农业排水沟塘系统污染物去除监测区代表性分析

贾忠华，陈 诚，罗 纨，孙少江，邹家荣，巫 旺，张志秀，朱卫彬

0 引 言

农业排水沟塘系统作为一种天然生态缓冲带，可去除农田排水中携带的化肥、农药等污染物，是农业区一种不可替代的生态环境资源[1-5]。国内外现有研究得到的污染物去除效果差别很大，相对去除率最低的只有 10%左右，而最高的高达100%[6-7]；与之相应的缓冲区与农田面积合理的配置比少则1%～2%[8-9]，多则5%～7%[10-13]。这种差异在一定程度上会造成对沟塘功能认识上的混乱，影响对其环境价值的认可。造成上述现象的原因很多，除了一些客观条件，一个不能忽视的主观因素是评价系统的数据代表性问题。这是由于沟塘的排水功能要求决定了它们必须与农田交错分布，农田排水逐级、多点地进入和排出沟塘系统，一般不存在单一的“出口→入口”关系。对于这样的系统，难以直接进行水力和水质监测[14-18]。此外，若对所有沟塘单元长期进行监测，势必会消耗大量的人力和财力，在实际研究过程中并不是最经济的选择[19-20]。因此，一般通过设立监测区，利用局部监测所得的数据来推求系统的整体表现[21-24]。由于沟塘水力关系和分布的复杂性造成了不同沟塘单元在污染物去除能力上的差异[25]，选取不同监测区就可能会得到不同的结果。因此，如何在经济合理的前提下，选择最具有代表性的局部监测区就成为正确评价系统表现的1个关键问题。Griffiths等[26]分析了某人工设计的湿地系统对城市雨洪中的污染物去除效果。Ma等[27]研究了某天然的农田沟塘系统对氮磷污染物的削减效果，并选取了4个监测点持续进行监测。Zhang等[28]分别设置了具有不同分布的排水沟系统，研究排水沟分布对总氮、氨氮和硝氮的削减效果，但对每一个系统仅在出口处进行监测。上述研究在选取监测区时均未考虑其代表性的问题，并存在一定的随机性。本文以江苏省扬州市江都区昭关灌区试验站的沟塘系统作为研究区，基于对于沟塘内部污染物动态变化的前期研究[25]，通过比较局部监测区以及整个沟塘系统对污染物的去除情况，研究了监测区代表性的问题；探讨了复杂情况下的监测区选择原则及方法，以期为正确评价沟塘系统的污染物去除能力提出经济合理的监测方案。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于于江苏省扬州市江都区内京杭大运河东侧的昭关灌区（119°25ʹE、32°22ʹN），其沟塘系统分布的详细情况可参考文献[25]。图1显示了研究区农田与沟塘的分布及水力联系，表 1列出了不同类型沟塘的面积：农田总面积5.61 hm2，沟塘面积合计0.80 hm2，与农田面积的比例为14.3%。研究区沟塘分布特征如下

图1 研究区沟塘系统分布、排水分区情况及监测点位置Fig.1 Distribution of ditch-pond system, drainage zoning and monitoring unit locations in study area

表1 研究区沟塘类型、数量及面积统计Table 1 Type, number and area of ditches and ponds in study area

1）研究区的沟塘可以分成3种类型：宽度为1 m左右的农沟，宽度为8~10 m的支沟，以及形状为不规则多边形的池塘。该沟塘系统由18个单元组成，包括：10条农沟（0.09 hm2，占总面积的12%）、6条较宽（8～10 m）的排水支沟（0.48 hm2，占总面积的60%）、以及2个池塘（0.23 hm2，占总面积的28%）；

2）研究区分为3个排水分区，其中大部分农田经过上游的农沟系统汇集后排入左上角的池塘，下游小部分农田的排水直接排入了池塘。表1中列出了3个排水支路上的沟塘分布，其中位于上部的支路1包含16个单元，占58%的沟塘面积以及79%的农田面积；下部支路2和3都只包括1个单元，其中支路2占22%的沟塘面积和2%的农田面积；支路3占20%的沟塘面积和19%的农田面积。整个沟塘系统中，支路1流程较长，包括6个阶段；其余 2个支路的流程很短，都未经过农沟而直接排入池塘和支沟；

3）研究区排水系统布置规则，其中支沟宽度较大的原因一方面是其邻近农田边缘，另一方面是从中蓄水可以在干旱时段用于灌溉；池塘则是原来较大水面的残存区域，成为汇集排水的结点。

图 1所示的这种农沟呈网格状分布、沟塘单元与农田交错、不均匀分布的农田沟塘排水系统在昭关灌区较为普遍，因而研究区具有较好的代表性。需要特别说明的是，研究区虽然包括了1 hm2农业水利试验站用地，但是排灌系统以及沟塘并没有经过任何改造，与当地其他区域没有差别。尽管目前上述较大沟塘保持了相对稳定的水面面积，但是在未来农业发展中，有可能被进一步挤占。因此，及时对其生态环境功能进行客观评价十分重要。

1.2 针对不同表征指标的的代表性分析

1.2.1 监测区代表性指标

与监测区数据代表性密切相关的 1个问题是评价系统所采用的标准，即用来表征污染物去除效果的指标。这是由于在实际工作和研究中，根据目的和需求的不同，可能采取不同的污染物去除表征指标。通常可以分成以下2类：

1）相对去除指标[25,29-30]：表征指标中最直接、最关键，同时也是最简单的就是污染物去除率，即相对比例。由于去除率只是反映了污染物量的变化，而没有考虑沟塘的具体情况，在一定程度上影响了这一指标的移植性。但是它反映沟塘对污染物的真实表现，对于沟塘分布类似的农业区具有很好的参考价值，是应用最广的指标之一。

2）绝对去除指标[31-33]：表征污染物去除能力的1个重要指标是绝对去除量；如果考虑沟塘面积的影响，则可以用单位面积的去除量，即去除强度来代表。相对于去除率，去除强度可以更好地代表沟塘的去除能力，也具有更好的移植性，适于自然条件相近，但沟塘分布差别较大的地区。

对上述 2类指标的计算有着不同的数据需求，有简有繁、有易有难。计算去除率需要监测水质和水力过程，而计算去除强度还需要确定沟塘面积，此处定义 2个相应的代表性评价指标。首先，将去除强度代表性指标定义为监测区（monitoring unit, MU）与整个系统对某一污染物去除强度的比值α，计算式为

式中mmu和M分别为监测区和整个系统单位面积上对某一污染物的去除强度，M/L-2。

将去除率代表性指标定义为监测区与整个沟塘系统对污染物去除率的比值β，计算式为

式中ηmu和η分别为监测区和整个系统对某一污染物的去除率。

由于研究区沟塘单元较多，本文借助于同一类型沟塘单元（如支沟、农沟和池塘）的代表性评价指标的平均值来进行分析，计算式为

式中 αmean为去除强度比的平均值；αi为某一沟塘相对于系统的去除强度比；βmean为去除率比的平均值；βi为某一沟塘相对于系统的去除率比。

1.2.2 监测区及整个沟塘系统污染物去除能力的评价方法

复杂沟塘系统内不同水文单元对污染物的去除能力存在差别，确定整个系统或某一单元监测区内污染物浓度或质量的变化，需要从系统内部结构出发，考虑沟塘的分布及水力关系[25]。这里需要强调的是，虽然从污染物净化过程来讲，代表沟塘缓冲区大小的应该是水体体积，但更多情况下，由于面积更易于统计，且农业区沟塘内水深变化不大，本文也采用了面积作为代表沟塘大小的依据[34-35]。

1）沟塘计算单元对污染物去除效果的评价方法

对于某一沟塘单元i，其入流流量qi及其中污染物初始浓度c0,i可以表示为

式中qf和 c0为农田直接排入该单元的水量（L3/T）及浓度（M/L3），qk和ck为来自上游单元的流量（L3/T）和浓度（M/L3），N为上游单元的数量。

某单元的水力停留时间 Ti（T）（hydraulic retention time, HRT）

式中 Ai为计算单元的水面面积，L2，由此得到的水力停留时间的量纲为，T/L。

如果采用一级反应动力学方程来描述污染物在沟塘水体内的去除过程，通过计算单元后，污染物的浓度 ci（M/L3）

式中r为污染物的降解系数（又称衰减系数），反映了污染物在水体中降解速度的快慢，量纲为L/T。

污染物的单位时间去除量Mi（M/T）可表示为

单位面积水面对污染物的去除强度mi（M/(T·L2)）可表示为

沟塘单元的去除率为

式中M0,i为进入该单元i的污染物总量，根据下式进行计算

2）整个沟塘系统对污染物去除效果的评价方法

对于沟塘系统整体而言，其污染物去除量和去除率可以对所有组成单元的作用求和得出：

式中I为沟塘单元总数。系统的去除强度

式中A为沟塘总面积，L2。系统的去除率

式中M0为初始污染物总量，M/T，其值为

式中Q为系统的总排水流量，L3/T，可以表示为

式中hi为排水径流深，L/T；Aag为农田面积，L2。

1.2.3 监测区的评价方法

在得到各沟塘单元去除指标以后，就可以计算比较不同监测区的指标。如果监测区仅包括 1个沟塘单元，则可以直接采用计算结果；如果监测区包括数个单元，则污染物总的去除量为

式中U为监测区的沟塘单元数。

进入监测区的污染物总量（M0,mu）包括农田直接排入的部分和上游进入的部分，其计算式为

式中kc′和kq′为监测区外汇入的流量和污染物浓度，J为监测区上游沟塘单元的数量。

则上述监测范围污染物的去除率为

去除强度为

式中Amu为监测区总的沟塘面积，L2，根据下式进行计算

污染物降解系数是反映污染物在水体中被降解能力的重要参数，其变化会影响沟塘单元去除效果的计算值[25]。因此，本文采用了较为宽泛的降解系数取值（0.01～0.10 m/d），对不同降解能力的影响进行了全面的分析。

2 结果与分析

2.1 局部监测沟塘单元的代表性分析

表 2列出了污染物降解特性不同时，不同沟塘监测单元的代表性指标的计算结果。就整体而言，单个监测单元对整个系统的代表性不好，去除强度比和去除率比2个指标的计算值有一定差别。对所有单元的统计结果显示，去除强度比α的平均值大于1，而去除率比β的平均值小于1。对于污染物降解系数适中的情形（r=0.05 m/d），α为1.54，而β为0.59（若不特别说明，全文数值均指平均值），表明与沟塘系统整体对污染物的去除效果相比，采用监测单元值会导致对整个沟塘系统的污染物去除强度平均高估50%左右，对去除率则平均低估 40%左右。另外，某一单元监测结果的代表性还会受到沟塘类型的影响；有些沟塘单元可能在某些方面较好地代表了整个系统，而在其他方面则代表性较差。例如，对于农沟而言，当污染物降解系数适中（0.05 m/d）时，去除强度比α平均为1.90，而去除率比值β却只有0.29；表明若只监测农沟内水质变化，会导致对整个沟塘系统去除强度高估近 1倍，对于去除率则会被严重低估，不及系统值的1/3。对于水面较大的池塘亦存在这种现象，但对2个指标的影响效果与农沟相反，且差别略小一些。例如，降解系数为0.05 m/d，由池塘监测区得到的污染物去除强度比α为0.64；而去除率比β为2.39，即去除强度被低估了36%，而去除率被高估了139%。与农沟和池塘相比，支沟监测的代表性总体更好，且一致性地略微偏高，2个指标的平均值都为1.10（1.02～1.13）左右，即高估系统净化能力10%。池塘除率比β在降解系数r为0.05时为0.94。

表2 污染物降解特性不同时，单个沟塘监测区的代表性指标计算结果Table 2 Calculation results of representative indices of single monitoring unit on condition that pollutant degradation properties differ

污染物降解能力越弱，监测单元有关去除强度的代表性越好，但是污染物降解能力的加强对于不同类型沟塘的水质净化能力的影响不同。针对所有沟塘单元代表性指标的统计显示，降解系数越小，单元的代表性越好。例如，当降解系数很小（0.01 m/d）时，计算出的所有沟塘单元的平均去除强度比α为1.19；当降解系数增加到0.05和0.10 m/d时，α分别上升到1.54和1.85，说明对于降解迅速的污染物，根据沟塘单元监测结果会更加高估整个沟塘系统的去污能力；降解性能对于去除率比 β的影响相对较小，在降解系数取值较低（0.01 m/d）、适中（0.05 m/d）和较高（0.10 m/d）的3种情况下，β分别为 0.69，0.59和 0.61，即对于降解性能不同的污染物，根据局部监测结果低估整个系统去污能力的范围维持在40%左右。总之，采用局部沟塘单元监测的方法获得的污染物去除强度大都高于系统平均值，而去除率则相反。这种似乎“反常”的现象是因为沟塘系统的整体表现更多地受到少数面积较大沟塘的影响。例如，当降解系数适中（0.05 m/d）时，农沟监测获得的α为1.90，此时支沟和池塘的α值分别为1.11和0.64，而所有单元的平均值为1.54。

沟塘单元的代表性还受到单元大小即水力停留时间的影响；其中面积较大的支沟和池塘获得的 2个代表性指标均优于农沟。表 3显示，当污染物降解系数取值分别为0.01、0.05和0.10 m/d时，2个系数指标都与单元的水力停留时间有密切的关系：去除强度比 α与水力停留时间呈负相关，而去除率比 β则呈正相关关系，即水力停留时间越长，α值越小，β值则越大。从α和β值趋近1的程度来看，水力停留时间较长的单元代表性更好；农沟单元因面积较小，水力停留时间太短，其去除强度和去除率代表性均很差，即α太大，β太小。支沟的去除强度以及去除率的代表性都比农沟好；对于支路1，自上游到下游，处于系统中游的支沟能够更好地代表整个沟塘系统对污染物的去除能力。池塘的代表性受到排水分区的影响较大，其中，池塘1（pd-1）由于汇流面积很小，水面面积却很大，水力停留时间远远大于系统值（比例为10），其代表系数受降解系数影响很大：降解系数很小时（0.01 m/d），α和β仅为0.44和1.09；当降解系数达到0.10 m/d时，α和β进一步分别降低到0.12和1.89。不同的是，水力停留时间与整个系统类似的池塘 2（pd-2），在降解系数由0.01增加到0.10 m/d时，α一直维持在1.1左右，而β则一直在0.20以下。可见，采用不同的评价指标，不同沟塘单元水质监测结果的代表性相差很大。

综上所述，监测区的代表性受到沟塘尺寸以及污染物自身降解能力的影响；对于表征污染物绝对去除量，如果污染物的降解能力较弱，监测区的选择余地较大；如果污染物的降解能力较强，则应避免面积较小的单元（如fd-3、fd-4和fd-8）。对于表征污染物相对去除量，要避免较小的水文单元并且选择处于排水路径中游的单元（如fd-1和bd-2），并避免选择处于最下游的单元（如pd-2和bd-6）；对于存在多个排水支路、农田和沟塘单元分布不均匀的情况，监测区则应尽量选择流量较大的支路（如bd-5），避免沟塘与汇流农田面积比偏大或偏小的支路。

表3 沟塘单元污染物去除强度和去除率指标随污染物降解系数的变化Table 3 Change of removal intensity and rate indices of individual ditch-pond segment for different pollutant degradation coefficients

2.2 沟塘排水支路水质监测结果的代表性分析

图1中，支路2和支路3都只包括一个沟塘单元（pd-1和bd-5）。表4显示了不同排水支路去除强度和去除率代表性指标以及相应的水力停留时间，去除强度比 α 与去除率比 β 对应的支路1、2、3的排水支路与系统的水里停留时间比均为 0.73、1.05、10.54。可见，支路 1和支路 3的代表性都较好，且受污染物降解性质影响很小；由一个池塘组成支路2的代表性却很差。采用支路1和支路3作为监测区，去除强度比α高于系统值；而对于去除率比的计算结果显示，支路1会低估系统值，支路3则会高估。对于代表性较好的支路1和支路3，当降解系数在0.01～0.10 m/d之间变化时，支路1的α值在1.28～1.14之间，支路3的α值在1.21～1.16之间变化，表明采用这2个支路作为监测区会导致20%左右的计算误差。对于去除率比β，支路1在0.84～0.94之间，而支路3在1.27～1.33之间，说明采用支路 1会低估系统净化能力10%左右，而采用支路3则会高估30%左右。对于代表性性较差的支路3，系统污染物降解能力计算值都有随2个代表性指标加大的趋势。在同样的降解系数变化范围，α仅为0.12～0.44，而β却高达1.28～4.67。上述结果表明，监测支路1和支路3都能较好代表整个系统的实际情况，但是支路1包括了全系统18个沟塘单元中的16个，其监测难度与全面监测没有太大的差别，因此对于研究区而言，选用支路3即支沟5（bd-5）是最佳选择。

表4 各排水支路污染物去除强度和去除率指标比随污染物降解系数的变化Table 4 Change of removal intensity and rate indices of drainage paths for different pollutant degradation coefficients

2.3 计算结果与研究区实际情况的比较与分析

上述计算结果是在研究区沟塘分布及水力条件调查以及理论分析基础上得到的。为了检验计算结果，在2016年不同的水稻生育期，作者在研究区农田排水口以及沟塘的一些定点位置进行了水质监测。表5显示了bd-1等4个监测点总氮（total nitrogen, TN）浓度的实测值与计算值，虽然 2个结果变化趋势一致，但是计算值变化更为剧烈，这可能是计算时未考虑到较大沟塘单元（支沟和池塘）中植物的影响而造成的。支沟 1内污染物浓度实测值变化要远远低于计算值，这主要是因为支沟 1内茂密的植物上减少了水体实际的有效处理空间所致。在清淤前后，由于水体中植被生长的影响，研究区某支沟在2016年8月（水稻生长旺季）和2017年5月（小麦生育后期）的水力特性是完全不同的，茂密的植物会大大降低发挥作用的有效沟塘面积，同时又会对沟塘单元的污染物降解能力造成一定的影响。由于研究区清淤工作存在一定的随机性，本文的理论分析中难以考虑其具体影响；这一不足将在后期观测资料增加的情况下进行补充和完善。

在对研究区水质的监测过程中发现，除了当地地势平坦，流量监测困难以外，实际的沟塘形态以及水力关系都受到一些不确定性因素的影响，这包括

1）灌溉退水的影响。农户节水意识薄弱，灌溉量过大，造成相当数量的灌溉水直接进入了沟塘系统；这种现象普遍存在，且水量变化随机性大，对监测结果干扰较大；

2）水力联系的干扰。沟塘与农田的水力联系遭到不定期的干扰，如植物过度生长以及清除过程都会局部改变水力联系；有时还会存在一些人为破坏因素，如短时间围堵排水沟等；

3）农田管理的差异。研究区包括几个不同农户的责任田，在灌溉、排水及施肥等生产管理措施方面存在一定差异，增加了研究区水文、水质变化的不确定性。

上述变化或影响因素增加了原本复杂的沟塘系统水文过程的随机性，使其水质变化过程难以预测。现有的计算方法，包括一些较为复杂的模型，尚难对天然沟塘系统的实际水文和污染物运移过程进行精确的描述。实际工作中，一般采用平均情况来代表。本文提出的理论分析方法可用于确定合理的监测单元，以期获得具有代表性的监测数据和研究成果。

表5 沟塘监测点总氮（TN）浓度实测值及计算值比较Table 5 Comparison of measured and computed total nitrogen concentrations of monitoring points

3 结论与讨论

本文针对南方平原河网地区排水沟塘系统的特点，以江都昭关灌区作为研究区，通过建立理论模型进行实例计算，并结合实测数据，分析了不同沟塘单元对污染物净化能力以及利用部分监测结果评价整个沟塘系统去污能力的代表性，结果表明：

1）在沟塘分布不均匀和水力关系复杂条件下，对部分排水单元的监测结果不能准确代表整个系统的水质净化效果。

2）当降解系数r=0.05 m/d，池塘、支沟和农沟的去除强度比α的平均值分别为1.90、1.11和0.64，去除率比β的平均值分别为0.29、1.10和0.94；在上述3种r取值情况下，支沟的去除强度 α比及去除率比 β介于1.02~1.13之间，整体代表性远远好于池塘和农沟，能较好地反映系统对污染物的整理降解能力。

3）r=0.01～0.10 m/d时，支路1的去除强度比α和去除率比β分别介于1.28～1.14和1.21～1.16之间，支路3则分别介于0.84～0.94和1.27～1.33之间，支路1和支路 3均能较好地表征研究区沟塘的整体污染物降解能力。考虑到监测的难度和工作量，选取支路3（支沟5）进行监测更为合理且代表性较强。

4）沟塘单元表征整体去除能力的代表性受单元的水力停留时间影响较大，去除强度比 α与水力停留时间呈负相关，而去除率比β则呈正相关关系；从α和β值趋近1的程度来看，水力停留时间较长的单元代表性更好。对于存在多个排水支路、农田和沟塘单元分布不均匀的情况，监测区则应尽量选择流量较大的支路，避免沟塘与汇流农田面积比偏大或偏小的支路。

根据本文的研究结论，研究区沟塘系统对农田面源污染去除能力的监测工作量可大大减小。本文即是在理论计算的基础上试图对监测区代表性的问题进行分析，结合一定的现场调查，为监测区的选取提供必要的参考。另外，在无法详细、定量确定水文水质过程的情况下，对系统的水力过程以及污染物降解特性进行必要的调查是做好监测工作的前提条件；本文得到的结论不仅可以为选择监测区提供依据，同样重要的是为理解监测结果可能存在的误差范围提供一定的根据，从而为正确估算类似区域沟塘湿地系统的环境功能提供参考。在不同的作物生长季，监测区的水文和气象条件会有所变化。比如对农田沟塘排水系统采取的不同管理维护措施，会改变沟塘的水力条件和植被状况，进而其污染物降解能力产生影响，造成沟塘水质监测的季节性差异。今后有必要进一步展开不同作物生长季研究区的水力条件及植被变化的测验工作，并实测降解系数，为理论计算提供更为精确的计算参数。

[1] Vollée R, Sylvie D, David B. Water residence time and pesticide removal in pilot-scale wetlands[J]. Ecological Engineering, 2015, 85: 76－84.

[2] 王晓玲，李建生，李松敏，等．生态塘对稻田降雨径流中氮磷的拦截效应研究[J]．水利学报，2017，48(3)：291－298.Wang Xiaoling, Li Jiansheng, Li Songmin, et al. Study on the interception effects of ecological pond on Nitrogen and Phosphorus in the rainfall runoff of rice field[J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2017, 48(3): 291－298. (in Chinese with English abstract)

[3] 彭世彰，高焕芝，张正良．灌区沟塘湿地对稻田排水中氮磷的原位削减效果及机理研究[J]．水利学报，2010，41(4)：406－411.Peng Shizhang, Gao Huanzhi, Zhang Zhengliang. Effect of pond wetland on N and P removal in drainage water from paddy field and its mechanism[J]. Journal of Hydraulic Engineering, 2010, 41(4): 406－411. (in Chinese with English abstract)

[4] Gregoire C, Elsaesser D, Huguenot D, et al. Mitigation of agricultural nonpoint-source pesticide pollution in artificial wetland ecosystems[J]. Environmental Chemistry Letters,2009, 7(3): 205－231.

[5] Bromilow R H, De Carvalho R F, Evans A A. Behavior of pesticides in sediment/water systems in outdoor mesocosms[J]. Journal of Environmental Science and Health,Part B-Pesticides, Food, Contaminants and Agricultural Wastes, 2006, 41(1): 1－16.

[6] Vymazal J, Březinová T. The use of constructed wetlands for removal of pesticides from agricultural runoff and drainage:A review[J]. Environment International, 2015, 75: 11－20.

[7] Kay P, Edwards A C, Foulger M. A review of the efficacy of contemporary agricultural stewardship measures for ameliorating water pollution problems of key concern to the UK water industry[J]. Agricultural Systems, 2009, 99(2/3):67－75.

[8] Moreno-Mateos D, Mander Ü, Comín F A, et al.Relationships between landscape pattern, wetland characteristics, and water quality in agricultural catchments[J]. Journal of Environmental Quality, 2008, 37(6):2170－2180.

[9] Mitsch W J, Day J W, Gilliam W, et al. Reducing nitrogen loading to the Gulf of Mexico from the Mississippi River Basin: Strategies to counter a persistent ecological problem[J].BioScience, 2001, 51(5): 373－388.

[10] Verhoeven J T A, Arheimer B, Yin C, et al. Regional and global concerns over wetlands and water quality[J].Trends Ecology and Evolution, 2006, 21(2): 96－103.

[11] Fink D F, Mitsch W J. Seasonal and storm event nutrient removal by a created wetland in an agricultural watershed[J].Ecological Engineering, 2004, 23(4/5): 313－325.

[12] Asmussen L E, White A W, Hauser E W, et al. Reduction of 2,4-D load in surface runoff down a grassed waterway[J].Journal of Environmental Quality, 1977, 6(2): 159－162.

[13] Mickelson S K, Baker J L, Ahmed S I. Vegetative filter strips for reducing atrazine and sediment runoff transport[J].Journal of Soil and Water Conservation, 2003, 58(6): 359－367.

[14] Gregoire C, Elsaesser D, Huguenot D, et al. Mitigation of agricultural nonpoint-source pesticide pollution in artificial wetland ecosystems[J]. Envi. Chem. Let., 2009, 7(3): 205－231.

[15] Mahabali S, Spanoghe P. Mitigation of two insecticides by wetlands plants: feasibility study for the treatment of agricultural runoff in Suriname (South America)[J]. Water,Air, and Soil Pollution, 2014, 225(1): 1771.

[16] Arora K, Mickelson S K, Baker J L. Effectiveness of vegetative buffer strips in reducing pesticides transport in simulated runoff[J]. Transactions of the ASAE, 2003, 46(3):635－644.

[17] 李强坤，宋常吉，胡亚伟，等．模拟排水沟渠非点源溶质氮迁移实验研究[J]．环境科学，2016，37(2)：520－526.Li Qiangkun, Song Changji, Hu Yawei, et al. Transformation of non-point source soluble nitrogen in simulated drainage ditch[J]. Environmental Science, 2016, 37(2): 520－526. (in Chinese with English abstract)

[18] 薛利红，杨林章．太湖流域稻田湿地对低污染水中氮磷的净化效果[J]．环境科学研究，2015，28(1)：117－124.Xue Lihong, Yang Linzhang. Purification of water with low concentrations of N and P in paddy wetlands in Taihu Lake region[J]. Research of Environmental Sciences, 2015, 28(1):117－124. (in Chinese with English abstract)

[19] Zhai J, Rahaman M H, Chen X, et al. New nitrogen removal pathways in a full-scale hybrid constructed wetland proposed from high-throughput sequencing and isotopic tracing results[J]. Ecological Engineering, 2016, 97: 434－443.

[20] Sønderup M J, Egemose S, Hansen A S, et al. Factors affecting retention of nutrients and organic matter in stormwater ponds[J]. Ecohydrology, 2016, 9(5): 796－806.

[21] Kröger R, Moore M T, Locke M A, et al. Evaluating the influence of wetland vegetation on chemical residence time in Mississippi Delta drainage ditches[J]. Agricultural Water Management, 2009, 96(7): 1175－1179.

[22] Campo-Bescós M A, Muñoz-Carpena R, Kiker G A, et al.Watering or buffering? Runoff and sediment pollution control from furrow irrigated fields in arid environments[J].Agriculture, Ecosystems, and Environment, 2015, 205: 90－101.

[23] Cooper R J, Hama-Aziz Z., Hiscock K M, et al. Assessing the farm-scale impacts of cover crops and non-inversion tillage regimes on nutrient losses from an arable catchment[J].Agriculture, Ecosystems and Environment, 2017, 237: 181－193.

[24] Hodaj A, Bowling L C, Frankenberger J R, et al. Impact of a two-stage ditch on channel water quality[J]. Agricultural Water Management, 2017, 192: 126－137.

[25] 罗纨，朱金成，贾忠华，等．排水沟塘分布特性及与农田水力联系对水质净化能力的影响[J]．农业工程学报，2017，33(10)：161－167.Luo Wan, Zhu Jincheng, Jia Zhonghua, et al. Effect of distribution and complicated hydraulic connections of drainage ditches and ponds on water quality improvement[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2017, 33(10), 161－167. (in Chinese with English abstract)

[26] Griffiths L N, Mitsch W J. Removal of nutrients from urban stormwater runoff by storm-pulsed and seasonally pulsed created wetlands in the subtropics. Ecological Engineering,2017, 108: 414－424.

[27] Ma L, He F, Sun J. et al. Remediation effect of pond–ditch circulation on rural wastewater in southern China[J].Ecological Engineering, 2015, 77: 363－372.

[28] Zhang Z Y, Kong L L, Zhu L, et al. Effect of drainage ditch layout on nitrogen loss by runoff from an agricultural watershed[J]. Pedosphere, 2013, 23(2): 256－264.

[29] 吴军，崔远来，赵树君，等．塘堰湿地对农田排水氮磷净化效果试验研究[J]．排灌机械工程学报，2014，32(2)：167－172.Wu Jun, Cui Yuanlai, Zhao Shujun, et al. Research on removal effects of pond wetland system on nitrogen and phosphorus in paddy field drainage[J]. Journal of Drainage and Irrigation Machinery Engineering, 2014, 32(2): 167－172. (in Chinese with English abstract)

[30] Xiong Y, Peng S, Luo Y, et al. A paddy eco-ditch and wetland system to reduce non-point source pollution from rice-based production system while maintaining water use efficiency[J]. Environmental Science and Pollution Research,2015, 22(6): 4406－4417.

[31] Liu F, Wang Y, Xiao R. et al. Influence of substrates on nutrient removal performance of organic channel barriers in drainage ditches[J]. Journal of Hydrology, 2015, 527: 380－386.

[32] 张树楠，肖润林，刘锋，等．生态沟渠对氮、磷污染物的拦截效应[J]．环境科学，2015，36(12)：4516－4522.Zhang Shunan, Xiao Runlin, Liu Feng, et al. Interception effect of vegetated drainage ditch on nitrogen and phosphorus from drainage ditches[J]. Environmental Science, 2015,36(12): 4516－4522. (in Chinese with English abstract)

[33] Vymazal J. The use of hybrid constructed wetlands for wastewater treatment with special attention to nitrogen removal: A review of a recent development[J]. Water Research, 2013, 47(14): 4795－4811.

[34] 刘方平，才硕，时红，等．鄱阳湖流域防治面源污染的稻田湿地面积比分析[J]．灌溉排水学报，2015，34(10)：69－72.Liu Fangping, Cai Shuo, Shi Hong, et al. Analysis of Poyang Lake basin paddy wetland area ratio for the prevention and control of non-point source pollution[J]. Journal of Irrigation and Drainage, 2015, 34(10): 69－72. (in Chinese with English abstract)

[35] 潘乐，茆智，董斌，等．塘堰湿地减少农田面源污染的试验研究[J]．农业工程学报，2012，28(4)：130－135.Pan Le, Mao Zhi, Dong Bin, et al. Experimental research on reduction of agricultural non-point source pollution using pond wetland[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2012,28(4): 130－135. (in Chinese with English abstract)