天然湿地水质净化研究进展

自然湿地 水质净化 氮磷等去除机制

第28卷第5期2009年09月

地理科学进展

PROGRESSINGEOGRAPHY

Vol.28,No.5Sept.,2009

自然湿地水质净化研究进展

姚鑫1,2,3，杨桂山1,3

(1.中国科学院南京地理与湖泊研究所,南京210008；2.中国科学院研究生院,北京100049；

3.中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室,南京210008)

摘要：自然湿地应用于水质净化具有重要的生态、经济价值，近年来得到了广泛的重视。对于引起水体富营养化的

主要污染物质氮、磷，湿地去除它们的机理主要在于土壤、微生物、植物的相互协同作用，同时自然湿地的面积、结构、分布位置等条件对湿地的去污效果产生一定的影响。3种不同类别自然湿地———岸坡湿地、河流湿地以及泥沼湿地的水质净化研究进展各具特色，相互之间既有共同点，也有较大差异，共同点主要在于去污机理研究方面，而差异之处则源自彼此的研究历史及湿地特征。自然湿地水质净化研究今后可能的发展方向包括边界区影响研究、退化湿地水质净化功能恢复、流域尺度可持续发展规划和驱动因素作用下水质净化功能动态研究等方面。

关键词：自然湿地；水质净化；湿地类型

利用湿地处理水质污染始于20世纪50年代，德国科学家KatheSeidel和ReinholdKickuth用湿地去除污水中营养物质和悬浮物质。在过去的数十年里，湿地水质净化功能的研究和实践得到了许多国家和地区科研机构和管理层的广泛参与[1]。处理污水的湿地可以分为人工湿地和自然湿地，其中人工湿地指通过人工构建、引种植物并加以严格的水力条件控制来处理废水中污染物质的湿地，而自然湿地指自然界原本存在的、可以直接利用或者通过一定的恢复程序后用来处理污水的湿地。人工湿地从某种意义上来说还是污水处理装置的生态化，使用自然湿地进行污水净化则兼有自然资源管理和环境保护的双重功效，有许多重要的生态、经济价值，包括：改善出流水质；为湿地植被生长提供养分，增加湿地的生产力；相比传统污水处理方式和人工湿地而言能够大幅度节约财政和能源支出；对于一些特定的湿地，如海岸带湿地，污水中带来的悬浮颗粒的沉积可以抵消侵蚀造成的湿地退缩[2]。

1.1湿地对N的去除过程

总体而言，湿地对氮的去除作用包括土壤的吸附和过滤、氨的挥发、植物的吸收、微生物硝化和反硝化作用等。污水中的氮以有机氮和无机氮(氨态氮、硝态氮、亚硝态氮等)2种形式存在，无机氮一般都是以溶解形态出现，而有机氮则往往包含溶解态和固态(微粒状)2种，各种组分在进水中所含的比例取决于污水的性质。湿地中氮循环过程有：①颗粒有机氮可以通过沉降和过滤作用从污水中去除；②颗粒有机氮通过非生物的分解、溶解或生物酶解转变为溶解有机氮；③溶解有机氮在处理过程中被异养微生物转化为氨氮(即矿化作用)；④氨氮可以挥发离开湿地系统，但在pH低于8时这种作用并不明显[3]；⑤氨氮可以在微生物的硝化作用下转变为硝态氮；⑥硝态氮经过反硝化作用最终转变成氮气离开湿地系统；⑦部分溶解有机、无机氮还可被湿地中的植物、微生物吸收同化，合成自身物质，从湿地水体中去除；⑧植物脱落物和死亡微生物分解产生少量颗粒或溶解有机氮(图1)。在上述所有过程中，一般认为，微生物介导的硝化和反硝化对氮的去除起着主要作用，而硝化又因其速率远低于反硝化的速率而成为湿地去除无机氮的限速步骤[4]。

1自然湿地水质净化过程研究

自然湿地去污的实质即湿地的土壤、微生物、植物对污水中污染物质的沉积、过滤、吸附、生物吸收、生化转变等过程的综合。土壤、微生物和植物发挥各自不同的作用，对于不同污染物质而言，它们的相对重要性也不同。以导致水体富营养化的主要污染物质N、P为例，其在湿地生态系统中的转移、转化过程如下：

1.2湿地对P的去除过程

污水中的磷包括溶解有机磷、溶解无机磷、颗粒有机磷、颗粒无机磷4种。许多生物和非生物过程影响湿地对磷的去除效果，主要包括：①颗粒磷在土壤中的过滤、沉降(sedimentation)、积累；②颗粒

收稿日期：2009-02；修订日期：2009-05.

中国科学院南京地理与湖泊研究所知识创新工程所长专项基金(CXNIGLAS2006-06)。基金项目：

姚鑫，，，。E-mail:825-832

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磷中无机磷部分少量溶解转变为溶解无机磷；③颗粒磷中的有机部分通过分解、溶解或胞外酶解转变为溶解有机磷；④溶解有机磷在微生物矿化作用下转变为溶解无机磷；⑤部分溶解有机、无机磷被植物、微生物吸收利用；⑥溶解无机磷在土壤颗粒表层的吸附、沉淀(dissolution)作用以及反向的解吸作用；⑦植物脱落物、腐烂根系或死亡微生物的降解、溶解(图2)。其中最主要的作用是土壤颗粒对磷的吸附与沉淀作用[5]。

地理科学进展28卷

图1湿地除氮过程

Fig.1ThemechanismsofNremovalinwetlands

2自然湿地特征对水质净化功能的影响

自然湿地的湿地特征，诸如湿地的面积、空间分布、区域污染物负荷、湿地所处地区的地形和气候条件等，相互之间差异较大，导致不同湿地去污效果的迥异。这些湿地特征中，有些是通过改变土壤、植物、微生物3者的协同作用来影响去污效果，有些则与湿地的水力负荷相

图2湿地除磷过程

关。自然湿地在土壤、植

Fig.2ThemechanismsofPremovalinwetlands

物、微生物等条件方面难于统一，以此为基础的相污染物质浓度；kA,T为温度和面积相关的去除率常关研究不易开展，故从宏观的角度研究湿地特征与数；A为湿地面积(m2)；Q为湿地内部径流量(m3·水质净化功能之间的关系更有利于自然湿地的保day-1)[6]。去除率与面积呈指数函数关系。对于自然湿护、恢复和管理。地而言，由于水流状况多变，与理想的平推流有很2.1湿地面积对水质净化功能的影响大出入，对此Bystrom(以N去除为例)提出了新的量

面积较大的湿地往往具有更高的污染物去除化关系：Nret=aWLbA(1-b)。Nret为N去除率，a、b为常能力，能够承载较重的污染物负荷，但是对于湿地··数，WL为湿地负荷(kgha-1yr-1)，A为湿地面积(m2),面积和湿地去污能力之间的量化关系，目前尚无定去除率与面积成幂函数关系[7]。此外，也有学者根据论。Kadlec和Knight于1996年提出了一级反应模各自研究提出湿地面积与去除率无关的结论[8]。型，该模型假设经过湿地的水流是理想化的推流模面积尺度不同的湿地对污染物质的优先去除式，湿地去污效果和湿地面积之间的量化关系为：效果不同如MatthewCoutinkA,T)C

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论与此相反[9]；国内李秀珍等人也发现面积较小的苇地能更有效去除氮和溶解性磷酸盐[10]。

2.2湿地空间结构对水质净化功能的影响

湿地空间结构的不同能够影响污水与湿地土壤、植物的接触时间，进而影响湿地的去污效果。与湿地去污能力相关的结构因素包括：湿地内部布水方式、污水输入输出点在湿地内部的位置以及不同湿地斑块间的连通方式等。李秀珍等人以辽河三角洲的苇地沼泽为研究对象，发现湿地内部沟渠分布、抽水泵站距湿地边缘距离、苇地退化后斑块排列方式等因素会对湿地整体去污效果产生10％以内的调节作用[10]。流域尺度的研究结果表明，湿地块之间采用等级制的连接方法，即当大面积的重要湿地分布于流域干支流的汇集点，而其他小面积湿地均匀分布于除汇流点外的干支流段上时，能对暴雨引起的水质问题起到更好的处理效果[9]。

当湿地间或湿地内部水力连接方式很复杂的时候，污水的输入输出点不容易界定，采样点的设置会对湿地去污效果的测定产生一定影响，Wang等通过对污水添加惰性示踪剂的研究表明，只有当采样点的示踪剂停留时间与湿地整体的示踪剂停留时间分布均值一致时，测量值才能反映湿地实际去污能力[11]。

过7年污水处理后，只有香蒲等2种植物成为主要优势物种，植物种退化引起污水处理效率下降[15]。值得注意的是，有些人工湿地建成初期生态系统不够稳定，在运行过程中生态系统逐步成熟，污水处理反而更加高效，这与自然湿地的差别明显[16]。同样的运行时间对不同湿地的影响效果不同，这很大程度上取决于湿地生态系统的稳定性。Andree等的研究表明面积较大且在空间分布上处于多块湿地中间的湿地往往具有较高的稳定性，在经历多年运行后仍能保持当初的环境、生态功能[17]。

2.5降雨量和温度对湿地水质净化功能的影响

降雨量对湿地水质净化能力产生影响有2个途径：一方面，降雨量的变化会导致单位时间内流经湿地的水量发生变化，有时甚至会改变湿地内部的水流途径，从而改变湿地的水力负荷，湿地水质净化能力与其水力负荷反相关；另一方面，自然湿地的污水输入点和输入量多缺乏严格的控制，降雨量变化会使湿地的污染物负荷发生变化，影响湿地的去污能力。最终去污效果是两方面影响综合的结果。例如Berit等对瑞典南部流域湿地的研究发现，N去除率的全年最高值出现在旱季，原因为降雨量下降导致水力停留时间较长[18]；而Braskerud对挪威湿地的研究结论相反，降雨后湿地有机颗粒的去除率增加，经分析，主要是由于暴雨条件下径流带来的总有机颗粒含量增加所致[14]。

不同的温度条件下，湿地的微生物活性不同，对污染物质的吸收、转化能力也不同(当然植物在不同季节的营养物吸收能力也有差别，但主要认为是生长周期的影响，而不是温度的单独作用)。温度对湿地N去除能力的影响有不同的结论，如White-head[19]等和StefanKrause等[20]都发现，夏季高温条件下，湿地对氮的去除效率会降低，认为其主要原因是温度升高引起的土壤氮释放增加。而Reddy等从硝化和反硝化过程的角度认为Cout/Cin=exp(-ka,TA/Q)公式中的ka,T=kaT。ka是仅跟面积相关的去除率常数，T为绝对温度，即在精确度要求不高的情况下可以认为温度正相关于去污效率[21]。

2.3湿地分布位置对水质净化功能的影响

湿地处于不同流域时，流域属性会对湿地的水质净化能力产生一定影响。Michael详细研究了这些影响因素，将流域属性分为8个数据层：土壤性质、周边土地利用状况、地形坡度、排水分类等级、河流水系状况、海拔高度、社会经济要素和历史上的湿地分布状况，运用GIS技术对其整合及综合评分，以确定分布位置不同对湿地水质净化功能的具体影响[12]。

同一流域内部的湿地，相对位置的不同也会影响其水质净化能力。Cevza等研究了同一流域内处于上游高地和下游洪淹区的不同湿地的水质和水文状况，认为导致它们水质净化能力不同的主要因素是坡度、海拔引起的地表、地下水相互作用的差异等[13]。

2.4湿地处理污水时间对水质净化功能的影响

自然湿地系统本身具有一定的稳定性，但一般认为长时间的污水输入会逐渐改变土壤理化性质，植物组成，生物量和微生物种类、活性，并最终影响湿地的污水净化能力[2]。Braskerud以挪威北部干旱地和淡水水体之间的表面流湿地为研究对象，发现经过7年的污水处理后，有机N颗粒的沉积导致土壤含N量发生改变，这些有机N会通过无机化过，使N[14]。美国俄亥俄一3不同种类自然湿地水质净化的研究

1999年在云南召开的全国湿地资源调查工作

会议按照湿地所处的地理位置及湿地自身的特性将湿地分为5大类28种类型，其中自然湿地占4类：近海和海岸湿地、河流湿地、湖泊湿地、沼泽和沼泽化草甸湿地。国内外实际研究中，根据研究目的和意义划分，

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同的研究进展。

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生态恢复的工程技术方面取得了一定的进展[38-39]。

3.1岸坡湿地

岸坡湿地(riparianwetland)，一般指河岸湿地，广义也可指海岸带湿地、以及湖滨湿地等[22-23]，外形呈带状或弧状分布，临近水体的边界随水位波动而变化较大，包括漫滩等区域。湿地内部具有一定的坡度，按照地形从高到低依次生长有灌木、挺水植物、沉水植物和浮叶植物等不同类型的湿地植物。

最早的关于岸坡湿地净化能力的研究源于20个世纪80年代，岸坡湿地作为农业区以森林为主的水质缓冲带的一部分，可以通过截留地表、地下径流中的NO3，从而对农业区非点源污染起到良好的控制作用[24-25]。90年代中去污机理研究比较深入，Haycock等人单独研究了岸坡湿地去污过程，认为植物吸收、反硝化和微生物固定是岸坡湿地去污的主要途径[26]。Vidon等重点研究了反硝化过程，认为厌氧区中由微生物主导的反硝化过程是岸坡湿地去污的限速步骤[27]，同时，Groffman等于1996年的量化测定工作则肯定了微生物吸收对去污的贡献[28]。进一步研究开始考虑不同因素对岸坡湿地去污效果的影响，如Roulet认为不同的地质条件下，湿地地下水之间的交换速度和方式不同，其去污效果也不同[29]。Phillips等认为由于优先流和旁流的存在，即使同样地质条件、同样水力停留时间也会产生不同地下水流途径，从而产生不同去污效果[30]。此外，Hefting等人研究了水位波动对湿地氮去除的影响[31]，Willems等则考虑了温度、入水硝酸盐浓度及土层深度3者对岸坡湿地去污的综合贡献[32]。

进入21世纪以来，岸坡湿地去污研究的重点转向区域和管理的角度。2003年，Sabater等人以欧洲范围内的岸坡湿地为研究对象，根据统计结论认为岸坡湿地的N去除率与总的N负荷反相关，同时对N负荷状况高于欧洲平均水平的荷兰岸坡湿地进行研究，追踪其去污能力随时间的变化，认为长时间的高N负荷将损伤湿地的去污能力[33]。2007年，Poor等从生态系统的角度，结合湿地的自然调节功能，考虑采用合适的管理措施以促进湿地的去污效果，这些措施包括在一定程度上减少周边农业区化肥和有机肥的使用，以及湿地内部进行合理的植被选择及栽种等[34]。在此基础上，WFD(EuropeanWaterFrameworkDirective)管理委员会主导下的最新的研究不仅考虑了单一管理措施对水质净化的影响，同时兼顾不同措施间的协同作用和相互制约状况，制定了一系列比较成熟的综合性管理方法。

国内的岸坡湿地研究起步较晚[35]，目前的研究主要集中于植被保护和生态恢复，从生态系统的整-

3.2河流湿地

按照湿地的定义[40]，中小型河流(水深不超过6m)都属于表面流自然湿地，水分循环途径以沿河道进出湿地的径流为主，湿地污染物质负荷的主要来源为河道输送，较小的面积使得通过大气沉降和河道侧向地下水交换带来的污染较少。受到污染的河流能够通过一系列的物理、化学和生物的作用，降低污染物质浓度，恢复水质，使生态环境完全或部分达到污染前的状态，这称为河流的自我净化能力(selfpurification)。

河流水质净化能力研究甚至早于湿地学的开始，1925年Street和Phelps针对污染物质浓度沿河道的变化规律建立了一维氧平衡模型，即Street-Phelps模型[41]。由于当时湿地学研究尚未全面开展，人们对河流水质净化的深层机理缺乏了解，而数学模型能够在一定程度上满足计算、预测的需要，因而在随后相当长的一段时间内河流湿地水质净化研究以建立数学模型为主。

到20世纪70年代以后，该研究领域产生了模型研究和机理研究2个不同的发展方向，都取得了很大的进步。一方面，更加复杂的计算机模型成为模型研究的主流，USEPA在1970年推出了QUAL系列模型，该模型取得了巨大的成功，成为至今为止使用最广泛的河流富营养化研究模型[42],国内很多地区的研究中对其进行了引用[43-44]。其他得到普及的模型还包括USACE在1986年推出的WASP模型[45]及Park提出的STREAM模型等[46]。在新模型得到开发的同时，针对原有模型使用中出现的问题也开展了很多研究，Whitehead等[47]和Hornberger等[48]发现，河流自净的模型普遍存在不准确性，并对其中原因进行了探讨[45-46]。Beck认为，河流是流域的一部分，作为模型参数的流域资料是否全面将影响到模型的准确性[49]。Reichert等人认为模型构建时在参数选择上，即模型结构上的不确定性会影响最终的模拟结果[50]。Vagnetti通过对比8种不同模型的模拟结果，指出复杂模型参数之间存在一定的相关现象，认为这可能是其最终模拟结果并不比稍简单模型更准确的原因之一[51]。

另一方面，河流去污的机理得到了深入的研究。物理过程方面，如Roberta等认为稀释的意义不仅在于直接降低污染物质浓度，更重要的是促进污染物质的生物吸收[52]。Suzuky发现不同污染物质在河道固、液相之间分配状况的差异导致其不同的去除效果，认为固液相分界面即底泥表层是生物降解的重要场所[53]。Busseau等研究了污染物质的挥发，，

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但其逆向过程同样应得到重视[54]。化学过程方面，Manahan研究了可溶性污染物质沉淀、絮凝反应及有机物质的氧化过程，认为化学过程(尤其是含氮有机物硝化)对植物吸收至关重要[55]。生物学过程方面，生物降解和植物吸收的作及其随季节的变化等也得到了考虑[56-58]。

近几年来在模型方面，人工神经网络模型开始运用于河流湿地水质净化，使对结果的模拟更趋于合理化，同时增强了非线性问题的处理能力[59-60]。机理研究方面，作为对河流自净化研究的补充，水体在河道中的二次污染的问题也得到了考虑，包括沿河道的新污染物质的加入[61]，以及沉积污染物质通过离子交换或再悬浮过程释放进入水体[62]。这些研究目前已成为河流水质净化研究的最新热点。

欧几乎所有泥沼湿地都被排干用于农垦，我国的三江平原沼泽湿地在50年内减少了80%[73]。如今环境问题日益严重，欧洲许多国家开始考虑恢复这些泥沼湿地，保护农村居民饮用水安全[74]。在欧洲的带领下，俄国及南亚的一些国家也提出了不同程度的泥炭湿地恢复计划并取得了一定的成效[75]。相比这些国家而言，国内的泥炭湿地恢复起步较晚，但发展趋势良好，先后建立了长白山地区的黄泥河、小兴安岭地区的乌伊岭、三江平原的七星河等保护区，并在宣传教育等方面取得了一定的成果[76]。

3.4小结

以上3种自然湿地的水质净化研究较多，主要原因有2点：①岸坡湿地、河流湿地以及泥沼湿地都是常见的自然湿地类型，尤其是泥沼湿地，是分布最广泛的自然湿地。②)社会经济发展的需要。农业的发展带来了非点源污染，导致了农业区周边水体的富营养化问题，使岸坡湿地作为农业区和河流水系之间缓冲带的作用得到重视；工业废水排放带来的点源污染直接进入河道，这推动了河流自净能力的研究；采矿等工业活动引起的重金属污染则是泥炭沼泽去污研究的起因。

3种自然湿地水质净化研究进展既有共同点，也有各自的特色。共同点在于湿地的净化机理，不同研究者的工作都是针对湿地内部共同的物理、化学和生物过程展开，其研究结论也基本类似。岸坡湿地的研究特色在于其注重从流域的角度考虑湿地的规划管理，以求最大程度上发挥其水质缓冲带的作用；河流湿地的研究特色在于其起步较早，逐步完善了一套数学研究方法，模型的开发和使用更为成熟；而泥沼湿地去污往往针对工业点源展开，在湿地的利用、管理上更接近于人工湿地，部分泥沼湿地通过人工引种湿生植物以增强去污效果，与人工湿地并无明显界限。

3.3泥炭沼泽湿地

泥炭沼泽湿地(fen,bog)，一般可称为泥炭地(peatland)，部分学者认为严格意义上两者概念有别。表层有一定厚度的泥炭积累，常年或季节性积水，是自然湿地主要类型之一。利用泥炭沼泽净化污水的研究起源于泥炭学研究，早期的研究者发现泥炭对废水中的有毒物质，特别是对重金属元素有较强的吸附作用[63-64]，其处理工业废水因具有简便、有效、经济等优点而备受重视。最早利用泥沼湿地去污始于1955年，用于沉积矿业的废水[65]。

泥炭沼泽的污水净化功能主要依靠泥炭的物化特性，McKay认为泥炭对金属离子的吸收、吸附过程符合Langmuire吸收模型，并计算了不同离子的平衡参数[66]。Gardea等人发现该吸收过程同时受到泥沼地PH值以及腐殖质中羧基含量的影响[67]，Brown等肯定了PH值的作用，并认为PH在3.5～6.5之间时，泥炭地能发挥最好的吸收效果，同时他认为离子竞争也对最终吸收效果产生一定影响[68]。

随着研究的进一步深入，泥沼对富营养化的控制作用得到了发掘。Heikkinen等人发现泥炭地的阳离子交换性质与其去氮能力之间有一定联系[69]，Sokolowska等则发现泥炭地的温度能影响内部氮的吸收[70]。Bobbink等通过详细的研究认为，泥炭沼泽属于含氮量偏低的生态系统，氮是影响植物生长的限制因子，对外源氮的年均截留率达80%左右[71]。

机理研究不断完善的同时，利用泥沼去污的工程建设也得到一定的发展。1980年以后，许多科研工作开始考虑对泥炭湿地加以适当改造，以增加其去污能力，如Ulrich等在泥炭沼泽内部引种香蒲，以增加其富营养化去除功能，泥沼去污逐步向人工控制的方向发展，与人工湿地有了一定的共性[72]。

进入21世纪，泥沼湿地去污的重点转向自然，。100，全4展望

自然湿地的水质净化研究已经取得了一定的进展，但随着环境问题的日益突出，这一领域仍然会有很大的发展空间，其中自然湿地边界的确定和相关研究可能成为今后研究的热点。以目前的研究来看，湿地内部机理研究较多，而边界处的物质、能量交换过程的研究相对较少，对于自然湿地而言，其边界并不明显，确定边界范围的方法尚无定论[77]

。边界区中发生的湿地与外部环境之间的物质、能量交换过程对湿地去污的影响十分关键。退化自然湿地恢复的方法和评价。在退化湿地的原址恢复自然湿地，，

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评价湿地水质净化功能的改善，仍然需要建立一套完整的方法体系。从流域尺度整体考虑自然湿地去污。包括研究其去污能力上限，合理规划流域农业布局，在利用自然湿地去污的同时维持生态系统的健康，保证流域稳定可持续发展。

考虑自然因素和人为因素导致的自然湿地面积、形态、结构等的变化，分析这些变化带来的湿地水质净化能力的变化，包括作用机制和最终效果，从动态的角度认识自然湿地的水质净化能力。

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ProgressontheStudyofWaterPurificationAbilityofNaturalWetlands

YAOXin1,2,3,YANGGuishan1,3

(1.NanjingInstituteofGeographyandLimnology,CAS,Nanjing210008,China;

2.GraduateUniversityofChineseAcademyofSciences,Beijing100049，China;3.StateKeyLaboratoryofLakeScience

andEnvironment,NanjingInstituteofGeographyandLimnology,CAS,Nanjing210008,China)

Abstract：Asthekidneyoftheearth,naturalwetlandsplayanimportantroleinwaterpurification,andguaranteeahealthydrinkingwatersupplyforruralareas.Asaresult,utilizingnaturalwet-landsformitigatingnon-pointsourcewaterpollutionhasattractedmoreandmoreworldwideat-tentioninthepastdecades.Themechanismsoftheretentionofnitrogenandphosphorus,bothofwhichareconsideredsubstantialtowatereutrophication,aremainlyduetothecooperativefunc-tionsofwetlandsediment,plantsandmicrobes.Thedetailedprocessesofpollutantremovalin-volvesedimentation,dissolution,biologicaladsorption,andbiochemicalreactionsmediatedbymi-crobes,suchasnitrification,denitrification,etc.Thewaterpurifyingefficienciesofnaturalwet-landshavegreatdifferencesbetweeneachother,byreasonofthedifferentwetlandcharacteristics,whichincludewetlandarea,wetlandspatialstructure,wetlandlocation,loadingtimeofwaterpu-rifying,precipitationandtemperature,etc.However,resultsdrawnbydifferentscientistsfromre-searchworkatdifferentwetlandsvariedbetweeneachother.Naturalwetlandshavemanytypes,threeofwhich,namedriparianwetlands,riverwetlandsandpeatlands,havebeenmostwidelyusedinwaterpurification.Thereasonisthat:first,theyarethemostwidelydistributedwetlandsaroundtheworld;second,theysatisfiedthedemandforsocio-economicdevelopment.Eachtypeofthethreehadrespectiveresearchprogressinbothmechanismsandapplicationsofpollutantre-moval,andtheprogressinonetypeusuallydifferedquitealotfromthatoftheothers,asaresultofdifferentresearchhistoriesandvariedcharacteristicsofsub-disciplines.

Thepotentialaspectstobeattachedimportanceinthefutureoftheresearchonnaturalwet-landpurificationabilityareasfollows:thephysicalandchemicalprocessesinwetlandsboundaryandtheirimpactsonwaterpurificationability;restorationofdegradedwetlandsandtherecoveryoftheirwaterpurificationability;continuableprogrammingofwetlandwaterpurifyingoncatch-mentandofdrivennaturalandhumanfactors.：；；

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