全 文 ：第 25 卷 第 3 期
2012 年 3 月
环 境 科 学 研 究
Research of Environmental Sciences
Vol． 25，No． 3
Mar．，2012
王瑜，刘录三，舒俭民，等 ．穗花狐尾藻和金鱼藻对白洋淀水质影响的原位围隔试验［J］．环境科学研究，2012，25(3) :270-275．
WANG Yu，LIU Lusan，SHU Jianmin，et al． Situ enclosure study on the effect of different planting densities of Myriophyllum spicatum and Ceratophyllum
demersum on water quality in Baiyangdian Lake［J］． Research of Environmental Sciences，2012，25(3) :270-275．
穗花狐尾藻和金鱼藻对白洋淀水质影响的原位围隔试验
王 瑜1，刘录三1，舒俭民1* ，刘存歧2，马晓利2
1．中国环境科学研究院，北京 100012
2．河北大学生命科学学院，河北 保定 071002
摘要:在白洋淀建成 14 个原位围隔(9 m2 个) ，分别按 10、20 和 30 株 m2 的密度种植穗花狐尾藻、金鱼藻，研究不同密度穗花狐
尾藻和金鱼藻在调控水体富营养化方面的效能与稳定性 ． 结果表明:穗花狐尾藻和金鱼藻能有效控制浮游植物的生物量并改善
水体 SD(透明度) ，其中密度为 10 株 m2 穗花狐尾藻(平均长度为 83 cm，平均湿质量为 37. 1 g)和密度为 20 株 m2 金鱼藻(平均
长度为 68 cm，平均湿质量为 31. 2 g)的围隔控制效果明显，水体中ρ(TN)和ρ(TP)都明显下降，SD 增加，浮游植物多样性明显增
加，水体营养状态指数(TSIM)明显下降;但高密度沉水植物可能造成水体ρ(Chla)和营养盐含量的反弹 ． 研究证明，种植合理密
度的穗花狐尾藻、金鱼藻有利于改善白洋淀水质 ．
关键词:白洋淀;围隔;穗花狐尾藻;金鱼藻;浮游植物
中图分类号:X524 文献标志码:A 文章编号:1001 － 6929(2012)03 － 0270 － 06
Situ Enclosure Study on the Effect of Different Planting Densities of Myriophyllum
Spicatum and Ceratophyllum Demersum on Water Quality in Baiyangdian Lake
WANG Yu1，LIU Lu-san1，SHU Jian-min1，LIU Cun-qi2，MA Xiao-li2
1． Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China
2． College of Life Science，Hebei University，Baoding 071002，China
Abstract:Fourteen situ enclosures (9 m2 each)with different planting densities (10，20 and 30 individual plantsm2)of Myriophyllum
spicatum and Ceratophyllum demersum were established to investigate the effects of plant density on control of eutrophication． The results
showed that planting Myriophyllum spicatum and Ceratophyllum demersum can effectively decrease the phytoplankton biomass and improve
water transparency，especially in the enclosures with 10 plantsm2 of Myriophyllum spicatum (average length 83 cm and average fresh mass
37. 1 g)and 20 plantsm2 of Ceratophyllum demersum (average length 68 cm and average fresh mass 31. 2 g)． In these enclosures，
ρ(TN)and ρ(TP)decreased significantly，water transparency and phytoplankton biodiversity increased distinctly，and eutrophication
index decreased obviously． However，the submerged macrophytes with high densities could possibly cause the concentrations of chlorophyll
a and nutrients to rebound． Therefore，it was concluded that rational density planting of Myriophyllum spicatum and Ceratophyllum
demersum could contribute to water quality improvement in Baiyangdian Lake．
Key words:Baiyangdian;enclosure;Myriophyllum spicatum;Ceratophyllum demersum;phytoplankton
收稿日期:2011 － 05 － 05 修订日期:2011 － 09 － 15
基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2009ZX07209 －
008，2009ZX07528 － 002)
作者简介:王瑜(1985 －) ，男，山西晋中人，wangyucraes@ 163. com．
* 责任作者，舒俭民(1957 －) ，男，江西余干人，研究员，主要从事污染
生态学和生态恢复研究，shujm@ craes． org． cn
高等水生植物在生长过程中能吸收大量的营养
盐，控制浮游植物过量生长，使富营养化水体得到净
化［1-7］，因此其在湖泊生态系统中的作用不可忽视 ．
近年来，国内外有关引种大型沉水植物进行湖泊生态
修复的应用更加广泛［8-12］，通过种植水生植物降低湖
泊中营养盐浓度、净化水体的方法在我国巢湖、东湖
等地也取得了良好的效果［13-14］．
作为北方草型湖泊典型代表的白洋淀，近几年呈
现富营养化日益严重的趋势，由此引起湖泊生物多样
性下降和生态系统退化等一系列生态环境问
题［15-16］． 在白洋淀，穗花狐尾藻和金鱼藻分布广泛、
成活率高、耐污性强，因此，笔者选取上述 2 种沉水植
DOI：10.13198/j.res.2012.03.29.wangy.001
第 3 期 王 瑜等:穗花狐尾藻和金鱼藻对白洋淀水质影响的原位围隔试验
物作为研究对象，于 2010 年 8—10 月在该研究区建
立 14 个原位围隔(3 m × 3 m) ，分别按照 10、20 和 30
株 m2 的密度种植穗花狐尾藻和金鱼藻，通过揭示浮
游植物群落和水质变化特点，研究不同密度的穗花狐
尾藻和金鱼藻对白洋淀富营养化水体的影响 ．
1 研究方法
1. 1 试验设置
试验区位于白洋淀马堡村杜家淀，围隔用防水帆
布固定在木桩上围成，防水帆布底部连接石龙埋入底
泥 15 cm，顶部高出水面 20 cm． 试验区水深 1. 00 m，
底质为腐质软泥 ． 由于围隔建成时间不同，造成围隔
内水体理化指标初始值存在差异 ． 水体 SD(透明度)
为 27 ～ 54 cm;pH 为 7. 92 ～ 8. 30;ρ(TP)为 0. 10 ～
0. 17 mgL;ρ(TN)为 1. 35 ～ 1. 89 mgL;ρ(NH3-N)为
0. 62 ～ 0. 74 mgL;ρ(CODMn)为 12. 42 ～ 13. 55 mgL;
ρ(Chla)为 18. 22 ～ 40. 26 mgm3. 围隔中分别种入不
同密度的穗花狐尾藻、金鱼藻，其中 A 组、B 组、C 组
为穗花狐尾藻组，移植密度分别为 10、20、30 株 m2;
D 组、E 组、F 组为金鱼藻组，移植密度分别为 10、20、
30 株 m2;G 组为空白对照组，每组设 2 个平行，共 14
个围隔． 移栽时的穗花狐尾藻平均长度为 83 cm，平均
湿质量为 37. 1 g，采用扦插法移植;金鱼藻平均长度为
68 cm，平均湿质量为 31. 2 g，采用抛栽法移植． 试验开
始于 8 月 17 日，以后每周进行一次取样调查，共调查 7
次． 调查指标有 SD、pH、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH3-N)、
ρ(CODMn)、ρ(Chla)及浮游植物细胞密度．
1. 2 测定方法
各项指标测定方法见表 1.
表 1 监测指标的分析方法
Table 1 Analytic methods of items measured in water
监测项目 测定方法
SDcm 塞氏盘目视法［17］
pH GBT 6920—1986《玻璃电极法》
ρ(TP)(mgL)
GB 11893—1989《过硫酸钾氧化 － 钼酸铵分
光光度法》
ρ(TN)(mgL)
GB 11894—1989《碱性过硫酸钾消解紫外分
光光度法》
ρ(NH3 -N)(mgL) GB 7479—1987《纳氏试剂比色法》
ρ(CODMn)(mgL) GB 11892—1989《KMnO4 指数法》
ρ(Chla)(mgm3) 分光光度法［17］
1. 3 数据处理和分析
浮游植物样品在实验室中进行沉淀、浓缩及镜检
计数 ． 试验测定数据采用 2 个平行样的平均值 ． 数据
处理上，使用 SPSS 及英国普林盾斯海洋研究所开发
的 PRIMER V6 软件(生物统计学软件)［18］进行分析 ．
2 结果与分析
2. 1 围隔水的理化指标
由图 1 可知，试验进行 1 周后，所有移植了沉水
植物的处理组 SD 都有一定程度的上升;6 周后，除 C
组 SD 从 47 cm 降至 29cm，G 组 SD 基本无变化外，其
他组 SD 均有所上升，其中 A 组和 E 组上升最为明
显，分别从 53 和 27 cm 升至 97 和 86 cm．
图 1 围隔中 SD 的变化
Fig． 1 Changes of transparency in the enclosures
7 个处理组 pH 都有上升的趋势(见图 2) ，其中
A 组和 D 组升高最多，分别升高了 0. 71 和 0. 69;G
组变化最小，由 7. 92 升至 8. 30;其他处理组 pH 均升
高 0. 55 左右 ．
图 2 围隔中 pH 的变化
Fig． 2 Changes of pH in the enclosures
由图 3 可知，7 个处理组ρ(TP)具有一定趋同倾
向，呈先降后升的趋势;E 组和 A 组的ρ(TP)下降较
快，分别从 0. 17 和 0. 13 mgL降至 0. 06 和 0. 05
mgL，去除率分别达到 65%和 62% ．
由图 4 可知，试验在第 4 和第 5 周时，各处理组
的ρ(TN)达到最低，而后均有回升趋势，E 组和 A 组
的ρ(TN)下降较快，分别从 1. 44 和 1. 89 mgL降至
0. 83 和 0. 84 mgL，去除率分别达到 42%和 56% ．
172
环 境 科 学 研 究 第 25 卷
图 3 围隔中 ρ(TP)的变化
Fig． 3 Changes of ρ(TP)in the enclosures
图 4 围隔中 ρ(TN)的变化
Fig． 4 Changes of ρ(TN)in the enclosures
由图 5 可知，7 个处理组 ρ(NH3-N)均在第 4 周
达到较低的水平 ． 6 周后，A 组和 B 组ρ(NH3-N)均下
降了 0. 19 mgL，去除率分别为 28% 和 26%;D 组和
E 组ρ(NH3-N)分别下降了 0. 14 和 0. 15 mgL，去除
率分别为 19% 和 23%;G 组 ρ(NH3-N)下降了 0. 20
mgL;其他处理组变化不是很大 ．
由图 6 可知，7 个处理组 ρ(CODMn)呈先降后升
的趋势，6 周后，A 组和 F 组 ρ(CODMn)下降最为明
显，分别下降了 2. 29 和 2. 80 mgL，去除率分别为
17%和 21%;B 组和 E 组分别下降了 1. 45 和 1. 77
mgL，去 除 率 分 别 达 到 11% 和 13%;其 他 组
ρ(CODMn)均有小幅下降 ．
2. 2 围隔处理组 ρ(Chla)变化
由图 7 可知，试验结束时，除 C 组外各处理组
ρ(Chla)均低于初始状态;2 周后除 C 组ρ(Chla)高于
对照组外，其他组均低于对照组，各组ρ(Chla)的变化
均呈现不规律的波动形式 ． 6 周后，B 组和 D 组
ρ(Chla)下降最为明显，分别下降了 27. 44 和 29. 24
mgm3，去除率分别达到 71%和 73%;A 组和 E 组分
别下降了 20. 71 和 14. 54 mgm3，去除率分别达到
80%和 54%;C 组则上升了 4. 34 mgm3.
图 5 围隔中 ρ(NH3 -N)的变化
Fig． 5 Changes of ρ(NH3 -N)in the enclosures
图 6 围隔中 ρ(CODMn)的变化
Fig． 6 Changes of ρ(CODMn)in the enclosures
图 7 围隔中 ρ(Chla)的变化
Fig． 7 Changes of ρ(Chla)in the enclosures
2. 3 围隔处理组浮游植物优势种类及密度的变化
通过对不同围隔处理组的 7 次取样观察，共鉴定
出浮 游 植 物 7 门 105 种 (属)． 其 中 绿 藻 门
(Chlorophyta)最多，为 50 种(属) ，占藻类总种数的
48. 1%;蓝藻门(Cyanophyta)20 种，占 19. 2%;裸藻
门 (Euglenophyta ) 18 种，占 17. 3%;硅 藻 门
(Bacillariophyta)11 种 (属) ，占 10. 6%;隐 藻 门
(Cryptophyta)3 种，占 2. 9%;黄藻门(Xanthophyta)1
种，占 1%;甲藻门(Pyrrophyta)1 种，占 1% ． 与试验
开始时相比，试验结束时各处理组优势种群变化不
272
第 3 期 王 瑜等:穗花狐尾藻和金鱼藻对白洋淀水质影响的原位围隔试验
同，对照组围隔始终为蓝藻门和绿藻门占优势;A 组
和 E 组由绿藻、蓝藻占优势转变成绿藻、硅藻以及隐
藻占优势;B 组和 D 组由绿藻、蓝藻占优势转变成绿
藻占优势;C 组和 F 组由绿藻、蓝藻占优势转变成蓝
藻占优势(见表 2)．
A 组 和 E 组 浮 游 植 物 细 胞 密 度 由 最 初 的
3 461. 2 × 104 和4 589. 2 × 104 L － 1降至 23. 0 × 104 和
31. 8 × 104 L － 1;B 组和 D 组由 3 551. 6 × 104 和
5 530. 4 × 104 L － 1降至 195. 8 × 104 和 88. 8 × 104 L － 1;
C 组和 F 组由3 929. 2 × 104 和3 049. 4 × 104 L － 1降至
108. 0 × 104 和 27. 8 × 104 L － 1;G 组由1 739. 8 × 104
降至 258. 6 × 104 L － 1 ．
表 2 围隔中浮游植物优势种类的变化
Table 2 The dominant species in enclosures
处理组 时间 绿藻门 蓝藻门 裸藻门 硅藻门 隐藻门 黄藻门 甲藻门
A
试验开始 + + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + + +
B
试验开始 + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + + + + +
C
试验开始 + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + + +
D
试验开始 + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + + + +
E
试验开始 + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + +
F
试验开始 + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + +
G
试验开始 + + + + + + + + + + + +
试验结束 + + + + + + + + + +
注:+表示有分布;+ +表示相对较多;+ + +表示丰富 ．
2. 4 围隔系统内水体的营养状况变化
为进一步说明不同处理组水体营养化状况，参照
湖泊富营养化评价方法及分级标准［19］，利用修正卡尔
森营养状态指数(TSIM)法对围隔中水体不同时期的
营养状态进行评价，基于水体ρ(Chla)、SD 和ρ(TP)等
参数，根据各参数间的相互关系，采用 0 ～ 100 的一系
列数字对湖泊营养状态分级，TSIM≤30 为贫营养，
30 ＜ TSIM≤50 为中营养，TSIM ＞ 50 为富营养． 在同一
营养状态下，指数值越高，其营养状态越重．
TSIMChla = 10 × (2. 46 + ln A ln 2. 5)
TSIMTP = 10 ×［2. 46 + (6. 71 + 1. 15 ×
ln B)ln 2. 5］
TSIMSD = 10 ×［2. 46 + (3. 69 － 1. 53 ×
ln C)ln 2. 5］
TSIM = (TSIMChla + TSIMTP + TSIMSD)3
式中:A 为水体的 ρ(Chla) ，mgm3;B 为ρ(TP) ，mgL;
C 为 SD，cm．
由表 3 和图 8 可见，除 C 组外各处理组的 TSIM
在整个试验过程中均低于对照组 ． 6 周后，A 组和 E
组 TSIM 下降最为明显，降幅分别为 10. 69 和 8. 23，
其次为 D 组和 F 组(降幅分别为 8. 16 和 7. 68)．
表 3 围隔中水体营养状况的变化
Table 3 The trophic level in enclosures
处理组
试验开始 试验结束
TSIM 营养程度 TSIM 营养程度
TSIM
变化量
A 51. 32 富营养 40. 63 中营养 － 10. 69
B 51. 77 富营养 45. 68 中营养 － 6. 09
C 51. 35 富营养 51. 22 富营养 － 0. 13
D 52. 64 富营养 44. 48 中营养 － 8. 16
E 52. 94 富营养 44. 71 中营养 － 8. 23
F 49. 37 中营养 41. 69 中营养 － 7. 68
G 50. 92 富营养 46. 43 中营养 － 4. 49
图 8 围隔中水体营养状况
Fig． 8 The trophic level in enclosures
372
环 境 科 学 研 究 第 25 卷
3 讨论
3. 1 对水质控制效果的比较
从试验结果看，除 C 组外，移植穗花狐尾藻和金
鱼藻的围隔其 SD 都有不同程度的增加，特别是 A 组
和 E 组效果最为明显，到试验结束时围隔内水体已
基本能够见底 ． 与对照组围隔相比，移植穗花狐尾藻
的处理组中 A 组效果最好，B 组效果不明显，而 C 组
SD 则出现了下降;移植金鱼藻的处理组中，E 组效果
最好，D 组效果次之，F 组效果最差 ． 结合 ρ(Chla)、
ρ(TN)和ρ(TP)的变化情况，说明沉水植物移植密度
为 10 和 20 株 m2 的处理组水质改善效果较好，其中
A 组和 E 组效果最好，并且沉水植物对磷的去除效果
总体上比氮好，这可能是由于吸附作用对磷酸盐在水
体中的归趋有重要影响［20］． 但穗花狐尾藻和金鱼藻
对 NH3-N 的去除效果不明显，这可能与白洋淀的生
态系统结构和污染物组成有关 ． 白洋淀是一个典型
内陆浅水湖泊，污水中的铵态氮和溶解态磷酸盐在夏
季易被生物吸收和土壤颗粒吸附［21］，造成水体中原
始 ρ(NH3-N)相对较低，因而这 2 种沉水植物对其去
除效果不明显，这与方焰星等［20］的研究结果不一致 ．
而 C 组围隔在试验前期也有效降低了水体中营养盐
含量，但在 4 周后营养盐浓度及ρ(Chla)呈增加趋势，
水体 SD 大幅下降，围隔中穗花狐尾藻在第 6 周出现
死亡 ． 同样移植密度为 30 株 m2 金鱼藻的 F 组在试
验开始阶段对水体中营养盐含量有一定的降低作用，
但在 4 周后也出现了部分死亡，围隔中水体 SD 有所
下降，且ρ(TN)、ρ(TP)和ρ(NH3-N)呈上升趋势 ．
TSIM 是反映水质营养状况的重要指数 ． 从图 8
可见，除 C 组外，各围隔处理组都由原来的富营养水
体转变为中营养水体 ． 这也说明移植合理密度的穗
花狐尾藻和金鱼藻有明显改善水质的作用 ． 通过对
各处理组的比较，试验结束后 A 组、F 组和 E 组的
TSIM 较小，其中 A 组和 E 组 TSIM 下降最为明显，这
也说明移植合适密度的沉水植物能够改善水质，降低
水体 TSIM． 这主要是因为穗花狐尾藻、金鱼藻在生
长过程中根部和叶片吸收营养盐合成自身物质，从而
减少水体中的氮、磷等营养物［22-24］． 但在 4 周后，水
体中营养元素含量又出现一定反弹，主要是因为沉水
植物的生长状态达到高峰，向水体中释放了部分营养
元素［25］，另外通过营养竞争和他感作用［26-28］，沉水植
物能很好抑制浮游植物的生长，因而能有效改善围隔
水质 ． 但移植高密度沉水植物可能造成ρ(Chla)和营
养盐浓度的反弹，这可能是因为围隔阻断了内外水体
的自由交换，并缓冲了风浪对沉水植物的冲击，沉水
植物体长加长，植株密度显著增加，最终全部死亡，腐
败的沉水植物在腐烂分解时，体内部分氮磷元素会在
短期内释放到水体中，造成了营养元素含量和
ρ(Chla)的反弹，这也与莫妙兴［29］的研究结果相同 ．
因此在植物的衰亡季节，应注意将过量沉水植物进行
适度打捞，以避免造成水质的二次污染 ．
3. 2 浮游植物的变化情况
与对照围隔相比，移植穗花狐尾藻和金鱼藻的围
隔浮游植物的优势类群发生了改变:A 组和 E 组在试
验中优势种群由蓝藻和绿藻转变为绿藻、硅藻以及隐
藻，如由开始的小球藻属(Chlorella sp ．)、十字藻属
(Crucigenia sp ．)、微囊藻属(Microcystis sp ．)等富营养
指示种转变为裸甲藻属(Gymnodinium sp ．)、脆杆藻
属 (Fragilaria sp ．)、具 尾 蓝 隐 藻 (Chroomonas
caudate)等一些中营养状态的指示种 ． 这也说明穗花
狐尾藻和金鱼藻对蓝、绿藻的生长具有明显的控制作
用［30-31］．
4 结论
a． 穗花狐尾藻和金鱼藻对水体物理环境改变作
用显著，围隔内 SD 有明显提高;对水体营养元素有
不同的影响，对水体 TN、TP 有明显去除作用，对
NH3-N的去除作用效果不明显 ．
b． 移植合理密度的穗花狐尾藻和金鱼藻对蓝、
绿藻的生长具有控制作用，在一定程度上可抑制浮游
植物的生长，降低ρ(Chla) ，提高 SD，降低水体富营养
化程度，其中移植密度为 10 株 m2 穗花狐尾藻和密
度为 20 株 m2 金鱼藻效果较好 ．
参考文献(References) :
［1］ NAKAI S，INOUE Y，HOSOMI M，et al． Growth inhibition of
blue-green algae by allelopathic effects of marophytes［J］． Water
Sci Technol，1999，39(8) :47-53．
［2］ DELLA G M，MONACO P，PREVITERA L，et al． Allelochemical
activity of phenylpropanes from Acorus gramineus ［ J］．
Phytochemistry，1989，28(9) :2319-2321．
［3］ DELLA G M，FIORENTINO A，ISIDORI M，et al． Antialgal ent-
labdane diterpenes from Ruppia maritime［J］． Phytochemistry，
2000，55(8) :909-913．
［4］ SAITO K， MATSUMOTO M， SEKINE T， et al． Inhibitory
substances from Myriophyllum brasiliense on growth of blue-green
algae［J］． Journal of Natural Prosucts，1989，52(6) :1221-1226．
［5］ GRESBERG R M，ELKINS B V，LYON S R，et al． Role of aquatic
plants in wastewater treatment by artificial wetlands［J］． Water
472
第 3 期 王 瑜等:穗花狐尾藻和金鱼藻对白洋淀水质影响的原位围隔试验
Res，1986，20(3) :363-368．
［6］ HANS B． Do macrophytes play a role in constructedtreatment
wetlands［J］． Water Sci Technol，1997，35(5) :11-17．
［7］ BEKLIOGLU M，INCE O，TUZUN I． Restoration of the eutrophic
Lake Eymir，Turkey，by biomanipulation after a major external
nutrient control Ι［J］． Hydrobiologia，2003，490(1 2 3) :93-105．
［8］ 王瑜，刘录三，方玉东，等 ．生物操纵方法调控湖泊富营养化研
究进展［J］．自然科学进展，2009，19(12) :1296-1301．
［9］ SCHEFFER M． Multiplicity of stable states in freshwater systems
［J］． Hydrobiologia，1990，200 201:475-486．
［10］ COLLINS B S， SHARITZ R R，COUGHLIN D P． Elemental
composition of native wetland plants in constructed mesocosm
treatment wetlands［J］． Bioresource Technology，2005，96:937-
948．
［11］ 孙文浩，俞子文，余叔文 ． 水葫芦对藻类的克制效应［J］． 植物
生理学报，1988，14(3) :294-300.
［12］ 俞子文，孙文浩，郭克勤，等 ． 几种高等水生植物的克藻效应
［J］．水生生物学报，1992，16(1) :1-7．
［13］ 董志龙，刘娟 ．富营养化浅水湖泊修复探讨:以巢湖水环境修复
为例［J］．甘肃科技，2008，24(21) :102-104．
［14］ 马剑敏，严国安，任南，等 ．东湖围隔(栏)中水生植被恢复及结
构优化研究［J］．应用生态学报，1997，8(5) :535-540．
［15］ 王瑜，刘录三，舒俭民，等 ．白洋淀浮游植物群落结构与水质评
价［J］．湖泊科学，2011，23(4) :575-580．
［16］ 谢松，黄宝生，王宏伟，等 ．白洋淀底栖动物多样性调查及水质
评价［J］．水生态学杂志，2010，31(1) :43-48．
［17］ 国家环境保护总局 ．水和废水监测分析方法［M］． 4 版 ． 北京:
中国环境科学出版社，2002:101，670-671．
［18］ CLARKE K R，WARWICK R M． Change in marine communities:
an approach to statistical analysis and interpretation［M］． Swindon:
Natural Environment Research Council，1994:24-36．
［19］ 王明翠，刘雪芹，张建辉 ． 湖泊富营养化评价方法及分级标准
［J］．中国环境监测，2002，18(5) :47-49．
［20］ 方焰星，何池全，梁霞，等 ．水生植物对污染水体氮磷的净化效
果研究［J］．水生态学杂志，2010，3(6) :36-40．
［21］ 万晓红，王雨春，陆瑾，等 ．白洋淀湿地氮素转化和 N2 O 排放特
征研究［J］．水利学报，2009(10) :1168-1174．
［22］ MDSEN J D． Resource allocation at the individual plant level［J］．
Aquatic Botany，1991，41:67-86．
［23］ NICHOLS D S，KEENEY D R． Nitrogen nutrition of Myriophyllum
spicatum:uptake and translocation of 15 N by shoots and roots［J］．
Freshwater Biology，1976，6:145-154．
［24］ CARIGNAN R，KALFF J． Phosphorus sources for aquatic weeds:
water or sediments? ［J］． Science，1980，27:987-989．
［25］ MADSEN J D． Resource allocation at the individual plant level
［J］． Aquatic Botany，1991，41:67-86．
［26］ 章宗涉 ．水生高等植物 － 浮游植物关系和湖泊营养状态［J］．
湖泊科学，1998，10(4) :83-86．
［27］ VERHOEVEN J T A． The ecology of Ruppia-dominated
communites in western Europe: Ⅲ ． aspects of production，
consumption and decompositon［J］． Aquat Botany，1980(8) :209-
253．
［28］ JONES C，WALTI K，ADAMS M S． Phytoplankton as a factor in
the decline of the submerged macrophyte Myriophyllum spicatum in
Lake Wingra，Wisconsin，U． S． A［J］． Hydrobiologia，1983，107:
213-219．
［29］ 莫妙兴 ．沉水植物在富营养化水体中的环境效应研究［D］． 南
京:河海大学，2007:30-58．
［30］ NAKAI S，INOUE Y，HOSOMI M，et al. Myrophyllum spicatum
released alopathic polyphenoles inhibiting growth of bluegreen algae
Chlorella pyrenoidosa［J］． Water Res，2000，34(1) :3026-3032．
［31］ XIAN Qiming，CHEN Haidong，ZOU Huixian，et al． Allelopathic
activity of volatile substance from submerged macrophytes on
Microcystin aeruginosa［J］． Acta Ecologica Sinica，2006，26(11) :
3549-3554.
(责任编辑:郑朔方)
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