滇中尖山河流域典型人工濕地水體-土壤-植物系統生態化學計量特征

蘇孟白，王克勤，宋婭麗*，洪利達，胡 淳

1. 西南林業大學生態與環境學院，云南 昆明 650224

2. 云南省澄江市水利局，云南 澄江 652500

3. 云南經貿外事職業學院，云南 昆明 650224

作為研究生態系統的新興工具，生態化學計量學可將生態實體的不同層次在元素尺度上統一結合起來[1]. 碳(C)、氮(N)、磷(P)元素動態及化學計量比作為生態過程研究中的核心內容，其強相互作用和動態變化決定著生態系統代謝和營養循環等主要特性，已深入到各層次[2]、各區域[3]等不同尺度的生態學研究中[4]. C/N通常能夠反映植物對N的利用效率[5]；N/P是植物對非生物環境營養供給的適應性指標；C/P通常表征著植物對P的吸收效率和C的同化能力[6]. 濕地是陸生和水生生態系統相互延伸擴展的重疊空間并兼具兩生態系統特征的生態交錯區[7]，具有涵養水源和凈化環境等重要生態服務功能. 人工濕地被廣泛運用于水生態環境改善和面源污染治理等各領域[8].通過深入研究人工濕地水體-土壤-植物C、N、P元素交換過程和生態化學計量間的相關性，為人工濕地水體-土壤-植物在時空上的耦合研究提供參考，同時進一步了解人工濕地內污染物循環規律和養分限制狀況.

目前，人工濕地系統化學計量特征的研究多集中于不同植物配置或基質組合的凈化效果及污染物負荷能力等方面. Saaltink等[9]在研究Markermeer Lake人工濕地后發現，水文狀態會對濕地化學計量特征產生影響，在淹沒與非淹沒狀態下植物生長分別表現出N限制和P限制；徐后濤等[10]在沙田湖人工濕地的研究中發現，濕地植物不同生長期均呈現營養元素從根部輸送和上部回流的特點；郭汝鳳等[11-12]在對人工濕地土壤氮磷富集的研究中發現，再力花、花葉蘆荻和香根菜在不同生長期生物量、氮磷含量均存在顯著性差異(P＜0.05)，且土壤氮磷富集系數均大于1；Van-Leeuwen等[13]在利用Markermeer Lake沉積物模擬人工濕地研究中發現，香蒲可有效去除徑流中各形態的氮磷，并降低泥炭土壤的甲烷排放. 綜上，目前的研究對象多集中于土壤-植物[14]和植物-凋落物[15]，而對外源氮磷(徑流)輸入下人工濕地的水體-土壤-植物的研究較少. 從研究區域來看，目前研究多集中于巢湖[16]、太湖[17]、東北三江平原濕地[18]和濱海濕地[19]等地區，而對于高原地區，尤其是發揮高原湖泊入湖水質凈化和高原農業小流域面源污染治理的人工濕地研究甚少. 從研究尺度來看，目前研究多集中于人工濕地室內模擬[20]或濕地植物功能性篩選[21]，而在流域尺度實際開展不同植物配置下水體-土壤-植物計量特征的研究還較少.

撫仙湖是我國戰略水資源儲備庫和輻射西南和珠江區域的生態屏障，其生態安全及生態服務功能具有戰略意義[22]. 本研究通過討論人工濕地各分區水體-土壤-植物C、N、P含量變化特征，建立各組分N、P含量回歸模型，進一步從元素水體遷移、土壤富集、植物同化的角度探討生態化學計量特征和格局. 試圖回答：①人工濕地系統不同分區水體-土壤-植物土壤C、N、P生態化學計量呈何分配格局?②各功能區、各植物與各土壤間C、N、P生態化學計量有何內在聯系?③人工濕地系統對流域徑流凈化前后N、P元素變化過程及特征?通過本研究，以期考察此模式在高原流域農業面源污染治理中的效用，同時也為高原湖泊水體與臨湖流域水環境保護提供數據支撐和推廣參考.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于珠江南北盤江上游巖溶區域，云南省中部澄江市. 流域匯水面積共35.42 km2，海拔1 722.0～2 347.4 m，多年平均降雨量1 050 mm，多年平均洪峰流量36 m3/s. 亞熱帶高原季風型氣候，全年干濕兩季且兩季分明，雨季(75%年降雨)為每年5月下旬至10月下旬，旱季(25%年降雨)為11月上旬至翌年5月中旬. 流域內的土壤主要為紅壤和紅紫泥土(紫色土土種). 研究時段內流域及人工濕地月均氣溫、降雨量及濕地水溫變化特征如圖1所示.

圖1 研究期內流域月降雨量、平均氣溫及平均水溫的變化特征Fig.1 Variation Characteristics of monthly rainfall,average temperature and wetland water temperature in the study period

本研究以撫仙湖臨湖流域尖山河(一級支流)流域入湖河口復合人工濕地(24°32'00″N～24°37'38″N、102°47'21″E～102°52'02″E)為研究對象，觀測一個完整刈割周期(2020年11月—2021年11月)內流域卡口站徑流泥沙、3級生物沉砂塘(C①～C③)和4級植物凈化區(LⅠ～LⅣ)內的徑流、泥沙和植物〔香蒲(Typha orientalis)、再力花(Thalia dealbata)、旱傘草(Cyperus alternifolius)和美人蕉(Canna indica)〕的變化規律. 人工濕地上連接尖山河流域卡口站，下接撫仙湖入湖口上游1.12 km處，構筑物總面積6 784 m2，凈化區占地面積4 243 m2，豐水期日處理規模5.30×104m3，從第五級溢流池(LⅤ)統一排出至尖山河主河道.復合人工濕地系統各項設計參數見表1，人工濕地系統工藝流程見圖2.

表1 人工濕地系統設計參數Table 1 Design parameters of composite constructed wetland

圖2 人工濕地系統工藝流程示意Fig.2 Schematic diagram of constructed wetland process flow

1.2 樣地布設與樣品采集

于2020年11月15日在人工濕地3級沉砂生物塘各選取3個泥沙和徑流采樣點，待沉砂生物塘完成淤泥清理和植物全面刈割后在各級潛—表流串聯植物凈化區按照“S”形6點采樣法設置24個1 m × 1 m樣方，并在每個樣方周圍設置副樣方. 人工濕地系統平面布置及樣方(1 m×1 m)設置見圖3. 于全面刈割結束時即第0周設置樣地并收集土壤及植物本底數據. 由于云南雨旱兩季降雨量差異巨大，冬季刈割后屬于干涸狀態，春季進水流量小且濕地內水體流動性差，選擇在雨季(夏秋兩季：5—10月)待降雨且洪峰結束后，在人工濕地穩定運行下于采樣點及上下級分區溢流口/排水口采集徑流樣品；去除表面苔藻等雜質后采用土鉆采集深度為0～10 cm土壤基質/淤積物樣品，每個樣方采集3份重復樣品；分別于第8、16、24、32和40周(2021年1月、3月、5月、9月和11月每月15日)收集樣方中的4種濕地植物樣品(香蒲、再力花、旱傘草和美人蕉)，每個樣方各取生長狀況良好的全株，每級濕地和功能區分別采集各植物6株和2～3株. 以上樣品采集均在對人工濕地運行擾動最小的原則下進行.

圖3 人工濕地系統平面布置及采樣點-樣方(1 m×1 m)設置示意Fig.3 Setup diagram of plane layout and quadrat in composite constructed wetland (1 m×1 m)

1.3 樣品處理與測定

每徑流采樣點分別取500 mL水樣轉入標準容器，于4 ℃下冷藏保存，24 h內過濾后測定其中的總氮(TN)、硝態氮(NO3—-N)、銨態氮(NH4+-N)、總磷(TP)、磷酸根(PO43—-P)含量. 土樣經自然風干，去除礫石、根系等雜質后研磨過100目(0.150 mm)篩封存供元素測定. 植物樣品生物量采用收獲法(1 m2)獲得. 采樣后用去離子水洗凈雜質和泥土，將根、莖、葉分開塑封，稱鮮質量后帶回實驗室；于65 ℃烘箱烘干至恒重，研磨過100目篩后用于元素測定.

徑流水質指標參照GB 3838—2002《地表水環境質量標準》測定，其中TN濃度采用過硫酸鉀(K2S2O2)氧化-紫外分光光度法測定；NO3—-N濃度采用酚二磺酸分光光度法測定；NH4+-N濃度采用納氏試劑比色法測定；TP和PO43—-P濃度均采用過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法測定；CODCr濃度采用水樣與HACH試劑在HACH-COD加熱器中加熱消解后利用HACH 2010儀器測定. 土壤和植物碳含量采用重鉻酸鉀-外加熱硫酸氧化法(GB 7657—1987)進行測定；氮含量采用聯合定氮儀〔半微量凱氏定氮法(LY/T 1269—1999)〕測定；磷含量分別采用鉬銻抗比色法(LY/T 1270—1999)和電感耦合等離子光譜發生儀(ICP-OES)測定.

1.4 數據處理

采用Excel 2016、SPSS 25.0軟件進行數據處理，使用Origin 2021和Excel 2016軟件進行繪圖. 采用單因素方差分析法(one-way ANOVA)和LSD-t檢驗法方法，檢驗同分區同類植物/土壤在不同生長階段和同一生長階段不同分區不同類植物/土壤C、N、P含量和C/N、C/P及N/P間差異；采用Pearson相關分析法分析人工濕地系統內不同植物類型間C、N、P化學計量特征的相關性；采用線性回歸分析法分析人工濕地系統各類植物及其土壤、不同功能區和不同采樣時間(植物和土壤)中N、P含量相關性，以上數據的顯著水平均為極顯著(0.01)或顯著(0.05).

2 結果與分析

2.1 人工濕地系統水體各態N、P元素濃度特征

人工濕地面源污染濃度的變化如圖4所示，按照《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)，流域輸出徑流中TN、TP、NH4+-N濃度平均值不滿足Ⅴ類標準，CODCr濃度平均值不滿足Ⅳ類標準，流域和入濕水體以氮類污染物為主. 6次降雨條件下，TN濃度在C②和C③中分別上升了18.40%、9.30%，在LⅠ～LⅣ中逐級平均削減15.84%. NH4+-N濃度在C①～C③中上升了2.51%，未體現凈化效應，在LⅠ和LⅡ中的削減率也分別僅為7.04%和4.14%，在LⅡ～LⅣ中的凈化貢獻最高(平均削減率為36.16%). NO3—-N濃度在C①～C③中僅下降了3.33%，凈化效率較低，在LⅣ中削減率最高達43.11%. 人工濕地系統整體對磷的凈化效果較優于氮，TP和PO43—-P在生物沉砂塘的平均削減率分別為11.83%和12.30%，在濕地區平均削減率分別為18.00%和41.87%，最高削減率分別出現在LⅢ和LⅠ中. CODCr的削減主要在生物沉砂塘前端和濕地后端，最高削減率(28.48%)出現在C①中. TN、NH4+-N、NO3—-N、TP、PO43—-P和CODCr在該系統中的最終削減率分別為44.40%、70.21%、74.51%、63.49%、66.07%和52.47%，最終通過人工濕地系統后各形態N、P元素和CODCr濃度均有不同程度的降低.

圖4 人工濕地6次降雨中各分區各形態氮磷和CODCr濃度的變化Fig.4 The rend of total nitrogen and phosphorus concentration load in each unit during 6 rainfall in constructed wetland

2.2 人工濕地系統土壤C、N、P營養元素積累及化學計量比特征

觀測期內生物沉砂塘淤積物C、N、P含量平均值分別為21.97、10.66和2.74 mg/g(見圖5)，觀測始末C、N、P含量增量分別為31.68%、0.36%和8.26%.生物沉砂塘淤積物C含量各月均低于人工濕地，N平均含量為10.41 mg/g，P平均含量為2.71 mg/g. 香蒲區土壤C、N和P含量觀測始末增量分別為30.12%、2.91%和8.85%，總體趨勢均呈波動性增加. 再力花區土壤C、N和P含量觀測始末增量分別為38.62%、63.63%和32.48%，旱傘草區土壤C、N和P含量觀測始末增量分別為32.66%、20.97%和44.58%，美人蕉區土壤C、N和P含量觀測始末增量分別為34.40%、72.40%和22.72%. 觀測各時段內，美人蕉區土壤C/N顯著高于其他區(P＜0.05)且呈下降趨勢，而N/P低于其他區；旱傘草區土壤C/N顯著低于其他區(P＜0.05)且呈“U”型變化，而N/P高于其他區. 其他三區土壤C/N、C/P和N/P變異性均不顯著且呈波動趨勢.

圖5 不同時間人工濕地土壤C、N、P含量及化學計量比(平均值±標準誤)Fig.5 C, N and P contents and stoichiometric ratios (mean ± standard error) of artificial wetland soils at different times

2.3 人工濕地系統植物C、N、P營養元素積累及化學計量比特征

不同時間人工濕地植物C、N、P含量如圖6所示，生長周期末香蒲全株C、N、P含量分別為322.10、53.46和3.71 mg/g，增量分別為10.05%、74.66%和—91.15%. 其中除香蒲和旱傘草C含量在生長末期顯著降低(P＜0.05)外，其余均為逐月升高的趨勢；除美人蕉N含量呈單峰形外，其余植物均呈先增加后降低再增加的趨勢；香蒲及再力花P含量逐漸降低，旱傘草P含量分別在5月和7月顯著降低(P＜0.05)，美人蕉則呈波動趨勢，美人蕉C、N和P含量在各生長周期均顯著低于其他人工濕地植物(P＜0.05). 一個生長周期后香蒲全株C/N、N/P和C/P最高值分別出現在1月、5月和11月，再力花C/N、N/P和C/P最高值分別出現在3月、11月和11月，且再力花C/N在1月、3月、7月和9月均顯著高于5月和11月(P＜0.05). 旱傘草C/N、N/P和C/P最高值分別出現在9月、3月和9月，且C/N在5月后顯著上升且至9月達到最高后穩定，N/P在5月達到最大后逐月降低，C/P在9月前逐月升高后穩定. 美人蕉C/N、N/P和C/P最高值分別出現在11月、3月和11月，且C/N在7月顯著上升，N/P在5月達到最大值后顯著降低且逐月無顯著差異，C/P在7—9月無顯著性差異，其余時段內逐月顯著升高(P＜0.05).

圖6 不同時間人工濕地植物C、N、P含量及化學計量比(平均值±標準誤)Fig.6 C, N and P contents and stoichiometric ratios (mean ± standard error) of artificial wetland plants at different times

2.4 人工濕地系統土壤-植物C、N、P及其化學計量比的相關性

人工濕地系統5個功能分區內4種承擔主要凈化功能的植物中C、N、P含量及其化學計量比Pearson相關性分析結果如表2所示. 本研究中再力花、旱傘草和美人蕉植株C含量與其對應的土壤C含量均呈極顯著正相關(P＜0.01)，而N含量與其對應的土壤N含量均呈極顯著負相關(P＜0.01)，香蒲土壤-植株C含量與其對應的土壤C含量呈顯著正相關(P＜0.05).美人蕉植株與土壤C/N呈極顯著負相關(P＜0.01)；再力花、旱傘草和美人蕉土壤-植株C/P均呈極顯著正相關，而N/P則呈極顯著負相關(P＜0.01). 從總體上來看，C和P元素在人工濕地系統土壤-植株耦合關系中分別呈極顯著和顯著正相關(P＜0.05)，C/N和N/P則分別呈極顯著正相關和負相關(P＜0.01).

表2 3種濕地植物類型植株與土壤C,N、P含量及化學計量比相關性(Pearson檢驗)Table 2 Correlation between plants and soil C, N, P content and stoichiometric ratio of 4 wetland plant types (Pearson test)

人工濕地系統5個功能分區內4種承擔主要凈化功能的植物中主體元素N、P間相關關系分析結果如圖7所示. 生物沉砂塘沉積物內N、P含量無明顯相關關系(R2=0.145 5，P＞0.05)；植株N、P含量則呈顯著正相關關系(R2=0.723 2，P＜0.01)；凈化區內人工濕地植物下土壤內N、P含量同樣呈極顯著正相關(R2=0.033 4，P＜0.01). 在尖山河人工濕地系統的一個刈割周期的觀測中，生物沉砂塘沉積物N含量變異性較小，而P含量則變異性較大；植株N和P含量變異性均最高；凈化區內土壤N含量變異性較大，而P含量的變異性最小.

圖7 人工濕地系統沉積物/土壤-植物N、P含量相關關系Fig.7 Plant-soil N and P content correlation in constructed wetland system

3 討論

3.1 人工濕地系統水體氮磷營養元素削減

水體化學計量表征的水體營養結構可反映營養元素輸入的影響程度和“源-匯”水體營養鹽限制狀態[22]. 本研究中，流域和輸入人工濕地系統的水體面源污染物以氮類為主，銨態氮為主要溶解態氮；而磷營養元素濃度較低，磷酸鹽為主要溶解態磷. 生物沉砂塘對氮濃度變化影響較小，而對磷鹽存在削減效果. 這主要是由于一方面外源輸入的營養元素濃度表現為高N低P，生物沉砂塘沒有濕地植物的營養攝取同化，僅有少量微生物參與元素攝取，此時由于P的稀缺性導致P削減高于N削減；另一方面，該區大部分N、P物質僅發生了形態轉變，塘內底泥對水體存在補充和再釋放的情況，氮類物質釋放強度遠大于磷. 這與曹向東等[23]在強化塘-人工濕地N、P去除研究中的結果一致. 人工濕地對各形態N、P元素的削減效用在末端(LⅢ、LⅣ)效果相對更明顯，這與郭建等[24]利用生態塘-人工濕地凈化河水的研究一致.這可能是由于隨著入濕徑流的逐級流動，污水停留時間增加，相比于單個濕地構筑物，多構筑物串聯具有較高的復氧能力，用于硝化反應被消耗的溶解氧能夠得到補充[25-26].

3.2 人工濕地系統土壤C、N、P含量及其化學計量比的變化特征

基質是人工濕地系統分解、固定和降解污染物的關鍵場所，也是濕地植物生物吸收同化作用的最初場所和重要中介. 本研究中生物沉砂池、人工濕地系統各區土壤C含量(分別為6.71、20.45 mg/g)低于我國典型濕地土壤表層C含量(36.51～53.12 mg/g)[27-28]，而N含量(分別為10.41、9.28 mg/g)和P含量(分別為2.72、2.32 mg/g)則均高于我國典型濕地土壤表層N和P含量(分別為0.40～4.45 mg/g和0.11～0.82 mg/g)[29-30]. 研究區流域為氮控制下的農業面源污染[31]，在旱季(前期)時外源氮脅迫程度不高，研究中后期，強烈的外源氮輸入限制了反硝化NO2的損失，反而加大了土壤中N富集[32]. 外源氮的輸入改變了濕地系統的養分限制狀況，磷養分的限制程度加劇[33]. 同時由于本研究中人工濕地系統屬退耕還濕類型，導致人工濕地基質中高濃度N、P含量同時來自流域農業活動的外源輸入和原農田土層的積累. 本研究土壤C含量偏低且在1—3月內土壤C和N含量呈波動趨勢，可能是由于一方面種植密度高于自然濕地，旱季時外源氮輸入還未過量，植物對土壤C需求高而被過早、過量地吸收，且旱季非淹水條件下一定氮輸入有利于有機質的分解. 后期(5—9月)土壤C和N含量出現上升，這與白軍紅等[34]在內陸鹽沼濕地土壤養分研究中的趨勢一致. 這主要是由于雨旱交界和雨季時外源氮輸入開始過量，抑制了人工濕地內碳的生物積累[35]，無機環境氮和碳含量均有小幅的增加；且前期植物生長較緩，土壤養分利用較少，后期濕生植物養分歸還和表層枯落物的持續分解使土壤養分增加. 本研究中，生物沉砂池區土壤C/N、N/P和C/P的范圍分別為1.29～2.23、3.50～4.43和4.61～8.34，人工濕地區土壤C/N、N/P和C/P的范圍分別為0.77～3.81、2.14～11.26和6.05～11.23，均低于中國濕地沼澤土壤C/N(0～27.5，平均值為18.22±7.51)、N/P(0～30，平均值為13.60±16.81)和C/P(0～450，平均值為245.22±227.52)[36]. 研究表明土壤C/N＜25時，土壤礦質代謝及有機質分解能力強且比例越低，相關代謝過程越活躍[37]. 說明本研究區不同條件下土壤中代謝過程活躍，且以旱傘草區最強. 正是由于美人蕉土壤礦化能力較差，使其土壤有機質分解速率較低，礦化釋放的CO2較少，土壤C含量升高，才能使其與富碳結構水平更高和枯落分解更活躍的香蒲、再力花土壤C儲量在生長期達到同一水平，這與趙海燕[38]等的研究結果一致. 土壤C/N和C/P峰值出現在9月，此時段植物生長已開始變緩，養分回流即將發生，這與王維奇等[39]對閩江河口濕地的研究結果一致. 濕地土壤P元素含量主要受母質、鹽度和水位梯度[40]的影響，土壤C/P為表征P有效性的關鍵指標，且土壤P有效性與C/P成反比. 根據Liebig定律，本研究中土壤較高的N/P使P元素成為系統N、P供養循環的限制性因素；本研究N/P與C/P波動和峰值均出現在雨季與雨旱交替等水力梯度大的時段(5—7月)，表明土壤P元素限制性更強. 這主要是由于本研究區人工濕地為退耕還濕類型，常年翻耕使母質層和土壤結構破壞，無機環境磷元素穩定性進一步弱化；其次由于季節性干濕分明且雨季多短時暴雨等因素，使人工濕地干濕交替和淹水頻率高導致的P元素強淋溶作用[41].

3.3 人工濕地系統植物C、N、P含量及其化學計量比的變化特征

通過濕地植物生態化學計量特征以揭示植物與生境的耦合關系，是判斷人工濕地凈化效果和生物學優化機制優劣的重要手段[42-43]. 本研究中4種人工濕地植物平均C、N、P含量分別為275.25、26.13和4.48 mg/g，其中C含量是低于全球492種植物葉C含量(464 mg/g)[44]，同時也低于聶蘭琴等[45]研究的鄱陽湖濕生植物C含量(392.17 mg/g). 這與造成土壤C含量低的原因相同，與張劍等[46]對濕地蘆葦受外源N、P脅迫時植物C含量較低的結論一致. 本研究植物N、P含量和李威等[47]在撫仙湖環湖天然濕地植物中的N、P含量均比胡偉芳等[48]得出的中國主要濕地植被地上部分平均N含量(13.54 mg/g)和P含量(1.72 mg/g)高，這可能是由于濕地作為低洼的積水區容易成為P的匯集淋溶場所[49]，且植物在多年刈割后超補償機制刺激植物改變資源分配模式[50]，導致植物迫切地吸收P元素，李威等[47]的研究也表明，該區域濕地植物可能存在潛在的磷限制，本研究中植物以較低的N/P和高生長率來響應環境變動也佐證了這一觀點.

4種濕地植物N、P含量均隨生長期降低，這是由于生長初期N、P等營養物質活躍地遷移至植物地上部分以合成蛋白質和核酸，初期N、P含量逐漸增高；但此時植物體有機碳尚未積累，植物進入生長期后，起到支撐作用的結構性富碳物質迅速積累，此時由于植物體內營養元素稀釋作用[51]，N、P元素累積量增幅同比小于植物生物碳的累積量，導致濕地植物體內N、P元素含量相對下降.

本研究中，4種植物C/N、N/P和C/P變化范圍分別為2.11～27.19(平均值為13.95)、3.13～20.71(平均值為6.61)和25.77～131.23(平均值為65.88)，其中C/N和C/P略低于郭汝鳳等[12]研究的武夷山人工濕地(分別為40.393、224.681)，N/P略低于中國主要濕地植被(7.96)，但高于武夷山人工濕地(6.41). C/N和C/P可在一定程度上判斷植物的碳同化效率和氮磷吸收效率[52]. 本研究中香蒲和再力花前期對C、N、P的同化和吸收效率高于后期，而旱傘草和美人蕉則后期高于前期，這與永智丞等[53]對3種濕地植物C/N變化研究呈相同趨勢. 這主要是由于香蒲和再力花在生長后期立枯體分解后，植物細胞停止更新并進行養分歸還，導致后期C/N降低；而旱傘草和美人蕉屬于四季常綠植物，其代謝強度較高[54]而后期未出現急劇下降. 本研究中植物C/P逐漸上升，且遠大于土壤C/P，說明雖4種植物對營養元素的響應有階段化差異，但由于P限制導致植物P元素有效性升高和C/P上升，這與蘇曉蝦等[55]在火燒溝高原河流人工濕地研究中得到的植物受P限制的情況一致.

植物N/P是判斷環境對植物生長所需營養元素供給情況的關鍵指標，本研究中濕地植物N/P＜14，植物的生長表現出N限制，這與前面研究中得到的濕地土壤受P限制和植物生長中P元素有效性更高不一致. 出現該情況可能有以下三方面的原因：①人工濕地系統作為人工設計建造的生態系統，其內部植物種類、種植密度和多年刈割會影響植物對生態策略的選擇[56-57]；②濕地植物能夠從生境中真正獲得的部分N、P元素(即有效N、P)，可能是植物體N/P的真正主導而非環境中測定的N、P含量[58]；③濕地氮沉降速率的提高和外源氮的持續輸入可能會導致濕地生態系統氮固定能力下降和氮量損失，從而影響該生態系統的養分循環和生產力[59-61]. 因此在之后的研究中應深入開展高濃度外源污染下不同結構的自然/人工濕地土壤-植物生態化學計量特征研究，來判斷濕地植物對生境元素的耦合閾值、更加準確地檢驗生態系統的限制性生態因子，以期得到更準確和更科學的結論.

3.4 人工濕地系統土壤-植物相關性

濕地生態系統內部開放的營養元素循環是在水-土壤-植物之間相互流動、遷移和轉化的，土壤群系中C:N:P格局可以影響植物體養分關系，反之植物體生理生化過程也會對生境產生有效性反饋[62-63]. 本研究中，人工濕地植物-土壤C和N元素分別呈極顯著的正相關和負相關(P＜0.01)，P元素總體呈顯著正相關(P＜0.05)，這與李程程等[64]在雙臺子河口濕地的研究一致，說明濕地生物-非生物環境存在生態過程對物質環境的響應[65]. 但P元素僅總體顯著相關，這說明人工濕地植物對C、N元素響應更積極，而P元素限制性更明顯，各分區P元素變動是外源性的而非生態系統內的各過程，這與張森等[66]的研究結果一致. 本研究還發現，植物與土壤N/P和C/P總體上無顯著相關關系，而與再力花、旱傘草N/P和C/P均呈極顯著相關關系，與美人蕉各計量特征均呈極顯著相關關系. 與之相比，香蒲土壤-植物在單個元素上表現出顯著性相關，但各計量比不顯著，這可能是由于香蒲本身的生物學特性，致使其通過增加個體數量來應對環境脅迫，進而導致對營養元素呈非線性響應[67-68].人工濕地土壤-植物營養元素計量特征的相關性分析，對于進一步揭示人工濕地水質凈化機制與效率、元素變化格局具有重要意義，因此在今后研究中應更加關注對植物-土壤二元格局耦合關系的探討研究.

4 結論

a) 入濕水體營養結構以高氮、高CODCr和低磷為主；CODCr的降解主要發生在系統前端，人工濕地系統末端N、P污染物凈化效用更為明顯；再力花+旱傘草和再力花+美人蕉的植物配置分別對N和P的同化效率更優；生物沉砂塘對磷元素的去除效果優于N，人工濕地系統對N的去除效果優于P，雙區并聯構筑人工濕地凈化效果較優.

b) 滇中尖山河流域人工濕地系統植物體內N/P格局受生長期和外源脅迫的共同控制，外源氮輸入抑制了土壤碳富集和植物碳轉化過程，P含量成為植物生長的限制性因素. 土壤礦質代謝及有機質分解能力表現為旱傘草＞香蒲＞再力花＞美人蕉，植物生長未受到N限制；濕地植物碳同化效率受外源氮和水分脅迫明顯，低外源氮少雨時碳同化效率表現為香蒲＞再力花＞美人蕉＞旱傘草，高外源氮多雨時碳同化效率表現為旱傘草＞美人蕉＞再力花＞香蒲.

c) 在尖山河流域人工濕地系統內，沉砂池沉積物N含量的變異性大于P含量，且N、P多發生形態轉變，營養元素易從底泥中釋放；人工濕地土壤N含量變異性較大，P變異性最小；植株N和P含量變異性均最高；尖山河流域人工濕地系統總體上土壤C-植物C、土壤P-植物P和土壤C/N-植物C/N均呈極顯著正相關，土壤N/P-植物N/P呈極顯著負相關，土壤N-植物N和土壤C/P-植物C/P均無顯著性相關，系統內植物對C和P元素的響應更加積極.