农田退水净污湿地对污染物的净化效果及机理分析

2020-10-20王沛芳娄明月

水资源保护 2020年5期

王沛芳，娄明月，钱进，胡斌

(1.河海大学环境学院，江苏南京 210098;2.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏南京 210098)

近年来，随着国家对太湖流域工业点源污染和城镇污水排放严加管理，农业面源污染占入湖污染负荷的比例逐渐增加，流域面源污染已成为太湖水体污染的主要来源和该流域污染治理的主要矛盾[1]。我国是农业大国，水稻是我国主要农作物之一，但是随着水稻产量的增加，化肥农药的使用量大大增加[2-3]。退水在稻田生产过程中发挥着极其重要的作用，大量未经充分利用的氮、磷营养物质以及有机农药随退水流失到周边的水体中，导致河流、湖泊甚至海洋的富营养化，不仅危害了河湖生态系统，还会直接或间接地危害到人类的生存[4-6]。

稻田排水沟渠是稻田生态系统的重要组成部分，在农业灌溉、排水和泄洪方面发挥着重要作用。此外，排水沟渠是稻田非点源排放的初始聚集地，也是受纳水体(河道、湖泊)营养盐等的输出源[7-8]。马凡凡等[9]研究发现排水沟渠对氮磷具有拦截净化作用，但是随着稻田生产过程中化肥农药的大量使用，排水沟渠本身自净能力已无法对退水中氮、磷及有机农药进行有效去除，大量未经去除的氮、磷营养物质及有机农药流入河湖中，危害河湖生态系统健康[10]。Han等[11]综合分析我国水域有机氯农药的分布情况，发现太湖中有机氯农药含量经常超标。

人工净污湿地作为一种生态工程水处理技术，由于其土建施工简单，管理维护费用低，处理效果好，适合用于稻田退水的水质净化。目前，国内外在水处理过程中，人工湿地净污技术已被广泛应用[12-15]，但是国内采用净污湿地处理农业径流的研究较少。重大专项示范工程建设的农田退水净污湿地利用原有田边水塘，选取火山岩、砾石、沸石和生态透水砖作为介质，构造三级透水坝，形成多级退水湿地单元。本文通过多级退水湿地单元和透水坝进出水水质进行多次监测的数据，分析各级湿地单元和透水坝对污染物的去除效果，并对去除机理进行分析，以期为改善稻田退水净化效果提供技术支撑。

图1 示范工程位置与采样点分布Fig.1 Farmland wetland location and sampling point distribution map

1 试验方法

1.1 湿地概况

示范工程位于无锡市新吴区飞凤路古市桥河旁，湿地紧邻两块稻田。农田湿地为3级串联式表面流人工湿地，进水为旁侧两块稻田生长过程中的退水，出水流入古市桥河。农田湿地由第一级湿地、第二级湿地和第三级湿地组成，各级湿地池用半透水石笼坝连接，整个湿地系统有三级半透水石笼坝，示范工程位置及构造如图1所示。各级湿地长约50 m，宽约3 m，平均深度为0.5～0.6 m，各级湿地中种植芦竹和香蒲两种植物。前两级半透水石笼坝所用材料为课题组自主研发的生态透水砖，第三级坝所用材料为火山岩、砾石和沸石组成的混合填料。各级坝长约为3 m，宽约为1 m，深约为0.5 m，湿地植物种植密度为25株/m2，各级湿地水力停留时间均为 8 h，基底为自然土壤。

稻田退水分为人工退水和自然退水。人工退水是指水稻在分蘖末期和灌浆期田间不需要保持水层，因此稻田会进行人工排水；自然退水是指自然降雨强度大于土壤下渗速率时产生的地表径流[16-17]。两块稻田退水流入湿地后，通过第一至第三级半透水石笼坝和第一至第三级湿地池后，出水流入旁侧古市桥河。

1.2 样品采集

湿地建设前，于2019年1—5月分别对流入湿地的退水进行采样，每月1次，共5次，采样点为图1中1号点和7号点，每次采取水样2 L，采样具体时间为1月24日、2月26日、3月23日、4月20日和5月24日。湿地旁两块稻田于6月15日开始插秧，10月25日完成收割。湿地建设完成后，对水稻生长期间产生的13次退水进行采样(其中2次人工退水，11次自然退水)，湿地水质采样点共设7处，采样点分布位置如图1所示，每次采取水样2 L，采样具体时间为2019年6月19日、7月3日、7月12日、7月21日、7月31日、8月12日、8月26日、9月9日、9月19日、10月2日、10月9日、10月16日和10月23日。每次采集样品带回实验室放入冰箱 4 ℃冷藏待检测，分析退水经过各级透水坝和湿地池后的污染物变化规律。

1.3 测样指标与测量方法

1.3.1水质指标测量

测样指标为总氮(TN)、硝态氮(NO3-N)、氨氮(NH3-N)、总磷(TP)、溶解态活性磷(SRP)5种氮磷水质指标和浊度(TUB)以及二甲四氯钠(MCPA-Na)、三唑磷(Triazophos)、多菌灵(Carbendazim)3种常用农药。5种氮磷水质指标依据《水和废水监测分析方法》(第四版)进行检测。浊度采用便携式浊度仪(WGZ-1B)进行现场测量。二甲四氯纳、三唑磷和多菌灵在湿地中的质量浓度分别按照文献[18-20]的方法进行测定。采用固相萃取柱C18对污染物进行富集提取，然后用色谱纯甲醇将富集到萃取柱上的污染物洗脱，接着用氮气吹至近干，甲醇溶液定容至1 mL，过0.22 μm尼龙滤膜，用高效液相色谱-串联质谱法进行测量。

1.3.2基质材料吸附试验

示范工程正在建设时，对各级透水坝基质进行取样，分上中下3层取样，将各层采集的样品混合作为基质样品。将采集的基质样品带到实验室做吸附试验，考察基质对稻田退水中污染物的吸附作用。吸附试验方法参考文献[21-23]，取生态透水砖、火山岩、砾石和沸石4种基质各10 g放于250 mL具塞锥形瓶中，分别加入实验室配制的氮、磷及有机农药溶液，放入恒温振荡器中振荡，分别于 0.5 h、1 h、2 h、4 h、6 h、8 h、10 h、12 h、16 h、24 h、48 h时测量锥形瓶中各污染物浓度，最后根据吸附达到平衡时的浓度计算整个吸附过程各基质对不同污染物的吸附作用。

1.3.3基质表面微生物群落结构测量

2019年7月3日和8月26日采集透水坝前中后3个位置处具有生物膜的基质以及湿地两种植物根系。将采集好的样品分别置于灭菌的烧杯中，加入适量灭菌的去离子水，超声清洗15 min后，用0.22 μm的滤膜对清洗液进行过滤，将滤膜收集到灭菌的离心管中，每个离心管中生物量约为0.5 g，将装有滤膜的离心管保存在-80 ℃冰箱中。采用16 s rRNA高通量测序，考察各级透水坝基质功能微生物相对丰度的差异性。高通量测序及测序前预处理方法按照文献[24]进行。

1.3.4湿地植物对污染物吸收量测量

2019年6月19日与10月16日在每级湿地内挑选0.25 m2的取样区域，剪取湿地地面10 cm以上的植物部分，将每级湿地的同一种植物混匀作为植物样品，带回实验室分别测茎、叶、花中氮磷和3种有机农药含量。采集的植物样品中氮、磷含量采用H2SO4-H2O2消解法测定[25]，先用浓硫酸和过氧化氢对磨碎的植物进行消解，接着采用纳氏试剂分光光度法、钼锑抗比色法测量消解液中氮磷浓度，通过计算得到植物对污染物的吸收量。有机农药含量按照文献[26]中的方法进行测定，将植物冷冻干燥后倒入具塞锥形瓶中，加入乙腈进行超声提取，取出上清液，萃取过程重复操作3次，合并萃取液后用氮气吹至近干，甲醇溶液定容至1 mL，过0.22 μm尼龙滤膜，采用高效液相色谱-串联质谱法进行测量。

1.4 数据分析方法

试验数据录入和3次平行试验数据的平均值和标准偏差计算通过软件Excel 2016进行，单因素方差分析通过软件SPSS22.0进行，所有统计结果在P<0.05时认为差异显著，绘图使用软件Origin 2018进行。

1.4.1水质指标

退水中污染物的去除率公式为

(1)

式中：η为污染物去除率，%；ρin为进水中污染物质量浓度，mg/L；ρout为出水中污染物质量浓度，mg/L。

1.4.2基质材料吸附试验

填料基质吸附污染物试验中污染物的去除率公式为

(2)

式中：ρt为t时刻污染物质量浓度，mg/L；ρ0为污染物初始质量浓度，mg/L。

1.4.3基质表面微生物群落结构

关于16 s rRNA高通量测序数据预处理的详细信息参考文献[27-28]，可简单地概述为对原始测序读段进行了修剪以去除低质量的读段(TRIMMOMATIC，版本0.33)。使用MOTHUR(1.35.1版)将正向和反向读段分配给相应的样本，并通过FLASH(1.2.11版)进行匹配。丢弃包含“N”或短于200 bp的匹配读段，并且还使用USEARCH(版本8.0.1517)中的UCHIME算法删除了嵌合体。在过滤的读取中，使用USEARCH中的UPARSE算法，将具有97%相似性的读取聚集到操作分类单位(OTU)中。通过使用核糖体数据库项目分类器将选定的代表性序列与GREENGENES(版本13.5)数据库进行比对，可获得分类学结果。

1.4.4湿地植物对污染物吸收量

整个试验阶段植物对污染物吸收量按照文献[25]中的公式进行计算，植物体内全氮、全磷含量计算公式为

(3)

式中：D为植物体内总氮、总磷的质量比，%；ρs为从标准曲线上查得氮磷的质量浓度，mg/L；V为显色液体积，mL；M为分取倍数；W烘干样品质量，g。

退水过程中进入湿地污染物总量和流出湿地污染物总量计算公式为

(4)

式中：P为进出湿地的污染物总量，g/m2；Q为进出水流量，L/h；T水力停留时间，h；ρ为进出水中污染物质量浓度，mg/L；S为湿地面积，m2。

(a) TN

(b) TP

(c) NH3-N图2 退水中氮磷污染物质量浓度及湿地系统对其去除率Fig.2 The concentration of N and P pollutants in the backwater and the removal efficiency of farmland wetland system

(a) 二甲四氯纳

(b) 三唑磷

c) 多菌灵图3 退水中有机农药质量浓度及湿地系统对其去除率Fig.3 Concentration of organic pesticide in the backwater and its removal rate by the farmland wetland system

2 试验结果与分析

2.1 湿地系统对污染物的去除效果

2.1.1湿地系统对氮磷的去除效果

进入湿地系统TN、TP、NH3-N的初始质量浓度及湿地系统对TN、TP、NH3-N的去除率如图2所示。湿地建设前，湿地旁两块农田未进行水稻种植，稻田退水中TN、TP和NH3-N的初始质量浓度分别在2.95～3.87 mg/L、0.79～1.06 mg/L和0.89～1.58 mg/L范围内波动；湿地建设后，湿地旁两块农田开始进行水稻种植，稻田退水中TN、TP和NH3-N初始质量浓度分别在4.93～8.94 mg/L、1.08～2.07 mg/L和0.85～3.73 mg/L范围内波动。在湿地建设前，TN、TP和NH3-N的去除率分别为(10.58±1.85)%、(11.15±1.99)%和(13.91±1.17)%；湿地建设后，去除率分别为(58.01±12.35)%、(69.15±12.67)%和(62.22±14.29)%。湿地建设后，进入湿地系统内氮磷污染物初始浓度受水稻退水的影响而显著提高，湿地可以有效去除稻田退水中氮磷污染物。

2.1.2湿地系统对有机农药的去除效果

本研究选择了3种典型农药二甲四氯纳、三唑磷和多菌灵。3种农药进入湿地系统初始质量始浓度及湿地系统对其去除率如图3所示。湿地建设前，稻田退水中二甲四氯纳、三唑磷和多菌灵初始质量浓度分别在61.9～86.9 μg/L、14.8～39.6 μg/L和14.4～26.8 μg/L范围内波动；湿地建设后，稻田退水中二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵初始质量浓度分别在96.8～283.4 μg/L、9.2～132.7 μg/L和 3.7～98.4 μg/L范围内波动。二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率在湿地建设前，分别为(-1.35±3.48)%、(0.07±5.68)%和(-3.10±6.67)%；湿地建设后，去除率分别为(47.68±9.29)%、(37.19±15.27)%和(28.44±18.21)%。湿地建设后，进入湿地系统中每种农药初始浓度受水稻退水的影响而有较大波动。湿地系统对3种农药去除效果在湿地建设前较差，而在湿地建设后不稳定。

2.2 污染物逐级截留净化

2.2.1污染物沿各级湿地池去除规律

为探究农田湿地系统中各级湿地池对氮磷去除效果，将各级湿地池对污染物去除率分别进行计算，将计算结果绘制如图4所示的箱线图并进行单因素方差分析。分析结果表明，TN在各级湿地池中去除率均值分别为4.24%、4.96%和8.16%；NH3-N在各级湿地池中去除率均值分别为4.78%、6.01%和5.49%；NO3-N在各级湿地池中去除率均值分别为2.69%、4.48%和1.79%；TP在各级湿地池中去除率均值分别为5.27%、3.62%和0.02%；SRP在各级湿地池中去除率均值分别为9.46%、9.41%和4.85%；TUB在各级湿地池中去除率均值分别为23.21%、37.78%和27.40%。各级湿地池对氮磷污染物去除效果无显著性差异，湿地池对退水中氮磷污染物具有一定去除效果，但效果一般。湿地系统中的3级湿地池对湿地系统氮的去除贡献了18.08%，对磷的去除贡献了9.31%。

(a) TN

(b) NH3-N

(d) TP

(e) SRP

(f) TUB图4 各级湿地池对退水中污染物的去除率Fig.4 Removal rate of pollutants in dewatering by wetlands pond at all levels

(a) 二甲四氯纳

(b) 三唑磷

将各级湿地池对有机农药去除率分别进行计算，将计算结果绘制如图5所示的箱线图并进行单因素方差分析。分析结果表明，二甲四氯钠在各级湿地池中去除率均值分别为3.66%、3.34%和2.35%；三唑磷在各级湿地池中去除率均值分别为4.27%、5.60%和2.25%；多菌灵在各级湿地池中去除率均值分别为2.77%、2.68%和1.17%。3种农药在各级湿地池中的去除率无显著性差异，且去除率较低。

2.2.2不同介质透水坝对污染物的净化效果

稻田退水中溶解态氮磷比例分别为68.21%和42.13%，非溶解态氮磷比例分别为31.79%和57.87%。溶解态氮中NO3-N和NH3-N比例分别为32.83%和46.19%；溶解态磷中SRP的比例为69.24%。稻田退水中氮主要以溶解态形态存在，磷主要以非溶解态形态存在。稻田退水中溶解态氮主要以NO3-N、NH3-N两种形态存在，溶解态磷主要以SRP形态存在。本研究考察了各级透水坝对不同形态氮磷去除效果，结果如图6所示。TN在各级透水坝中去除率均值分别为15.86%、20.44%和26.20%；NH3-N在各级透水坝中去除率均值分别为6.82%、33.44%和29.94%；NO3-N在各级湿地中去除率均值分别为4.78%、25.20%和24.69%；TP在各级湿地中去除率均值分别为19.31%、30.89%和41.68%；SRP在各级透水坝中去除率均值分别为7.03%、25.21%和33.86%；TUB在各级透水坝中去除率均值分别为50.04%、8.92%和7.73%。

(a) TN

(b) NH3-N

(d) TP

(e) SRP

(f) TUB图6 各级透水坝对退水中氮磷污染物的去除率Fig.6 Removal rate of N, P pollutants in dewatering by permeable dams at all levels

(a) 二甲四氯纳

(b) 三唑磷

(c)多菌灵图7 各级透水坝对退水中有机农药的去除率Fig.7 Removal rate of organic pesticides in dewatering by permeable dams at all levels

TN、TP的去除率沿透水坝逐级增加，第一级透水坝对NO3-N、NH3-N、SRP去除率较低，但对TUB去除率较高。后两级透水坝对NO3-N、NH3-N和SRP去除效果显著提高，但对TUB去除效果显著降低。由此可知，生态透水砖对退水中非溶解态氮磷去除效果较好，而由火山岩、砾石和沸石组成的混合填料基质对退水中溶解态氮磷去除效果较好。湿地系统中的3级透水坝对湿地系统氮的去除贡献了81.91%，对磷的去除贡献了90.69%。

将各级透水坝对有机农药去除率分别进行计算，将计算结果绘制成如图7所示的箱线图。二甲四氯钠在各级透水坝中去除率均值分别为5.40%、23.73%和21.49%；三唑磷在各级透水坝中去除率均值分别为4.77%、17.78%和12.82%；多菌灵在各级透水坝中去除率均值分别为5.31%、12.48%和10.86%；二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵在第一级透水坝上去除率普遍低于后两级透水坝，生态透水砖基质和混合填料基质对有机农药都有良好的去除效果。

3 湿地各组分的净化作用分析

3.1 基质对污染物的吸附能力

为了考察透水坝填料对退水中污染物的吸附性能，将适量透水坝填料带回实验室做吸附试验，结果如图8所示。当吸附达到平衡时，火山岩对NH3-N和SRP的去除率分别为58.12%和74.35%，对NO3-N去除率为6.75%；砾石对NH3-N和SRP的去除率分别为47.36%和52.35%，对NO3-N去除率为2.05%；生态砖对NH3-N和SRP的去除率分别为71.36%和86.10%，对NO3-N去除率为3.41%；石灰石对NH3-N和SRP的去除率分别为40.12%和83.45%，对NO3-N去除率为4.93%。可见，生态砖对NH3-N和SRP的吸附效果最好，但对NO3-N基本不存在吸附。对比4种填料对污染物吸附试验可以发现，透水坝所用填料对退水中NH3-N和SRP具有良好吸附作用，从而对稻田退水中氮磷去除提供一定贡献。

(a) NH3-N

(b) SRP

(a) 二甲四氯纳

(b) 三唑磷

透水坝所用填料对有机农药吸附试验结果如图9所示。当吸附达到平衡时，火山岩对二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率分别为2.57%、10.47%和6.60%；砾石对二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率分别为2.83%、3.13%和2.22%；生态砖对二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率分别为2.27%、14.40%和6.71%；石灰石对二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的去除率分别为1.57%、13.67%和3.79%。可见，生态砖、火山岩和石灰石对有机磷农药三唑磷具有吸附作用，但吸附效果较差，而砾石对三唑磷基本无吸附作用。4种填料对有机氯农药二甲四氯钠和广谱性杀菌剂多菌灵吸附作用较弱。透水坝所用填料基质对退水中有机农药具有微小的吸附作用，因此填料吸附去除有机农药的贡献十分微弱。

3.2 植物吸收对污染物的去除作用

湿地植物中芦竹和香蒲对氮磷均可以吸收，但吸收量存在差异，因此对退水中氮磷去除的贡献率也存在差异。稻田退水中TN的流入总量和流出总量分别为49.36 g/m2和11.97 g/m2；TP的流入总量和流出总量分别为16.75 g/m2和1.84 g/m2。芦竹和香蒲对退水中氮的吸收量分别为4.39 g/m2、2.18 g/m2，对氮去除的贡献率分别为11.74%、5.83%，植物对氮去除总贡献率为17.57%。芦竹和香蒲对退水中磷的吸收量分别为1.49 g/m2、0.69 g/m2，对磷去除的贡献率分别为9.99%、4.63%，植物对磷去除总贡献率为14.62%。

稻田退水中二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵的流入总量分别为1 125.50 mg/m2、262.62 mg/m2和253.11 mg/m2；流出总量分别为599.24 mg/m2、142.68 mg/m2和146.23 mg/m2。芦竹和香蒲对退水中二甲四氯钠的吸收量分别为0.80 mg/m2、0.55 mg/m2，对二甲四氯钠去除的贡献率分别为0.15%、0.11%，植物对二甲四氯钠去除总贡献率为0.26%。芦竹和香蒲对退水中三唑磷的吸收量分别为0.50 mg/m2、0.25 mg/m2，对三唑磷去除的贡献率分别为0.42%、0.21%，植物对三唑磷去除总贡献率为0.63%。芦竹和香蒲对退水中多菌灵的吸收量分别为0.34 mg/m2、0.24 mg/m2，对多菌灵去除的贡献率分别为0.32%、0.22%，植物对多菌灵去除总贡献率为0.54%。湿地中两种植物对退水中氮磷去除有一定贡献，对有机农药去除基本没有贡献。

3.3 各基质表面功能微生物群落组成

二甲四氯钠、三唑磷、多菌灵的低质量浓度范围分别为108.60～141.93 μg/L、9.20～29.70 μg/L、3.73～12.60 μg/L；高质量浓度范围分别为 248.70～283.37 μg/L、91.80～132.70 μg/L、82.70～98.40 μg/L。当湿地中农药处于不同质量浓度时，各级透水坝基质填料上附着的细菌与两种植物根系附着的细菌门水平分类结果如图10所示。在湿地农药处于低质量浓度时，湿地主要存在放线菌门细菌和变形菌门细菌，各级透水坝上放线菌门细菌和变形菌门细菌相对丰度没有显著差异。两种植物根系生物膜上变形菌门相对丰度都相对较高，芦竹根系厚壁菌门细菌和疣微菌门细菌相对丰度比香蒲根系高。当湿地农药处于高质量浓度时，各级透水坝上生物膜群落结构变化较大，生态透水砖填料和混合填料基质表面变形菌门细菌和厚壁菌门细菌相对丰度显著增加，而两种植物根系生物膜群落结构变化并不显著。高质量浓度农药条件下，各透水坝填料基质表面生物膜中变形菌门细菌相对丰度变化最为显著，后续对变形菌门中微生物科水平进行分类，进一步研究基质表面微生物群落结构的变化。

(a) 按不同基质划分

(b) 按门水平划分图10 细菌门水平相对丰度Fig.10 Relative abundance of phylum level microorganisms

当退水中农药处于不同质量浓度时，变形菌门中微生物科水平分类结果如图11所示。当农药处于低质量浓度时，基质生物膜中变形菌门微生物主要为假单胞菌科、红杆菌科、黄单胞菌科和慢生根瘤菌科微生物为主；但当农药处于高质量浓度时，红杆菌科、黄单胞菌科和慢生根瘤菌科微生物相对丰度显著减少，假单胞菌科和芽孢杆菌科微生物相对丰度显著增加。植物根系生物膜中变形菌门微生物主要以假单胞菌科微生物为主，且在农药浓度不同时，变形菌门微生物群落结构并未发生显著变化。

(a) 按不同基质划分

(b) 按科水平划分图11 变形菌门微生物科水平相对丰度Fig.11 Family level relative abundance ofproteobacteriaceae

有研究[29-31]表明，红杆菌科、黄单胞菌科、慢生根瘤菌科和假单胞菌科微生物可以主导环境中氮磷循环，因此可以促进退水中氮磷的去除。当退水中农药浓度较低时，基质上微生物主要以降解氮磷的功能微生物为主，随着农药浓度的增加，红杆菌科、黄单胞菌科和慢生根瘤菌科等降解氮磷的功能微生物相对丰度显著降低，而假单胞菌科和芽孢杆菌科微生物相对丰度反而升高，表明假单胞菌科和芽孢杆菌科微生物是能够在含有较高浓度农药环境中生存的功能微生物。由此可以了解到示范工程农田湿地中与氮磷降解有关的微生物是红杆菌科、黄单胞菌科、慢生根瘤菌科和假单胞菌科微生物，与3种农药降解有关的功能微生物是假单胞菌科和芽孢杆菌科微生物，这与国外学者相关研究一致[32-34]。

4 结论

a. 稻田退水中氮磷和有机农药在农田湿地中能够得到有效去除，TN、TP和NH3-N去除率平均值分别为60.95%、72.62%和65.97%，对3种典型农药二甲四氯钠、三唑磷和多菌灵去除率分别在20.86%～62.33%、17.86%～69.52%和1.31%～61.15%范围内。

b. 湿地中透水坝对退水中污染物去除所做出的贡献比湿地池大。第一级透水坝主要通过去除悬浮固体颗粒物来降低退水中氮磷含量，而后两级透水坝可以有效降解退水中溶解性氮磷。各级湿地池对污染物去除无显著性差异，溶解态和非溶解态氮磷在各级湿地池中都有一定去除。

c. 退水中的氮磷去除途径主要有透水坝的物理拦截过滤作用去除水中非溶解性氮磷、基质吸附作用降低水中NH3-N和SRP的质量浓度、植物对氮磷的吸收利用、透水坝和植物根系上附着生物膜对退水中氮磷的利用。退水中的有机农药难以通过基质吸附和植物吸收利用而得到有效去除，但透水坝和植物根系上附着有不同种类细菌形成的生物膜，功能微生物可以促使退水中有机农药浓度大大降低。