一、网箱结构及其利弊（论文文献综述）
郑泽豪[1]（2021）在《生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究》文中提出降雨径流污染未经处理直接入河会影响河道干流的水质,目前河道整治工程设计中采用的治理技术有很多,但为了对河流的修复更加注重生态性,逐步推广运用了各种生态性措施并对其进行发展,针对某个区域初期雨水污染问题进行研究,对当地选择科学、适宜、经济、有效的雨水治理措施,保护水生态环境具有重要的现实意义。鉴于此,本研究选取研究区流域采用的生态海绵城市设施作为研究对象,进行降雨期间的实地监测,分析该设施对选取的污染物指标的去除效果,探讨了污染物去除率的差异性以及与降雨量的关系,总结了小雨、中雨、大雨情况下各污染指标的去除率。并根据收集到的流域水文、水质实测数据建立了反映河道污染物迁移规律的一维水动力-水质模型,然后运用模型模拟各降雨等级下系统去除差异对河道干流水质的影响。在理论分析、实地监测与模拟的基础上得到以下几点结论:（1）将水质评价法中模糊评价法与综合污染指数法结合起来,根据各指标的权重系数判断得知流域主要污染物主要是氨氮和总磷,而且河流水质沿程恶化,下游交接断面2、3、4月份水质为Ⅴ类水质,将年内各月水质作对比分析,可知枯水期水质劣于丰水期;（2）基于流域已建的生态海绵城市设施,展开不同降雨强度条件下系统对雨水中污染物的去除规律研究,得到中雨时系统中氨氮（NH3-N）和总磷（TP）的去除率最高,化学需氧量（COD）在各降雨等级下的去除率较为波动,悬浮颗粒物（SS）的去除率相对稳定;（3）基于收集到的流域水文、水质实测数据建立了河道一维水动力—水质模型,经率定证明所建立的模型对研究河道水质具有较好的实用性,水动力和水质模块的误差都在可接受范围内,可用于后续的方案模拟;（4）基于所建的水质模型和监测得到的污染物去除率,模拟流域所建的生态海绵城市设施出流流量大小对河道水质的影响,并展开该系统建设位置、不同出流流量组合方案的模拟,结果表明该系统在保证出水水质稳定的前提下,所建位置越靠近上游,出流流量越大对河道水质的改善作用越强。同时得知,在大雨或大雨以上降雨强度下,该系统虽能改善河道水质状况,但效果有限,需结合流域整治工程中其它措施进行综合调控,才能保证下游交接断面水质达标。
董扬帆,李军涛,张秀霞,冼健安,王冬梅[2]（2020）在《克氏原螯虾繁殖生物学与苗种培育技术研究进展》文中认为克氏原螯虾Procambarus clarkii养殖业发展迅猛,但其苗种繁育技术仍不够成熟,大部分苗种依赖自然繁育,苗种数量不足和质量不高限制了克氏原螯虾养殖业高速发展。本文通过综述克氏原螯虾性腺发育、胚胎发育、幼体生物学等种苗繁育生物学的最新资料、介绍目前广泛采用的土池、网箱和工厂化苗种繁育模式,分析其利弊,展望克氏原螯虾苗种繁育的生产现状及发展趋势,以期为克氏原螯虾规模化繁育提供参考。
胡增瑞[3]（2019）在《滥用职权罪疑难问题研究》文中指出1997年刑法修订时,基于我国社会的发展现状,为了预防和惩治国家机关工作人员滥用职权的恶劣行为,为了避免公共财产、国家和人民利益遭受严重损害,立法者煞费苦心地将滥用职权行为从玩忽职守罪中分离出来,单独成罪,并与玩忽职守罪规定于同一法条,此即产生滥用职权罪。由于立法者在规定滥用职权罪时采用简单罪状的立法方式,因此,留给理论界探讨的空间十分广阔。自1997年新刑法颁布以来,刑法学术界对滥用职权罪的讨论如雨后春笋,可谓百花齐放、百家争鸣。然而,理论上的分歧与实务中的混乱是相辅相成的。具体而言,这些分歧和混乱体现在对滥用职权罪的主体范围的划定、罪过形式的判断、客观行为的认定、特殊形态的把握、立法完善的趋势和建议等诸多领域。治国在于“治吏”。不可否认,滥用职权罪的设立,对于打击职务犯罪、维护职务行为的合法性、有序性和纯粹性,推进社会主义法治国家建设有着重大意义。然而,司法适用离不开理论上的指导。笔者将在本文中尽己所能地梳理各家观点,分析其利弊,同时提出自己对滥用职权罪立法完善的一些建议。本文导论部分主要阐释了选题的缘由和研究意义。滥用职权罪作为1997年刑法新增的罪名,它的设立反映出严重滥用职权行为在社会生活中发生率较高,危害严重,影响恶劣。刑事立法通过新增罪名的形式,不仅对这些犯罪行为予以严厉制裁,也体现国家着重对于滥用职权犯罪相关的国家机关工作人员的职务行为进行刑法调整。导论不仅指出了设立滥用职权罪在司法实践中的积极意义,也指出了立法上的不足导致在理论和实践中引发了广泛争论。理论界对滥用职权的研究可谓百家争鸣,笔者通过对各家理论的深入研究,在文中着重从客观方面、犯罪主体、主观罪过、特殊形态和立法缺陷等五大方面剖析滥用职权罪,进而提出具有可行性的改善建议。第一章主要包含三部分。首先,本章介绍了滥用职权罪的概念、特征、种类;其次,本章就国外关于滥用职权罪相关立法进行了较为全面的梳理和分析;最后,本章对新中国成立以来,我国关于滥用职权罪相关立法沿革进行了较为细致的列举、梳理和评析。关于滥用职权罪的定义,其应当是指国家机关工作人员在行使职权的过程中,故意违反相关法律、法规或制度,或界外擅权,或界内擅权,进而导致物质损失或非物质损失的严重后果的行为。关于滥用职权的种类,根据不同的分类标准可作不同划分,具体可分为一般滥用职权罪和特殊滥用职权罪、行政滥用职权罪和司法滥用职权罪、职权范围内的滥用职权罪和超越职权的滥用职权罪、作为的滥用职权罪和不作为的滥用职权罪。关于滥用职权犯罪的域外立法现状,纵观各国刑事立法对滥用职权行为的规定可知,滥用职权属于典型的权力异化、腐败的行为,是各国刑事法律、法规重点打击和惩治的对象。各国刑事立法一般都规定了滥用职权的表现,并处以罚金、自由刑、资格罚等,但是具体范围有别,例如《俄罗斯联邦刑事法典》规定的非常广泛,然而韩国《刑法典》规定的比较窄;德国、日本规定的刑罚比较重,相对来说,意大利规定的就比较轻;美国入罪门槛很低,但德国入罪门槛比较高。这些立法特征和技术对我国滥用职权罪相关立法完善都有所裨益。梳理我国滥用职权罪的立法沿革,应当看到,滥用职权罪独立成罪是我国刑事立法中的一个重要突破,有力地惩治了滥用职权行为,符合了从严治党、从严治吏的时代潮流。新刑法不仅考虑了一般性滥用职权行为,同时又针对许多特别类型行为进行了重点打击,确保刑法规制的科学性及有效性。至此,滥用职权行为被刑法认定为独立的犯罪,有独立的罪名、独立的犯罪构成、独立的条文,对于滥用职权侵害国家法益的行为进行法律制裁,终于可以在刑法中找到重要依据。可以说,对于惩治滥用职权行为,我国进入了一个新的刑法时代。第二章阐述了滥用职权罪危害行为的概念、特征和形式、重大损失的认定和滥用职权罪中因果关系的认定问题。犯罪的客观方面是犯罪构成的必备要件,滥用职权罪在客观方面表现为滥用职权这一危害行为和因此导致的危害结果,即“致使公共财产、国家和人们利益遭受重大损失”。然而,不得不承认,对滥用职权行为的判定以及“重大损失”的认定是司法实践中常见的疑点和难点。所谓的滥用职权就是违背职责行使职权,而刑法中的职权与职责应当包含两大特征:一是职权或职责必须具有法定性,即其来源包括法律、法规、规章和其他规范性文件;二是职权或职责必须是具体的、明确的。由此可知,首先,滥用职权行为是一种与职权相关的行为,行为人应当具有管理国家事务的权限;其次,滥用职权行为是一种违反职权的行为,体现为其不正当、不合理地行使职权的行为;最后,滥用职权行为表现为故意实施不当目的或不当方法的行为。滥用职权行为可分为作为与不作为两种基本形式。作为的滥用职权行为是滥用职权罪中最常见的形式,刑法理论界和司法实务界对此都未提出异议。争议较大的是滥用职权行为是否存在不作为的形式?笔者认为,滥用职权罪的实行行为包括不作为,即故意放弃职守或不履行职责的行为。主要论点如下:第一,从语义解释上看,“滥用”是过度随意地使用,既能够体现在不合法且积极主动的行使职权,又可体现在违法消极地不履行本该履行的职责;第二,从立法的本意上看,刑法对擅自离岗、不尽职责的过失行为都以玩忽职守罪进行惩治,然而对于那些滥竽充数、消极怠工、不认真履行职责的行为却无法苛责,显然不符合常理;第三,从行为本质上看,故意放弃职守中的“职守”更多体现的是职责,根据职责与职权的对立统一关系,说明故意放弃职守的行为是一种与职权相关的行为,与其职责要求是相背离的,故意放弃职守说明行为人在实施该行为时所持的是故意的主观心理状态。第四,从犯罪特征上看,当故意放弃职守行为的行为人对结果持故意时,玩忽职守罪已经无法将其包容;第五,从一般法条与特殊法条的关系上看,特殊条款中存在不作为的形式,一般条款也应具有不作为的形式。根据我国刑法的规定,滥用职权罪还要求滥用职权行为必须造成重大损失。刑法条文将其具体规定为“致使公共财产、国家和人民利益遭受重大损失”。公共财产的范围目前较为明确,可探知其大概的范围。但对于国家和人民利益这一宽泛概念,实难把握。笔者根据历年出台的司法解释以及司法实务中的经验认为,可将重大损失分为以下两类:1.物质损失（包含人身伤亡和经济损失）;2.非物质损失（主要是指造成恶劣社会影响）。前者有详细明确的司法解释作为参照标准,后者只能由司法工作者凭借刑法的基本原则和实务经验作宏观把握。对于物质损失,虽有量化的标准,但实践中以何种方式计算是重点和难点。笔者认为,从时间节点上看,对行为人滥用职权行为致使国家和社会以及人民的公共财产、国家和人民利益遭受重大损失计算至侦查机关立案之时。立案以后,判决宣告以前行为人追回的财产损失,作为量刑情节考虑。从计算方式上看,行为人多个滥用职权的行为进行相加并没有法律根据,当且仅当行为属于徐行犯时,可以按照标准进行计算,否则不满足法律独立意义的标准。关于滥用职权罪因果关系的认定,实践中常存在以下难点:首先,多因一果情形下难以确认责任人;其次,异常介入因素,阻碍因果关系的认定;最后,不作为的滥用职权行为问责难。运用我国传统的因果关系理论,在判定滥用职权罪因果关系时,常常遇到认定思路含混不清、认定标准指导性不强的困境。因此,笔者认为,滥用职权罪因果关系的法律认定标准应从以下角度进行综合评价:第一,规范性标准。在判定滥用职权罪实行行为与危害结果的因果关系时,首先要判断二者的因果关系是否超出了刑法规范预设的因果关系范畴,如果超出了,就不能将其认定为刑法意义上的因果关系。第二,相当性标准。从字面意义理解,相当性标准是指危害结果是否常见,是否能被一般人依据经验法则所判别。第三,必要性准则。必要性标准是从此类危害结果的刑罚惩罚的必要性角度分析。第四,有效性标准。此种标准是从刑法的社会效果角度出发,评价刑法打击某类滥用职权行为是否起到预防和打击犯罪的效果。第三章主要探讨滥用职权罪犯罪主体问题。主要从两方面进行探析:一是对我国滥用职权罪主体相关的立法进行了列举、梳理和分析;二是对与滥用职权罪主体相关的司法实践疑难问题进行了讨论和回应。关于滥用职权罪的犯罪主体,刑法条文已经明确为“国家机关工作人员”。对国家机关工作人员的理解需基于以下两点:一是属于国家机关的工作人员;二是必须是从事公务的人员。1979年《刑法》没有规定滥用职权罪,但在分则第八章规定了广义上的渎职罪,共设九个罪名,包括受贿罪、泄露国家秘密罪、玩忽职守罪等。渎职罪为身份犯,犯罪主体为国家工作人员。1997年《刑法》新增立滥用职权罪后,其犯罪主体为国家机关工作人员。由于刑法只详细规定了国家工作人员的范围,并未对国家机关工作人员进行规定,因此也导致了滥用职权罪犯罪主体的内涵和外延成为理论界和实务界的争论焦点。当前,刑法学术界就滥用职权罪主体问题,主要存在“身份说”、“财产性质说”、“单位性质说”、“公务说”、“身份与公务兼具说”等。虽然,全国人大常委会、最高人民法院、最高人民检察院出台了一系列的立法和司法解释,以试图明确国家机关工作人员的界线。这些举措确实在一定程度上消弭了滥用职权罪犯罪主体的分歧,但并未完全解决问题,如立法解释新增的“三类人员”的身份性质有待明确;在对刑法主体扩大化的解释中,没有对国家工作人员和国家机关工作人员这两个概念进行划分,反而导致二者更加模糊和复杂;立法解释规定的“三类人员”是否适用于其他以国家机关工作人员为犯罪主体的个罪不明确等。笔者认为,根据现行法律规范,可将滥用职权罪的犯罪主体分为两大类:一类是纯正的国家机关工作人员,即“国家权力机关、国家行政机关、国家司法机关和军事机关中从事公务的人员”。对此,理论界和实务界均不存在争议。另一类是不纯正的国家机关工作人员,又可称之为“准国家机关工作人员”。这一类人员本不在国家机关工作人员之列,但依据相关立法解释和司法解释的规定,将之拟定为国家机关工作人员。当其出现滥用职权犯罪行为时,将其等同为国家机关工作人员,并按照滥用职权罪的规定追究刑事责任。对于“准国家机关工作人员”的范畴,理论界和实务界均存有争议。笔者认为,在司法实践中,应当将以下几类人员纳入准国家机关工作人员的范围:1.在依照法律、法规规定享有行使国家行政管理职权的组织中从事公务的人员。此类组织主要包括:（1）法律、法规直接授权的在某些领域享有国家行政管理职权的组织、单位或社会团体;（2）国家机构改革中,原属于国家机关后被调整为事业单位,但仍保留一定的行政管理职权的单位;（3）非国家机关中所设的具有行政管理职权的机构等。2.在受国家机关委托代表国家行使职权的组织中从事公务的人员。第四章主要阐述了滥用职权罪主观方面的立法规定、学说争议与评析及主观罪过形式为故意的证成等问题。就滥用职权罪的主观方面而言,主观方面是犯罪构成的必备要件,我国刑事立法对于滥用职权罪的主观方面规定并不明确,故至今仍存在较大争议。从横向上看,各国刑法关于滥用职权罪主观方面的规定各不相同,如德国刑法按照不同的主观形态分别予以规定;法国刑法根据针对对象的不同分为政府部门的滥用职权罪和针对公民个人的滥用职权罪;意大利、日本、美国、前苏联等国家的刑法都规定滥用职权行为的主观罪过是故意。通过比较可以发现,各国立法的相同点如下:一是各国都是将心理事实和规范评价两方面结合以综合评定滥用职权罪的主观方面;二是各国滥用职权罪的主观罪过形式均包含故意。不同点如下:一是部分国家或地区的立法认为滥用职权罪的主观形式还包含过失,如德国、我国台湾地区等;二是部分国家或地区将犯罪动机列为犯罪构成必备要件之一,如我国台湾地区、中国澳门等;三是罪过形式的立法模式不同,如大陆法系国家会直接将过失犯罪的主观罪过直接明文规定在刑法典中,如德国和中国台湾地区,而英美法系国家明确地将滥用职权罪的犯罪心态展现出来;四是罪过形式的称谓不一,如大陆法系国家和社会主义国家将罪过形式分为故意犯罪与过失犯罪两种,而在美国刑法确定的犯罪主观罪过则更为细化,主要包括了蓄意、明知、轻率和疏忽等四种形式。对于滥用职权罪的主观罪过形式,刑法学术界观点不一,主要有以下几种学说:1.单一罪过说。单一罪过说认为滥用职权罪的主观罪过形式只能是故意或过失,其中故意又可分为直接故意和间接故意;2.复合罪过说。复合罪过说又分为几种不同观点,其中主要观点认为,滥用职权罪的主观罪过形式为间接故意或过于自信的过失的结合;3.主要罪过说,即对行为人进行定罪量刑时,判断哪一种心理状态占据主要作用即可。笔者认为,滥用职权罪的主观罪过形式是故意,包括直接故意和间接故意。罪过形式的判定标准应采用“结果标准说”,即判定行为人的主观心理状态应依据行为人对危害结果所持的主观心理状态,而非任何其他心理状态。根据立法原意,可知滥用职权罪保护的法益是国家机关工作人员履行职务的规范性和公共财产、国家和人民的利益。由此可见,滥用职权的行为人的主观心理状态应当是明知其行为必然或可能产生危害结果,却对此持希望或放任的态度。滥用职权罪主观罪过形式为故意的具体理由有:其一,从立法沿革和立法原意判断,滥用职权罪的主观罪过形式为故意。其二,根据立法解释、司法解释等法律规范的规定,滥用职权罪应当属于故意犯罪。其三,将滥用职权罪主观罪过形式理解为故意,与《联合国反腐败公约》的规定高度契合;与此同时,将滥用职权罪主观罪过形式理解为故意,也是由滥用职权罪自身特点所决定的。其四,从刑法的整体考察,滥用职权罪的主观罪过形式应当是故意。第五章对滥用职权罪的三大特殊犯罪形态进行了系统性的归纳和论述,即犯罪停止形态、罪数形态以及共同犯罪形态。就犯罪停止形态而言,由于“重大损失”是该罪的定罪情节而非危害结果,是限制该罪处罚范围的客观的超过要素,加之我国刑法分则立法采用既遂模式,所以理论上该罪存在犯罪的各种停止形态。犯罪预备形态是指为了实施滥用职权犯罪而准备条件,但在实行行为着手之前因意志以外的原因停止下来。犯罪未遂形态是指已经着手实行滥用职权行为,但因意志以外的原因而未得逞。就罪数形态而言,具体讨论三个方面的问题:一是一般法条滥用职权罪与特殊滥用职权罪的罪数认定规则。两者属于一般法条和特殊法条的关系。当适用特别法条构罪时,由于《刑法》第397条第1款明确规定“本法另有规定的,依照规定”,所以此时只能采取特别法优于一般法原则,不能采取重法优于轻法原则。而当适用特别法条不构罪时,特别法条的构成要件不齐备但一般法条的构成要件齐备,此时虽不适用特别法条但应适用一般法条。二是滥用职权并收受贿赂的罪数认定规则。滥用职权并收受贿赂的本质是两个行为,因此不属于想象竞合和法条竞合。其中收受贿赂是目的行为,为了收受贿赂而实施的滥用职权行为是手段行为,目的行为和手段行为符合牵连关系,故滥用职权并收受贿赂是牵连犯,在罪数形态上属于处断的一罪,应择一重罪处罚。基于罪刑相一致原则的基本要求、禁止重复评价原则和充分评价原则的双重约束以及刑事司法解释的间接印证,《刑法》第399条第4款在性质上属于法律拟制而不是注意规定,不具有普遍适用性。三是滥用职权并徇私舞弊的罪数认定规则。“徇私”属于犯罪主观的动机要素,仅包括徇个人之私,不包括徇单位、集体之私。在《刑法》第397条的滥用职权罪中,“徇私”属于量刑加重情节,没有“徇私”不构成加重犯,但构成基本犯。在《刑法》第397条之外的徇私舞弊型渎职犯罪中,“徇私”属于定罪基本情节,没有“徇私”不构成此类犯罪的基本犯,但仍可能构成滥用职权罪。就共同犯罪形态而言,滥用职权罪是典型的、纯正的身份犯,无身份者不可能具有接受身份者的权力让渡进而滥用的可能性,只可能作为教唆犯或帮助犯出现,其罪名也只能从属于有身份犯者,而不能相反。在罪名认定规则上,应坚持“共犯从属性说”。在纯正身份犯领域,身份者的身份在整个犯罪过程中起到关键作用,故应根据身份者所实施的犯罪确定罪名,无身份者构成共同犯罪。如身份者与无身份者合谋骗取国家财政补贴,应以贪污罪的共同犯罪认定。但如果事前未合谋,则身份者构成滥用职权罪,无身份者构成诈骗罪,且两者不属于共同犯罪。第六章对目前滥用职权罪存在的立法缺陷进行了梳理并提出针对性的立法完善意见。滥用职权罪的立法缺陷包括立法结构缺陷、罪状缺陷及法定刑缺陷,所以其立法建议也针对三个方面进行完善。从立法科学性来看,滥用职权在理论上不包括超越职权和故意放弃职守,但滥用职权罪的现有规定却没有界定清楚滥用职权与超越职权、故意放弃职守的关系,属于立法结构缺陷。从罪状模式来看,滥用职权罪立法上的简单罪状模式导致该罪存在犯罪主体的滞后性缺陷、行为表述的模糊性缺陷、危害结果的人为性缺陷以及罪过形式的错位性缺陷,涵盖滥用职权罪构成要件中的犯罪主观要件、犯罪主体要件以及犯罪客观要件,影响滥用职权罪的司法适用。从法定刑来看,由于我国现行刑法将滥用职权罪与玩忽职守罪合并于同一法条内且共用同一法定刑体系,加之对滥用职权罪的法定刑设置畸轻,造成滥用职权罪的法定刑缺陷问题,并最终导致个罪的法定刑设置缺乏协调性、罪数处断原则有失均衡、法条竞合下特别法条的法定刑可能轻于普通法条、附加刑体系不完善等问题。为解决滥用职权罪的立法缺陷问题,一方面要贯彻好罪刑法定原则,另一方面在法律的表述上更应当着眼于现有立法的技术性完善。在目前条件下,立法的技术性完善应当通过犯罪主体的完善、立法结构的完善、主观罪过的完善、法定刑的完善等方面来实现。其一,犯罪主体的完善。滥用职权罪主体的本质含义是身份与公务兼具,必须以取得一定资格为前提,以拥有一定职权为基础,以从事行政管理活动为关键,将公务与劳务、私务相区分。因此,滥用职权罪的犯罪主体应将“国家机关工作人员”改为“国家工作人员”,建议在《刑法》第397条第2款之后新增一款,规定为“国家工作人员犯前两款罪的,依照前两款的规定处罚,本法另有规定的,依照其规定”。其二,立法结构的完善。基于刑法分则条文设计“一条一罪”的基本要求以及滥用职权罪与玩忽职守罪在主观、法定刑的差异等原因,建议将滥用职权罪改合并法条为单独法条;基于客观条件和罪过形式应当在立法中予以明确的要求,建议将滥用职权罪改简单罪状为叙明罪状。其三,主观罪过的完善。为在立法上明确滥用职权罪的主观罪过为故意而非过失,建议将“重大损失”修改为“情节严重”,并且将滥用职权罪与玩忽职守罪分立设置。其四,法定刑的完善。针对现行刑法中滥用职权罪的刑种单一、法定刑畸轻等问题,建议采取下列措施:提高法定刑上限,基本刑仍规定为3年以下有期徒刑,情节严重的,处3年以上到10年以下的有期徒刑。与此同时,也要提高《刑法》第397条第2款规定的刑罚,情节特别严重的,处以5年以上有期徒刑,取消10年有期徒刑的上限约束;增加财产型,规定可以并处罚金或者没收个人财产;增加资格刑,规定可以附加剥夺相关职务权力或者剥夺政治权利;以“情节严重”取代“重大损失”,规定将非物质性权利侵害纳入滥用职权罪的规制范围中。
王若兰[4]（2019）在《澜沧江—湄公河流域5国水资源利用差异分析》文中研究表明澜沧江—湄公河是中国和东南亚最为重要的国际河流,随着流域内人口增加、经济发展和流域各国水资源开发利用增强,跨境水资源合作需求增加。研究针对澜沧江—湄公河水资源利用问题,分析流域国间水资源利用差异,讨论流域内时间和空间上水资源竞争利用可能性,可为流域国之间的水资源利用协调提供科学支持,也为探求“澜沧江—湄公河合作机制”中水资源合作路径打下基础。本研究首先根据流域干流水文站实测流量数据、左右岸支流径流贡献率和流域国面积大小,估算流域6国在多年年平均及旱、雨季3个时间尺度上的水资源贡献量。其次,基于数据和资料的有效性,从农业灌溉、生活用水、生态需水等6个方面探究5个流域国之间水资源利用差异。其三,根据流域国消耗性和非消耗性用水需水情况,从2007年和2016年及其旱、雨季3个时间尺度上流域5国间水资源竞争利用的可能性讨论,主要结论如下:（1）在澜沧江—湄公河多年平均年径流总量为4750×108m3中,老挝的水资源贡献量最多,为1967×108m3,约占流域年径流总量的41%;其次是柬埔寨、中国和泰国;越南的年平均径流贡献量为481×108m3,约占流域年径流总量的10%,是除缅甸之外径流贡献量最少的流域国。（2）2016年5个主要流域国水资源利用差异为:中国非消耗性用水中的水能开发最高,而消耗性用水（灌溉与生活）低。老挝非消耗性用水中水能开发较高,渔业和航运开发较低;消耗性用水目前不高,但未来会有较快增长。泰国消耗性用水较高且未来将进一步增加;非消耗性用水中渔业发展用水较高、水能开发较低。柬埔寨的非消耗性用水较高,特别是渔业生产用水,其次是航运用水;消耗性用水中生活用水量较高,目前灌溉用水不高,但后续会有较快增长。越南的消耗性用水量大,特别是灌溉用水居于各流域国之首;非消耗性用水中的渔业及航运用水也是流域国间最高的。（3）2016年旱季,流域内出现灌溉用水短缺情况,特别是最下游的越南,其农业灌溉用水是其同期径流贡献量的3.6倍;其余4国用水量均有不同程度剩余。
方卉[5]（2019）在《克氏原螯虾对隐蔽所的选择及其对隐蔽所的生长适应性》文中认为克氏原螯虾（Procambarus clarkii）是一种穴居型动物,洞穴对它们来说是躲避捕食者和不良环境的重要场所。在螯虾的人工养殖中,通常使用一些人工材料作为洞穴的替代物,称之为隐蔽所,但究竟使用何种材质及何种尺寸或性状的隐蔽所并无确切报道,此外,隐蔽所在养殖中是否必要及其利弊也有待探究。本文主要从螯虾对隐蔽所的选择和螯虾对隐蔽所的生长适应性两个方面设置实验,试图探究螯虾最适合的隐蔽所环境。一、克氏原螯虾对隐蔽所的选择（一）克氏原螯虾对不同开口情况隐蔽所的选择设置了一端开口和两端开口两种不同开口情况的PVC隐蔽所任螯虾选择,统计螯虾对两种隐蔽所各自的选择比例。结果显示,雌性螯虾对两种隐蔽所没有偏好,而雄性螯虾在实验的首日以及实验过程中的晚间对一端开口的隐蔽所有显着偏好。（二）克氏原螯虾对不同直径隐蔽所的选择设置了直径为3.2 cm、4 cm和5 cm以及5 cm、6.3 cm和7.5 cm两组不同直径的PVC隐蔽所任螯虾自由选择,统计螯虾对各隐蔽所的选择比例。结果显示,螯虾更为偏好直径5 cm,即约为体宽1.5倍的隐蔽所;进一步按性别分解发现,雌虾对过大或过小的隐蔽所均排斥,而雄虾只排斥过小的隐蔽所,对较大的隐蔽所并不排斥。（三）克氏原螯虾对不同长度隐蔽所的选择设置了单倍体长、两倍体长和三倍体长三种长度的PVC隐蔽所任螯虾自由选择,统计螯虾对各隐蔽所的选择比例。结果显示,雌性螯虾偏好两倍和三倍体长的隐蔽所,雄性螯虾只偏好两倍体长的隐蔽所。（四）克氏原螯虾对不同曾被占有情况隐蔽所的选择分别将自己、同性和异性曾占有的三种隐蔽所与空白隐蔽所进行比较,使克氏原螯虾在每组的两个隐蔽所中任意选择,统计螯虾对各隐蔽所的选择比例。结果显示,螯虾偏好选择自己曾住过的隐蔽所;雌性螯虾在实验开始时偏好同性的隐蔽所,而后偏好逐渐减弱,而雄性螯虾对同性隐蔽所没有偏好;雌雄螯虾均偏好选择异性曾占有的隐蔽所。二、克氏原螯虾对隐蔽所的生长适应性（一）隐蔽所对克氏原螯虾生长的影响将克氏原螯虾幼虾和亚成体饲养在圆形塑料盒中,一组放入PVC管作为隐蔽所,另一组不放隐蔽所,其他条件与隐蔽组相同,定期测量各组螯虾的体长、体质量、存活率和蜕壳率等指标。2个月的饲养结果表明:在实验早期,隐蔽组幼虾的体长和体质量增长及蜕壳量均有显着大于空白组,而后期没有显着差异;早期隐蔽组亚成体螯虾体长和体质量增长与空白组没有显着差异,后期显着小于空白组。因此我们可以得出结论:在早期生长阶段隐蔽所对螯虾的生长有促进作用,但随着螯虾的生长,隐蔽所的促进作用逐渐减弱,最终抑制生长。（二）隐蔽所对克氏原螯虾运动活力的影响将大小相同的亚成体克氏原螯虾饲养在圆形塑料盒中,一组放入PVC管作为隐蔽所,另一组不放隐蔽所,其他条件与隐蔽组相同,两个月后将两组螯虾放入PVC跑道,统计其运动时间、运动路程和运动速度等指标。实验结果显示,两组螯虾的各运动指标均没有显着差异,表明隐蔽所的存在对克氏原螯虾的运动活力没有影响。本文结合前人的研究,围绕克氏原螯虾穴居的习性等行为的特点,讨论和分析了试验结果,为生产提供了合理建议。
安浩[6]（2019）在《水性无铬Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的制备及耐海生物污损性能研究》文中认为海洋污损生物在船舶及海上结构物表面的附着造成其表面摩擦阻力增加,同时加速金属腐蚀等危害,引发安全问题,已经成为人类海上活动的重要障碍。针对污损生物在船舶和海上结构物表面附着的特点,本文采用水性无铬达克罗技术在Q235钢表面制备了Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层,并考察了复合涂层的微观形貌、耐蚀性能、防污功效,简单探讨了复合涂层耐蚀防污机理,为解决钢结构在海洋环境中的长效防护提供技术支撑。本文通过正交试验法研究了复合涂层的涂液配方并确定了复合涂层制备工艺。涂液优化配方为:层片状锌铝合金粉25%,铜粉7.5%,AC-66 10%,乙二醇8%,Tween20 2%,磷钼酸钠1.5%以及添加少量的水解助剂甲醇,消泡剂异辛醇和增稠剂羟乙基纤维素醚。采用二涂二烘工艺,在100℃预烘,280℃烧结的条件下制备了Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层,该涂层表面均匀,呈金属光泽,横截面厚度为2535μm。复合涂层可耐中性盐雾1000 h以上,3.5%NaCl溶液浸泡150 d左右。采用SEM、EDS、XRD研究了Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的微观组织结构和成分均匀性,考察了复合涂层腐蚀产物形貌、成分随时间的变化,探讨了腐蚀产物的形成机理。结果表明,复合涂层表面均匀,没有明显的团聚现象;随着腐蚀时间的增加,复合涂层的表面微观形貌发生明显变化,生成了致密的腐蚀产物。通过考察腐蚀电位、|Z|0.01和电化学阻抗谱随时间的变化,研究了涂层的电化学腐蚀行为,并采用合理的等效电路对数据进行拟合解析,将腐蚀过程分成三个阶段:腐蚀介质渗透、金属粉的活化和腐蚀产物层的屏蔽阶段。复合涂层的主要防护机制包括牺牲阳极的阴极保护和腐蚀产物层的屏蔽作用。通过防污试验得出,铜离子渗出率在浸泡初始阶段较低,随着浸泡时间的增加,渗出率逐渐增加并保持稳定,约为2030μg·cm-2·d-1。采用添加不同渗出液的小新月菱形藻的培养试验,考察了不同浓度铜离子对小新月菱形藻的杀灭效果。结果表明,复合涂层渗出液对小新月菱形藻的抑制率达到95%,并且渗出液中铜离子浓度越高,达到95%抑制率的时间越短,表明小新月菱形藻在含有一定浓度的铜离子渗出液中无法正常生长繁殖。铜离子破坏细胞膜和胞内酶蛋白,是铜离子抑制海生物正常生长繁殖的主要机制。
鲍谦,黄硕琳[7]（2012）在《渔业水域滩涂占用补偿安置模式初探》文中研究指明近年来我国海洋工程建设等海洋经济活动发展较快,需要占用一些渔业海域滩涂。我国有关部门为妥善安置失去渔业海域滩涂的渔民做了大量工作,有力地促进了沿海地区和谐社会的建设;但是,由于相关法律制度尚不健全,现阶段对于"失海失涂"渔民的补偿与安置还存在一些问题,如滩涂产权不明晰、占用程序不规范、补偿标准不统一、生态补偿机制缺失等,给一些渔民的生产和生活带来困境。文章归纳整理了9种安置模式,分析了各种安置模式的利弊,并提出了解决"失海失涂"渔民"四位一体"的新安置模式;并针对补偿与安置存在的问题提出了对策建议。
叶晓凌[8]（2011）在《中国渔业互助合作保险形成、运行及保障机制研究》文中研究表明渔业是我国大农业的重要组成部分,渔业产值占农林牧渔总产值的10%以上,渔业水产品出口额一直位于我国大宗农产品出口前列。渔业也是世界上公认的高风险行业。长期以来,渔业高投入、高风险、低保障的矛盾十分突出,已经严重影响到了渔业经济可持续发展和渔区社会稳定。渔业保险在分散渔业风险、填补渔民损失、保障渔业安全生产方面具有重要作用,但渔业保险究竟采用何种经营模式,却一直是一个争论不休的话题。在我国渔业保险发展实践中,商业保险公司多因渔业保险的高赔付率导致经营亏损而选择退出,以之形成鲜明对比的是渔业互助合作保险自上世纪90年代中期出现以来一直持续经营,显示了极强的生命力,为渔民生产和生活提供了不可或缺的风险保障服务。但是,有关渔业风险和渔业保险方面的理论研究相对滞后,专门性的渔业互助合作保险研究更是少见。由于缺乏对渔业互助合作保险发展的理论基础分析,导致渔业互助合作保险发展实践中存在的需要理论指引的一些问题得不到合理解释,也无法指导渔业互助合作保险未来的发展。因此,系统性地研究渔业风险以及互助合作型的保险机制具有很强的现实意义。本文采用理论分析和实证相结合的方法来研究渔业互助合作保险的形成、运行及保障机制,主要研究内容包括以下方面:第一部分,主要回顾了渔业互助合作保险的研究成果,明确渔业互助合作保险的研究思路和研究方法。第二部分,对渔业风险、渔业保险的特性进行界定,分析互助合作保险经营基础及其基本形态,为后续研究提供理论基础。第三部分,介绍发达国家（地区）渔业互助合作保险的发展历程,为我国渔业互助合作保险研究提供经验和借鉴。第四部分,分析中国渔业互助合作保险的形成背景和发展过程,运用供求理论、交易成本理论解释其形成动因,并对现实市场进行了实地调查。第五部分,以中国渔业互保协会为分析对象,对其运行状况从经济和社会两个方面进行绩效评价,指出缺少财政政策支持和内部治理机制缺失是中国渔业互助合作保险发展运行过程中面临的最大障碍。第六部分,针对第五部分揭示的问题深入分析政府介入对渔业互助合作保险发展的正负效应,并通过实证分析予以检验;在此基础上探讨政府介入的合理边界,为渔业互助合作保险发展的保障机制设计及政策建议提供指导依据。第七部分,着重从组织治理、财政支持和外部监管三个方面设计了渔业互助合作保险发展的保障机制,结合渔业互助合作保险现实状况和发展趋势,对保费补贴规模和财政负担能力进行测算,为补贴政策实施提供参考依据。第八部分,根据前文分析,对改进和完善中国渔业互助合作保险形成、运行及保障机制提出具体的政策建议。本文的主要结论:（1）渔业生产高风险性是渔业保险需求的基本前提,渔民收入来源单一,缺少多样化的风险处置手段使渔民更倾向选择保险方式转移风险;渔业互助合作保险组织在降低逆选择和道德风险引致的保险交易成本方面比保险公司具有优势。互助合作保险是在商业保险无法提供风险保障的背景之下,渔民互助共济对抗风险的必然选择,也是其形成的动因所在。（2）以中国渔业互保协会为典型代表的互助合作保险组织在为渔民分散风险和提供风险保障方面发挥了十分重要的作用,一定程度上弥补了商业渔业保险市场的供给缺失。（3）中国渔业互保协会并非真正意义上的渔民“互助合作”组织,政府主管部门过度的行政干预使协会运行带有明显的官办色彩,协会运作缺少自主性和独立性,渔民利益被忽视。（4）中国渔业互助合作保险的发展离不开政府的介入,政府介入存在正负效应。政府介入应该有一个合理的边界。在渔业互助合作保险发展中,一方面,政府应该减少对互保协会内部组织运行的干预,使之建立起相对完善的内部治理机制;另一方面,政府应在法律政策方面支持互保协会发展,给予参保渔民保费补贴,提高渔民自愿参保积极性。有鉴于此,应建立相应的组织治理、财政支持和外部监管保障机制,实现渔业互助合作保险的可持续发展。
刘兴国[9]（2011）在《池塘养殖污染与生态工程化调控技术研究》文中进行了进一步梳理池塘养殖是我国水产养殖的主要形式和水产品供应的主要来源。据《中国渔业年鉴2010》资料,2009年我国有养殖池塘416.4万公顷,养殖产量1852.91万吨,占水产养殖总产量51.2%以上。我国有悠久的池塘养殖历史,是世界上最早开展生态养殖的国家,我国劳动人民创造的“桑基渔业”、“蔗基渔业”等生态模式和“八字精养法”等养殖技术,为世界水产养殖业做出了巨大的贡献。由于我国的多数养殖池塘建设于上世纪七、八十年代,目前普遍存在着养殖环境恶化、设施破败陈旧、坍塌淤积严重、污染严重、水资源浪费大等问题,同时由于一直采用传统的养殖生产方式,池塘养殖普遍还存在着养殖方式简单,生态、经效效益不高等问题,严重制约了池塘养殖业的可持续发展。池塘养殖生态系统是一个相对独立且完整的生态系统。影响池塘养殖的基础因素包括池塘朝向、深度、长宽比等；影响池塘水体生态的物理因子主要有太阳辐射、天气和气候、温度与分层、水文、水流等；影响池塘养殖的化学因子主要是水的组成、土质、盐度、pH值、碱度和CO2、硬度、酸度、有机物分解、氧化还原电位、氮、磷、硫等；影响池塘养殖的生物因子主要是池塘生态系统中种群、群落的作用关系。本文以江浙地区大宗淡水鱼类池塘养殖为主要研究对象,分别从池塘养殖污染、池塘生态、池塘生态工程化技术和生态工程化养殖系统及调控方式4个方面进行了研究,旨在为建立池塘生态工程化技术提供理论依据和技术参考。主要研究内容和研究结果如下：调查研究发现,目前养殖环恶化,江浙地区的多数河、湖水质在Ⅳ类水以上,已不适合养殖用水要求；池塘养殖水资源浪费大,传统大宗淡水鱼类池塘养殖的需水量在4～6.5 m3/kg鱼之间；养鱼池塘每年的TSS、CODMn、TN、TP、直接排放量约为2280 kg/hm2·a、101 kg/hm2·a、5.0 kg/hm2·a;8、9月份,大宗淡水鱼养殖池塘总氮、氨氮、硝氮、总悬浮物的平均浓度分别达到2.44mg/L、0.56mg/L、7.38mg/L,0.01 mg/L、165 mg/L以上；池塘底质土壤的总氮、总磷和有机质含量分别超过自然土壤6.9、1.5和3.9倍,底质沉积污染表现为氮素沉积>有机质沉积>磷素沉积；养殖排水和底质沉积污染是池塘养殖的主要污染形式。综合国内外氮、磷收支的分析方法,研究分析发现江浙地区大宗淡水鱼养殖的氮输入约为90.24 g/kg鱼,其中饲料、肥料和外源水的输入比例分别为80%、11%、9%；养殖水体排放氮为13.76 g/kg鱼,底质沉积氮为57.04 g/kg鱼,分别为养殖投入氮的15.2%和63.2%。传统大宗鱼类池塘养殖的磷收入为21 g/kg鱼,其中饲料磷82%、肥料磷9.5%、水源带入磷8%、降雨带入磷0.2%；水产品磷支出占总投入磷的45.2%,水体排放磷为1.1 g/kg鱼,占投入磷的5.3%和排放磷的9.7%；底质沉积磷为10.38 g/kg鱼,分别占投入磷的49.4%和排放磷的90.3%。调查分析发现,7～9月份上海地区大宗淡水鱼养殖池塘水体有藻类48种,浮游动物24种,底栖生物15种；其中浮游植物平均密度3.10×l07 cell/L,浮游动物平均密度为15.8 ind./L,底栖生物平均密度为1079 ind./L,平均生物量为475g/m2；浮游植物优势种群为蓝藻、绿藻和硅藻；浮游动物优势种类为萼花臂尾轮虫（Brachionus calyciflorus）、短尾秀体溞（Diaphanosoma brachyurum）和近邻剑水蚤（Cyclops vicinus）;底栖动物优势种为方形环棱螺（B. purificata）梨形环棱螺（B. purificat）和长角涵螺（A. longicornis）.7～9月份山海地区池塘浮游植物的Shannon Wiener指数（H’）变化范围在1.60～2.10之间,浮游动物的Shannon Wiener指数范围0～1.83,池塘水体叶绿素a浓度104.8±12.3μg/L,卡尔森营养状态指数（TSI）范围为65～86,Margalef多样性指数范围为1.0～10.4,底栖动物Goodnight修订指数（G.B.I）指数为0.30～0.88,生物学污染指数（BPI）为1.1。整体显示为中等富营养化状态。池塘藻类特征研究显示,池塘水体中的藻类有明显的季节变化、日变化和水层变化。藻类平均密度在冬、春季节最高,秋季最低；池塘水体中的藻类优势种一般为绿藻、蓝藻、隐藻和硅藻,但有明显的季节变化；不同藻类在不同时间内所占的比例不同。藻类密度与水体中的氨氮和有效磷浓度有直接关系,池塘水体中的氨氮最高值一般出现在夜间凌晨5：00阶段,最低值出现在17：00前后,有效磷的最高值出现在夜间凌晨1：00阶段,最低值出现在13：00前后,与水体的藻类密度呈负相关,反映了藻类对氮、磷的吸收状况。不同季节影响浮游植物的关键理化指标不同,水温、营养盐、pH等理化指标是影响水体浮游植物密度、种类等指标的主要影响因子。池塘水体的Ch1.a有明显的季节性变化规律,与水体的TP四季变化有较好的相关性,而与水体的TN和COD季节变化相关性不明显,反映养殖水体中的Ch1.a受P影响较大,藻类的主要限制性因子为P。小球藻在养殖系统中生长特征和对养殖的影响作用研究发现,在光强4500Lx,水温25℃条件下,小球藻在养殖水体内呈Lgistic方式增长,K值为2543×104,r值为0.5913,最大可持续产量（MSY）为375.91×104 cell/（mL·d）,养殖系统内每106 cell/L小球藻的生产力为9.4 J/（L·d）。养殖水体的氮、磷浓度对小球藻的密度有影响作用,但对藻类生长周期无显着影响（P<0.05）；小球藻能够有效吸收养殖水体中的氮、磷等营养物质,对三态氮的吸收存在着差异；水温25℃时,罗非鱼幼鱼的自然密度制约作用点为4.47 g/L,小球藻能够减轻养殖密度制约作用,有藻养殖可提高罗非鱼苗的相对增重率37%以上,降低饲料系数4.1～45.8%,在养殖水体中培育小球藻可以改善水质,提高养殖效果。主要生态工程化设施构建和净化效果研究表明,生态坡对池塘养殖水体中总氮、总磷、COD的净化效率分别为0.27 g/h·m2、0.015 g/h·m2和0.94 g/h·m2；对氨氮、亚硝态氮的去除率分别为46%和65%；对养殖水体中叶绿素a的去除率为8.8%；利用池塘坡面构建生态水处理设施,具有净化养殖水体、和延长池塘使用寿命和节约土地的作用。在水流速度为0.061 m/s的情况下,生物包对养殖排放水体中氨氮、亚硝酸盐的净化去除率分别为19%和45.5%,对水体中氨氮、亚硝态氮的去除率分别为0.61 g/h·m3和0.133 g/h·m3。在利停留时间为0.75h的情况下,陶粒生化滤床对养殖水体中叶绿素a、总磷、总氮的去处率分别达到62%、3.7%、53.8%,去处效率分别为2.7 g/h·m3、0.07 g/h·m3和1.65 g/h·m3。在面积比1：3的情况下,生态塘对养殖排放水体体中氨氮、总氮、总磷、可溶性磷酸盐、BOD5、CODMn的去除率分别为19.8%、14.3%、29.6%、29.1%、21.3%和43.1%；生态塘与养殖鱼池的搭配比例约为1：3-7。在相同养殖状况下,普通生物浮床占5%、10%、20%水面的池塘水体TN的浓度范围分别为1.65～5.42 mg/L、1.62～3.13 mg/L、1.63～2.62 mg/L; TP的浓度范围为0.18～0.28 mg/L、0.17～0.26 mg/L和0.18～0.21 mg/L；综合分析认为,普通生物浮床的覆盖率不应超过池塘水面的20%。复合生物浮床具有生化、生物等净化功能,有较高的净化效率。在池塘养殖生物负荷量1 kg/m3情况下,占池塘水面8.5%的复合生物浮床即可满足养殖水体净化需要；复合浮床的净化效率与养殖密度、品种、滤料比表面积、曝气量等有关。生态沟的净化效果与植物生长密切相关,与温度有一定的关系；生态沟构建要结合植物生长习性、生境要求等,合理的空间布局和时间分布才能达到改善水质的效果。湿地植物选配和净化效果研究表明,湿地植物不仅能吸收去除水体中的营养盐,还能为基质微生物提供适宜的微生态环境。湿地植物选配宜选用本地生物量大且易栽培的物种,还要考虑其经济性和景观效果。对水鳖（Hydrocharis dubia）、睡莲（?）（Nymphaea tetragona）、伊乐藻（Elodea nuttallii）、黑藻（?）（Hydrilla verticillata）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）、水芹（Oenanthe Javanica）、芦苇（Phragmites australis）、鸢尾（Iris tectorum）、菖蒲（Acorus calamus）等水生植物的净化效果研究发现,不同水生植物对氮、磷、COD的吸收能力不同,生长周期也不同；选配湿地植物时,应充分考虑不同植物的生长特点,合理搭配,才能达到预期的净化效果；种植试验发现,水蕹、茭白；水葱、水烛、茭白、美人蕉、黄花鸢尾和再力花等适合江浙地区种植。莲藕、茭白等水生植物作为湿地植物具有良好的净化效果和经济性。实验发现,与传统种植方式相比,生态种植莲藕可使水体中的总氮、总磷和COD分别下降24倍、10.3倍和3倍；生态种植茭白可使水体中的总氮、总磷和COD下降2.3倍、3.3倍和5.6倍。每100公斤莲藕、茭白可吸收氮2.4公斤以上,同时还可以吸收土壤中40%左右的磷。生态工程化池塘循环水养殖系统研究表明,循环水养殖池塘中的总氮、总磷、COD指标分别低于2.18±1.09 mg/L、0.46±0.12 mg/L和9.0 mg/L,分别是对照池塘的52%、29%和73%,明显低于对照池塘（P<0.05）。循环水养殖系统中潜流湿地对养殖排放水中总氮、总磷和COD的去除率分别在52%～59%、39%～69%和17%～35%之间；生态沟渠对养殖排放水中总氮和总磷的去除率分别为18.5%和17%；生态塘对养殖排放水中TN、TP和COD的去除率分别为24.7%、27.1%和26.75%。与传统池塘养殖模式相比,生态工程化循环水池塘养殖系统可节约养殖用水63.6%,减少COD排放81.9%,有明显的节水、减排效果。循环水养殖系统养殖池塘中以绿藻为主,其中小球藻（Chlorella vulgaris）、色球藻（Chroococcus minutus）、小环藻（Cyclotella sp.）为优势藻,而对照池塘则以微囊藻（Microcystis）、平裂藻（Horizontal fracture）、丝藻（Ulothrix sp.）为优势种；潜流湿地和生态沟对藻类的去除率分别为75.9%和55.2%；表面流湿地和潜流湿地对叶绿素的去除率分别为58.3%和91.6%。生态沟渠、生态塘、潜流湿地和养殖池塘的组成比例应结合养殖品种、密度等特点,生态工程化设施的面积一般不超过池塘面积的20%。池塘水体理化指标变化规律及水层交换的影响作用研究发现,白天池塘水体中的溶解氧（DO）、温度、氧化还原电位（ORP）、pH等理化指标普遍高于夜间,最高值一般出现在光照最强的13：00左右,最低值出现在凌晨3：00～5：00,而氨氮、有效磷的变化则相反；不同水层的DO、pH和温度变化随水深而降低。水层交换具有实现水体上下交换,增加底部溶氧,改善氧债,激活底泥生态等作用,可有效地降低有害物质（如亚硝酸盐、氨氮、硫化氢、大肠杆菌等）的含量。综上研究表明,目前多数地区的养殖环境恶化,养殖水源已基本不适合养殖需要,沉积污染和排放污染是池塘污染的主要形式,养殖池塘的生物学特征反映了池塘的富营养化状态；养殖池塘水体中的藻类有明显的季节变化、日变化和水层变化,其变化与水体营养盐、光照、温度等因素有关；小球藻是池塘中主要的藻类,其种群状况对养殖影响很大,相关研究可为池塘生态调控提供依据；生态坡、立体弹性填料净化床、陶粒生化滤床、生态塘、生物浮床、生态沟渠等是主要的生态工程化设施,其净化效率各有特点；水生植物是生态工程化系统中重要的组成部分,合理的选配植物有助于建立稳定高效的系统；生态工程化池塘循环水养殖系统模式具有“生态、安全、高效”的特点,是改变传统养殖方式、提高养殖效果的有效途径,对池塘生态关键影响因子进行调控是实现高效养殖的发展趋势。
本刊杨挺秀遗稿编写组[10]（2010）在《建设雨养生态农业遗稿——关于中国农业前景的思考》文中研究指明前言在不到世界7%的国土上,基本解决了世界上23%以上人口的吃饭问题。这是个了不起的成就。但这仅仅是第一步。未来的中国,按照最理想的控制,将有人口15.7亿,在有限的资源上,不但要解决15亿多人的"吃饱"问题,而且要
二、网箱结构及其利弊（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、网箱结构及其利弊（论文提纲范文）
（1）生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及目的 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的与意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 降雨径流污染控制研究现状 |
| 1.2.2 生态海绵技术控制面源污染研究现状 |
| 1.2.3 生态塘床系统 |
| 1.2.4 水质模型研究进展 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及流域水质综合评价 |
| 2.1 河流概况 |
| 2.1.1 总体概况 |
| 2.1.2 气候水文 |
| 2.1.3 降雨 |
| 2.1.4 土地利用与社会发展情况 |
| 2.2 流域水环境现状 |
| 2.2.1 治理前存在问题 |
| 2.2.2 水质变化 |
| 2.2.3 流域水环境治理工程概况 |
| 2.3 流域水质综合评价 |
| 2.3.1 引言 |
| 2.3.2 计算方法及流程 |
| 2.3.3 计算结果分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 面源污染生态化控制措施监测及效果分析 |
| 3.1 支流概况 |
| 3.1.1 现状排水体制 |
| 3.1.2 存在问题 |
| 3.1.3 系统设计与工艺流程 |
| 3.2 监测方法 |
| 3.2.1 采样地点的选择 |
| 3.2.2 采集指标及检验方法 |
| 3.2.3 监测降雨场次的选择 |
| 3.2.4 污染指标评价标准 |
| 3.2.5 水质采样 |
| 3.3 监测及结果 |
| 3.3.1 监测基本数据 |
| 3.3.2 结果分析 |
| 3.4 结果评价 |
| 3.4.1 污染物去除率统计学分析 |
| 3.4.2 进出水浓度差与进水浓度的关系 |
| 3.4.3 污染物去除率与降雨量的关系 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 模型原理及建立 |
| 4.1 MIKE11 模型 |
| 4.1.1 MIKE11 模型简介 |
| 4.1.2 MIKE11 水动力模块 |
| 4.1.3 MIKE11 水质模块 |
| 4.2 水动力模块的建立 |
| 4.2.1 河网概化 |
| 4.2.2 断面设定 |
| 4.2.3 边界条件 |
| 4.2.4 参数设置 |
| 4.2.5 模拟文件 |
| 4.3 水质模块的建立 |
| 4.3.1 水质参数与初始条件 |
| 4.3.2 扩散系数与衰减系数 |
| 4.3.3 边界条件 |
| 4.4 降雨径流模块的建立 |
| 4.5 模型的参数及率定 |
| 4.5.1 水动力参数率定 |
| 4.5.2 水质参数率定 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 模拟分析 |
| 5.1 模拟情景设置 |
| 5.2 工况设置 |
| 5.2.1 降雨条件的设置 |
| 5.2.2 径流量的计算 |
| 5.2.3 工况设定 |
| 5.2.4 初始情况模拟 |
| 5.3 水质变化模拟 |
| 5.3.1 单个支流点位 |
| 5.3.2 多个支流点位 |
| 5.3.3 支流点位组合 |
| 5.4 建议 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
（2）克氏原螯虾繁殖生物学与苗种培育技术研究进展（论文提纲范文）
| 1 克氏原螯虾繁殖生物学研究进展 |
| 1.1 克氏原螯虾生物学特性 |
| 1.2 克氏原螯虾性腺发育 |
| 1.2.1 雄性生殖系统组织学 |
| 1.2.2 雌性生殖系统组织学 |
| 1.2.3 克氏原螯虾性腺发育 |
| 1.3 克氏原螯虾繁殖 |
| 1.4 克氏原螯虾怀卵量 |
| 1.5 克氏原螯虾的胚胎发育 |
| 1.5.1 克氏原螯虾胚胎发育 |
| 1.5.2 水温对克氏原螯虾胚胎发育的影响 |
| 1.6 克氏原螯虾幼体生物学 |
| 2 克氏原螯虾繁育模式 |
| 2.1 土池苗种繁育 |
| 2.2 网箱苗种繁育 |
| 2.3 工厂化人工育苗 |
| 2.4 网箱+水泥池繁育模式 |
（3）滥用职权罪疑难问题研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 导言 |
| 一、问题的缘起和意义 |
| 二、研究现状 |
| 三、论证思路与研究方法 |
| 四、本文的创新之处 |
| 第一章 滥用职权罪概论 |
| 第一节 滥用职权罪的概念与种类 |
| 一、滥用职权罪概念的观点聚讼及评析 |
| 二、滥用职权罪的种类 |
| 第二节 域外滥用职权行为的刑事规制 |
| 一、域外滥用职权行为立法概述 |
| 二、域外滥用职权行为立法特点 |
| 第三节 我国滥用职权罪的立法沿革 |
| 一、建国初期的萌芽 |
| 二、1979 年刑法的确立 |
| 三、1997 年刑法独立成罪 |
| 第二章 滥用职权罪客观方面研究 |
| 第一节 滥用职权行为概述 |
| 一、滥用职权行为的概念与形式 |
| 二、滥用职权罪危害行为不作为形式的义务来源 |
| 三、滥用职权罪实行行为的表现方式 |
| 第二节 滥用职权罪“重大损失”的认定 |
| 一、重大损失的范围 |
| 二、物质损失的量化标准 |
| 第三节 滥用职权罪因果关系的认定 |
| 一、滥用职权罪因果关系认定的难点 |
| 二、我国传统因果关系理论的局限 |
| 三、滥用职权罪因果关系认定 |
| 第三章 滥用职权罪主体研究 |
| 第一节 滥用职权罪主体的立法梳理 |
| 一、1979 年刑法对滥用职权罪主体的规定 |
| 二、1997 年刑法对滥用职权罪主体的规定 |
| 三、2002 年立法机关关于渎职罪主体适用的解释 |
| 第二节 滥用职权罪主体规定存在的问题 |
| 一、理论和实践的混乱 |
| 二、扩大主体的司法解释 |
| 三、立法解释仍存问题 |
| 第三节 滥用职权罪主体的司法认定 |
| 一、严格意义的国家机关工作人员的界定 |
| 二、准国家机关工作人员的界定 |
| 第四章 滥用职权罪主观方面研究 |
| 第一节 中外关于滥用职权罪主观方面的立法规定 |
| 一、我国关于滥用职权罪主观方面的立法规定 |
| 二、国外关于滥用职权罪主观方面的立法规定 |
| 三、中外滥用职权罪主观方面的立法规定之比较 |
| 第二节 滥用职权罪罪过学说综述及评析 |
| 一、单一罪过说 |
| 二、复合罪过说 |
| 三、主要罪过说 |
| 第三节 滥用职权罪主观罪过形式为故意的评析及证成 |
| 一、滥用职权罪主观罪过与危害结果的反思 |
| 二、滥用职权罪罪过学说评析 |
| 三、滥用职权罪主观罪过学说的证成 |
| 第五章 滥用职权罪的犯罪特殊形态论 |
| 第一节 滥用职权罪的犯罪停止形态 |
| 一、滥用职权罪的犯罪预备形态 |
| 二、滥用职权罪的犯罪未遂形态 |
| 第二节 滥用职权罪的罪数形态 |
| 一、一般滥用职权与特殊滥用职权的罪数认定 |
| 二、滥用职权并收受贿赂的罪数认定 |
| 三、滥用职权并徇私舞弊的罪数认定 |
| 第三节 滥用职权罪的共同犯罪形态 |
| 一、身份犯与非身份犯的共犯认定 |
| 二、有身份者与无身份者的罪名认定 |
| 第六章 滥用职权罪立法完善论 |
| 第一节 滥用职权罪的立法缺陷 |
| 一、滥用职权罪的立法结构缺陷 |
| 二、滥用职权罪的罪状缺陷 |
| 三、滥用职权罪的法定刑缺陷 |
| 第二节 滥用职权罪的立法完善 |
| 一、犯罪主体的完善 |
| 二、立法结构的完善 |
| 三、主观罪过的完善 |
| 四、法定刑的完善 |
| 结语 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表的学术论文与研究成果 |
| 后记 |
（4）澜沧江—湄公河流域5国水资源利用差异分析（论文提纲范文）
| 项目资助 |
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 立题依据 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 相关研究进展 |
| 1.2.1 跨境水资源竞争利用研究 |
| 1.2.2 澜沧江-湄公河水资源研究 |
| 1.2.2.1 流域多目标综合开发利用 |
| 1.2.2.2 流域水资源开发利用中存在的问题 |
| 1.2.2.3 流域水电开发影响 |
| 1.3 研究内容和技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 数据和方法 |
| 1.4.1 数据 |
| 1.4.2 方法 |
| 1.4.2.1 消耗性用水的计算 |
| 1.4.2.2 非消耗性用水的计算与分析 |
| 1.4.2.3 对比分析法 |
| 第二章 流域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 地形地貌 |
| 2.1.2 气候 |
| 2.1.3 河川径流分布特征 |
| 2.1.4 水能资源分布 |
| 2.1.5 生物、矿产资源 |
| 2.1.6 河流水质 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 人口 |
| 2.2.2 经济发展 |
| 2.2.3 航运 |
| 2.2.4 国际河流水资源利用合作—湄公河委员会 |
| 第三章 流域国水资源分布 |
| 3.1 河川径流量沿程分布 |
| 3.2 流域左右岸及流域国径流贡献率 |
| 3.3 各流域国水资源贡献量 |
| 第四章 流域国水资源利用差异分析 |
| 4.1 农业灌溉用水 |
| 4.1.1 农业发展概况 |
| 4.1.1.1 中国境内澜沧江流域农业发展情况 |
| 4.1.1.2 下湄公河各流域国农业发展情况 |
| 4.1.1.3 流域各国灌溉设施及用水时间分布 |
| 4.1.2 2007年-2040年各流域国灌溉面积及其变化特征 |
| 4.1.3 农业灌溉需水量 |
| 4.1.3.1 中国(云南省境内澜沧江流域)灌溉需水量计算 |
| 4.1.3.2 2007年-2040年各流域国灌溉用水量及其变化特征 |
| 4.2 居民生活用水 |
| 4.2.1 2007年和2016年各流域国人口分布 |
| 4.2.2 2007年和2016年流域国生活用水量及变化 |
| 4.3 生态需水量 |
| 4.3.1 最小月径流量法 |
| 4.3.2 各流域国水资源开发利用量 |
| 4.4 渔业发展 |
| 4.4.1 各流域国的渔业发展情况 |
| 4.4.1.1 中国 |
| 4.4.1.2 老挝 |
| 4.4.1.3 柬埔寨 |
| 4.4.1.4 越南 |
| 4.4.1.5 泰国 |
| 4.4.2 各流域国渔业发展差异 |
| 4.4.2.1 渔业生产及产量 |
| 4.4.2.2 鱼类消费量 |
| 4.5 水电开发 |
| 4.5.1 流域国水能资源可开发利用量 |
| 4.5.2 流域国水利设施建设情况 |
| 4.5.3 澜沧江—湄公河干流水电开发情况 |
| 4.5.4 流域国水能资源开发利用现状 |
| 4.6 航运发展 |
| 4.6.1 中老缅泰四国通航情况 |
| 4.6.2 下湄公河通航情况 |
| 4.6.3 流域国航道利用差异 |
| 第五章 流域国水资源竞争利用分析 |
| 5.2 2007年流域及流域国水资源利用 |
| 5.3 2016年流域及流域国水资源利用 |
| 第六章 讨论与结论 |
| 6.1 讨论 |
| 6.2 结论 |
| 6.3 研究不足与展望 |
| 6.3.1 研究的不足 |
| 6.3.2 未来研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（5）克氏原螯虾对隐蔽所的选择及其对隐蔽所的生长适应性（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 螯虾等动物对隐蔽所的利用 |
| 1.1.1 克氏原螯虾对隐蔽所的利用与选择 |
| 1.1.2 其他动物对隐蔽所的利用与选择 |
| 1.2 隐蔽所对螯虾等节肢动物的影响 |
| 1.2.1 隐蔽所对螯虾行为的影响 |
| 1.2.2 隐蔽所对螯虾生长和生存的影响 |
| 1.3 螯虾等节肢动物对于隐蔽所的竞争 |
| 1.4 实验意义 |
| 第二章 克氏原螯虾对隐蔽所的选择 |
| 2.1 实验方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验内容 |
| 2.1.3 数据处理 |
| 2.2 实验结果 |
| 2.2.1 克氏原螯虾对不同开口情况隐蔽所的选择实验结果 |
| 2.2.2 螯虾对不同直径隐蔽所的选择 |
| 2.2.3 螯虾对不同长度隐蔽所的选择 |
| 2.2.4 螯虾对不同曾被占有情况隐蔽所的选择 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 克氏原螯虾对不同开口情况隐蔽所的选择 |
| 2.3.2 克氏原螯虾对不同直径隐蔽所的选择 |
| 2.3.3 克氏原螯虾对不同长度隐蔽所的选择 |
| 2.3.4 克氏原螯虾对不同曾被占有情况隐蔽所的选择 |
| 2.4 结论 |
| 第三章 克氏原螯虾对隐蔽所的生长适应性 |
| 3.1 材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验内容 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 隐蔽所对克氏原螯虾摄食和生长状况的影响 |
| 3.2.2 隐蔽所对螯虾运动能力的影响 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 隐蔽所与螯虾存活率 |
| 3.3.2 隐蔽所与螯虾生长量 |
| 3.3.3 克氏原螯虾对隐蔽所的利用率和利用时间 |
| 3.3.4 克氏原螯虾活力 |
| 3.4 结论 |
| 参考文献 |
| 发表论文 |
| 硕士期间参与工作 |
| 致谢 |
（6）水性无铬Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的制备及耐海生物污损性能研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 海洋生物污损及其危害 |
| 1.2.1 海洋生物污损 |
| 1.2.2 海生物污损的危害 |
| 1.2.3 海洋生物污损防除技术 |
| 1.3 防污涂料的研究状况 |
| 1.3.1 传统防污涂料 |
| 1.3.2 现代新型防污涂料 |
| 1.3.3 其他方式 |
| 1.4 达克罗技术及发展 |
| 1.4.1 达克罗技术概述 |
| 1.4.2 无铬达克罗技术的优点 |
| 1.4.3 无铬达克罗技术的发展 |
| 1.5 课题的提出与研究内容 |
| 1.5.1 课题的提出 |
| 1.5.2 可行性分析 |
| 1.5.3 研究内容 |
| 1.5.4 技术路线 |
| 第二章 实验材料、设备及方法 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的制备 |
| 2.2.1 实验材料 |
| 2.2.2 实验仪器设备 |
| 2.2.3 化学试剂 |
| 2.3 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层制备工艺流程 |
| 2.3.1 涂液的制备 |
| 2.3.2 涂层制备 |
| 2.4 涂液性能测试与分析 |
| 2.4.1 涂液粘度测试 |
| 2.4.2 涂液细度测试 |
| 2.4.3 涂液PH值测定 |
| 2.5 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层常规性能测试 |
| 2.5.1 涂层外观观察 |
| 2.5.2 涂层厚度测试 |
| 2.5.3 涂层硬度测试 |
| 2.5.4 涂层附着力测试 |
| 2.6 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的耐蚀性能测试 |
| 2.6.1 全浸腐蚀试验 |
| 2.6.2 中性盐雾试验 |
| 2.6.3 电化学测试 |
| 2.7 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层形貌观察及相分析 |
| 2.8 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层防污性能测试 |
| 第三章 无铬Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层工艺优化研究 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 涂料基本组分的确定 |
| 3.2.1 金属粉的选择 |
| 3.2.2 防污剂的选择 |
| 3.2.3 粘结剂的选择 |
| 3.2.4 缓蚀剂的选择 |
| 3.2.5 润湿分散剂的选择 |
| 3.2.6 增稠剂的选择 |
| 3.2.7 消泡剂的选择 |
| 3.3 涂层正交实验设计及结果分析 |
| 3.3.1 正交实验的设计 |
| 3.3.2 正交实验结果评价与分析 |
| 3.3.3 正交试验的单因素各分水平分析 |
| 3.3.4 涂液最优配方的确定 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层组织结构及耐蚀性能研究 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 涂液和涂层常规性能分析 |
| 4.2.1 粘度测试分析 |
| 4.2.2 PH值测试分析 |
| 4.2.3 细度测试分析 |
| 4.2.4 硬度测试分析 |
| 4.2.5 附着力测试分析 |
| 4.2.6 外观测试分析 |
| 4.2.7 厚度测试分析 |
| 4.3 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层微观组织和成分分析 |
| 4.4 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层腐蚀形貌随时间演化研究 |
| 4.4.1 涂层腐蚀形貌随浸泡时间的演化研究 |
| 4.4.2 涂层腐蚀形貌随盐雾时间的演化研究 |
| 4.4.3 涂层腐蚀产物随腐蚀时间的变化 |
| 4.5 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层在3.5%NaCl溶液中电化学腐蚀行为 |
| 4.5.1 涂层自腐蚀电位随时间变化 |
| 4.5.2 电化学阻抗谱随时间变化 |
| 4.6 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的耐蚀机理探讨 |
| 4.7 本章小结 |
| 第五章 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层耐海生物污损性能研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 试样制备与实验方法 |
| 5.2.1 渗出液的制备与藻种培养 |
| 5.2.2 防污实验步骤 |
| 5.3 Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层渗出液对小新月菱形藻生长抑制作用 |
| 5.3.1 铜离子渗出率随时间变化 |
| 5.3.2 硅藻正常生长曲线 |
| 5.3.3 小新月菱形藻在添加涂层渗出液时的生长曲线 |
| 5.4 铜离子防污机理研究 |
| 5.4.1 复合涂层中铜离子的释放 |
| 5.4.2 铜离子对硅藻细胞的灭杀机理 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表过的论文及参与的科研项目 |
（8）中国渔业互助合作保险形成、运行及保障机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 导论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究的目的和意义 |
| 1.2.1 研究目的 |
| 1.2.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究动态 |
| 1.3.1 国外研究动态 |
| 1.3.2 国内研究动态 |
| 1.3.3 国内外研究动态述评 |
| 1.4 研究的思路与方法 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 1.5 论文的可能创新之处 |
| 第二章 渔业互助合作保险基础理论 |
| 2.1 渔业和渔业生产的基本特征 |
| 2.1.1 渔业的内涵与渔业资源特性 |
| 2.1.2 渔业生产基本特征与渔业生产分类 |
| 2.2 渔业风险特性与渔业生产风险管理 |
| 2.2.1 风险与渔业生产风险种类 |
| 2.2.2 渔业生产风险特性与渔业生产风险管理 |
| 2.2.3 渔业保险涵义 |
| 2.3 互助合作保险及其类型 |
| 2.3.1 互助合作思想理论 |
| 2.3.2 互助合作保险与商业保险比较 |
| 2.3.3 互助合作保险的数理基础 |
| 2.3.4 互助合作保险形态及其相互比较 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 发达国家（地区）渔业互助合作保险的经验与启示 |
| 3.1 日本、韩国的渔业共济保险 |
| 3.1.1 日本渔业共济保险 |
| 3.1.2 韩国的渔业共济保险 |
| 3.2 我国台湾地区渔船合作保险 |
| 3.2.1 台湾渔船合作保险基本概况 |
| 3.2.2 台湾渔船合作保险制度特点 |
| 3.3 经验与启示 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 中国渔业互助合作保险的形成原因与需求调查 |
| 4.1 渔业互助合作保险的形成过程 |
| 4.1.1 保险公司试办渔业保险阶段 |
| 4.1.2 保险公司退出渔业保险阶段 |
| 4.1.3 渔业互助合作保险的形成 |
| 4.2 渔业互助合作保险形成原因的理论解释 |
| 4.2.1 基于保险市场供求理论的解释 |
| 4.2.2 基于交易成本理论的解释 |
| 4.3 渔业互助合作保险市场需求调查 |
| 4.3.1 市场调查基本情况 |
| 4.3.2 市场调查统计分析 |
| 4.3.3 调查结论 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 中国渔业互保合作保险的运行绩效评价 |
| 5.1 运行现状 |
| 5.2 运行绩效评价 |
| 5.2.1 经济绩效评价 |
| 5.2.2 社会绩效评价 |
| 5.3 渔业互助合作保险发展面临的障碍 |
| 5.3.1 行政过度介入致互保协会内部治理存在重大缺陷 |
| 5.3.2 互保协会外部发展缺少有效的政策法律支持 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 中国渔业互助合作保险运行中的政府介入及其边界 |
| 6.1 政府介入及其效应 |
| 6.1.1 政府介入的理论依据 |
| 6.1.2 政府介入的效应 |
| 6.2 政府介入渔业互助合作保险的现实及其影响分析 |
| 6.2.1 行政干预对渔业互保组织内部治理机制的影响 |
| 6.2.2 政策支持对渔业互助合作保险发展的影响 |
| 6.3 政府介入渔业互助合作保险的合理边界 |
| 6.3.1 政府介入的合理标准 |
| 6.3.2 政府介入的合理边界 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 中国渔业互助合作保险发展的保障机制构建 |
| 7.1 组织治理保障机制构建 |
| 7.1.1 优化中国渔业互保协会内部治理结构 |
| 7.1.2 建立民主决策机制 |
| 7.1.3 建立经营者激励机制 |
| 7.1.4 建立经营者监督机制 |
| 7.2 财政支持保障机制构建 |
| 7.2.1 补贴原则与框架设计 |
| 7.2.2 补贴规模测算 |
| 7.2.3 财政负担能力测度 |
| 7.3 外部监管保障机制构建 |
| 7.3.1 明晰协会性质实施针对性的社团组织管理 |
| 7.3.2 将渔业互保协会纳入保险业监管范围 |
| 7.3.3 构建渔业互助合作保险综合监管体系 |
| 7.4 本章小结 |
| 第八章 促进中国渔业互助合作保险发展的政策建议 |
| 8.1 完善渔业互助合作保险相关法律法规 |
| 8.2 加大财政补贴力度，扩大试点范围，提高保障程度 |
| 8.3 优化渔业互助合作保险运行机制 |
| 8.3.1 理清渔业互保协会与政府行政主管部门之间的关系 |
| 8.3.2 丰富渔业互助合作保险运作模式 |
| 8.3.3 构建渔业巨灾风险分担体系 |
| 8.4 提高渔业风险保障服务质量和服务水平 |
| 8.4.1 做好传统互助合作保险服务 |
| 8.4.2 拓宽互助合作保险服务领域 |
| 8.4.3 培养适应渔业互助保险发展需要的专业人才队伍 |
| 结束语 |
| 附表 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介 |
（9）池塘养殖污染与生态工程化调控技术研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 池塘养殖与生态模式发展综述 |
| 第一节 池塘养殖状况 |
| 1.1 我国的池塘养殖 |
| 1.2 资源占用和污染状况 |
| 1.3 氮、磷收支研究 |
| 第二节 养殖生态研究 |
| 2.1 我国的养殖生态研究 |
| 2.2 生态养殖模式 |
| 第二章 池塘养殖生态工程化调控技术研究综述 |
| 第一节 养殖生态调控技术研究 |
| 第二节 生态工程化养殖模式系统研究 |
| 第三节 生态工程化设施研究与应用 |
| 第四节 池塘生态研究 |
| 2.4.1 池塘条件 |
| 2.4.2 物理因素 |
| 2.4.3 主要化学因子 |
| 2.4.4 生物因素 |
| 2.4.5 池塘水质"肥、活、爽、嫩"的基本内容 |
| 第三章 池塘养殖污染研究 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 取样点 |
| 3.1.2 水质分析方法 |
| 3.1.3 数据处理方法 |
| 3.2 结果 |
| 3.2.1 池塘养殖换水情况 |
| 3.2.2 养殖水源污染状况 |
| 3.2.3 排放水污染 |
| 3.2.4 养殖水体污染 |
| 3.2.5 底质沉积物污染 |
| 3.3 结论 |
| 第四章 池塘养殖氮、磷收支研究 |
| 4.1 池塘养殖系统中的氮收支 |
| 4.1.1 氮输入与形态 |
| 4.1.2 池塘养殖氮收支分析方法 |
| 4.1.3 氮收支分析 |
| 4.2 池塘养殖的磷收支 |
| 4.2.1 池塘养殖系统中磷的赋存形态与循环 |
| 4.2.2 磷收支分析 |
| 4.3 结论 |
| 第五章 池塘养殖水体富营养化研究 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 采样点 |
| 5.1.2 调查分析方法 |
| 5.1.3 数据处理 |
| 5.2 结果 |
| 5.2.1 浮游植物 |
| 5.2.2 浮游动物 |
| 5.2.3 底栖生物 |
| 5.3 结论 |
| 第六章 池塘养殖水体浮游植物研究 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验地点 |
| 6.1.2 取样分析方法 |
| 6.1.3 分析方法 |
| 6.1.4 数据处理 |
| 6.2 结果 |
| 6.2.1 池塘藻类密度年变化 |
| 6.2.2 藻类密度日变化 |
| 6.2.3 优势种分析 |
| 6.2.4 藻类种群组成日变化 |
| 6.2.6 藻类种群日分布及影响因素 |
| 6.2.7 藻类密度与营养盐关系 |
| 6.2.8 藻类季节变化与理化指标关系 |
| 6.2.9 叶绿素a与理化指标相关性分析 |
| 6.3 结论 |
| 第七章 小球藻对养殖的影响作用研究 |
| 7.1 材料与方法 |
| 7.1.1 实验材料 |
| 7.1.2 实验设计 |
| 7.1.3 测定方法 |
| 7.1.4 数据分析与处理方法 |
| 7.2 结果与讨论 |
| 7.2.1 小球藻在养殖水体内的生长特征 |
| 7.2.2 小球藻对养殖的影响作用 |
| 7.2.3 小球藻对鱼苗生长效果的影响 |
| 7.3 结论 |
| 第八章 生态坡调控池塘养殖水质研究 |
| 8.1 材料与方法 |
| 8.1.1 设计理论 |
| 8.1.2 生态坡构建方法 |
| 8.1.3 实验方法 |
| 8.1.4 数据分析 |
| 8.2 结果与分析 |
| 8.2.1 净化总氮、总磷、化学需氧量(COD)效果 |
| 8.2.2 三态氮净化效果 |
| 8.2.3 生态坡净化藻类效果 |
| 8.3 结论 |
| 第九章 生化床和生态塘调控池塘水质研究 |
| 9.1 材料与方法 |
| 9.1.1 设计理论 |
| 9.1.2 系统原理 |
| 9.1.3 系统设计 |
| 9.1.4 设施构建技术 |
| 9.1.5 生态塘与系统运行工艺 |
| 9.1.6 实验方法 |
| 9.1.7 数据分析 |
| 9.2 结果 |
| 9.2.1 立体弹性填料床(生物包)净化效果 |
| 9.2.2 陶粒生化床净化效果 |
| 9.2.3 生态塘(生态蟹池)净化效果 |
| 9.2.4 养殖池塘与生物塘的关系研究 |
| 9.3 结论 |
| 第十章 生物浮床、生态沟渠净化池塘排放水研究 |
| 10.1 材料与方法 |
| 10.1.1 浮床设计技术 |
| 10.1.2 布置方式 |
| 10.1.3 水生植物种植 |
| 10.1.4 动物品种配养 |
| 10.1.5 生态沟构建方法 |
| 10.1.6 实验方法 |
| 10.1.7 数据分析 |
| 10.2 结果 |
| 10.2.1 浮床水生植物选择 |
| 10.2.2 浮床净化效果分析 |
| 10.2.3 生态沟净化效果分析 |
| 10.3 结论 |
| 第十一章 湿地植物选配技术研究 |
| 11.1 湿地植物选配的一般原则 |
| 11.2 湿地植物选配 |
| 11.3 湿地植物净化效果 |
| 11.3.1 不同植物净化效果研究 |
| 11.3.2 不同植物组合净化效果分析 |
| 11.3.3 湿地植物栽培效果 |
| 11.4 结论 |
| 第十二章 水生经济植物净化效果分析 |
| 12.1 材料与方法 |
| 12.1.1 取样时间地点 |
| 12.1.2 监测指标与方法 |
| 12.1.3 数据分析 |
| 12.2 结果 |
| 12.2.1 水体总氮变化 |
| 12.2.2 水体总磷变化 |
| 12.2.3 不同种植形式下水体的COD比较 |
| 12.3 结论 |
| 第十三章 生态工程化池塘循环水养殖系统研究 |
| 13.1 系统构建 |
| 13.1.1 系统布局 |
| 13.1.2 系统设计原理 |
| 13.1.3 系统结构 |
| 13.1.4 生态沟渠 |
| 13.1.5 生态塘 |
| 13.1.6 潜流湿地 |
| 13.1.7 池塘过水设施 |
| 13.2 系统理化特征研究 |
| 13.2.1 试验方法与数据处理 |
| 13.2.2 池塘养殖水体营养盐 |
| 13.3 生态工程化设施净化效果 |
| 13.3.1 潜流湿地 |
| 13.3.2 生态沟渠 |
| 13.3.3 生态塘 |
| 13.3.4 节水与减排分析 |
| 13.4 系统藻类特征 |
| 13.4.1 实验分析方法 |
| 13.4.2 结果 |
| 13.5 结论 |
| 第十四章 池塘水质与溶氧调控研究 |
| 14.1. 材料与方法 |
| 14.1.1 实验方法 |
| 14.1.2 机械增氧和水层交换效果比较 |
| 14.1.3 水质测定 |
| 14.1.4 数据处理 |
| 14.2 结果与分析 |
| 14.2.1 池塘水体主要理化因子日变化 |
| 14.2.3 机械增氧和水层交换的补氧效果 |
| 14.3 结论 |
| 总结 |
| 研究特色和创新点 |
| 研究的实践意义和应用前景 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 在学期间发表的论文、着作、专利和成果等 |
| 论文 |
| 着作 |
| 专利 |
| 标准 |
| 成果 |
（10）建设雨养生态农业遗稿——关于中国农业前景的思考（论文提纲范文）
| 前言 |
| 序言 |
| 第一章创建雨养生态农业的三大前提 |
| 一、严格控制人口增长 |
| (一) 人口爆炸 |
| (二) 人口压力 |
| (三) 零增长 |
| 二、合理利用自然资源 |
| (一) 历史的总结 |
| (二) 资源的特点 |
| (三) 开发与保护 |
| (四) 标志和措施 |
| 三、改善生态环境 |
| (一) 潜伏着的生态危机 |
| (二) 治国之本在治山 |
| (三) 保护中华民族的血液 |
| 第二章农业现代化的总趋向 |
| 一、农业现代化的标志 |
| (一) 本质是科学化 |
| (二) 特点是商品化 |
| (三) 标志是社会化 |
| (四) 基础是集约化 |
| (五) 关键是知识化 |
| 二、我国农业现代化的道路 |
| (一) 基本国情 |
| (二) 基本国策 |
| (三) 发展战略 |
| (四) 技术政策 |
| 三、怎样实现我国农业现代化 |
| (一) 靠政策法规 |
| (二) 靠科技进步 |
| (三) 靠增加投入 |
| (四) 制订总体规划 |
| (五) 发展乡镇企业 |
| (六) 搞好基础设施 |
| 第三章建设雨养生态农业的理论基石 |
| 一、生态农业的孕育 |
| (二) 食品污染 |
| (三) 环境污染 |
| 二、生态农业的主要特征 |
| (一) 良性循环农业 |
| (二) 立体化农业 |
| (三) 高效益农业 |
| (四) 科学化农业 |
| (五) 安全化农业 |
| 三、生态农业的优越性 |
| (一) 绿色植被大 |
| (二) 生物产量高 |
| (三) 光合产物利用合理 |
| (四) 经济效益好 |
| (五) 动态平衡佳 |
| 四、生态农业致富途径 |
| (一) “小康水平”的标志 |
| (二) 走向富裕的途径 |
| (三) 广大农民致富的制约因素 |
| (四) 根本出路在于建设生态农业 |
| (五) 如何建设雨养生态农业 |
四、网箱结构及其利弊（论文参考文献）
- [1]生态海绵城市设施运行效能监测与改善河道水质模拟研究[D]. 郑泽豪. 重庆交通大学, 2021
- [2]克氏原螯虾繁殖生物学与苗种培育技术研究进展[J]. 董扬帆,李军涛,张秀霞,冼健安,王冬梅. 水产学杂志, 2020(04)
- [3]滥用职权罪疑难问题研究[D]. 胡增瑞. 华东政法大学, 2019(02)
- [4]澜沧江—湄公河流域5国水资源利用差异分析[D]. 王若兰. 云南大学, 2019(03)
- [5]克氏原螯虾对隐蔽所的选择及其对隐蔽所的生长适应性[D]. 方卉. 南京大学, 2019(05)
- [6]水性无铬Cu-Zn-Al/Zn-Al复合涂层的制备及耐海生物污损性能研究[D]. 安浩. 南京航空航天大学, 2019(02)
- [7]渔业水域滩涂占用补偿安置模式初探[J]. 鲍谦,黄硕琳. 江苏农业科学, 2012(10)
- [8]中国渔业互助合作保险形成、运行及保障机制研究[D]. 叶晓凌. 西北农林科技大学, 2011(06)
- [9]池塘养殖污染与生态工程化调控技术研究[D]. 刘兴国. 南京农业大学, 2011(06)
- [10]建设雨养生态农业遗稿——关于中国农业前景的思考[J]. 本刊杨挺秀遗稿编写组. 当代生态农业, 2010(Z1)