郭彬,湯 蘭,唐莉華,何威威

(清華大學(xué)水利水電工程系,北京 100084)

隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)要求的不斷提高,各種化學(xué)肥料被大量使用,造成了以氮、磷為典型污染物的農(nóng)業(yè)面源污染,威脅到河流、湖泊等地表水體環(huán)境質(zhì)量。為了控制農(nóng)業(yè)面源污染,減少污染物的入河量,美國(guó)農(nóng)業(yè)部國(guó)家自然資源保護(hù)局(Natural Resources Conservation Service)向美國(guó)公眾推薦了一種土地利用保護(hù)方式,由此提出“緩沖帶”的概念[1]。緩沖帶又稱“保護(hù)緩沖帶”,即利用永久性植被攔截污染物或有害物質(zhì)的條狀、受保護(hù)的土地。按分布位置與緩沖作用來(lái)分,“濱岸緩沖帶”是“緩沖帶”的一種,Phillips指出它是把產(chǎn)生地表徑流及污染的區(qū)域同地表水體分隔開的植被帶[2];潘響亮和鄧偉則將其定義為與河流(有時(shí)包括濕地和湖泊)相鄰的、對(duì)污染物、沉積物和洪水具有一定緩沖功能的水陸生態(tài)系統(tǒng)交錯(cuò)帶[3]。盡管“緩沖帶”技術(shù)最初是用于美國(guó)水土保持,近幾十年來(lái)卻也為面源污染的防治做出了很大貢獻(xiàn)。濱岸緩沖帶由林、草或濕地組成,而污染物和沉積物通過(guò)徑流進(jìn)入河湖,因此“濱岸緩沖帶”一方面可以通過(guò)截留部分水土達(dá)到截留污染物的效果;另一方面,其組成中的林、草或濕地和土壤(包括它們攜帶的微生物)本身也可以起到吸收或降解污染物的作用。從“濱岸緩沖帶”概念的提出到現(xiàn)在已經(jīng)有很多學(xué)者進(jìn)行了有關(guān)研究,本文將國(guó)內(nèi)外的研究成果進(jìn)行了系統(tǒng)的梳理與總結(jié),得到如圖1所示的濱岸緩沖帶研究進(jìn)展框圖,從去污截留機(jī)理、結(jié)構(gòu)設(shè)計(jì)、功能與效果等方面敘述了各個(gè)研究方向所取得的主要成果,為今后的進(jìn)一步研究提供參考。

圖1 濱岸緩沖帶的研究進(jìn)展框圖

1 濱岸緩沖帶的機(jī)理

濱岸緩沖帶對(duì)氮、磷等農(nóng)業(yè)面源污染物的截留去除機(jī)理主要是通過(guò)合理的林草系統(tǒng)配置和設(shè)計(jì),增加水土截留量,同時(shí)利用緩沖帶中土壤吸附、植被根系吸收及微生物降解等作用,減少氮、磷等污染物進(jìn)入河流水體。

1.1 泥沙沉積

地表徑流到達(dá)緩沖帶后,相對(duì)密集的植被增大了水流阻力,致使流速減緩;緩沖帶地表粗糙多孔,植物的密集根系提高了表層土壤的透水性,兩者的共同作用加速了徑流入滲。由于徑流流速減緩、徑流量減少,攜沙能力隨之下降,徑流中的泥沙便沉積下來(lái)[4]。同時(shí),吸附在泥沙顆粒上的物質(zhì)(如顆粒磷)也隨著泥沙沉積在緩沖帶中。在Barfield等的研究中,4.57 m寬的草地緩沖帶對(duì)泥沙的截留率達(dá)90%以上[5]。

截留泥沙的效果與徑流流量、緩沖帶植被密度和種類、微地形、土壤特性等有關(guān)。徑流流量越小截留效果越好;濃密的、堅(jiān)硬的草比其它植被效果好,復(fù)合植被比單一植被效果好[6];自然狀態(tài)下的緩沖帶比整平土地后的緩沖帶效果好[7];通常土壤的下滲能力越大,緩沖帶截留泥沙的效果就越好。

1.2 土壤的吸附作用

由于離解、吸附、同晶型替換等作用,黏土顆粒的表面通常帶負(fù)電荷,而在顆粒側(cè)面斷口處常帶正電荷[8]。由于這種帶電性,土壤能夠吸附大量離子,如K+、Na+、NH+4 、NO-3 等 。

土壤吸附作用與土壤性質(zhì)密切相關(guān)。土壤中黏粒含量越多,黏粒比表面積越大,土壤的吸附性就越強(qiáng)。黏土比沙土吸附性強(qiáng),蒙脫石(比表面積800 m2/g)比高嶺石(比表面積10～20 m2/g)吸附性強(qiáng)。

1.3 植物對(duì)氮磷的吸收

植物吸收是濱岸緩沖帶截留氮、磷的主要機(jī)理之一。當(dāng)攜帶著溶解性氮的徑流經(jīng)過(guò)緩沖帶時(shí),溶解性氮隨水入滲進(jìn)入土壤,NO-3被植物根系吸收,在植物體內(nèi)轉(zhuǎn)化成有機(jī)氮。Peterjohn等[9]發(fā)現(xiàn),氮在濱岸緩沖帶的截留率為 89%,而在農(nóng)田的截留率僅為8%。植物對(duì)磷的吸收機(jī)理與氮類似,可溶性磷隨徑流入滲進(jìn)入土壤后被植物根系吸收,在植物體內(nèi)轉(zhuǎn)化為有機(jī)磷。

植物對(duì)氮、磷的吸收具有季節(jié)性特點(diǎn),這與植物的生長(zhǎng)周期有關(guān),吸收速率隨氣溫的升降而周期性變化。Syversen的研究表明,緩沖帶夏季對(duì)總磷的截留比秋季高了4.6%[7]。

1.4 微生物的降解作用

截留在緩沖帶中的污染物經(jīng)過(guò)一段時(shí)間會(huì)被微生物降解,轉(zhuǎn)化成其它物質(zhì)。其中,反硝化作用是濱岸緩沖帶氮素截留轉(zhuǎn)化的主要機(jī)理,在厭氧條件下,NO-3、NO-2在反硝化細(xì)菌的作用下,還原成N2和NO2釋放到大氣中[10]。Haycock等究表明法國(guó)一處河岸林的反硝化率為153～285 kg/(hm2?d)[11]。Mander等報(bào)道,草地緩沖帶的反硝化率為114～2 880 g/(hm2?d)[12]。反硝化作用依賴于3個(gè)條件：厭氧環(huán)境、NO-3-N水平及有效有機(jī)碳的含量[13]。濱岸緩沖帶的天然條件有利于反硝化作用進(jìn)行,它含有大量有機(jī)物,分解作用消耗氧氣從而形成厭氧環(huán)境;分解作用同時(shí)產(chǎn)生大量無(wú)機(jī)氮;濱岸緩沖帶的腐殖質(zhì)為反硝化作用提供充足的有機(jī)碳。

2 濱岸緩沖帶的結(jié)構(gòu)

濱岸緩沖帶的結(jié)構(gòu)主要是指其坡度、寬度、土壤類型及植物種類層次等,通過(guò)研究不同結(jié)構(gòu)要素對(duì)緩沖效果的影響,可設(shè)計(jì)適宜的濱岸緩沖帶。

2.1 坡 度

坡度對(duì)地表徑流流速影響很大,因而對(duì)緩沖帶效果也有較大影響。坡度越大,緩沖帶的效果就越差,所需要的緩沖帶寬度也越大[7,14-15]。黃沈發(fā)等在緩沖帶研究中設(shè)置了 1.1°,1.7°,2.3°,2.9°四個(gè)坡度 ,研究結(jié)果表明,坡度與緩沖帶泥沙截留效果顯著相關(guān),19 m長(zhǎng)的1.1°坡度緩沖帶泥沙截留率達(dá)84%,而2.9°坡度只有70%;不同坡度緩沖帶對(duì) TN(總氮)、TP(總磷)的去除能力也有較大差異[16]。

2.2 寬 度

緩沖帶越寬,對(duì)泥沙、污染物的截留效果越好,但隨著寬度增加,效果的增速減緩[7,14-17];同時(shí)增大寬度就要占用更多土地、投入更多人力物力,所以如何確定一個(gè)合適的寬度,即求取最佳寬度,一直都是緩沖帶研究的熱點(diǎn)。

關(guān)于緩沖帶最佳寬度的研究很多,但迄今為止最佳寬度的范圍還沒(méi)有一致的結(jié)論。李世鋒的研究表明7.1 m寬的草帶可以截留92%以上的泥沙,16.3 m寬的復(fù)合帶可以截留97%以上的泥沙[18]。Dorioz等認(rèn)為,緩沖帶的最優(yōu)寬度是5～12 m,實(shí)際應(yīng)用中緩沖帶寬度最好大于15 m。美國(guó)西北太平洋地區(qū)普遍使用30 m作為河岸植被帶的最小寬度[4]。

2.3 土壤結(jié)構(gòu)和質(zhì)地

土壤的結(jié)構(gòu)和質(zhì)地決定了土壤的滲透能力和吸附能力;同時(shí),土壤還是植物吸收養(yǎng)分、各種化學(xué)反應(yīng)、微生物降解作用發(fā)生的場(chǎng)所,它的性質(zhì)也影響著以上過(guò)程/反應(yīng)進(jìn)行的速率。Schwer和 Clausen研究表明,建立在沙壤土上的緩沖帶比淤泥質(zhì)黏土上的緩沖帶能截留更多的磷[19]。Magette等也認(rèn)為沙壤土的截留能力更強(qiáng)[20]。

2.4 植物種類和層次

濱岸緩沖帶研究中多使用草、灌木、喬木中的一種或幾種組合。由于草本植物生長(zhǎng)周期較短,培育相對(duì)容易,大多數(shù)研究者使用草本植物。也有學(xué)者對(duì)草本植物和木本植物的緩沖效果進(jìn)行對(duì)比,但得到的結(jié)論并不一致。有些研究認(rèn)為草和喬木的緩沖效果沒(méi)有明顯差別[14,21],另外一些研究則認(rèn)為草本植物比木本植物緩沖效果好[22-23]。Duchemin和 Hogue的研究表明,單獨(dú)種草和草/喬木混種的緩沖帶對(duì)徑流、泥沙 、總磷 、NH+4-N(氨氮)和NO-3-N(硝氮)的截留效果相近[24]。Schmitt等報(bào)道多年生草本植物對(duì)泥沙、總磷、溶解磷的截留效果最好,其它形式如草/灌木/喬木混種的效果都較差[17]。

緩沖帶的層次分為水平層次和豎直層次。水平層次指緩沖帶內(nèi)不同種類的植物在垂直徑流方向上的排布方式;豎直層次指緩沖帶內(nèi)不同植物不同高度的組合。水平層次上,美國(guó)農(nóng)業(yè)部國(guó)家資源保護(hù)局1993年出臺(tái)了名為“多植物種河岸緩沖帶(MSRBS)”的設(shè)計(jì)方案,指的是河岸到農(nóng)田之間建設(shè)一個(gè)20 m寬的過(guò)濾帶,先緊靠河岸種植4～5排樹(1.2 m×1.8 m),然后種2排灌木(0.9 m×1.8 m),最后靠近農(nóng)田種7 m寬的草地。Msrbs在Iowa州進(jìn)行了4 a示范,證明它可以有效保持水土、截留NO-3-N和其它農(nóng)田污染物[25]。豎直層次上,Syversen研究表明,喬木和苔蘚類植物混合的緩沖帶比單一草本植物構(gòu)成的緩沖帶截留更多泥沙[7]。

3 濱岸緩沖帶的功能與效果

由緩沖帶的組成部分(植物、土壤及微生物)及不同的去污截留機(jī)理可知,緩沖帶通過(guò)吸納水分使河流提高防洪能力,同時(shí)植物的根系也改善了土壤結(jié)構(gòu),使徑流的下滲能力加強(qiáng),因此緩沖帶可以降低地表徑流的流速,增大徑流入滲和地下水補(bǔ)給,使地下水能夠緩慢的流入河流,保持河流流量相對(duì)穩(wěn)定的同時(shí)明顯消減河流洪峰流量。Dorioz的試驗(yàn)結(jié)果表明,濱岸緩沖帶可以減少3%～100%的入流量,大部分實(shí)驗(yàn)結(jié)果集中在40%～100%[4]。Lee等的試驗(yàn)結(jié)果則表明,柳枝稷緩沖帶可以截留58.8%的天然徑流,柳枝稷與林木混合緩沖帶可截留80.6%的天然徑流[18,26]。Popov等得出的天然徑流截留率則是60%～74%?？偟膩?lái)說(shuō),濱岸緩沖帶對(duì)控制徑流有較明顯的效果[27]。

從表1中數(shù)據(jù)可知,濱岸緩沖帶對(duì)泥沙的截留率在60%～95%范圍內(nèi),對(duì) TN的截留率大多在31%～96%之間,對(duì)TP的截留率則大多在31%～89%,各研究成果之間產(chǎn)生差異主要是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)條件(如坡度、植被、土壤類型、緩沖帶寬度、季節(jié)氣候等)不同,試驗(yàn)參數(shù)取值也不一致。Nina Syversen在考慮了緩沖帶的寬度、流域面積、季節(jié)變換、植被種類、緩沖帶坡度和土壤類型等諸多因素后,將試驗(yàn)分為室內(nèi)模擬試驗(yàn)和室外自然試驗(yàn)兩類,并針對(duì)不同試驗(yàn)類型設(shè)計(jì)了不同的截留率計(jì)算方法,由此得出了一些具有可比性的數(shù)據(jù),最終得到不同污染物的平均截留率范圍,沉積物(泥沙)為81%～91%,TN為37%～81%,TP為60%～89%[7]。Marc Duchemin和Richard Hogue的研究則是將徑流分為地表徑流和地下徑流,經(jīng)過(guò)濱岸緩沖帶的植被后,將地表和地下的截留量疊加作為總的截留效果[24]。這種實(shí)驗(yàn)方法區(qū)分了滲入地下的污染物和緩沖帶所“吸納”的污染物,實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,沉積物(泥沙)截留率為85.2%～86.9%,NO-3-N截留率為30.4%～33.2%,TP截留率為85.3%～86.4%。國(guó)內(nèi)研究者盧寶倩通過(guò)試驗(yàn)得出泥沙截留率85%～90%,TN截留率為16%～25%,TP截留率為14%～18%;并分析總結(jié)了各種污染物截留率之間的關(guān)系,得出了TP和TN截留率均與沉積物截留率存在線性關(guān)系的結(jié)論[28]。該實(shí)驗(yàn)中N、P截留率較其它研究文獻(xiàn)中明顯偏低,究其原因：(1)研究者為了分析TN和TP截留率與沉積物截留率的關(guān)系(量化沉積作用截留的TN和TP)而刻意控制了試驗(yàn)中進(jìn)入緩沖帶的水體中固有TN和 TP含量等參數(shù);(2)所選植被的生長(zhǎng)狀況也直接影響了試驗(yàn)結(jié)果。

表1 不同規(guī)格濱岸緩沖帶對(duì)泥沙、TN、TP的截留效果

4 濱岸緩沖帶的研究方法

濱岸緩沖帶的研究方法主要分為試驗(yàn)和數(shù)值模型兩種,其中試驗(yàn)又分為現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)和室內(nèi)試驗(yàn)。同位素的使用為試驗(yàn)觀測(cè)提供了新的手段;隨著GIS和RS技術(shù)及緩沖帶數(shù)值模型的逐步應(yīng)用和完善,緩沖帶的研究范圍和領(lǐng)域得到進(jìn)一步擴(kuò)大。

緩沖帶試驗(yàn)觀測(cè)手段主要分為常規(guī)觀測(cè)和同位素示蹤。與常規(guī)觀測(cè)相比,同位素示蹤觀測(cè)技術(shù)能準(zhǔn)確地反映出某種物質(zhì)的位置或某種元素的存在形式。例如,可以通過(guò)同位素觀測(cè)技術(shù)了解磷沉積于緩沖帶中,被植物吸收,又通過(guò)收割植物移出緩沖帶的過(guò)程;NO-3-N和NH+4-N是氮素的兩種存在形式,相互之間容易轉(zhuǎn)化,利用同位素觀測(cè)技術(shù)就可以測(cè)出兩者的確切數(shù)量。Zhao等利用15N作為標(biāo)記物觀測(cè)不同植物吸收氮素的效果,表明植物吸收氮素主要發(fā)生在地表10 cm土壤層內(nèi)[29]。

與試驗(yàn)相比,緩沖帶模型的開發(fā)相對(duì)落后。目前比較成熟、國(guó)內(nèi)外應(yīng)用比較廣泛的是河岸帶生態(tài)系統(tǒng)管理模型 REMM(Riparian Ecology Management Model)。該模型輸入指定區(qū)域的緩沖帶特征、植被、土壤、氣候等數(shù)據(jù),可模擬地表徑流的水文變化情況,沉積物的轉(zhuǎn)移和累計(jì),碳、氮、磷的轉(zhuǎn)移、去除和循環(huán)情況,植被生長(zhǎng)情況等[30]。使用REMM 模型可對(duì)多種因素進(jìn)行模擬和分析,找出影響濱岸緩沖帶效果的主要因素,分析不同植被對(duì)污染物的截留效果,以及確定營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)在緩沖帶的遷移過(guò)程及 N、P飽和度[31]。REMM在效率、精確度和準(zhǔn)確性上都很好,不足之處是：它雖然考慮了橫向、垂直方向及時(shí)間變化,但濱岸緩沖帶沿河流方向的變化卻不能在模型中體現(xiàn)出來(lái);同時(shí)該模型的模擬需要大量的詳細(xì)數(shù)據(jù),這限制了它的推廣應(yīng)用。

目前利用遙感數(shù)據(jù)以及地理信息系統(tǒng)研究濱岸緩沖帶已經(jīng)成為一種成熟的技術(shù)手段。RS技術(shù)可及時(shí)準(zhǔn)確獲取研究區(qū)域的土地利用情況,而GIS強(qiáng)大的數(shù)據(jù)處理和空間分析功能將遙感數(shù)據(jù)與其他來(lái)源的數(shù)據(jù)疊加在一起從而獲得綜合信息。利用GIS和RS技術(shù),不僅能夠進(jìn)行濱岸緩沖帶結(jié)構(gòu)分析,還可以揭示濱岸緩沖帶動(dòng)態(tài)變化規(guī)律,探討其中各組分的空間演變規(guī)律。Muller和Apan等將航片、DEM 高程數(shù)據(jù)、數(shù)字土地地籍?dāng)?shù)據(jù)、河流等級(jí)數(shù)據(jù)以及河岸帶坡度數(shù)據(jù)等結(jié)合起來(lái)進(jìn)行河岸帶制圖分析工作[32-33]。美國(guó)在緩沖帶規(guī)劃設(shè)計(jì)中,GIS工具的普及程度已達(dá)到所有機(jī)構(gòu)層次,可以根據(jù)土壤、地形、污染控制等多項(xiàng)關(guān)鍵因子,依托強(qiáng)大的植物種類數(shù)據(jù)庫(kù),采用專業(yè)的設(shè)計(jì)模型進(jìn)行設(shè)計(jì)[34]。若能將REMM與GIS和RS很好的結(jié)合,便可以依靠GIS和RS強(qiáng)大的空間分析能力來(lái)彌補(bǔ)REMM的不足。

5 濱岸緩沖帶的管理

在過(guò)去很長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi),為了尋求農(nóng)業(yè)的進(jìn)一步發(fā)展,人們不斷開墾濱岸地帶。長(zhǎng)期的農(nóng)業(yè)活動(dòng)使周邊的水體受到了嚴(yán)重污染,經(jīng)濟(jì)的發(fā)展與環(huán)境問(wèn)題的矛盾日益突出,濱岸緩沖帶的建立雖然緩解了這一矛盾,但作為生態(tài)系統(tǒng)的一部分,若濱岸緩沖帶自身不能得到很好的保護(hù),它與生態(tài)系統(tǒng)其它組成部分不能和諧共存,那么它為環(huán)境服務(wù)的時(shí)間也將不會(huì)長(zhǎng)久。這就涉及到濱岸緩沖帶的管理問(wèn)題,已經(jīng)成為美國(guó)自然資源經(jīng)營(yíng)及管理中不可缺少的部分[35]。

濱岸緩沖帶管理的內(nèi)容包括：①濱岸緩沖帶寬度的確定;②濱岸緩沖帶帶中活樹和枯木的保持;③河岸生態(tài)廊道的大小;④河漫灘的保護(hù);⑤排水溝渠的尺寸確定;⑥道路系統(tǒng)的設(shè)計(jì);⑦采伐技術(shù);⑧水土流失的控制;⑨濱岸緩沖帶樹木遮蔭寬度[36]。國(guó)外有學(xué)者認(rèn)為,河岸帶管理應(yīng)保持其生態(tài)系統(tǒng)的動(dòng)力學(xué)過(guò)程,同時(shí)不增加產(chǎn)生洪水和土壤侵蝕的風(fēng)險(xiǎn)[37]?；诖丝偨Y(jié)出了一些濱岸緩沖帶管理應(yīng)遵循的原則：

(1)濱岸緩沖帶的管理應(yīng)服從于整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的管理,只有整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)了可持續(xù)的平衡才可能有濱岸緩沖帶的存在價(jià)值。

(2)濱岸緩沖帶管理的目標(biāo)應(yīng)該是實(shí)現(xiàn)功能效益的最優(yōu)化,即構(gòu)建最優(yōu)化設(shè)計(jì)的濱岸緩沖帶使得無(wú)論是截留沉積物、污染物還是控制水土流失均達(dá)到最佳效果。

(3)濱岸緩沖帶在兼顧服務(wù)于生態(tài)系統(tǒng)其它因素的同時(shí),必須保證自身的可持續(xù)性。

6 濱岸緩沖帶研究展望

從以上分析可以看出,無(wú)論是截留泥沙沉積物還是污染物,濱岸緩沖帶在水環(huán)境保護(hù)中都起到了不容忽視的作用。濱岸緩沖帶各組成因素相互配合、相互輔助從而達(dá)到最終的生態(tài)效益;截留效果依賴于緩沖帶的結(jié)構(gòu);適當(dāng)?shù)墓芾砟茏尵彌_帶持續(xù)發(fā)揮生態(tài)效益。雖然對(duì)緩沖帶的研究已經(jīng)取得了一定成果,但有些領(lǐng)域仍有待探索。目前濱岸緩沖帶的機(jī)理研究中,氮素的截留和轉(zhuǎn)化已經(jīng)比較清晰,對(duì)泥沙沉積機(jī)理也有一定的認(rèn)識(shí),但對(duì)其他物質(zhì)的截留機(jī)理研究還不多。比如,隨著我國(guó)化肥、農(nóng)藥的大量施用,磷和農(nóng)藥造成的污染逐漸凸顯出來(lái),對(duì)緩沖帶內(nèi)磷和農(nóng)藥的轉(zhuǎn)移轉(zhuǎn)化過(guò)程需要進(jìn)一步的研究。另外,對(duì)濱岸緩沖帶各種機(jī)理貢獻(xiàn)率的研究較少,針對(duì)各機(jī)理對(duì)不同污染物的貢獻(xiàn)率開展定量研究,可以為濱岸緩沖帶的設(shè)計(jì)和管理提供依據(jù)。

濱岸緩沖帶的寬度是設(shè)計(jì)中的主要參數(shù)之一,而最佳寬度的范圍至今沒(méi)有一致的結(jié)論。鑒于此,可以考慮創(chuàng)建一個(gè)“最佳寬度數(shù)據(jù)庫(kù)”,將歷次試驗(yàn)得出的最佳寬度以及相對(duì)應(yīng)的水文氣候條件、土壤類型、植被種類和分布、污染物負(fù)荷、截留效果等數(shù)據(jù)納入其中,供實(shí)際工程參考。與國(guó)外相比,國(guó)內(nèi)學(xué)者在現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)方面所做的工作較少,濱岸緩沖帶現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)將有助于豐富“最佳寬度數(shù)據(jù)庫(kù)”,為實(shí)際工程提供更多參考。

現(xiàn)有的濱岸緩沖帶研究中,大多只考慮了地表徑流,沒(méi)有把地表徑流和地下水結(jié)合起來(lái)。綜合考慮污染物在地表徑流-土壤-地下水系統(tǒng)中的運(yùn)移和轉(zhuǎn)化,將有助于了解污染物被緩沖帶截留后的去向,為地表、地下水污染綜合防治提供依據(jù)。另外,緩沖帶的長(zhǎng)期效果也有待進(jìn)一步研究,可借助數(shù)值模型的連續(xù)模擬,預(yù)測(cè)緩沖帶效果的發(fā)展變化趨勢(shì)。

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