量与没有互花米草入侵的对照相比分别增加了约1.26倍和5.15倍。互花米草入侵显着降低了土壤孔隙水中硫酸盐（S042-）含量和0-100 cm深的任意土层的总硫（TS）。2、在互花米草入侵下,挥发性苯系物（BE、TE、EE、SE、o（m）-XE）均有显着的增汇作用。互花米草入侵显着增加了0-100 cm深任意土层的电导率。3、在人类虾塘养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性含硫气体（COS、H2S、CS2、MT）排放量显着增加。此外,土壤孔隙水中的S042-含量与对照区相比,增加了约50%。污染影响下0-100 cm深任意土层的TS、TC、TN和CN比与对照相比均显着增加。4、在人类虾塘养殖污染干扰下,红树林土壤挥发性苯系物排放量显着增加。此外,铵根离子和硅酸盐的含量均显着增加。5、红树林挥发性硫气体之间是相互转化的,其中H2S的释放量则很小,S042-含量却很高。这很可能和由硫酸盐还原菌介导的硫酸盐异化还原过程有关,也可能和H2S在空气中易被氧化有关。
穆玉林[10]（2018）在《阳澄湖围网养殖区生态坝设计优化研究》文中提出湖泊水产养殖造成的水体污染日趋严重,为有效控制养殖污染,本研究团队提出生态坝技术——复合植物-微生物修复技术,实现对湖泊养殖水体污染的控制与修复。针对开放水域中生态坝-原位养殖污染控制装置的设计问题,本研究以阳澄湖某大闸蟹围网养殖户为对象,考察生态坝实际运行情况、水质净化潜力和养殖污染负荷,对生态坝进行优化设计。主要内容如下:（1）生态坝装置的物理拦截功能可有效减少水体扰动,降低悬浮态污染物浓度;生态坝填料浮床生物膜的氨氧化细菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）促使NH4+-N转化为NO3-</sup>N,使得生态坝可有效控制NH4+-N浓度并改善水体pH。但由于水力交换频繁,很难直接通过测定部分水质指标来准确评估生态坝的净化能力。（2）本研究通过测定生物膜活性来评估生态坝附着生物膜的净化潜力,研究表明:（1）.一个养殖周期内填料浮床生物膜的SOURA、SOURN和SOURH平均值分别为37.54、46.20和5.14 mg O2·（gVSS·h）-1;（2）.氨氧化细菌（AOB）伴随着养殖活动的进行活性逐步增强;亚硝酸盐氧化菌（NOB）、异氧菌（HB）活性和养殖活动密切相关,并在养殖高峰期达到最高;（3）.生物量平均值为296.91 g VSS·根-1;（4）.基于SOUR数据估算得出生态坝填料浮床附着的生物膜对NH4+-N的去除潜力可达到203.31 g·（m2·d）-1,对NO2-</sup>N的去除潜力达到777.45 g（m2·d）-1。（3）依据本研究所构建的污染负荷计算方法计算得出大闸蟹在一个养殖周期产生的氮、磷负荷最大值分别为:QN=68.29 mg·（m2·d）-1、Qp=7.05 mg·（m2·d）-1,其中饵料残留的贡献最大,分别为79.90%和83.83%;其次,大闸蟹排泄贡献度分别为15.47%和14.47%;底泥释放占比最小,分别为4.63%和1.70%。（4）基于养殖污染负荷和生态坝净化潜力,得出需要设计1904 m2生态坝净化该区域养殖污染,结合养殖作业需求,提出生态坝的平面布置方案及具有蜕壳功能的生态坝单体优化方案。
二、微生物对水产养殖环境的生物修复作用（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、微生物对水产养殖环境的生物修复作用（论文提纲范文）
（1）2株微藻与2株细菌对观赏鱼养殖水质的净化（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 绪论 |
| 1 研究背景 |
| 1.1 我国观赏鱼养殖现状 |
| 1.2 国外观赏鱼养殖现状 |
| 1.3 本论文所用实验动物 |
| 1.4 鱼类养殖水体的特点及污染 |
| 1.5 鱼类养殖水处理技术概况 |
| 2 微藻与细菌特点及其应用 |
| 2.1 藻类的特点与应用现状 |
| 2.2 枯草芽孢杆菌、硝化细菌的特点与应用现状 |
| 3 固定化技术研究进展 |
| 3.1 包埋法 |
| 3.2 吸附法 |
| 4 课题研究的目的、意义及主要内容 |
| 4.1 研究的目的与意义 |
| 4.2 主要研究内容 |
| 4.3 技术路线 |
| 第一章 2 株微藻和2 株细菌对养殖污水的净化 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 材料与试剂 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 小球藻和螺旋藻藻在养殖污水中的生长情况 |
| 2.2 小球藻不同接种量对养殖污水的净化 |
| 2.3 螺旋藻不同接种量对养殖污水的净化 |
| 2.4 硝化细菌不同接种量对养殖污水的净化 |
| 2.5 枯草芽孢杆菌不同接种量对养殖污水的净化 |
| 第三节 小结 |
| 第二章 2 株微藻和2 株细菌在金鱼养殖水体中的应用 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 材料与试剂 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 第二节 结果与分析 |
| 2.1 小球藻和螺旋藻在金鱼养殖中应用 |
| 2.2 小球藻和细菌对金鱼养殖的影响 |
| 第三节 小结 |
| 第三章 固定微生物絮团对草金鱼养殖水质的影响 |
| 第一节 材料与方法 |
| 1.1 材料与试剂 |
| 1.2 试验方法 |
| 1.3 实验设计 |
| 1.4 数据处理 |
| 第二节 结果 |
| 2.1 不同接种量微生物絮团对养殖污水的净化 |
| 2.2 三种生物填料固定微生物絮团与否对养殖污水净化效果的影响 |
| 2.3 固定微生物絮团对草金鱼养殖养殖水质的净化 |
| 第三节 小结与讨论 |
| 第四章 结论与展望 |
| 1 结论 |
| 2 创新点 |
| 3 本课题今后研究设想 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）大豆抗原蛋白对中华绒螯蟹生长性能和肠道健康的影响及其改善对策（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 第一节 大豆抗原蛋白的研究进展 |
| 1.1 大豆抗原蛋白的结构分类和生物学特性 |
| 1.2 大豆抗原蛋白的抗营养作用 |
| 1.3 研究展望 |
| 第二节 饲料植物蛋白对水生动物肠道健康影响的研究进展 |
| 2.1 水生动物肠道健康的评价 |
| 2.2 植物蛋白对水生动物肠道健康的影响 |
| 2.3 研究展望 |
| 第三节 氮-乙酰半胱氨酸和丁酸钠改善肠道健康的研究进展 |
| 3.1 氮-乙酰半胱氨酸 |
| 3.2 丁酸钠 |
| 3.3 研究展望 |
| 第四节 本论文的研究目的和意义 |
| 第二章 大豆球蛋白和β-伴大豆球蛋白对中华绒螯蟹幼蟹生长和肠道健康的影响 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第三章 氮-乙酰半胱氨酸改善两种大豆抗原蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤 |
| 第一节 氮-乙酰半胱氨酸对β-伴大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤的改善作用 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第二节 氮-乙酰半胱氨酸缓解大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道抗氧化能力下降 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第四章 丁酸钠改善大豆球蛋白引起的中华绒螯蟹幼蟹生长抑制和肠道损伤 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第五章 提高大豆球蛋白利用率的益生菌筛选与效果评价 |
| 第一节 提高大豆球蛋白利用率的益生菌体外筛选与鉴定 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第二节 大豆球蛋白饲料中添加不同益生菌对中华绒螯蟹幼蟹生长性能和肠道健康的影响 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 第三节 大豆球蛋白饲料中添加不同益生菌对中华绒螯蟹幼蟹肠道微生物代谢活性和肠道菌群的影响 |
| 1.前言 |
| 2.材料和方法 |
| 3.结果 |
| 4.讨论 |
| 5.结论 |
| 总结与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历及在学期间所取得的科研成果 |
| 致谢 |
（3）淡水鱼养殖池塘环境特征及调控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 中国水产养殖业的发展现状 |
| 2 淡水鱼养殖池塘水质污染状况 |
| 2.1 养殖池塘水质污染来源 |
| 2.2 养殖池塘水质污染危害 |
| 3 淡水鱼养殖池塘底泥污染状况 |
| 3.1 养殖池塘底泥的重要性 |
| 3.2 养殖池塘底泥污染来源 |
| 3.3 养殖池塘底泥污染的危害 |
| 4 淡水鱼养殖池塘环境调控技术 |
| 4.1 物理技术 |
| 4.2 化学技术 |
| 4.3 生物技术 |
| 4.4 池塘健康养殖技术的探索 |
| 5 本文的研究目的和意义 |
| 6.本研究的技术路线 |
| 第一章 传统淡水鱼养殖池塘环境变化特征 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 水样和泥样理化指标的测定 |
| 1.4 基于Biolog-ECO技术的微生物功能多样性测定 |
| 1.5 水体和底泥菌群的16SrRNA测序分析 |
| 1.5.1 基因组DNA的提取 |
| 1.5.2 PCR扩增 |
| 1.5.3 PCR产物检测、纯化和定量 |
| 1.5.4 建库和测序 |
| 1.6 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 传统罗非鱼养殖池塘理化指标变化特征 |
| 2.1.1 罗非鱼养殖池塘水质理化指标变化特征 |
| 2.1.2 罗非鱼养殖池塘底泥理化指标变化特征 |
| 2.2 罗非鱼养殖池塘微生物群落对碳源的代谢强度 |
| 2.2.1 罗非鱼养殖池塘水体中微生物群落对碳源的代谢强度 |
| 2.2.2 罗非鱼养殖池塘底泥中微生物群落对碳源的代谢强度 |
| 2.3 罗非鱼养殖池塘水体和底泥中微生物对单类碳源利用的变化 |
| 2.3.1 罗非鱼养殖池塘水体中微生物对单类碳源利用的变化 |
| 2.3.2 罗非鱼养殖池塘底泥中微生物对单类碳源利用的变化 |
| 2.4 罗非鱼养殖池塘水体中微生物群落结构的变化 |
| 2.4.1 基于门水平的罗非鱼养殖池塘水体微生物群落结构分析 |
| 2.4.2 基于属水平的罗非鱼养殖池塘水体微生物群落结构分析 |
| 2.5 罗非鱼养殖池塘底泥中微生物群落结构的变化 |
| 2.5.1 基于门水平的罗非鱼养殖池塘底泥微生物群落结构分析 |
| 2.5.2 基于属水平的罗非鱼养殖池塘底泥微生物群落结构分析 |
| 3 讨论 |
| 4.小结 |
| 第二章 晒塘对淡水鱼养殖池塘环境调控作用的研究 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 水样和泥样理化指标的测定方法 |
| 1.4 水体和底泥菌群的16SrRNA测序分析 |
| 1.5 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 晒塘对养殖池塘水体和底泥理化指标变化率的影响 |
| 2.2 样品测序数据质量评估及复杂度分析 |
| 2.3 晒塘对养殖池塘水体中菌群结构的影响 |
| 2.3.1 基于门水平的晒塘前后水体中群落结构分析 |
| 2.3.2 基于纲水平的晒塘前后水体中群落结构分析 |
| 2.3.3 基于属水平的晒塘前后水体中群落结构分析 |
| 2.3.4 基于种水平的晒塘前后水体中群落结构分析 |
| 2.4 晒塘对养殖池塘底泥中菌群结构的影响 |
| 2.4.1 基于门水平的晒塘前后底泥中群落结构的分析 |
| 2.4.2 基于纲水平的晒塘前后底泥中群落结构的分析 |
| 2.4.3 基于属水平的晒塘前后底泥中群落结构的分析 |
| 2.4.4 基于种水平的晒塘前后底泥中群落结构的分析 |
| 2.5 细菌群落与养殖池塘水体和底泥理化指标的关系 |
| 3 讨论 |
| 4.小结 |
| 第三章 淡水鱼养殖池塘底泥调控技术的探索 |
| 1.实验材料 |
| 1.1 实验用池塘底泥来源 |
| 1.2 实验菌种 |
| 1.3 培养基 |
| 2.实验方法 |
| 2.1 菌液制备 |
| 2.2 实验组设置 |
| 2.3 样品采集与处理 |
| 2.4 数据分析 |
| 3.实验结果及分析 |
| 3.1 暴晒及微生物修复对养殖池塘底泥的影响 |
| 3.2 暴晒期间泼洒微生物对养殖池塘底泥的影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 暴晒对养殖池塘底泥的调控效果 |
| 4.2 微生物对养殖池塘底泥的调控效果 |
| 4.3 暴晒联合微生物对养殖池塘底泥的调控效果 |
| 5.小结 |
| 第四章 池塘循环水养殖系统不同模块环境动态变化特征 |
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究对象 |
| 1.2 样品采集 |
| 1.3 水样和泥样理化指标的测定方法 |
| 1.4 基于Biolog-ECO技术的微生物功能多样性测定 |
| 1.5 水体和底泥菌群的16SrRNA测序分析 |
| 1.6 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 池塘循环水养殖系统不同模块水质指标的动态变化 |
| 2.1.1 不同的采样时间进水口水质指标差异性 |
| 2.1.2 不同的采样时间沉淀池水质指标差异性 |
| 2.1.3 不同的采样时间曝气池水质指标差异性 |
| 2.1.4 不同的采样时间生态净化池1水质指标差异性 |
| 2.1.5 不同的采样时间生态净化池2水质指标差异性 |
| 2.1.6 不同的采样时间养殖池塘1中水质指标差异性 |
| 2.1.7 不同的采样时间养殖池塘2水质指标差异性 |
| 2.1.8 不同的采样时间养殖池塘3水质指标差异性 |
| 2.1.9 不同的采样时间养殖池塘4水质指标差异性 |
| 2.2 池塘循环水养殖系统对污染物的去除效果 |
| 2.3 循环水养殖系统中养殖池塘底泥理化指标的差异性 |
| 2.3.1 不同的采样时间养殖池塘1底泥指标差异性 |
| 2.3.2 不同的采样时间养殖池塘2底泥指标差异性 |
| 2.3.3 不同的采样时间养殖池塘3底泥指标差异性 |
| 2.3.4 不同的采样时间养殖池塘4底泥指标差异性 |
| 2.4 池塘循环水养殖系统不同模块水体中微生物群落的代谢特征 |
| 2.4.1 池塘循环水养殖系统不同模块水体中微生物群落对碳源的代谢强度 |
| 2.4.2 池塘循环水养殖系统不同模块水体中微生物对不同碳源的利用情况 |
| 2.5 池塘循环水养殖系统的养殖池塘底泥中微生物群落的代谢特征 |
| 2.5.1 池塘循环水养殖系统的养殖池塘底泥中微生物群落对碳源的代谢强度 |
| 2.5.2 池塘循环水养殖系统养殖池塘底泥中微生物对不同碳源的利用情况 |
| 2.6 池塘循环水养殖系统不同模块水体中微生物群落结构的变化 |
| 2.6.1 基于门水平的池塘循环水养殖系统不同模块水体微生物群落结构分析 |
| 2.6.2 基于属水平的池塘循环水养殖系统不同模块水体微生物群落结构分析 |
| 2.7 池塘循环水养殖系统的养殖池塘底泥中微生物群落结构的变化 |
| 2.7.1 基于门水平的池塘循环水养殖系统的养殖池塘底泥中微生物群落结构分析 |
| 2.7.2 基于属水平的池塘循环水养殖系统的养殖池塘底泥中微生物群落结构分析 |
| 3 讨论 |
| 3.1 池塘循环水养殖系统的净化效果 |
| 3.2 池塘循环水养殖系统不同模块中微生物群落的差异性 |
| 4.小结 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（4）气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 主要符号表 |
| 前言 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 工厂化水产养殖废水的组成与性质 |
| 1.3 工厂化养殖废水的净化方法 |
| 1.3.1 物理法 |
| 1.3.2 化学法 |
| 1.3.3 生物法 |
| 1.4 牙鲆工厂化养殖现状和存在的问题 |
| 1.5 多毛类动物在海洋修复中的研究进展 |
| 1.6 本文主要研究思路 |
| 2 气升式多毛类生物滤器构建及其运行的可行性 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 实验材料 |
| 2.2.1 实验动物 |
| 2.2.2 不同底质 |
| 2.2.3 多毛类饵料 |
| 2.3 实验方法 |
| 2.3.1 气升式多毛类生物滤器(APB)构建方法 |
| 2.3.2 工厂化养殖固体废弃物饲喂多毛类的可行性 |
| 2.3.3 不同底质气升式多毛类生物滤器循环运行的可行性 |
| 2.4 实验结果 |
| 2.4.1 不同比例养殖固体废弃物对滤器内多毛类生长存活影响 |
| 2.4.2 不同底质类型的生物滤器内多毛类沙蚕存活生长情况 |
| 2.5 讨论 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 气升式多毛类生物滤器对牙鲆工厂化养殖废水的净化 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验材料与仪器 |
| 3.2.1 实验试剂 |
| 3.2.2 仪器设备 |
| 3.2.3 多毛类动物密度与饵料 |
| 3.2.4 养殖废水 |
| 3.3 实验方法 |
| 3.3.1 不同底质气升式多毛类生物滤器对牙鲆养殖废水的净化效果 |
| 3.3.2 多毛类生长测定 |
| 3.3.3 数据处理 |
| 3.4 实验结果 |
| 3.4.1 气升式多毛类生物滤器净化养殖废水的常规水质参数变化 |
| 3.4.2 气升式多毛类生物滤器净化养殖废水的特征性水质参数变化 |
| 3.5 讨论 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 气升式多毛类生物滤器净水过程的碳和氮元素平衡与能量分配 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 实验材料与仪器 |
| 4.3 实验方法 |
| 4.3.1 实验设计 |
| 4.3.2 气升式多毛类生物滤器碳元素平衡测定 |
| 4.3.3 气升式多毛类生物滤器氮元素平衡测定 |
| 4.3.4 气升式多毛类生物滤器能量分配规律 |
| 4.3.5 数据处理 |
| 4.4 实验结果 |
| 4.4.1 不同底质气升式多毛类生物滤器碳元素平衡 |
| 4.4.2 不同底质气升式多毛类生物滤器氮元素平衡 |
| 4.4.3 不同底质气升式多毛类生物滤器能量分配 |
| 4.5 讨论 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 气升式多毛类生物滤器微生物膜异养菌与硝化细菌变动规律 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 实验材料与仪器 |
| 5.2.1 实验器材 |
| 5.2.2 仪器设备 |
| 5.2.3 实验动物 |
| 5.2.4 养殖废水 |
| 5.3 实验方法 |
| 5.3.1 实验设计 |
| 5.3.2 微生物膜取样 |
| 5.3.3 异养菌分离、纯化与培养 |
| 5.3.4 异养菌种类分析 |
| 5.3.5 氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌提取与扩增 |
| 5.3.6 氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌MPN-PCR结果计算 |
| 5.4 实验结果 |
| 5.4.1 生物膜微生物总DNA提取结果 |
| 5.4.2 16S rDNA扩增 |
| 5.4.3 PCR扩增结果 |
| 5.4.4 多毛类生物滤器异养菌种类组成 |
| 5.4.5 不同底质气升式多毛类生物滤器异养菌数量变动 |
| 5.4.6 不同底质气升式多毛类生物滤器氨氧化细菌数量变动 |
| 5.4.7 不同底质气升式多毛类生物滤器亚硝酸盐氧化细菌数量变动 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统水质变化与牙鲆的生长 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 实验材料与仪器 |
| 6.2.1 实验试剂 |
| 6.2.2 仪器设备 |
| 6.2.3 实验动物 |
| 6.3 实验方法 |
| 6.3.1 循环养殖系统设计方法 |
| 6.3.2 养殖方法 |
| 6.3.3 参数测定 |
| 6.3.4 实验分组和终点确定 |
| 6.4 实验结果 |
| 6.4.1 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统水质变化规律 |
| 6.4.2 牙鲆和岩虫平均体质量变化情况 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 7 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳和氮平衡与能量分配规律 |
| 7.1 引言 |
| 7.2 实验材料与仪器 |
| 7.2.1 实验试剂 |
| 7.2.2 仪器设备 |
| 7.2.3 实验动物 |
| 7.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳、氮平衡和能量分配测定 |
| 7.3.1 设计方法 |
| 7.3.2 养殖方法 |
| 7.3.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳元素平衡测定 |
| 7.3.4 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统氮元素平衡测定 |
| 7.3.5 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统能量分配测定 |
| 7.3.6 数据处理 |
| 7.4 实验结果 |
| 7.4.1 岩虫的昼夜代谢规律 |
| 7.4.2 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统碳元素平衡 |
| 7.4.3 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统氮元素平衡 |
| 7.4.4 气升式多毛类—牙鲆循环养殖系统能量分配 |
| 7.5 讨论 |
| 7.6 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间科研项目及科研成果 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（5）虾、菜轮作对虾塘底泥和水质的生物修复（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 绪论 |
| 一.凡纳滨对虾养殖现状 |
| 二.底泥在对虾养殖中的作用 |
| 1.底泥的特征 |
| 2.底泥状况对养殖环境的影响 |
| 三.池塘底泥的生物修复 |
| 四.微生物在养殖生态系统中的作用 |
| 五.微生物在元素循环中的作用 |
| 1.微生物对P的作用 |
| 2.微生物对S的作用 |
| 3.微生物对N的作用 |
| 六.高通量测序技术简介 |
| 七.高通量测序技术在水产养殖中的应用 |
| 八.研究背景、内容及意义 |
| 第一章 凡纳滨对虾养殖阶段水质指标及弧菌群落数变化 |
| 1.1 材料与方法 |
| 1.1.1 实验材料 |
| 1.1.2 实验方法 |
| 1.1.3 数据分析 |
| 1.2 实验结果与分析 |
| 1.2.1 温度变化 |
| 1.2.2 pH和 DO |
| 1.2.3 TP |
| 1.2.4 氮营养盐 |
| 1.2.5 弧菌数 |
| 1.3 讨论 |
| 第二章 虾、菜轮作模式下底泥理化指标及弧菌数量变化 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 实验结果与分析 |
| 2.2.0 种菜期间土壤温度变化 |
| 2.2.1 ORP |
| 2.2.2 TP |
| 2.2.3 TS |
| 2.2.4 TN |
| 2.2.5 TC |
| 2.2.6 弧菌数 |
| 2.3 讨论 |
| 第三章 蔬菜种植阶段虾塘底泥中不同区域细菌群落结构分析 |
| 3.1 实验材料 |
| 3.2 实验方法 |
| 3.2.1 样品DNA提取纯化 |
| 3.2.2 Miseq高通量测序 |
| 3.2.3 测序数据处理 |
| 3.3 实验结果与分析 |
| 3.3.1 有效序列及OTU组成 |
| 3.3.2 Alpha多样性分析 |
| 3.3.3 各分类水平微生物类群统计 |
| 3.3.4 门分类水平上组间差异 |
| 3.3.5 纲分类水平上组间差异 |
| 3.3.6 属分类水平上组间差异 |
| 3.4 讨论 |
| 第四章 实验条件下不同区域底泥对水质的影响 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验材料 |
| 4.1.2 实验方法 |
| 4.2 水质实验结果与分析 |
| 4.2.1 pH和 DO |
| 4.2.2 氮营养盐 |
| 4.2.3 TP |
| 4.2.4 弧菌数 |
| 4.3 高通量测序结果与分析 |
| 4.3.1 有效序列及OTU组成 |
| 4.3.2 Alpha多样性分析 |
| 4.3.3 门分类水平上细菌群落结构差异 |
| 4.3.4 纲分类水平上细菌群落结构差异 |
| 4.3.5 属分类水平上细菌群落结构差异 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 门分类水平上细菌群落结构差异 |
| 4.4.2 纲分类水平上细菌群落结构差异 |
| 4.4.3 属分类水平上细菌群落结构差异 |
| 第五章 小结 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间承担的科研任务与主要成果 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（6）养殖系统生物膜法运行条件优化及其厌氧反硝化特性的研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 淡水养殖概况 |
| 1.2 养殖水体修复技术概述 |
| 1.3 生物膜脱氮原理 |
| 1.4 生物膜脱氮的影响因素 |
| 1.4.1 水力停留时间(HRT) |
| 1.4.2 碳氮比 |
| 1.4.3 pH |
| 1.4.4 溶解氧(DO) |
| 1.5 生物膜研究方法概述 |
| 1.5.1 Biolog技术研究生物膜碳源代谢特征的进展 |
| 1.5.2 碳源强化生物膜挂膜及脱氮效果的研究进展 |
| 1.5.3 生物膜附着微生物群落结构的研究进展 |
| 1.5.4 微生物群落的研究方法 |
| 1.6 研究目的和意义 |
| 第二章 生物膜反应器运行参数优化实验 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 反应器运行状况 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果 |
| 2.2.1 正交试验结果 |
| 2.3 讨论 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 养殖系统生物膜形成过程中附着微生物群落结构及厌氧代谢特性 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验设计 |
| 3.1.2 水质的测定 |
| 3.1.3 Biolog-ECO微平板处理和微生物群落结构分析 |
| 3.1.4 微生物群落结构的分析 |
| 3.1.5 PCR扩增与高通量测序 |
| 3.1.6 数据分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 池塘水质基本情况 |
| 3.2.2 厌氧条件下生物膜附着微生物AWCD和群落功能多样性分析 |
| 3.2.3 生物膜附着微生物在厌氧条件下碳源利用率分析 |
| 3.2.4 生物膜形成过程中附着微生物群落分析 |
| 3.3 讨论 |
| 3.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（7）脱氮细菌的筛选及其对养殖池塘环境的修复效果（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 引言 |
| 1 水产养殖业的发展现状 |
| 2 水产养殖业中氨氮废水的来源及危害 |
| 2.1 氨氮污染的现状 |
| 2.2 养殖水体中氨氮的来源 |
| 2.3 氨氮带来的危害 |
| 3 常用的氨氮废水的处理方法 |
| 3.1 物理化学法 |
| 3.1.1 吹脱法 |
| 3.1.3 折点加氯法 |
| 3.1.4 离子交换法 |
| 3.1.5 催化湿式氧化法 |
| 3.1.6 膜分离法 |
| 3.2 生物法 |
| 3.2.1 水生生物法 |
| 3.2.2 人工湿地法 |
| 3.2.3 微生物法 |
| 4 异养硝化细菌处理养殖废水的研究进展 |
| 4.1 异养硝化细菌的研究进展 |
| 4.2 异养硝化细菌处理养殖废水的应用 |
| 5 研究目的与意义 |
| 第一章 一株异养硝化巨大芽孢杆菌的分离鉴定及其脱氮性能研究 |
| 1 材料 |
| 1.1 实验菌种及试剂 |
| 1.2 培养基 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 菌种分离与纯化 |
| 2.1.1 硝化细菌的分离纯化 |
| 2.2.2 硝化细菌的筛选 |
| 2.2 菌种鉴定 |
| 2.2.1 形态学观察及革兰氏染色 |
| 2.2.2 生理生化鉴定 |
| 2.2.3 16S rRNA基因序列分析 |
| 2.3 胞外酶性能测定 |
| 2.4 菌株最适生长条件测定 |
| 2.5 安全性实验 |
| 2.6 脱氮性能研究 |
| 2.6.1 菌株硝化活性的测定 |
| 2.6.2 碳源对菌株脱氮性能的影响 |
| 2.6.3 碳氮比(C/N)对菌株脱氮性能的影响 |
| 2.6.4 pH对菌株脱氮性能的影响 |
| 2.6.5 溶氧量对菌株脱氮性能的影响 |
| 2.7 分析方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 菌株的分离与筛选 |
| 3.2 菌株P5-2 的分类与鉴定 |
| 3.2.1 菌株形态观察 |
| 3.2.2 生理生化鉴定 |
| 3.2.316 S rRNA基因序列分析 |
| 3.3 菌株P5-2 胞外酶性能检测 |
| 3.4 菌株P5-2 的生长性能 |
| 3.5 安全性实验 |
| 3.6 菌株P5-2 脱氮性能研究 |
| 3.6.1 菌株P5-2 硝化活性测定 |
| 3.6.2 菌株P5-2 的反硝化特性 |
| 3.6.3 碳源对菌株P5-2 脱氮效果的影响 |
| 3.6.4 C/N对菌株P5-2 脱氮效果的影响 |
| 3.6.5 pH对菌株P5-2 脱氮效果的影响 |
| 3.6.6 溶氧量对菌株P5-2 脱氮效果的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 本章结论 |
| 第二章 一株异养硝化粪产碱杆菌的分离鉴定及其脱氮性能研究 |
| 1 实验材料 |
| 1.1 实验菌种及试剂 |
| 1.2 培养基 |
| 2 实验方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 菌株的分离筛选 |
| 3.2 菌株的分类与鉴定 |
| 3.2.1 菌株形态观察 |
| 3.2.2 生理生化鉴定 |
| 3.2.3 16S rRNA基因序列分析 |
| 3.3 菌株胞外酶性能检测 |
| 3.4 菌株的生长特性 |
| 3.5 安全性实验 |
| 3.6 菌株脱氮性能研究 |
| 3.6.1 菌株硝化活性的检测 |
| 3.6.2 碳源对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.3 碳氮比对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.4 pH对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.5 溶解氧对菌株脱氮的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 本章结论 |
| 第三章 一株异养硝化嗜吡啶红球菌的分离鉴定及其脱氮性能研究 |
| 1 实验材料 |
| 1.1 实验菌种及试剂 |
| 1.2 培养基 |
| 2 实验方法 |
| 3 结果与分析 |
| 3.1 菌株的分离筛选 |
| 3.2 菌株的分类与鉴定 |
| 3.2.1 菌株形态观察 |
| 3.2.2 生理生化鉴定 |
| 3.2.3 16S rRNA基因序列分析 |
| 3.3 菌株胞外酶性能检测 |
| 3.4 菌株的生长特性 |
| 3.5 安全性实验 |
| 3.6 菌株脱氮性能研究 |
| 3.6.1 菌株硝化活性的检测 |
| 3.6.2 碳源对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.3 碳氮比对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.4 pH对菌株脱氮的影响 |
| 3.6.5 溶解氧对菌株脱氮的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 本章结论 |
| 第四章 异养硝化细菌对罗非鱼养殖环境的修复效果研究 |
| 1 实验材料 |
| 1.1 实验菌种 |
| 1.2 培养基 |
| 1.3 实验仪器 |
| 2 实验方法 |
| 2.1 实验池 |
| 2.2 菌液 |
| 2.3 样品采集及分析 |
| 2.4 实验池相关初始指标 |
| 2.5 实验期间养殖水体pH、DO、温度平均值 |
| 2.6 数据处理 |
| 3 实验结果及分析 |
| 3.1 异养硝化细菌对养殖池氨氮的影响 |
| 3.2 异养硝化细菌对养殖池亚硝酸盐的影响 |
| 3.3 异养硝化细菌对养殖池硝酸盐的影响 |
| 3.4 异养硝化细菌对养殖池总氮的影响 |
| 3.5 异养硝化细菌对养殖池COD的影响 |
| 3.6 异养硝化细菌对养殖池总磷的影响 |
| 3.7 异养硝化细菌对养殖池底泥的影响 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
（8）水产养殖环境中氰戊菊酯的消除规律及对底泥细菌群落的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1 引言 |
| 2 氰戊菊酯在环境中的残留 |
| 2.1 氰戊菊酯在水环境中的残留情况 |
| 2.2 氰戊菊酯在底泥环境中的残留情况 |
| 2.3 水产养殖环境中氰戊菊酯的残留来源及危害 |
| 3 氰戊菊酯的检测及手性分离 |
| 3.1 氰戊菊酯的样品前处理研究 |
| 3.2 氰戊菊酯的检测方法研究 |
| 3.3 氰戊菊酯的手性异构体分离方法研究 |
| 4 氰戊菊酯在环境中的消除研究 |
| 4.1 氰戊菊酯在环境中的归趋 |
| 4.2 影响氰戊菊酯消除的因素 |
| 4.3 氰戊菊酯在水产养殖环境中的消除 |
| 5 氰戊菊酯对水产养殖底泥环境中细菌多样性的影响 |
| 6 研究展望 |
| 7 研究目的、意义及工作内容 |
| 7.1 研究目的与意义 |
| 7.2 研究内容及技术路线 |
| 第二章 养殖水体中氰戊菊酯及其异构体的消除动态规律及其影响因素的研究 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 正交试验设计 |
| 2.3 池塘水降解试验 |
| 2.4 手性异构体分离 |
| 2.5 样品分析 |
| 2.6 统计分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 消除效果 |
| 3.2 异构体间的降解差异 |
| 3.3 环境因素作用 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第三章 养殖池塘底泥环境中氰戊菊酯及其异构体的消除动态规律 |
| 1 前言 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 氰戊菊酯检测 |
| 2.4 统计分析 |
| 3 结果 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第四章 水产养殖常规管理活动对农药氰戊菊酯及其顺反异构体消除规律影响的研究 |
| 1 前言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 顺反对映体鉴定 |
| 2.4 样品分析 |
| 2.5 统计分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 氰戊菊酯消除半衰期 |
| 3.2 氰戊菊酯消除速率及其EF值 |
| 3.3 试验指标的分布水平及相关性分析 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 第五章 氰戊菊酯及其异构体对养殖池塘底泥环境中细菌群落结构影响的研究 |
| 1 前言 |
| 2 材料方法 |
| 2.1 试验材料 |
| 2.2 试验设计 |
| 2.3 氰戊菊酯检测 |
| 2.4 微生物测序分析 |
| 2.5 数据分析与统计 |
| 3 结果 |
| 3.1 氰戊菊酯降解情况 |
| 3.2 细菌群落多样性分析 |
| 3.3 细菌群落组成及组间差异性分析 |
| 4 讨论 |
| 5 结论 |
| 全文总结 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 科研情况 |
（9）互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 前言 |
| 1.1 红树林生态系统 |
| 1.1.1 红树林生态系统简介 |
| 1.1.2 外来物种互花米草(Spartina alterniflora)对红树林的入侵 |
| 1.1.3 水产养殖污染对红树林的影响 |
| 1.2 挥发性气体简介 |
| 1.2.1 挥发性含硫气体 |
| 1.2.2 挥发性苯系物 |
| 1.3 红树林土壤微生物 |
| 1.4 本研究的立题依据、主要研究内容及科学意义 |
| 1.4.1 立题依据 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 研究意义 |
| 第二章 互花米草入侵(Spartina alterniflora)红树林土壤挥发性含硫气体释放的影响 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料方法 |
| 2.2.1 样地选择及介绍 |
| 2.2.2 挥发性含硫气体采集及测定 |
| 2.2.3 土壤总DNA提取和文库构建 |
| 2.2.4 微生物宏基因组有关硫代谢的分析 |
| 2.2.5 土壤理化性质测定 |
| 2.2.6 数据的统计与分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 标准品中挥发性含硫气体的色谱图 |
| 2.3.2 挥发性含硫气体的通量变化 |
| 2.3.3 土壤理化性质 |
| 2.3.4 宏基因组中注释到的参与硫代谢的功能基因 |
| 2.3.5 基于16S高通量测序的宏基因组硫代谢预测 |
| 2.4 讨论与小结 |
| 2.4.1 含硫气体的测定方法 |
| 2.4.2 不同生态系统含硫气体释放通量 |
| 2.4.3 含硫气体之间的相互转化 |
| 2.4.4 环境因子对含硫气体释放的影响 |
| 2.4.5 功能微生物对含硫气体释放的作用 |
| 2.4.6 互花米草入侵对红树林湿地含硫气体释放和转化及功能微生物的作用机制 |
| 2.4.7 小结 |
| 第三章 互花米草入侵(Spartina alterniflora)对红树林土壤挥发性苯系物释放的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料方法 |
| 3.2.1 样地选择及介绍 |
| 3.2.2 挥发性苯系物气体采集及测定 |
| 3.2.3 土壤DNA的提取及文库构建 |
| 3.2.4 与苯系物降解有关的微生物宏基因组分析 |
| 3.2.5 土壤理化指标的测定 |
| 3.2.6 数据的统计与分析 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 标准品中挥发性苯系物的色谱图 |
| 3.3.2 挥发性苯系物的通量变化 |
| 3.3.3 宏基因组中注释到的参与苯系物降解相关的基因和酶 |
| 3.3.4 基于16S高通量测序的挥发性苯系物降解的宏基因组功能预测 |
| 3.4 讨论和小结 |
| 3.4.1 苯系物的测定 |
| 3.4.2 不同生态系统苯系物的释放通量 |
| 3.4.3 环境因子对挥发性苯系物的影响 |
| 3.4.4 功能微生物对苯系物释放的作用 |
| 3.4.5 互花米草入侵对红树林湿地苯系物释放和转化及功能微生物的影响 |
| 3.4.6 小结 |
| 第四章 高位养虾污染对秋茄红树林土壤挥发性硫气体和挥发性苯系物释放的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料方法 |
| 4.2.1 样地的选择及介绍 |
| 4.2.2 挥发性硫气体和挥发性苯系物采集及测定 |
| 4.2.3 土壤理化性质测定 |
| 4.2.4 数据处理与分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 挥发性含硫气体的通量变化 |
| 4.3.2 挥发性苯系物的通量变化 |
| 4.3.3 土壤理化性质 |
| 4.4 讨论与小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 主要结论 |
| 5.2 存在的不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及参与的科研项目 |
（10）阳澄湖围网养殖区生态坝设计优化研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水产养殖现状 |
| 1.2 水产养殖污染问题 |
| 1.3 阳澄湖大闸蟹养殖及污染现状 |
| 1.3.1 阳澄湖概述 |
| 1.3.2 阳澄湖水产养殖现状 |
| 1.3.3 阳澄湖污染现状 |
| 1.4 生物修复技术研究进展 |
| 1.4.1 水生植物修复技术 |
| 1.4.2 微生物修复技术 |
| 1.4.3 水生动物修复技术 |
| 1.4.4 复合生物修复技术 |
| 1.5 养殖水体污染负荷研究进展 |
| 1.5.1 化学分析法 |
| 1.5.2 竹内俊郎法 |
| 1.5.3 Vollenweider箱式模型法 |
| 1.5.4 物料平衡法 |
| 1.6 研究课题的提出 |
| 1.6.1 研究目的和意义 |
| 1.6.2 前期研究基础 |
| 1.6.3 技术路线与研究内容 |
| 第二章 生态坝水质净化效果及生物膜净化机制研究 |
| 2.1 示范区概况 |
| 2.1.1 示范区选址 |
| 2.1.2 生态坝装置 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 水质净化效果分析 |
| 2.2.2 生物膜比耗氧速率测定试验 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 水质净化效果 |
| 2.3.2 生物膜净化机制 |
| 2.3.3 生物膜氮元素净化潜力 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 污染负荷研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 底泥基本特征 |
| 3.1.2 底泥释放试验 |
| 3.1.3 大闸蟹饵料代谢试验 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 底泥特征 |
| 3.2.2 底泥释放规律 |
| 3.2.3 大闸蟹排泄与饵料残留 |
| 3.2.4 污染负荷计算 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 生态坝设计优化 |
| 4.1 养殖区所需生态坝面积确定 |
| 4.2 养殖区生态坝平面布置 |
| 4.3 生态坝基本单元设计 |
| 4.3.1 填料浮床 |
| 4.3.2 植物浮床 |
| 4.3.3 蜕壳结构 |
| 4.4 技术经济评价 |
| 4.4.1 设计费用 |
| 4.4.2 安装运行费 |
| 4.5 本章小结 |
| 第五章 结论与建议 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 建议 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间的科研成果 |
四、微生物对水产养殖环境的生物修复作用（论文参考文献）
- [1]2株微藻与2株细菌对观赏鱼养殖水质的净化[D]. 俞丽燕. 福建师范大学, 2020(12)
- [2]大豆抗原蛋白对中华绒螯蟹生长性能和肠道健康的影响及其改善对策[D]. 韩凤禄. 华东师范大学, 2020(08)
- [3]淡水鱼养殖池塘环境特征及调控技术研究[D]. 王瑞宁. 上海海洋大学, 2020(03)
- [4]气升式多毛类生物滤器构建及其在牙鲆工厂化养殖中的应用[D]. 杨大佐. 大连理工大学, 2019
- [5]虾、菜轮作对虾塘底泥和水质的生物修复[D]. 傅瑨. 福建师范大学, 2019(12)
- [6]养殖系统生物膜法运行条件优化及其厌氧反硝化特性的研究[D]. 李家磊. 上海海洋大学, 2019(03)
- [7]脱氮细菌的筛选及其对养殖池塘环境的修复效果[D]. 李忠徽. 上海海洋大学, 2019(03)
- [8]水产养殖环境中氰戊菊酯的消除规律及对底泥细菌群落的影响[D]. 张敬卫. 南京农业大学, 2019(08)
- [9]互花米草入侵和养殖污染对红树林土壤挥发性气体释放的影响及机理研究[D]. 李珂珂. 厦门大学, 2019(09)
- [10]阳澄湖围网养殖区生态坝设计优化研究[D]. 穆玉林. 上海交通大学, 2018(01)