狐尾藻凈化生豬養殖場沼液的研究

吳曉梅，葉美鋒，吳飛龍，黃 薇，林代炎*

（1.福建省農業科學院農業工程技術研究所，福州 350003；2.福建省農業科學院農業質量標準與檢測技術研究所,福州350003）

近年來，隨著我國畜牧業持續穩定發展，畜禽養殖規模化集約化水平顯著提高，保障了社會需求和養殖戶的收入，同時也產生了大量養殖糞污。利用沼氣工程可將糞污收集進行厭氧發酵處理，降低畜禽廢棄物對環境的影響，但其發酵產物（沼液）具有高濃度CODCr、氮磷等污染物質，處理難度、花費成本較大，導致其不能得到有效處理與利用，甚至有養殖戶將其直接排入天然水體，導致地表水、地下水被污染[1]。據資料統計，2014年我國畜禽養殖業的CODCr、總氮（TN）和總磷（TP）排放量分別占農業源總排放量的95.17%、63.37%和76.85%。另也有研究預測，到2020年我國畜禽業污染排放將比2007年增加37%[2]，沼液處理處置問題亟待解決。沼液的處理工藝主要包括A/O、SBR、氧化塘、耕地利用等，A/O、SBR工業化處理投資大、技術要求高；氧化塘、耕地利用等方法雖然耗能小、方便管理，但存在占地面積大、受自然環境影響嚴重、處理效果不穩定等缺點[3]，不易被推廣。而水生植物因具有較高生產率及對水體有較好凈化能力，易收割、可資源化等優點，目前被廣泛應用于環境領域處理污水[4]。不同類型水生植物對營養物質吸收積累能力不同，研究表明沉水植物＞漂浮植物＞挺水植物[5]。沉水植物在光合作用活性期間大量消耗水中的溶解性無機碳，增加溶解氧（DO）濃度，升高pH值，利于氨的揮發和磷的化學沉淀，可對氮磷做短期儲存，利于水中有機物的礦化[6－7]。

狐尾藻是一種常見的沉水植物，是水生植被恢復中被優先考慮的先鋒物種之一。狐尾藻耐污染能力較強，根系泌氧作用強，對水體中的氮磷等富營養化元素吸收能力好，且其營養價值較高，收割后還可作為優質青飼料再利用，實現水體資源循環與凈化作用[8]。當前狐尾藻在富營養化水體的治理方面得到了廣泛應用[9－11]，但在生豬養殖場沼液上的應用研究相對較少。利用狐尾藻處理沼液，一方面通過自生生長吸收沼液中氮磷等營養物質；另一方面因其根系泌氧作用，提高水體溶氧量，促進水體有機物的降解，保護養殖場生態環境，同步實現資源再利用與污染治理。因此本文以生豬養殖場沼液為水培基質，在半動態進水條件下，探究不同水力停留時間狐尾藻對沼液的凈化能力差異，為下一步沼液工程化利用提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試狐尾藻為穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum）：多年生沉水性雙子葉植物，多裂葉型，具有較低的CO2補償點和對pH較高的耐受能力，對水體氮磷去除效果明顯。狐尾藻取自福清市某人工魚塘，其理化性質見表1。

供試沼液：來源于福建省福清市某規模化生豬養殖場，其主要污染物濃度見表2。

1.2 試驗方法

選取葉子帶有光澤、長勢良好的狐尾藻，截取頂枝（10～12 cm，外形基本一致），清洗干凈放入試驗培養箱。培養箱選用直徑36 cm、高40 cm的塑料圓桶。試驗前將狐尾藻置于5%濃度沼液培養水箱培養，待長芽時開始每日進出水處理，期間觀察植株生長狀況。試驗設置處理組、空白組和對照組，每個處理各設3次重復。

表1 狐尾藻成分分析Table 1 Component analysis of Myriophyllum spicatum

表2 供試沼液的特性Table 2 Characteristics of testing biogas slurry

處理組（Z0、Z1、Z2）用 5%沼液水培，每個培養箱加受試液40 L。Z0：水力停留時間60 d，每日進出水量0.5 L；Z1：水力停留時間40 d，每日進出水量1 L；Z2：水力停留時間20 d，每日進出水量2 L；

空白組（CK）用5%沼液水培。空白組主要是作為在不同水力停留時間下沼液對狐尾藻的生理特性影響的參考，因而不設水力停留時間，其他條件同處理組。

對照組（K0、K1、K2）不放狐尾藻，其他處理同處理組。

上述每日進出水皆為沼液原液。每隔3 d用蒸餾水補充由蒸騰損失的水分（計算方法：第1 d進出水后，在桶對應水位標識，隔3 d后在第4 d同一時間進出水后，根據水位離上一次標識位置距離，補給水量直到水位達到標識水平面。試驗正處于春季，氣溫適宜，試驗過程蒸騰損失的水分較小，在計算污染物去除量時忽略不計），每7 d測定一次水樣，并觀察記錄其生長狀況，在水力停留時間結束后收獲整株植物，用去離子水清洗、晾干。將植物在105℃下殺青30 min，在70℃下烘干至恒重，測量干重，并粉碎過篩，供分析測定用。

1.3 測試指標

狐尾藻生物量用鮮重表示，采用稱重法測定。

受試液檢測水體相關參數，包括CODCr、pH、溶解氧、溫度、氨氮、總磷、硝態氮（NO－3－N）及亞硝態氮（NO－2－N）。CODCr采用重鉻酸鹽法（HJ 828—2017）測定；溶解氧用便攜式溶氧儀測定；pH值及水溫分別用雷諾pH計、溫度計現場測定；氨氮用納氏試劑光度法測定；總磷利用鉬酸銨分光光度法測定（GB 11893—1989）；硝態氮用紫外分光光度法測量；亞硝態氮用重氮偶合分光光度法測定。

1.4 數據處理

污染物去除率公式：

ηi=（C進水－Ci出水）/C進水×100%

式中：ηi為第i日污染去除率，%；C進水為進水污染物濃度，mg·L－1；Ci出水為第 i日出水后污染物濃度，mg·L－1。

所有指標均取3次平均值，并求出標準差，采用Origin 7.5和SPSS 22.0軟件進行數據分析，顯著性差異分析采用One－way ANOVA分析方法。

2 結果與分析

2.1 不同處理對狐尾藻生物量的影響

圖1不同處理對狐尾藻生物量的影響Figure 1 Effects of different treatments on the biomass of Myriophyllum spicatum

圖1 為不同處理對狐尾藻生物量的影響，前兩周各處理的狐尾藻增長速率都大于CK，第三周Z1和Z2處理狐尾藻增長速率開始變緩并小于CK處理，第四周開始這3組狐尾藻長勢不良，開始出現死亡腐爛，Z1、Z2兩組增長速率呈現負值。隨著水力停留時間的增加，Z0處理生物量增長速率呈現先增后減的趨勢，其生物量在第六周即42 d時，達到最大1475 g，增長了24.6倍，是CK處理的4.9倍；其次是Z1，其最大生物量出現在第三周，為415.0 g，增長了6.9倍，是CK處理的1.6倍；Z2出現的最大生物量為233.3 g，僅增長了3.9倍，是CK處理的0.9倍，出現在第三周；第四周開始Z1和Z2處理生物量出現不同程度的降低，增長率出現負值。Z0的最大生物量最高，是CK處理最大生物量的4.44倍、Z1處理最大生物量的3.55倍、Z2處理最大生物量的6.32倍。

圖2是試驗期間水體溫度的變化。試驗期間最高溫度平均值是27.46℃，最低溫度平均值為19.64℃，該溫度波動均在狐尾藻合適的生長溫度范圍內。因而本文中狐尾藻生長的主要影響因素還是沼液水質和污染物濃度。2017年5月7日的水體溫度最低為1℃，主要原因是當日最低溫度為－1℃，背景溫度較低，夜間水溫讀數較低。

圖2試驗期間水體溫度Figure 2 Water temperature during the test

2.2 不同處理植株氮磷鉀變化

圖3 為不同處理狐尾藻植株體內氮磷鉀變化。不同的水力停留時間對狐尾藻氮磷鉀含量影響不同，隨著水力停留時間的增加，狐尾藻體內氮磷鉀含量均呈現先增后減的變化趨勢，但全氮和全磷含量的變化幅度較小。

從圖3a中可以看出，試驗結束后各處理狐尾藻體內全氮含量關系為Z1＞Z2＞Z0＞CK，處理組狐尾藻體內全氮含量明顯高于CK，其中Z1處理全氮含量最高為7.69%，是CK處理的2.00倍，CK處理全氮含量最低為3.85%。圖3b為各處理狐尾藻體內全磷含量，全磷含量關系為Z1＞Z2＞Z0＞CK，各處理植株全磷含量都高于CK，但各處理之間全磷含量沒有顯著差異。由此表明，20 d以上的水力停留時間對植株全磷含量的增加影響不大。Z1處理狐尾藻全磷含量最高為0.97%，是CK的1.90倍，CK處理狐尾藻全磷含量最低為0.51%。圖3c為各處理狐尾藻體內全鉀含量變化，各處理關系為Z1＞Z0＞Z2＞CK，處理組狐尾藻體內全鉀含量都高于CK。Z1全鉀含量最高為1.97%，是CK的1.88倍。Z2處理全鉀含量最低為1.42%，是CK的1.35倍。Z1處理即每日進出水為1 L·d－1時，狐尾藻氮磷鉀含量可達最大，分別為7.69%、0.97%及1.97%。

圖3 不同水力停留時間狐尾藻體內氮磷鉀變化Figure 3 The NPK changes of Myriophyllum spicatum in different hydraulic retention time（HRT）

2.3 不同處理水體CODCr的變化

圖4不同水力停留時間處理水體CODCr的去除率Figure 4 CODCrremoval rate of water in different HRT

圖4 為不同處理水體CODCr的去除率。栽培狐尾藻的處理組對CODCr的去除能力都高于對照組，由此可見狐尾藻有利于水體CODCr的去除。各處理對CODCr去除率的關系為 Z1＞Z0＞Z2＞K1＞K2＞K0，Z1 處理對水體CODCr的去除率最高，為65.99%，K0去除率最低，為22.06%。對照組中K1處理對水體CODCr的去除率在同組中最高，為49.84%，這表明水力停留時間為 40 d（沼液進出水量為 1 L·d－1）時，狐尾藻對水體CODCr的去除效果最好。

2.4 不同處理水體氨氮的變化

圖5為不同處理水體氨氮的變化。各處理對水體氨氮去除率關系為 Z1＞Z0＞K1＞K0＞Z2＞K2，其中進出沼液水量為1 L·d－1時，狐尾藻對水體氨氮的去除效果最好，去除率可達59.54%。同一處理組中，Z2處理（水力停留時間為20 d）對水體氨氮去除率為39.72%，去除效果不及其他處理。另結合圖1狐尾藻的生物量，可以得出本試驗狐尾藻氨氮耐受值：當水體氨氮濃度超過220.00 mg·L－1時，狐尾藻的生長受到抑制，增速明顯變緩；當水體氨氮濃度超過368.17 mg·L－1時，狐尾藻出現生長量銳減；當水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現大面積氨中毒癥狀，大量死亡。

圖5不同水力停留時間處理水體氨氮的去除率Figure 5 NH3－N removal rate of water in different HRT

2.5 不同處理水體硝態氮和亞硝態氮的變化

圖6 為不同處理水體硝態氮和亞硝態氮的變化。對照組和處理組硝態氮和亞硝態氮含量較初始水樣都有不同程度的增加。其中硝態氮增長率最大為Z1處理，可達393%，增長最少的是K2處理，僅為32.9%；亞硝態氮增長率最大的是K0處理，為350%，最小的為Z2處理，為53.24%。

2.6 不同處理水體總磷的變化

圖7為不同處理水體總磷的去除率。從圖中可以看出Z1處理對總磷的去除率最高，為90.06%，其次為Z0處理（78.98%），去除率最小的是Z2處理（43.29%），Z2處理對總磷的去除率低于對照組。對于對照組，水體總磷去除率最大的是K1處理，為65.81%，所以當水力停留時間為40 d（沼液進出量為1 L·d-1）時，狐尾藻或生物處理對水體總磷有較高的去除率。

2.7 不同處理水體性質的變化

從圖8可以看出，各處理的pH值變化趨勢相近，且波動幅度不大，總體為小幅增加。變化最大的是K0處理，pH值從8.32升到8.76；Z0處理的變化幅度最小，從7.32降到7.27。各處理水體溶解氧隨著時間變化整體呈現下降趨勢，其中處理組水體溶氧量整體低于對照組。試驗結束時，對照組K0水體出水溶解氧含量最大，為15.18 mg·L-1，處理組Z1溶氧值最小，為 1.16 mg·L-1。

圖6 不同水力停留時間處理水體硝態氮和亞硝態氮的變化Figure 6 NO-3-N and NO-2-N changes of water in different HRT

3 討論

圖7 不同水力停留時間處理水體總磷的去除率Figure 7 The cumulative removal rate of TP of water in different HRT

圖8 不同水力停留時間處理水體pH值和溶解氧的變化Figure 8 The changes of pH value and DO of water in different HRT

本文在相同栽培方式下比較不同進出水量對狐尾藻生長量的影響，試驗結束后，各處理生物量關系為Z0＞Z1＞CK＞Z2，隨著沼液濃度的提高，各處理生物量、生物量增長率都出現不同程度的減少。主要是因為進出水量不同，水體沼液濃度高低不一。Z2處理每日進出水2 L，第三周結束受試液為沼液原液；Z1處理每日進出水1 L，第三周結束受試液濃度為原沼液的一半，水體沼液濃度為50%，水體污染物濃度逐漸超過了狐尾藻的承載能力；而Z0處理在整個試驗周期生物量均表現為增加，前期狐尾藻對沼液中營養物質的需要量大于進水沼液中營養物質濃度，隨著每日進水量累積，狐尾藻對沼液的需要量逐漸趨近飽和，沼液對狐尾藻的生長起到了一定的抑制作用，所以增長率呈現先增后降。試驗表明狐尾藻在5%～45%沼液中可以存活，當提高狐尾藻的生物量時，則需要通過添加一定量的沼液原液提供營養物質補給狐尾藻的生長消耗，沼液濃度維持在20%～30%為宜，當沼液濃度超過50%，則會抑制狐尾藻生長。

利用沼液水培狐尾藻，可以提高狐尾藻養分氮磷鉀含量，全磷和全鉀含量的增加幅度小于全氮含量，主要是狐尾藻對全氮的吸收能力大于對全鉀的吸收能力。氮磷在植物生命活動中發揮首要作用，水體環境總氮、總磷的變化影響沉水植物的生長和生物合成。本試驗處理組狐尾藻植株體內氮磷鉀含量都有不同程度的增加，這與王瑤等[12]結論一致。狐尾藻既可通過根吸收底質中的氮磷營養，也可通過莖葉利用水中的營養物質，氮磷被吸收后用以合成植物自身的結構組成物質，當其被收割運移出水生生態系統時，大量的營養物質也隨之從水體中輸出，從而達到凈化水體的目的。隨著水體氮磷濃度的升高，植株體內氮磷鉀含量呈先增后減趨勢，在每日進出水量為1 L·d－1時，植株體內氮磷鉀含量最大，同時水體總氮、總磷的去除量也最高，這表明狐尾藻在氮磷豐富的水體中有較高的吸收效果，但濃度過高也會阻礙植株光合作用、損傷植物根系，這與范國蘭等[11]及葛芳杰等[13]研究結論一致。可能是因為植物葉片中可溶性糖的積累影響某個代謝途徑的轉錄，進而影響了植物體內的信號轉換[14]。

氨氮濃度是影響狐尾藻生長最重要的因素之一。低溶度氨氮含量有利于植物的生長和光合作用，而過高的濃度容易使狐尾藻中毒，出現葉黃、爛根等現象[15－17]。本試驗發現當水體氨氮濃度超過220.00 mg·L－1時，狐尾藻的生長受到抑制，增速明顯變緩。當水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現大面積氨中毒癥狀，大量死亡，這個結論在劉少博等[18]的試驗中得到驗證。其原因可能來自兩方面：一是氨氮濃度增加引起狐尾藻氮同化作用加強，與光合作用一并競爭同化力ATP和NADPH（還原型輔酶Ⅱ），并且降低了呼吸作用提供碳架的能力，致使CO2同化速率降低、凈光合速率降低、暗呼吸速率升高，由此增加狐尾藻代謝負荷[19－20]；二是氨氮濃度升高，引起狐尾藻根系中過氧化物酶（POD）和過氧化氫酶（CAT）活性升高，葉片和根系膜脂過氧化程度增加，且這種毒害作用隨著其濃度增高，生理反應增強[21]。

根據各處理試驗結束時水體中CODCr、總磷、氨氮、硝態氮和亞硝態氮變化可知，狐尾藻對沼液具有良好的凈化效果，特別是當每日進出水為1 L時，狐尾藻對水體的凈化效果最好。狐尾藻根際有氧區和缺氧區共同存在，為根區亞硝化、硝化等好氧菌群與氨化、反硝化等兼氧或厭氧菌群提供了各自所需的小環境[22]。狐尾藻葉片的光合作用釋放氧氣，增加水中溶解氧，促進有機污染物和某些還原性無機物的氧化分解，從而達到凈化水質的目的[23]。另狐尾藻發達的根系組織可以分泌有機碳和氧氣來調節水體氮生物轉化過程，水體中氮生物轉化過程包括硝化、反硝化反應過程。水體溶解氧充足條件下，隨著水體銨態氮濃度不斷減少，硝態氮含量會增加，這與Reddy等[24]試驗結論類似。Bames等[25]研究表明，硝化過程氧化1 mg氨氮需要消耗4.3 mg的氧氣，而狐尾藻根系具有泌氧作用，改善水體充氧環境同時也為氨氮轉化提供條件，促進有機物降解及消化過程的進行。由此可見，水體氨氮去向主要是植物吸收、基質吸附、揮發、硝化、反硝化等作用；而水體總磷去向主要是植物吸收、生物處理等。

狐尾藻對沼液較強的凈化效果與狐尾藻根系泌氧效率密不可分，吳建強等[26]及周洋洋等[27]研究表明，狐尾藻根系具有泌氧作用，可以改變水體溶氧環境，影響水體微生物環境，進而影響水體污染物的降解效果。狐尾藻根系泌氧作用可使根系周圍形成一個好氧區域，以根系為中心向外輻射，溶氧量減少。同時在收獲狐尾藻時發現其根系周圍存在大量微生物，微生物的活動及水體中的銨鹽、磷酸鹽、硝酸鹽、COD等物質在降解過程中都需要大量氧氣，因此在狐尾藻供氧量與污染物處理需氧量之間存在動態關系[28]。文中水體溶氧值降低，可能是水體污染物降解需氧量大于狐尾藻供氧量所致。試驗中水體pH普遍有小幅度增加，主要可能是狐尾藻利用光合作用吸收CO2轉化為O2，導致水體中的pH有所增加，這與趙聯芳等[29]研究結論類似。Z0處理水體pH值變化最小，可能是因為Z0生物量最大，使污染物降解產生的部分CO2溶于水體。

4 結論

（1）20%～30%沼液濃度有利于狐尾藻生長，處理組相比空白組生物量可以提高1.6～4.9倍；各組狐尾藻植株體內氮磷鉀含量相比空白組分別提高了1.5～2.0、1.57～1.90、1.35～1.88 倍。

（2）不同的進水量條件下，狐尾藻生長情況及其對沼液凈化能力存在明顯差異，綜合生物量、對沼液的凈化能力及試驗周期等方面考慮，當水力停留時間為40 d時，狐尾藻對沼液的處理效果最好，沼液中CODCr、氨氮及總磷去除率分別可達65.99%、59.54%及90.06%。

（3）沼液中氨氮濃度小于 220.00 mg·L－1時，可以促進狐尾藻生長，當水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現大面積氨中毒癥狀，大量死亡。

（4）在處理氨氮、CODCr、總磷等高濃度生豬沼液廢水的生態濕地系統中，狐尾藻可作為一種良好的候選水生植物。

參考文獻：

[1]吳天馬.江蘇省規模化畜禽養殖業污染調查報告[J].環境導報,2001（4）：20－22.WU Tian－ma.Investigation report on large－scale livestock breeding pollution of Jiangsu province[J].Environment Herald,2001（4）：20－22.

[2]谷曉明,邢可霞,易禮軍,等.農村養殖戶畜禽糞污綜合利用的公共私營合作制（PPP）模式分析[J].生態與農村環境學報,2017,33（1）：62－69.GU Xiao－ming,XING Ke－xia,YI Li－jun,et al.Introduction of publicprivate－partnership（PPP）into comprehensive utillization of livestock waste from rural livestok keepers[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2017,33（1）：62－69.

[3]鄧良偉.豬場廢水處理新工藝研究[D].杭州：浙江大學,2007：1－14.DENG Liang－wei.Study on new treatment process of piggery wastewater[J].Hangzhou：Zhejiang University,2007：1－14.

[4]種云霄,胡洪營,錢 易.大型水生植物在水污染治理中的應用研究進展[J].環境污染治理技術與設備,2003,4（2）：36－40.ZHONG Yun－xiao,HU Hong－ying,QIAN Yi.Advances in utilization of macrophytes in water pollution control[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2003,4（2）：36－40.

[5]張洪剛,洪劍明.人工濕地中植物的作用[J].濕地科學,2006,4（2）：146－154.ZHANG Hong－gang,HONG Jian－ming.Functions of plants of constructed wetlands[J].Wetland Science,2006,4（2）：146－154.

[6]劉 燕.氮對沉水植物狐尾藻的生理特征及與沉積物氮行為的影響[D].北京：首都師范大學,2009.LIU Yan.The effect of physiological response and nitrogen acts for sediment in the Myriophyllum spicatum L.on nitrogen nutrition[D].Beijing：Capital Normal University,2009.

[7]李紅美,王永陽,李 玉,等.水體氮濃度對狐尾藻和金魚藻片段萌發及生長的影響[J].植物營養與肥料學報,2014,20（1）：213－220.LI Hong－mei,WANG Yong－yang,LI Yu,et al.Effects of nitrogen concentration in water on the germination and growth of Myriophyllum spicatum and Ceratophyllum demersum fragments[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2014,20（1）：213－220.

[8]李 偉,程 玉.洪湖主要沉水植物群落的定量分析Ⅲ.金魚藻+菹草+穗花狐尾藻群落[J].水生生物學報,2000,24（1）：30－35.LI Wei,CHENG Yu.Quantitative analysis on the main submerged communities in Honghu Lake.Ⅲ.Ceratophyllum demersum+Potamogeton crispus+Myriophyllum spicatum community[J].Acta Hydrobiologica Sinica,2000,24（1）：30－35.

[9]方焰星,何池全,梁 霞,等.水生植物對污染水體氮磷的凈化效果研究[J].水生態學雜志,2010,3（6）：36－40.FANG Yan－xing,HE Chi－quan,LIANG Xia,et al.The purifying effect of polluted water by the aquatic plants[J].Journal of Hydroecology,2010,3（6）：36－40.

[10]鐘愛文,曹 特,張 萌,等.光照和黑暗條件下苦草和穗花狐尾藻對銨態氮的吸收[J].湖泊科學,2013,25（2）：289－294.ZHONG Ai－wen,CAO Te,ZHANG Meng,et al.Uptake of ammonium by Vallisneria natans and Myriophyllum spicatum under light and dark regimes[J].Journal of Lake Sciences,2013,25（2）：289－294.

[11]范國蘭,李 偉.穗花狐尾藻在不同程度富營養化水體中的營養積累特點及營養分配對策[J].武漢植物學研究,2005,23（3）：267－271．FAN Guo－lan,LI Wei.Response of nutrient accumulation characteristics and nutrient strategy of Myriophyllum spicatum L.under different eutrophicationconditions[J].JournalofWuhanBotanicalResearch,2005,23（3）：267－271.

[12]王 瑤,顧宇飛,紀東成,等.富營養條件下不同形態氮對輪葉黑藻（Hydrilla verticillata）的生理影響[J].環境科學研究,2006,19（1）：71－74．WANG Yao,GU Yu－fei,JI Dong－cheng,et al.Effects of different form of nitrogen on Hydrilla verticillata under eutrophic nutrient condition[J].Reseach of Environmental Sciences,2006,19（1）：71－74.

[13]葛芳杰,劉碧云,魯志營,等.不同氮、磷濃度對穗花狐尾藻生長及酚類物質含量的影響[J].環境科學學報,2012,32（2）：472－479.GE Fang－jie,LIU Bi－yun,LU Zhi－ying,et al.Effects of different nitrogen and phosphorus levels on the growth and total phenolic contents of Myriophyllum spicatum[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2012,32（2）：472－479.

[14]Hermans C,Hammond J P,White P J,et al.How do plants respond to nutrient shortage by biomass allocation[J].Trends in Plant Science,2006,11（12）：610－617.

[15]Correia C M,Pereira J M M,Coutinho J F,et al.Ultraviolet－B radiation and nitrogen affect the photosynthesis of maize：A mediterranean field study[J].European Journal of Agronomy,2005,23（3）：267－271.

[16]Field C,Mooney H A.The photosynthesis-nitrogen relationship in wild plants[M]//Givnish T.On the economy of plant form and function.London：Cambridge University Press,1986:25-55.

[17]Nakaji T,Fukami M,Dokiya Y.Effects of high nitrogen load on growth,photosynthesis and nutrient status of Cryptomeria japonica and Pinus desiflora seedlings[J].Trees,2001,15：453-461.

[18]劉少博,冉 彬,曾冠軍,等.高銨條件下綠狐尾藻的生理與氮磷吸收特征[J].環境科學,2017,38（9）：3731-3737.LIU Shao-bo,RAN Bin,ZENG Guan-jun,et al.Physiological characteristics and nitrogen and phosphorus uptake of Myriophylum aquaticum under high ammonium conditions[J].Environment Science,2017,38（9）：3731-3737.

[19]劉 燕,王圣瑞,金相燦,等.水體營養水平對3種沉水植物生長及抗氧化酶活性的影響[J].生態環境學報,2009,18（1）：57-63.LIU Yan,WANG Sheng-rui,JIN Xiang-can,et al.Effects of different nutritional condition on the growth and antioxidant enzyme activity of three submerged macrophytes[J].Ecology and Environmental Sciences,2009,18（1）：57-63.

[20]金相燦,楚建周,王圣瑞.水體氮濃度、形態對黑藻和狐尾藻光合特征的影響[J].應用與環境生物學報,2007,13（2）：200-204.JIN Xiang-can,CHU Jian-zhou,WANG Sheng-rui.Effects of nitorgen concentration and form in water on photosynthetic characteristics of Hydrilla verticillata and Myriophyllum verticillatum[J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2007,13（2）：200-204.

[21]焦立新,王圣瑞,金相燦.穗花狐尾藻對銨態氮的生理響應[J].應用生態學報,2009,20（9）：2283-2288.JIAO Li-xin,WANG Sheng-rui,JIN Xiang-can.Physiological responses of Myriophylum spicatum to ammonium nitrogen[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2009,20（9）：2283-2288.

[22]黃 正,范 瑋,李 谷,等.固定化硝化細菌去除養殖廢水中氨氮的研究[J].華中科技大學學報,2002,31（1）：18-20.HUANG Zheng,FAN Wei,LI Gu,et al.Removing ammonia nitrogen from fishery wastewater by immobilized nitrifying bacteria[J].Journal of Huazhong University of Science and Technology,2002,31（1）：18-20.

[23]蘇勝齊,姚維志.沉水植物與環境關系評述[J].農業環境保護,2002,21（6）：570-573.SU Sheng-qi,YAO Wei-zhi.A brief review on mutual relationship between submergerd macrophytes and environment[J].Agro-Enviromental Protection,2002,21（6）：570-573.

[24]Reddy K R,Dangelo E M,Debusk T A.Oxygen transport through aquatic macrophytes：The role in wastewater treatment[J].Environment Quality,1989,19（2）：261-267.

[25]Barnes D,Bliss P J.Biological control of nitrogen in wastewater treatment[M].London:E&FN Spoon Ltd,1983：29-47.

[26]吳建強,阮曉紅,王 雪.人工濕地中水生植物的作用和選擇[J].水資源保護,2005,21（1）：1-6．WU Jian-qiang,RUAN Xiao-hong,WANG Xue.Selection and function of aquatic plants in constructed wetlands[J].Water Resources Protection,2005,21（1）：1-6．

[27]周洋洋,劉紅乾,董如夢,等.五種水培觀賞植物對城市污水凈化效果的研究[J].山東林業科技,2014,44（6）：21-24．ZHOU Yang-yang,LIU Hong-qian,DONG Ru-meng,et al.The research of purification effect about five hydroponic ornamental plants in polluted water[J].Journal of Shandong Forestry Science and Technology,2014,44（6）：21-24.

[28]吳曉磊.人工濕地廢水處理機理[J].環境科學,1994,16（3）：83-86.WU Xiao-lei.Mechanism of wastewater treatment in constructed wetlands[J].Environmental Science,1994,16（3）：83-86.

[29]趙聯芳,朱 偉,莫妙興.沉水植物對水體pH值的影響及脫氮作用[J].水資源保護,2008,24（6）：64-67.ZHAO Lian-fang,ZHU Wei,MO Miao-xing.Effects of submerged macrophytes on pH values and nitrogen removal[J].Water Resources Protection,2008,24（6）：64-67.