菹草種群內(nèi)外水質(zhì)日變化

王錦旗，鄭有飛，* ，王國祥

(1.南京信息工程大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，南京 210044;2.南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，南京 210097)

湖泊富營養(yǎng)化是全球面臨的一個重大環(huán)境問題，也是我國目前以及今后相當(dāng)長一段時期內(nèi)的重大水環(huán)境問題［1］，當(dāng)污染外源得到有效控制之后［2］，對內(nèi)源氮磷污染的研究顯得格外重要，尤其對內(nèi)源氮磷的賦存形態(tài)、遷移釋放行為及其影響因素等內(nèi)源氮磷污染機理方面的研究更顯得尤其重要［3］。研究表明，內(nèi)源污染物的轉(zhuǎn)化受到水溫、溶解氧(DO)、氧化還原電位、pH等水環(huán)境因子的影響，而水生植物，尤其是沉水植物，對DO、氧化還原電位、pH等水環(huán)境因子又有著重要影響［4］。因此，研究水生植物群落如何影響水環(huán)境因子，以及這些因子對內(nèi)源性污染的影響具有重要的理論和實際意義。

沉水植物作為湖泊生態(tài)系統(tǒng)重要的初級生產(chǎn)者，能分泌化感物質(zhì)抑制藻類繁殖［5］，還可吸收水體及沉積物中的營養(yǎng)鹽，為水體食物鏈提供食物和庇護棲息場所，對維護湖泊生態(tài)系統(tǒng)，控制湖泊富營養(yǎng)化具有重要生態(tài)價值［6］。菹草作為冬春季沉水植物的優(yōu)勢種，在水體生態(tài)修復(fù)過程中起重要作用，其存在對湖泊水質(zhì)及水生生態(tài)系統(tǒng)均能產(chǎn)生重要影響［7-9］。

關(guān)于沉水植物對水體日變化的影響研究，曾有人以苦草為對象做過一定的研究［4，10］，而以冬春季沉水植物菹草為對象的研究還少見，因此，研究菹草種群對水環(huán)境日變化的影響，為更全面了解水生植物對水環(huán)境的影響，及水生植物對內(nèi)源氮磷轉(zhuǎn)化影響的日變化提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 監(jiān)測點設(shè)置

監(jiān)測點設(shè)于南京玄武湖的西北湖區(qū)，選擇一岸邊帶菹草連續(xù)分布區(qū)，因其他湖區(qū)及湖心區(qū)管理人員定期刈割及游人干擾，菹草種群面積小且不連續(xù)。該監(jiān)測水域水流穩(wěn)定，游船較少，菹草生長及水體受擾動均較小。該區(qū)平均水深約92cm，菹草種群沿湖岸南北向連續(xù)均勻分布，菹草種群離岸平均寬度約100m，平均高度達130cm，種群區(qū)內(nèi)菹草分布均勻，平均分枝數(shù)約650株/m2，鮮重約2450g/m2，種群與開闊水域分界明顯。

監(jiān)測點設(shè)置如圖1所示。在菹草種群中央?yún)^(qū)域設(shè)2個監(jiān)測點，在種群與開闊水域過渡區(qū)設(shè)3個監(jiān)測點，無草開闊水域設(shè)3個監(jiān)測點，為保證監(jiān)測點準確，監(jiān)測線兩端用木樁固定，并用尼龍繩連接，并在各監(jiān)測點用竹竿標記。據(jù)分析可知，種群內(nèi)離岸最近的種群內(nèi)監(jiān)測點，種群與開闊水域交界線監(jiān)測點，及開闊水域離岸最遠的一個監(jiān)測點各項指標差異均具有顯著的代表性［11］，分別能代表菹草種群區(qū)，種群-開闊水域交界處，開闊水域的各項水質(zhì)指標變化，故選取上述三點進行分析，其他點位不作分析，3個監(jiān)測點分別記為“種群”、“交界處”、“開闊水域”。各監(jiān)測點離岸距離及水深情況見圖1及表1。

圖1 監(jiān)測點布點示意Fig.1 Distribution of the monitoring areas

1.2 監(jiān)測方法及頻率

因調(diào)查時菹草頂端葉片主要集中在水體表層至水下40cm處，故水溫和DO選取水下20cm處作監(jiān)測分析，氮、磷等營養(yǎng)鹽指標分別取水下5cm處水樣帶回實驗室測得。水溫及DO采用YSI-55型溶解氧儀于現(xiàn)場測定;pH采用HANNA便攜式pH計測定;總氮(TN)、氨氮亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮和總磷(TP)由Skalar流動水質(zhì)分析儀(荷蘭)經(jīng)預(yù)處理后測得。

表1 各監(jiān)測點水深及離岸距離Table 1 Depth and offshore distance of the monitoring points

監(jiān)測時間自2006年4月17日13:30至18日15:30，水溫、DO、pH監(jiān)測頻率1次/2—3h。氮、磷取樣時間分別為 17 日13:30，18 日的 01:30、07:30、11:30、15:30。

1.3 數(shù)據(jù)分析

監(jiān)測兩日均為晴天，光照正常。據(jù)國家授時中心網(wǎng)站查詢得監(jiān)測時段日出、日中、日落時刻。4月17日日中時刻為12:04，日沒時刻為18:35，4月18日日出時刻為05:33;日中時刻為12:04。故將17日13:30—18:35及18日05:33—15:30處理為白晝時段，17日18:35—18日05:33為夜間。

試驗數(shù)據(jù)用Excel軟件進行統(tǒng)計分析及圖表制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 水溫及光照

水溫見表2，3個監(jiān)測點水溫基本維持在17.9—22.4℃之間，水溫自日出后持續(xù)升高，于11:30—15:30達最高，約20—22℃，3個點水溫基本于日出前后5:30—7:30達最低，約18℃，日出后回升。

監(jiān)測區(qū)水面光照強度見表3，3個監(jiān)測點水面平均光照均在4.2×104lx以上，3個點白天光照強度在9:30—13:30 達到最高，為4.4×104—8.4×104lx。

表2 各監(jiān)測點水溫Table 2 Water temperature of the monitoring pionts

表3 各監(jiān)測點光照強度Table 3 Illumination intensity of the monitoring pionts

2.2 受菹草光合作用影響的水環(huán)境因子日變化

因沉水植物菹草根、莖、葉完全淹沒于水下，故其光合作用釋放氧氣，消耗CO2，以及呼吸作用釋放的CO2的過程會對水環(huán)境因子中的DO、pH等產(chǎn)生顯著的影響。

2.2.1 DO變化

水體DO含量日變化如圖2所示。種群與開闊水域的DO含量與對應(yīng)點水溫呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(r=0.89，0.71;P＜0.01)，交界處呈顯著性正相關(guān)關(guān)系(r=0.54;P＜0.05)。種群水體DO含量自13:30—19:30逐漸下降，由13.99mg/L降至11.09mg/L，晚間21:30升至12.20mg/L，后持續(xù)下降，次日07:30降至全天最低，僅9.1mg/L，與水溫最低點一致，日出后持續(xù)升高，至15:30達當(dāng)日最高，達13.90mg/L，較07:30高出34.5%。交界處水體DO含量16:30時較13:30略有升高，16:30—21:30逐漸降低，23:30略有回升，后又持續(xù)降低，次日03:30—05:30降至最低，僅8.8—8.9mg/L，07:30以后持續(xù)回升。開闊水域DO含量日變化趨勢較簡單，13:30—21:30水體DO維持在10.30mg/L上下，21:30至次日05:30持續(xù)降低，05:30達最低，僅8.4mg/L，05:30—09:30水體DO逐漸恢復(fù)，次日09:30—15:30維持在10.40 mg/L上下。DO含量空間分布:種群區(qū)＞交界處＞開闊水域(11.16mg/L＞10.06mg/L＞9.83mg/L)。

2.2.2 pH日變化

菹草種群對水體pH的日變化影響如圖3所示。種群pH與DO含量呈顯著正相關(guān)(r=0.61;P＜0.05)，交界處與開闊水域兩點呈極顯著正相關(guān)(r=0.77，0.87;P＜0.01)。種群區(qū)pH13:30—19:30持續(xù)升高，于日落后約1h的19:30達到最高，為10.6，后持續(xù)下降，于次日03:30—05:30達最低，僅9.9—10.0，日出后07:30開始升高，11:30—15:30又達最高值，約10.5—10.6。交界處pH日變化趨勢與種群區(qū)變化趨勢一致，前一日13:30—19:30持續(xù)升高，19:30達最高，為9.8，后持續(xù)降低，于次日03:30—05:30達最低，僅8.9—9.1。而開闊水域pH值與該點DO含量保持較高的一致性，自13:30至次日7:30持續(xù)下降，凌晨03:30—07:30達最低，僅9.0—9.1，后持續(xù)升高，于次日15:30升至最高，為9.5。在空間分布上全天pH值:種群區(qū)＞交界處＞開闊水域。

圖2 監(jiān)測點DO含量Fig.2 DO concentration of all monitoring points

圖3 監(jiān)測點pHFig.3 pH value of all monitoring points

2.3 營養(yǎng)鹽指標日變化

2.3.1 氮的日變化

TN監(jiān)測結(jié)果如圖4所示。種群區(qū)TN含量13:30—07:30逐漸上升，13:30時TN最低，僅1.41mg/L，次日07:30最高，達1.84mg/L，較前一日13:30時高出30.3%，次日11:30也較低，為1.58 mg/L，15:30略回升。交界處TN含量與種群區(qū)變化趨勢一致，13:30最低，僅1.44mg/L，凌晨07:30最高，達2.42mg/L，后者較前者高出67.7%。開闊水域TN含量自13:30—07:30逐漸升高，07:30—15:30逐漸降低，17日13:30時TN最低，次日凌晨07:30最高，兩者相差78.5%?？傮wTN含量:種群＜交界處＜開闊水域。種群區(qū)及開闊水域水體TN含量與各點DO含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系(r=-0.81，r=-0.89;P＜0.05)，交界處關(guān)系不顯著;三點TN含量與各點pH關(guān)系不顯著。

圖4 監(jiān)測點氮變化Fig.4 Nitrogen variation of the monitoring points

2.3.2 磷的日變化

圖5 監(jiān)測點磷變化Fig.5 Phosphorus variation of the monitoring points

TP監(jiān)測結(jié)果如圖5所示。種群水體TP含量自17日13:30—18日07:30遞增，18日07:30后水體TP含量略有回落，最低點為17日13:30，僅0.040mg/L，18日07:30最高，達0.072 mg/L。交界處水體TP含量自17日13:30—18日15:30持續(xù)上升，17日13:30最低，僅0.057 mg/L，18日15:30最高，為0.135 mg/L。開闊水域17日13:30也處于最低點，僅0.067 mg/L，18日01:30最高，達0.125 mg/L。3個點TP含量:開闊水域＞交界處＞種群。其中開闊水域TP含量與該處DO呈顯著負相關(guān)(r=-0.86;P＜0.05)，與pH均呈負相關(guān)關(guān)系，但不顯著，其余點TP含量與DO、pH關(guān)系均不顯著。

3 討論

據(jù)研究，菹草適宜的生長溫度為15—25℃，20℃附近菹草光合作用產(chǎn)氧量最高，適宜的光照為2.6×104—5.5×104lx，在光照強度為5.43×104lx時菹草光合作用的產(chǎn)氧量最高。故監(jiān)測時間的水溫基本處于18—20℃，水面光照強度均在4.2×104lx以上，水溫及光照強度均適宜菹草的生長和發(fā)育，也非常適宜菹草光合放氧［12］。

水體一方面通過大氣復(fù)氧、水生植物及藻類光合放氧提高水體DO含量，同時水生植物及水體中微生物還要進行呼吸作用耗氧。菹草種群區(qū)的DO含量主要受植株光合放氧速率與呼吸耗氧速率的影響，因水域表層被菹草葉片覆蓋，其大氣復(fù)氧能力較開闊水域要低，故水體DO主要來自菹草白天光合放氧，其光合速率的高低主要受光照、水溫、水體CO2濃度等因素的影響。因植株葉片覆蓋水面，需經(jīng)過一段時間的光照后，水下20cm水溫逐漸才上升，植株光合速率才顯著加快，故18日9:30水體DO含量才顯著升高，直至15:30。而日落前后，隨光照減弱，菹草光合作用也隨之減弱，光合放氧量減少，故17日13:30—19:30水體DO隨水溫降低持續(xù)降低。而日落后19:30菹草中停止光合放氧，水體水生生物呼吸作用旺盛，且水面因菹草葉片覆蓋，大氣復(fù)氧速度較慢，故19:30附近出現(xiàn)一個明顯的低谷，后通過大氣復(fù)氧水體DO含量略有恢復(fù)，但量較少，之后水體中水生動植物持續(xù)不斷消耗DO，直至日出后，水溫顯著升高，菹草光合作用開始后，DO才開始回升。開闊水域水體DO與水溫呈極顯著性相關(guān)，說明水體中DO主要來自于水體大氣復(fù)氧和藻類的光合放氧，清晨日出后，隨光照強度增加，水溫上升，水體DO含量迅速增加，從5:30—9:30水體DO含量迅速增加，之后緩慢增加，直至日落時刻附近DO含量變化不大;自21:30—5:30水體中微生物持續(xù)呼吸耗氧，水體DO減少，至5:30降至最低。交界處DO含量一方面來自于種群內(nèi)部氧的傳輸，另一方面可通過大氣復(fù)氧獲得，故DO平均含量處于兩監(jiān)測點之間，DO日變化趨勢既有種群內(nèi)部特點，又有開闊水域的特點，自17日16:30—21:30種群及水體中微生物因呼吸作用DO持續(xù)下降，21:30又通過大氣復(fù)氧水體DO略有恢復(fù)，之后一直下降，直至3:30—7:30降至全天最低，日出后因種群光合放氧，DO開始恢復(fù)，9:30左右種群內(nèi)、開闊水域與交界處DO均得到恢復(fù)，三監(jiān)測點差異較小，之后種群內(nèi)與開闊水域差異增大，種群內(nèi)DO開始向開闊水域傳輸，故交界處的DO增加速度減慢，但仍較開闊水域要高。

沉水植物因其根、莖、葉完全沉沒于水中，在白天光照充足時，光合放氧作用，為水體提供氧化環(huán)境，改變水體平衡［13］，影響水體pH值，且強烈的光合作用消耗水中的CO2［14］，導(dǎo)致水中 pH 值的增加。由圖3可見，菹草種群區(qū)自前一日13:30—16:30光照強烈且水溫較高，菹草光合作用強烈，消耗水體CO2量較大，水體中H+濃度降低，pH值較高，均高于10.3。18:35日落后，菹草光合作用逐漸停止，菹草種群以呼吸作用為主，但水體中CO2未能及時累積升高，故19:30水體pH仍保持較高的水平，此后水體中CO2濃度逐漸累積升高，水體中H+濃度逐漸升高，故pH逐漸降低，直至凌晨日出前后，達到一天中最低值。日出后，菹草光合作用逐漸恢復(fù)，水體中累積的CO2開始逐漸被消耗，水體中H+濃度開始降低，水體pH值逐漸升高，至11:30—15:30達最高值。而開闊水域水體pH受水體中藻類及微生物影響較大，有日光照射時水中藻類光合作用，消耗水體CO2，水體H+濃度降低，pH值較高，故前一日13:30—16:30，水體pH較高，但其光合作用消耗的CO2量遠不及種群區(qū)菹草光合作用消耗量，故整體其pH值低于種群區(qū)，自18:35日落后，水體浮游生物開始呼吸作用釋放CO2，但因其生物量不及菹草種群區(qū)，故水體中CO2累積速度較緩，未能迅速影響pH，故13:30—21:30開闊水域pH值一直維持在9.3—9.4，直至21:30后，CO2累積量逐漸增高，水體中H+濃度逐漸升高，水體pH值降低，直至日出前后，CO2累積量最高，pH值達最低，日出后因藻類光合作用CO2減少，pH開始增加，但其消耗CO2較低，pH值升高較少，故9:30—13:30 pH值始終保持在9.3，直至15:30才略有升高。交界處因受菹草種群光合作用及呼吸作用影響，水體中CO2量變化趨勢與種群區(qū)一致，故水體pH與種群區(qū)變化趨勢基本一致，但種群從該水體消耗的CO2量不及種群內(nèi)部，故總體pH低于種群內(nèi)。而開闊水域藻類光合作用及呼吸作用對水體的影響均較菹草種群的影響要小，故從種群區(qū)—交界處—開闊水域，水體pH逐漸降低。

氮在沉積物-水體界面的遷移和轉(zhuǎn)化是一個復(fù)雜的過程，其吸附與釋放是一個動態(tài)平衡過程［15］。而溫度、DO、pH、水動力條件等環(huán)境因素都能夠?qū)Φ尫胚^程產(chǎn)生影響［16］，其中DO是最重要的影響因子［17］。因監(jiān)測區(qū)水體較淺，表層水體各種形態(tài)氮含量與底層水體差異不大［11］，故沉積物與上覆水氮遷移能夠迅速從表層水體氮含量變化表現(xiàn)出來。由表2及表3可得，監(jiān)測期間水體DO處于較高溶解氧階段(8—14mg/L)，溫度介于18—22℃，pH種群內(nèi)基本都高于10.0，交界處介于8.9—9.8之間，開闊水域介于9.0—9.5之間。有研究表明厭氧(＜0.5 mg/L)條件下沉積物以溶出為主，高溶解氧條件下，沉積物釋放減緩，以硝態(tài)氮溶出［18-19］;但溫度越高抑制氮釋放效果越好［20］。由此可推斷，因種群至開闊水域三點pH值晝夜最高與最低值差異依次相當(dāng)于平均pH的6.8%、9.6%、6.5%，差異較小，故3個監(jiān)測點pH對氮變化影響較小，而種群至開闊水域晝夜水溫最高與最低值差異分別為平均值的17.9%、14.1%、17.5%，而三點DO含量晝夜最高與最低值差異分別為平均值的43.8%、30.0%、24.5%，故水體晝夜DO及水溫變化對水體沉積物氮釋放起重要作用。因各點DO含量較高，故底泥對上覆水釋放量較小，故各點之間含量差異較小，且未隨DO變化而變化。3個監(jiān)測點含量變化趨勢與DO含量變化趨勢均相反，特別是N含量變化趨勢尤為明顯，由此說明DO越高，對上述三氮釋放抑制作用越強，故上述三氮含量空間分布順序為:種群區(qū)＜交界處＜開闊水域;而DO較高時刻，水溫也較高，兩者共同抑制氮釋放，故在含量在DO變化呈負相關(guān)關(guān)系。時間分布上，白天水體DO含量增高，水溫升高，對沉積物氮釋放抑制能力較強;夜間因水溫下降及DO含量降低，對沉積物氮釋放抑制能力較白天略有降低，故水體中含量均升高。除此之外，沉水植物生長對硝態(tài)氮吸收能力較強，對氨態(tài)氮吸收能力較弱，故沉水植物的生長對及影響十分顯著，對影響較弱［21］。故植株生長對水體含量無顯著影響。因監(jiān)測季節(jié)為菹草旺盛生長期，菹草生長過程中可從水中吸收部分氮元素，使得水體中含量下降，且對周圍水域也有所影響，故離種群越遠含量越高。1:30—7:30菹草光合作用停止，以呼吸作用為主，對氮的利用率下降，加之DO與水溫對內(nèi)源性氮釋放抑制能力下降，故夜間含量較高。

水溫、DO含量、pH、水動力條件、聚磷菌活動及水體中金屬離子價態(tài)密切相關(guān)還會對磷的釋放起重要影響［22-24］。據(jù)金相燦等人的研究，pH值是影響磷釋放的重要因素，堿性條件下，促進NaOH-P的釋放;酸性條件下，促進HCl-P的釋放。在pH＞7的堿性條件下，沉積物磷的釋放量隨pH值增大而顯著增加［25］。另有研究認為堿性條件下則最有利于沉積物中的磷向水體釋放［26］。由上述分析可知，監(jiān)測期間水體DO處于8.8—14.0mg/L，pH值為9.0—10.6之間，呈好氧堿性環(huán)境，但該實驗TP含量并未隨pH值增加而增大，反而出現(xiàn)負相關(guān)關(guān)系，其原因主要是種群至開闊水域三點pH值晝夜最高與最低值差異較小，未能對磷的遷移產(chǎn)生顯著影響，對磷的遷移產(chǎn)生重要影響應(yīng)是水體DO含量的變化，其中種群內(nèi)晝夜DO含量最高與最低值差異達4.89mg/L，交界處達3.02 mg/L，開闊水域為2.41mg/L，分別相當(dāng)于平均DO含量的43.8%、30.0%、24.5%。因水體氧化環(huán)境可促進鐵鋁等金屬離子呈三價狀態(tài)與磷結(jié)合，以磷酸鹽形式沉淀［26-29］，還可促進聚磷菌的活動，故水體DO含量高低決定了上覆水磷的沉淀。故白天種群區(qū)菹草光合放氧，使水體處于富氧環(huán)境，促進磷的沉積，而夜間水體DO含量下降，其磷沉積速度不及白天，故水體前一日13:30水體DO較高時，水體TP含量最低，而夜間水體DO降低時，TP達最高，日出后，水體DO含量升高，水體中TP含量下降，而種群區(qū)DO含量并未與TP含量呈顯著負相關(guān)性，其中菹草白天旺盛生長對磷的吸收也會產(chǎn)生一定影響，而菹草種群顯著改變其他水環(huán)境因子，繼而影響水體磷的遷移也可能是重要原因。而開闊水域無水生植物影響，TP含量受DO、pH影響顯著，故兩者相關(guān)性較好。交界處水體受種群光合作用影響，水體DO含量高于開闊水域，故交界處TP含量變化也與種群內(nèi)表現(xiàn)出同樣的變化趨勢。3個監(jiān)測點中種群區(qū)DO含量最高，磷沉淀量最高，其TP含量最低，開闊水域相反，交界處介于兩者之間。

4 結(jié)論

(1)菹草種群對水體DO影響顯著，日出后水體DO開始增加，白天DO含量與水溫變化一致，日落后開始下降，并于19:30左右出現(xiàn)1次明顯低谷，后略有恢復(fù)，此后一直下降至日出前后。種群區(qū)光合作用對周圍水域有一定的影響，交界處DO含量呈現(xiàn)種群內(nèi)的特點，同時具有開闊水域變化趨勢。離種群較遠的開闊水域DO變化也與水溫呈現(xiàn)一定相關(guān)性，但總體變化幅度較小。種群內(nèi)水體pH值自日出前后開始升高，日落后達最高值，后開始下降，直至次日日出前后，交界處與種群變化趨勢一致，開闊水域pH總體變化幅度較小，白天略高，夜間略低?？傮wDO及pH分布:種群區(qū)＞交界處＞開闊水域。

(3)菹草種群能顯著引起水體DO、pH和其他環(huán)境因子的變化，尤其以DO晝夜變化較大，影響作用最強，繼而影響水體與底泥的氮磷交換，pH晝夜變化率較低未能影響水體氮磷交換，與無水生植物區(qū)對比，菹草種群光合放氧能促進水體DO的提升，降低水體氮磷營養(yǎng)鹽的含量，并對周圍水域產(chǎn)生一定的影響。

［1］Kong F X，Gao G.Hypothesis on Cyanobacteria bloom-forming mechanism in large shallow eutrophic lakes.Acta Ecologica Sinica，2005，25(3):589-595.

［2］Zhong J C，Liu G F，F(xiàn)an CX，Zhang L，Ding S M，Ren X L.Environmental effect of sediment dredging in lake(Ⅰ):the role of sediment dredging in reducing internal phosphorous release.Journal of Lake Sciences，2009，21(1):84-93.

［3］Li H，Pan X J，Shi L Q，Mi J，Song D，Zhao L，Liu X H，He B.Research progress on the analytical methods and characteristic of endogeneous nitrogen and phosphorus pollution in lakes.Environmental Chemistry，.2011，30(1):281-292.

［4］Wang C H，Li K Y，Wen M Z，Liu Z W.Effects of Vallisneria asiatica on water environmental factors and its diurnal variation.Journal of Agro-Environment Science，2007，26(2):798-800.

［5］Wu C，Cang X X，Dong H J，Li D F，Liu J Y.Allelopathic inhibitory effect of Myriophyllum aquaticum(Vell.)Verdc.on Microcystis aeruginosa and its physiological mechanism.Acta Ecologica Sinica，2008，28(6):2595-2603.

［6］Fu C Z，Xiao Y，Gao S X.Effect of submerged plants on nutrient removal in model aquatic eco-system.Environmental Pollution ＆ Control，2006，28(10):753-756.

［7］Yang W B.Wang G X.Environmental effects of Potamogeton crispus population in Lake Xuanwu，Nanjing.Journal of Lake Sciences，2007，19(5):572-576.

［8］Zhang M，Cao T，Nia L，Xie P，Li Z Q.Carbon，nitrogen and antioxidant enzyme responses of Potamogeton crispus to both low light and high nutrient stresses.Environmental and Experimental Botany，2010，68(1):44-50.

［9］Guo C C，Yu G H，Wang G X.Removal of Potamogeton crispus to suspended sediment and N，P of water.Journal of Soil and Water Conservation，2007，21(3):108-110.

［10］Wang Y P，Wang X D，Qin B Q，Zhu G W.Efects of diel variation of Vallisneria asiatica photosynthesis on water quality.Research of Environmental Sciences，2009，22(10):1141-1144.

［11］Wang J Q，Zheng Y F，Wang G X.Influences of Potamogeton crispus population on the lake water quality distribution.Environmental Science，2011，32(2):416-422.

［12］Su S Q，Shen A L，Tang H Y，Yao W Z.Effects of temperature，light intensity and pH on photosynthesis in Potamogeton crispus L..Journal of Southwest Agricultural University，2001，23(6):532-534.

［13］Nurdogan Y，Oswald W J.Enhanced nutrient removal in high-rate ponds.Water Science and Technology，1995，31(12):33-43.

［14］Zhao L F，Zhu W，Mo M X.Effects of submerged macrophytes on pH values and nitrogen removal.Water Resources Protection，2008，24(6):64-67.

［15］Shen L.Impact of dredging on nitrogen release from sediment in seriously polluted river.Water Resources Protection，2011，27(2):6-8.

［16］Gong C S.Study on small urban shallow lake inner pollution source and environmental dredging depth［D］.Nanjing:Hohai University，2007.

［17］Wu Q H，Zeng X Y，Huang Y.Influence of DO and organic matter on nitrogenreleasing in the sediment of river.Research of Environmental Science，2005，18(5):34-39.

［18］Xing Y N，Ruan X H，Zhao Z H.Effect of environmental changes on nitrogen release from sediments in polluted urban river.Advances in Water Science，2010，21(1):120-126.

［19］Li W H，Chen Y X，Sun J P.Influence of different dissolved oxygen(DO)amounts on released pollutants from sediment to overlying water.Journal of Agro-Environment Science，2003 22(2):170-173.

［20］Lin J W，Zhu Z L，Zhao J F.Effect of aeration on release of nitrogen and phosphorus from sediments in eutrophic waterbody.Ecology and Environment，2005，14(6):812-815.

［21］Tong C H，Yang X E，Pu P M.Purification of eutrophicated water by aquatic plant.Chinese Journal of Applied Ecology，2004，15(8):1447-1450.

［22］Schulz M，Kozerski HP，Pluntke T，Rinke K.The influence of macrophytes on sedimentation and nutrient retention in the lower River Spree(Germany).Water Research，2003，37(3):569-578.

［23］Zhang L，F(xiàn)an C X，Wang J J，Zheng C H.Space-time dependent variances of ammonia and phosphorus flux on sediment-water interface in Taihu Lake.Environmental Science，2006，27(8):1537-1543.

［24］Jin X C，Wang S R，Pang Y，Zhao H C，Zhou X N.The study of the effect of pH on phosphate sorption by different trophic lake sediments.Journal of Colloid and Interface Science，2005，285(2):448-457.

［25］Jin X C，Wang S R，Pang Y.The influence of phosphorus forms and pH on release of phosphorus from sediments in Taihu Lake.China Environmental Science，2004，24(6):707-711.

［26］Guo Z Y，Li X C，Wang C，Ma H Y T.Influence of pH Value on the release and the chemical fractions of phosphorus in sediments of Xuanwu Lake.Journal of Agro-Environment Science，2007，26(3):873-877.

［27］Jiang Z J，F(xiàn)ang J G，Zhang J H，Mao Y Z，Wang W.Forms and bioavailability of phosphorus in surface sediments from Sungo Bay.Environmental Science，2007，28(12):2783-2788.

［28］Wang C，Zou L M，Wang P F，Lin Z P.Distribution and correlation of P and Fe fractions in sediments of typical urban shallow lakes.Environmental Science，2008，29(12):3400-3405.

［29］Harveya O R，Rhueb R D.Kinetics and energetics of phosphate sorption in a multi-component Al(III)-Fe(III)hydr(oxide)sorbent system.Journal of Colloid and Interface Science，2008，322，(2):384-393.

［30］Li W H，Chen Y X，Sun J P.Influence of different dissolved oxygen amounts on released pollutants from sediment to overlying water.Journal of Agro-environmental Science，2003，22(2):170-173.

參考文獻:

［1］孔繁翔，高光.大型淺水富營養(yǎng)化湖泊中藍藻水華形成機理的思考.生態(tài)學(xué)報，2005，25(3):589-595.

［2］鐘繼承，劉國鋒，范成新，張路，丁士明，任小龍.湖泊底泥疏浚環(huán)境效應(yīng):Ⅰ.內(nèi)源磷釋放控制作用.湖泊科學(xué)，2009，21(1):84-93.

［3］李輝，潘學(xué)軍，史麗瓊，米娟，宋迪，趙磊，劉曉海，賀彬.湖泊內(nèi)源氮磷污染分析方法及特征研究進展.環(huán)境化學(xué)，2011，30(1):281-292.

［4］王傳海，李寬意，文明章，劉正文.苦草對水中環(huán)境因子影響的日變化特征.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2007，26(2):798-800.

［5］吳程，常學(xué)秀，董紅娟，李地福，劉軍燕.粉綠狐尾藻(Myriophyllum aquaticum)對銅綠微囊藻(Microcystis aeruginosa)的化感抑制效應(yīng)及其生理機制.生態(tài)學(xué)報，2008，28(6):2595-2603.

［6］伏彩中，肖瑜，高士祥.模擬水生生態(tài)系統(tǒng)中沉水植物對水體營養(yǎng)物質(zhì)消減的影響.環(huán)境污染與防治，2006，28(10):753-756.

［7］楊文斌，王國祥.南京玄武湖菹草種群的環(huán)境效應(yīng).湖泊科學(xué)，2007，19(5):572-576.

［9］郭長城，喻國華，王國祥.菹草對水體懸浮泥沙及氮、磷污染物的凈化.水土保持學(xué)報，2007，21(3):108-110.

［10］王永平，王小冬，秦伯強，朱廣偉.苦草光合作用日變化對水質(zhì)的影響.環(huán)境科學(xué)研究，2009，22(10):1141-1144.

［11］王錦旗，鄭有飛，王國祥.菹草種群對湖泊水質(zhì)空間分布的影響.環(huán)境科學(xué).2011，32(2):416-422.

［12］蘇勝齊，沈盎綠，唐洪玉，姚維志.溫度光照和pH對菹草光合作用的影響.西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2001，23(6):532-534.

［14］趙聯(lián)芳，朱偉，莫妙興.沉水植物對水體pH值的影響及其脫氮作用.水資源保護，2008，24(6):64-67.

［15］沈樂.重污染河道疏浚程度對底泥中總氮釋放的影響.水資源保護，2011，27(2):6-8.

［16］龔春生.城市小型淺水湖泊內(nèi)源污染及環(huán)保清淤深度研究［D］.南京:河海大學(xué)，2007.

［17］吳群河，曾學(xué)云，黃鑰.河流底泥中DO和有機質(zhì)對三氮釋放的影響.環(huán)境科學(xué)研究，2005，18(5):34-39.

［18］邢雅囡，阮曉紅，趙振華.城市重污染河道環(huán)境因子對底質(zhì)氮釋放影響.水科學(xué)進展，2010，21(1):120-126.

［19］李文紅，陳英旭，孫建平.不同溶解氧水平對控制底泥向上覆水體釋放污染物的影響研究.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2003 22(2):170-173.

［20］林建偉，朱志良，趙建夫.曝氣復(fù)氧對富營養(yǎng)化水體底泥氮磷釋放的影響.生態(tài)環(huán)境，2005，14(6):812-815.

［21］童昌華，楊肖娥，濮培民.富營養(yǎng)化水體的水生植物凈化試驗研究應(yīng)用.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2004，15(8):1447-1450.

［23］張路，范成新，王建軍，鄭超海.太湖水土界面氮磷交換通量的時空差異.環(huán)境科學(xué)，2006，27(8):1537-1543.

［25］金相燦，王圣瑞，龐燕.太湖沉積物磷形態(tài)及 pH值對磷釋放的影響.中國環(huán)境科學(xué)，2004，24(6):707-711.

［26］郭志勇，李曉晨，王超，馬海濤.pH值對玄武湖沉積物中磷的釋放及形態(tài)分布的影響.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2007，26(3):873-877.

［27］蔣增杰，方建光，張繼紅，毛玉澤，王巍.桑溝灣沉積物中磷的賦存形態(tài)及生物有效性.環(huán)境科學(xué)，2007，28(12):2783-2788.

［28］王超，鄒麗敏，王沛芳，林志評.典型城市淺水湖泊沉積物中磷與鐵的形態(tài)分布及相關(guān)關(guān)系.環(huán)境科學(xué)，2008，29(12):3400-3405.

［30］李文紅，陳英旭，孫建平.不同溶解氧水平對控制底泥向上覆水體釋放污染物的影響研究.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2003，22(2):170-173.