一、生境片断化对生物多样性的影响（论文文献综述）
徐同雷[1]（2020）在《生境片断化对三种壳斗科植物种群遗传组成的影响》文中研究表明生境片断化是指大面积连续分布的生境在空间上变成相对孤立小生境的现象,生境片断化会降低种群内遗传多样性、增加种群间遗传分化。而植物的交配方式及种子传播方式会影响植物对生境片断化的响应。理论预测表明,生活史特征相近的物种对相同生境片断化具有相似的响应,但这一预测几乎没有得到检验。本论文以千岛湖区岛屿作为生境片断化研究体系,以风力传播花粉并以重力传播种子的3种壳斗科（Fagaceae）植物,白栎（Quercus fabri）、短柄枹（Quercus serrata var.brevipetiolata）、苦槠（Castanopsis sclerophylla）为研究对象,采用微卫星分子标记研究种群遗传组成。得到如下主要结论:1)生境片断化对各物种种群遗传多样性影响格局相似,总体而言,未显着影响种群内遗传多样性,但对白栎和短柄枹种群的单项遗传多样性参数具有一定的影响。白栎种群的等位基因丰富度（AR）与岛屿面积为显着的正相关,短柄枹种群的期望杂合度（HE）与距最近岛屿的距离为显着负相关。生境面积及隔离度对各物种种群的遗传多样性并不存在交互作用的影响。各物种对片断化的响应趋势不存在物种间差异,种群内遗传多样性总体上在3个物种间也并不存在显着差异,仅发现种群等位基因丰富度在白栎与短柄枹物种间存在一定的差异。2)生境片断化并未显着影响白栎、短柄枹及苦槠种群间的遗传分化,各物种种群间的遗传分化处于中等程度水平,未检测到各物种种群出现明显的遗传聚类现象或地理分化格局。结果表明,尽管生境面积和隔离程度分别对白栎和短柄枹种群单个遗传多样性参数影响显着,生境片断化总体上对风媒传粉、重力传播种子的3个壳斗科物种遗传多样性和遗传分化具有相似的影响格局。
杨旭[2]（2019）在《厚朴天然种群遗传结构分析》文中进行了进一步梳理物种的遗传变异是长期进化的产物,反应了进化历史上的一些特殊事件。对物种遗传多样性和遗传结构的研究,是探讨生物适应、物种形成及进化机制的基础,也是保护生物学的核心。空间遗传结构是影响种群短期进化过程的重要影响因素,通过对空间遗传格局的分析,有助于了解物种的进化历程并确定其保护单元,从而制定科学的保护策略。厚朴（Houpo?a officinalis（Rehder&E.H.Wilson）N.H.Xia&C.Y.Wu.）广泛分布于我国的长江以南地区。由于其野生资源遭到严重破坏,被列为我国Ⅱ级保护植物。本研究利用自行开发的厚朴EST-SSR引物,对覆盖厚朴全分布区的14个天然种群336个个体进行研究,分析种群的遗传多样性、基因流、遗传分化,及种群间的亲缘关系;同时,以浙江遂昌厚朴天然种群为样本群体,分析种群的年龄结构、分布格局,空间遗传结构以及有效的花粉与种子散布距离。在此基础上,分析其致濒原因,进而提出厚朴遗传资源的保护策略。主要研究结论如下:厚朴自然种群现状与分布厚朴主要分布于北纬22 38′34 59′,东经98°31′121°18′。虽然厚朴标本记录分布很广,但野外调查显示,由于生境的破坏和人为的过度砍伐,野生厚朴种群正在逐渐缩小和消失,群落衰败和逆向演替,种群严重更新不良,这种现象在非保护区更为严重。厚朴转录组测序与SSR分子标记开发采用Illumina-Solexa测序技术,获得厚朴的转录组序列109526条,平均序列长度为1023 bp。经过和蛋白数据库NR、Swiss-Prot、GO、KOG和KEGG五个数据库比对,分别有60361、39942、65535、51351和27310条序列被注释。对厚朴转录组信息进行大通量SSR位点的发掘,发现含SSRs的序列25925条,共27721个SSRs,SSR出现的频率为23.67%。厚朴转录组共发现374种碱基重复模式,CT/GA和AG/TC为主要的双碱基重复基序,AGA/TCT和AAG/TTC为主要的三碱基重复基序。随机挑选180对SSR引物在14个厚朴基因型中进行扩增,104对引物扩增出清晰的条带,其中,21对引物有多态性扩增。厚朴天然群体的遗传结构与遗传多样性选择12对多态性EST-SSR引物对14个厚朴天然种群336个个体进行检测,在此基础上,分析天然种群的遗传结构与遗传多样性。结果表明,现有厚朴种群中蕴含着中等水平的遗传多样性、高度的遗传分化及低水平的基因流（He=0.600,Fst=0.327,Nm=0.515）。14个种群大致可分为中部、东部和西部3个群体。不同群体间历史基因流较低且不对称。厚朴种群地理距离和遗传距离间无显着相关性（r=0.052,p=0.330）。Bottleneck分析结果显示,云南腾冲、贵州黎平、浙江遂昌3个种群历史上经历过显着的瓶颈事件,其余11个种群未检测到显着的瓶颈效应。浙江遂昌厚朴天然种群动态静态生命表和存活曲线表明,遂昌厚朴种群在幼苗及幼树进入林冠层阶段死亡率较高。种群时序预测显示幼龄株数不足,老龄个体逐渐增多,表明该种群属衰退型种群,且衰退状况有进一步加剧的趋势,甚至有灭绝的危险。该种群植株在小尺度下（2550 m2）符合泊松分布,而当尺度增大时,种群逐渐趋于聚集分布。浙江遂昌厚朴天然种群空间遗传结构遂昌厚朴种群具有较高的遗传多样性（He=0.78）,不同年龄植株的遗传多样性无显着差异（P>0.05）。种群中大部分位点显着地偏离了哈迪-温伯格平衡,固定指数F=0.685,观测杂合度显着低于期望杂合度,各年龄段植株都存在极高的自交率(Fis=0.810.86),种群中存在明显的杂合子不足。种群内个体在空间距离<100 m时存在显着的正空间遗传结构,在300450 m之间存在显着的负空间遗传结构,在其他空间范围内不存在显着的空间遗传结构,表明种群在空间上已呈现斑块状的分布格局。GeneAlex软件及亲本分析的结果显示,该种群种子流范围为2.7627.4 m,花粉流范围为0171.7 m,基因流的范围为3.91639.04 m。上述结果表明,生境片断化已造成厚朴种群的近交衰退,并对种群的空间遗传结构和基因流造成影响。厚朴濒危机制与保护策略基于以上研究结果,笔者从厚朴的更新障碍、遗传多样性、种群特征、空间遗传结构、基因流等方面分析了其致濒机制,并提出了相应的保护策略。包括:（1）禁止对成年树木的砍伐和对幼苗的挖掘,抑制厚朴生境的进一步恶化,以维持有效的种群规模。（2）采取“抑制非目的树种、促进种群更新”的方法,为种子萌芽和幼苗的生长及幼树进入林冠层创造适宜的条件。（3）厚朴种群已分化为西部、中部和东部群体,不同群体应作为独立的进化显着单元进行保护。（4）为提高种群的遗传多样性,可采用迁地保护的方法,将不同自然群体间的个体进行移植,并采取人工辅助手段促进基因间的交流。以上措施应在遗传同质区间进行。（5）保护和放养传粉昆虫,以增加种群的花粉流;保护传播种子的鸟类及其生存的环境,以增加种群的种子流。
谢雨涵[3]（2019）在《资兴市景观格局情景对生物遗传多样性影响的模拟研究》文中研究表明近年来,由于城市化发展迅速,人类活动的频繁、物种生境面积减小、生境片断化程度的加剧、这些因素潜移默化地改变了城市景观格局和生物生存环境,使得景观格局情景与生物多样性之间关系的研究备受关注。本文以生态大县-资兴市和资兴市国家湿地公园-东江湖为研究对象,选取资兴市保护物种-大白鹭和大白鹭赖以生存的栖息地-芦苇湿地为研究样本。应用景观遗传学、景观生态学原理和方法、遥感、GIS技术、景观遗传模拟模型对资兴市、东江湖不同时期景观格局下生物遗传多样性变化情况进行了分析研究,探讨了近16年来资兴市、东江湖湿地公园景观格局变化的原因,提出了资兴市景观生态格局优化方案,并通过景观遗传模拟佐证了优化方案的可行性。研究结果有助于揭示城市化进程加剧、人类活动频繁而导致的景观格局变化和生物多样性变化的机理,为城市生态建设规划和生物多样性保护提供新的理论基础和依据。论文主要研究结果如下:（1）通过对比2003年、2018年两个时期景观格局,发现18年资兴市建设用地面积、耕地面积大幅度增加,破碎化程度增大,而湿地、林地面积却逐渐减少,湿地的斑块密度从0.0047增加到0.1505,林地的斑块密度从2.3172增加到3.9901,整体斑块密度指数从3.0553增加到6.7147,综上数据表明资兴市景观格局呈现破碎化趋势。（2）在18年景观格局的基础上,构建资兴市最小阻力模型和生物迁移的最小成本路径,根据研究结果制定合理的景观格局优化方案生成景观生态安全格局。优化后景观格局模拟增加了林地面积20584.6hm2、湿地面积3790hm2,采用景观遗传模拟模型对三个景观格局进行模拟分析:在03年景观格局下,大白鹭Ho（观测杂合度）和He（期望杂合度）的差值较小、Mantel r值在0-0.15数值之间、Fis统计量值变化幅度不明显,说明2003年景观格局下种群的遗传多样性比较丰富;18年,观测杂合度与期望杂合度的差值明显增大、Mantel r值显着上升,0-100世代之间上升速度最快,100-500世代基本没有变化一直保持在0.5-0.6数值范围内、Fis值变化幅度明显,而且数值较2003年呈现增长趋势;说明在2018年景观格局已经对生物遗传多样性产生影响且不利;通过优化后的景观格局,期望杂合度和观测杂合度差值明显减小、Mantel r值相比较于18年有所降低、说明优化后的景观格局有利于种群遗传多样性的保护。（3）对03、18年资兴市遥感影像进行裁剪获取东江湖湿地公园遥感影像,然后进行图像预处理获取东江湖湿地公园景观类型分类图,采用景观格局指数分析发现:03年该区域共有斑块数量4250个,18年斑块数量为4724个,斑块数析发现:03年该区域共有斑块数量4250个,18年斑块数量为4724个,斑块数量增加了474,虽然整体的斑块密度指数有所降低,景观格局并未呈现太明显的破碎化,但就湿地这一景观类型,斑块数量从53增加到了87,斑块数目所占比例从03年1.24%增长到18年1.84%,增长了0.6%,斑块密度指数从0.12增长到0.21,湿地景观呈现比较明显的破碎化趋势;通过模拟研究表明:在03年景观格局下,芦苇的观测杂合度Ho和期望杂合度He之间的差值较小、mantel r值介于0-0.1之间。说明03年的景观格局对芦苇遗传分化的影响较小,遗传多样性丰富;在18年景观格局下,Ho与He差值增大、mantel r值显着呈直线增长且不稳定,表明18年的景观格局对芦苇遗传多样性的影响显着,且会导致芦苇遗传多样性降低。
王春晶[4]（2017）在《气候变化背景下中国野生植物地理分布格局及优先保护》文中进行了进一步梳理为了提高气候变化背景下中国野生植物保护体系的有效性,适应气候变化对野生植物保护的影响,本研究针对气候变化背景下中国野生植物地理分布格局进行系统的空间分析,同时对野生植物进行优先保护规划,分析保护空缺地区。研究主要提出三个科学问题:1)探究中国野生植物多样性空间分布格局及其驱动因子;2)确定气候变化对中国自然保护区内野生植物分布格局的潜在影响;3)在气候变化背景下规划中国野生植物优先保护地及保护空缺分析。为了解决这些问题,主要利用地理信息系统、空间分析、物种分布模型及保护规划软件等研究方法,收集大量的文献资料,基于不同的野生植物保护层次（维管束植物、森林群落优势种、国家重点保护野生植物、极小种群野生植物、外来入侵植物）,在气候变化背景下对中国野生植物保护体系进行详细分析。主要研究结果如下:（1）中国野生植物多样性丰富的地区主要包括中国中南、西南等地区,其地理分布格局有着较为明显的纬度和经度地带性。植物多样性分布格局与温度和降水密切相关,并且土壤异质性和人类足迹也是地理分布格局的重要驱动因子。本研究建议对中国野生植物应该采取持续高效的环境监测、科学的保护管理、严格限制人类活动等保护和管理措施。尤其要考虑未来气候快速变化对自然保护区内野生植物资源的影响,加强气候监测,构建未来气候变化预警体系。（2）中国国家重点保护野生植物具有较强热带和亚热带地带性。研究发现中国国家重点保护野生植物多样性与年平均温度和年降雨量都呈正相关的关系。超过130个自然保护区内的60多种国家重点保护野生植物受到了未来气候变化的威胁,其中主要会威胁自然保护区内的国家重点保护乔木植物,建议将气候变化纳入野生植物的保护内容。研究还分析了未来气候变化背景下外来入侵植物在自然保护区内的潜在扩散能力,结果表明外来植物有很大的可能性会入侵中国南方的自然保护区,并且气候变化会促进入侵植物在北方自然保护区中的扩散能力。因此,在气候变化背景下自然保护区外来入侵植物防控是一个全国性的问题,建议在自然保护区内,监测外来植物种群动态,规范自然保护区内及其附近地区的人类活动,严格控制外来入侵植物在自然保护区内引入。（3）中国森林群落优势种的地理分布南边界随着气候的变化,有向高纬度或高海拔地区移动的趋势。在气候变化情景下,规划森林群落优势种优先保护地,发现其优先保护地主要分布在中国的南方、西南和东北地区。现存的自然保护区与优先保护地的重合比例在阔叶林、针阔叶混交林和针叶林分别为87.8%、95.7%和80.4%,存在保护空缺。需要加强下列地区和植被型组的保护区建设:西藏、四川、云南的针叶林;黑龙江、辽宁、吉林、内蒙古的针阔叶混交林;贵州、广西、湖南、云南、四川的阔叶林。建议自然保护区管理和建设应该针对不同植被型组的森林优势种制定不同的管理策略。（4）中国国家重点保护植物的优先保护地主要分布在中国的南方地区,其中福建省、广西壮族自治区、广东省、湖南省、浙江省和贵州省对国家重点保护植物的保护潜力很高,在优先保护地内,具有较高药用、材料和科研价值的植物主要受到过度开发与利用的威胁;国家重点保护蕨类植物优先保护等级较高的区域主要分布在中国南方地区,保护能力强的区域更可能出现在温度季节性变化较小的地区。中国南方地区的自然保护区对国家重点保护野生植物的保护能力仍然不足。研究建议要在现有保护区内对气候变化不敏感的地区建立保护小区或者扩大自然保护区面积,覆盖国家重点保护植物优先保护等级较高的区域。（5）极小种群野生植物主要分布在年平均温度较高、温度季节性变化较小的地区。120种极小种群植物共分布在全国247个县。具有较高保护价值的极小种群野生植物,如科研价值和观赏价值,主要受到过度开发和利用、生境片断化和野外种群过小的威胁,并且这些植物大多生长在阔叶林和灌丛中。研究发现包括平南县、灵山县、峨眉山市、西昌市、磐石市、三江侗族自治县等29个市（县）存在保护空缺,需要加强有针对性的自然保护小区或保护区建设。对于年平均温度较高、温度季节性变化较小的地区（中国的南部方地区）,也就是极小种群野生植物的优先保护区域,应加强气候变化的环境监测。
袁娜[5]（2015）在《生境片断化对三种不同植物种群遗传学影响的比较研究》文中进行了进一步梳理生境片断化已经成为威胁物种生存和导致全球生物多样性丧失的一个重要因素。生境面积减小、残余斑块间隔离度的增加不仅直接影响生态系统的组成和功能,还会对物种的遗传多样性和进化潜力产生一定的负面影响,不利于物种的长期生存,增加物种灭绝的凤险。相较于动物的灵活移动能力,植物因其固着性而更容易遭受生境片断化的影响。然而,由于植物的生物学特征以及对生境的需求不同,其应对生境片断化的反应也有所差异。准确的探知和理解生境片断化的遗传学效应对生物多样性的保护具有重要的理论和实践意义。东亚暖温带落叶林历史片断化形成的“天空之岛”以及中国东南部人为与历史片断化形成的陆桥岛屿为研究生境片断化的遗传学效应提供了理想的模式系统。本研究选取3种具有代表性的植物为研究对象,在中国东南部及日本南部不同时空尺度的岛屿系统中探索生境片断化对植物种群的遗传多样性、遗传结构、种群动态等影响,剖析历史气候变化以及近代人类活动对片断化过程的相对影响,为生物多样性的保护,尤其遗传多样性的保护提供科学的理论依据和保护策略。本文主要研究结果如下：1. 采用微卫星标记对中国东部和日本西南部6个黄山梅种群的遗传结构和种群历史动态进行分析。结果显示：9对微卫星引物在所有种群中共检测到164个等位基因,种群观测杂合度介于0.37-0.51之间,平均值为0.44；期望杂合度的变化范围在0.54-0.69之间,平均值为0.60。种群间历史和当代基因流水平都比较低,大部分的种群间（80%）基因流都小于0.05。2MOD分析显示黄山梅种群处于遗传漂变和基因流平衡作用状态。基于贝叶斯方法的MSVAR软件检测到在10,000-100,000年前大部分黄山梅种群经历了瓶颈,有效种群大小从105106（历史）缩减至102-104（当代）。BOTTLENECK软件在所有黄山梅种群中都没有检测到瓶颈效应,表明近期种群大小处于稳定状态。贝叶斯聚类分析将所有黄山梅种群分为黄山（HMR）、天目山（TMR）和日本3个遗传支系,这与前人基于cpDNA和ISSR标记研究提出的避难所假说相一致。2.采用双重抑制PCR法共开发出12对金毛耳草特异性微卫星引物,选取多态性较高、扩增稳定的7对引物对千岛湖金毛耳草种群的遗传多样性和遗传结构进行分析。结果显示：7对引物共检测到61个等位基因,种群观测杂合度介于0.286-0.621之间,平均值为0.444；期望杂合度范围介于0.275-0.523之间,平均值为0.416。岛屿种群的遗传多样性（HE=0.381）显着低于陆地种群（HE=0.461）,遗传分化值（FST=0.12）高于陆地种群（西部／东部）（FsT=0.042/0.051）。BAYESASS软件检测到种群间存在中等程度的基因流（mc≤0.15）。BORRLENECK软件仅在一个岛屿种群（IP05）中检测到瓶颈效应。2MOD分析显示所有金毛耳草种群都处于遗传漂变和基因流平衡作用状态,但是岛屿种群比陆地种群具有显着较高的等位基因共祖值（F）,表明遗传漂变对岛屿种群的影响相对较大。3. 通过双重抑制PCR法开发出8对檵木特异性微卫星引物。采用这8对微卫星引物对中国东南部不同岛屿系统中的檵木种群的遗传多样性和遗传结构进行分析。结果显示：8对引物在所有种群中共检测到126个等位基因。种群观测杂合度介于0.53-0.72之间,平均值为0.60；期望杂合度在0.57-0.70之间,平均值为0.615。千岛湖岛屿种群的遗传多样性（AR=5.163；Ho=0.563；HE=0.597）要高于舟山种群（平均：AR=5.398；HO=0.629；HE=0.652）,但两个区域差异不显着（P=0.050-0.098）。千岛湖的岛屿景观特征与遗传多样性无显着相关性；在舟山群岛,距大陆地距离则与等位基因丰富度表现为负相关关系。BAYESASS软件检测到种群间具有中等到高水平的基因流（m。=0.006-0.187）。2MOD分析显示檵木种群都处于遗传漂变和基因流平衡作用状态。该研究结果显示,无论历史气候变化还是近期人为活动导致的岛屿生境片断化对檵木种群都没有产生显着的负面遗传学效应。综合以上3个物种的遗传学分析,本研究表明生境片断化的实际遗传学效应比理论预测要更为复杂。东亚暖温带落叶林下的濒危植物黄山梅的有效种群大小的减小以及遗传谱系的分化主要是由于历史气候变化所导致,而并非近期人为活动的影响。在陆桥岛屿系统中,近期人为片断化对岛屿种群遗传多样性已产生了一定影响,但对种群遗传结构式样的影响较小。物种的生活史特征,尤其是基因传播能力（主要为种子流）,在维持种群遗传结构式样和延缓种群间遗传分化的过程中起到了非常重要的作用。
欧晓昆,吕浩[6]（2014）在《建设项目对生物多样性影响的分析和评估》文中进行了进一步梳理生物多样性保护已经成为国内外所关注的一个重要内容。作为中国生物多样性最为丰富的一个省份,云南省的生物多样性保护工作一直是国际关注的重点。为了实现经济、社会发展与生物多样性保护的协调,有效保护生物多样性,在云南省生物多样性保护重点的44个县已经开展了建设项目对生物多样性影响的分析评估工作。本文对评估工作的基本情况进行了介绍,通过评估生物多样性的现状,分析和评估建设项目可能对生物多样性产生的影响进行,在此基础上提出保护生物多样性的措施。
吕浩,孙语阳,李加强[7]（2013）在《建设项目的生物多样性保护分析评估初探——以云南省为例》文中研究指明生物多样性保护已经成为国内外所关注的一个重要内容。作为中国生物多样性最为丰富的一个省份,云南省的生物多样性保护工作一直是国际关注的重点。为了实现经济、社会发展与生物多样性保护的协调,有效保护生物多样性,在云南省生物多样性保护重点的44个县已经开展了建设项目对生物多样性影响的分析评估工作。本文对评估工作的基本情况进行了介绍,通过评价生物多样性的现状,分析和评估建设项目可能对生物多样性产生的影响,在此基础上指出保护生物多样性存在的问题。
闻旭,吕浩,马文光[8]（2013）在《云南省生物多样性保护分析评估工作的方法与探索》文中进行了进一步梳理党的十八大报告首次提出"推进绿色发展、循环发展、低碳发展"和"建设美丽中国"。必须把生态文明建设放在突出位置,融入经济建设、政治建设、文化建设、社会建设各方面和全过程,实现中华民族永续发展。在十二届全国人大一次会议云南代表团讨论会上,全国人大代表、云南省委书记秦光荣表示,美丽云南是美丽中国的窗口,建设美丽云南,"宁可牺牲一点发展速度,也要守住良好的生态环境"。
王莹莹,王幼芳,汪岱华,李敏,左勤[9]（2011）在《千岛湖生境片断化对苔藓植物多样性的影响》文中研究指明选取浙江千岛湖东南湖区的10个岛屿和1个半岛,详细研究了苔藓植物组成及生境片断化对其多样性的影响。研究结果表明:该区域有苔藓植物37科71属129种,其中浙江新记录3种。群落类型主要包括土生群落、石生群落和树生群落。苔藓植物区系以东亚成分为主,其次为北温带成分和热带亚洲分布,分别占总种数的39.45%、20.18%和18.35%,说明该地区苔藓植物区系具有典型的东亚特征。岛屿面积对苔藓植物分布影响结果显示:不受岛屿面积影响的苔藓植物有29种,受岛屿面积影响的苔藓植物有58种;各岛屿苔藓植物物种数与岛屿累加面积存在明显正相关。
王莹莹[10]（2011）在《浙江千岛湖生境片断化对苔藓植物物种及遗传多样性的影响》文中研究指明生境片断化对生态系统中物种的维持造成了严重的威胁,隔离形成的小种群面临着灭绝的危险。本文选择片断化典型地区—浙江省淳安县千岛湖东南湖区10个岛屿及周边地区为研究地点,研究共分为两部分内容,第一部分探究生境片断化对苔藓植物物种多样性的影响；第二部分采用ISSR分子标记和基因片段测序两种分子技术手段,选择在东南湖区有广泛分布的两种藓类植物大灰藓（Hypnum plumaeforme）和东亚小金发藓（Pogonatum inflexum）为实验材料,揭示该地区生境片断化发生50余年后两种藓类植物的遗传多样性水平以及种群间的遗传分化程度,研究结果如下：1)经过4次实地考察,获得苔藓标本1102份,经鉴定千岛湖东南湖区共有苔藓植物37科71属129种,其中苔类10科12属15种,藓类27科59属114种,发现浙江省新记录3种,即双色真藓Bryum dichotomum Hedw.、短枝高领藓Glyphomitrium（Mitt.）Cardot和细枝藓Lindbergia brachyptera （Mitt.）Kindb..区系成分以东亚分布为主,共43种,占总种数的39.45%,其次为北温带成分和热带亚洲分布,分别占20.18%和18.35%。2)通过对岛屿面积与苔藓植物物种分布的分析,129种苔藓植物中有58种受岛屿面积影响较大。只分布在大岛或中岛上的苔藓物种对环境较敏感,当生境面积减小到一定程度时,会面临灭绝的危险。3)各岛苔藓物种数量随岛屿面积的增大而增多,并逐渐趋于饱和。岛屿面积与物种丰富度存在联系,但不呈现简单的线性关系。当岛屿面积增大到一定数值后,其包含的生境类型基本与邻近陆地的生境达到一致,此时物种丰富度不再随岛屿面积的增大而增大,与周围陆地的丰富度趋于一致。4)ISSR研究结果表明：大灰藓14条引物共检测到111个位点,多态性位点98个,P=88.29％,HT=0.2581,Hs=0.1714,SI=0.4065,Nm=0.9889,rd:0.0223,GST=0.3358；东亚小金发藓12条引物共检测出117个位点,多态性位点114个P=97.44％,HT:0.2832,Hs=0.2120,SI=0.4296,Nm:1.4879,rd=0.00683,GST=0.2515。东亚小金发藓总体的遗传多样性高于大灰藓。两种藓类的遗传变异主要存在于种群内（大灰藓=66.42%；东亚小金发藓=74.85%）。大灰藓种群和东亚小金发藓种群分化程度均较低,基因流较高,能够抵抗因遗传漂变而产生的不利影响,基因流是维持遗传结构的主要因素。经Mantel检验,东亚小金发藓种群的遗传距离和地理距离之间存在显着正相关关系（r=0.3342,P=0.0180<0.05）,而大灰藓种群则不存在相关性（r=0.1099,P=0.1760）。5)基因片段测序结果显示大灰藓叶绿体基因atpB-rbcL间隔区和叶绿体基因rps4有信息位点,atpB-rbcL间隔区存在1个突变点和10个空位,rps4只有一个突变点,基于atpB-rbcL和rps4共有5种cpDNA单倍型。东亚小金发藓叶绿体基因rps4及核基因Leafy有信息位点,rps4中有3个突变点,Leafy有26个突变点,基于rps4和Leafy,共有9种单倍型,有限的突变点暗示了岛屿种群和周边地区种群基因交流较频繁,受到水域隔离的影响小。
二、生境片断化对生物多样性的影响（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、生境片断化对生物多样性的影响（论文提纲范文）
（1）生境片断化对三种壳斗科植物种群遗传组成的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 生境片断化与植物种群遗传组成 |
| 1.2.2 生境片断化遗传效应与植物物种特性 |
| 1.3 研究地点 |
| 1.4 研究对象 |
| 1.5 研究内容 |
| 1.6 研究技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 样品采集 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 总DNA的提取 |
| 2.2.2 微卫星引物筛选及扩增 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 数据预处理 |
| 2.3.2 哈温平衡及连锁不平衡检验 |
| 2.3.3 哑等位基因检验 |
| 2.3.4 种群遗传多样性参数计算 |
| 2.3.5 生境面积及隔离度与种群遗传多样性回归分析 |
| 2.3.6 种群遗传分化系数计算 |
| 2.3.7 种群STRUCTURE聚类分析 |
| 2.3.8 距离隔离(Isolation by distance,IBD)检验 |
| 2.3.9 瓶颈效应检验 |
| 第三章 结果 |
| 3.1 哈温平衡及连锁不平衡分析 |
| 3.2 哑等位基因分析 |
| 3.3 遗传多样性分析 |
| 3.3.1 种群遗传多样性参数分析 |
| 3.3.2 遗传多样性参数的种间差异 |
| 3.3.3 生境面积与种群遗传多样性 |
| 3.3.4 生境隔离度与种群遗传多样性 |
| 3.3.5 生境隔离度与生境面积的交互作用 |
| 3.3.6 种群遗传多样性参数受生境片断化影响的变化趋势 |
| 3.4 遗传分化分析 |
| 3.4.1 种群STRUCTURE聚类结果 |
| 3.4.2 种群间遗传分化系数 |
| 3.4.3 白栎及短柄枹种群间遗传分化系数的Mantel检验 |
| 3.4.4 遗传分化差异AMOVA分析 |
| 3.4.5 距离隔离(Isolation by distance,IBD)检验 |
| 3.6 瓶颈效应分析 |
| 第四章 讨论 |
| 4.1 生境片断化与壳斗科植物种群遗传多样性 |
| 4.1.1 生境面积与壳斗科植物种群遗传多样性 |
| 4.1.2 生境隔离度与壳斗科植物种群遗传多样性 |
| 4.2 生境片断化与壳斗科植物种群遗传分化 |
| 第五章 结论与展望 |
| 附录 |
| 参考文献 |
| 发表文章 |
| 致谢 |
（2）厚朴天然种群遗传结构分析（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 .保护遗传学研究进展 |
| 1.1.1 .种群遗传多样性的检测 |
| 1.1.2 .因种群规模改变而导致的近交衰退 |
| 1.1.3 .有效种群数量对遗传漂变的影响 |
| 1.1.4 .杂交导致的遗传风险 |
| 1.1.5 .濒危植物基因流的恢复 |
| 1.2 .空间遗传结构研究进展 |
| 1.2.1 空间遗传结构的种间差异 |
| 1.2.2 空间遗传结构的年龄差异 |
| 1.2.3 空间遗传结构的尺度差异 |
| 1.3 生境片断化对植物遗传结构的影响 |
| 1.3.1 生境片断化对植物种群遗传结构的影响 |
| 1.3.2 生境片断化对植物空间遗传结构的影响 |
| 1.3.3 生境片断化在植物保护中的应用 |
| 1.4 厚朴种群生物学研究进展 |
| 1.4.1 厚朴分类学研究 |
| 1.4.2 厚朴基因组研究进展 |
| 1.4.3 厚朴药材分子标记鉴定技术 |
| 1.4.4 厚朴亲缘关系研究 |
| 1.4.5 厚朴种群遗传学研究 |
| 1.5 本研究的目的和意义 |
| 1.6 研究目标及内容 |
| 1.6.1 研究目标 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 第2章 厚朴自然分布及现有野生资源状况 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 厚朴资源分布区域的确立 |
| 2.1.2 厚朴天然种群的确立 |
| 2.1.3 厚朴天然种群分布信息 |
| 2.1.4 厚朴天然种群龄级结构及叶型特征 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 厚朴资源的历史分布 |
| 2.2.2 厚朴野生资源现状 |
| 2.2.3 厚朴天然种群的确定及种群类型 |
| 2.2.4 厚朴主要群落类型及伴生植物 |
| 2.3 结论与讨论 |
| 2.3.1 厚朴天然种群分布骤减带来的威胁 |
| 2.3.2 厚朴天然种群主要伴生树种对种群的威胁 |
| 2.3.3 人工和天然种群混淆不清带来的威胁 |
| 第3 章.厚朴转录组特征分析及EST-SSR标记开发 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 试验材料 |
| 3.1.2 RNA的提取、cDNA文库的构建及注释分析 |
| 3.1.3 引物的开发 |
| 3.1.4 基因组总DNA的提取、检测及引物筛选 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 基于Illumina平台的厚朴转录组数据的组装 |
| 3.2.2 功能注释 |
| 3.2.3 厚朴转录组中EST-SSR的频率及分布特点 |
| 3.2.4 厚朴转录组SSR引物的有效性检测 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 厚朴转录组的发生频率及特点 |
| 3.3.2 厚朴EST-SSR的特点 |
| 3.3.3 厚朴SSR在 EST序列中的发生频率及特点 |
| 第4章 厚朴天然种群遗传结构 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 植物材料 |
| 4.1.2 DNA的提取及PCR扩增 |
| 4.1.3 数据分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 种群的HW平衡检验 |
| 4.2.2 厚朴天然种群遗传多样性 |
| 4.2.3 基因频率在种群间的分布和变异 |
| 4.2.4 厚朴天然种群的遗传结构 |
| 4.2.5 厚朴种群间的遗传关系 |
| 4.2.6 厚朴群体间基因流 |
| 4.2.7 厚朴天然种群瓶颈效应检测 |
| 4.3 .讨论 |
| 4.3.1 厚朴种群遗传多样性 |
| 4.3.2 厚朴高自交率的原因分析 |
| 4.3.3 厚朴种群遗传结构 |
| 4.3.4 厚朴种群遗传分化及群体间基因流 |
| 第5章 遂昌厚朴天然种群年龄结构及分布格局 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 遂昌厚朴种群概况 |
| 5.1.2 样方设置 |
| 5.1.3 数据分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 厚朴群落状况 |
| 5.2.2 厚朴种群年龄结构 |
| 5.2.3 厚朴种群静态生命表和存活曲线 |
| 5.2.4 厚朴种群数量动态时序预测 |
| 5.2.5 厚朴种群不同年龄级空间分布格局 |
| 5.3 .讨论 |
| 5.3.1 厚朴种群年龄结构及发展趋势 |
| 5.3.2 厚朴种群的分布格局 |
| 5.3.3 厚朴不同种群年龄结构及分布格局的差异原因 |
| 第6章 遂昌厚朴种群空间遗传结构及当代基因流分析 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 样本采集 |
| 6.1.2 DNA的提取和PCR扩增 |
| 6.1.3 数据分析 |
| 6.2 结果与分析 |
| 6.2.1 厚朴种群不同年龄结构个体遗传多样性 |
| 6.2.2 空间自相关分析 |
| 6.2.3 基于GenAlex软件的厚朴基因流分析 |
| 6.2.4 花粉传播距离 |
| 6.2.5 遂昌厚朴种群的基因流 |
| 6.3 讨论 |
| 6.3.1 厚朴小种群的遗传多样性 |
| 6.3.2 厚朴种群空间遗传结构 |
| 6.3.3 厚朴种群基因流 |
| 6.3.4 片断化生境对厚朴种群小尺度空间遗传结构及基因流的影响 |
| 第7章 厚朴濒危原因分析及保护策略探讨 |
| 7.1 厚朴濒危原因的分析 |
| 7.2 厚朴遗传多样性保护策略 |
| 第8章 结论和展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.2 论文创新点 |
| 8.3 进一步研究展望 |
| 8.3.1 厚朴次生代谢产物合成关键基因的挖掘 |
| 8.3.2 斑块大小对厚朴繁殖适合度的影响 |
| 8.3.3 厚朴分子地理学的研究 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 参考文献 |
| 附表1 .厚朴14个种群基因位点频率 |
（3）资兴市景观格局情景对生物遗传多样性影响的模拟研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究的目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 相关理论基础 |
| 1.3.2 城市化对遗传多样性影响的研究 |
| 1.3.3 景观格局变化对遗传多样性影响的研究 |
| 1.3.4 计算机模拟在景观遗传研究中的应用 |
| 1.3.5 动植物景观遗传学研究的异同 |
| 1.4 研究思路 |
| 1.5 研究对象及区域的选择 |
| 1.5.1 研究对象的选择 |
| 1.5.2 研究区域的选择 |
| 1.6 研究的内容 |
| 1.7 技术路线 |
| 2. 景观格局情景变化对资兴市大白鹭遗传多样性影响的模拟研究 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 景观格局变化的研究方法 |
| 2.2.2 景观格局优化方法 |
| 2.2.3 景观遗传学模拟 |
| 2.2.4 统计分析 |
| 2.3 结果与分析 |
| 2.3.1 景观格局变化分析 |
| 2.3.2 景观格局优化方案生成及分析 |
| 2.3.3 种群数量的确定 |
| 2.3.4 杂合度结果分析 |
| 2.3.5 部分Mantel检验结果分析 |
| 2.3.6 Fis统计量分析 |
| 2.4 讨论 |
| 3. 景观格局情景变化对资兴市东江湖湿地公园芦苇遗传多样性影响的模拟研究 |
| 3.1 区域概况 |
| 3.2 材料和方法 |
| 3.2.1 景观格局变化研究方法 |
| 3.2.2 景观情景设置 |
| 3.2.3 景观遗传学模拟 |
| 3.3 结果与分析 |
| 3.3.1 景观格局变化分析 |
| 3.3.2 芦苇最小成本传播路径分析 |
| 3.3.3 杂合度分析 |
| 3.3.4 部分mantel检验结果分析 |
| 3.4 讨论 |
| 4. 结论 |
| 4.1 结论 |
| 4.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 攻读学位期间的主要学术成果 |
| 致谢 |
（4）气候变化背景下中国野生植物地理分布格局及优先保护（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 中国野生植物地理分布格局及保护现状 |
| 1.1.1 中国野生植物地理分布格局 |
| 1.1.2 中国野生植物保护现状 |
| 1.1.3 中国自然保护区在野生植物保护中的作用 |
| 1.1.4 中国植物园在野生植物保护中的作用 |
| 1.2 气候变化对野生植物的影响及保护策略 |
| 1.2.1 气候变化 |
| 1.2.2 气候变化对野生植物及保护的影响 |
| 1.2.3 保护策略 |
| 1.3 野生植物保护地理空间分析研究进展 |
| 1.3.1 地理空间分析的理论基础 |
| 1.3.2 地理空间分析在野生植物保护中的应用 |
| 1.4 野生植物优先保护规划 |
| 1.4.1 保护规划在野生植物保护中的应用 |
| 1.4.2 保护空缺分析在野生植物保护中的应用 |
| 1.4.3 物种分布模型在野生植物保护中的应用 |
| 1.5 科学问题与研究内容 |
| 2 中国野生维管束植物多样性空间分布格局及其驱动因子 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 研究材料与方法 |
| 2.2.1 研究材料 |
| 2.2.2 研究方法 |
| 2.3 中国野生维管束植物多样性分布格局及其驱动因子 |
| 2.3.1 中国野生维管束植物多样性分布格局 |
| 2.3.2 气候因子对中国野生维管束植物多样性分布格局的影响 |
| 2.3.3 土壤因子对中国野生维管束植物多样性分布格局的影响 |
| 2.3.4 人类活动对中国野生维管束植物多样性分布格局的影响 |
| 2.4 小结 |
| 3 气候变化对中国自然保护区内野生植物地理分布格局的潜在影响 |
| 3.1 中国自然保护区内国家重点保护野生植物分布格局及其环境特征 |
| 3.1.1 材料与方法 |
| 3.1.2 结果与讨论 |
| 3.2 气候变化对中国自然保护区内国家重点保护野生植物分布格局的潜在影响 |
| 3.2.1 研究材料与方法 |
| 3.2.2 结果与讨论 |
| 3.3 气候变化背景下外来入侵植物在自然保护区内扩散能力评估 |
| 3.3.1 研究材料与方法 |
| 3.3.2 结果与讨论 |
| 3.4 小结 |
| 4 气候变化背景下中国森林群落优势种地理分布格局及优先保护规划 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究材料与方法 |
| 4.2.1 研究材料 |
| 4.2.2 研究方法 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 结果 |
| 4.3.2 讨论 |
| 4.4 小结 |
| 5 气候变化背景下中国国家重点保护野生植物优先保护规划 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 气候变化背景下84种国家重点保护野生植物优先保护规划 |
| 5.2.1 研究材料 |
| 5.2.2 研究方法 |
| 5.2.3 结果 |
| 5.2.4 讨论 |
| 5.3 气候变化背景下国家重点保护蕨类植物优先保护规划 |
| 5.3.1 研究材料与方法 |
| 5.3.2 结果 |
| 5.3.3 讨论 |
| 5.4 小结 |
| 6 中国极小种群野生植物地理分布格局及优先保护规划 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究材料与方法 |
| 6.2.1 研究材料 |
| 6.2.2 确定影响极小种群野生植物受危因素 |
| 6.2.3 极小种群野生植物地理分布格局 |
| 6.2.4 极小种群野生植物受危程度空间分布及优先保护规划 |
| 6.3 结果 |
| 6.3.1 极小种群野生植物濒危等级划分 |
| 6.3.2 极小种群野生植物地理分布格局及保护空缺分析 |
| 6.3.3 极小种群野生植物地理分布与气候因子的关系 |
| 6.3.4 极小种群野生植物受危热点地区及优先保护规划 |
| 6.3.5 极小种群野生植物受危因素 |
| 6.4 讨论 |
| 6.5 小结 |
| 7 结论和建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 附录一 |
| 附录二 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（5）生境片断化对三种不同植物种群遗传学影响的比较研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1 课题背景 |
| 2 生境片断化相关理论 |
| 2.1 种-面积关系理论 |
| 2.2 岛屿生物地理学理论 |
| 2.3 复合种群理论 |
| 3 生境片断化的影响 |
| 4 研究生境片断化的分子标记 |
| 5 本研究目的和意义 |
| 第二章 中国-日本间断分布濒危植物黄山梅的种群遗传学研究 |
| 1 引言 |
| 2 材料和方法 |
| 2.1 研究物种、采样位点和微卫星分型 |
| 2.2 遗传多样性和遗传分化检测 |
| 2.3 当代和历史基因流的估测 |
| 2.4 种群历史动态变化 |
| 3 结果 |
| 3.1 黄山梅种群遗传多样性和遗传结构 |
| 3.2 种群间当代和历史基因流 |
| 3.3 有效种群大小变化的时间和量化 |
| 4 讨论 |
| 4.1 遗传多样性与遗传结构式样：等位基因丰富但是高度近交的物种 |
| 4.2 有效种群大小的变化：历史气候变迁与人为活动影响 |
| 4.3 黄山梅种群间当代和历史基因流 |
| 5 结论 |
| 第三章 千岛湖生境片断化对短命草本金毛耳草的遗传学影响 |
| 1 前言 |
| 2 研究方法 |
| 2.1 研究地点 |
| 2.2 研究对象和样本采集 |
| 2.3 总基因组DNA的提取 |
| 2.4 金毛耳草微卫星引物开发 |
| 2.5 微卫星引物多态性检测 |
| 2.5.1 数据分析 |
| 2.5.2 检测结果 |
| 3 基于微卫星标记的金毛耳草种群遗传多样性与遗传结构分析 |
| 3.1 实验材料和方法 |
| 3.2 数据分析 |
| 3.3 实验结果 |
| 3.3.1 金毛耳草微卫星引物信息 |
| 3.3.2 金毛耳草种群遗传多样性和遗传结构 |
| 3.3.3 当代基因流和有效种群大小 |
| 3.3.4 瓶颈效应检测和基因流-遗传漂变的相对影响 |
| 4 讨论 |
| 4.1 金毛耳草片断化种群的遗传分化和遗传结构 |
| 4.2 遗传多样性、瓶颈效应、基因流-遗传漂变模式 |
| 4.3 金毛耳草遗传数据和繁育系统的一致性 |
| 4.4 基于遗传数据的金毛耳草传粉和种子传播生物学分析 |
| 5 结论 |
| 第四章 中国东南部人为和自然生境片断化对檵木种群的遗传影响比较研究 |
| 1 引言 |
| 2 实验材料和方法 |
| 2.1 采样地点 |
| 2.2 檵木微卫星引物开发和分型 |
| 2.3 数据分析 |
| 2.3.1 微卫星位点和种群的遗传多样性分析 |
| 2.3.2 种群遗传结构分析和IBD效应 |
| 2.3.3 岛屿特征和遗传多样性的相关性分析 |
| 2.3.4 估测当代基因流 |
| 2.3.5 种群历史动态分析 |
| 3 结果 |
| 3.1 微卫星引物位点信息 |
| 3.2 种群遗传多样性和遗传结构分析 |
| 3.3 岛屿特征对遗传多样性的影响 |
| 3.4 当代岛屿间基因流 |
| 3.5 瓶颈效应检测 |
| 4 讨论 |
| 4.1 种群历史和基因传播特征对檵木遗传多样性的潜在影响 |
| 4.2 不同岛屿系统相似的遗传结构和基因流模式 |
| 4.3 岛屿特征对遗传多样性没有显着的影响 |
| 5 结论 |
| 第五章 总结和展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文 |
| 致谢 |
（7）建设项目的生物多样性保护分析评估初探——以云南省为例（论文提纲范文）
| 一、生物多样性保护的形势与需要 |
| (一)生物多样性的概念 |
| (二)生物多样性保护 |
| (三)生物多样性影响评价 |
| 二、云南生物多样性保护的形势 |
| 三、云南的生物多样性影响的分析与评价 |
| (一)分析的基本原则 |
| (二)分析的程序及方法 |
| (三)评估范围的确定 |
| (四)对生物多样性影响的评估 |
| (五)可能涉及的生物多样性敏感区域 |
| (六)对生物多样性的影响分析 |
| (七)生物多样性保护的监测 |
| (八)规划或项目生物多样性保护的经费预算 |
| 四、云南目前的工作进展情况及存在问题 |
| (一)工作进展 |
| (二)存在的问题 |
（9）千岛湖生境片断化对苔藓植物多样性的影响（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 标本鉴定 |
| 1.2 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 苔藓植物的种类组成 |
| 2.1.1 科、属、种的组成和群落类型 |
| 2.1.2 优势科 |
| 2.2 区系成分分析 |
| (1) 世界分布 |
| (2) 泛热带分布 |
| (3) 热带亚洲和热带美洲间断分布 |
| (4) 热带亚洲至热带大洋洲分布 |
| (5) 热带亚洲分布 |
| (6) 北温带分布 |
| (7) 东亚和北美洲间断分布 |
| (8) 旧大陆温带分布 |
| (9) 东亚分布 |
| (10) 中国特有分布 |
| 2.3 岛屿面积对苔藓植物分布的影响 |
| 2.4 岛屿累加面积与苔藓植物丰富度的关系 |
| 3 讨论 |
| 3.1 片断化生境中苔藓植物物种多样性 |
| 3.2 保护和恢复建议 |
（10）浙江千岛湖生境片断化对苔藓植物物种及遗传多样性的影响（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 文献综述 |
| 1.1 生境片断化研究概况 |
| 1.1.1 生境片断化的概念 |
| 1.1.2 生境片断化对生物多样性的影响 |
| 1.1.3 国内外对生境片断化研究概述 |
| 1.2 苔藓植物的特点及相关研究概况 |
| 1.2.1 苔藓植物的特点 |
| 1.2.2 苔藓植物的繁殖体系与遗传变异 |
| 1.2.3 分子标记手段在苔藓植物遗传多样性研究中的应用 |
| 1.2.4 生境片断化对苔藓植物影响的研究概况 |
| 1.3 研究地区特点及意义 |
| 1.3.1 浙江千岛湖概况 |
| 1.3.2 研究意义 |
| 第二章 千岛湖生境片断化对苔藓植物多样性的影响 |
| 2.1 实验材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料 |
| 2.1.2 实验方法 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 苔藓植物的物种多样性 |
| 2.2.2 区系成分分析 |
| 2.2.3 岛屿面积对苔藓植物的影响 |
| 2.3 讨论 |
| 2.3.1 片断化生境对苔藓植物物种多样性的影响 |
| 2.3.2 保护和恢复建议 |
| 第三章 千岛湖生境片断化对大灰藓(Hypnum plumaeforme)和东亚小金发藓(Pogonatum inflexum)遗传多样性及种群遗传结构的影响 |
| 3.1 实验材料和方法 |
| 3.1.1 实验材料 |
| 3.1.2 实验方法 |
| 3.2 实验结果 |
| 3.2.1 ISSR数据 |
| 3.2.2 序列数据 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 遗传多样性 |
| 3.3.2 遗传结构与基因流 |
| 3.3.3 单倍型的地理分布 |
| 3.4 结论 |
| 第四章 全文总结 |
| 附录Ⅰ 浙江千岛湖苔藓植物名录(括号内为采集地缩写) |
| 附录Ⅱ ISSR电泳图、基因片段扩增电泳图 |
| 附录Ⅲ ISSR分子标记01矩阵(大灰藓) |
| 附录Ⅳ ISSR分子标记01矩阵(东亚小金发藓) |
| 附录Ⅴ 基因片段测序峰形图示突变点 |
| 附录Ⅵ 各基因片段序列 |
| 附录Ⅶ 攻读硕士期间发表论文和参与课题情况 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、生境片断化对生物多样性的影响（论文参考文献）
- [1]生境片断化对三种壳斗科植物种群遗传组成的影响[D]. 徐同雷. 华东师范大学, 2020(12)
- [2]厚朴天然种群遗传结构分析[D]. 杨旭. 南京林业大学, 2019(05)
- [3]资兴市景观格局情景对生物遗传多样性影响的模拟研究[D]. 谢雨涵. 中南林业科技大学, 2019(01)
- [4]气候变化背景下中国野生植物地理分布格局及优先保护[D]. 王春晶. 北京林业大学, 2017(04)
- [5]生境片断化对三种不同植物种群遗传学影响的比较研究[D]. 袁娜. 浙江大学, 2015(01)
- [6]建设项目对生物多样性影响的分析和评估[A]. 欧晓昆,吕浩. 第十六届中国科协年会——分4民族文化保护与生态文明建设学术研讨会论文集, 2014
- [7]建设项目的生物多样性保护分析评估初探——以云南省为例[J]. 吕浩,孙语阳,李加强. 经济问题探索, 2013(09)
- [8]云南省生物多样性保护分析评估工作的方法与探索[J]. 闻旭,吕浩,马文光. 中国工程咨询, 2013(05)
- [9]千岛湖生境片断化对苔藓植物多样性的影响[J]. 王莹莹,王幼芳,汪岱华,李敏,左勤. 植物科学学报, 2011(04)
- [10]浙江千岛湖生境片断化对苔藓植物物种及遗传多样性的影响[D]. 王莹莹. 华东师范大学, 2011(10)