吳艷龍，鄭凌凌，李 林，殷大聰，代龔圓，宋立榮

(1：中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430072) (2：中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049) (3：長(zhǎng)江水利委員會(huì)長(zhǎng)江科學(xué)院，武漢 430010)

藍(lán)藻水華是世界范圍內(nèi)的熱點(diǎn)研究問題，已報(bào)道的有幾十個(gè)屬的上百種藍(lán)藻可以形成水華[1].出現(xiàn)最廣泛、最常見的水華藍(lán)藻為微囊藻屬(Microcystis)，因此微囊藻水華已經(jīng)被廣泛關(guān)注和深入研究[2].水華束絲藻(Aphanizomenonflos-aquae)也是一種水體中較常見的水華藍(lán)藻種類，在世界各種類型的湖泊、水庫(kù)、池塘等水域均有發(fā)生[3-6].水華束絲藻屬于藍(lán)藻門念珠藻科束絲藻屬，是我國(guó)最早發(fā)現(xiàn)的束絲藻屬種類，束絲藻水華在我國(guó)各地均有報(bào)道，并逐漸引起人們的廣泛關(guān)注.

1982年12月至1983年1月以及4月，東湖浮游植物水華經(jīng)鑒定為水華束絲藻水華[7].杭州西湖1981年發(fā)生水華束絲藻水華，生物量高達(dá)67.73×107cells/L，占浮游植物總量的98%，出現(xiàn)西湖歷史上罕見的“黑水”[8].貴陽(yáng)地區(qū)最大的人工湖泊紅楓湖水庫(kù)1998年3月-4月上旬出現(xiàn)罕見的大面積水華束絲藻水華最為典型，其間南湖水域表層0.5m左右形成藻漿[9].2002年起，湖北省通山縣縣城附近的一座小型水庫(kù)——四斗朱水庫(kù)連續(xù)幾年在早春即開始發(fā)生嚴(yán)重束絲藻水華，富藻層厚度達(dá)4m，水華的唯一優(yōu)勢(shì)種為水華束絲藻[10].云南高原湖泊滇池2001-2009年調(diào)查研究發(fā)現(xiàn)，水華束絲藻與微囊藻屬隨季節(jié)演替，成為滇池藍(lán)藻水華的兩大優(yōu)勢(shì)種群[11-12].

影響水華束絲藻發(fā)生水華的因素很多，如外部營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的輸入、周邊的生態(tài)環(huán)境、浮游動(dòng)物種群、具漂浮能力的氣囊、固氮異形胞、能夠形成孢子、廣泛的水溫適應(yīng)性等[4，6，13-15].浮游植物異形胞固氮對(duì)固氮藍(lán)藻水華有重要影響，水體中磷營(yíng)養(yǎng)充足、氮成為限制因子將導(dǎo)致固氮藍(lán)藻水華的發(fā)生[16-20].湖泊、水庫(kù)、池塘等生態(tài)系統(tǒng)中，可利用的氮濃度一般處于較低濃度水平，低氮甚至缺氮對(duì)水華束絲藻的生長(zhǎng)及對(duì)氮的利用能力較少報(bào)道.了解水華束絲藻在低濃度氮以及無(wú)氮條件下的生長(zhǎng)特征、異形胞發(fā)生格局以及固氮特征，對(duì)藍(lán)藻水華的發(fā)生機(jī)制以及控制可以提供理論和技術(shù)指導(dǎo).本實(shí)驗(yàn)以滇池水華束絲藻為研究對(duì)象，旨在通過研究滇池水華束絲藻在低濃度硝態(tài)氮條件下的生長(zhǎng)特征，無(wú)氮條件下異形胞的形成過程及固氮能力，以期初步揭示在野外較低的氮濃度條件下，滇池水體中水華束絲藻生長(zhǎng)過程中氮的生物學(xué)和生態(tài)學(xué)作用，了解氮在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊滇池水華束絲藻-微囊藻演替過程中的影響，為了解類似水體中固氮和非固氮藍(lán)藻的演替提供新的認(rèn)識(shí).

1 材料與方法

1.1 藻種分離

樣品采自滇池北部海埂灣，其中水華束絲藻Aph1于2010年4月分離，Aph9于2011年3月分離.采樣時(shí)，用1L有機(jī)玻璃采水器采集約30ml表層水，放于50ml樣品瓶中，立即帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行純種分離.藻種分離時(shí)，取少量新鮮湖水，置于滅菌載玻片上，在Olympus CX31型光學(xué)顯微鏡下用滅菌的巴斯德毛細(xì)管吸取單根藻絲，用無(wú)菌水清洗5次，再用無(wú)菌CT培養(yǎng)基[21]清洗3次后置于添加CT培養(yǎng)基的12孔真空包裝細(xì)胞培養(yǎng)板內(nèi).培養(yǎng)條件為：溫度20±1℃、光暗比12h∶12h、光強(qiáng)20μE/(m2·s).分離的培養(yǎng)物在1個(gè)月左右生長(zhǎng)成簇后，取少量培養(yǎng)物鏡檢是否為水華束絲藻，水華束絲藻藻株轉(zhuǎn)接到含150ml CT培養(yǎng)基的三角瓶擴(kuò)大培養(yǎng)，培養(yǎng)條件同上.兩株藻種經(jīng)中國(guó)科學(xué)院淡水藻種庫(kù)進(jìn)一步鑒定為水華束絲藻.藻種采集地(24°56′43″N，102°38′55″E)周圍的理化參數(shù)為：水溫15.1±0.36℃、pH 8.92±0.42、溶解氧7.65±0.14mg/L、透明度28.5±2.0cm、葉綠素a濃度 121.2±39.6μg/L、溶解性反應(yīng)磷濃度0.027±0.009mg/L、總?cè)芙饬诐舛?.037±0.010mg/L、總磷濃度0.332±0.056mg/L、總?cè)芙獾獫舛?.933±0.178mg/L、總氮濃度4.360±1.594mg/L.

1.2 藻細(xì)胞培養(yǎng)與計(jì)數(shù)

分離的水華束絲藻培養(yǎng)到一定生物量后轉(zhuǎn)接至CT培養(yǎng)基，以對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的水華束絲藻作為實(shí)驗(yàn)材料.水華束絲藻藻絲接種前用無(wú)氮培養(yǎng)基清洗3次，不進(jìn)行氮饑餓處理直接作為材料接種于不同濃度的硝態(tài)氮培養(yǎng)基中，實(shí)驗(yàn)培養(yǎng)條件為：BG-11培養(yǎng)基[22]、溫度20±1℃、光暗比為12h∶12h、光強(qiáng)30μE/(m2·s).每天手動(dòng)搖動(dòng)藻種兩次并更換藻種在培養(yǎng)箱的位置.接種后，每隔兩天取樣一次，取樣時(shí)間為9：00-11：00，在島津1800分光光度計(jì)上于680nm處測(cè)定吸光度.藻絲以及異形胞數(shù)目在Olympus CX31型光學(xué)顯微鏡下直接用浮游植物計(jì)數(shù)框計(jì)數(shù).整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中，分離和培養(yǎng)的水華束絲藻一直處于漂浮狀態(tài).

1.3 理化參數(shù)的測(cè)定

水體pH、溶解氧及水溫的數(shù)據(jù)均在取樣時(shí)使用YSI 550A(YSI， USA)現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定，透明度通過塞氏盤測(cè)定，營(yíng)養(yǎng)鹽的測(cè)定采用文獻(xiàn)[23]的方法.無(wú)氮培養(yǎng)基中水華束絲藻固定的氮以測(cè)定的總氮表示，其方法同上，所有玻璃器皿使用前于鹽酸(1+9)中浸泡48h，然后用無(wú)氨水洗凈.

1.4 統(tǒng)計(jì)學(xué)方法

數(shù)據(jù)繪圖在Origin 8.0軟件中完成，用SPSS 18.0進(jìn)行One-way ANOVA 分析，P<0.05為顯著相關(guān).

2 結(jié)果

2.1 不同硝態(tài)氮濃度下水華束絲藻的生長(zhǎng)特征

兩株水華束絲藻Aph1和Aph9分別接種于添加不同濃度(0、0.5、2、5、10、20mg/L，對(duì)照組BG-11含硝態(tài)氮約274mg/L)硝態(tài)氮的BG-110(不含硝態(tài)氮)培養(yǎng)基中. 結(jié)果表明(圖1)：隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，水華束絲藻在各濃度硝態(tài)氮培養(yǎng)基中的生物量均逐漸增加. 兩株水華束絲藻對(duì)不同濃度硝態(tài)氮的響應(yīng)比較一致，即隨著硝態(tài)氮濃度的升高，水華束絲藻的生長(zhǎng)速率逐漸增加. 水華束絲藻在硝態(tài)氮濃度越高的培養(yǎng)基中，其達(dá)到穩(wěn)定期的時(shí)間也越短. 水華束絲藻Aph1在生長(zhǎng)約40d后達(dá)到穩(wěn)定，680nm處的吸光度為1.354，但是其在硝態(tài)氮濃度為20、10、5和2mg/L培養(yǎng)基中的生物量在45 d已經(jīng)接近BG-11培養(yǎng)基中的生物量水平(P>0.05)，0.5mg/L硝態(tài)氮中水華束絲藻生物量雖然與對(duì)照組差異比較顯著(P<0.05)，但其生物量也較高，并保持上升的趨勢(shì).無(wú)氮培養(yǎng)基中，水華束絲藻生長(zhǎng)受到一定的抑制，生長(zhǎng)相對(duì)比較緩慢，但是實(shí)驗(yàn)后期生物量也比較高，吸光度接近0.9.相比Aph1，Aph9生長(zhǎng)潛力更大，即使培養(yǎng)45d其生物量仍然處于增長(zhǎng)的趨勢(shì)，在不同濃度的硝態(tài)氮培養(yǎng)基中，生物量均很高，僅無(wú)氮培養(yǎng)基中處理組的生物量與對(duì)照組存在顯著差異(P<0.05).

圖1 不同硝態(tài)氮濃度對(duì)滇池水華束絲藻生長(zhǎng)的影響Fig.1 The effects of different nitrate-nitrogen concentrations on the growth of A.flos-aquae isolated from Lake Dianchi

圖2 無(wú)氮誘導(dǎo)藻絲異形胞分化特征Fig.2 Heterocyst characteristics of A. flos-aquae induced in N-free status

2.2 無(wú)氮誘導(dǎo)異形胞的分化

圖3 Aph9不同時(shí)期異形胞以及異形胞熒光特征Fig.3 Lightmicroscope ofheterocyst formation at different stages and autofluorescence of A. flos-aquae strain Aph9

圖4 兩株水華束絲藻固氮特征Fig.4 Nitrogen fixation characteristics of the two strains of A. flos-aquae

固氮藍(lán)藻能夠在缺氮環(huán)境下形成異形胞，固定大氣中的氮?dú)庖赃m應(yīng)氮脅迫.對(duì)分離的兩株水華束絲藻進(jìn)行無(wú)氮培養(yǎng)，誘導(dǎo)其異形胞的分化，發(fā)現(xiàn)水華束絲藻能夠迅速分化形成異形胞，Aph9經(jīng)過誘導(dǎo)后，第3d含有異形胞的藻絲即達(dá)到50%以上，第7d高達(dá)72%，之后維持較高的比例持續(xù)波動(dòng).Aph1誘導(dǎo)形成異形胞的總體趨勢(shì)與Aph9非常相似，其形成異形胞的比例也很高，達(dá)50%以上.對(duì)照組BG-11培養(yǎng)基中初始時(shí)期含少量異形胞，可能是初期階段收集藻絲過程中經(jīng)歷短暫的缺氮過程誘導(dǎo)所致，培養(yǎng)10d以后對(duì)照組完全沒有異形胞形成(圖2).

由圖3可見，水華束絲藻細(xì)胞能感受氮脅迫狀態(tài)，缺氮能快速誘導(dǎo)形成異形胞.Aph9接種初期即觀察到有部分藻絲形成異形胞，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，異形胞的比例開始增加，培養(yǎng)后期也有大量的藻絲含有異形胞(圖3A～D)，但是，對(duì)照組BG-11培養(yǎng)的水華束絲藻幾乎完全不含異形胞(圖3E).Aph9藻絲上形成的異形胞具有明顯不同的自發(fā)熒光特征，異形胞紅色熒光比營(yíng)養(yǎng)細(xì)胞弱，并且在與營(yíng)養(yǎng)細(xì)胞結(jié)合的部分無(wú)熒光(圖3F).

2.3 水華束絲藻的固氮作用

Aph1、Aph9接種于無(wú)氮培養(yǎng)基，測(cè)得不同培養(yǎng)時(shí)間培養(yǎng)基中的總氮，后期測(cè)得的總氮去除初始條件接種時(shí)期的氮即為水華束絲藻因固氮作用增加的氮.實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示(圖4)：兩株水華束絲藻培養(yǎng)基中氮含量增加趨勢(shì)比較一致.在開始的1周內(nèi)培養(yǎng)基中氮含量未見增加，從第7d開始穩(wěn)步增加.隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，培養(yǎng)基中因水華束絲藻固氮作用增強(qiáng)，總氮逐步增加.到實(shí)驗(yàn)后期，培養(yǎng)基中增加的總氮含量超過25mg/L.

3 討論

氮是浮游植物生長(zhǎng)所需的大量必需元素之一，它存在于所有組成蛋白質(zhì)的氨基酸中，同時(shí)也是合成藻藍(lán)蛋白、葉綠素a以及DNA等核酸的基本元素.藻類在氮饑餓脅迫條件下，藻藍(lán)蛋白做為氮庫(kù)降解，葉綠素a含量下降，光合作用降低，細(xì)胞代謝速率減緩[24]，藻類最后可能死亡或者以類似休眠體或孢子的形式長(zhǎng)期生存[25-26].藍(lán)藻中具有明顯固氮能力的種類，已作過研究或測(cè)定過固氮能力的約有160余種和變種，其中絕大多數(shù)屬于念珠藻目中的種類，如念珠藻、魚腥藻、束絲藻、單岐藻、眉藻等.固氮藍(lán)藻在有氮的情況下不形成異形胞，只有當(dāng)培養(yǎng)環(huán)境中缺乏可利用的氮源時(shí)，才開始分化異形胞.當(dāng)細(xì)胞中缺乏可用的NH3時(shí)，導(dǎo)致α-酮戊二酸的大量積累，細(xì)胞內(nèi)自由Ca2+濃度的升高，它們是氮饑餓程度的重要信號(hào)，誘導(dǎo)異形胞的分化.異形胞利用N2合成NH3，NH3通過谷氨酰胺合成酶-谷氨酸合成酶循環(huán)形成谷氨酰胺和谷氨酸，被轉(zhuǎn)運(yùn)到營(yíng)養(yǎng)細(xì)胞中[27-29]，供細(xì)胞生長(zhǎng)和分化的需要.

滇池分離的水華束絲藻不經(jīng)氮饑餓處理直接接種于無(wú)氮BG-11培養(yǎng)基，能夠誘導(dǎo)藻絲體異形胞的分化，含有異形胞的藻絲比例在第3d即可達(dá)到50%以上，表明水華束絲藻能快速應(yīng)對(duì)缺氮脅迫.水華束絲藻在無(wú)氮培養(yǎng)基中生長(zhǎng)的初期會(huì)受到一定程度的抑制，生長(zhǎng)速率相比BG-11對(duì)照組低，但在后期生長(zhǎng)差異減小，當(dāng)添加的氮濃度達(dá)到0.5mg/L以上時(shí)，其生物量與BG-11對(duì)照組無(wú)顯著差異.以上結(jié)果表明：在富營(yíng)養(yǎng)化水體中可供利用的氮濃度高于0.5mg/L時(shí)，水華束絲藻等固氮藍(lán)藻的生長(zhǎng)可能不受氮營(yíng)養(yǎng)的限制.氮在春季通常被認(rèn)為是浮游植物生長(zhǎng)的限制因子[30]，滇池束絲藻水華在春季發(fā)生，除了水華束絲藻對(duì)低溫有較強(qiáng)的適應(yīng)性外，固氮作用可能在滇池水華束絲藻水華的發(fā)生過程中起到很重要的作用.

Schindler等基于實(shí)驗(yàn)湖沼學(xué)研究提出了富營(yíng)養(yǎng)化治理控磷是關(guān)鍵的觀點(diǎn)[31-34]，但是單一的控磷措施在很多湖泊中很可能失敗，這些水體中磷在底泥和水體之間循環(huán)的速度很快，氮元素對(duì)藍(lán)藻水華起著重要作用，如：阿波普卡湖、奧基喬比湖、太湖、東湖以及霞浦湖[30].營(yíng)養(yǎng)鹽添加實(shí)驗(yàn)表明，太湖冬、春季出現(xiàn)磷限制，夏、秋季出現(xiàn)氮限制，微囊藻水華維持需要的氮來(lái)源于新增加的氮以及先前的氮源[35].水華束絲藻即便在無(wú)氮培養(yǎng)基中生長(zhǎng)，通過固氮作用增加的氮可達(dá)30mg/L，在水華束絲藻水華消退的過程中，釋放的大量的氮可能成為其它非固氮藍(lán)藻水華的誘發(fā)因子.

滇池存在水華束絲藻-微囊藻的演替，結(jié)合野外條件下氮濃度的數(shù)據(jù)分析和水華束絲藻異形胞的形成特征，將可望揭示氮在滇池水華束絲藻-微囊藻演替過程中的作用，這將有助于闡明兩種藍(lán)藻演替中營(yíng)養(yǎng)鹽的驅(qū)動(dòng)機(jī)制.國(guó)內(nèi)諸多水體經(jīng)常出現(xiàn)固氮藍(lán)藻與非固氮藍(lán)藻演替或者共同存在的現(xiàn)象，如洱海存在微囊藻、束絲藻和魚腥藻；巢湖存在微囊藻與魚腥藻之間的演替；太湖以微囊藻為主，但是同時(shí)也有束絲藻、魚腥藻等固氮藍(lán)藻存在.水體中的氮處于頻繁動(dòng)態(tài)變化中，進(jìn)一步認(rèn)識(shí)固氮藍(lán)藻對(duì)氮的利用方式和機(jī)制將有助于揭示其水華的發(fā)生機(jī)制，并對(duì)固氮藍(lán)藻與非固氮藍(lán)藻的競(jìng)爭(zhēng)及演替提供新認(rèn)識(shí).

[1] 余博識(shí)，吳忠興，朱夢(mèng)靈等.水果湖灣藍(lán)藻水華的形成及其對(duì)東湖影響的評(píng)價(jià).水生生物學(xué)報(bào)，2008，32(2)：286-289.

[2] 吳忠興，虞功亮，施軍瓊等.我國(guó)淡水水華藍(lán)藻——束絲藻屬新記錄種.水生生物學(xué)報(bào)，2009，33(6)：1140-1144.

[3] Carmichael WW， Drapeau C， Anderson DM. Harvesting ofAphanizomenonflos-aquaeRalfs ex Born.& Flah.var.flos-aquae(Cyanobacteria) from Klamath Lake forhuman dietary use.JournalofAppliedPhycology， 2000，12： 585-595.

[4] Tsujimura S， Ishikawa K， Tsukada H. Effect of temperature on growth of the cyanobacteriumAphanizomenonflos-aquaein Lake Biwa and Lake Yogo.PhycologicalResearch， 2001，49(4)： 275-280.

[5] Rücker J， Stükenb A， Nixdorfa Betal. Concentrations of particulate and dissolved cylindrospermopsin in 21Aphanizomenon-dominated temperate lakes.Toxicon， 2007，50：800-809.

[6] üveges V， Tapolczai K， Krienitz Letal. Photosynthetic characteristics and physiological plasticity of anAphanizomenonflos-aquae(Cyanobacteria，Nostocaceae) winter bloom in a deep oligo-mesotrophic lake (Lake Stechlin， Germany).Hydrobiologia， 2012，698(1)： 263-272.

[7] 林婉蓮，劉鑫洲.武漢東湖浮游植物各種成份分析與沉淀物中浮游植物活體碳、氮、磷的測(cè)定.水生生物學(xué)報(bào)，1985，9(4)：359-364.

[8] 吳 潔，虞左明.西湖浮游植物的演替及富營(yíng)養(yǎng)化治理措施的生態(tài)效應(yīng).中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2001，21(6)：540-544.

[9] 陳作州，陳 椽，晏 妮等.紅楓湖水庫(kù)浮游植物演變(1980-2006年)和富營(yíng)養(yǎng)化趨勢(shì)研究.貴州師范大學(xué)學(xué)報(bào)，2007，25(3)：5-10.

[10] 李敦海，劉景元，邢 偉等.四斗朱水庫(kù)藍(lán)藻水華爆發(fā)成因分析及治理對(duì)策研究.環(huán)境科學(xué)與管理，2010，35(2)：43-46.

[11] Liu YM， Chen W， Li DHetal. First report of aphantoxins in China-water blooms of toxigenicAphanizomenonflos-aquaein Lake Dianchi.EcotoxicologyandEnvironmentalSafety， 2006，65：84-92.

[12] 張 梅，李 原，王若南.滇池浮游植物的生物多樣性調(diào)查研究.云南大學(xué)學(xué)報(bào)，2005，27(2)：172-176.

[13] Yamamoto Y， Nakahara H. The formation and degradation of cyanobacteriumAphanizomenonflos-aquaeblooms： the importance of pH， water temperature， and day length.Limnology，2005，6：1-6.

[14] Suikkanen S， Kaartokallio H， H?llfors Setal. Life cycle strategies of bloom-forming filamentous cyanobacteria in the Baltic Sea.DeepSeaResearchPartⅡ：TopicalStudiesinOceanography， 2010，57(3/4)：199-209.

[15] Yamamoto Y， Nakahara H. Life cycle of cyanobacteriumAphanizomenonflos-aquae.Taiwania， 2009，54(2)： 113-117.

[16] Vahtera E， Conley DJ， Gustafsson BGetal. Internal ecosystem feedbacks enhance nitrogen-fixing cyanobacteria blooms and complicatemanagement in the Baltic Sea.AMBIO， 2007，36(2)： 186-194.

[17] Conley DJ， Paerl HW， Howarth RWetal. Controlling eutrophication： nitrogen and phosphorus.Science， 2009，323：1014-1015.

[18] Oliver RL， Ganf GG. Freshwater blooms-The ecology of cyanobacteria. Netherlands： Kluwer Academic Publishers， 2000：149-194.

[19] Wood SA， Prentice MJ， Smith Ketal. Low dissolved inorganic nitrogen and increasedheterocyte frequency： precursors toAnabaenaplanktonica blooms in a temperate， eutrophic reservoir.JournalofPlanktonResearch， 2010，32： 1315-1325.

[20] Carey CC， Ibelings BW， Hoffmann EPetal. Eco-physiological adaptations that favour freshwater cyanobacteria in a changing climate.WaterResearch， 2012，36(5)：1394-1407.

[21] Watanabe MM， Ichimura T. Fresh-and salt-water forms ofSpirulinaplatensisin axenic cultures.BullJpnSocPhycol， 1977，25： 371-377.

[22] Stanier RY， Kunisawa R， Mandel Metal. Purification and properties of unicellular blue-green algae (order Chroococcales).BacteriologicalReviews， 1971，35(2)： 171.

[23] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)局《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法：第4版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

[24] Sauer J， Schreiber U， Schmid Retal. Nitrogen starvation-induced chlorosis inSynechococcusPCC 7942. Low-level photosynthesis as amechanism of long-term survival.PlantPhysiol， 2001，126(1)： 233-243.

[25] Brussaard CPD， Noordeloos AAM， Riegman R. Autolysis kinetics of themarine diatomDitylumbrightwellii(Bacillariophyceae) under nitrogen and phosphorus limitation and starvation.JournalofPhycology， 1997，33(6)： 980-987.

[26] Peters E， Thomas DN. Prolonged nitrate exhaustion and diatommortality： a comparison of polar and temperateThalassiosiraspecies.JournalofPlanktonResearch， 1996，18(6)： 953-968.

[27] Li RH， Watanabe M， Watanabe MM. Akinete formation in planktonicAnabaenaspp.(Cyanobacteria) by treatment with low temperature.JournalofPhycology， 1997，33(4)： 576-584.

[28] Muro-Pastor MI， Reyes JC， Florencio FJ. Ammonium assimilation in cyanobacteria.PhotosynthesisResearch， 2005，83： 135-150.

[29] Adams DG. Heterocyst formation in cyanobacteria.CurrentOpinioninMicrobiology， 2000，3： 618-624.

[30] Conley DJ， Paerl HW， Howarth RWetal. Controlling eutrophication： nitrogen and phosphorus.Science， 2009，323(5917)： 1014-1015.

[31] Wang HJ， Wang HZ. Mitigation of lake eutrophication： Loosen nitrogen control and focus on phosphorus abatement.ProgressinNaturalScience， 2009，19： 1445-1451.

[32] Carpenter SR. Phosphorus control is critical tomitigating eutrophication.PNAS， 2008，105(32)： 11039-11040.

[33] Schindler DW， Hecky RE， Findlay DLetal. Eutrophication of lakes cannot be controlled by reducing nitrogen input： results of a 37-year whole-ecosystem experiment.PNAS， 2008，105(32)： 11254-11258.

[34] Havens KE， Fukushima T， Xie Petal. Nutrient dynamics and the eutrophication of shallow lakes Kasumigaura (Japan)， Donghu (PR China)， and Okeechobee (USA).EnvironmentalPollution， 2001，111(2)： 263-272.

[35] Paerl HW， Xu H， McCarthy MJetal. Controllingharmful cyanobacterial blooms in ahyper-eutrophic lake (Lake Taihu， China)： The need for a dual nutrient (N & P)management strategy.WaterResearch， 2011，45(5)： 1973-1983.