植物是浮岛的主要组成结构，植物的选择应考量其水质净化能力、环境适应性以及是否为入侵物种 [1] 。常用的浮岛植物主要为水生植物或喜水的陆生植物，其中鸢尾、美人蕉、花叶芦竹等由于水质净化效果较好而得到了广泛应用。

基质主要用于固定植物，还能通过吸附、过滤作用去除水中的污染物，部分基质还能为植物提供养分促进植物生长。目前，主要使用的基质主要有陶粒、稻草、沸石、明矾污泥、火山岩、牡蛎壳、砾石，选择时应考虑其粒度、孔隙率、比表面积等 [6] 。

浮床的主要作用是承载基质和植物，维持浮岛在水面上的稳定运行。目前常用的浮床材料按照来源可以分为天然材料和人工材料两种类型。天然材料环境友好，但存在耐久性差、易腐烂等缺点，人工材料使用寿命长、制作简单且成本低，但存在二次污染的风险 [7] 。选择浮床时，需考虑其材质、耐久性、浮力，并且需定期对水质进行监测，避免浮床材料污染水体。

固定结构主要有重物型、锚固型和桩基型。重物型是将生态浮岛与重物相连使其稳定，操作简单，但浮岛系统可能会随水位变化产生小幅度移动。锚固型是通过锚钩来固定浮岛的位置，该方法稳定性较好。桩基型是通过打桩机或手动工具将桩打入水体底泥中，将桩与浮岛相连接进行固定 [8] 。固定方式的选择应考虑水体类型和水深，通常在水位变化较大、波动性强的水体选择锚固型，封闭和较浅的水域选择重物型和桩基型。

常用的物理强化策略有曝气增氧法。水体溶解氧不足会抑制好氧微生物的活性，从而降低有机物降解的效率。因此，针对溶解氧水平较低的水体，可在生态浮岛上引入曝气装置，通过增加溶解氧和氧化还原电位来促进好氧过程(如硝化反应、BOD好氧降解)的进行，使净化效能得到提升。另一方面，曝气还能促进水体混合，使水中颗粒物更易被吸附拦截，从而使水质得到进一步改善 [1] [9] 。Zhang等 [10] 研究了人工曝气湿地系统对生活污水净化效能的影响。结果表明，曝气湿地系统的氨氮( ${\text{NH}}_4^{+}$-N)转化效率比未曝气湿地高20.8%，总氮(TN)去除率比未曝气系统高13.1%。然而，由于过多的氧气供应可能会导致水中有机物的快速分解，使一些微生物的代谢活动失衡，反而降低了水体的生态稳定性。因此，水体增氧时，可以通过控制曝气强度和曝气时间，使净化效率最大化。

若水中氮磷含量较高或存在一些难降解的污染物，化学药剂的添加是一种强化思路。水质修复过程中，化学药剂的选择通常取决于水质问题的类型和处理目标，需根据不同的污染物类型选择合适的药剂 [11] [12] 。例如，硫驱动的自养反硝化是一种新兴的脱氮技术，该技术主要是利用还原性硫化合物作为电子供体，实现氮的去除 [13] 。例如，Gao等 [14] 构建了三种漂浮湿地，分别由 ${\text{S}}_2{\text{O}}_3^{2-}$ + 基质 + 植物、基质 + 植物、植物构成。结果表明，三种漂浮湿地TN平均去除效率分别为79.2%、32.9%和30.8%。添加 ${\text{S}}_2{\text{O}}_3^{2-}$的漂浮湿地表现出最高的TN去除效率，且植物的总生物量增加了97.7%。

为提高生态浮岛的除磷效率，富铁基质的使用为水质修复提供了新的途径。富铁基质载体的使用能够提高脱氮除磷的效率，该材料由铁、活性炭和金属催化剂、粘合剂和发泡剂组成 [1] 。当铁附着在活性炭上时会发生铁–碳微电解反应，其中铁用作阳极，活性炭用作阴极。铁–碳微电解反应能够提供足够的Fe²⁺和Fe³⁺，电子在阳极产生并转移到阴极。碳表面的H或 ${\text{H}}_2^{+}\text{O}$分子接受电子，然后迅速将硝态氮( ${\text{NO}}_3^{-}$-N)还原为氮气(N₂)和 ${\text{NH}}_4^{+}$-N，并生成OH⁻。碱性环境下，磷可以与Fe²⁺和Fe³⁺结合形成沉淀去除 [15] [16] 。

对于有机碳含量较低的水体，供微生物、植物生长的有机物较少，水体的净化性能通常较差。研究表明，向有机碳含量较低的水体中添加碳源，调控水体的C/N，能够提升污染物去除效率。目前，常使用的碳源有淀粉、甲醇、甘油和葡萄糖 [17] [18] 。此外，需要注意不同C/N对不同污染物的去除效果存在差异，如Zhao等 [17] 研究了垂直流人工湿地在不同C/N下处理模拟废水的净化效能。结果表明，C:N为5:1时，人工湿地对化学需氧量(COD)和总磷(TP)的去除效率最高；C:N为10:1时，对总有机碳(TOC)的去除效率较高；C:N范围为2.5~5时，对TN的去除效率较高。应用中可根据水质特征控制碳源添加量来调节C/N，使净化效率最大化。

电解强化型生态浮岛是在传统生态浮岛上添加两种电负性不同的导体，使其连接在一起，并浸没在具有一定电导率的水体中。利用导体周围形成的电场效应，使水中的带电离子向相反电荷的电极移动并发生反应，生成的产物可以与水中的污染物发生化学反应，从而有效去除污染物 [19] 。使用电解技术脱氮，主要通过电化学脱氮和电极引起的化学氧化来实现。电化学脱氮是通过阳极上的氨氧化和阴极上的反硝化降低氮水平，化学氧化是将 ${\text{NH}}_4^{+}$-N氧化为N₂实现氮的去除 [20] 。电化学除磷主要通过铁、铝等阳极材料电解产生的金属阳离子或其水合离子，与磷酸盐发生絮凝沉淀反应来实现 [21] 。另一方面，电解产生的金属阳离子会与水中的OH-结合形成絮凝剂，也能够增强磷酸盐的去除。

传统生态浮岛主要通过植物吸收作用及植物根系上附着微生物的降解作用净化水质 [22] 。然而，植物生长受季节限制，且对于污染负荷较大的水体，植物的净化能力有限。载体材料的使用可以增加生物膜面积，为微生物提供更多附着位点，提高生态浮岛的净化性能 [5] [23] 。例如，Shen等 [2] 使用铝基饮用水处理残渣作为基质处理高污染河水。结果表明，有基质和无基质湿地对TN的去除率分别为28.7%、31.7%。载体填料应具备较大的比表面积、耐腐蚀、抗老化、环境友好且易于微生物附着的特性。目前，主要使用的填料有立体弹性填料、碳纤维绳、陶粒、沸石、海绵铁、铝基饮用水处理残渣、玉米芯和丝瓜络等。应用中，可以根据水域范围选择合适的载体数量，根据水深调整载体长度，从而最大化提升水质。

植物特性是决定植物的吸收作用强弱的因素之一。植物改良主要是通过转基因技术或改变育种方式提高植物的生产性能、抗逆性和抗病虫害等能力，从而提高植物吸收污染物的效率。例如，注入了氮离子束的空心菜，其干重和生长速率远远高于普通空心菜，对 ${\text{NH}}_4^{+}$-N、 ${\text{NO}}_3^{-}$-N的去除效率达到80%以上。此外，在TN浓度为4.62和1.59 mg/L的水域，改良后的空心菜中TN含量分别比普通空心菜高6.6%~11.2%和5.0%~9.0%，这也证明了氮离子束的注入增强了空心菜脱氮能力的可行性 [24] 。

当水体污染负荷较大或水中存在难降解的污染物时，可通过接种微生物提升生态浮岛的净化性能。工程应用中，可以对微生物进行固定化处理，然后将固定化的微生物装载到相应设备中，进行水质修复 [25] 。例如，利用反硝化菌与溶血不动杆菌按1:1的比例进行优化复合培养，形成多菌种共存的原位优势复合菌。以生态基质为膜载体，结合芦苇人工浮岛、原位优势菌形成的耦合修复体系对纳污上覆水体TN和TP平均去除率可达到84.05%和79.76% [26] 。另一项研究中，窦文清等 [27] 为强化传统生态浮岛处理含盐废水的性能，利用丛枝菌根真菌能够增强植物抗盐胁迫能力，构建了丛枝菌根强化型生态浮岛。经过21 d的试验表明，含盐废水中总溶解性固体的去除率达到36.1%，与传统生态浮岛相比，提高了79.2%。

植物组合的浮岛系统对水中污染物的去除效果通常优于单一植物的浮岛系统，因为不同植物所需的养分不同，搭配使用可以通过协同作用有效去除污染物。张泽西等 [28] 研究了单一或组合植物浮岛的水质净化效果。结果表明，单一植物组中，黄花鸢尾的TN、TP的去除率分别为33.36%和81.36%，小香蒲的TN、TP的去除率分别为31.85%和60.10%。而黄花鸢尾和小香蒲组合的浮岛系统，TN、TP去除率分别为62.73%、78.76%。因此，构建生态浮岛时，可针对水质污染特征，先筛选出对目标污染物去除效率高的优势植物，再对水生植物进行组合，这样不仅可以提升水质净化效果，还有利于美化景观。

覆盖率也是影响水质净化效果的重要因素，覆盖率增大通常能够提升净化效率。例如，漂浮处理湿地覆盖率分别为9%和18%的池塘，TN去除率分别48%和88% [29] 。然而，高覆盖率可能会导致水体缺氧，因为浮岛载体遮蔽了水面，阻碍了水体与大气之间的氧气交换，并且削弱了水生植物和藻类的光合作用，减少了氧气的产生 [30] 。应用中可根据水域面积、水质污染特征和污染程度考虑浮岛的覆盖率。

生态浮岛的净化能力还受水力停留时间的影响，针对不同污染特征和污染程度的水域，最佳水力停留时间存在差异。例如，王小娟等 [31] 使用大薸、浮萍、凤眼莲构建的生态浮岛去除TP的最佳水力停留时间为10 d，去除 ${\text{NH}}_4^{+}$-N的最佳水力停留时间为8 d、12 d、14 d。水力停留时间过短会导致反应不充分，停留时间过长可能会导致厌氧区域扩大和生态失衡。因此，需要针对浮岛设计及水体类型，选择合适的水力停留时间。