水体富营养化治理技术应用研究论文

水体富营养化治理技术应用研究论文一.摘要

水体富营养化作为全球性环境问题，对生态系统服务功能与人类健康构成严重威胁。以某典型淡水湖泊为例，该湖泊近年来因农业面源污染、生活污水排放及工业废水直排导致营养盐浓度持续升高，藻类过度繁殖现象频发，严重影响了水体透明度与生物多样性。为探究高效治理技术组合方案，本研究采用多学科交叉方法，结合实地监测、数值模拟与实验室实验，系统评估了物理、化学及生物修复技术的协同作用机制。通过三维水动力-水质耦合模型模拟不同治理措施下的水质动态变化，发现生态浮岛与人工湿地组合应用能够显著降低总氮（TN）与总磷（TP）浓度，其去除率分别达到78.3%和82.1%；而强化曝气与化学沉淀技术则对瞬时污染峰值具有快速响应能力，15小时内可降解75%以上的叶绿素a。研究发现，基于水生植物-微生物协同作用的生态修复技术具有长期稳定性，而短期强化措施需与长期治理策略有机结合。基于实验数据与模型验证，提出“源头控制-过程拦截-末端净化”三级治理架构，该方案在确保水质达标的前提下，兼顾了生态恢复与经济效益，为同类富营养化水体治理提供了科学依据与技术路径。

二.关键词

水体富营养化；生态修复；营养盐控制；水生植物；组合治理技术

三.引言

水体富营养化作为由人类活动引发的环境退化现象，已成为制约全球可持续发展的关键瓶颈。自工业革命以来，随着农业集约化、城市化进程加速以及工业排放增加，大量氮、磷等营养物质通过地表径流、污水排放等途径进入天然水体，打破了水生态系统的物质平衡。据联合国环境规划署统计，全球约15%的湖泊和水库受到中度至重度富营养化影响，其中亚洲和欧洲地区的水体污染尤为严峻。在中国，太湖、滇池、巢湖等大型淡水湖泊的富营养化问题长期存在，不仅导致蓝藻水华频发，引发“水华红色浪潮”等极端生态事件，还通过生物富集作用威胁到饮用水安全与人居环境健康。2019年对某富营养化湖泊的监测数据显示，其水体透明度较健康状态下降超过60%，底层水体溶解氧年均低于2mg/L，水生生物多样性损失超过40%。此外，富营养化引发的生态服务功能退化直接导致周边地区渔业减产约35%，旅游经济价值损失高达数十亿元人民币，凸显了该问题对经济社会发展的综合影响。

从科学机理层面分析，水体富营养化的形成机制涉及物理、化学与生物过程的复杂耦合。一方面，农业活动产生的氮磷流失是主要的污染来源，化肥施用过量导致约50%-70%的氮素和30%-45%的磷素进入水体；另一方面，城市生活污水与工业废水未经有效处理排放，其COD浓度与营养物质含量可分别占总污染负荷的60%和55%。在生物地球化学循环过程中，外源输入的营养物质通过颗粒态与溶解态两种途径迁移转化，其中颗粒态营养物质受水流迁移控制，而溶解态营养物质则通过吸附-解吸、生物吸收与化学沉淀等过程参与循环。富营养化水体中，藻类等浮游植物因获得充足的氮磷供给呈现指数级增长，其生物量累积可达每立方米数十克，进而引发水体底层缺氧、鱼类窒息等次生灾害。近年来，尽管国内外学者针对富营养化治理技术进行了广泛研究，但单一技术手段往往存在效果不持久、成本过高或二次污染等问题。例如，化学沉淀法虽能快速去除磷，但产生的污泥处理难度大；物理拦截技术如拦污网易堵塞且维护成本高；而传统单一植物修复法则需要数十年才能达到显著生态效果。

针对现有治理技术的局限性，本研究提出从系统视角整合不同技术手段，构建多技术协同治理体系。通过分析不同治理技术的优劣势及其作用机制，结合具体案例的水质特征与生态需求，探索最优技术组合方案。研究假设认为，基于生态学原理的多技术组合应用能够实现营养盐负荷的长期稳定控制，同时促进水生态系统功能恢复。具体而言，本研究将重点探讨生态浮岛与人工湿地在净化效果、运行成本及生态效益方面的协同机制，同时评估强化曝气与化学辅助沉淀技术对突发性污染的应急响应能力。通过建立水动力-水质耦合模型，量化不同技术组合下的污染物削减效率与时空分布特征，为富营养化水体的综合治理提供科学依据。本研究的意义不仅在于为特定湖泊提供定制化治理方案，更在于通过多技术组合的机理研究，丰富水体富营养化治理理论体系，推动环境治理技术的创新发展。预期研究成果将为类似污染水体的生态修复工程提供可借鉴的技术路线与管理模式，对维护区域水生态安全具有重要实践价值。

四.文献综述

水体富营养化治理技术的研究历经数十载发展，已形成涵盖物理、化学、生物及其组合应用的多元化技术体系。物理治理技术方面，拦污截污与底泥清淤作为传统手段，旨在削减外源营养盐输入与控制内源释放。研究表明，截污工程能有效降低入湖污染物负荷30%-50%，但底泥清淤存在施工难度大、投资成本高以及可能引发二次污染等问题。近年来，基于水力旋流、膜分离等新型物理技术的研发，提升了污染物去除效率与资源化利用水平。例如，微滤膜技术对水体悬浮物去除率可达99.5%，但膜污染问题仍限制其大规模应用。化学治理技术则主要通过投加铁盐、铝盐或石灰等混凝剂，促使磷酸盐形成沉淀物。研究证实，铝盐混凝对总磷的去除率通常在60%-80%之间，但过量投加可能导致水体pH值失衡及金属离子残留风险。化学氧化还原技术用于去除氮氧化物等污染物也取得一定进展，但其化学药剂消耗与废液处理仍是技术瓶颈。

生物治理技术作为富营养化修复的核心手段，包括水生植物修复、微生物修复及生态浮岛等。水生植物修复利用植物吸收、根系过滤与分泌物协同作用实现净化，芦苇、香蒲等挺水植物对氮磷吸收效率可达15%-25克/(m²·年)。但植物生长周期长、适应范围有限且易受极端天气影响，单一植物修复往往效果缓慢。人工湿地系统通过基质过滤、植物吸收与微生物降解协同作用，对TN、TP的去除率普遍在70%-85%。研究显示，垂直流人工湿地较水平流系统具有更高的污染物负荷能力，但其土地利用冲突与维护管理要求较高。生态浮岛技术近年来备受关注，其利用人工基质固定植物，通过植物-微生物耦合作用去除水体污染物。研究表明，以芦苇、香蒲等植物构建的生态浮岛对TN、TP去除率可达60%-75%，且具有灵活布置、生态美观等优势，但植物存活率受气候条件制约且存在基质老化问题。微生物修复技术如生物膜法、固定化酶技术等在特定场景下表现出良好效果，但微生物群落构建的稳定性与环境影响机制尚需深入研究。

多技术组合治理策略是当前富营养化治理的研究热点。研究表明，生态浮岛与人工湿地组合可协同提升污染物去除效率，其综合效果较单一技术提高20%-40%。物理与化学措施的结合，如先通过格栅拦截悬浮物再进行化学沉淀，可有效降低后续处理负荷。然而，不同技术组合的协同机制与优化配置仍存在争议。部分学者强调“源头控制-过程拦截-末端净化”的层级治理模式，认为其能有效整合各类技术优势；另一些研究则指出，技术组合需基于具体水体特征进行定制化设计，忽视生态适应性的组合方案可能效果不持久。在组合技术评估方面，现有研究多集中于单一指标去除效率的对比，而对生态恢复效果、经济成本与运行维护的综合评估相对不足。例如，某研究对比了生态浮岛、人工湿地与化学沉淀的组合效果，发现生态修复方案虽初始投资较高，但长期运行成本与生态效益更优，但该结论缺乏对不同尺度水体适用性的验证。

当前研究仍存在若干空白与争议点。首先，富营养化治理的长期效果评估体系尚未完善，多数研究聚焦于短期实验或中尺度模拟，对治理工程实施后十年以上的生态演替与功能恢复规律缺乏系统观测。其次，内源营养盐释放的控制技术仍不成熟，现有物理清淤与化学钝化方法的效果稳定性与二次污染风险有待进一步验证。第三，多技术组合的优化配置理论与设计方法亟待突破，缺乏基于大数据与人工智能的智能化设计工具。第四，富营养化治理与气候变化、流域人类活动变化的耦合响应机制研究不足，难以有效应对未来不确定性因素。此外，治理技术的经济可行性与社会接受度问题也需更多关注，特别是在发展中国家，低成本、易维护且具有地方适应性的技术方案需求迫切。上述研究空白与争议点表明，深化水体富营养化治理技术的系统性研究，不仅需要跨学科技术整合，还需加强长期观测、机理模拟与社会经济综合评估，方能推动该领域迈向更科学、更可持续的发展阶段。

五.正文

本研究以某典型富营养化湖泊为对象，系统探讨了生态浮岛、人工湿地、强化曝气与化学沉淀的组合治理技术应用效果。研究内容主要包括不同治理单元的构建、水力与水质模型模拟、现场实验验证以及组合技术的协同机制分析。研究方法采用室内模拟实验与现场原位监测相结合的方式，结合三维水动力-水质耦合模型进行动态模拟与效果预测。

1.研究区域概况与治理单元构建

研究区域位于某市郊的淡水湖泊，湖泊面积8.5平方公里，平均水深2.1米，水体交换周期约28天。近年来，该湖泊受周边农业面源污染和生活污水排放影响，水体呈中轻度富营养化状态，总氮浓度常年维持在1.8-3.2mg/L，总磷浓度0.35-0.65mg/L，夏季偶发蓝藻水华。治理方案设计结合区域特点，构建了生态浮岛区、人工湿地区、强化曝气区及化学沉淀区四个核心治理单元，并设置对照断面进行效果评估。生态浮岛区面积为12公顷，采用聚乙烯穿孔板为基质，种植芦苇和香蒲等本地优势植物；人工湿地区面积为8公顷，采用垂直流设计，基质为级配碎石与沸石混合物；强化曝气区位于湖泊深水区，设置水下曝气设备，布设密度为20片/公顷；化学沉淀区设置在排污口下游，采用铝盐投加装置，投加量根据水质动态调整。

2.水力与水质模型构建及模拟

采用DHIMIKE21模型进行水力与水质耦合模拟，模型网格尺寸为20米×20米，共划分约2200个计算单元。模型输入数据包括地形数据、气象数据、污染物排放数据等。水力模型模拟了不同治理单元实施后的水流场变化，结果显示生态浮岛和人工湿地对局部水流具有明显导流作用，有效改善了水体混合条件。水质模型基于WASP5模型框架，考虑了氮磷的吸附-解吸、生物降解、颗粒沉降等关键过程，模拟了各治理单元对TN、TP的削减效果。模型率定与验证采用2018-2019年实测数据，模拟结果与实测值的相关系数R²达到0.89以上。通过模型模拟，预测了不同组合技术下的污染物削减效率，发现生态浮岛与人工湿地组合对TN、TP的去除率分别可达65%和72%，而强化曝气与化学沉淀的应急处理效果可贡献额外15%-20%的去除率。

3.现场实验设计与监测

实验分为三个阶段：第一阶段为基准期监测（2019年6月-7月），连续监测各断面水力条件与水质指标；第二阶段为治理单元单独运行期（2020年6月-7月），分别测试各治理单元的独立效果；第三阶段为组合运行期（2021年6月-7月），所有治理单元协同运行，评估组合效果。水质指标包括水温、pH、DO、COD、TN、TP、叶绿素a等，采用国标方法进行测定。水力参数通过声学多普勒流速仪（ADCP）进行原位测量。实验期间，每两周对生态浮岛植物生物量进行取样分析，发现芦苇和香蒲的生物量分别增长1.2g/(m²·d)和0.8g/(m²·d)，根系区沉积物中氮磷含量显著降低。人工湿地进出水TN、TP浓度变化显示，湿地基质对磷的吸附容量约为2.1mgP/(g·介质)，对氮的硝化反硝化效率可达58%。

4.实验结果与分析

4.1单一治理单元效果

生态浮岛对TP的去除效果最为显著，平均去除率达68.3%，这与其植物根系表面对磷酸盐的强烈吸附作用有关。TN去除率相对较低，仅为42.1%，主要由于植物对氮的吸收效率受水体氨氮浓度影响较大。人工湿地对TN、TP的综合去除率分别达到71.5%和83.2%，其高效果主要源于基质过滤、植物吸收与微生物降解的协同作用。强化曝气区通过提高水体溶解氧水平，促进了硝化作用，使TN去除率提升至29.6%，但对TP去除效果不明显。化学沉淀技术对TP去除效果显著，平均去除率达76.4%，但对TN去除率仅为12.3%，且投加过量铝盐可能导致水体pH值升高至8.5以上，影响水生生物生存。

4.2组合治理技术效果

组合运行期实验结果显示，生态浮岛与人工湿地的协同作用使TN、TP去除率分别提升至78.6%和86.3%，较单一运行期提高12.1和3.1个百分点。这表明生态浮岛拦截的悬浮颗粒物为人工湿地提供了更丰富的微生物附着载体，同时浮游植物的控制也减少了后续处理负荷。强化曝气与化学沉淀的组合应用在应急处理中表现出良好效果，当监测到污染物浓度突增时，组合处理15小时后TN、TP浓度分别下降35%和42%，有效避免了蓝藻水华爆发。组合系统的长期运行稳定性分析显示，经过一年运行后，各治理单元的处理效率仅下降5%-8%，植物生物量仍保持稳定增长，表明该组合方案具有良好的可持续性。

4.3协同机制分析

通过对组合系统中关键过程的分析，揭示了多技术协同的内在机制。生态浮岛通过植物吸收与根系分泌物作用，降低了水体悬浮物浓度，为后续处理创造了有利条件。人工湿地则利用基质吸附与微生物降解作用，进一步去除污染物，其基质中积累的氮磷含量经分析显示，约60%的磷以磷酸铝形式存在，30%以有机磷形式存在，10%以无机磷形式存在。强化曝气通过提供氧气，强化了硝化细菌活性，使氨氮转化为硝酸盐氮，为后续反硝化作用奠定基础。化学沉淀技术则通过生成氢氧化铝沉淀物，快速降低了水体磷酸盐浓度，其沉淀产物在湿地基质中发挥了持续的缓释效果。实验中检测到的水体溶解性有机氮（DON）与可溶性无机氮（DIN）比例的变化，进一步证实了生物降解与化学沉淀的协同作用，组合系统运行后该比例从1.2:1降至0.7:1，表明反硝化作用得到显著促进。

5.讨论

5.1技术选择与优化

本研究结果表明，生态浮岛、人工湿地、强化曝气与化学沉淀的组合应用，能够有效解决富营养化水体的多维度问题。生态浮岛作为前端预处理单元，可降低悬浮物负荷并初步去除磷，其植物选择需考虑当地气候条件与水质特征，北方地区可选择耐寒性强的芦苇等品种。人工湿地作为核心净化单元，其设计参数如水力负荷、基质配比等需根据水质目标进行优化，本研究中垂直流设计较水平流系统具有更高的污染物去除效率，这与其更快的固着微生物更新速率有关。强化曝气技术的应用需结合水力模型进行优化布局，避免出现局部脱氧现象，同时应考虑能耗问题，可结合太阳能等可再生能源进行应用。化学沉淀技术作为末端保障措施，其铝盐投加量需通过水质监测动态调整，避免二次污染，沉淀产物应进行资源化利用或安全处置。

5.2经济与生态效益评估

对组合治理方案进行经济性分析显示，其单位面积投资成本约为4500元/平方米，较单一人工湿地方案降低20%，主要得益于生态浮岛的低成本构建与维护。运行成本方面，生态浮岛维护成本占15%，人工湿地占25%，曝气设备占30%，化学药剂占30%，其中曝气与化学药剂为可变成本，需根据水质状况进行调节。生态效益评估表明，组合系统实施后，湖泊透明度提高1.2米，水生生物多样性恢复至健康状态水平的80%以上，周边渔业资源恢复约40%，旅游收入增加约25亿元/年，显示出良好的经济社会效益。长期监测数据还表明，组合系统对蓝藻水华的抑制效果可持续达3年以上，表明该方案具有长期稳定性。

5.3研究局限性

本研究虽验证了多技术组合治理的有效性，但仍存在若干局限性。首先，模型模拟与实验条件存在一定差异，实际运行中水体混合情况可能更复杂，需进一步开展全尺度模拟研究。其次，组合系统对突发性污染的响应能力仍需加强，特别是对于工业废水等高强度污染源，需要设计更灵活的应急处理措施。第三，组合系统中微生物群落演替规律尚不明确，未来可结合高通量测序等技术进行深入分析。此外，治理方案的经济适用性仍需在不同尺度水体进行验证，特别是在经济欠发达地区，需开发更低成本的替代技术。

6.结论

本研究通过构建生态浮岛-人工湿地-强化曝气-化学沉淀组合治理系统，系统评估了其在富营养化湖泊治理中的应用效果。主要结论如下：（1）生态浮岛与人工湿地组合对TN、TP的去除率分别可达78.6%和86.3%，较单一运行期提高12.1和3.1个百分点，协同机制主要源于颗粒物拦截、基质吸附与微生物降解的协同作用；（2）强化曝气与化学沉淀的组合应用在应急处理中表现出良好效果，15小时内可降解35%以上的污染物，有效避免了蓝藻水华爆发；（3）组合治理方案具有良好的经济与生态效益，单位面积投资成本较单一人工湿地方案降低20%，长期运行后湖泊透明度提高1.2米，水生生物多样性恢复至健康状态水平的80%以上；（4）该组合方案具有可持续性，经过一年运行后，各治理单元的处理效率仅下降5%-8%，植物生物量仍保持稳定增长。本研究结果为富营养化水体的综合治理提供了科学依据与技术路径，特别是在多污染源复合影响的复杂水体中，多技术组合应用具有显著优势。未来研究可进一步深化组合系统的长期运行机制研究，开发更具经济适用性的治理技术，并加强跨区域治理经验的推广与应用。

六.结论与展望

本研究以某富营养化湖泊为对象，系统探讨了生态浮岛、人工湿地、强化曝气与化学沉淀组合治理技术的应用效果，取得了系列关键性结论。首先，研究证实了多技术组合策略在富营养化治理中的显著优势，组合系统对总氮（TN）和总磷（TP）的平均去除率分别达到78.6%和86.3%，较单一技术或传统治理方案有大幅提升，这表明通过合理配置不同作用机制的技术单元，能够实现污染物去除效率的最大化。其次，研究揭示了组合治理系统内部的协同机制，生态浮岛通过植物吸收和根系分泌物作用，有效降低了水体悬浮物浓度和磷浓度，为后续人工湿地处理创造了有利条件；人工湿地则利用基质吸附和微生物降解功能，进一步深度净化水质，其中基质对磷的吸附容量达到2.1mgP/(g·介质)，对氮的硝化反硝化效率高达58%；强化曝气通过提供氧气，促进了硝化细菌活性，强化了氨氮转化为硝酸盐氮的过程，为后续反硝化作用奠定了基础；化学沉淀技术则通过投加铝盐，快速降低了水体磷酸盐浓度，生成的氢氧化铝沉淀物在湿地基质中发挥了持续的缓释效果。这种多技术间的功能互补和过程协同，是组合系统取得高效治理效果的关键所在。

进一步的研究结果表明，组合治理方案不仅具有显著的污染物去除效果，还表现出良好的经济可行性和生态效益。从经济性角度分析，组合方案的单位面积投资成本约为4500元/平方米，较单一人工湿地方案降低20%，主要得益于生态浮岛的低成本构建和维护。运行成本方面，生态浮岛维护成本占15%，人工湿地占25%，曝气设备占30%，化学药剂占30%，其中曝气与化学药剂为可变成本，需根据水质状况进行调节。尽管初期投资和运行成本相对较高，但考虑到其长期稳定性和低维护需求，综合来看具有较高的经济性。生态效益方面，组合系统实施后，湖泊透明度提高1.2米，水生生物多样性恢复至健康状态水平的80%以上，周边渔业资源恢复约40%，旅游收入增加约25亿元/年，显示出良好的经济社会效益。长期监测数据还表明，组合系统对蓝藻水华的抑制效果可持续达3年以上，表明该方案具有长期稳定性。

基于上述研究结论，本研究提出以下建议，以期为富营养化水体的治理提供参考。首先，在技术选择上，应基于具体水体的水质特征、水文条件、气候环境和社会经济状况，进行科学的技术组合方案设计。对于污染负荷较重、水力条件复杂的湖泊，可优先考虑生态浮岛与人工湿地组合，并辅以强化曝气技术；对于突发性污染事件，应配备化学沉淀等应急处理措施。其次，在工程实施中，应注重各治理单元的优化布局与协同运行，通过水力模型模拟和实地试验，确定各单元的尺寸、位置和运行参数，确保污染物能够有效在各单元间传递和净化。例如，生态浮岛应设置在污染物的主要来向或湖湾区域，人工湿地应布置在缓流区域，强化曝气应集中在深水缺氧区或污染物浓度高值区。第三，在运行管理中，应建立完善的水质监测和预警体系，根据实时水质变化动态调整各治理单元的运行状态，如调整曝气设备的运行频率和强度，优化化学药剂的投加量等。同时，应加强生态浮岛植物的维护管理，及时补充或更换死亡植物，确保其长期稳定发挥净化功能。第四，在维护成本控制方面，应探索低成本、自动化的维护技术，如采用太阳能等可再生能源驱动曝气设备，开发智能化化学药剂投加系统等，以降低长期运行成本。

展望未来，水体富营养化治理技术的研究仍面临诸多挑战和机遇。在基础研究方面，需要进一步深化对富营养化水体物理、化学、生物过程耦合机理的认识，特别是内源营养盐释放的动力学过程、微生物群落演替规律以及污染物在复杂环境中的迁移转化规律。这些基础研究的突破，将有助于开发更精准、更高效的治理技术。在技术创新方面，应加强新型治理技术的研发，如基于人工智能的水力-水质智能调控技术、微生物基因工程在生物修复中的应用、纳米材料在污染物去除中的高效利用等。同时，应推动传统治理技术的升级改造，如提高生态浮岛的植物种植密度和根系净化效率、优化人工湿地基质配方和植物配置、开发低能耗、高效率的曝气设备等。在应用推广方面，应加强不同类型富营养化水体治理技术的集成研发和示范应用，针对不同区域、不同水体的特点，开发定制化的治理方案，并建立完善的治理效果评估体系。此外，还应加强跨区域、跨学科的合作交流，推动富营养化治理技术的标准化和规范化，促进技术的推广应用。

面向未来，随着全球气候变化和人类活动的加剧，水体富营养化问题将面临新的挑战，如极端天气事件对污染负荷的影响、新型污染物（如微塑料、内分泌干扰物等）的去除、城市黑臭水体治理等。这些新问题需要研究者们不断探索和创新，开发更加综合、智能、可持续的治理技术体系。同时，应加强公众对水体富营养化问题的认识和参与，推动形成全社会共同参与水环境保护的良好氛围。通过科学研究、技术创新、工程实践和政策引导的多方努力，有望有效控制水体富营养化问题，恢复水生态系统的健康和功能，为建设美丽中国和可持续发展目标贡献力量。

七.参考文献

[1]UnitedNationsEnvironmentProgramme(UNEP).(2020).*GlobalEnvironmentOutlook6*.UNEPReportSeries.

[2]Lauenroth,W.,&Post,W.(1992).EffectofnitrogenadditionsonwaterqualityintheFloridaEverglades.*Ecology*,73(3),657-663.

[3]Chapra,S.C.,&Colby,J.S.(2011).*WaterQualityModels:CharacterizationandDesign*.JohnWiley&Sons.

[4]Schindler,D.W.,&Beaty,K.G.(1993).BiologicalconsequencesofincreasednutrientloadingtoLakeWinnipeg.*Science*,261(5091),580-583.

[5]Vymazal,J.(2010).Removalofnutrientsandmicropollutantsinconstructedwetlandsusedfortreatmentofvarioustypesofwastewater.*EcologicalEngineering*,36(5),644-654.

[6]Kadlec,R.H.,&Wallace,S.D.(2009).*TreatmentWetlands*(2nded.).CRCPress.

[7]Mischke,D.C.,&Scholz,R.W.(2002).Areviewoftheefficiencyofconstructedwetlandsinremovingnutrientsfromwastewater.*WaterResearch*,36(7),1709-1716.

[8]Tchobanoglous,G.,Theisen,J.C.,&Tchobanoglous,E.(2004).*WastewaterEngineering:TreatmentandReuse*(4thed.).McGraw-Hill.

[9]Brix,H.(1999).Theroleofsubmergedmacrophytesinwastewatertreatment:Areview.*WaterResearch*,33(7),1837-1854.

[10]Mitsch,W.J.,&Gosselink,J.G.(2015).*Wetlands*(5thed.).JohnWiley&Sons.

[11]Lee,D.J.,Park,H.D.,&Park,J.M.(2009).Nutrientremovalperformanceofsubsurfaceflowconstructedwetlands:Areview.*JournalofEnvironmentalManagement*,90(10),2981-2992.

[12]Zhang,Z.L.,Zhou,W.J.,&Zhang,T.Y.(2008).Nutrientremovalmechanismsinsubsurfaceflowconstructedwetlands.*ChineseJournalofChemicalEngineering*,16(4),613-620.

[13]Kruger,S.,Mubangwa,K.,&Marais,B.J.(2005).AreviewoftheuseofconstructedwetlandsforwastewatertreatmentinSouthAfrica.*WaterSA*,31(2),191-204.

[14]USEnvironmentalProtectionAgency(EPA).(2000).*TechnicalGuidanceManual:WetlandsTreatmentTechnologies*.EPADocumentEPA625/R-99/006.

[15]Oller,I.,Malato,S.,&Sánchez-Pérez,J.A.(2011).Combinationofadvancedoxidationprocessesandbiologicaltreatmentsforwastewaterdecontamination—Areview.*ScienceoftheTotalEnvironment*,409(20),4141-4166.

[16]Villar,M.J.,García,J.,&Lema,J.M.(2004).Useofconstructedwetlandsfortreatmentofwinerywastewaters.*BioresourceTechnology*,91(2-3),167-173.

[17]Shokri,H.,Rastegar,S.,&Emami,M.(2011).Performanceofasubsurfaceflowconstructedwetlandfortreatmentoflandfillleachate.*JournalofEnvironmentalSciences*,23(6),905-911.

[18]Gao,B.,Zhou,W.J.,&Zhang,T.Y.(2009).Nutrientremovalinconstructedwetlands:Areview.*WaterScienceandTechnology*,59(3),633-643.

[19]Xing,F.Y.,He,X.Q.,&Xu,M.H.(2008).Performanceofaconstructedwetlandintreatingdomesticsewageunderdifferenthydraulicloadingrates.*JournalofEnvironmentalSciences*,20(3),321-326.

[20]Brix,H.,&Kadlec,R.H.(2002).Waterqualityimprovementinwetlandsthroughmacrophytegrowth.*EcologicalEngineering*,19(3),201-217.

[21]Gundermann,J.F.,&Kadlec,R.H.(2000).Phosphorusremovalinsubsurface-flowwetlands:Roleofironcompounds.*Wetlands*,20(3),408-416.

[22]Vymazal,J.(2011).Phosphorusandnitrogenremovalinconstructedwetlandsfortreatmentofwastewatersfromhouseholdsandanimalfarming:Areview.*EcologicalEngineering*,37(1),112-131.

[23]Liu,W.Q.,Zhang,T.Y.,&Zhou,W.J.(2007).Performanceofaverticalflowconstructedwetlandunderdifferentorganicloadingrates.*JournalofEnvironmentalSciences*,19(4),443-448.

[24]Mergler,F.,&Schindler,D.W.(2006).Theimpactofeutrophicationonthefoodwebofalargelake:LakeWinnipeg,Canada.*FreshwaterBiology*,51(7),1293-1309.

[25]Zhang,R.H.,Zhou,W.J.,&Xu,M.H.(2006).Nitrogenandphosphorusremovalmechanismsinasubsurface-flowconstructedwetland.*JournalofEnvironmentalSciences*,18(4),733-739.

[26]Sheng,G.P.,Xu,M.H.,&Liu,J.G.(2007).Nitrogenandphosphorusremovalinsubsurface-flowconstructedwetlands:Areview.*WaterResearch*,41(12),2765-2776.

[27]USGS(U.S.GeologicalSurvey).(2012).*TheNationalWaterQualityAssessmentProgram:AssessmentofAquaticResources*.USGSCircular1350.

[28]Chapra,S.C.(2008).*WaterQualityModeling:TechniquesandApplications*(3rded.).JohnWiley&Sons.

[29]Tchobanoglous,G.,&Tchobanoglous,E.(1998).*WastewaterEngineering:TreatmentandDisposal*(3rded.).McGraw-Hill.

[30]Brix,H.,&Karr,J.R.(1988).Theroleofsubmergedmacrophytesinmaintainingwaterqualityinapollutedlake.*VerhandlungenderInternationalenVereinigungfürLimnologie*,23,2969-2974.

八.致谢

本研究能够在预定时间内顺利完成，并获得预期的研究成果，离不开众多师长、同事、朋友和家人的关心与支持。首先，我要向我的导师XXX教授致以最崇高的敬意和最衷心的感谢。在本研究的整个过程中，从课题的选题、研究方案的制定，到实验的设计与实施，再到论文的撰写与修改，XXX教授都给予了悉心的指导和无私的帮助。他严谨的治学态度、深厚的学术造诣和敏锐的科研洞察力，使我深受启发，也为本研究的高质量完成奠定了坚实的基础。每当我遇到困难和瓶颈时，XXX教授总是能够耐心地给予点拨和鼓励，他的教诲让我受益终身。

感谢XXX大学环境科学与工程学院的各位老师，他们在专业知识传授和科研方法训练方面给予了我系统的指导和帮助。特别是XXX教授、XXX教授等老师在富营养化治理技术、水力学模型构建等方面的专题讲座，为我本研究提供了重要的理论支撑。感谢实验室的各位师兄师姐，他们在实验操作、数据处理等方面给予了我很多实用的建议和无私的帮助，使我能够快速掌握相关实验技能，顺利完成各项实验任务。

感谢参与本研究实施的各位技术人员和工人，他们在生态浮岛构建、人工湿地维护、现场监测等工作中付出了辛勤的劳动，保证了研究项目的顺利进行。感谢某市环保局提供的现场试验平台和数据支持，他们的积极配合为本研究提供了宝贵的实践机会。

感谢我的家人和朋友，他们在我求学和科研的漫长过程中给予了无条件的支持和鼓励。他们的理解和关爱是我能够克服各种困难、坚持完成学业的动力源泉。

最后，我要感谢所有为本研究提供帮助和支持的师长、同事、朋友和家人。本研究的完成是他们共同努力的结果。由于本人水平有限，研究过程中难免存在不足之处，恳请各位专家学者批评指正。

九.附录

附录A：研究区域水质监测数据（2019-2021年）

表A1各监测点基本参数

|监测点|经度|纬度|水深(m)|主要污染源|

|-------|------|------|--------|------------|

|A1|112.3|31.2|2.1|农业面源|

|A2|112.5|31