人工濕地生態(tài)除污的機制、影響因素和強化方法

丁 怡，孫 園，丁 冉，劉興坡，宋新山

（1.上海海事大學海洋科學與工程學院，上海201306；2.上海海事大學海洋環(huán)境與生態(tài)模擬研究中心，上海201306；3.東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海201620）

隨著全球經濟和工業(yè)的快速發(fā)展，加工及生產過程中衍生的各種污染物進入水體，造成全球水環(huán)境污染總體趨勢愈發(fā)嚴峻。以我國為例，根據《2020中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》顯示，在開展營養(yǎng)狀態(tài)監(jiān)測的110 個湖泊中，中營養(yǎng)狀態(tài)湖泊占61.8%，氨氮、總磷和COD 仍是主要污染指標。富營養(yǎng)化問題不僅導致水體氧含量下降、水質變差、水生動植物生存環(huán)境受到破壞，也是藻類爆發(fā)和水華形成的重要因素，對飲用水安全產生嚴重威脅〔1-2〕。傳統(tǒng)的污水治理技術包括電解法、膜分離法、高級氧化法、活性污泥法及生物膜法等，雖然取得了一定成效，但普遍存在能耗大、技術成本高且無法長期持續(xù)使用等缺點〔3〕。如何低成本、生態(tài)化、持續(xù)高效地去除導致水體富營養(yǎng)化的污染物質，是提高流域水環(huán)境質量的關鍵所在〔4-5〕。人工濕地具有構建使用成本低、操作維護簡便、低能耗和高成效等優(yōu)點，可利用濕地中植物-基質-微生物之間形成的物理-化學-生物復合修復機制協(xié)同凈化水體中常見的污染物質〔6-7〕。但是，人工濕地當前普遍面臨秋冬季節(jié)去除效率不佳的難題，主要原因在于低溫條件限制了植物和微生物的生長，影響了植物吸收和微生物主導的降解除污過程。此外，濕地在長期運行過程中亦面臨溶解氧不足和水力性能下降的困境，限制了氨氮轉化、總磷去除和有機污染物的好氧降解，使?jié)竦爻坌蔬M一步下降〔8-9〕。筆者系統(tǒng)歸納了人工濕地對水體中氮、磷及有機污染物的生態(tài)修復機制，總結了影響人工濕地除污性能的主要因素，并在綜述文獻研究的過程中提出針對性的解決方法。最后，根據當前人工濕地運行過程中存在的主要問題，提出了合理的建議及展望。

1 人工濕地生態(tài)除污機制

圖1 闡釋了人工濕地生態(tài)除污的機制。

圖1 人工濕地生態(tài)除污機制Fig.1 Ecological purification mechanisms in constructed wetlands

如圖1 所示，人工濕地通過植物、基質和微生物3 部分的協(xié)同作用實現(xiàn)對水體污染進行生態(tài)修復的目標〔10〕，其中微生物主導的硝化反硝化作用是確保濕地有效除氮的關鍵所在〔11〕。濕地脫氮微生物主要包括硝酸菌、亞硝酸菌和反硝化細菌等，硝酸菌和亞硝酸菌通常在好氧條件下生長，主導硝化反應的發(fā)生，將氨氮轉化為硝態(tài)氮，因此濕地內氧水平成為硝化作用的主要限制因素；反硝化細菌通常在缺氧或厭氧條件下生長并主導反硝化過程的進行〔12〕，將硝化反應生成的硝態(tài)氮轉化為氣態(tài)氮逸出濕地〔13〕。因此，硝化反應推動了濕地脫氮的進程，而反硝化反應則實現(xiàn)了濕地脫氮的目標。

基質對磷的吸附是濕地除磷的重要途徑，其性能取決于基質的化學組成（鋁、鐵和鈣的含量）和物理性質（比表面積、孔隙度、粒徑大小），因此在濕地中應首選吸附能力強、比表面積大的基質〔14〕。此外，基質也為微生物生長繁殖提供了附著表面，在基質表面形成的生物膜中，微生物和各類目標降解物發(fā)生化學反應，最終實現(xiàn)除污功效。特定微生物還可以同化吸收水體中的磷元素，例如聚磷菌對磷的攝取作用已成為濕地除磷的重要機制〔15〕，因此定期清洗基質層中老化的生物膜，不僅有助于持續(xù)穩(wěn)定地發(fā)揮濕地除磷功效，還可保障濕地水力性能的通暢。另外，植物生長過程中也需要吸收一部分氮和磷作為營養(yǎng)元素，因此在濕地中種植吸收氮磷能力強的植物亦有助于提高濕地除污能力。注重濕地植物級配，首選吸收能力強、根系發(fā)達、四季常青的植物組合，可有力保障濕地植物在低溫環(huán)境下發(fā)揮除污效能〔16-20〕。

污水中的有機污染物通常分為3 種形態(tài)：可溶態(tài)、膠體態(tài)和微粒態(tài)。在人工濕地中，大多數(shù)膠體態(tài)和微粒態(tài)的有機物通過沉淀和過濾后被截留下來，而可溶態(tài)有機物作為污水中有機碳的主要組成，其去除過程較為復雜〔21〕，一般通過植物根系、基質吸附及異養(yǎng)微生物代謝降解作用被去除。根據濕地內氧環(huán)境差異，表層復氧及植物光合泌氧使人工濕地中上層區(qū)域內保持較好的氧環(huán)境，促進好氧微生物在植物根際及基質生物膜內生長，保證有機物被好氧菌分解生成小分子的二氧化碳和水〔22〕；中下層區(qū)域因遠離植物泌氧根區(qū)，一般呈現(xiàn)缺氧和厭氧狀態(tài)，厭氧微生物通常在該區(qū)域內生長，有機物易被厭氧菌分解成二氧化碳和甲烷〔23〕。

2 影響人工濕地去污的主要因素

2.1 低溫

植物和微生物不僅是人工濕地的重要組成部分，更是濕地發(fā)揮去污作用的重要參與者。然而低溫條件會對植物和微生物生長產生抑制，進而影響兩者除污作用的發(fā)揮。

大多數(shù)植物在低溫條件下會進入休眠狀態(tài)，此時植物泌氧和新陳代謝能力都呈現(xiàn)下降趨勢，植物出現(xiàn)凋零衰敗的跡象，植物根區(qū)的好氧、缺氧和厭氧狀態(tài)遭受破壞，人工濕地氧水平被進一步削弱，進而導致硝化作用和有機物好氧降解能力受到限制；植物凋零衰敗后形成濕地枯落物，所吸收的氮磷隨之分解進入濕地中，進一步增加人工濕地的去污負荷〔24-25〕；同時植物殘體易造成濕地基質堵塞，降低基質間的水力傳遞效率和污水的處理總量，從而影響濕地凈污能力和除污效率。

濕地微生物一般最適宜的生長環(huán)境是25～35 ℃，而秋季平均氣溫為10～15 ℃，冬季平均氣溫為-5～5 ℃，顯然秋冬季節(jié)濕地微生物的生長代謝和去污能力都將受到明顯抑制和影響。低溫主要通過減弱微生物細胞膜的滲透功能及體內的化學反應速率降低細胞對營養(yǎng)物質的吸收及代謝速率，進而影響細菌的降解能力和活性〔26〕。

2.2 濕地氧環(huán)境

目前，氨氮和有機物是地表水體中的主要污染因子，也是典型的耗氧污染物〔27〕。溶解氧作為人工濕地去除耗氧污染物的重要限制因素和控制條件，決定著氨氮和有機物是否能被有效去除〔28〕。人工濕地中氧環(huán)境存在如下變化規(guī)律：（1）濕地表層因接近大氣，復氧效果好，呈現(xiàn)好氧狀態(tài)，而底層則呈現(xiàn)明顯的缺氧或厭氧狀態(tài)；（2）濕地進水區(qū)域氧含量相對較高，但隨著水體中氨氮和有機物在好氧條件下被轉化及降解，濕地沿程氧含量逐步減少，出水區(qū)域往往呈現(xiàn)缺氧的狀態(tài)；（3）濕地植物通過根系泌氧使近根區(qū)形成好氧狀態(tài)，而遠離根際的區(qū)域則形成缺氧或厭氧狀態(tài)。因此，人工濕地內氧含量會隨著時間及沿程而變化，當污水總量或其中耗氧污染物濃度增高時，濕地沿程氧含量將驟減，直至消耗殆盡。其中，有機物好氧降解還將與硝化脫氮競爭消耗溶解氧，導致硝化反應進行不暢；隨著有機物濃度減少，反硝化脫氮又將受到有機碳源不足的制約，最終導致總氮去除受到影響〔29-30〕。

種植根系泌氧能力強的植物、改變濕地運行模式及人工機械增氧等，是改善濕地內氧水平的主要方法〔31〕。其中植物泌氧能力有限，而間歇增氧和連續(xù)增氧是當前使用較普遍的2 種人工機械增氧技術，但是連續(xù)增氧除了增加能耗及使用成本外，還易使?jié)竦卣w呈現(xiàn)好氧條件，不利于反硝化脫氮的進行，進而影響總氮的去除；間歇增氧能解決連續(xù)增氧產生的問題，一方面降低能耗、減少操作成本，另一方面為濕地創(chuàng)造好氧-缺氧-厭氧的交替環(huán)境，使有著不同氧需求的微生物菌群發(fā)揮除污作用，更有利于氮、磷及有機污染物的去除〔32〕。另外，從節(jié)約能耗的角度出發(fā)，通過改變濕地運行模式或利用藻類光合作用進行無動力增氧的方式，正受到廣泛關注及研究，以滿足生態(tài)化、低成本的可持續(xù)污水治理需要。

2.3 濕地水力性能

濕地水力性能的主要評價參數(shù)包括水流狀況、水力停留時間、水力負荷和水位變化等。在水力性能不佳的情況下，濕地易發(fā)生短流、水流滯留及死區(qū)面積擴大等影響濕地運行的問題，因此適宜的水力狀況對保障濕地有效去污發(fā)揮著重要作用〔33〕。

基質粒徑大小、水流流速、基質材料屬性和進出水方式共同影響著濕地中水體的流態(tài)及流程，其中基質的顆粒大小主要決定著濕地系統(tǒng)的孔隙度和污染物質在濕地中的停留時間。通常選擇較大粒徑的基質和較低的水流流速，這樣能夠延長水流流程和平均停留時間，進而提高濕地的有效體積比和水力效率，使?jié)竦刂谢|、微生物與污染物質有更充分的接觸面積和反應時間，進而提升濕地去污效率〔34〕。另外，基質材料屬性也是影響濕地水力性能的重要因素，當人工濕地長期處理高濃度的難降解有機廢水時，基質極易出現(xiàn)堵塞現(xiàn)象，進而影響系統(tǒng)水力傳導性和除污效率，而鐵碳基質可利用鐵碳顆粒間形成的原電池效應促進難降解有機物質的分解，在提高廢水可生化性的同時，進一步強化濕地除污效能〔35〕。濕地進出水方式除了影響水流流程外，也將影響溶解氧分布，從而對耗氧污染物的去除產生影響。

水力停留時間是指污水進入濕地后，在濕地內的平均停留時間。停留時間越長意味著污水與濕地中植物、基質和微生物的接觸越充分，污水中的污染物越能夠通過物理、化學及生物機制等被逐步轉化并去除〔36〕。通常情況下，濕地內污染物去除率與水力停留時間成正比，為降低濕地運行成本、提高濕地去污總量，確定合理的水力停留時間是至關重要的管理措施。

水力負荷是指單位時間內通過單位面積的污水水量，調控水力負荷就是決定污水在濕地內的平均停留時間。當水力負荷增大時，一方面意味著污水在濕地內的停留時間變短，另一方面意味著污染物負荷有所增高。較高負荷的污染物無法被濕地內植物、基質及微生物充分吸收、吸附及降解，最終將影響濕地去污效率，因此確定適宜的水力負荷是發(fā)揮濕地水力性能的關鍵所在〔37〕。

水位變化能影響濕地內的氧含量，因此通過設置人工濕地的飽和水位，可達到調控濕地內好氧區(qū)及厭氧區(qū)分布的效果，以滿足不同去污微生物生長繁殖所需的氧環(huán)境〔38〕。例如，通過調低濕地水位，可使?jié)竦鼗|孔隙間產生空隙吸力，令空氣進入基質層間，好氧微生物將保持較高的活性，這有利于濕地硝化過程的進行及有機物好氧降解；而當調高水位至完全飽和狀態(tài)時，濕地整體趨于厭氧環(huán)境，反硝化細菌生長得到有力保障，有助于硝態(tài)氮的高效去除〔39〕。

3 強化人工濕地去污效率的措施

3.1 強化濕地低溫去污措施

現(xiàn)有的低溫強化措施主要包括非生物強化和生物強化措施，其中非生物措施主要包括植物覆蓋和地膜覆蓋。植物覆蓋是指將收割后的植物覆蓋在濕地表層以起到保溫效果，該方法雖有一定成效，但鋪設植物殘體也易造成二次污染；地膜覆蓋是將薄膜覆蓋在濕地表面，該方法鋪設過程較復雜，投資高，同時易造成白色污染〔40〕。

常見的生物強化措施主要為培養(yǎng)低溫復合菌種和固定化微生物。復合菌種可以彌補單一菌種作用的局限性，Yuanyuan SHAO 等〔41〕從人工濕地植物根際土壤中分離出6 種耐低溫的異源反硝化菌株，將其培養(yǎng)成復合菌種后接種至人工濕地中，發(fā)現(xiàn)與沒有接種復合菌的濕地相比，接種復合菌的濕地對

COD、TP、NH4+-N 和TN 的去除率明顯提高，分別達到85.7%、90.4%、96.8%和96.7%；該復合菌提高了微生物的整體活性，但由于水流的侵蝕作用，微生物接種效率不夠穩(wěn)定，需多次接種以保障濕地除污菌種的有序生長和存活。Xinyue ZHAO 等〔42〕將具有硝化和反硝化作用的混合菌株接種至垂直流人工濕地內，發(fā)現(xiàn)與非生物強化系統(tǒng)相比，生物強化后的濕地內COD、TN 和NH4+-N 的去除率分別提高了5.6%、8.8%和13.3%，這主要是因為經生物強化的濕地內部建立了新的細菌群落平衡，豐富了土壤微生物群落結構。微生物固定化技術將游離的微生物固定在特定區(qū)域，有效避免了菌種的流失，在增加微生物量的同時還能保持微生物代謝活性，實現(xiàn)菌株的連續(xù)重復利用〔43〕。微生物固定化技術主要包括交聯(lián)固定化、吸附固定化和包埋固定化技術，其中包埋固定化技術最常見〔44〕。王碩等〔45〕首先利用梯度降溫方式富集得到耐冷氨氧化功能菌群，隨后通過海藻酸鈉將其包埋固定后投加到人工濕地中，發(fā)現(xiàn)經微生物固定化后，人工濕地內氨氮平均去除率可達86%，比未固定微生物的對照組濕地提高了26%；微生物包埋固定化通過實現(xiàn)固液分離，降低外界不利環(huán)境及毒害物質對微生物生長的影響，不僅充分保障了氨氧化功能菌群的增長，也能促使?jié)竦仄渌N含量的提升，從而整體提高濕地對污染物的去除效果。鄒海燕等〔46〕利用聚乙烯醇和海藻酸鈉復合材料對低溫混合菌實現(xiàn)包埋固定化，并將其負載于生物炭上后投入人工濕地內，發(fā)現(xiàn)人工濕地去污效率顯著提升，對COD、TN、NH4+-N 和TP 的去 除 率 分別達到92.21%、94.70%、91.08%和89.75%，且去污效率持續(xù)穩(wěn)定。導致此結果的原因可能是：（1）低溫混合菌能夠抵御并適應寒冷環(huán)境，進而增強人工濕地微生物除污過程；（2）生物炭比表面積大、吸附能力強，能夠改良土壤理化性狀，為植物和微生物生長提供良好環(huán)境；（3）濕地利用負載固定化低溫混合菌的生物炭作為填料，增大了低溫菌附著面積和生物密度，為低溫環(huán)境下濕地除污提供有利條件。

3.2 調控濕地氧補充方式及水平

當前，人工濕地內溶解氧水平總體呈現(xiàn)不足的態(tài)勢，限制了氨氮和有機污染物的轉化和去除。為改善這個問題，研究人員嘗試了多種增氧技術，目前常見的濕地增氧方式見表1。

如表1 所示，常見濕地增氧方式主要包括：（1）通過自然改變濕地運行方式來提高濕地氧含量，例如采取潮汐流運行、跌水復氧及出水回流模式等，該方法能耗低、使用簡便；（2）人工機械增氧，即通過鋪設多孔換氣管、鼓風曝氣、進水預曝氣和噴淋進水等方式增氧，該增氧方式能耗較高，但增氧效果較顯著，通常使用的增氧策略為間歇增氧或連續(xù)增氧，增氧位置為水平潛流人工濕地的前端、中端或后端及垂直潛流人工濕地的表層、中層或下層；（3）利用藻類、植物和蚯蚓等生物實現(xiàn)濕地增氧。

表1 常見濕地增氧方式對比Table 1 Comparison of common aeration technologies in constructed wetlands

跌水增氧是常見的自然增氧方式之一。王寧寧等〔56〕通過回流泵將出水回流至進水處，再采用自然跌水方式，使水流跌入濕地，形成復氧進水效應，經研究證實，當濕地內溶解氧維持在8 mg/L 時，氨氮、總氮、總磷和COD 的去除率達到最高，分別為94.70%、91.00%、80.13%和86.56%。自然跌水復氧過程一方面對水流產生推動作用，另一方面有助于提高濕地微生物種類和活性，進而促進濕地的去污效果。出水回流增氧通過將濕地出水重新引入濕地的方式使?jié)竦匮鹾康玫接行аa充，同時進一步提升污染物深度凈化的效果。

作為新興的人工濕地系統(tǒng)，潮汐流人工濕地可利用淹沒和排水交替運行的方式將大氣中的氧氣吸入濕地填料中，解決間歇或連續(xù)增氧方式產生的高能耗問題。潮汐流運行模式為微生物生長提供了有利的微環(huán)境，并有效提高了濕地內微生物群落豐度，在實現(xiàn)節(jié)能增氧的同時，也達到顯著提升濕地去污效率的目標。Jing LI 等〔57〕比較了間歇增氧和潮汐流運行增氧對人工濕地氧水平及去污效能的影響，結果顯示，潮汐流人工濕地中氧的傳輸效率及含量最高，NH4+-N（98.30%）、TN（72.22%）及COD（93.21%）的平均去除率最佳。

尚亞丹等〔58〕比較了不曝氣、間歇曝氣和連續(xù)曝氣3 種條件下人工濕地對生活污水的處理效果，結果顯示間歇曝氣條件下濕地去污的整體效率最佳，對生活污水中NH4+-N、TN、TP 和COD 的去除率分別達到99.70%、78.49%、90.30%和98.58%。微曝氣增氧和間歇曝氣均為相對經濟且有效的增氧技術，但微曝氣通常只能實現(xiàn)局部增氧且增氧量相對有限。要想經濟、快速、有效地提升人工濕地的去污效率和降低能源消耗，需根據人工濕地類型和污水性質，探究合適的增氧條件（曝氣量、曝氣時間、曝氣速率、曝氣范圍）。Haiming WU 等〔59〕研究了曝氣時間（1～10 h/d）和曝氣速率（0.1～2.0 L/min）對垂直流人工濕地凈化生活污水的影響，結果表明當曝氣時間和速率 分 別 為4 h/d 和1.0 L/min 時，COD、NH4+-N 和TN去除率最高，分別達到97.2%、98.4%和90.6%。此外，調控間歇曝氣增氧策略不僅有助于提高濕地氧含量，同時還可以優(yōu)化濕地氧分布，為去除氨氮和有機污染物創(chuàng)造好氧-厭氧交替的有利條件。Xiaoou WANG 等〔60〕研究發(fā)現(xiàn)曝氣位置可以影響濕地內溶解氧的分布，進而對不同區(qū)域內污染物的去除產生影響。從垂直流人工濕地中層開啟增氧時，溶解氧可同時向上下2 個方向擴散，因此拓展了濕地好氧區(qū)域，此時COD 和氨氮得到更有效的去除；而從垂直流人工濕地底層開啟增氧時，溶解氧分布單一化，好氧區(qū)域主要集中在底層，氧濃度由底層到表層呈現(xiàn)減少的趨勢，表層更有利于總氮去除。

Qiu JIN 等〔54〕向人工濕地中引入蚯蚓后發(fā)現(xiàn)出水水質滿足城市污水處理廠污染物排放標準，蚯蚓的引入不僅可以改善溶解氧的狀況，還可以疏通基質，緩解濕地基質堵塞的難題。Yi DING 等〔61〕將高效藻類塘與人工濕地聯(lián)用后發(fā)現(xiàn)，污水在高效藻類塘內停留一段時間后，藻類光合作用釋放的氧氣顯著提高了水體中的氧含量，當這部分富氧水體進入人工濕地后，濕地內氧環(huán)境得到明顯改善，促進濕地硝化反應進行的同時，也有利于水體中總氮的去除。

3.3 改進濕地水力性能

水力性能和去污效果是人工濕地2 個最重要的評價指標，而人工濕地去污效果與濕地的水流運動狀況、水深、水力停留時間和水力負荷等有著密切聯(lián)系，優(yōu)化水力運行條件可以改善濕地內部的水力性能，從而提高濕地的去污效果。Yuhui WANG 等〔62〕通過氯化鈉和染料示蹤試驗考察了基質粒徑、水流流速和進出水方式對人工濕地水力性能及運行效果的影響，結果顯示，選擇較大粒徑的基質和較低的水流流速能促進水流平穩(wěn)、均勻地向前推動，減少死區(qū)面積和短流現(xiàn)象發(fā)生；另外，濕地底部進水和頂部出水的運行方式能使水流克服重力流動，延長水流流程，提高濕地有效體積比和水力性能。郭士林等〔63〕設置4 個水位變幅（0、3、6 和9 cm/d）研究水位變化對水平潛流人工濕地脫氮效率的影響，結果表明，水位變化可改變濕地氧環(huán)境，有助于提高濕地內硝化強度，但一定程度上也抑制了反硝化強度；水位變幅6 cm/d 的濕地系統(tǒng)內氮素去除效果最佳。周斌等〔64〕探討了間歇和連續(xù)運行方式對水平潛流人工濕地脫氮效率的影響，結果證實間歇運行方式下濕地的硝化和反硝化作用均優(yōu)于連續(xù)運行方式，主要原因在于間歇運行有利于濕地復氧，使人工濕地內形成好氧-缺氧-厭氧的交替環(huán)境，不僅解除了濕地脫氮的限制性因素，還能確保硝化和反硝化過程同時暢通，提升總氮去除效果。K.ANGASSA 等〔65〕將水力負荷由0.025 m/d 調整至0.05 m/d 后發(fā)現(xiàn)，人工濕地中COD、TN 和TP 的去除率分別由95.0%、95.2%和95.2%下降至90.8%、86.8%和88.5%，提高水力負荷意味著增加了系統(tǒng)中有機物和營養(yǎng)物質負荷，同時減少了這部分污染物在系統(tǒng)中的停留和反應時間，從而降低了濕地去污效率；研究還發(fā)現(xiàn)與有機物去除相比，水力停留時間延長對總氮去除的影響更明顯，因為濕地氧含量隨著停留時間延長而逐步減少，為厭氧反硝化的充分進行創(chuàng)造了有利環(huán)境，總氮去除率因此獲得提升。王櫹橦等〔66〕構建了三級復合潛流人工濕地，其中一、二級處理單元為上行流布水效果的垂直潛流濕地，而三級處理單元為下行流布水效果的水平潛流濕地，該布水方法既可避免濕地“短流”問題產生，又增大了濕地的作用面積，使污水與濕地中植物、基質和微生物的接觸更充分，有助于進一步提高濕地的除污效率；復合濕地系統(tǒng)對COD 和NH4+-N 均有著較好的處理效果，最佳水力負荷區(qū)間為0.356～0.378 m3（/m2·d），而COD和NH4+-N 的最佳水力停留時間梯度區(qū)間分別為0.76～0.80 d 和0.79～0.85 d。因此，適宜的水力負荷和水力停留時間有助于提高濕地水力性能及除污效果。

4 結語和展望

（1）低溫條件已經成為制約人工濕地運行效率和除污效果的主要因素，造成人工濕地在我國北方地區(qū)的推廣普及受到嚴重限制。一系列新型濕地應運而生，例如鐵碳微電解人工濕地、電極強化型人工濕地和微生物燃料電池型人工濕地。新型濕地旨在解決低溫條件下微生物生長和活性受限的難題，其能較好地改善濕地水力條件、促進微生物生長繁殖；但其使用成本較高，運行穩(wěn)定性和成效性有待長期驗證，對于經濟和技術水平相對滯后的偏遠農村地區(qū)而言，推廣應用仍需時日。如何經濟、快速、有效地提高低溫條件下人工濕地的除污效果和應用范圍是今后的研究重點。

（2）氧含量對濕地中微生物生長和耗氧污染物去除有較大影響。通常，好氧環(huán)境中微生物種類更豐富、微生物群落多樣性更高。間歇或連續(xù)曝氣是常用的動力增氧技術，效果雖好，但成本較高；采取潮汐流運行、自然跌水復氧或藻類光合增氧等無動力增氧方式，不僅能降低濕地運行成本，同時可有效提高濕地氧含量。但氧含量過高也易造成濕地系統(tǒng)內碳源不足，碳氧水平的有效調控是提高濕地除污效果的關鍵。今后的研究應利用系統(tǒng)動力學原理，深入分析人工濕地生態(tài)系統(tǒng)中碳氮氧平衡變化和微生物生長參數(shù)之間的相互關系，為優(yōu)化人工濕地的調控管理提供科學依據。

（3）污染物負荷過高，加重濕地負荷，導致污染物在濕地中的反應時間減少，同時可能加重濕地基質堵塞的風險，影響人工濕地處理時效和使用壽命。選擇較大粒徑的基質、較低的水流流速及底端進水-頂端出水的運行方式，能延長水流流程和平均停留時間，減少死區(qū)面積，提高濕地的有效體積比和水力效率。今后應當以不同類型的人工濕地為研究對象，構建并求解相對應的水力數(shù)學模型和水質處理數(shù)學模型，以掌握各類型人工濕地的水力效率和特性，為進一步優(yōu)化濕地結構參數(shù)、運行效率和去污效果提供理論依據。