人工濕地中植物對污染物去除機理研究進展

龔 深，巢傳鑫，鄒冬生，謝永宏*

(1.湖南農業大學環境與生態學院，湖南長沙 410128；2.中國科學院亞熱帶農業生態研究所，湖南長沙 410125)

人工濕地是進行生態工程水污染控制和處理的重要技術之一，作為處理主體的水生植物，由于投資低、易管理、污染物去除效率高等優點而被廣泛應用于工業、農業和生活用水的處理[1-3]。對比常規的物理化學方法，水生植物對污染物的去除多利用本身的代謝過程以及由代謝所引起的根系微環境、濕地基質等的變化所產生的一系列正效應協同對污染物進行去除。

國內外學者對植物修復機理進行了廣泛的研究和分析，但很少有研究對植物的單一機理進行全面的分析。在綜述人工濕地植物類別以及污染物去除機理的基礎上，討論了植物處理污染物方面的最新研究進展，以期為人工濕地的污染物治理以及制定科學合理的修復方案提供理論依據和技術支持。

1 人工濕地系統中的水生植物群落

人工濕地模仿自然濕地建造而成，其利用物理、化學和生物過程的協同作用來凈化水體。一般由水生植物、附著生物膜和人工基質組成一個獨特的植物-微生物-土壤生態系統，其中，水生植物群落作為人工濕地生態系統的重要組成部分，對人工濕地內物質循環和能量流動具有重要作用。根據水生植物與生長基質相關的生長形式，人工濕地生態系統中的水生植物群落可以分為沉水植物群落、浮葉植物群落和挺水植物群落[4]。

1.1 沉水植物

1.1.1 生長特性

沉水植物是構成人工濕地生態系統的重要組成部分[5]。沉水植物需要沉沒于水中完成生活史，其通過光合作用產生的氧氣都釋放到水中，可以顯著增加水體中的溶解氧含量[6]，甚至導致富氧狀態，進而抑制厭氧菌的存活，防止水體變質，可以有效保護水體的生態平衡[7]。此外，沉水植物還可以通過根從沉積物或水體中吸收金屬和類金屬[8]。

1.1.2 化感特性

自然界中的很多沉水植物都可以釋放出具有抑制藻類生長的化感物質[9]，化感物質可以使藻類細胞的生理過程產生變化，例如，影響體內酶的活性，加快有毒物質在體內的積累速率，導致藻類生物量減小[10]。但是，不同沉水植物分泌的化感物質對藻類的作用不同，例如，穗狀狐尾藻(Myriophyllum spicatum)可以釋放4 種多酚物質，抑制藍藻的光系統活性，特別是PSⅡ光系統，通過降低藍藻代謝的方式抑制其生長[11]；從菹草(Potamogeton crispus)與銅綠微囊藻(Microcystis aeruginosa)共同培養實驗中發現，化感物質可以抑制葉綠素的合成，從而抑制銅綠微囊藻的生長[12]。當藍藻(Cyanobacteria)與沉水植物共存時，藍藻對化感物質更敏感，生物量明顯減小，使沉水植物成為控制藍藻水華的有效工具[13]。

1.2 浮葉植物

1.2.1 生長特性

浮葉植物同樣是人工濕地生態系統中主要的植物種類之一，在水域中覆蓋面積廣，根系可以直接吸收水中的污染物和有害物質。浮葉植物葉片漂浮于水面，在自身進行光合作用的同時，可以通過遮陰作用抑制浮游植物的光合作用。在利用大薸(Pistia stratiotes)改善富營養水體時發現，大薸能降低水體濁度、鹽度和懸浮物含量，有效地改善水體環境[14]；對鳳眼蓮(Eichhornia crassipes)凈化水體的研究發現，2 周后鳳眼蓮的生物量增大約40%，水體中總氮、總磷、硝酸鹽、磷酸鹽和化學需氧量濃度都減小了65%～80%[15]；利用大薸和紫萍(Spirodela polyrhiza)等浮葉植物對6 種重金屬進行處理時發現，除了紫萍對鉻的去除率只有33.88%外，其他處理對重金屬的去除率都大于80%[16]。值得注意的是，大薸和鳳眼蓮是世界上普遍的入侵水生維管植物，具有快速生長和適應不同水體的特點，其作為r-對策者，能在污水中快速吸收養分，通過擴大種群數量迅速發揮作用。除了可以利用浮葉植物降低水體富營養化程度、提高水體透明度以及去除藻類外，還可以利用浮葉植物漂浮的生長特性，彌補沉水植物無法在富營養和透明度不高的水體中生存的缺陷，將浮葉植物對污染物的去除作用作為恢復或構建沉水植物群落的前置環節加以運用。

1.2.2 遮陰特性

由于浮葉植物葉片漂浮于水面，對藻類等浮游植物具有較強的遮陰作用，可以通過競爭光照的方式，使水體中的藻類等浮游植物逐漸死亡，藻類等浮游植物腐爛時消耗大量氧氣，使水體呈厭氧狀態，加速反硝化過程，有利于水體中氮的去除。除了通過遮陰抑制浮游植物生長，浮葉植物根系同樣會釋放出化感物質，抑制藻類生長。鳳眼蓮根系分泌物可以在短時間內使柵藻(Scenedesmus)的超氧化物歧化酶活性下降，導致活性氧收支失衡，活性氧積累過量，最終導致其死亡[17]，從而起到凈化水體的作用。

1.3 挺水植物

1.3.1 生長特性

挺水植物在人工濕地生態系統中的使用最廣泛。挺水植物的根生長在底泥中，而莖、葉挺出水面，常分布于濕地邊緣的淺水地帶。較大的生物量，以及較高的氮、磷積累量使其對水體中氮、磷元素吸收能力較大，挺水植物具有較好的污染物處理效果。在不同季節，采用風車草(Cyperus involucratus)和再力花(Thalia dealbata)兩種挺水植物的組合，對水體中總磷的去除率都比苦草(Vallisneria natans)和黑藻(Hydrilla verticillata)的處理高出10%[18]；在表面流人工濕地處理生態系統中，挺水植物蘆葦(Phragmites communis)、香蒲(Typha orientalis)和菖蒲(Acorus calamus)對氨氮、硝態氮、總氮和總磷的去除率分別比沉水植物伊樂藻(Elodea canadensis)和浮葉植物睡蓮(Nymphaea tetragona)高10%、20%、15%和30%[19]。在水淹條件下，挺水植物莖葉部分所產生氧氣通過通氣組織釋放到根部，從而改變根系微環境的氧化還原條件，使根系細菌硝化和反硝化活性提高，促進污染物的吸收和利用。

1.3.2 富集特性

挺水植物可以將不能分解的污染物富集在體內，并通過收割的方式將污染物徹底帶離水體或者土壤，達到去除污染物的目的。研究表明，收割挺水植物對濕地土壤中總氮、總磷的去除率分別為40%和35.7%，高于未收割植物的人工濕地對總氮、總磷的去除率(34.6%和29.1%)[20]；通過對8 種挺水植物的收割發現，收割挺水植物可以促進水體的凈化，使水質提高1～2個等級，但是單次收割對水質的影響不顯著，因此可以采用多次收割的方式提高污染物去除量[21]。在對植物中揮發性污染物富集情況進行調查時發現，相較于挺水植物，沉水植物中能檢測到濃度的目標污染物含量明顯更大[22]。

2 污染物去除機理

2.1 植物的降解轉化機理

2.1.1 植物的吸收作用

植物的主動吸收作用是植物在生長過程中具備的一項基本生理功能。在吸收過程中，植物除了吸收自身所需要的各項營養物質外，還會將水體或者土壤中的污染物質一起吸收到植物體內，因此，植物的吸收作用是植物凈化過程中的關鍵環節。

2.1.2 植物的降解作用

植物吸收污染物后，可以利用體內的化學物質，通過改變污染物形態的方式，降低污染物的毒性和利用度等。研究發現，植物可以吸收土壤中的阿特拉津，并降解為毒性比母體低許多的脫乙基阿特拉津、羥基阿特拉津和脫異丙基阿特拉津[23]；沉水植物金魚藻(Ceratophyllum demersum)可以利用體內的過氧化物酶和多酚氧化酶將水體中的雙酚A降解為對斑馬魚無致死性的降解產物4-異丙烯基苯酚[24]。

2.1.3 降解產物

污染物的降解產物可以分為可吸收降解產物和不可吸收降解產物。其中，可吸收降解產物一般與氮、磷等營養元素有關，例如，植物在吸收硝態氮后，會在根、莖、葉中通過硝酸鹽轉運蛋白、供氫體和硝酸還原酶的共同作用被還原為氨氮，從而被植物利用[25]。不可吸收降解產物則與重金屬有關，當重金屬轉運到植物體內后，植物體產生的植物螯合肽、有機酸和金屬硫蛋白等物質與重金屬發生螯合沉淀等作用后，形成毒性低、流動性弱的代謝物[26]。不可吸收降解產物不能被植物吸收，而是通過運輸作用被輸送到細胞壁和液泡等代謝不活躍的區域或者亞細胞結構中儲存起來[27]。

2.1.4 植物的轉化作用

植物的轉化是指植物將污染物或降解產物轉化為自身生物量的過程，這也是利用植物去除污染物最傳統的方式，通常用于富含營養元素的水體或土壤。利用植物的吸收作用，吸收水體或土壤中的營養元素，在富營養水體中通過競爭營養元素的方式，抑制浮游生物的繁殖和生長，因此植物轉化的方式在富營養水體的處理中更常見。以氮元素為例，研究發現，植物通過吸收后轉化的方式脫氮率只有11.3%[28]，但是也有研究表明，其脫氮率可以達到50%以上[29]，這是由于不同植物對氮元素的需求不同，導致植物脫氮率差異較大。有研究對植物去除污染物時植物的生長指標進行測試發現，光合速率與污染物去除率的相關系數顯著高于其他生長指標，尤其是對氮元素的去除[30]，其原因可能是植物吸收水體中的氮元素，促進了葉綠素的合成，進一步提高了光合速率。

植物的吸收、降解和轉化是一個連續的過程，本研究將此過程分開分析，以展現植物對污染物的降解機理，但是在實際情況下，需要綜合考慮目標植物的特性，以取得最好的處理效果。

2.2 植物根系分泌物及環境響應機理

2.2.1 根系微環境

根系微環境是指由植物根系、土壤和微生物構成[31]，受植物根系活動影響，貼近植物根系的區域，是植物與土壤之間物質交換頻繁的界面，同時此區域中土壤微生物活動非?；钴S[32]。植物根系除了進行物質交換外，還可以通過與周邊環境聯動產生的正效應，對污染物進行降解。

2.2.2 根系分泌物

根系分泌物是指植物根系向周圍環境中釋放多種化合物的總稱。根系分泌物成分復雜，包括烷烴、烯烴、酯、胺、醇、酚、酮、有機酸、糖類和脂肪等化合物[33]。其中，糖類和脂肪酸等物質給微生物提供了營養物質，為微生物的繁殖創造了條件。此外，植物可以通過調控根系分泌物的方式來適應環境，如寬葉香蒲(Typha latifolia)面對銅脅迫時，草酸的分泌量會在一定時間內顯著增大[34]。

根系分泌物中的有機酸和氨基酸等天然配體，可以與重金屬發生絡合或螯合作用，形成的可溶性絡合物，生物有效性提高，進而增強植物對重金屬的吸收效率。螯合作用則形成不易被植物所吸收的螯合物，固定于土壤中，降低了重金屬的遷移能力，減小重金屬對植物的脅迫[35]。此外，根系分泌物具有化感作用，能夠抑制根系周邊植物生長，間接提高水體透明度和溶解氧含量。

2.2.3 泌氧現象

水生植物積極響應淹水帶來的缺氧環境，會出現泌氧現象。研究表明，水生植物在淹沒條件下的泌氧率較非淹沒條件下提高了52.2%～379.0%[36]。水生植物具有發達的通氣組織，有利于氧氣從地上部分輸送到植物根部，這些氧氣除了滿足根的有氧呼吸外，其中一部分會通過根尖以及根毛滲透到根際土壤中，改變根系周邊的氧化還原電位。當植物根部泌氧作用加強，導致其根際氧化還原電位增大，pH 增大，重金屬的生物有效性增加[37]，植物吸收重金屬能力增強；水生植物根系泌氧作用減弱，有助于根際保持適度還原條件，此時重金屬的有效性降低，使重金屬固定在土壤中。此外，泌氧現象能使植物根系環境呈連續的好氧、缺氧和兼氧狀態，根系微環境中好氧菌和兼氧菌的種群密度顯著增大，在水淹狀態下使硝化作用和反硝化作用同時進行[38]。研究表明，植物根系泌氧速率與氮、磷和化學需氧量的去除率正相關[39]，因此適當強化植物的泌氧作用可以提高植物對污染物的去除率。

2.2.4 鐵膜作用

當植物泌氧作用增強時，其根系表面會形成鐵氧化物膠膜，簡稱為鐵膜[40]。鐵膜的形成被認為是根表面氧化鐵沉淀、植物氧損失和微生物的生物氧化共同作用的結果[41]。鐵膜作為植株受到脅迫時所產生的保護機理，能夠吸附周圍的重金屬，降低重金屬的流動性。當水稻(Oryza sativa)根須泌氧作用加強時，有利于形成更多的鐵膜，進而使鐵膜中富集更多的重金屬[42]。此外，研究還發現，鐵膜的存在可以促進根系對氮和磷污染物的去除，原因可能是鐵膜改變了根系周邊微環境，促進了氮和磷代謝細菌的生長，從而改變植物根系周圍的微生物群落結構，進一步加強了根系對氮和磷元素的吸收。但是也有研究表明，過厚的鐵膜會阻礙植物根系對營養物質的吸收[43]。

2.3 植物葉片揮發機理

2.3.1 葉片揮發作用

植物吸收污染物后，通過體內生物酶轉化以及其他特殊代謝途徑，將污染物轉化為毒性小、容易揮發的形態，最后通過植物的蒸騰作用，從葉片氣孔排放到大氣中。這種形式一般揮發的速率非常慢，周圍的空氣質量不會受到太大影響，且植物蒸騰速率會影響植物揮發的效果[44]。

植物葉片揮發作用受到植物類型和污染物類型的限制，多數水生植物不具有將污染物進行降解并揮發的能力。此外，通過揮發排放的重金屬污染物最終會通過降水等方式回到水體或土壤中，使這種修復方法的處理效果差異較大。

2.3.2 抗壞血酸氧化還原作用

抗壞血酸是植物體中重要的小分子抗氧化物，其對植物的生長代謝、光合作用和抗氧化作用等生理過程具有十分重要的影響[45]?？箟难岬倪€原性對污染物具有一定作用，研究發現，抗壞血酸可以促進植物對重金屬汞的揮發，其原理可能為抗壞血酸還原成單脫氫抗壞血酸，脫出的單電子與汞離子相互耦合，使汞離子轉化為氣態汞，通過蒸騰作用從葉片揮發[46]。此外，抗壞血酸的合成速率會隨著光照強度增強而增大[47]，合成速率增大，抗壞血酸循環代謝能力隨之增強，促進汞離子與單電子的耦合，加快汞離子的揮發。

2.4 污染物儲存機理

2.4.1 植物儲存原理

植物將污染物儲存在體內，是一種緩慢的、不可逆的封存過程，也是一種生物積蓄過程，通過一段時間的積累后，采用人工收割植物的方式可以徹底去除污染物。這種方式多應用于對重金屬等無機污染物的去除。有機污染物在進入植物體時，可以被降解成更小的產物從而被植物吸收，而重金屬等無法被降解和吸收，只能改變其價態，保存在植物體內，因此，需要在植物葉片掉落或者植物體死亡之前，對植物進行收割，否則污染物會隨著落葉和植物殘體重新回到土壤或水體中，造成二次污染。

2.4.2 植物收割及其伴生效應

污染物在植物不同組織中富集的程度存在差異，有針對性地對植物進行收割，可以達到效益最大化。研究表明，鋅主要富集在植物地下部分，而錳主要富集在植物地上部分[48]。植物除了吸收生長所需要的氮、磷等養分外，多余的養分同樣會富集在莖、葉中，蘆葦等挺水植物地上部分所富集的氮、磷含量顯著大于地下部分，因此對植物地上部分進行收割可以去除大部分的污染物[49]。但是也有研究表明，短時間內多次收割會降低植株對氮、磷元素的吸收效率[50]。根據植物的生長特性選擇收割時間十分重要，例如，香蒲的最佳收割時間為10月下旬至11月中旬[51]。

植物收割除了能去除污染物，還具有許多有益的伴生效應。研究表明，對植物進行收割還可以拓展植物的生長空間，使光照更加充足，進而加快植物新陳代謝的速率，促進地上、地下生物量的積累，同時刺激根際微生物活動[52]。

2.4.3 超積累現象

自然界中存在一類植物，其污染物積累量往往是普通植物的幾十倍甚至上百倍，稱之為超積累植物。寬葉香蒲根系對鉛、鋅和鐵的積累量可以分別達到1 352 mg/kg、963.73 mg/kg和9 565.27 mg/kg[53]；研究發現，當錳的濃度為15 000 μmol/L 時，水蓼(Persicaria hydropiper)的葉、根和莖中錳積累量分別達到24 447.17 mg/kg、11 574.47 mg/kg 和10 343.52 mg/kg[54]。

2.5 植物生物膜過濾機理

2.5.1 生物膜性質

生物膜是由許多分散的群落、不溶性固體顆粒和水等物質構成的具有流變性質的異質薄膜[55]，不均勻分布在載體表面，且一般為多孔結構，具有很強的吸附能力。在自然條件下，生物膜可以附著生長在所有接近水體或淹沒于水體的固體表面，包括植物植株、植物根系和基質等。生物膜在水處理中的功能包括生物累積、生物強化、生物礦化、生物降解和生物吸附等，而生物膜的結構是決定其功能的重要因素[56]。

2.5.2 生物膜結構

生物膜結構可分為物理結構和微生物群落結構。物理結構是指生物膜的橫向結構，由內到外一般可以分為厭氧層、兼氧層和好氧層。在生物膜成膜過程初期，部分微生物和絲狀物質被截留在植物表面，并迅速生長，逐漸覆蓋整個植物表面并逐漸增厚，隨著生物膜的厚度不斷增大，其物理結構逐漸發生變化。生物膜增厚導致氧氣的傳遞受限，使生物膜表層呈好氧狀態，生長好氧微生物和兼氧微生物，而生物膜內側則處于厭氧狀態并生長厭氧菌，可以同時進行硝化和反硝化作用，對污染物進行去除，達到凈化水體的效果。生物膜的微生物群落結構是指生物膜中微生物群落的組成和豐度，其群落組成取決于廢水特點、污染物特點、水生植物等因素。不同微生物在人工濕地中發揮不同的作用。氨化作用主要由噬幾丁質菌(Chitinophaga)、白 蟻 菌(Isoptericola)、芽 孢 桿 菌(Bacillus)和中華根瘤菌(Sinorhizobium)參與完成，而變形菌(Proteobacteria)、擬桿菌(Bacteroidetes)、厚壁菌(Firmicutes)和放線菌(Actinobacteria)則與反硝化作用有關[57]。當環境條件變化時，植物生物膜上的微生物群落能積極響應并適應，研究表明，硝酸鹽負荷會刺激狐尾藻(Myriophyllum aquaticum)附著生物膜中反硝化細菌的生長及反硝化基因豐度的增加[58]。此外，微生物群落豐度對處理效率也有影響，研究發現，當除氮的相關微生物豐度增大時，水體中的總氮、硝態氮和氨氮等的去除率也有所上升[59]。因此，生物膜中微生物群落的組成和豐度對污染去除具有重要作用。

2.5.3 胞外聚合物作用

生物膜上的微生物能夠分泌胞外聚合物，其是由微生物的分泌物、細胞裂解物和大分子水解產物以及吸附的有機物所組成的多聚物[60]。胞外聚合物中含有大量活性和可電離的化學官能團，這些具有絡合和配位能力的化學官能團能與重金屬離子相互作用[61]，降低重金屬含量。研究發現，污泥中胞外聚合物含量越大，磷的積累量越大，表明胞外聚合物對磷具有一定的積累作用[62]。

3 典型重金屬元素特性及其去除機理

植物富集、泌氧和鐵膜作用是人工濕地生態系統中普遍的去除重金屬污染的3種方式。其中，植物富集重金屬后進行收割的方式處理效果最佳，且收割后產物易處理、經濟效益高，因此被廣泛應用。

3.1 汞元素的特性及其去除機理

汞具有持久性、易遷移性、高生物富集性和高生物毒性等特性，汞的存在形態分為離子吸附態汞、共價吸附態汞、可溶性汞、難溶性汞和有機態汞，其中有機態汞毒性最強，且可以在大氣和食物鏈中長期存在。

植物可以吸收汞，經體內酶的轉化，從葉片揮發至大氣中，但揮發后的汞隨著空氣流傳播，可能隨降水再次返回水中，造成二次污染。植物富集作用可以將汞元素固定在植物體內，植物吸收汞后，多積累在體內，然后進行收割，可以大大降低二次污染的風險。

植物差異和汞富集特性的差異，使不同植物對汞的吸收量不同。在3種不同濃度下，再力花對總汞、顆粒汞和溶解性汞的去除率都大于80%[63]。研究表明，微生物也可以將二價汞儲存在體 內[64]。 甲 烷 菌(Methylomonassp.EFPC3、Methylosinus trichosporiumOB3b 和Methylococcus capsulatusBath)能夠在24 h 內可以將80%～95%的甲基汞吸收[65]。

3.2 鎘元素的特性及其去除機理

鎘是具有毒性的重金屬污染物，其存在形態分為水溶性鎘和非水溶性鎘。其中，水溶性的離子態鎘和絡合態鎘，具有易遷移的特點且可以被植物吸收，非水溶性的鎘化合物(鎘沉淀物、吸附態鎘)則穩定性較強，不易遷移和被植物吸收。鎘具有一定生物毒性，當鎘在植物組織中的含量達到一定濃度時，會使植物代謝紊亂，蛋白質、糖類和葉綠素的合成受阻，最終導致植物死亡[66]。

植物可以通過細胞壁與鎘結合、根系分泌物和鎘螯合、根系分泌物限制鎘運輸等方式，控制鎘在植物體的積累和運輸[67]。利用鎘耐受優勢植物高度富集鎘的特性，可以高效去除水體中的鎘污染物，例如，利用浮萍(Lemna minor)去除水中的鎘元素，結果顯示浮萍可以去除水體中70%的鎘元素[68]。

根系微生物可以改善植物生長或增強植物的鎘積累能力，來促進植物對鎘的吸收。根系微生物可以加快可溶性鎘向根系轉運，并通過分泌有機酸降低土壤pH，促進土壤中生物可利用度低的鎘元素溶解[69]。微生物在自身生長過程中產生的氨基酸、蛋白質和多肽等物質，與鎘元素發生鰲合反應，促進鎘元素的溶解和吸附，通過氧化還原和生物礦化等作用改變鎘元素的化學形態，降低其毒性[70]。

在人工濕地生態系統中，基質對鎘元素的去除也有很大作用?；|含有豐富的膠體、孔隙和廣泛的生物膜，可以截留水體中鎘元素，使之與基質表面的黏土顆粒和生物膜相互作用，吸附在基質和生物膜上，達到去除目的。

4 存在的問題和展望

目前，人工濕地已經在國內外得到廣泛應用，取得了較理想的效果，成為污水處理的主要工藝之一。但從實際運用來看，在以水生植物作為處理主體時還存在許多不足之處。

各種處理機理的關系及貢獻不明確。植物在處理污水的過程中都是多機理協調進行，被視為一個連續的過程。植物對污染物進行吸收的同時，周邊微生物和根系分泌物會對污染物進行作用，最終的處理效果為多種機理協同作用的結果，無法得知各種處理機理貢獻大小及其之間的關系。因此，需要對不同機理進行分類研究，未來深入研究植物、根系、微生物、基質與凈化效果之間的關系，可以為人工濕地高效處理污水提供極大幫助。

植物種類選擇問題。人工濕地植物種類的選擇目前仍然存在一些問題，主要表現為可應用植物種類少、水生植物處理效果受環境影響大和水生植物可能存在二次污染問題。為了解決這些問題，首先，需要擴大植物的挑選范圍，挑選出更多的適應性強、去污效果好的人工濕地植物。在人工濕地中，應用廣泛且處理效果好的植物一般對污染物具有快速吸收的能力，相對容易快速生長和繁殖，并且具有一定對營養和環境變化的耐受性。在實際應用過程中，鳳眼蓮、喜旱蓮子草(Alternanthera philoxeroides)、大薸、粉綠狐尾藻等處理效果較好的入侵植物多被選用。相比于其他傳統水生植物，入侵植物更具有耐受性且可以快速適應環境，在水處理過程中能迅速發揮作用，但是，入侵植物大量繁殖會導致水生生態系統生物多樣性受到破壞，因此在實際應用中應該妥善管理，及時對過度繁殖的植物進行清理。其次，植物的處理效能會隨著季節發生變化。冬季氣溫降低，植物代謝減緩，同時生物膜活性降低，部分植物出現萎縮的現象。植物體代謝降低導致植物吸收效率下降，植物體萎縮，使植物附著生物膜面積減少，進一步導致冬季人工濕地污水處理效率降低。因此，在植物配置時，需要考慮不同季節優勢種的搭配。最后，水生植物在去除污染物時，其生物量會大大增加，重金屬等污染物也作為增加生物量的一部分被儲存在植物體內。當水生植物過量生長或者季節變化時，弱小植株死亡，導致污染物重回水體，因此，需要定期收割植物。

植物與微生物之間的協同作用研究有待加強。在人工濕地運行期間，植物和基質的作用可以通過實時監測數據反映出來，但是容易忽視附著的微生物在其中的作用。因此，可以加強對人工濕地內微生物的監測和相關研究。未來深入研究微生物與植物之間的相互作用機理，可以為提高和優化微生物-植物聯合處理技術提供思路。