基質(zhì)改良對(duì)河岸帶蘆葦區(qū)冬季脫氮效果及土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征的影響

付子軾，劉福興，王俊力*，喬紅霞，畢玉翠

（1.上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院，上海 201403；2.上海低碳農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心，上海 201415）

河岸帶濕地是陸地生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)之間的過渡區(qū)域，能夠有效截留陸域污染物進(jìn)入水體，是陸水界面的重要屏障[1]。近年來由于氮肥的過度使用，導(dǎo)致過量活性氮經(jīng)徑流和滲漏過程進(jìn)入?yún)R水水體，造成水體富營養(yǎng)化[2]。河岸帶可以通過“土壤-植物-微生物”的綜合作用控制氮素向水體的遷移，研究表明，不同植被河岸帶對(duì)TN 的截留率均約為50%或以上[3]，對(duì)氮素面源污染阻控起到了關(guān)鍵作用。

作為濕地生態(tài)系統(tǒng)的主要植物之一，蘆葦（Phragmites australis）適應(yīng)性強(qiáng)、生態(tài)域廣，在全球岸帶濕地廣泛分布[4]。蘆葦濕地的脫氮效率很高，夏季的TN 和-N 去除率在90%以上，冬季則會(huì)顯著降低為20%～40%[5-6]；而冬季產(chǎn)生的氮素面源污染不可忽視，研究表明，冬小麥季比水稻季有更多的徑流TN損失[7-8]，因此，采取有效措施提升河岸帶蘆葦濕地冬季脫氮效果對(duì)面源污染的攔截凈化具有重要意義。

土壤基質(zhì)是河岸帶濕地的重要組成部分，能夠通過吸附、沉淀、離子交換等作用截留氮素[9]，并且協(xié)同植物、微生物等共同對(duì)河岸帶氮素遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生重要影響[1]，但僅靠單一基質(zhì)，常不能滿足現(xiàn)階段對(duì)污染物的去除要求。研究表明，通過添加適量高效、易得且安全的基質(zhì)對(duì)土壤基質(zhì)進(jìn)行改良，可以有效發(fā)揮基質(zhì)組合間互補(bǔ)效應(yīng)以及與植物和微生物間協(xié)同作用的優(yōu)勢(shì)，提升濕地的污染物去除效果[10]。

C、N、P是生物有機(jī)體的必需元素，不僅參與土壤養(yǎng)分的循環(huán)和轉(zhuǎn)化，還影響植物的生長發(fā)育乃至整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的健康[11]，并且它們之間存在著一定的耦合關(guān)系。生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)是研究主要化學(xué)元素（尤其是C、N、P）在生態(tài)系統(tǒng)過程中的共變規(guī)律和耦合關(guān)系，揭示生態(tài)系統(tǒng)的元素協(xié)同變化及其平衡機(jī)制的一種綜合方法[12]。土壤-植物作為河岸帶濕地的主要組成部分，其生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征（C、N、P含量以及C/N、N/P、C/P）可能會(huì)受到氮素面源污染的影響，導(dǎo)致各元素在組分之間的關(guān)系及比例發(fā)生變化，從而影響濕地的脫氮效果和養(yǎng)分循環(huán)[13-14]。以往對(duì)于濕地基質(zhì)改良的研究多是從污染物去除效果角度考慮，而沒有充分考慮整個(gè)系統(tǒng)的養(yǎng)分分布以及土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征的差異和相互作用。因此，本文基于生態(tài)化學(xué)計(jì)量學(xué)理論，以亞熱帶地區(qū)河岸帶蘆葦區(qū)為研究對(duì)象，通過構(gòu)建模擬濕地，探討不同基質(zhì)添加的土壤基質(zhì)改良對(duì)濕地冬季脫氮效果的影響，以及土壤-植物C、N、P化學(xué)計(jì)量特征的變化，以便更好地理解濕地C、N、P生物地球化學(xué)循環(huán)，也為河岸帶濕地的修復(fù)和保護(hù)及面源污染防控提供科學(xué)借鑒。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試基質(zhì)分別為土壤、礫石、生物炭、陶粒和改性陶粒。供試土壤為試驗(yàn)區(qū)河岸帶土壤，基本理化性質(zhì)：有機(jī)碳7.3 g·kg-1，全氮0.4 g·kg-1，全磷0.6 g·kg-1，pH 7.0。供試礫石、生物炭和陶粒均為市售，礫石和陶粒的粒徑為1～2 cm，生物炭為椰殼炭，粒徑為2～4 mm；供試改性陶粒購于江西某科技公司，由硅鈦超材、硅鈦超材復(fù)合組合材料組成，主要成分為TiO2、SiO2、CaO、Al2O3等，粒徑為1～2 cm。供試植物為當(dāng)?shù)爻Ｒ姷乃参锾J葦（Phragmites australis）。實(shí)驗(yàn)用水利用試驗(yàn)區(qū)河道水配制，參考當(dāng)?shù)剞r(nóng)田地表徑流中的TN排放情況，用尿素調(diào)節(jié)進(jìn)水TN濃度。

1.2 模擬濕地構(gòu)建

實(shí)驗(yàn)采取模擬蘆葦濕地的方式，構(gòu)建20 個(gè)相同結(jié)構(gòu)的盆栽裝置（圖1），裝置為直徑30 cm，高50 cm的圓柱體形狀，離盆底自下而上45 cm 處設(shè)置一個(gè)出水口，用于保持固定水位。為了便于測(cè)定系統(tǒng)內(nèi)部的原位水質(zhì)指標(biāo)和抽水，在裝置中心位置豎向設(shè)置一個(gè)包裹300目尼龍網(wǎng)的內(nèi)徑5 cm穿孔管。

圖1 蘆葦濕地實(shí)驗(yàn)裝置示意圖Figure 1 Schematic diagram of reed wetland experimental device

根據(jù)濕地基質(zhì)不同，實(shí)驗(yàn)設(shè)置5 個(gè)處理：土壤（DS1），基質(zhì)均一，為對(duì)照處理；土壤+礫石（DS2），基質(zhì)均一，為土壤與礫石按體積1∶1 混勻；土壤+礫石+生物炭（DS3），上層20 cm 為土壤、礫石與生物炭按體積1∶1∶1混勻，下層為土壤與礫石按體積1∶1混勻；土壤+陶粒+生物炭（DS4），上層20 cm為土壤、陶粒與生物炭按體積1∶1∶1混勻，下層為土壤與陶粒按體積1∶1 混勻；土壤+改性陶粒+生物炭（DS5），上層20 cm 為土壤、改性陶粒與生物炭按體積1∶1∶1 混勻，下層為土壤與改性陶粒按體積1∶1 混勻。每個(gè)處理4 個(gè)重復(fù)，共計(jì)20 個(gè)盆栽裝置系統(tǒng)單元。在填裝基質(zhì)的同時(shí)種植植物，即于2019年6月選取長勢(shì)相近的蘆葦幼苗移栽至裝置中，初始種植密度為2 株·盆-1（約28株·m-2），蘆葦在裝置中培養(yǎng)，開始實(shí)驗(yàn)時(shí)每盆植物均長勢(shì)平穩(wěn)，平均密度為85株·盆-1，平均株高為1.1 m。

1.3 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)與采樣

模擬濕地在上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院莊行綜合試驗(yàn)基地（30°53′N、121°23′E）中建立并運(yùn)行，該地屬亞熱帶季風(fēng)氣候，多年平均降水量1 191.5 mm，蒸發(fā)量1 236.8 mm，年均溫度16.1 ℃，全年日照時(shí)數(shù)1 900.2 h，無霜期224.4 d。系統(tǒng)穩(wěn)定至少4個(gè)月后，開始正式實(shí)驗(yàn)，時(shí)間從2019年10月底至2020年3月底，涵蓋整個(gè)冬季。系統(tǒng)每周進(jìn)水一次，均在上午10：00 左右完成，每次進(jìn)水前均先在穿孔管中原位測(cè)量系統(tǒng)內(nèi)部水質(zhì)指標(biāo)，并取水樣，將裝置中的水抽干后再進(jìn)行下一次進(jìn)水。結(jié)束運(yùn)行后，對(duì)系統(tǒng)進(jìn)行破壞性采樣，同時(shí)采集植物（葉、莖、根）樣品和基質(zhì)中的土壤（0～20 cm）樣品，測(cè)定其養(yǎng)分含量。

1.4 測(cè)定指標(biāo)與方法

使用便攜式多參數(shù)水質(zhì)測(cè)定儀（HI9829，HANNA，意大利）現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定系統(tǒng)內(nèi)部基本水質(zhì)指標(biāo)，包括溫度（T）、pH、溶解氧（DO）、氧化還原電位（ORP）、總?cè)芙夤腆w（TDS）、電導(dǎo)率（EC）等。水體TN 濃度采用過硫酸鉀氧化法測(cè)定[15]；濃度使用流動(dòng)分析儀（AA3，Seal，德國）測(cè)定。

土壤TC 和TN 含量采用元素分析儀（Vario EL cube，Elementar，德國）測(cè)定；TP 含量采用高氯酸-硫酸法測(cè)定[16]。

將植物葉、莖、根在烘箱中殺青、烘干至質(zhì)量恒定，稱取植物生物量；C、N 含量采用元素分析儀（Vario EL cube，Elementar，德國）測(cè)定；P 含量采用鉬銻抗比色法測(cè)定[16]。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

采用SPSS 22.0 軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，進(jìn)行單因素方差分析（One way ANOVA）和差異顯著性檢驗(yàn)（Duncan，P＜0.05）；采用SigmaPlot 12.5 軟件制圖，圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差；采用R4.1.1 繪制Pearson相關(guān)性熱圖；采用Canoco 5.0 軟件進(jìn)行冗余分析（RDA）。

2 結(jié)果與分析

2.1 蘆葦濕地冬季脫氮效果

從進(jìn)出水濃度可以看出（圖2），實(shí)驗(yàn)期間系統(tǒng)的進(jìn)水TN 濃度為5.8～20.7 mg·L-1-N 濃度為0.3～14.4 mg·L-1，-N 濃度為0.1～1.2 mg·L-1，進(jìn)水濃度波動(dòng)相對(duì)較大。5 個(gè)處理的出水濃度均顯著降低，并保持在較低水平相對(duì)穩(wěn)定。

圖2 TN-N和-N進(jìn)出水濃度變化及其去除率Figure 2 Inlet and outlet concentration fluctuation and removal of TN-N and -N

與DS1 相比，DS2、DS3、DS4 和DS5 的TN 平均去除率分別增加5.5、8.9、5.9、0.8 個(gè)百分點(diǎn)-N 平均去除率分別增加8.3、8.9、6.4、6.1 個(gè)百分點(diǎn)-N 平均去除率分別增加13.0、12.5、11.4、10.5個(gè)百分點(diǎn)。

實(shí)驗(yàn)期間，不同處理系統(tǒng)內(nèi)部水體T和DO 差異不顯著，而pH、ORP、EC 和TDS 均存在處理間差異（表1）。DS2～DS5 的pH 均顯著高于DS1（P＜0.05），其中DS3 和DS5 與DS2 和DS4 之間亦 差異顯著（P＜0.05）。與DS1相比，DS2～DS5的ORP均顯著降低（P＜0.05），而EC和TDS均顯著增加（P＜0.05）。

表1 系統(tǒng)內(nèi)部原位水質(zhì)指標(biāo)Table 1 In situ water quality index inside the system units

2.2 土壤化學(xué)計(jì)量特征

從處理間土壤養(yǎng)分（TC、TN、TP）含量可以看出（圖3），與DS1 相比，DS2～DS5 的土壤TC 含量均有增加趨勢(shì)，其中DS5增加最多（P＜0.05），DS3和DS2也有顯著增加（P＜0.05）；DS2～DS4 的土壤TN 含量有增加趨勢(shì)，其中DS3 與DS1 差異顯著（P＜0.05），DS5 與DS1差異不顯著；DS2～DS5的土壤TP含量均有增加趨勢(shì)，其中DS2 和DS5 增加相對(duì)較多（P＜0.05），DS3 也有顯著增加（P＜0.05）。

圖3 土壤C、N、P化學(xué)計(jì)量特征Figure 3 Soil C，N and P stoichiometry

從處理間土壤C、N、P化學(xué)計(jì)量比可以看出（圖3），與DS1 相比，DS5 的土壤C/N 顯著增加（P＜0.05），DS2～DS4變化不顯著；DS2～DS5的土壤C/P和N/P均有降低趨勢(shì)，其中DS2 的土壤C/P 與DS1 差異顯著（P＜0.05），DS2和DS5的土壤N/P與DS1差異顯著（P＜0.05）。

2.3 植物化學(xué)計(jì)量特征

從處理間蘆葦各器官養(yǎng)分（C、N、P）含量可以看出（圖4），莖C、N、P 含量在處理間無顯著差異（P＞0.05）。與葉和莖相比，根C含量在處理間變化相對(duì)較大，與DS1 和DS2 相比，DS3～DS5 均顯著增加了根C含量（P＜0.05），而DS3的葉C含量顯著降低（P＜0.05）；葉N 含量比莖和根的要高，與DS1 相比，DS3 的葉N含量顯著增加（P＜0.05），DS4和DS5的根N含量顯著增加（P＜0.05）；除DS2的葉P含量顯著降低外（P＜0.05），其他處理間的葉、根P 含量無顯著差異。P 含量在各器官中的趨勢(shì)為葉＞根＞莖。

圖4 植物各器官C、N、P化學(xué)計(jì)量特征Figure 4 Plant C，N and P stoichiometry of leaf，stem and root

從處理間蘆葦各器官C、N、P 化學(xué)計(jì)量比可以看出（圖4），莖和根的C/N、C/P 和N/P 在處理間均無顯著差異（P＞0.05）。與DS1 的葉（C/N 為21.3，C/P 為361.7，N/P為16.9）相比，DS3的葉C/N（14.8）顯著降低（P＜0.05），而DS2的葉C/P（660.8）和N/P（28.6）顯著增加（P＜0.05）。

由生物量和植物各器官C、N、P 含量可以計(jì)算出系統(tǒng)中植物的養(yǎng)分分配情況，由表2 可見，各指標(biāo)均表現(xiàn)出地下部分高于地上部分或基本相當(dāng)。從生物量總量的平均值看，與DS1 相比，DS2 和DS3 為降低趨勢(shì)，DS4 和DS5 為增加趨勢(shì)，且DS3 差異顯著（P＜0.05），主要是受莖生物量顯著降低的影響。與DS1相比，植物C 總量的處理間趨勢(shì)與生物量趨勢(shì)一致，但差異不顯著（P＞0.05）；植物N 總量的處理間趨勢(shì)亦與生物量趨勢(shì)一致，且DS4和DS5呈顯著差異水平（P＜0.05）。與DS1相比，DS4的葉、莖、根C 量均有增加趨勢(shì)，而DS5 的葉和根C 量顯著增加，但莖C 量降低。與DS1 相比，DS2～DS5 的植物P 總量有降低趨勢(shì)，但差異均不顯著（P＞0.05）。

表2 系統(tǒng)中植物的養(yǎng)分分配（g·盆-1）Table 2 Nutrient distribution of plant in the system units（g·pot-1）

2.4 土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征相關(guān)性

土壤和植物各器官化學(xué)計(jì)量特征之間的Pearson相關(guān)性見圖5，總體來說，土壤、葉、莖、根各組分內(nèi)部養(yǎng)分含量和化學(xué)計(jì)量比的相關(guān)性較其相互間更大。土壤與植物之間，各處理土壤-葉之間的化學(xué)計(jì)量特征均無顯著相關(guān)性，而土壤-莖和土壤-根之間均存在一定的相關(guān)性，說明基質(zhì)改良下，植物莖和根與土壤化學(xué)計(jì)量特征之間的關(guān)系更大。土壤TC含量與根C 含量顯著正相關(guān)（R=0.54，P＜0.05），說明土壤TC 含量對(duì)根C 固定具有較大影響；土壤TN 含量與莖和根的N 含量顯著正相關(guān)（P＜0.05），說明土壤TN 含量對(duì)莖和根的N 吸收具有較大影響。土壤C/N和N/P均與莖化學(xué)計(jì)量特征有相關(guān)性，其中，土壤C/N與莖N和P的含量負(fù)相關(guān)、與莖C/N和C/P比正相關(guān)（P＜0.05），土壤N/P 與莖N 含量正相關(guān)、與莖C/N 比負(fù)相關(guān)（P＜0.05），說明土壤化學(xué)計(jì)量比可能僅對(duì)莖的養(yǎng)分利用效率有影響。

圖5 土壤-植物C、N、P化學(xué)計(jì)量特征相關(guān)性Figure 5 Correlation between soil and plant C，N and P stoichiometry

植物各器官之間，僅根與葉存在化學(xué)計(jì)量特征間的相關(guān)性，根C 含量與葉P 含量正相關(guān)（P＜0.05），與葉C/P 和N/P 負(fù)相關(guān)（P＜0.01）；根C/P 與葉N/P 負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。

2.5 水質(zhì)因子和土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征對(duì)濕地脫氮效果的影響

RDA 分析顯示（圖6），水質(zhì)因子僅解釋了濕地脫氮效果總變異的20.9%，其中，T（負(fù)相關(guān)）和pH（正相關(guān)）對(duì)實(shí)驗(yàn)期間濕地脫氮效率變化的影響顯著（P＜0.05），分別解釋了總變異的10.1%和4.6%。土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征解釋了濕地脫氮效果總變異的100%，其中，僅土壤TP 含量（正相關(guān)）、C/P（負(fù)相關(guān)）和TN含量（正相關(guān)）對(duì)實(shí)驗(yàn)期間濕地平均脫氮效率的影響顯著（P＜0.05），分別解釋了總變異的27.7%、22.9%和22.5%，說明基質(zhì)改良使?jié)竦囟久摰Ч资艿酵寥阑瘜W(xué)計(jì)量特征的影響。

圖6 水質(zhì)因子和土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征與濕地脫氮效果的RDA分析Figure 6 Redundancy analysis between wetland N removal with water index and soil-plant stoichiometry

3 討論

3.1 基質(zhì)改良對(duì)蘆葦區(qū)冬季脫氮效果的影響

本實(shí)驗(yàn)中，土壤基質(zhì)處理本身就具有較好的濕地脫氮效果（TN 88.3%、-N 89.0%、-N 71.0%），通過在土壤中添加礫石、礫石+生物炭、陶粒+生物炭以及改性陶粒+生物炭對(duì)土壤基質(zhì)進(jìn)行改良均進(jìn)一步提高了濕地冬季脫氮效果，其中，礫石+生物炭處理顯著提高了濕地TN 去除率（8.9 個(gè)百分點(diǎn)，P＜0.05），礫石（8.3 個(gè)百分點(diǎn)）和礫石+生物炭（8.9 個(gè)百分點(diǎn)）處理顯著提高了濕地-N 的去除率（P＜0.05）。研究表明，礫石對(duì)氮的吸附能力相對(duì)較弱[17]，但在本研究中，添加礫石基質(zhì)處理的濕地脫氮效果較好?？赡艿脑蛴校旱谝?，基質(zhì)吸附不是濕地脫氮的主要途徑，濕地脫氮主要通過微生物的硝化-反硝化作用[18]；第二，礫石的添加增加了基質(zhì)的通透性，影響了基質(zhì)中的水分運(yùn)移過程以及植物根系-微生物生長的微環(huán)境[19]，從而間接對(duì)濕地脫氮效果產(chǎn)生影響；第三，與陶粒相比，礫石不規(guī)則的幾何形狀可能增加

了微環(huán)境的復(fù)雜結(jié)構(gòu)，從而更加有效地發(fā)揮了植物根系-微生物的作用。在添加礫石處理的上層添加生物炭會(huì)進(jìn)一步提高濕地脫氮效率，可能是因?yàn)樯锾繉?duì)-N 的吸附效果較好，同時(shí)其也為微生物反硝化提供了碳源[20]。RDA分析顯示，水質(zhì)因子中的溫度和pH 對(duì)實(shí)驗(yàn)期間濕地脫氮效率的變化有影響，且與溫度呈負(fù)相關(guān)，與pH 呈正相關(guān)。一般來說，溫度越高，濕地冬季脫氮效果越好[21]，而本實(shí)驗(yàn)中，各處理間溫度差異較小，說明基質(zhì)改良不是通過影響溫度來提高濕地冬季脫氮效果；基質(zhì)改良處理的系統(tǒng)pH 均顯著增加，研究表明，低溫下在一定范圍內(nèi)的pH 越高，脫氮效果越好[22]，說明pH 增加可能是基質(zhì)改良提高濕地脫氮效果的重要因素。

3.2 基質(zhì)改良對(duì)土壤化學(xué)計(jì)量特征的影響

土壤TC、TN、TP 含量及其化學(xué)計(jì)量比是表征土壤質(zhì)量及養(yǎng)分平衡的重要指標(biāo)，本實(shí)驗(yàn)中，基質(zhì)改良處理均增加了土壤TC 和TP 含量，且均為添加礫石、礫石+生物炭和改良陶粒+生物炭處理的增加顯著（P＜0.05），說明基質(zhì)改良可以增加土壤TC 和TP 的積累。基質(zhì)改良處理亦增加了土壤TN含量，且添加礫石+生物炭的處理增加顯著（P＜0.05），說明基質(zhì)改良能夠增加土壤的氮有效吸附，提高土壤的緩沖能力[23]。本實(shí)驗(yàn)中，添加改良陶粒+生物炭處理的土壤C/N 顯著增加（P＜0.05），說明該處理的土壤有機(jī)物礦化分解較慢，養(yǎng)分循環(huán)速率較慢，有利于碳的積累[24]。研究表明，土壤C/N 小于25時(shí)，微生物分解有機(jī)質(zhì)能力強(qiáng)[25]，本研究中土壤C/N 均較低，說明河岸帶土壤微生物的有機(jī)質(zhì)分解速率相對(duì)較高。土壤C/P是體現(xiàn)P有效性的重要指標(biāo)，C/P 越低，則P 有效性越高；土壤N/P 是養(yǎng)分限制的預(yù)測(cè)因子，也是判斷N 飽和度的重要指標(biāo)[24]。本研究中，基質(zhì)改良處理的土壤C/P 和N/P 均為降低趨勢(shì)，且添加礫石的處理均與對(duì)照差異顯著（P＜0.05），說明基質(zhì)改良處理的土壤中P 有效性相對(duì)較高，仍表現(xiàn)為N 限制，因此可以容納水體中更高的氮濃度。

3.3 基質(zhì)改良對(duì)植物化學(xué)計(jì)量特征的影響

植物C 是干物質(zhì)組成的基本元素，N 和P 是反映植物生長狀況的重要指標(biāo)[25]；植物化學(xué)計(jì)量比反映其對(duì)環(huán)境的適應(yīng)機(jī)制及特征，不同器官的化學(xué)計(jì)量比也可以反映器官內(nèi)穩(wěn)性與元素在不同器官中的分配和相互關(guān)系[26]。本實(shí)驗(yàn)中，基質(zhì)改良使植物葉和根中的C、N、P含量發(fā)生變化，而莖中變化較小（P＞0.05）。研究表明，葉是植物對(duì)環(huán)境變化反應(yīng)最快速的器官[27]，而根直接與土壤接觸，更易對(duì)土壤環(huán)境做出響應(yīng)[14]。本實(shí)驗(yàn)中，3 個(gè)添加生物炭的處理均顯著增加了根C含量（P＜0.05），說明基質(zhì)中添加生物炭更有利于根C固定；另外，礫石+生物炭處理顯著增加了葉N 含量，陶粒+生物炭和改良陶粒+生物炭處理顯著增加了根N 含量，說明基質(zhì)中添加生物炭也有利于植物N 吸收，由于不同基質(zhì)條件下植物對(duì)N 的利用策略不同，導(dǎo)致不同器官對(duì)N 的積累存在差異?；|(zhì)改良僅使葉C/N、C/P和N/P發(fā)生變化。研究表明，葉C/N 和C/P越低，植物生長速率越快，對(duì)N、P 吸收效率越高[28]。礫石+生物炭處理的葉C/N 顯著降低（P＜0.05），而礫石處理的葉C/P 顯著增加（P＜0.05），說明基質(zhì)中添加礫石+生物炭，植物對(duì)N的吸收效率較高，而僅添加礫石，植物對(duì)P 的吸收效率則較低。研究表明，葉N/P為14～16時(shí)，植物生長受N 和P 的共同限制，葉N/P 高于16 時(shí)受P 的限制，葉N/P 低 于14 時(shí)則受N 的限制[29]。本實(shí)驗(yàn)中，土壤基質(zhì)處理中的葉N/P 高于16（16.9），植物生長受P 的限制，而添加礫石處理，葉N/P 顯著增加（28.6，P＜0.05），進(jìn)水中較高的TN 濃度，可能是造成這一現(xiàn)象的重要原因。

植物為了適應(yīng)環(huán)境，能夠?qū)Σ煌鞴僦械酿B(yǎng)分分配進(jìn)行調(diào)整[29]，本實(shí)驗(yàn)中，各處理的植物養(yǎng)分分配均表現(xiàn)為地下部分高于地上部分或基本相當(dāng)?；|(zhì)中添加陶粒+生物炭和改性陶粒+生物炭對(duì)植物生長具有促進(jìn)作用，C 和N 的吸收量相對(duì)較大；而添加礫石和礫石+生物炭處理的植物生物量降低，其中，添加礫石+生物炭處理顯著降低（P＜0.05），而其水體脫氮效果卻相對(duì)較好，一方面說明植物吸收不是濕地脫氮的主要途徑[5]，另一方面說明基質(zhì)改良促進(jìn)濕地脫氮的主要作用是為微生物硝化-反硝化過程提供良好的微環(huán)境。

4 結(jié)論

（1）與土壤基質(zhì)相比，4 種基質(zhì)改良處理均提高了蘆葦濕地冬季脫氮效果，其中，添加礫石處理顯著提高了濕地-N 的去除率，添加礫石+生物炭處理顯著提高了濕地TN 和-N 的去除率。

（2）基質(zhì)改良處理均增加了土壤TC、TN 和TP 的含量，其中，添加礫石+生物炭處理使三者含量均顯著增加，促進(jìn)了土壤C、N、P 的有效吸附；基質(zhì)改良處理均降低了土壤C/P 和N/P，其中，添加礫石處理使二者比值均顯著降低，土壤中P有效性相對(duì)較高。

（3）添加生物炭的3 個(gè)處理均有利于根C 固定和植物N吸收；添加礫石+生物炭處理的植物對(duì)N吸收效率較高，而添加礫石處理的植物對(duì)P吸收效率較低；添加礫石的2 個(gè)處理使植物生物量降低，而添加陶?；蚋男蕴樟５?個(gè)處理對(duì)植物生長具有促進(jìn)作用。

（4）土壤-植物化學(xué)計(jì)量特征之間存在一定的相關(guān)性，且土壤與植物莖和根的化學(xué)計(jì)量特征之間的關(guān)系更大，其中，土壤TC 含量影響根C 固定，土壤TN 含量影響莖和根的N吸收，而土壤化學(xué)計(jì)量比僅對(duì)莖的養(yǎng)分利用效率有影響。