基于VFSMOD模型的不同情景下河流生态缓冲带的截留效果模拟

郝润昕; 薛李铭; 刘瑞霞; 孙菲; 李晓洁; 袁鹏; 周岩梅

doi:10.12030/j.cjee.202010043

基于VFSMOD模型的不同情景下河流生态缓冲带的截留效果模拟

1.
中国环境科学研究院，流域水环境污染综合治理研究中心，北京 100012
2.
北京交通大学土木建筑工程学院，北京 100044
3.
嘉兴市嘉善生态环境监测站，嘉兴 314100

作者简介: 郝润昕(1993—)，男，硕士研究生，haorunxin002@163.com

通讯作者: 袁鹏(1979—)，女，博士，研究员，yuanpeng@craes.org.cn;

基金项目:
生态环境部业务专项(22110302005)
中图分类号: X522

VFSMOD model-based simulation of interception by ecological buffer zone under different scenarios

1.
Basin Research Center for Water Pollution Control , Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
2.
School of Civil Engineering, Beijing Jiaotong University, Beijing 100044, China
3.
Jiashan Ecological and Environmental Monitoring Station of Jiaxing, Jiaxing 314100, China

Corresponding author: YUAN Peng, yuanpeng@craes.org.cn ;

摘要: 采用植被缓冲带模型(VFSMOD)对不同情景下河流生态缓冲带(简称“缓冲带”)的截留效果进行了模拟，考察了土壤可蚀性、土壤质地、坡度、径流源区长度、缓冲带宽度等对缓冲带拦截效果的影响。结果表明：随着土壤可蚀性因子(K因子)变大，土壤可蚀性增强，缓冲带泥沙输入量变大；坡度变大，拦截效率下降，在坡度分别为1%、3.5%、9%和30%的条件下，达到60%的径流截留效率(RIR)，缓冲带的宽度分别需要43.9，50.6，52.9和68.8 m；当RIR达到60%，砂质黏壤土、粉质黏壤土、壤土和黏土所需缓冲带的宽度为109.2、114.6、50.6、128.7 m；径流源区长度越长，缓冲带拦截效率越低。上述模拟结果可为缓冲带的设计提供参考。
- 面源污染 /
- 河流生态缓冲带 /
- VFSMOD模型 /
- 截留效率
Abstract: Non-point source pollution has become an important water pollution source all over the world because of its complex process and wide range of influence. As one of the best management measures (BMPs) for non-point source pollution, ecological buffer zone (EBZ) has become a widely acknowledged solution. In this paper, the VFSMOD model was used to evaluate the effect of ecological buffer zone under different scenarios. The influence of soil erodibility, soil texture, slope, length of runoff source area and width of buffer zone on the interception effect of ecological buffer zone was investigated. The results showed that the soil erodibility increased with the K factor, causing the increase of the silt input into the buffer zone. The greater the gradient, the lower the interception efficiency was. With the gradient of 1%, 3.5%, 9% and 30%, the width of EBZ was 43.9, 50.6, 52.9 and 68.8 m, respectively, for reaching RIR of 60%. At the same RIR, the width of EBZ was 109.2 m for sandy clay loam, 114.6 m for silty clay loam, 50.6 m for loam and 128.7 m for clay. The longer the length of runoff source area, the lower the interception efficiency of buffer zone was. The simulation results could provide reference for the design of ecological buffer zone.
- non-point source pollution /
- ecological buffer zone /
- vegetative filter strips(VFSMOD) modelling /
- interception efficiency

随着污水排放总量不断增加，污水处理设施的建设和升级改造已成为推动城市经济发展、改善水生态环境、居民安全健康生活的重要保障^[1]。2019年，住房和城乡建设部等三部委联合印发了《城镇污水处理提质增效三年行动方案(2019—2021年)》，污水排放标准整体提高。为紧跟国家整体要求，区域性的污水处理提质增效实施方案相继印发。针对COD、TN、NH₃-N、TP等主要污染物，越来越多的地区制定了与《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中Ⅳ类或Ⅲ类指标值相配套的排放标准^[2]。为提高污水处理的系统效能，实现主要污染物排放量持续减少，众多二级污水处理厂面临着提标改造的问题，尤其是接纳高比例工业废水的城镇污水处理厂。新的排放标准出台后，对工业废水处理工艺的升级改良提出了新的要求^[3]。

工业废水的特点主要有毒性大、可生化性较差、难降解、污水冲击负荷较高、有机污染物复杂多变等^[4-6]。因此，如何在二级生化出水后，通过升级改造来提升工业废水中难降解有机物的可生化性，实现对其高效去除，现已成为行业一直关注的重大课题^[7-8]。针对湖南省某城镇污水处理厂工业废水比例高、水质水量变化大、可生化性差的特点，通过工艺比选及可行性分析，提出以“臭氧催化氧化-生物活性炭滤池(O₃-BAC)”工艺作为难降解有机物去除技术的升级改造设计方案。O₃-BAC工艺早期在微污染水源的给水处理中已有大规模的工程应用^[9-10]，目前已逐渐将该工艺引入污废水的深度处理领域，但相关研究多集中在机理探讨及中试研究阶段^[11-12]，涉及工程设计及应用案例的研究较少。本提标改造工程的顺利实施，可为O₃-BAC工艺应用于接纳难生物降解工业废水为主的污水处理厂的提标改造提供参考。

1. 工程概况

本研究以湖南省某城镇污水处理厂为工程案例。该污水处理厂始建于2015年7月，一期工程处理规模为1.0×10⁴ m³·d⁻¹，占地约合3.2×10⁴ m²，主要处理附近的工业园区废水及所在片区生活污水。污水处理采用“水解酸化池+AAO+高效沉淀池+纤维转盘滤布滤池”工艺，原设计出水水质执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A标准。产出的污泥采用“污泥浓缩+板框压滤机脱水”工艺处理，设计出泥含水率≤80%。

该污水处理厂进水中，工业废水所占比例高达80%，生活污水仅占20%。工业园区内以纺织企业、中药制造企业、塑料制造企业居多，其中印染废水量约占废水总量的60%。目前，污水处理厂接近满负荷运行，2019年日平均污水处理量约8 000 m³·d⁻¹。由于园区内企业尚未完全进驻，污水管网还在持续建设中，预期今后污水量还将进一步增加。随着城镇污水处理提质增效行动方案的颁布实施，湖南省于2019年施行《湖南省城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》(DB 43/T 1546-2018)，主要污染物(COD、TN、NH₃-N、TP)排放限值要求提高，导致原处理工艺对难降解COD去除能力不足，出水难以满足新的排放标准，故存在升级改造的迫切需求。

2. 污水处理厂运行现状及存在的问题

2.1 原设计进、出水水质及工艺流程

污水处理厂原设计的出水排放标准执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A标准，具体进、出水水质见表1。

表 1 原设计进、出水水质

Table 1. Influent and effluent of the original design mg·L⁻¹

设计取样口	COD	BOD₅	SS	TN	NH₃-N	TP
进水口	≤400	≤180	≤200	≤30	≤20	≤5
出水口	≤50	≤10	≤10	≤15	≤5(8)	≤0.5
注：括号外数值为水温大于12 ℃时控制指标，括号内数值为水温≤12℃时的控制指标。

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污水处理厂原来采用“水解酸化+AAO”工艺(流程见图1)。对于污泥处理，将污泥浓缩后，采用板框压滤机脱水工艺进一步处理。

图 1 现状工艺流程图

Figure 1. Scheme of the current treatment process

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2.2 现有工艺运行情况

污水厂2019年全年的运行数据情况见表2。在未满负荷运行的前提下，出水COD约为37 mg·L⁻¹，TN基本小于10 mg·L⁻¹。其中，NH₃-N、TP、SS进水浓度较低，处理难度相对较低，出水水质均较好，均维持在较低水平，NH₃-N约为1 mg·L⁻¹，TP基本小于0.2 mg·L⁻¹，SS小于5 mg·L⁻¹。污水处理厂现状运行出水满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A标准。

表 2 2019年实际进、出水水质

Table 2. Actual characteristics of the influent and effluent in 2019 mg·L⁻¹

日期	COD		BOD₅		NH₃-N		TN		TP		SS
日期	进水	出水	进水	出水	进水	出水	进水	出水	进水	出水	进水	出水
2019年1月	471.89	45.58	136.85	4.35	16.84	1.18	21.15	8.19	0.68	0.13	33.90	2.61
2019年2月	273.70	37.11	76.64	4.68	16.43	1.06	22.64	8.56	0.95	0.08	43.43	3.75
2019年3月	402.19	41.92	120.66	5.52	13.91	2.58	20.90	9.29	0.87	0.27	40.84	4.16
2019年4月	519.88	45.92	141.83	5.27	11.76	2.33	20.21	9.35	0.86	0.31	37.87	2.97
2019年5月	176.96	26.35	60.17	3.86	5.79	1.19	11.12	6.78	0.62	0.16	38.90	3.68
2019年6月	210.27	34.11	67.29	3.55	3.65	0.35	7.47	7.40	0.28	0.16	37.53	3.10
2019年7月	192.91	28.03	63.66	4.13	3.26	0.28	5.92	4.97	0.56	0.14	62.42	3.52
2019年8月	184.44	32.05	55.33	4.82	3.14	0.29	5.82	5.41	0.38	0.25	63.97	3.74
2019年9月	445.49	42.11	129.26	4.56	13.05	0.20	19.58	4.46	0.36	0.09	71.93	2.15
2019年10月	469.89	44.01	132.25	3.47	13.21	0.13	20.06	3.46	0.39	0.16	89.44	4.74
2019年11月	297.29	31.82	89.19	3.68	9.45	0.59	14.17	7.60	0.30	0.09	63.86	4.53
2019年12月	384.18	40.44	111.41	3.85	15.06	0.76	21.13	7.24	0.31	0.11	76.86	3.83
平均值	335.76	37.45	98.71	4.31	10.46	0.91	15.85	6.89	0.55	0.16	67.58	3.57
实际95%概率浓度	582.47	47.28	158.16	5.89	18.12	1.93	24.67	10.36	1.03	0.35	95.24	4.55
GB 18918-2002一级A标准	≤50		≤10		≤5(8)		≤15		≤0.5		≤10
注：95%概率浓度指95%的测定结果小于等于的临界值。

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2.3 现工艺存在的主要问题

1)进水工业废水比例高，传统生化工艺在未满负荷运行时COD出水已接近标准临界，不达标风险高。

该厂受工业企业排污影响较大，水质和水量波动较大，[BOD₅]/[COD]<0.3，污水生化性差。根据表2数据，虽然进水TN、NH₃-N、TP 、SS处在较低水平，出水浓度优于一级A标准，但进水COD指标超标频率较高。2019年实际进水95%概率浓度为582.47 mg·L⁻¹，其中5个月的平均进水浓度超标(>400 mg·L⁻¹)，尤其是4月份超标较严重，平均进水浓度达519.88 mg·L⁻¹，超标近30%。工业废水中，对 COD 指标贡献较大的多为含不饱和键、难生物降解的大分子有机物，在进水COD严重且频繁超标的情形下，由于污水处理厂尚未满负荷水量运行(<1.0×10⁴ m³·d⁻¹)，HRT较长，调控空间较大，但实际95%概率出水浓度已达47.28 mg·L⁻¹，已接近一级A排放标准的临界浓度(50 mg·L⁻¹)。可见，传统生化处理工艺很难进一步处理水中有机物。随着工业园区企业的入驻，进水水量达满负荷后，难降解有机物的处理难度会随之增大，出水COD不达标风险较高。

2)新的地方标准施行后，原工艺设计对难降解有机物的去除能力已无法满足新的排放标准。2019年3月，湖南省施行《湖南省城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》(DB 43/T 1546-2018)，主要水污染物中的COD、NH₃-N排放浓度限值均较《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A排放标准有所提高(该厂位于非生态环境敏感区，执行二级排放标准)(如表3所示)。结合污水处理厂目前运行中出水95%概率浓度，NH₃-N的出水浓度可以满足提标后的要求。结合表2和表3进行分析，现在的出水COD仅能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A排放标准，虽然部分月份出水浓度<40 mg·L⁻¹，但实际出水COD的95%概率浓度为47.28 mg·L⁻¹已超出新的地方标准规定的40 mg·L⁻¹。可见，原工艺对难降解有机物的处理能力不足，无法实现100%稳定达标。

表 3 主要污染物排放值及限值对比

Table 3. Comparison of discharge limit s of the main pollutants in effluent mg·L⁻¹

项目	COD	TN	NH₃-N	TP
实际95%概率出水	47.28	10.36	1.93	0.35
GB 18918-2002一级A标准	≤50	≤15	≤5(8)	≤0.5
DB 43/T 1546-2018二级标准	≤40	≤15	≤3(5)	≤0.5
注：括号外数值为水温大于12 ℃时控制指标，括号内数值为水温≤12 ℃时的控制指标。

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综上所述，在进水难降解有机物质量浓度(以COD计)较高和出水标准要求提高的情况下，原工艺流程对难降解有机物的去除能力已无法实现出水COD指标的100%稳定达标，需要对污水处理厂原有生化工艺进行升级改造设计。因此，考虑增加合适的高级氧化工艺对难降解有机物进行深度处理，以确保出水COD指标能够满足提标要求。

3. 提标改造工艺的选择及可行性分析

本案例的污水处理厂进水中，工业废水比例较高，难降解有机物浓度高，原工艺难以处理。在进行工程设计前，需要增加针对难降解COD高效去除的高级氧化工艺，并通过现场试验分析工艺的可行性，使二级出水COD浓度进一步降低，以满足新的排放标准。

3.1 提标改造工艺的选择

目前，常用的难降解有机物高级氧化工艺主要为电化学氧化^[13]、芬顿氧化^[14]、臭氧(O₃)催化氧化工艺等^[15]。电化学氧化的缺点是反应过程较复杂、电耗较高，相关的研究大多停留在推理和小试阶段，效率难以提高^[16]；芬顿试剂仅在酸性条件下发生作用，操作难度大，其深度矿化有机物的能力有限且药剂成本高，而且产生污泥较多^[17]。相对于电化学氧化法和芬顿氧化法，臭氧催化氧化工艺设备少、适用pH宽泛、投资省、运行费用低，且不会产生大量污泥，是良好的化学氧化法^[18]。此外，经过臭氧催化氧化后有机物的性质发生了变化，可生化性增强，更易于被分解去除。

针对本项目含有高比例难降解有机物的工业废水，臭氧催化氧化可将长链有机物转化为短链有机物，但不能进一步矿化使其完全分解，必须加大投加量才能有效降低COD，这导致水处理成本增加。因此，为了节约投资和运营成本，臭氧更适宜与生化处理技术配合联用。相对于BAF、MBR等传统生化深度处理工艺，生物活性炭滤池(biological activated carbon filter，BAC)在发挥吸附功能的同时兼具生物降解的作用，且活性炭对有机物的吸附具有普遍性，将其吸附后更容易被表面附着的微生物群利用分解，污染物去除效果明显、自动化程度高、操作简单^[19]。

因此，本提标改造工程拟采用臭氧催化氧化与生物活性炭滤池(O₃-BAC)结合的高级氧化工艺。在利用臭氧提高难生物降解废水的可生化性后，再通过生物活性炭滤池，将微生物降解和活性炭物理化学吸附作用进行联合，实现生物降解和吸附废水中的残存有机物，进一步降低污水中的COD^[20]。

3.2 工艺可行性分析

为充分评估臭氧催化氧化-生物活性炭滤池组合工艺实现出水达标的可行性，优化臭氧对有机物氧化去除的投配比，取高密度沉淀池出水作为原水水样进行了中试实验分析，中试装置示意如图2所示。水样经进水泵提升进入臭氧氧化柱，臭氧氧化柱出水流入生物活性炭滤池。臭氧氧化柱和生物活性炭滤池都采用下向流，臭氧和鼓风曝气采用上向流，气水逆向(臭氧氧化柱尾气经集中收集，经破坏分解后排放)。臭氧氧化柱内填装负载催化剂的直径为2~4 mm的陶粒填料，生物活性炭滤池填装直径为6~8 mm的活性炭滤料。臭氧催化氧化和生物活性炭滤池反应HRT均约1 h，该工艺系统在生物活性炭滤池挂膜完成后进行臭氧投加量优化调试。

图 2 臭氧-生物活性炭滤池组合工艺流程

Figure 2. Schematic diagram of O₃/BAC process

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由于高密度沉淀池出水COD为35~47 mg·L⁻¹，为确定本系统的最佳臭氧投加量，设定O₃-BAC工艺系统的臭氧投加量依次为10 ~30 mg·L⁻¹，各种条件下稳定运行3 d，每天监测中试系统进出水的COD并计算去除率(结果如图3所示)，COD的平均去除率对应为9.50%~40.97%。COD的平均去除率随着臭氧投加量增加而递增，出水COD整体小于40 mg·L⁻¹。当臭氧投加量由20 mg·L⁻¹增至25 mg·L⁻¹时，出水平均COD由31.60 mg·L⁻¹降至27.35 mg·L⁻¹，平均去除率增加6.84%；但当臭氧投加量由25 mg·L⁻¹增至40 mg·L⁻¹时，出水COD仅下降2.94 mg·L⁻¹，去除率仅增加6.76%。当臭氧投加量超过25 mg·L⁻¹后，出水COD基本趋于稳定，约为27 mg·L⁻¹。此时的臭氧投加量对COD去除率的影响很小，因此，当臭氧投加过量时，无法使有机物完全矿化使后续生物降解，反而会增加运营成本，这与文献报道一致^[21-22]。

图 3 O₃-BAC工艺对COD的去除情况

Figure 3. COD removal by O₃-BAC

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本项目臭氧投加量与二级出水COD的去除量平均比值为2.0~2.5，故臭氧投加量控制在25 mg·L⁻¹以下较合理。已有多项工程实践表明，应用负载型臭氧催化工艺时，臭氧和COD反应的药剂质量比约为1~3^[23]，这与本项目获得的结论基本吻合。本项目的提标要求为：COD由GB 18918-2002一级A标准的50 mg·L⁻¹降至40 mg·L⁻¹，故需要至少去除10 mg·L⁻¹，去除率需达到20%以上。结合实验结果分析，同时考虑降低将来的实际运营成本，考虑将本项目的设计臭氧投加量最大为25 mg·L⁻¹。因此，原二级出水通过“臭氧催化氧化-生物活性炭滤池”(O₃-BAC)工艺进一步处理后可实现在较低运行成本下满足出水水质的要求。

4. 提标改造工程设计及应用

4.1 提标改造工艺流程

结合高级氧化工艺选择和可行性分析的结果，以及现有工艺情况，确定改造后深度工艺处理流程为“高密度沉淀池+臭氧催化氧化池+生物活性炭滤池+纤维转盘滤池”，具体工艺流程见图4。改造后增加的主要构筑物为臭氧催化氧化池及配套臭氧制备间、生物活性炭滤池及配套鼓风机。改造后的工艺较原工艺将进一步提升对COD和NH₃-N的去除效果，使其满足新的出水标准。

图 4 提标改造工艺流程

Figure 4. Flow chart of process after upgrading and reconstruction

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4.2 主要构筑物设计参数

臭氧催化氧化-生物活性炭滤池构筑物的工程设计结合中试分析O₃氧化的最佳投配比，以及臭氧催化氧化柱和生物活性炭滤池的运行情况，并依据《室外排水设计规范》(GB 50014-2006，2016版)和《生物滤池法污水处理工程技术规范》(HJ 2014-2012)，确定工艺参数如下。

1)臭氧催化氧化-生物活性炭滤池。为节省土地，臭氧催化氧化池和生物活性炭滤池采用合建式，新建构筑物1座，整体尺寸为36.0 m×23.0 m×7.5 m，分为2组，每组处理水量5 000 m³·d⁻¹。

臭氧催化氧化池池体为钢筋混凝土结构，每组分为2格，共计4格，每格面积36 m²(8.0 m×4.5 m)，总池高7.5 m，设计臭氧投加量为25 mg·L⁻¹，接触反应时间约为0.95 h。池内共填装432 m³陶粒催化剂，填充高度为3.0 m，催化剂下层敷设300 mm厚的鹅卵石承托层。催化剂以一种或多种过渡稀有金属(主要为镧、铈、镨、钕等稀土金属)氧化物为活性金属组分，负载于直径为3~4 mm的陶粒上，经掺杂、挤压高温焙烧等多种工艺工序精制而成，催化剂池底布设直径为150 mm的钛板臭氧曝气盘。臭氧催化氧化池顶设置2套尾气破坏器，以防止臭氧溢出。

生物活性炭滤池池体与臭氧催化氧化池合建，每组分为2格，共计4格，每格面积36 m²(8.0 m×4.5 m)，总池高7.5 m，有效水深为3.0 m，空床停留时间为0.95 h，水力负荷为2.9 m³·(m²·h)⁻¹，气水比约为4∶1。滤池冲洗采用气水联合反冲洗模式，气洗强度为15 L·(m²·s)⁻¹；气水联合冲洗时，气洗强度为15 L·(m²·s)⁻¹，水洗强度为4 L·(m²·s)⁻¹；单独水洗强度为5 L·(m²·s)⁻¹。

滤池滤料深度为3.0 m，分2层敷设，上层敷设深度2.5 m、直径6~8 mm的活性炭滤料，下层敷设深度0.5 m、直径2~4 mm 的石英砂滤料。滤料底层敷设300 mm厚鹅卵石承托层。主要设备配置为曝气鼓风机3台(2用1备)，体积流量7 m³·min⁻¹，风压为0.07 MPa；反冲洗系统设配套反冲洗水泵2台(1用1备)，流量为650 m³·h⁻¹，扬程为13 m；反洗风机2台(1用1备)，流量为32.5 m³·min⁻¹，风压为0.07 MPa。

2)臭氧发生间。新建臭氧发生间1座，采用氧气源，为池体提供臭氧，采用框架结构，整体尺寸13.5 m×13.5 m×8.0 m。臭氧发生器配备2台(1用1备)，设计臭氧投加量为12 kg·h⁻¹。发生间附属配套循环冷却水系统和液氧站1座(10.0 m×8.5 m)。液氧站配备液氧储罐(5.0 m³)2台，配套汽化器、调压阀、卸料泵等。

5. 工程投资及预期效果

臭氧催化氧化-生物活性炭滤池系统(臭氧催化氧化-生物活性炭滤池、臭氧制备间、液氧站等)工程总投资1 051.4×10⁴ 元，其中工程直接费用(含建筑工程费、设备购置费、安装费)为 821.0×10⁴ 元，工程其他费用(含设计费、咨询费、监理费、环评费、工程管理费、调试费等)为131.4×10⁴ 元，建设期利息为51.4×10⁴ 元，预备费为47.6×10⁴ 元，折合建设吨水投资1 051.4 元·m⁻³。

新增臭氧催化氧化-生物活性炭滤池系统的单位生产成本为0.67元·m⁻³(不含人工、折旧、维修等费用)，其中电费为0.39元·m⁻³，液氧费用为0.28元·m⁻³。经理论和中试分析，项目建成投运后，出水指标可以满足湖南省城镇污水处理厂主要水污染物排放标准》(DB 43/T 1546-2018)的要求，预计该污水处理厂改造后的各项出水指标的达标率为100%，相对原工艺流程和排放标准，每年可多削减COD排放量36.5 t，NH₃-N排放量7.3 t，将进一步减少污染物的排放，切实改善和提升周围生态环境。

图 1 VFSMOD模型的组成

Figure 1. Components of VFSMOD

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图 2 缓冲带泥沙输入量和K因子随土壤质地变化图

Figure 2. Ecological buffer zone sediment input and change of K factor change with soil texture

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图 3 土壤质地对缓冲带径流截留效率的影响

Figure 3. Effect of soil texture on runoff interception ratio in ecological buffer zone

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图 4 土壤质地对缓冲带颗粒物截留效率的影响

Figure 4. Effect of soil texture on sediment interception ratio of ecological buffer zone

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图 5 不同土壤质地缓冲带宽度对截留效率的影响

Figure 5. Effect of width of ecological buffer zone with different soil textures on runoff interception ratio

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图 6 不同坡度对SIR的影响

Figure 6. Effect of different slopes on sediment interception ratio

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图 7 不同坡度缓冲带宽度对拦截效率的影响

Figure 7. Effects of different slope and ecological buffer zone widths on runoff delivery ratio

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图 8 不同径流源区长度对拦截效率的影响

Figure 8. Effect of different lengths of runoff source area on interception efficiency

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表 1 通用参数的相关内容

Table 1. General parameter determination

总降雨量/mm	降雨持续时间/h	曲线号	风暴类型	径流源区长度/m	径流源区坡度	径流源区面积/hm²	土壤侵蚀K因子/((kg·N⁻¹)·(h·m⁻²))
25	1	88	II	200	1~30	10	推荐值

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表 2 地表径流参数

Table 2. Surface runoff parameters

宽度/m	长度/m	计算节点数	时间加权系数	算法选择标记	库朗数	迭代次数	输出要素标记	各段曼宁系数/(s·m^−1/3)	各段坡度/%
3~170	500	57	0.5	3	0.8	350	1	0.4	1~30
注：库朗数为调节计算的稳定性与收敛性的参数；曼宁系数为反映管渠壁面粗糙情况对水流影响的参数。

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表 3 土壤参数

Table 3. Soil parameters

土壤饱和导水率/(m·s⁻¹)	湿润峰处平均吸力/m	土壤初始含水率	土壤饱和含水率	最大表面贮水量/m
推荐值	推荐值	推荐值	推荐值	0

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表 4 缓冲带性能参数

Table 4. Ecological buffer zone parameters

过滤介质茎杆间距/cm	过滤介质修正糙率/(S·cm^−1/3)	过滤介质高度/cm	泥沙淤满过滤带后裸露表面的糙率/(S·cm^−1/3)	沉积楔坡度及表面糙度变化反馈标记
1.35	0.016	15	0.02	1

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表 5 泥沙过滤模型泥沙特性参数

Table 5. Sediment characteristic parameters of sediment filtration model

入流泥沙浓度/(g·cm⁻³)	入流泥沙颗粒分级数	入流泥沙的中值粒径/cm	沉积泥沙的孔隙率	入流泥沙粗沙百分数	泥沙密度/(g·cm⁻³)
推荐值	7	推荐值	推荐值	0.50%	推荐值

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表 6 不同土壤质地径流截留效率的拟合方程参数

Table 6. Fitting results of runoff interception efficiency of different soil texture

土壤质地	a	b	调整后R²
砂质黏壤土	110.359±6.808	7.36±3.57×10^-4	0.976 3
粉质黏壤土	117.875±8.399	0.006 35±6.82×10^-4	0.989 5
壤土	99.384±1.142	0.016 92±4.58×10^-4	0.996 5
黏土	116.378±11.335	0.005 7±7.975×10^-4	0.985 0
注：a和b为式(3)中的拟合参数。

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表 7 不同坡度径流拦截效率拟合方程

Table 7. Effect of widths of and ecological buffer zones with different slopes on runoff delivery ratio

坡度	a	b	调整后R²
1	104.475±1.082	0.197±5.826×10^-4	0.993
3.5	100.928±0	0.016 5±3.9	0.996
9	91.130±0.863	0.193±4.829×10^-4	0.995
30	77202±0.519	0.019 9±3.855×10^-4	0.997
注：a和b为式(3)中的拟合参数，式(3)为 $y = a(1-{\rm{e}}^{-bx})$ 。

坡度	a	b	调整后R²
1	104.475±1.082	0.197±5.826×10^-4	0.993
3.5	100.928±0	0.016 5±3.9	0.996
9	91.130±0.863	0.193±4.829×10^-4	0.995
30	77202±0.519	0.019 9±3.855×10^-4	0.997
注：a和b为式(3)中的拟合参数，式(3)为 $y = a(1-{\rm{e}}^{-bx})$ 。

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图( 8) 表( 7)

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1. 工程概况
2. 污水处理厂运行现状及存在的问题
2.1 原设计进、出水水质及工艺流程
2.2 现有工艺运行情况
2.3 现工艺存在的主要问题
3. 提标改造工艺的选择及可行性分析
3.1 提标改造工艺的选择
3.2 工艺可行性分析
4. 提标改造工程设计及应用
4.1 提标改造工艺流程
4.2 主要构筑物设计参数
5. 工程投资及预期效果

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农业面源污染(简称“面源污染”)具有影响范围广、作用时间长、隐蔽性强等特点。目前，全球30% ~50%的地表水体受到面源污染的威胁^[1-5]。河流生态缓冲带(简称“缓冲带”)是位于天然水体与污染区域之间，对面源污染物具有拦截、渗透、吸附、固化、降解作用的屏障区域^[6]。构建缓冲带可实现对面源污染的阻控，还具有较好的生态价值、美学价值，实现水土保持等功效。已有学者研究表明，缓冲带对于径流的拦截效率为40%~100%^[7-10]，因此，缓冲带被认为是阻控营养物和农药等面源污染的最佳管理措施之一^[11] 。20世纪80年代，美国自然资源和保护局将缓冲带作为最佳管理措施以减少面源污染带来的影响^[12]，美国农业部也提出了国家保护缓冲带的倡议^[13]。在我国，构建缓冲带逐渐称为缓解城市或面源污染的重要手段^[14]。缓冲带坡度、土壤特性、降雨强度、入流污染物的浓度和性质、入流流量、植被属性、规模、土地利用等多种因素均会对污染物的阻控效率产生影响。其中，缓冲带宽度尤为重要。通常，缓冲带宽度适宜与否直接影响其阻控效率的高低。因此，合理确定缓冲带的宽度是有效控制面源污染的关键^[15]。在缓冲带的设计过程中，不同因素对其污染物截留效率的影响是极其复杂的，数学模型是对其进行研究的重要工具。

土壤和水评价工具(soil and water assessment tool，SWAT)是常用于模拟面源污染的模型之一，因其模拟效果较好已被广泛应用^[16-17]。但SWAT在模拟缓冲带截留效果方面有一定的缺陷，即不能模拟地表径流路径，仅考虑了缓冲带宽度对截留效率的影响^[18]。植被缓冲带模型(vegetative filter strips modelling，VFSMOD)由MUNOZ-CARPENA等开发^[19]，该模型已在北美的沿海平原^[20]和北卡罗莱纳州皮埃蒙特^[21]得到了验证，作者使用当地的自然事件数据对模型进行了测试，取得了很好的模拟效果。GHARABAGHI等^[22]的研究也表明，模型预测值与入渗量、流出量和泥沙捕集效率的实测值之间存在显著的线性关系。自模型发布以来，在国外已经得到了广泛的应用和功能扩展。DOSSKEY等^[23]利用该模型探讨了缓冲带面积与水沙截留效率的关系，研究结果表明，对于阻控可溶性污染物，在更陡峭的坡度、更细的土壤质地和更高的通用土壤流失方程(USLE)中的覆盖和管理因子(C因子)条件下，需要更大的缓冲带面积。

虽然VFSMOD模型在国外较为成熟，但针对国内的立地条件，对其进行验证、应用的研究仍然很少。本研究采用VFSMOD模型，模拟不同因素对缓冲带截留效率的影响，主要从土壤质地、坡度等方面对缓冲带在特定条件下对径流和沉积物的拦截效果进行模拟，并与现有的缓冲带研究相比较，以期对基于面源污染阻控功能的缓冲带设计提供参考。

3. 结论

1)在不同的立地条件下，缓冲带对径流和污染物的阻控效率有很大差别。影响缓冲带污染物截留效率的最主要因素是坡度和土壤质地等因素，其决定了缓冲带的设计宽度。要达到相同水平的截留效率，截留溶解态污染物的缓冲带宽度要大于截留颗粒态污染物所需的缓冲带宽度。

2)缓冲带泥沙输入量与K因子相关。粉质壤土、砂质黏壤土的泥沙输入量大，需要定期对淤积在缓冲带内的泥沙进行清理，避免缓冲带内大量的泥沙堆积，影响缓冲带内径流流动的均匀性，进而降低缓冲带污染物的截留效率。坡度越大，RIR和SIR越小。不同的土壤质地对缓冲带截留效率有较大影响。实际上，由于土地利用空间限制，并不能构建很宽的缓冲带。

3)当以截留颗粒物为主要目的时，10 m宽的缓冲带截留效率为大于90%。当以截留溶解性污染物为主要目的时，将缓冲带宽度增至50~70 m，可达到40%以上的截留效率。土壤质地为壤土时，在坡度为3.5%、其他条件不变的情况下，径流源区长度上升，RIR和SIR均会下降。

参考文献 (35)

基于VFSMOD模型的不同情景下河流生态缓冲带的截留效果模拟

作者简介: 郝润昕(1993—)，男，硕士研究生，haorunxin002@163.com

通讯作者: 袁鹏(1979—)，女，博士，研究员，yuanpeng@craes.org.cn;

VFSMOD model-based simulation of interception by ecological buffer zone under different scenarios

Corresponding author: YUAN Peng, yuanpeng@craes.org.cn ;

1. 工程概况

2. 污水处理厂运行现状及存在的问题

2.1 原设计进、出水水质及工艺流程

2.2 现有工艺运行情况

2.3 现工艺存在的主要问题

3. 提标改造工艺的选择及可行性分析

3.1 提标改造工艺的选择

3.2 工艺可行性分析

4. 提标改造工程设计及应用

4.1 提标改造工艺流程

4.2 主要构筑物设计参数

5. 工程投资及预期效果

计量

出版历程

基于VFSMOD模型的不同情景下河流生态缓冲带的截留效果模拟

通讯作者: 袁鹏(1979—)，女，博士，研究员，yuanpeng@craes.org.cn;

作者简介: 郝润昕(1993—)，男，硕士研究生，haorunxin002@163.com 1. 中国环境科学研究院，流域水环境污染综合治理研究中心，北京 100012 2. 北京交通大学土木建筑工程学院，北京 100044 3. 嘉兴市嘉善生态环境监测站，嘉兴 314100

English Abstract

VFSMOD model-based simulation of interception by ecological buffer zone under different scenarios

Corresponding author: YUAN Peng, yuanpeng@craes.org.cn ;

全文HTML

1.1. VFSMOD模型的组成

1.2. 模型参数的选择

1.3. 缓冲带截留效率的计算方法

2.1. 土壤质地对土壤可蚀性的影响

2.2. 土壤质地对缓冲带截留效果的影响

2.3. 坡度对缓冲带截留效果的影响

2.4. 径流源区长度对缓冲带截留效果的影响

目录

全文HTML

1.1. VFSMOD模型的组成

1.2. 模型参数的选择

1.3. 缓冲带截留效率的计算方法

2.1. 土壤质地对土壤可蚀性的影响

2.2. 土壤质地对缓冲带截留效果的影响

2.3. 坡度对缓冲带截留效果的影响

2.4. 径流源区长度对缓冲带截留效果的影响

作者简介: 郝润昕(1993—)，男，硕士研究生，haorunxin002@163.com
1. 中国环境科学研究院，流域水环境污染综合治理研究中心，北京 100012

2. 北京交通大学土木建筑工程学院，北京 100044

3. 嘉兴市嘉善生态环境监测站，嘉兴 314100