5種水生植物在低濃度污水中氮、磷固定能力比較研究

鄧 然，卜俊超，蔡雄彬

(西南林業(yè)大學 園林學院，云南 昆明 650224)

1 引言

近年來，自然濕地系統(tǒng)在人為因素和自然因素的影響下出現(xiàn)了水位下降、萎縮退化、生境破碎的問題［1～4］，原有的濕地植物無法適應不斷增加的污染負荷而生長受到抑制并導致濕地功能退化，濕地系統(tǒng)由于污染負荷增加和功能退化的惡性循環(huán)幾乎崩潰［5～7］。通過人為參與盡快的恢復并提升濕地系統(tǒng)功能，使其進入正常的狀態(tài)成為解決這一問題的唯一途徑。生態(tài)恢復提出根據(jù)地帶性規(guī)律、生態(tài)演替及生態(tài)位原理選擇適宜的先鋒植物來構造種群和生態(tài)系統(tǒng)，以達到土壤、植被與生物同步分級恢復，使生態(tài)系統(tǒng)逐步恢復到一定的功能水平［8］。但是，由于對引用先鋒植物的認知不夠全面，盲目引進、缺乏管理加之水體中豐富的營養(yǎng)，使先鋒植物在短時間內占據(jù)濕地的生境空間，形成單一型種群［10～12］，這類有意引進外來物種造成的生物入侵占入侵物種數(shù)的49.80%［13］，如大薸(Pistia stratiotes)、鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)、空心蓮子草(Alternanthera philoxeroides)、互花米草(Spartina alterniflora)等惡性雜草被認為是全球100種最具威脅的外來物種。人為干擾造成的生物入侵給原本脆弱的生態(tài)系統(tǒng)造成了更加嚴重的創(chuàng)傷［14］。

為了確保人為參與濕地恢復的安全性和有效性，這需要在濕地植物的選擇前對它們有更全面深入的了解。本實驗選擇了5種在濕地中常見的植物:大薸、蘆葦(Phragmites australis)、水蔥(Schoenoplectus tabernaemontani)、茭 草 (Zizania latifolia)、荇 菜(Nymphoides peltatum)作為研究對象，它們在嚴重富營養(yǎng)化的水體中生長旺盛容易成為優(yōu)勢種，具備生物入侵植物所需的特點。實驗將5種植物種植于低濃度生活污水中，觀察它們在低濃度污水中生物量、TN、TP含量的動態(tài)變化及生長狀況，研究這些植物種類在低濃度污水中是否能表現(xiàn)出旺盛的生長能力，以及對營養(yǎng)元素氮、磷的固定能力。通過以上指標分析這5種植物在濕地系統(tǒng)富營養(yǎng)化情況得到緩解后是否依然具有入侵性以及維護系統(tǒng)穩(wěn)定性的能力。

2 材料與方法

實驗在2010年6～10月完成，5種植物均采自滇池濕地，選擇健康且生長狀況相似的大薸、蘆葦、水蔥、茭草、荇菜植株，生物量為150g種植于直徑、高分別為50cm、60cm的裝有30cm厚細沙的塑料桶中，每只桶裝生活污水26L，水深10cm;5種水生植物在生活污水栽培前用自來水馴化一個月，以使其根部得以修復;實驗在室外進行，有充足光照;每種植物設2個重復，8個時間處理，每30d換1次污水，污水TN、TP濃度分別為13～17mg/L、1.0 ～1.9mg/L。實驗分別在6月21日、7月9日、7月25日、8月10日、8月25日、9月10日、9月26日、10月31日進行植物采收并測量其生物量、TN、TP 濃度測定［16］。

每次實驗時將塑料桶中的植株地上與地下部分以及凋落物全部取出，洗凈泥沙以及葉面灰塵，瀝干水分后稱其鮮重得到生物量;放入理化干燥箱內150℃高溫殺青15min，再調至70℃烘干至恒重后磨碎。植物樣品采用濃硫酸－過氧化氫法消解，TN用次氯酸鈉和水楊酸鈉顯色后采用分光光度法(GB 11894—1989)測定，植株TP鉬酸銨顯色后采用分光光度法(GB 11893—1989)測定。植物TN、TP累積量計算公式為:

式中 Pj和 Bj分別是第 j次植物 TN、TP濃度(mg/g)和生物量(g/m2)。

3 結果分析

3.1 不同濕地植物的生長狀況及生物量動態(tài)變化

生物量迅速增長是生物入侵的最直接的表現(xiàn)，當一個物種的生物量達到一定值成為該地區(qū)的優(yōu)勢種，則表改變該地區(qū)原有的生態(tài)結構并對當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)造成危害。由圖1可見，經(jīng)過4個月的生長，5種植物在污水中生物量都有明顯上升，且各植物之間生物量差異明顯，依次為:大薸(1599 g/m2)＞水蔥(918 g/m2)＞茭草(711 g/m2)＞蘆葦(503 g/m2)＞荇菜(430 g/m2)。大薸在污水中生物量最大，最高時達到1599g/m2，生物量增加速度穩(wěn)定，除8月因為實驗生活污水不能滿足大薸生長高峰期生長所需營養(yǎng)，出現(xiàn)了葉片發(fā)黃腐爛的現(xiàn)象，生物量有所下降，更換污水后情況好轉，10月大薸進入枯萎期，生物量再次下降［16］;水蔥生物量增加，期間生長狀況良好，生物量呈階段性增長，隨著第一次生活污水的加入，水蔥迅速萌發(fā)出新葉，生物量上升較明顯，8月水蔥地下莖及葉片在桶內均勻分布，生長速度較慢，生物量僅從520 g/m2增加到534 g/m2，進入9月后水蔥生物量再次迅速上升，到實驗結束達到最大值;茭草實驗開始后迅速長出新的葉片，生物量明顯增加，8月茭草出現(xiàn)了葉片發(fā)黃以及葉鞘腐爛的現(xiàn)象，造成生物量變化波動較大，9中旬后茭草生長進入枯萎初期，生物量增加較少。蘆葦前期生長較緩慢，第一個月生物量僅從100.3 g/m2增加到 128.5 g/m2，此階段蘆葦?shù)厣喜糠值纳L只表現(xiàn)為老莖上零星發(fā)出新芽，8月中旬之后由于新芽不斷的生長以及地下莖萌發(fā)出新的植株，蘆葦?shù)纳锪靠焖僭黾樱?月26日以后生物量增加較少;荇菜生物量變化趨勢與蘆葦相似，與蘆葦生長速度緩慢不同，荇菜實驗開始后很快萌發(fā)出新葉及地下橫走莖，但由于大量老葉腐爛導致荇菜前期生物量增長緩慢。8月荇菜進入生長旺盛期生長量明顯多于腐爛量才表現(xiàn)出生物量的明顯增加，9月底進入枯萎期以后生物量增加較少。

圖1 不同植物生物量在生活污水中動態(tài)變化

5種植物在低濃度污水中大薸依然表現(xiàn)出明顯的生長優(yōu)勢，實驗開始后植株很快完全長滿水面，在營養(yǎng)供給和生長空間受到限制時，出現(xiàn)了葉片腐爛的現(xiàn)象;蘆葦、水蔥與茭草均為挺水植物，在自然水體中生物量分別可達到8110 g/m2、1580 g/m2和1650 g/m2［17～19］，都明顯高于實驗結果，說明此 3 種植物生物量受環(huán)境環(huán)境影響較大，當水體富營養(yǎng)情況得到改善后不會形成生物入侵;3種植物中茭草根系最為發(fā)達，蘆葦次之，水蔥根系最少且淺，大量研究結果表明，荇菜在富營養(yǎng)化水體中生物量干重可達到395.3 g/m2［18，20，21］，東太湖水生植物群落結構的演變及其沼澤化，容易成為當?shù)氐膬?yōu)勢種［22］，實驗中荇菜生物量最低，穩(wěn)定性差，說明荇菜生長受到低濃度污水的抑制，不足以形成生物入侵;5種植物中大薸、荇菜和茭草極容易發(fā)生腐爛釋放營養(yǎng)物質［23］水蔥和蘆葦釋放強度低，不容易形成二次污染［22，24］。

3.2 不同植物TN濃度動態(tài)變化

氮素是植物中蛋白質、核酸、核蛋白、葉綠素及各種酶的組成成分，植物中TN濃度也反映了植物對營養(yǎng)物質的吸收能力及生長狀況，植物體內營養(yǎng)物濃度與植株所處水環(huán)境有一定的相關性［25］。由圖2可以看出，5種植物在實驗設計的環(huán)境中TN濃度都出現(xiàn)了不同程度的下降，實驗前荇菜(31.93mg/g)＞大薸(17.91mg/g)＞水蔥(17.09 mg/g)＞茭草(14.26mg/g)＞ 蘆葦(9.95mg/g)，實驗結束后大薸(13.87 mg/g)＞荇菜(8.27 mg/g)＞茭草(7.51 mg/g)＞蘆葦(5.80 mg/g)＞水蔥(5.22 mg/g)。同一植物在不同階段TN濃度變化也不同:大薸實驗前后TN濃度在13.78～17.91 mg/g之間，下降23%，與其余4種植物的TN濃度都一直保持下降的趨勢不同，大薸TN濃度在生物量增加緩慢或降低時，TN濃度還會表現(xiàn)出一定程度的上升;蘆葦在整個實驗過程中TN濃度穩(wěn)定在5.22～9.95mg/g之間，而據(jù)文獻報道，在富營養(yǎng)化水體中蘆葦 TN 濃度可以高達 32.15 mg/g［26～28］;荇菜、水蔥、茭草在實驗開始一個月后便完成了在新環(huán)境的調整，TN濃度迅速下降到相對穩(wěn)定的大小:水蔥TN濃度經(jīng)一個月迅速從17.09mg/g下降到9.24mg/g，依然保持相對較慢的速度下降，而富營養(yǎng)化水體中水蔥植物 TN 濃度可達37.36mg/g［29］;茭草 TN 濃度在富營養(yǎng)化水體中為15.2mg/g［30］，實驗中下降至7mg/g后基本保持不變，還出現(xiàn)了葉片發(fā)黃腐爛的現(xiàn)象，說明茭草的TN濃度已經(jīng)下降到該N環(huán)境極限值;荇菜受環(huán)境中N濃度影響最大，在高度富營養(yǎng)化水體中荇菜 TN 濃度為17.25mg/g［31］，而在實驗中荇菜 TN 濃度下降程度在5種植物中最大(74%)，第一個月荇菜生物量變化雖然較小，但TN濃度明顯下降66%，這與荇菜大量老葉腐爛及新莖葉萌發(fā)有關，之后荇菜生長情況較為穩(wěn)定，TN濃度下降較緩慢。綜上所述，5種植物在低濃度生活污水中，TN濃度容易受到水環(huán)境影響，還與生長量成反比關系，植物生長速度越快TN濃度下降越快。

圖2 不同植物TN濃度在生活污水中動態(tài)變化

3.3 不同植物TN累計量動態(tài)變化

植物對N的固定能力與植物種類有關［32］，相同植物在不同濃度污水中 TN 累積量也不同［25，33，34］。由圖3可見，在污水中生長4個月，5種水生植物的TN累積量都有不同程度的明顯上升，變化范圍為417.1～1291 mg/m2，大薸TN累積量增加最多，荇菜最少，僅為大薸的30%。對N的固定能力由強到弱的順序為:大薸(1755.96 mg/m2)＞ 茭草(875.42 mg/m2)＞水蔥(767.64 mg/m2)＞蘆葦(665.33 mg/m2)＞荇菜(673.10 mg/m2)。同一植物在不同階段單位面積TN累積量增加速度也不同:大薸7月整體上升較穩(wěn)定，8月和9月每次換水TN累積量迅速上升15d后由于污水中N源減少后上升較緩慢;茭草實驗開始后TN累積量迅速上升到815.73 mg/m2后，便在650 mg/m2上下波動，實驗結束時TN累積量達到最大值875.42 mg/m2;水蔥TN累計量經(jīng)過15d迅速上升到591.95 mg/m2，之后 TN 累積量便在358.06 ～552.76 mg/m2之間波動;蘆葦TN累計量僅大于荇菜，除了7月9日及8月25日出現(xiàn)一定程度降低以外，蘆葦TN累積量整體上升較穩(wěn)定;荇菜TN累積量最低，實驗開始后由于大量老葉及葉片的腐爛導致TN累計量下降到最低值，但是經(jīng)過一個月的調整后上升趨勢穩(wěn)定。

圖3 不同植物TN累積量在生活污水中動態(tài)變化

3.4 不同植物TP濃度動態(tài)變化

P是植物生長所必須的元素之一，是水生植物生長、繁殖的限制因子［35］，從植物TP濃度變化可以看出植物對P元素的需求量，以推測植物的入侵性。結合圖2與圖4可以看出，5種植物中N、P的含量相關性較低，與TN濃度相比，TP的濃度變化差異更明顯:實驗開始時5種植物之間的TP濃度差異較大，荇菜2.25mg/g＞水蔥(2.07 mg/g)＞大薸(1.36 mg/g)＞茭草(0.88 mg/g)＞蘆葦(0.84 mg/g)，結束時差異明顯縮小而且順序也發(fā)生了明顯變化，蘆葦(0.87 mg/g)＞大薸(0.83 mg/g)＞茭草(0.76 mg/g)＞水蔥(0.65 mg/g)＞荇菜(0.54 mg/g)。荇菜對生活污水中P源濃度較敏感，實驗開始時TP濃度最高，經(jīng)過30d的栽培后迅速從2.25mg/g降低到0.64mg/g成為最低，明顯低于自然水體中荇菜的 TP濃度(1.52mg/g)［31］;水蔥對水體中P濃度反應較遲鈍，雖然在實驗設計的環(huán)境中 TP濃度從 2.07mg/g下降至 0.65mg/g，高達69%，但與荇菜的迅速下降不同，水蔥TP濃度保持著較穩(wěn)定的下降速度;大薸TP濃度經(jīng)過45d從1.36mg/g下降至0.96mg/g后基本保持不變;茭草與蘆葦TP濃度變化相似，實驗前后變化較小分別為14%和5%，TP濃度出現(xiàn)了極少時間的波動，其他時間都較為穩(wěn)定，說明茭草和蘆葦對p濃度要就較高，不會因為環(huán)境中P的變化而發(fā)生較大的改變。

3.5 不同植物TP累積量動態(tài)變化

由圖5可知，水生植物在實驗設計污水環(huán)境中，TP與TN累積量的變化曲線有明顯差異，不同植物對P的固定規(guī)律也差異較大，蘆葦TP累積量增加最多，從 18.59 mg/m2增加到98.73 mg/m2，增加了431% 。對P固定能力從強到弱依次為:大薸(105.92 mg/m2)＞蘆葦(98.73 mg/m2)＞水蔥(94.96 mg/m2)＞茭草(88.96 mg/m2)＞荇菜(43.94 mg/m2)。蘆葦實驗前期由于生長緩慢導致TP累積量增加較慢，隨著生長速度加快TP累積量也迅速上升，10月蘆葦進入生長衰退期，TP累積量上升不明顯;水蔥TP累積量從 22.53 mg/m2增加到94.96 mg/m2，增加321% ，實驗開始15d水蔥TP累積量迅速增加后速度降低，8月10日上升至88.31 mg/m2后開始下降，直到9月25日下降至58.99 mg/m2后迅速上升至94.96 mg/m2;大薸TN累積量從37.36 mg/m2上升到105.92 mg/m2，上升184%，大薸TP累積量上升速度較穩(wěn)定，9月10日以后大薸由于生長進入枯萎期，TP累積量出現(xiàn)了下降;茭草實驗開始后TP迅速增加，1個月后TP累積量一直在85 mg/m2上下變動，實驗結束后達到88.95 mg/m2，與開始時 37.00 mg/m2相比增加140%;荇菜TP累積量最低，從17.99 mg/m2增加到43.94 mg/m2，增加144%，TP累計量前期變化較小，8月25日后隨著生物量的明顯增加TP累積量也迅速增加。

圖4 不同植物TP濃度在生活污水中動態(tài)變化

圖5 不同植物TP累積量在生活污水中動態(tài)變化

4 結果與討論

本研究在2010年6月至10月通過對植物在26LTN、TP濃度分別為 13 ～17mg/L、1.0 ～1.9mg/L的生活污水栽培，30d換一次水的實驗條件下生物量氮磷固定能力進行研究得到以下結論。

(1)5種植物生物量都有明顯上升，且植物間差異顯著，依次為大薸(1599 g/m2)＞水蔥(918 g/m2)＞茭草(711 g/m2)＞蘆葦(503 g/m2)＞荇菜(430 g/m2)。

(2)實驗開始前植物之間TN濃度差異較大，依次為荇菜(31.93mg/g)＞大薸(17.91mg/g)＞水蔥(17.09 mg/g)＞茭草(14.26mg/g)＞蘆葦(9.95mg/g)，在低濃度污水中5種植物TN濃度都發(fā)生了不同程度的下降，實驗結束時大薸(13.87 mg/g)＞荇菜(8.27 mg/g)＞茭草(7.51 mg/g)＞蘆葦(5.80 mg/g)＞水蔥(5.22 mg/g)。

(3)實驗開始時植物之間TP濃度差異明顯:荇菜(2.25mg/g)＞水蔥(2.07 mg/g)＞大薸(1.36 mg/g)＞茭草(0.88 mg/g)＞蘆葦(0.84 mg/g)，結束時差異明顯縮小而且順序也發(fā)生了明顯變化，蘆葦(0.87 mg/g)＞大薸(0.83 mg/g)＞茭草(0.76 mg/g)＞水蔥(0.65 mg/g)＞ 荇菜(0.54 mg/g)。

(4)對N的固定能力由強到弱依次為:大薸(1755.96 mg/m2)＞茭草(875.42 mg/m2)＞水蔥(767.64 mg/m2)＞蘆葦(665.33 mg/m2)＞荇菜(444.64 mg/m2)。

(5)對P的固定能力從強到弱依次為:大薸(105.92 mg/m2)＞蘆葦(98.73 mg/m2)＞水蔥(94.96 mg/m2)＞茭草(88.96 mg/m2)＞荇菜(43.94 mg/m2)。

大薸適應環(huán)境能力最強，在低濃度污水中依然表現(xiàn)出較強的生長勢頭，對N的固定能力及利用率極強，優(yōu)勢顯著，對P的吸收固定能力與其他4種植物相比較優(yōu)勢不明顯，對污水有較強的凈化能力。大薸對環(huán)境因素如污水營養(yǎng)狀況、生長面積等改變非常敏感，當環(huán)境因子出現(xiàn)不利情況時大薸表現(xiàn)出老葉發(fā)黃并腐爛的現(xiàn)象，生長速度也明顯放慢，因此大薸應謹慎使用和精細管理，避免造成不必要的生物入侵和二次污染。

茭草和水蔥在實驗過程中表現(xiàn)相似，N、P固定能力在5種植物中屬于中等水平。水蔥在污水濃度降低的情況下生長狀況依然穩(wěn)定，TN、TP濃度下降速度穩(wěn)定;而茭草會出現(xiàn)葉片發(fā)黃并腐爛的現(xiàn)象以保持TN、TP濃度在一個穩(wěn)定的值。茭草對N、P的要求更高，根系發(fā)達對基質固定能力強，但莖葉穩(wěn)定性底容易腐爛，在使用過程中容易形成二次污染，應注意及時收割;水蔥對環(huán)境變化反應較慢。對N、P要求不高，植株穩(wěn)定性較高不容易腐爛，但根系較淺，莖桿脆弱容易倒伏。

蘆葦對環(huán)境中N、P濃度變化反應速度緩慢，N、P固定能力屬于中等水平，有良好的上升空間，而且5種植物中蘆葦?shù)姆€(wěn)定性最高、最不容易腐壞、抗伏倒能力最強，不容易形成生物入侵，因此可以作為主導植物使用。

荇菜在富營養(yǎng)化水體中可以成為優(yōu)勢種，但在實驗過程中表現(xiàn)最差，生物量低、生長狀況不穩(wěn)定、TN與TP累積量低，這是由于試驗所設計的環(huán)境N、P濃度不滿足荇菜的生長。而且荇菜的生長還受到水體透明度的影響，生長狀況不理想時還會出現(xiàn)腐壞的現(xiàn)象。但是浮葉植物也有其獨特的生態(tài)地位，可以應用于N、P濃度較高的富營養(yǎng)化嚴重的靜水中。

［1］李忠平.我國高原濕地及其保護對策研究［J］.林業(yè)資源管理，2006(4):36～39.

［2］田 昆，陸 梅，常鳳來，等.云南納帕海巖溶濕地生態(tài)環(huán)境變化及驅動機制［J］.湖泊科學，2004，16(1):35～42.

［3］劉紅玉，白云芳.若爾蓋高原濕地資源變化過程與機制分析［J］.自然資源學報，2006，21(5):810～817.

［4］趙仁昌.若爾蓋草地沙化及防治對策［J］.四川環(huán)境，1995(2):15～20.

［5］楊清海.中國富營養(yǎng)化水體修復技術進展［J］.遼東學院學報:自然科學版，2008(6):71～77.

［6］洪雪花，李作生，楊春偉，等.云南濕地的現(xiàn)狀和保護對策［J］.云南環(huán)境科學，2006(25):58～60.

［7］沈亞強，王海軍，劉學勤，等.滇中五湖水生植物區(qū)系及沉水植物群落特征［J］.長江流域資源與環(huán)境，2010，19(1):111～118.

［8］張永澤.自然濕地生態(tài)恢復研究綜述［J］.生態(tài)學報，2001，21(2):309～314.

［9］李洪遠，孟偉慶.濕地中的植物入侵及濕地植物的入侵性［J］.生態(tài)學雜志，2006，25(5):577～580.

［10］王虹揚，黃沈發(fā)，何春光，等.中國濕地生態(tài)系統(tǒng)的外來入侵種研究［J］.濕地科學，2006(3):7～12.

［11］王元軍.南四湖濕地外來入侵植物［J］.植物學報，2010，45(2):212～219.

［12］丁 暉，徐海根，強 勝，等.中國生物入侵的現(xiàn)狀與趨勢［J］.生態(tài)與農村環(huán)境學報，2011，27(3):35～41.

［13］李彥連.山東省南四湖濕地外來入侵植物區(qū)系分析［J］.濟寧學院學報，2011(6):56～61.

［14］李淑英，周元清，胡 承，等.水生植物凈化中微生物變化及凈化效果研究［J］.環(huán)境科學與技術，2009(11):75～80.

［15］金樹權，周金波，朱曉麗，等.10種水生植物的氮磷吸收和水質凈化能力比較研究［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2010，29(8):1571～1575.

［16］劉 育，夏北成.蘆葦濕地不同生物量處理生活污水中三氮［J］.環(huán)境科學與技術，2006，29(4):98～99.

［17］石 雷，王寶貞，曹向東，等.沙田人工濕地植物生長特性及除污能力的研究［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2005，24(1):98～103.

［18］熊漢鋒，彭有軒，孫海元，等.10種濕地水生經(jīng)濟植物綜合評價［J］.安徽農業(yè)科學，2009，37(32):15815～15816，15826.

［19］王震宇，溫勝芳，李鋒民.南四湖濕地六種水生植物的磷素根際效應［J］.中國環(huán)境科學，2010(30):64～68.

［20］谷孝鴻，張圣照，白秀玲，等.東太湖水生植物群落結構的演變及其沼澤化［J］.生態(tài)學報，2005，25(7):1541～1548.

［21］胡圓圓，林 萍，肖德榮，等.麗江拉市海高原濕地水生植被調查與分析［J］.山東林業(yè)科技，2008(1):1～4，37.

［22］李文朝.東太湖茭黃水發(fā)生原因與防治對策探討［J］.湖泊科學，1987，9(1):27～28.

［23］范云爽，戴 麗，蔣云東.人工濕地處理污染河水和濕地植物腐爛分解影響研究［J］.環(huán)境科學導刊，2010，29(3):42 ～45.

［24］劉樹元，閻百興，王莉霞等.潛流人工濕地中植物對氮磷凈化的影響［J］.生態(tài)學報，2011，31(6):1538～1546.

［25］徐德福，徐建民，王華勝.濕地植物在富營養(yǎng)化水體中的N、P吸收效率研究.nitrogen and phosphorus absorp－tion from eutrophicated water［J］.植物營養(yǎng)與肥料學報，2005，11(5):597～601.

［26］吳愛平，吳世凱，倪樂意.長江中游淺水湖泊水生植物氮磷含量與水柱營養(yǎng)的關系［J］.水生生物學報，2005，29(4):406～412.

［27］林小濤，梁海含，梁 華，等.澳門路氹濕地蘆葦?shù)缀康募竟?jié)變化［J］.生態(tài)學雜志，2007，26(1):5～8.

［28］李 萍.水中氨氮、亞硝酸鹽氮及硝酸鹽氮相互關系探討［J］.上海環(huán)境科學，2006，25(6):245 ～246，250.

［29］范云爽，戴 麗，蔣云東.人工濕地處理污染河水和濕地植物腐爛分解影響研究［J］.環(huán)境科學導刊，2010，29(3):42～45.

［30］雷澤湘，徐德蘭，謝貽發(fā)，等.太湖水生植物氮磷與湖水和沉積物氮磷含量的關系［J］.植物生態(tài)學報，2008，32(2):402～407.

［31］蔣躍平，葛 瀅，岳春雷，等.人工濕地植物對觀賞水中氮磷去除的貢獻［J］.生態(tài)學報，2004，24(8):1718 ～1723.

［32］王慶海，段留生，武菊英，等.北京地區(qū)人工濕地植物活力及污染物去除能力［J］.應用生態(tài)學報，2008，19(5):1131～1137.

［33］吳淑杭，徐亞同，姜震方，等.夢清園人工濕地蘆葦?shù)牡缀蜕锪縿討B(tài)及其適宜收割期的研究［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2006，25(6):1594 ～1597.

［34］劉 革.水體富營養(yǎng)化的成因、危害及防治措施［J］.中國水產(chǎn)，2009(10):68～69.