一、扩散对污染斑块上Smith种群生存的影响（论文文献综述）
赵郁豪[1]（2020）在《千岛湖片段化生境中蚂蚁群落的构建机制》文中研究指明生境片段化是指原来连续的生境受自然和人为干扰的影响,逐渐转变为隔离的且面积较小的斑块的过程。生境片段化会影响生物多样性和生物群落的构建过程,其中生物群落的构建过程主要包括生态位过程（环境过滤和种间竞争等）和中性过程（扩散限制和生态漂变等）。现有的研究主要围绕片段化生境中植物和鸟类等生物类群开展,缺乏对片段化生境中蚂蚁群落构建过程的研究。蚂蚁在生态系统中扮演着十分重要的角色,并且对生境变化十分敏感。对片段化生境中蚂蚁群落构建过程的研究有助于更深入地了解生境片段化对生物群落的影响。此外,现有的关于蚂蚁群落构建的研究多是从物种多样性的角度进行分析,忽略了蚂蚁不同功能特征（功能多样性）和进化背景（谱系多样性）对其群落构建过程的影响。功能多样性有助于揭示群落对环境的适应能力,谱系多样性则反映了物种间的进化关系,有助于我们从进化的角度来阐释群落构建过程中不同生态过程的相对重要性。人工陆桥岛屿系统具有形成历史相同和地理界限清晰等优势,为研究片段化生境中群落的构建过程提供了十分有利的条件。因此,本研究基于物种、功能和谱系多样性三个维度,结合不同的群落构建模型和方法（如零模型）,对千岛湖片段化生境中蚂蚁群落的构建过程展开如下研究:（1）从物种多样性角度出发,探讨种间竞争是否影响千岛湖蚂蚁群落和不同功能群蚂蚁的构建;（2）千岛湖蚂蚁群落和不同功能群的空间分布是否呈现嵌套格局,以及何种生态过程影响其的空间分布格局;（3）结合蚂蚁群落性状分布以及功能和谱系结构,探讨生态位过程对蚂蚁群落构建的影响,以及不同大小和隔离度岛屿上决定蚂蚁群落构建的主要生态过程是否相同。2017-2018年,我们在浙江省千岛湖地区选择了33个研究岛屿,通过陷阱法、凋落物收集法和手拣法调查蚂蚁群落多样性,测量蚂蚁的体长、眼宽、后足长上颚长和触角柄节长等功能性状特征,并基于3个核基因片段构建蚂蚁种水平的系统发育树。基于以上数据,从物种、功能和谱系多样性的角度分析影响蚂蚁群落构建的主要生态过程,主要结果如下:（1）千岛湖蚂蚁群落以及多数功能群（广布类群、机会主义类群、专性捕食类群和温热气候特化种类群）都符合以竞争为主要群落构建机制的恒定体型比例模型。此外,专性捕食类群内两两物种共存的数量要显着少于预测值。（2）千岛湖蚂蚁群落不存在嵌套格局。但是对不同的功能群来说,亚优势类群和专性捕食类群存在显着的嵌套格局,物种多度和岛屿面积是影响其嵌套的主要因素。（3）蚂蚁群落的平均体长和上颚长随着岛屿面积增加而增加,眼宽、后足长和触角柄节长则随着岛屿面积增加而减少,小岛上的性状组合是趋向于能够抵抗干扰的杂食性性状。功能分散指数（FDis）的预测值与岛屿面积显着正相关,且大多数小岛上功能丰富度（FRic）和功能分散指数的实际值低于预测值。隔离度对千岛湖蚂蚁群落的性状分布没显着作用。（4）蚂蚁群落的谱系结构总体趋于聚集而群落的功能结构总体趋于发散。随着岛屿面积的增加,蚂蚁群落的谱系和功能结构从聚集逐渐变为发散,但岛屿隔离度隔离度没有显着作用。本研究表明,生态位过程主要影响专性捕食类蚂蚁,这可能与它们食性范围窄和生境需求特殊有关。相比于隔离度,岛屿面积对蚂蚁群落多样性和构建的影响更大,岛屿面积越小,岛上的环境会越恶劣和均质,导致无法适应这些条件的物种丧失。蚂蚁群落的功能结构对竞争作用更敏感,而谱系结构对环境过滤更敏感,因此,谱系并不能成为功能在群落研究中的替代指标。后续的研究应该同时从物种、功能和谱系多样性的角度对群落构建过程进行研究。
李建亮[2]（2020）在《黑顶麻雀（Passer ammodendri）扩散行为特征及其影响因子的研究》文中研究说明扩散是鸟类普遍存在的行为,对鸟类个体繁殖成功、种群的遗传结构和遗传多样性、数量动态、地理分布、物种进化等方面有着十分重要的影响作用。扩散行为的研究主要在于揭示影响扩散行为的因素,包括个体和环境两方面的因素。本文以黑顶麻雀（Passer ammodendri）为研究对象,对甘肃安西极旱荒漠国家级自然保护区黑顶麻雀的一个斑块状栖息地的繁殖种群进行长期的跟踪调查,汇总20142019年的脚环标记及繁殖数据,通过对繁殖种群中归家个体和扩散个体体型大小及繁殖表现的比较分析,阐明影响黑顶麻雀出生扩散和繁殖扩散行为选择的因子,探究极旱荒漠环境条件下对黑顶麻雀扩散行为的影响机制。研究共标记该繁殖种群的黑顶麻雀雏鸟3521只,成鸟捕捉标记1312只;采集到720巢繁殖期数据,以及18只黑顶麻雀成鸟的活动区数据。通过分析研究,得出以下结果:（1）黑顶麻雀的出生扩散存在偏雌扩散模式。出生归家个体的性比为1.32∶1（♂:♀）,也就是说,出生后第一次繁殖时,更多的雄性个体回到出生地,种群出生扩散为偏雌扩散。繁殖归家个体性比为1.14∶1,繁殖期的种群总性比为1.18∶1,回到上一年的繁殖地进行繁殖的雌雄个体数量没有明显差异,表明黑顶麻雀繁殖扩散中无明显的偏性扩散。（2）数据汇总表明,黑顶麻雀繁殖种群总体上归家个体所占比例高,6年平均为55.69±13.84%,其中在该地至少繁殖过一次的成体归家的平均比例为49.23±5.23%,表明成体繁殖扩散时地点忠诚强烈。但6年的出生归家率平均仅为6.46±1.10%,如此低的出生归家率除了与新生个体第一年的高死亡率有关外,也表明黑顶麻雀新生个体的出生扩散率高,更多的新生个体会选择扩散出去寻找新的繁殖地。（3）在繁殖季之后,黑顶麻雀的活动范围不再局限于巢址周边范围,因此雌雄个体的活动区和核心区面积明显大于繁殖季节。繁殖季节雌雄个体间的活动区和核心区面积均无显着差异（n=18）;繁殖结束后根据雌雄各1只个体的跟踪结果,雄性的活动区和核心区面积大于雌性。这些结果表明,雌性个体并没有表现出比雄性个体有更大的活动范围和更强的活动能力。（4）通过对繁殖种群中戴脚环的归家个体和外来扩散个体体况的比较,结果表明,归家个体雄性在嘴裂（t=3.875,df=707,P<0.01）和尾长（t=4.602,df=707,P=0.032）,雌性在翅长（t=6.580,df=599,P=0.011）和尾长（t=12.868,df=599,P<0.01）指标上显着大于外来扩散个体。黑顶麻雀归家冲动或地点忠诚强,在秋冬季节集群游荡生活过后、繁殖期开始时,体况有优势、飞行能力较强的个体会更多的迁飞回原来的繁殖地或出生地。（5）通过广义线性混合模型（GLMM）分析出生环境和父母状况对雏鸟出生扩散的影响因素,结果显示,第一窝首枚卵日期越早（t=2.164,df=1,P=0.030）、出飞同胞数越少（t=2.668,df=1,P<0.01）,第二窝母亲归家繁殖次数越少（t=2.502,df=1,P=0.012）的家庭,后代会更多的发生出生扩散。（6）广义线性模型（GLM）分析影响黑顶麻雀繁殖扩散的因素,结果表明,在同一繁殖季节内,第一窝首卵日期越迟的个体（包括雌雄）,在第二窝繁殖时越多的会选择扩散;在第一窝繁殖时,后代出飞率越低,雌性会更多的选择扩散;在年间,上一年繁殖时窝卵数越少,第二年雌性会更多的选择繁殖扩散;在上一年繁殖经历对第二年繁殖扩散与否的影响因素方面,再没有发现其它的显着因素。黑顶麻雀雌雄个体在每年繁殖开始时,选择回到原来的、还是扩散至新的繁殖地,可能与很多因素,包括秋冬季节的集群游荡经历有关。
陈鸽[3]（2019）在《空间异质性环境下寄生感染的传播动态》文中认为寄生感染在生态系统中具有重要的生物学意义。寄生能够调节宿主种群的动态,并且可以显着地影响不同营养级物种之间的相互作用以及系统稳定性。同时,栖息地的丧失以及破碎化是物种灭绝的关键性因素之一。本文从不同的传播途径以及不同权衡形式对寄生感染动态和进化的影响两个方面入手,探究空间异质性环境下寄生感染的传播动态,为更好地研究寄生感染的入侵及物种续存提供了依据。本研究内容共包括五章,第一章对空间异质性环境下寄生感染的理论、研究现状进行综述;第二章介绍了几种简单的传染病模型及相关理论;第三章构建了具有空间异质性的寄生感染模型,探讨由不同的传播路径,即水平传播或/和垂直传播等多种传播模式对空间异质性景观上疾病入侵与传播动态的影响;第四章在具有空间异质性的传染病模型的基础上,建立了具有不同传播扩散形式的宿主-寄生进化模型,进一步讨论了不同权衡形式（trade-off）对宿主进化动态的影响;第五章在本文研究的基础上,对寄生感染理论进行总结和展望。通过研究,本论文主要得出如下新结果:（1）水平传播和垂直传播对宿主-寄生物种群动态产生不对称影响;（2）在空间异质景观下,生境破碎化越严重,垂直传播在疾病入侵中就起着越重要的作用;（3）相比于均匀场假设,在具有严重的栖息地丧失的情况下,研究表明垂直传播是疾病入侵的决定性因素;（4）空间随机模拟显示,异质性资源质量和栖息地丧失对宿主种群动态的影响不同,这可能是因为具有低资源质量的栖息地斑块仍然可以维持宿主个体的繁殖;（5）不同寄生感染者的繁殖力与疾病的传播率之间的权衡形式能够导致进化稳定时寄生病毒的毒性差异。
曾頔[4]（2019）在《片段化栖息地中的鼠类种子扩散及其对兽类群落变化的响应》文中研究说明栖息地丧失和片段化常常会导致大型兽类的丧失,进而使鼠类由于缺乏自上而下的调控作用或者资源竞争而数量增加,从而影响鼠类对植物种子的扩散过程。虽然鼠类是大型兽类丧失的栖息地中主要的种子扩散者,但是在大型兽类丧失程度梯度上分析鼠类种子扩散有效性的研究并不多见,并且对片段化效应如何影响鼠类种子扩散的潜在机制也尚不清楚。为此,本研究通过比较千岛湖中不同面积及隔离度岛屿上的兽类群落组成以及鼠类种子扩散有效性,回答如下科学问题:（1）不同森林覆盖面积及隔离度的岛屿上兽类群落如何变化?（2）岛屿上的鼠类多度变化是否会影响种子的扩散、萌发和幼苗存活,以及鼠类扩散种子的有效性?（3）岛屿森林覆盖面积及隔离度是否会导致大型兽类的丧失,进而对鼠类种子扩散产生营养级联效应?2015-2017年,我们在浙江省千岛湖地区选择了 21个研究岛屿,以鼠类-短柄枹（Quercus serrata var.breviptiolata）种子扩散系统为研究对象开展相关调查和实验。这些岛屿拥有不同的森林覆盖面积,隔离度和大型兽类丧失程度。我们使用红外数码相机和鼠笼对岛屿上的兽类丧失程度和鼠类物种组成及相对多度进行监测。同时,我们还估计了不同岛屿上的种子产量,并结合鼠类相对多度评估了鼠类对种子资源的竞争强度。此外,我们还开展了种子扩散实验并利用种子萌发实验来评估扩散后种子的萌发率和幼苗的存活率,以便基于种子扩散有效性层次框架对岛屿上鼠类种子扩散的有效性进行评价。主要结果如下:（1）不同体型兽类的物种丰富度只与森林覆盖面积有关,随森林覆盖面积的增加而增加。岛屿森林覆盖面积只对大型兽类β多样性中因嵌套而产生的组分有正向作用,而对小型兽类的总体β多样性和两组分没有显着影响。岛屿上的兽类丧失程度也只与岛屿面积有关。岛屿隔离度对兽类物种多样性没有显着影响。（2）鼠类的相对多度与大型兽类丧失及岛屿隔离度有关,而岛屿森林覆盖面积对鼠类相对多度没有显着影响;鼠类相对多度决定了鼠类对种子资源的竞争强度。在种子命运上,鼠类对种子资源的竞争强度变化会对种子捕食率、种子扩散率、种子贮藏率以及贮藏后存活率产生非线性效应。此外,种子鲜重也会对种子扩散率和扩散后贮藏率有显着的非线性效应但对贮藏种子存活率是显着的负效应。在种子扩散距离上,鼠类间的竞争强度对种子扩散距离有正向作用,但随着种子重量的增加,种子的扩散距离先增大后减小,种子鲜重约为2.07 g时,具有最远的扩散距离。（3）种子萌发阶段,围栏内种子的死亡因素主要为真菌感染,而围栏外主要为鼠类捕食;幼苗存活阶段,围栏内幼苗的死亡因素主要为其它非生物因素,而围栏外仍然为鼠类捕食,但其相对重要性有所下降。排除鼠类后,种子的萌发率和幼苗的存活率升高,且随着种子重量的增加,种子的萌发率和幼苗存活率也随之升高。同时,围栏作用与种子重量间存在相互作用,围栏内外种子萌发率的差异随种子重量的增加而增加,而种子重量对围栏内外幼苗的存活率差异没有显着影响。（4）森林覆盖面积对鼠类种子扩散有效性有显着的间接作用,即通过大型兽类丧失来影响鼠类对种子资源的竞争,进而对种子扩散有效性产生营养级联效应。同时,岛屿隔离度对鼠类种子扩散有效性有较强的直接作用。上述研究结果表明,栖息地的丧失和隔离作用会通过改变大型兽类群落组成来影响鼠类多度,从而改变鼠类间对种子资源的竞争强度,进而作用于鼠类对短柄枹种子的扩散过程,产生营养级联效应。这种鼠类与短柄枹之间相互作用的改变可能会影响千岛湖地区短柄枹的种群动态。同时,我们的结果还强调了栖息地片段化效应与大型兽类丧失对重要生态过程的综合作用,这种综合作用应在后续的研究中加以重视。
李亚迎[5]（2017）在《不同猎物共存系统中巴氏新小绥螨种群调节与扩散机制研究》文中认为捕食性天敌（螨类）在生物防治中扮演着重要角色,发挥巨大的作用。阐明害虫（害螨）与其天敌种群在长时间序列上的种群动态,包括种群数量与种群结构,了解其种群调控与扩散机制,从而确定药剂防治低量高效、生物防治等绿色防控技术实施的最佳时间节点,避免乱用药、过量用药、未发挥生物防治物作用等耗能低效防治策略的出现。目前国内外对害虫（害螨）种群数量动态与调节机制的研究较多,研究方法也较为成熟,但对处于高阶营养级的捕食性天敌相关研究较少。本研究以商品化规模化饲养的生防天敌巴氏新小绥螨与其替代猎物（腐食酪螨）、靶标猎物（柑橘全爪螨、柑橘始叶螨）、集团内猎物（尼氏真绥螨）等不同类型猎物组成的共存系统为对象,基于生命表技术与生存分析、长时间序列上的种群数量与结构动态分析、外来天敌与土着天敌种间互作分析、多种生境斑块间扩散规律分析,对其在不同猎物共存系统中的种群调节与扩散机制开展了较为系统和深入的研究,主要结果如下:1巴氏新小绥螨取食不同猎物下两性生命表构建利用两性生命表理论与技术,构建了巴氏新小绥螨分别取食一种替代猎物（腐食酪螨）和三种靶标猎物（二斑叶螨、柑橘全爪螨、柑橘始叶螨）的两性生命表,比较分析了巴氏新小绥螨取食不同猎物下的生长发育、寿命繁殖等生物学参数,获得了内禀增长率、周限增长率、净生殖率等种群参数。巴氏新小绥螨在取食二斑叶螨时其成螨前期、成螨寿命（含雌、雄）、平均寿命均最长。巴氏新小绥螨取食四种猎物的生殖力之间并没有显着性差异。但是巴氏新小绥螨以二斑叶螨为猎物时种群雌性比最高,以柑橘全爪螨为猎物时雌性比值最低。巴氏新小绥螨取食腐食酪螨和二斑叶螨时,其雌成螨存活率明显高于其雄成螨存活率;当其取食柑橘始叶螨时,其雌雄成螨的存活率维持在相近水平;当其取食柑橘全爪螨时,其雄成螨存活率反而高于其雌成螨存活率。尽管巴氏新小绥螨在以柑橘全爪螨为猎物时的雌成螨存活率较低,但其雌成螨的特定年龄生殖力却高于其以腐食酪螨和柑橘始叶螨为猎物时的值。巴氏新小绥螨取食腐食酪螨下的种群的内禀增长率和周限增长率最高;巴氏新小绥螨取食二斑叶螨时种群的净生殖率和平均世代时间最高。通过综合分析巴氏新小绥螨对四种猎物的选择性捕食量与选择性指数,获得了巴氏新小绥螨对四种猎物的取食选择性顺序,从高到低依次为:柑橘始叶螨>柑橘全爪螨>二斑叶螨>腐食酪螨。2巴氏新小绥螨时序模型构建与种群模拟通过功能反应方程和混合螨态捕食率分析,综合评价了巴氏新小绥螨对柑橘始叶螨的捕食效能。巴氏新小绥螨雌成螨对柑橘始叶螨不同螨态的功能反映均符合hollingii圆盘方程,巴氏新小绥螨雌成螨对柑橘始叶螨幼螨的平均处理时间最短、平均捕食量最高,对柑橘始叶螨成螨的瞬时攻击率最高。混合螨态捕食率分析结果表明巴氏新小绥螨对柑橘始叶螨幼螨捕食量最高,其次为若螨和成螨,极少捕食柑橘始叶螨卵。巴氏新小绥螨若螨、雌成螨和雄成螨整个历期分别累积捕食柑橘始叶螨16.1、134.9和127.5头。巴氏新小绥螨雌成螨分别对柑橘始叶螨幼螨、若螨、成螨的特定年龄-龄期捕食率分别在51d、38d和39.5d时达到最高值21.7、8和4头,总量在51d时达到最高值25头。基于两性生命表构建和捕食率分析,利用timing模型理论构建了巴氏新小绥螨的时序模型,实现了长时间序列上对其种群数量、种群结构、种群增长率的模拟与预测。研究发现,在28±1°c、80±5%r.h.、光暗比16hl:8hd条件下,初始虫口数量为10卵的巴氏新小绥螨种群在36d后达到稳定的年龄分布,同样初始虫口数量的柑橘始叶螨种群在60d时仍未达到稳定的年龄分布。对于初始虫口数量120头（60雌40雄20卵）的柑橘始叶螨种群,10d后释放10头巴氏新小绥螨（5雌5雄）可以在20d后将柑橘始叶螨种群维持在较低水平。通过对柑橘始叶螨和巴氏新小绥螨种群长时间序列的动态监测验证试验发现,柑橘始叶螨种群模拟结果与实测结果差异较大,而以10头（5雌5雄）和20头（10雌10雄）为初始数量的巴氏新小绥螨种群模拟结果与实测值之间的偏差均在10%以内,以40头（20雌20雄）为初始数量的模拟结果与实测值的偏差率除了若螨（9%）外均超过了10%。3巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨igp共存与排除模式通过评价巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨的自残捕食作用（cbp）与集团内捕食作用（igp）,明确两种捕食螨不同螨态、性别个体间在无集团外猎物柑橘全爪螨条件下的cbp和igp水平与对称性。巴氏新小绥螨在6h内cbp强度较低,24h内cbp显着升高,其四种捕食虫态对其卵24h内均无自残捕食作用。尼氏真绥螨在6h内cbp达到总自残组合的54%,高于6h内巴氏的（33%）,其第二若螨、雌成螨和雄成螨对其卵在6h内无自残捕食作用,但在24h内均发生自残捕食。两种捕食螨igp系统在6h内igp发生达总组合的83%,其中单向性igp占比67%,双向性igp占33%。巴氏新小绥螨对尼氏真绥螨的单向性igp指数是尼氏对巴氏单向性igp指数的2.7倍,表明在两种捕食螨igp系统中,巴氏新小绥螨为潜在的集团内捕食者,而尼氏真绥螨为潜在的集团内猎物。两种捕食螨igp系统中尼氏真绥螨各捕食螨态均不捕食巴氏新小绥螨卵,但巴氏新小绥螨第二若螨与雄成螨却可以捕食尼氏真绥螨卵。通过对igp系统补充集团外猎物（eg-猎物）柑橘全爪螨,并逐渐增加eg-猎物密度,观察获得两种捕食螨共存系统igp水平与对称性的变化。eg-猎物在系统中的出现能明显降低尼氏真绥螨各螨态在6h和24h内对巴氏新小绥螨的单向性igp水平,但巴氏新小绥螨雌成螨和雄成螨对尼氏真绥螨的单向性igp水平并没有因为系统中eg-猎物的出现而降低,在24h5eg-猎物条件下仍高达80%。两种捕食螨双向性igp在6h下随着eg-猎物的出现均维持在较低水平,24h下eg-猎物在igp系统中的出现会大大降低尼氏真绥螨对巴氏新小绥螨的捕食作用,但巴氏新小绥螨对尼氏真绥螨的捕食作用仍然处于较高水平。通过巴氏新小绥螨和尼氏真绥螨分别在集团外猎物共存系统、集团内猎物共存系统和同种猎物自残共存系统模拟与组建,获得两种捕食螨一定时间序列上的对特定猎物捕食率以及捕食者个体的存活率和繁殖率。两种捕食螨在集团外猎物共存系统中,对靶标害螨的捕食量以及捕食eg-猎物时的存活率与产卵量均显着高于另外两种猎物共存系统的对应参数。巴氏新小绥螨在igp共存系统和自残共存系统中的捕食、存活与繁殖无显着性差异,但是尼氏真绥螨在自残共存系统中对同种个体的捕食量以及产卵量却显着高于其在igp系统中的表现,表明在集团外猎物匮乏的条件下,尼氏真绥螨可能通过自残捕食作用补充自身个体的营养与繁殖储备,从而在降低种群密度的同时保证种群后代个体在系统中的维持。4巴氏新小绥螨种群不同猎物共存系统中扩散规律分析通过扩散压力模拟、生境斑块差异构建以及种间竞争干扰分析,明确巴氏新小绥螨不同螨态与性别个体在靶标猎物柑橘全爪螨、替代猎物腐食酪螨和集团内猎物尼氏真绥螨共存系统中的扩散规律。研究发现巴氏新小绥螨爬行扩散螨态为其雌成螨、雄成螨和若螨,其幼螨不参与斑块间扩散。巴氏新小绥螨在不同斑块水平方向上的扩散无明显的偏向性,其雄成螨的扩散在有/无eg-猎物条件下无差别,其雄成螨在1h的扩散总量显着高于其他螨态。巴氏新小绥螨雌成螨3h后在有eg-猎物斑块中的扩散数量显着高于其在无eg-猎物斑块的数量。在巴氏新小绥螨、eg-猎物柑橘全爪螨和替代猎物腐食酪螨的共存系统中,巴氏新小绥螨在有eg-猎物斑块内的扩散数量与其在替代猎物不存在的共存系统中的扩散数量间无显着性差异。在巴氏新小绥螨、eg-猎物柑橘全爪螨和ig-猎物尼氏真绥螨共存系统中,巴氏新小绥螨雌成螨在不同斑块中的扩散数量在随着扩散时间的延长而减少,在3h的扩散量显着高于其他两种共存系统,5h的扩散量显着低于其他两种共存系统,其雄成螨与若螨的扩散量在各时间上均与其他两种共存系统中的扩散量之间无显着性差异。通过对巴氏新小绥螨挂袋释放后在柑橘树上不同观测位置的爬行扩散数量分析,明确其开放系统中的水平扩散和垂直扩散规律。巴氏新小绥螨释放后24 h内的扩散数量较少,其爬行扩散高峰期为24 h至53 h。巴氏新小绥螨在柑橘树水平方向上的扩散是随机的,不同方向上扩散总量无显着性差异;但在垂直方向上,其释放后24 h在树干上部扩散量最高,释放后29 h在树干上部的扩散量最高,释放后34 h在树冠中部正对地面草丛中的扩散量最高,释放后48 h、53 h和58 h均在树冠中部的扩散量最高。综上所述,本学位论文运用两性生命表技术、捕食率分析与Timing模型理论,结合IGP共存与排除模式、生境斑块差异构建与扩散压力模拟,系统地研究了捕食性天敌（螨类）巴氏新小绥螨在不同类型猎物共存系统中的种群调控与扩散机制。研究结果从理论层面以巴氏新小绥螨为例,构建一种较为成熟的捕食性天敌（螨类）种群模拟与预测体系,同时从实践应用层面为提高巴氏新小绥螨生物防治效率,实现橘园系统农药减施增效提供了科学依据。
张蒙[6]（2016）在《基于森林环境的大熊猫主食竹种群动力学研究》文中研究说明大熊猫是我国特有的珍稀动物,是世界保护动物的旗舰种。随着研究工作的深入,大熊猫的习性、捕食特点、繁殖和迁徙等活动规律,主食竹的分布、生长,栖息地的结构和生态特征逐渐被人们所掌握。论文根据相关最新研究结果,建立描述大熊猫生态系统的微分动力学模型,针对大熊猫与主食竹构成系统的稳定性、森林环境对大熊猫持续生存的制约、栖息地斑块作用等问题进行理论分析,进而对大熊猫栖息地保护提供依据。结合大熊猫自然保护区的实际情况,用Matlab软件对一些生态系统的动力学模型,进行了数值分析和模拟,将理论分析的结果进行实地检验,进一步证明了开展模型研究的有效性。主要研究内容和结果为:（1）大熊猫与主食竹种群恢复力研究。物种之间的相互作用和影响,决定了生态系统的结构和稳定性。在大熊猫和主食竹二维生态系统中,捕食关系是影响稳定性的主要因素。论文中建立了大熊猫---主食竹的捕食动力系统模型,模型中考虑了种群的密度制约,并用第二类功能反应,描述大熊猫对主食竹的取食行为。通过分析得到,系统受到轻度干扰时,大熊猫、主食竹能够以稳定数量存在;而在重度干扰时,二者数量呈现周期平衡状态;并确定了环境容纳量阈值。对于两种群以确定数量稳定存在的状态,借助于生态系统恢复率,估计大熊猫种群在受到轻度扰动时恢复到平衡状态的能力。分析结果表明,大熊猫和主食竹为确定数量时,系统恢复率随着主食竹环境容纳量,呈现先递增后递减的情况。当大熊猫对主食竹的取食转化率发生变化时,这一规律保持不变,只是阈值的位置受到影响。从而断定主食竹的环境容纳量可以作为生态系统恢复率的一个监测指标,为大熊猫生态系统遭受严重干扰预警。（2）森林环境下大熊猫---主食竹系统的稳定性。栖息地质量是大熊猫种群持续生存的外在条件。为了研究大熊猫---主食竹及其所生活的森林环境,能否进行正常的更新演替,从而持续存在,达到有效保护的目的,论文中将栖息地生态系统的建群种---乔木,作为森林环境的主要指标,建立大熊猫、主食竹和乔木这三个种群相关的模型。建模中根据大熊猫对主食竹的取食特点,将主食竹种群,分为1-2年生的幼竹和2年生以上的成竹:将乔木种群分为幼树和母树两个子种群,并最终建立大熊猫、幼竹、成竹、幼树和母树的五维动力系统,从理论上论述了其持续生存的条件,并将这些条件进行了相应的生态分析。依据模型的理论分析结果,提出了植物生活史阶段性作用原理和分阶段差别性干扰理论。此外,还考虑了保护区放牧对大熊猫---主食竹---乔木三种群所构成的生态系统的影响,得到了三种群持续生存对放牧程度的限制条件,提出了控制放牧影响的有效措施。（3）大熊猫迁徙的动态分析。大熊猫栖息地呈现高度破碎的斑块化状态,这极大地影响着大熊猫种群的交流和持续生存。论文将大熊猫栖息地分成A、B和C类斑块,用Allee效应描述斑块内大熊猫种群增长,建立了带有损失的大熊猫迁徙模型,讨论了斑块连通和斑块间迁徙损失,对大熊猫种群持续生存和栖息地保留的重要作用和影响。将所的理论结果对秦岭地区大熊猫种群进行数值模拟,讨论了当扩散损失降低50%后,大熊猫种群数量的增长情况,说明了在108国道上建立生境廊道,对维持国道东侧的大熊猫局域种群和持续生存的重要意义。综上所述,论文用种群动力学方法研究了森林环境下大熊猫栖息地的保护工作,研究结果有效弥补了大熊猫保护工作中实践经验的不足,为大熊猫----森林----主食竹三位一体的保护理念提供了理论支撑,为保护工作的开展提供了理论指导。
张洋[7]（2016）在《城市绿道建设中植物多样性策略研究》文中进行了进一步梳理我国目前正处于城市绿道建设的热潮中,以往人们认为城市绿道的功能主要是交通和游憩功能,造成对城市绿道生态功能的忽视,其植物多样性的价值得不到足够的重视。而城市绿道恰恰是城市重要的生态廊道,植物作为城市绿道的基础,也是构建整个城市绿色生态基底的基础,对绿道植物多样性的忽视,导致城市生物栖息地的丧失,动植物扩散迁徙的廊道受阻,城市反而变成了“生态荒漠”。而且,随着城市规模的逐渐扩大,城市生物多样性的丧失对于整个地区的生态环境和生物多样性的威胁越来越大。因此,我们需要重新思考城市绿道植物多样性对于整个城市甚至地区生物多样性和生态环境的意义。在理论研究部分,论文对城市绿道和植物多样性的相关基本理论进行了研究,分析了城市绿道的构成、功能和植物多样性思想演变历程等内容,并结合植物多样性的特征,从植物物种、植物群落特征和景观结构三个方面分析了其主要影响因素,为城市绿道植物多样性营建策略的研究提供理论基础。同时,剖析了我国绿道建设中植物多样性营建所面临的多重挑战,阐释了城市绿道植物多样性研究的必要性,通过分析绿道的特征和植物多样性的功能论述了研究的可行性。在理论研究的基础上,本文基于绿道的不同类型、不同尺度和社会驱动因素三个层次,提出城市绿道植物多样性的营建策略。首先,基于山林型、滨河型、绿地型、道路型四种不同类型的城市绿道,在分析其特点的基础上,针对每种类型绿道植物多样性存在的问题,提出相应的营建策略,并结合范例进行解析说明。其次,基于宏观、中观、微观三种不同尺度的绿道,提出了城市绿道植物多样性的营建策略。宏观尺度提出城市绿道网络的构建策略;中观尺度提出空间连通性、宽度适宜性、生境类型多样性三种策略;微观尺度提出乡土植物营建、群落自然演替、原生生境保护和恢复、生境面积适宜性四种策略。最后,基于社会驱动因素,提出了城市绿道植物多样性的营建策略,包括提出建立多学科合作模式,设置管理机构、制定相关政策法规,加强公众和社会团体参与,保障资金来源等方式。通过多视角综合性的分析,使城市绿道植物多样性的策略研究尽可能全面和完善。本文从风景园林学的视角切入,剖析了我国城市绿道建设中植物多样性面临的挑战,必要性和可行性,提出了基于多角度、系统性的城市绿道植物多样性营建策略,拓展了风景园林学科在该领域的研究内容,丰富了该领域的研究理论和营建方法,对我国城市绿道植物多样性建设实践具有一定的理论和实际指导意义。
师向云[8]（2014）在《大熊猫保护的种群动力学机理研究》文中认为该文主要运用种群生态学理论来研究大熊猫种群,利用动力学建模方法建立大熊猫种群与环境之间、局域种群与种群之间关系的数学模型,通过运用脉冲微分方程理论、时滞微分方程理论等数学理论方法和数值模拟对所建立的微分系统的动力学行为进行探索,从而对大熊猫种群在区域内的持续生存进行预测和推断,为大熊猫种群保护研究提供理论依据。具体研究内容和结果如下：（1）建立大熊猫与两种主食竹之间关系的两次脉冲微分系统,研究当大熊猫栖息地仅有两种主食竹时主食竹开花对大熊猫种群生存的影响,并结合卧龙自然保护区五一棚地区的调查研究数据,用数值模拟的方法讨论了五一棚地区大熊猫与两种主食竹拐棍竹和冷箭竹之间的关系。该章所建模型及研究方法可以用来预测某一区域内主食竹开花是否会对大熊猫的生存造成影响,研究结论可为开花竹林的人工复壮更新和人工造竹林提供理论依据。（2）从数学的角度建立描述“乔木-竹子-大熊猫”之间关系的微分方程数学模型。通过对带有时滞和阶段结构的变系数微分系统的分析,得到了系统持续生存的条件,从理论上验证了李俊清等提出的森林、主食竹、大熊猫三位一体系统的稳定性维持机制,并进一步分析制约系统稳定发展的因素,为大熊猫栖息地保护提出建议。（3）建立大熊猫在不同类型的斑块间扩散和迁移的微分系统模型,通过数学分析得到大熊猫在斑块间持续生存和灭绝的条件,并把所得结论用在秦岭大熊猫局域种群中去。研究方法可用来研究大熊猫在各类局域种群中的扩散和迁移,从而预测大熊猫局域种群的未来发展情况。（4）针对在两个相邻的斑块环境里放归圈养大熊猫的两个方案分别建立了状态反馈脉冲控制数学模型,通过运用半连续系统几何理论,讨论系统在相空间的阶k（k大于等于1的整数）周期解的存在性和稳定性,从而验证了所给出的放归方案的稳定性和合理性。研究结论可为复壮小局域种群野生大熊猫数量和大熊猫历史分布区野生大熊猫的重新引入工作提供理论依据。
张振宇[9]（2013）在《害鼠种群动力学建模及其稳定性研究》文中进行了进一步梳理我国是一个害鼠频繁发生的国家,针对农牧业鼠害的严重性,我国自1986年起将鼠害的治理研究纳入国家“七五”攻关计划,以后又纳入“八五”、“九五”科技攻关计划.通过近十余年来的攻关研究,我国农牧业鼠害研究工作取得很大成绩.为了挖掘有效的防控措施,本文做了以下研究：1.文章第二章考虑了竞争性繁殖干扰,建立了免疫不育控制的模型,通过对不同的性别结构进行了比较,来研究不育控制下有性别结构的种群动态.在理论上分析了不育控制的可能作用,以期所得到的结论能为实施不育控制提供理论依据.在采用不育技术控制有害动物时,通常将实际参与繁殖的雌雄个体的比例称为竞争性繁殖干扰系数,它与种群的婚配制度及交配行为有密切的关系.本文假设,害鼠的婚配制度是一夫N妻,竞争性繁殖干扰系数为M/M+m,我们假设密度制约只作用于出生率,建立了对雌、雄个体分别进行免疫不育控制的模型.2.第三章研究害鼠不育控制中不育疫苗病毒对害鼠作用过程中,考虑害鼠食草后到转化为能量用于繁殖后代所需要的时间（即害鼠的妊娠期）,加入时滞更能切合实际的反映生物间的交互作用.假设,害鼠食草后到转化为能量用于繁殖后代所需要的时间（即害鼠的妊娠期）忽略不计,建立以下具有时滞的传染病捕食被捕食模型.3.用数学模型描述斑块环境下种群的扩散问题是数学生态学中最有趣的问题之一,事实上,在生态环境中扩散经常发生,也就是说,种群能在不同的斑块之间扩散.考虑到害鼠存在扩散现象,本文建立了反应扩散动力学模型来研究害鼠的迁移如何导致并影响害鼠的空间传播.对于反应扩散模型,本文讨论了正平衡点的稳定性.通过研究得出结论：对于反应扩散模型,正平衡点仍然稳定,即不会出现空间斑图：害鼠的移动不但导致了行波解的出现,还引起害鼠空间上的扩散,为防止鼠害的扩散政府应加强对鼠害的监管,如果要消除鼠害,还需要免疫等其它的防控措施.
万海云[10]（2013）在《具有脉冲扩散和扩散时滞的种群动力学模型研究》文中提出关于种群动力学模型的文章大多认为两斑块间的扩散要么是连续的要么是离散的.实际上,真正的扩散行为是非常复杂的,但它经常以规则的脉冲形式发生.脉冲扩散是描述种群的某些运动状态在某一固定时刻的快速变化,比如,人工放养塘鱼,在一定时间间隔进行捕捞,大鱼数量就会瞬间减少,投放鱼苗,小鱼数量就会瞬间增加.为了更自然地反应事物的变化规律,种群扩散模型应进一步考虑种群在斑块间迁徙所需要的时间,即考虑扩散时滞.到目前为止,扩散时滞在脉冲微分系统中的研究工作还没有开展.基于上述情况,本文对具有双向脉冲扩散和扩散时滞的Lotka-Volterra单种群模型、对数增长单种群模型和食饵具有双向脉冲扩散和扩散时滞的捕食-食饵模型进行了较为细致的研究.本文的主要内容及结构如下:第一节为引言,介绍种群脉冲扩散的研究背景、目的和意义,概括并总结了国内外关于整个扩散种群生物动力学行为的研究,最后给出了本文的组织结构.第二节,种群在迁徙过程中由于捕食、疾病或其他原因可能造成数量上的损失,针对这个的事实,我们研究了具有非对称双向脉冲扩散和扩散时滞的Lotka-Volterra单种群系统.利用离散动态系统理论得到系统的频闪映射,然后应用脉冲微分方程比较原理及一些分析方法对频闪映射进行分析,从而得到系统的持久性、灭绝性、正周期解的存在唯一性和全局渐近稳定性的充分条件.最后利用Maple和Matlab数学软件进行数值模拟,进一步分析系统的动力学性质,深入讨论了系统动力行为的复杂性.第三节研究了具有脉冲扩散和扩散时滞的对数增长单种群模型,利用离散动态系统理论及一些分析方法得到了系统的持久性、正周期解的存在唯一性和全局渐近稳定性的充分条件并进行了数值模拟.第四节讨论了两种群捕食-食饵系统,其中,食饵在斑块间可以双向脉冲扩散,但捕食者只能在第二个斑块上.应用脉冲微分方程比较原理和其他分析方法我们得到了系统的持久性和捕食者灭绝的周期解的全局渐近稳定性的充分条件并通过数值模拟验证了方法的可行性、有效性及理论结果的正确性.
二、扩散对污染斑块上Smith种群生存的影响（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、扩散对污染斑块上Smith种群生存的影响（论文提纲范文）
（1）千岛湖片段化生境中蚂蚁群落的构建机制（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 岛屿生物地理学理论和生境片段化 |
| 1.1.1 岛屿生物地理学理论 |
| 1.1.2 生境片段化 |
| 1.2 群落构建过程的理论研究 |
| 1.2.1 群落构建研究发展历史 |
| 1.2.2 群落构建的主要生态过程 |
| 1.2.2.1 生态位过程 |
| 1.2.2.2 中性过程 |
| 1.2.3 群落构建过程的研究方法 |
| 1.2.3.1 零模型 |
| 1.2.3.2 戴蒙德法则 |
| 1.2.3.3 恒定体型比例模型 |
| 1.2.3.4 Fox优势状态模型 |
| 1.2.3.5 嵌套模型 |
| 1.2.3.6 功能性状和功能多样性 |
| 1.2.3.7 谱系多样性 |
| 1.3 蚂蚁群落多样性和群落结构研究进展 |
| 1.3.1 蚂蚁群落物种多样性研究进展 |
| 1.3.2 蚂蚁群落功能多样性研究进展 |
| 1.3.3 蚂蚁群落谱系多样性研究进展 |
| 1.4 研究的目的 |
| 2 研究地点和数据获取 |
| 2.1 研究地点 |
| 2.2 研究岛屿 |
| 2.3 蚂蚁采集 |
| 2.3.1 陷阱法 |
| 2.3.2 凋落物收集法 |
| 2.3.3 手拣法 |
| 2.4 蚂蚁形态学鉴定 |
| 2.5 蚂蚁基因提取及扩增 |
| 2.5.1 序列扩增及测序分析 |
| 2.6 蚂蚁功能性状测量 |
| 2.7 蚂蚁功能群划分 |
| 3 基于竞争作用的群落构建模型验证 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 研究对象 |
| 3.2.2 蚂蚁群落调查充分性 |
| 3.2.3 戴蒙德法则检验 |
| 3.2.4 恒定体型比例模型检验 |
| 3.2.5 Fox优势状态模型检验 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 岛屿蚂蚁群落调查结果与调查充分性 |
| 3.3.2 戴蒙德法则 |
| 3.3.3 恒定体型比例模型 |
| 3.3.4 Fox优势状态模型 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 戴蒙德法则 |
| 3.4.2 恒定体型比例模型 |
| 3.4.3 Fox优势状态模型 |
| 4 蚂蚁群落嵌套格局 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 研究对象 |
| 4.2.2 岛屿及性状参数 |
| 4.2.3 群落嵌套分析 |
| 4.2.4 生境嵌套分析 |
| 4.2.5 被动采样分析 |
| 4.2.6 选择性灭绝和选择性迁入分析 |
| 4.3 结果 |
| 4.3.1 蚂蚁群落嵌套格局 |
| 4.3.2 生境嵌套 |
| 4.3.3 被动采样 |
| 4.3.4 选择性灭绝和选择性迁入 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 生境嵌套和被动采样 |
| 4.4.2 岛屿以及物种性状参数对亚优势和专性捕食类群嵌套格局的影响 |
| 5 蚂蚁群落多性状功能多样性和单性状分布格局 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 研究对象 |
| 5.2.2 岛屿参数和功能性状参数选取 |
| 5.2.3 多性状功能多样性指数 |
| 5.2.4 单性状分布指数 |
| 5.2.5 数据分析 |
| 5.3 结果 |
| 5.3.1 岛屿参数对多性状功能多样性的影响 |
| 5.3.2 岛屿参数对单性状分布的影响 |
| 5.3.3 标准化分析 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 蚂蚁多性状功能多样性格局 |
| 5.4.2 蚂蚁单性状分布格局 |
| 6 蚂蚁群落物种、功能和谱系多样性格局比较 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 研究对象 |
| 6.2.2 岛屿和性状参数选取 |
| 6.2.3 系统发育树构建 |
| 6.2.4 物种、功能和谱系多样性指数 |
| 6.2.5 谱系信号 |
| 6.2.6 功能和谱系群落结构指数 |
| 6.2.7 数据分析 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 系统发育树和谱系信号 |
| 6.3.2 蚂蚁物种、功能和谱系多样性格局 |
| 6.3.3 蚂蚁功能和谱系群落结构格局 |
| 6.4 讨论 |
| 7 总结和展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 7.2.1 区域蚂蚁功能群划分 |
| 7.2.2 蚂蚁扩散能力的定量分析 |
| 7.2.3 Beta多样性与群落构建 |
| 7.2.4 蚂蚁群落的变化对岛屿生物群落及种间关系的影响 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 在读期间的主要成果 |
| 个人简历 |
（2）黑顶麻雀（Passer ammodendri）扩散行为特征及其影响因子的研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 鸟类扩散行为研究现状 |
| 1.1 扩散行为的定义 |
| 1.2 扩散行为假说 |
| 1.3 扩散行为的影响因素 |
| 1.4 扩散行为的研究方法 |
| 1.5 麻雀属(Passer)鸟类的扩散行为研究 |
| 1.6 黑顶麻雀概况 |
| 1.7 研究目标及意义 |
| 1.7.1 研究意义 |
| 1.7.2 研究目标 |
| 第二章 研究区域概况 |
| 第三章 材料与方法 |
| 3.1 实验器材 |
| 3.2 野外调查 |
| 3.2.1 野外数据的采集 |
| 3.2.2 无线电遥测数据收集 |
| 3.2.3 扩散个体的数据采集 |
| 3.3 数据处理与分析 |
| 3.3.1 繁殖参数统计方法 |
| 3.3.2 扩散个体与归家个体体况比较分析 |
| 3.3.3 出生扩散的影响因素分析 |
| 3.3.4 繁殖扩散的影响因素分析 |
| 3.3.5 活动区面积比较分析 |
| 第四章 结果 |
| 4.1 归家个体的性比 |
| 4.2 归家率、扩散距离和扩散方向及活动区范围 |
| 4.2.1 历年标记个体的归家率 |
| 4.2.2 不同年龄个体的归家率 |
| 4.2.3 扩散方向和扩散距离 |
| 4.2.4 雌雄个体活动区范围 |
| 4.3 扩散个体与归家个体体况比较 |
| 4.4 出生扩散的影响因素 |
| 4.4.1 第一窝雏鸟出生扩散的影响因素 |
| 4.4.2 第二窝雏鸟出生扩散的影响因素 |
| 4.5 繁殖扩散的影响因素 |
| 4.5.1 繁殖季内繁殖扩散的影响因素 |
| 4.5.2 繁殖季间繁殖扩散的影响因素 |
| 第五章 讨论 |
| 5.1 偏性扩散 |
| 5.2 归家率 |
| 5.3 扩散个体与归家个体的特征 |
| 5.4 出生扩散的影响因素 |
| 5.5 繁殖扩散的影响因素 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 在校期间研究成果 |
| 致谢 |
（3）空间异质性环境下寄生感染的传播动态（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与研究意义 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.3 本文主要内容 |
| 第二章 基础知识 |
| 2.1 均匀场假设 |
| 2.2 偶对近似模型 |
| 2.3 破碎化生境景观 |
| 2.4 适应性动态理论 |
| 2.5 基于个体的模拟模型 |
| 第三章 水平和垂直传播对空间异质景观下宿主-寄生物种群动态的相互作用 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 数学模型与数值模拟 |
| 3.3 结果 |
| 3.3.1 水平传播和垂直传播的影响 |
| 3.3.2 生境丧失对宿主-寄生系统动态的影响 |
| 3.3.3 资源质量对宿主-寄生系统动态的影响 |
| 3.4 小节 |
| 第四章 不同的权衡(trade-off)形式对寄生进化的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型构建 |
| 4.3 结果 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 本文总结 |
| 5.2 今后工作的展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间的学术活动及成果情况 |
（4）片段化栖息地中的鼠类种子扩散及其对兽类群落变化的响应（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 前言 |
| 1.1 栖息地片段化 |
| 1.2 栖息地片段化对生物群落的影响 |
| 1.2.1 栖息地片段化对生物多样性的影响 |
| 1.2.2 栖息地片段化对种间关系的影响 |
| 1.3 片段化效应对动物种子扩散的影响 |
| 1.3.1 栖息地片段化对食果动物种子扩散过程的影响 |
| 1.3.2 栖息地片段化对分散贮食动物种子扩散的影响 |
| 1.4 种子扩散的有效性 |
| 1.4.1 种子扩散有效性层次框架 |
| 1.4.2 种子扩散有效性层次框架的应用 |
| 1.5 研究的目的 |
| 2 研究地点和数据获取 |
| 2.1 千岛湖概况 |
| 2.2 研究岛屿概况 |
| 2.2.1 研究岛屿 |
| 2.2.2 种子扩散系统 |
| 2.3 数据获取 |
| 2.3.1 大中型兽类调查 |
| 2.3.2 小型鼠类调查 |
| 2.3.3 种子产量调查 |
| 2.3.4 种子标记及种子扩散实验 |
| 2.3.5 种子萌发及幼苗建立围栏实验 |
| 3 兽类群落的空间格局及大中体型兽类丧失对鼠类的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 兽类群落调查充分性 |
| 3.2.2 不同体型兽类物种丰富度及其影响因素 |
| 3.2.3 不同体型兽类群落物种β多样性及其分解 |
| 3.2.4 大中型兽类丧失程度估计 |
| 3.2.5 鼠类相对多度 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 岛屿地理参数对不同体型兽类物种丰富度的影响 |
| 3.3.2 岛屿地理参数对不同体型兽类物种β多样性及其分解组分的影响 |
| 3.3.3 物种替换组分的相对重要性 |
| 3.3.4 大中型兽类丧失及其影响因素 |
| 3.3.5 不同岛屿上鼠类相对多度及其影响因素 |
| 3.4 讨论 |
| 3.4.1 不同体型兽类群落变化及其影响因素 |
| 3.4.2 大中型兽类丧失及其对鼠类个体相对多度的影响 |
| 3.5 小结 |
| 4 鼠类变化对种子扩散命运及扩散距离的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 鼠类对种子的竞争强度计算 |
| 4.2.2 种子的命运 |
| 4.2.3 种子的扩散距离及其影响因素 |
| 4.3 研究结果 |
| 4.3.1 岛屿上鼠类对种子的竞争强度 |
| 4.3.2 鼠类对种子的竞争及种子大小对种子命运的影响 |
| 4.3.3 鼠类对种子的竞争及种子大小对扩散距离的影响 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 种子命运的影响因素 |
| 4.4.2 种子扩散距离的影响因素 |
| 4.5 小结 |
| 5 鼠类变化对种子萌发和幼苗存活的影响 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 不同幼苗致死因素的相对重要性 |
| 5.2.2 鼠类捕食及种子平均大小对幼苗出现和幼苗存活的影响 |
| 5.3 研究结果 |
| 5.3.1 不同死亡因素在幼苗补员过程中的相对重要性评估 |
| 5.3.2 鼠类捕食及种子大小对种子萌发和幼苗存活的影响 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同死亡因素对幼苗补员的影响 |
| 5.4.2 鼠类捕食作用与种子大小对幼苗补员过程的综合影响 |
| 5.5 小结 |
| 6 大中型兽类丧失对鼠类种子扩散有效性的营养级联效应 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 兽类丧失程度评估 |
| 6.2.2 鼠类对种子的竞争强度 |
| 6.2.3 种子扩散有效性评价 |
| 6.2.4 数据分析方法 |
| 6.3 研究结果 |
| 6.3.1 鼠类种子扩散有效性及限制阶段 |
| 6.3.2 岛屿片段化效应对种子扩散的营养级联效应 |
| 6.4 讨论 |
| 6.4.1 栖息地片段化导致的鼠类种子扩散者角色转变 |
| 6.4.2 千岛湖短柄枹种子扩散的限制瓶颈 |
| 6.4.3 岛屿面积与隔离度对种子扩散的营养级联作用 |
| 6.5 小结 |
| 7 总结和展望 |
| 7.1 总结 |
| 7.2 展望 |
| 7.2.1 栖息地片段化效应对种子扩散网络的影响 |
| 7.2.2 大型兽类丧失对岛屿生物群落的及种间关系的影响 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间主要的研究成果 |
| 个人简历 |
（5）不同猎物共存系统中巴氏新小绥螨种群调节与扩散机制研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第一章 文献综述 |
| 1 昆虫（螨类）种群调节理论 |
| 1.1 昆虫（螨类）种群的基本特征 |
| 1.2 影响种群动态的因子 |
| 1.3 种群调节理论与学说 |
| 2 种群数量的动态模拟 |
| 2.1 建模与灵敏度分析 |
| 2.2 生命表技术与生存分析 |
| 3 种间关系对昆虫种群的影响 |
| 3.1 种间关系的类型 |
| 3.2 集团内捕食作用 |
| 4 捕食性天敌在生物防治中的应用 |
| 4.1 捕食性昆虫 |
| 4.2 捕食性螨类 |
| 引言 |
| 第二章 巴氏新小绥螨取食不同猎物下两性生命表构建 |
| 第一节 不同猎物下巴氏新小绥螨发育历期、寿命及生殖力比较 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 两性生命表试验 |
| 1.3 两性生命表制作与分析 |
| 1.4 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同猎物对巴氏新小绥螨生长发育与生殖的影响 |
| 2.2 不同猎物对巴氏新小绥螨存活率与生殖率的影响 |
| 2.3 不同猎物对巴氏新小绥螨寿命期望与繁殖贡献的影响 |
| 3 小结 |
| 第二节 不同猎物下巴氏新小绥螨种群参数与取食选择性比较 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 种群参数分析 |
| 1.3 取食选择性试验 |
| 1.4 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 不同猎物对巴氏新小绥螨种群参数的影响 |
| 2.2 巴氏新小绥螨对不同猎物的取食选择性 |
| 3 小结 |
| 本章讨论 |
| 第三章 基于Timing的巴氏新小绥螨种群模拟与验证 |
| 第一节 巴氏新小绥螨捕食率分析及功能反应研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 柑橘始叶螨两性生命表试验 |
| 1.3 功能反应试验 |
| 1.4 捕食率试验与分析 |
| 1.5 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 柑橘始叶螨生命表和种群参数 |
| 2.2 巴氏新小绥螨与柑橘始叶螨寿命期望与繁殖贡献比较 |
| 2.3 巴氏新小绥螨取食不同螨态柑橘全爪螨的功能反应 |
| 2.4 巴氏新小绥螨对混合螨态柑橘全爪螨的捕食率分析 |
| 3 小结 |
| 第二节 巴氏新小绥螨时序模型构建 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 种群模拟与预测 |
| 1.3 种群数量动态验证试验 |
| 1.3 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 巴氏新小绥螨与柑橘始叶螨种群模拟与预测 |
| 2.2 巴氏新小绥螨与柑橘始叶螨种群数量监测与验证 |
| 3 小结 |
| 本章讨论 |
| 第四章 巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨IGP共存与排除 |
| 第一节 两种捕食螨各虫态、性别间的自残与捕食作用 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 巴氏新小绥螨不同螨态间自残作用试验 |
| 1.3 尼氏真绥螨不同螨态间自残作用试验 |
| 1.4 巴氏与尼氏不同螨态间IGP对称性试验 |
| 1.5 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 巴氏新小绥螨自残捕食作用水平与对称性 |
| 2.2 尼氏真绥螨自残捕食作用水平与对称性 |
| 2.3 巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨IGP水平与对称性 |
| 3 小结 |
| 第二节 集团外猎物密度对两种捕食螨IGP水平的影响 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 集团外猎物密度对巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨IGP的影响试验 |
| 1.3 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 两种捕食螨IGP系统对集团外猎物的捕食 |
| 2.2 集团外猎物对单向性IGP水平的影响 |
| 2.3 集团外猎物对双向性IGP水平的影响 |
| 3 小结 |
| 第三节 两种捕食螨在IGP系统中的存活与繁殖 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 巴氏新小绥螨IGP系统存活率与繁殖率试验 |
| 1.3 尼氏真绥螨IGP系统存活率与繁殖率试验 |
| 1.4 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 两种捕食螨对不同猎物的捕食量分析 |
| 2.2 巴氏新小绥螨IGP系统的存活率与繁殖率 |
| 2.3 尼氏真绥螨IGP系统的存活率与繁殖率 |
| 3 小结 |
| 本章讨论 |
| 第五章 巴氏新小绥螨不同共存系统中的种群扩散规律 |
| 第一节 EG-猎物和IG-猎物对巴氏新小绥螨扩散的影响 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫与盆栽苗木 |
| 1.2 不同螨态爬行扩散速度测定 |
| 1.3 EP对不同螨态个体扩散的影响试验 |
| 1.4 替代猎物对不同螨态个体扩散的影响试验 |
| 1.5 IG猎物对不同螨态个体扩散的影响试验 |
| 1.6 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 巴氏新小绥螨、尼氏真绥螨和柑橘全爪螨不同螨态爬行扩散速度比较 |
| 2.2 巴氏新小绥螨单独释放在有/无EG-猎物斑块间的扩散 |
| 2.3 巴氏新小绥螨与替代猎物共存系统中在有/无EG-猎物斑块间的扩散932.4 巴氏新小绥螨与IG-猎物共存系统中在有/无EG-猎物斑块间的扩散 |
| 2.4 巴氏新小绥螨与 IG-猎物共存系统中在有/无 EG-猎物斑块间的爬行扩散 |
| 3 小结 |
| 第二节 巴氏新小绥螨橘园系统释放后扩散路径研究 |
| 1 材料和方法 |
| 1.1 供试螨虫 |
| 1.2 试验地概况 |
| 1.3 释放前清园与区组划分 |
| 1.4 巴氏新小绥螨释放后扩散路径试验 |
| 1.5 数据统计与分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 巴氏新小绥螨释放后的扩散总量与水平扩散 |
| 2.2 巴氏新小绥螨释放后的垂直扩散 |
| 3 小结 |
| 本章讨论 |
| 第六章 主要结论、创新点及研究展望 |
| 1 主要结论 |
| 1.1 明确了不同猎物对巴氏新小绥螨生物学效能与种群参数的影响 |
| 1.2 实现了巴氏新小绥螨种群数量和结构、种群增长率的模拟与预测 |
| 1.3 评价了巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨CBP与IGP作用强度与对称性1101.4 明确了巴氏新小绥螨不同共存系统中生境斑块间的扩散规律 |
| 1.4 评价了巴氏新小绥螨与尼氏真绥螨的 CBP 与 IGP 水平 |
| 1.5 明确了巴氏新小绥螨不同共存系统中生境斑块间的扩散规律 |
| 1.6 解析了巴氏新小绥螨雄性个体在橘园害螨防控中的重要作用 |
| 2 创新点 |
| 3 研究展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文及参加科研课题情况 |
| 致谢 |
（6）基于森林环境的大熊猫主食竹种群动力学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 大熊猫种群及其研究进展 |
| 1.1.1. 大熊猫种群现状 |
| 1.1.2. 大熊猫种群生态学研究进展 |
| 1.1.3. 大熊猫主食竹的植物学研究进展 |
| 1.1.4. 大熊猫---主食竹及森林环境的相互影响 |
| 1.2. 数学生态学 |
| 1.2.1. 数学生态学的研究进展 |
| 1.2.2. 数学生态学的研究方法 |
| 1.3. 大熊猫---主食竹的数学模型及其动力学分析 |
| 1.4. 选题依据与研究内容 |
| 1.4.1. 选题依据 |
| 1.4.2. 科学问题 |
| 1.4.3. 研究内容 |
| 2. 研究方法和技术路线 |
| 2.1. 研究方法 |
| 2.1.1. 建立模型的基本思想 |
| 2.1.2. 模型分析的相关理论和方法 |
| 2.2. 技术路线 |
| 3. 大熊猫—主食竹二维系统恢复力研究 |
| 3.1. 引言 |
| 3.2. 研究方法 |
| 3.3. 研究结果 |
| 3.3.1. 大熊猫与主食竹二维系统模型的建立 |
| 3.3.2. 大熊猫---主食竹二维系统恢复率及其最值 |
| 3.3.3. 单一种群生存情况 |
| 3.3.4. 大熊猫---主食竹二维动力系统解的存在唯一性 |
| 3.3.5. 大熊猫---主食竹二维动力系统解的全局结构 |
| 3.3.5.1. 大熊猫---主食竹种群的无干扰生存状态 |
| 3.3.5.2. 大熊猫---主食竹种群所受环境干扰程度的划分阈值 |
| 3.3.5.3. 大熊猫---主食竹种群在轻度干扰下的生存状态 |
| 3.3.5.4. 大熊猫---主食竹种群在严重干扰下的生存状态 |
| 3.3.6. 大熊猫---主食竹二维动力系统恢复率研究 |
| 3.4. 数值模拟 |
| 3.5. 小结 |
| 4. 森林环境下大熊猫---主食竹系统的稳定性 |
| 4.1. 引言 |
| 4.2. 研究方法 |
| 4.3. 研究结果 |
| 4.3.1. 依据生态功能划分子种群 |
| 4.3.2. 大熊猫---幼竹---成竹---幼树---母树动力系统模型 |
| 4.3.3. 大熊猫---幼竹---成竹---幼树---母树动力系统的合理性 |
| 4.3.4. 大熊猫---幼竹---成竹---幼树---母树动力系统的持续性 |
| 4.3.5. 生活史动态生态意义的讨论 |
| 4.3.6. 分阶段差别性干扰理论 |
| 4.3.7. 保护区内放牧对大熊猫保护的影响 |
| 4.4. 小结 |
| 5. 斑块条件下大熊猫集合种群动态分析 |
| 5.1. 引言 |
| 5.2. 研究方法 |
| 5.3. 研究结果 |
| 5.3.1. 斑块类型的划分及大熊猫种群的增长模式 |
| 5.3.2. 斑块扩散模型的建立 |
| 5.3.3. 大熊猫在斑块间扩散模型的合理性 |
| 5.3.4. 大熊猫斑块持续生存阈值 |
| 5.3.5. 大熊猫种群灭绝阈值 |
| 5.3.6. 大熊猫扩散损耗系统的周期稳定性 |
| 5.3.7. 大熊猫扩散损耗系统数值模拟及其生态意义 |
| 5.4. 小结 |
| 6. 结论与展望 |
| 6.1. 结论 |
| 6.2. 研究展望 |
| 6.3. 创新点 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（7）城市绿道建设中植物多样性策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1. 研究背景 |
| 1.1.1. 快速城市化对地区植物多样性的巨大威胁 |
| 1.1.2. 我国城市绿道建设热潮中对植物多样性的忽视 |
| 1.1.3. 风景园林学科对植物多样性领域关注不足 |
| 1.2. 研究目的和意义 |
| 1.2.1. 完善风景园林学在相关领域的理论研究 |
| 1.2.2. 对我国未来的建设实践起到一定的指导作用 |
| 1.3. 研究内容和范畴界定 |
| 1.3.1. 研究内容 |
| 1.3.2. 研究范畴界定 |
| 1.3.2.1. 城市建成区范围 |
| 1.3.2.2. 植物多样性 |
| 1.4. 国内外研究进展 |
| 1.4.1. 国外的研究进展 |
| 1.4.2. 国内的研究进展 |
| 1.4.3. 综合评价 |
| 1.5. 研究的理论基础 |
| 1.5.1. 生态学理论 |
| 1.5.2. 植物生态学理论 |
| 1.5.3. 岛屿生物地理学理论 |
| 1.5.4. 景观生态学理论 |
| 1.6. 研究方法 |
| 1.6.1. 文献研究 |
| 1.6.2. 案例分析 |
| 1.6.3. 实地调研 |
| 1.6.4. 实例论证 |
| 1.6.5. 归纳总结 |
| 1.7. 论文研究框架 |
| 2. 城市绿道的基本理论研究 |
| 2.1. 绿道及相关概念辨析 |
| 2.1.1. 绿道的概念 |
| 2.1.2.与绿道相关概念的辨析 |
| 2.1.3. 城市绿道的概念 |
| 2.2. 城市绿道分类 |
| 2.2.1. 绿道分类研究 |
| 2.2.2. 本研究的城市绿道分类 |
| 2.3. 城市绿道的构成 |
| 2.3.1. 绿廊系统 |
| 2.3.2. 慢行系统 |
| 2.3.3. 交通衔接系统 |
| 2.3.4. 服务设施系统 |
| 2.3.5. 标识系统 |
| 2.4. 城市绿道的功能 |
| 2.4.1.生态功能 |
| 2.4.2. 游憩功能 |
| 2.4.3. 遗产保护功能 |
| 2.4.4. 教育功能 |
| 2.4.5.经济产业功能 |
| 2.5. 城市绿道建设的主要策略 |
| 2.5.1. 保护性策略 |
| 2.5.2. 恢复性策略 |
| 2.6. 城市绿道植物多样性的概念 |
| 2.7. 绿道建设中植物多样性思想的演变 |
| 2.7.1. 植物多样性思想在个别案例中有所体现 |
| 2.7.2. 植物多样性思想开始受到普遍关注 |
| 2.8. 本章小结 |
| 3. 植物多样性的基本理论研究 |
| 3.1. 植物多样性概念 |
| 3.2. 植物多样性研究层次 |
| 3.2.1. 植物遗传多样性 |
| 3.2.2. 植物物种多样性 |
| 3.2.3. 生态系统多样性 |
| 3.2.4. 景观多样性 |
| 3.3. 植物多样性主要保护途径 |
| 3.3.1. 就地保护 |
| 3.3.2. 迁地保护 |
| 3.4. 植物多样性的主要影响因素 |
| 3.4.1. 植物物种与植物多样性 |
| 3.4.1.1. 物种的地域性特征 |
| 3.4.1.2. 物种种群密度 |
| 3.4.1.3. 物种生态位选择 |
| 3.4.2. 植物群落特征与植物多样性 |
| 3.4.2.1. 群落的优势种和建群种 |
| 3.4.2.2. 群落的垂直结构特征 |
| 3.4.2.3. 群落的演替过程 |
| 3.4.3. 景观结构与植物多样性 |
| 3.4.3.1. 斑块的结构特征 |
| 3.4.3.2. 廊道的结构特征 |
| 3.4.3.3. 网络的结构特征 |
| 3.5. 植物多样性的评价指标 |
| 3.5.1. α多样性指数 |
| 3.5.2. β多样性指数 |
| 3.5.3. γ多样性指数 |
| 3.6. 本章小结 |
| 4. 我国城市绿道植物多样性的挑战、必要性和可行性 |
| 4.1. 我国城市绿道建设中植物多样性面临的挑战 |
| 4.1.1. 绿道概念的错误解读 |
| 4.1.2. 城市的生态沙漠 |
| 4.1.3. 植物多样性保护与人类使用需求的冲突 |
| 4.1.4. 传统审美与生态之美的矛盾 |
| 4.1.5. 急功近利思想与植物演替周期长的矛盾 |
| 4.1.6. 相关法律政策的不完善 |
| 4.1.7. 缺乏多学科合作和公众参与 |
| 4.2. 城市绿道植物多样性的必要性 |
| 4.2.1. 生态意义 |
| 4.2.1.1. 维持生物多样性 |
| 4.2.1.2. 生态系统服务功能 |
| 4.2.2. 景观美学意义 |
| 4.2.3. 科普教育意义 |
| 4.2.4. 经济意义 |
| 4.2.4.1. 直接经济效益 |
| 4.2.4.2. 间接经济效益 |
| 4.3. 城市绿道植物多样性的可行性 |
| 4.3.1. 将自然引入城市 |
| 4.3.2. 绿道的线性结构 |
| 4.3.3. 绿道连接城市中重要的生物栖息地 |
| 4.3.4. 植物多样性作为解决城市问题的策略 |
| 4.4. 本章小结 |
| 5. 基于不同类型绿道的植物多样性策略 |
| 5.1. 山林型绿道植物多样性研究 |
| 5.1.1. 山林型绿道概况 |
| 5.1.1.1. 山林型绿道的定义 |
| 5.1.1.2. 山林型绿道的特点 |
| 5.1.2. 山林型绿道植物多样性的主要问题 |
| 5.1.2.1. 生态核心区域缺乏保护 |
| 5.1.2.2. 自然森林植物郁闭度过高 |
| 5.1.2.3. 人工造林的森林植被单一化 |
| 5.1.2.4. 生物多样性功能被忽视 |
| 5.1.3. 山林型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.1.3.1. 分区保护模式策略 |
| 5.1.3.2. 适当人为干预策略 |
| 5.1.3.3. 复合型群落结构策略 |
| 5.1.3.4. 维持生物多样性的植物选择 |
| 5.2. 滨河型绿道植物多样性研究 |
| 5.2.1. 滨河型绿道概况 |
| 5.2.1.1. 滨河型绿道的定义 |
| 5.2.1.2. 滨河型绿道的特点 |
| 5.2.2. 滨河型绿道的植物多样性问题 |
| 5.2.2.1. 河流工程改造导致植物生境丧失 |
| 5.2.2.2. 植物种植照搬城市绿地模式 |
| 5.2.2.3. 植物选择缺乏功能性考虑 |
| 5.2.2.4. 生物多样性功能被忽视 |
| 5.2.3. 滨河型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.2.3.1. 生境多样性营造策略 |
| 5.2.3.2. 多层次空间种植策略 |
| 5.2.3.3. 基于生态功能的植物选择策略 |
| 5.2.3.4. 维持生物多样性策略 |
| 5.2.4. 范例解析 |
| 5.2.4.1. 斯坦福弥尔河公园 |
| 5.2.4.2. 新加坡碧山宏茂桥公园 |
| 5.3. 绿地型绿道植物多样性研究 |
| 5.3.1. 绿地型绿道概况 |
| 5.3.1.1. 绿地型绿道的定义 |
| 5.3.1.2. 绿地型绿道的特点 |
| 5.3.2. 绿地型绿道的植物多样性问题 |
| 5.3.2.1. 植物种类过于园林化 |
| 5.3.2.2. 植物群落结构过于人工化 |
| 5.3.2.3. 保健植物使用不足 |
| 5.3.3. 绿地型绿道植物多样性恢复策略 |
| 5.3.3.1. 乡土植物选择策略 |
| 5.3.3.2. 近自然化群落构建策略 |
| 5.3.3.3. 保健植物选择策略 |
| 5.3.4. 范例解析 |
| 5.3.4.1. 纽约高线公园 |
| 5.3.4.2. 波士顿翡翠项链绿道 |
| 5.4. 道路型绿道植物多样性研究 |
| 5.4.1. 道路型绿道概况 |
| 5.4.1.1. 道路型绿道的定义 |
| 5.4.1.2. 道路型绿道的特点 |
| 5.4.2. 道路型绿道的植物多样性问题 |
| 5.4.2.1. 植物的生态功能被忽视 |
| 5.4.2.2. 景观组织功能欠缺 |
| 5.4.2.3. 交通辅助功能存在问题 |
| 5.4.3. 道路型绿道的植物多样性营建策略 |
| 5.4.3.1. 基于生态功能的植物选择策略 |
| 5.4.3.2. 满足景观功能的植物选择策略 |
| 5.4.3.3. 基于交通辅助功能的植物选择策略 |
| 5.4.4. 范例解析 |
| 5.4.4.1. 美国波士顿肯尼迪绿道 |
| 5.5. 本章小结 |
| 6. 基于不同尺度绿道的植物多样性策略 |
| 6.1. 宏观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.1.1. 城市绿道网络的构建策略 |
| 6.1.1.1. 重要生物栖息地的选择 |
| 6.1.1.2. 绿道相互连接形成网络 |
| 6.1.2. 范例解析 |
| 6.1.2.1. 中国深圳市绿道网络 |
| 6.1.2.2. 加拿大埃德蒙顿市生态网络 |
| 6.2. 中观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.2.1. 绿道连通性策略 |
| 6.2.2. 绿道宽度适宜性策略 |
| 6.2.2.1. 维持生物多样性的宽度适宜性 |
| 6.2.2.2. 基于生态服务功能的宽度适宜性 |
| 6.2.3. 生境多样性营造策略 |
| 6.2.3.1. 营造多样性的生境类型 |
| 6.2.3.2. 整合周边小块生境斑块 |
| 6.3. 微观尺度绿道植物多样性营建策略 |
| 6.3.1. 乡土植物营建策略 |
| 6.3.2. 群落自然演替策略 |
| 6.3.3. 生境保护和恢复策略 |
| 6.3.3.1. 生境的保护 |
| 6.3.3.2. 生境的恢复 |
| 6.3.4. 生境面积适宜性策略 |
| 6.4. 本章小结 |
| 7. 基于社会驱动因素的植物多样性策略 |
| 7.1. 建立风景园林师主导的多学科合作模式 |
| 7.2. 设置专门的管理机构 |
| 7.3. 制定相关法规政策 |
| 7.3.1. 宏观政策的落实 |
| 7.3.2. 具体政策的制定与实施 |
| 7.4. 加强公众和社会组织的参与 |
| 7.4.1. 加强公众参与 |
| 7.4.1.1. 促进设计过程的参与 |
| 7.4.1.2. 促进决策过程的参与 |
| 7.4.1.3. 促进实施维护的参与 |
| 7.4.2. 利用社会组织的力量推动植物多样性保护 |
| 7.5. 建立资金保障机制 |
| 7.5.1. 建立绿道植物多样性专项资金 |
| 7.5.2. 建立和完善多元化的融资渠道 |
| 7.6. 本章小结 |
| 8. 结论与展望 |
| 8.1. 本研究的成果 |
| 8.1.1. 主要结论 |
| 8.1.1.1. 明确了城市绿道植物多样性的必要性和可行性 |
| 8.1.1.2. 提出了基于多个角度的策略 |
| 8.1.2. 主要创新点 |
| 8.1.2.1. 拓展了城市绿道植物多样性的研究内容 |
| 8.1.2.2. 提出了系统的城市绿道植物多样性营建策略 |
| 8.2. 本研究展望及不足 |
| 参考文献 |
| 插图及表格目录 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 致谢 |
（8）大熊猫保护的种群动力学机理研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 符号与记号 |
| 1 绪论 |
| 1.1 大熊猫种群研究现状与研究进展 |
| 1.2 大熊猫种群数学模型研究简介 |
| 1.3 选题依据和研究内容 |
| 1.4 数学分析相关理论 |
| 1.4.1 时滞微分方程理论 |
| 1.4.2 脉冲微分方程理论 |
| 2 大熊猫与两种主食竹动力学模型研究 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 大熊猫与两种主食竹三维系统解的正性和有界性 |
| 2.3 大熊猫灭绝周期解的稳定性 |
| 2.4 大熊猫与主食竹持续生存研究 |
| 2.5 五一棚地区大熊猫与冷箭竹和拐棍竹数值模拟分析 |
| 2.5.1 研究区域自然概况 |
| 2.5.2 生命系数的确定 |
| 2.5.3 数值模拟结果与讨论 |
| 2.6 小结 |
| 3 森林-竹子-大熊猫三位一体生态系统维持机制数学模型研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 系统解的正性与有界性 |
| 3.3 三位一体系统的持续性研究 |
| 3.4 结论与讨论 |
| 4 大熊猫在复杂斑块间扩散和迁移数学模型研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 模型分析准备知识 |
| 4.3 斑块间的扩散和迁移对大熊猫种群的持续性和灭绝性的影响 |
| 4.4 大熊猫在n个斑块间扩散系统正周期解的存在性和稳定性 |
| 4.5 大熊猫种群在两相邻斑块间扩散和迁移的数值模拟研究和生态解释 |
| 4.6 结论在秦岭大熊猫局域种群中的应用 |
| 4.6.1 研究区域概况 |
| 4.6.2 结论 |
| 5 人工圈养大熊猫放归野外模式数学模型研究 |
| 5.1 在两相邻斑块间选择生境较好的斑块放归圈养大熊猫模型研究 |
| 5.1.1 引言 |
| 5.1.2 模型构建和准备工作 |
| 5.1.3 状态反馈脉冲控制系统阶1周期解的存在性、唯一性及其稳定性 |
| 5.1.4 数值模拟和生态解释 |
| 5.2 在两个相邻斑块内同时放归圈养大熊猫模型研究 |
| 5.3 小结 |
| 6 结论与讨论 |
| 6.1 主要研究结果 |
| 6.2 主要创新点 |
| 6.3 存在的问题与进一步的研究 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介1 |
| 导师简介2 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
| 附录 |
（9）害鼠种群动力学建模及其稳定性研究（论文提纲范文）
| 目录 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 引言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.3 主要研究内容 |
| 1.4 主要创新点 |
| 第二章 预备知识 |
| 2.1 种群动力学基础知识 |
| 2.2 稳定的概念和判定定理 |
| 2.3 Liapunov函数的存在性 |
| 2.4 时滞微分方程初值问题 |
| 2.5 中心流形定理 |
| 第三章 不育控制下的害鼠种群动力学模型 |
| 3.1 模型的建立 |
| 3.2 模型的动力学分析 |
| 3.3 数值模拟 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 带时滞的草-鼠模型研究 |
| 4.1 模型的建立 |
| 4.2 模型的动力学分析 |
| 4.3 小结 |
| 第五章 带扩散和时滞的害鼠种群动力学模型研究 |
| 5.1 模型的建立 |
| 5.2 模型动力学分析 |
| 5.3 小结 |
| 结束语 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文及所取得的研究成果 |
| 致谢 |
（10）具有脉冲扩散和扩散时滞的种群动力学模型研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 生物背景 |
| 1.2 连续扩散种群模型的研究概况 |
| 1.3 脉冲扩散种群模型的研究概况 |
| 1.4 本文的研究内容 |
| 2 具有脉冲扩散和扩散时滞的 Lotka-Volterra 单种群模型研究 |
| 2.1 预备知识 |
| 2.2 主要结果 |
| 2.3 数值模拟 |
| 3 具有脉冲扩散和扩散时滞的对数增长单种群模型研究 |
| 3.1 预备知识 |
| 3.2 主要结果 |
| 3.3 数值模拟 |
| 4 食饵具有脉冲扩散和扩散时滞的捕食-食饵模型研究 |
| 4.1 预备知识 |
| 4.2 主要结果 |
| 4.3 数值模拟 |
| 5 讨论及总结 |
| 6 参考文献 |
| 硕士期间发表及完成论文清单 |
| 致谢 |
四、扩散对污染斑块上Smith种群生存的影响（论文参考文献）
- [1]千岛湖片段化生境中蚂蚁群落的构建机制[D]. 赵郁豪. 浙江大学, 2020(08)
- [2]黑顶麻雀（Passer ammodendri）扩散行为特征及其影响因子的研究[D]. 李建亮. 兰州大学, 2020(01)
- [3]空间异质性环境下寄生感染的传播动态[D]. 陈鸽. 合肥工业大学, 2019(01)
- [4]片段化栖息地中的鼠类种子扩散及其对兽类群落变化的响应[D]. 曾頔. 浙江大学, 2019(02)
- [5]不同猎物共存系统中巴氏新小绥螨种群调节与扩散机制研究[D]. 李亚迎. 西南大学, 2017(12)
- [6]基于森林环境的大熊猫主食竹种群动力学研究[D]. 张蒙. 北京林业大学, 2016(04)
- [7]城市绿道建设中植物多样性策略研究[D]. 张洋. 北京林业大学, 2016(04)
- [8]大熊猫保护的种群动力学机理研究[D]. 师向云. 北京林业大学, 2014(12)
- [9]害鼠种群动力学建模及其稳定性研究[D]. 张振宇. 中北大学, 2013(02)
- [10]具有脉冲扩散和扩散时滞的种群动力学模型研究[D]. 万海云. 新疆大学, 2013(10)