王丹丹,馮民權(quán),孫小平,焦 夢

(1.西安理工大學西北旱區(qū)生態(tài)水利工程國家重點實驗室培育基地,陜西西安710048;2.山西省水利水電科學研究院,山西太原030002)

近年來,濕地由于低投資、低耗能和美觀等特點,廣泛應用于不同水體的水質(zhì)凈化和水環(huán)境富營養(yǎng)化防治中,取得了良好的環(huán)境經(jīng)濟效益[1-2],構(gòu)建人工濕地已成為恢復生態(tài)水質(zhì)的關鍵措施之一。各國學者對于濕地中污染物去除通常采用數(shù)學模型進行定量化研究,常用的4種模型即衰減方程模型、一級動力學模型、Monod模型以及生態(tài)動力學模型。西澳大學水環(huán)境研究中心構(gòu)建了CAEDYM模型,確立了C、N、DO等的循環(huán)過程,為污染物轉(zhuǎn)化提供了依據(jù)[3];Vymazal[4]通過生態(tài)動力學模型得到不同季節(jié)人工濕地中TN、TP等的去除率,作為人工濕地運行的參考依據(jù)。國內(nèi)學者李亞靜等[5]通過實驗與STELLA系統(tǒng)動力學的結(jié)合得到了垂直流人工濕地脫氮效果,為廢水出水濃度預測提供了依據(jù)基礎;唐美珍等[6]采用Monod動力學模型對復合垂直流人工濕地污染物的去除效果進行了模擬驗證,得到了最優(yōu)水力停留時間關系曲線;王子玨等[7]建立了生態(tài)動力學模型對濕地中氮素的遷移轉(zhuǎn)化進行模擬,確定了濕地除氮機制;付國楷等[8]通過一級反應動力學研究不同人工濕地形式對城市污水廠二級出水中的污染指標的去除率,得到其最優(yōu)負荷下的去除率及最優(yōu)人工濕地形式。

脫氮、除磷效果是目前濕地研究的重點,但大多數(shù)研究沒有全面掌握污染物去除的內(nèi)在機制和氮磷污染物在濕地中的遷移分布規(guī)律。本研究基于對人工濕地中污染物形態(tài)的細致劃分,同時考慮到濕地系統(tǒng)中的協(xié)調(diào)和拮抗作用，對每一個污染物的轉(zhuǎn)化均采用獨立的方程與相應參數(shù)進行描述,能夠更為系統(tǒng)、準確的對氮、磷輸運及其分布規(guī)律進行模擬預測。

1 理論與方法

1.1 模型控制方程

模型的控制方程由水動力和水質(zhì)兩個模塊組成:其中水動力控制方程指水平尺度遠大于垂直尺度時,水深、流速等水力參數(shù)沿垂直方向的變化很小。因此,三維流動的控制方程沿水深積分并取水深平均,得到二維質(zhì)量和動量守恒控制方程組。

質(zhì)量守恒方程為:

(1)

x方向動量方程為:

(2)

y方向動量方程為:

(3)

式中:h(x,y,t)為水深(m);d為凈水深(m);ξ(x,y,t)為自由水面水位(m);p(x,y,t)、q(x,y,t)為x、y方向的單寬流量(m3/(s·m));C(x,y)為Chezy阻力系數(shù)(m1/2/s);g為重力加速度(m/s2);f(V)為風摩擦因數(shù);Ω(x,y)為Coriolis系數(shù)Ω=3ωsinΨ,ω為地球自轉(zhuǎn)角速度,Ψ為計算點所處的緯度;x,y為空間坐標(m);t為時間(s);V為沿水深的平均流速(m/s);Vx、Vy為x、y方向的速度分量(m/s)。

水質(zhì)控制方程,基于過程描述與水動力模型集成,有獨立的參數(shù)描述方程,其中氮、磷描述方程分別由式(4)、式(5)表示。

(4)

(5)

1.2 模型配置

汾河中下游是汾河流域的關鍵及典型區(qū)域,由于流域內(nèi)生態(tài)和水環(huán)境失衡導致河流水質(zhì)污染嚴重。汾河一壩人工濕地位于汾河中游,污水來源為生活污水,濕地主要污染物為氨氮和磷,設計污水量為300 m3/d。研究區(qū)濕地面積600 m2,濕地采用磚砌墻分隔,系統(tǒng)由池內(nèi)填料(礫石、砂土、種植土)、水深植物、配水系統(tǒng)和排水系統(tǒng)組成。濕地內(nèi)種植蘆葦9株/m2,植物吸收污染物使水質(zhì)得到凈化。污水經(jīng)濕地處理后最終流入汾河(見圖1)。

圖1 濕地平面圖Fig.1 Wetland floor plan

本研究選取濕地單元為計算區(qū)域,采用非結(jié)構(gòu)網(wǎng)格流場模擬,即將模擬區(qū)域劃分為三角形網(wǎng)格進行剖分,最終共劃分網(wǎng)格1 140個,節(jié)點621個。根據(jù)地形高程數(shù)據(jù)內(nèi)插網(wǎng)格節(jié)點高程,由Crick插值法得到詳細的濕地地形圖(見圖2)。

圖2 濕地地形圖Fig.2 Wetland topographic map

輸入網(wǎng)格文件后,進行模型參數(shù)設置。計算中涉及到的主要模型參數(shù)的設置情況如下。

1)本研究濕地在經(jīng)度和緯度上跨度很小,因此主要考慮渦粘系數(shù)和糙率系數(shù)。渦粘系數(shù)可提高模型數(shù)值計算的穩(wěn)定性,其計算采用Smagorinsky公式。糙率系數(shù)通過模型率定、驗證確定,并參照一定的經(jīng)驗,水動力學模型中可根據(jù)實際情況糙率取值。本次研究的人工濕地考慮濕地基質(zhì)層對水動力的影響如下:經(jīng)分析顆粒級配對濕地的影響主要體現(xiàn)在滲透性上,而基質(zhì)滲透性、孔隙率與植物的根系生長、死亡有關[9],又植物對濕地的影響最終反映為糙率和對污染物的吸收系數(shù),故認為基質(zhì)、植物最終反映為一個值即糙率系數(shù)。

2)邊界條件:水動力中存在兩種邊界即陸地邊界與開邊界。本研究中將濕地東西面設置為陸地邊界,并將濕地入水及濕地出水設置為開邊界。

3)水質(zhì)模型參數(shù):研究區(qū)域氮磷超標嚴重,為實現(xiàn)水環(huán)境生態(tài)準確模擬,創(chuàng)建了氨氮、總磷2個狀態(tài)變量。圖3可以看出氮磷污染物在水中的生化反應,主要考慮硝化速率、植物吸收氨的速率、細菌吸收氨的速率、攝取N的半飽和濃度、植物吸收磷的速率、細菌吸收磷的速率、攝取P的半飽和濃度在模型中的影響,其余參數(shù)均取默認值。另外作用力包括溫度、鹽度、水深、當前流速,其中溫度和鹽度從外界輸入,其余的均從水動力模塊中獲取。

圖3 氮磷污染物轉(zhuǎn)化Fig.3 Conversion of nitrogen and phosphorus pollutants

1.3 模型率定及驗證

本研究采用2016年5～6月的水位、流量及濕地進出口濃度,對模型進行參數(shù)率定及驗證。為確保模型計算的穩(wěn)定性且結(jié)合一次性計算耗時,用較合理的時間步長300 s進行模擬。其中水動力模塊上邊界采用5～6月濕地進口流量過程,下邊界采用濕地出口的水位過程。選取濕地進出口為源匯項,給定對應實測流量值。2016年5月份水位的率定結(jié)果見圖4。

圖4 濕地出口水位率定成果Fig.4 Wetland outlet level calibration achievements

為確定參數(shù)的可靠性進一步選取6月份水位進行模型驗證,水位模擬結(jié)果與實測數(shù)據(jù)對比見圖5。最終得到水動力模塊渦粘系數(shù)為0.28 m2/s,糙率為0.036。由圖5可以看出,模型計算出的成果和實測成果的吻合度較高,經(jīng)計算其均方根誤差為0.082,平方相關系數(shù)為0.908,表明模型采用的參數(shù)合理可用,可以確定模型能夠為后續(xù)水質(zhì)模擬提供良好的水動力學基礎。

圖5 濕地出口水位驗證成果Fig.5 Wetland outlet level verification achievements

水質(zhì)模塊設置首先建立初始濃度分布場文件,其次輸入5～6月實測濕地入口濃度作為上邊界初始濃度,并輸入相應水質(zhì)模擬參數(shù)。利用二維水質(zhì)模型對研究區(qū)域下邊界出口濃度值進行模擬,將所得值與實際測得的濃度值進行對比,見圖6～7。

圖6 濕地出口NH3-N模擬結(jié)果和實測值對比值Fig.6 Comparison of NH3-N in wetland outlet

圖7 濕地出口TP模擬結(jié)果和實測值對比值Fig.7 Comparison of TP in wetland outlet

由圖6～7可以看出,6月份NH3-N和TP的相對濃度明顯高于5月份,表明6月份用水相對集中,污染物濃度排放相對較高,進入濕地的污染物多。對比模擬值與實測值發(fā)現(xiàn):NH3-N模擬的相對誤差范圍為4.5%～11.7%,TP模擬的相對誤差范圍為5.1%～14.1%,其相對誤差符合水質(zhì)模型精度要求,模擬效果較為理想。誤差原因可能是污染物受水流紊動影響的同時,受到各種環(huán)境因素影響較大導致。通過二維水質(zhì)模型模擬驗證,得到水質(zhì)參數(shù)取值結(jié)果見表1。

表1 水質(zhì)參數(shù)取值Tab.1 Values of water quality parameters

由率定結(jié)果可知,氨氮濃度與硝化速率、植物及細菌呼吸速率均有關,植物、細菌呼吸速率與底泥耗氧量均通過溶解氧影響氨氮濃度大小,率定過程中得出硝化作用的衰減作用>植物的呼吸作用>底泥耗氧量;總磷濃度與磷的釋放速率、植物及細菌呼吸速率、底泥耗氧量有關。分析發(fā)現(xiàn)氮、磷污染物對植物、細菌的呼吸速率及底泥耗氧量均較為敏感。

2 結(jié)果與討論

2.1 流場分布

選取濕地2016年5月的流場進行分析,具體流場分布實際情況見圖8。

圖8 濕地流場分布圖Fig.8 Wetland flow field distribution

因缺少實際流速監(jiān)測資料僅進行定性分析,由圖8可知濕地單元水流緩慢,出口流速基本維持在0.040 m/s左右。出口流速略高于入口,主要是由于取水擾動了水流使得出口流速增大。圖8中濕地四角流速明顯低于濕地入口和主流區(qū)流速,且存在一塊區(qū)域流速偏低,這是由濕地的高程不一致和水生植物存在導致,水體流速偏緩的區(qū)域,會影響污染物降解效果。

2.2 水質(zhì)模擬分析

根據(jù)濕地實際資料設定正常水位下氮磷的背景值為0,污染物流入濃度選取污染較嚴重的5月份濃度值,模擬時長為10 h,通過模擬分別得到計算時長下氮、磷的降解情況。

由圖9可以看出:NH3-N初始濃度為41.1 mg/L,進入濕地后隨水流方向向出口推移;影響帶在3 h到達出口,此時NH3-N的濃度為23.3 mg/L,降解率為43.3%; 進入濕地7 h后,污染物降解速率變緩; NH3-N進入10 h, 污染物濃度趨于穩(wěn)定, NH3-N出口的濃度為24.2 mg/L。

由圖10可以看出:TP初始濃度為3.91 mg/L,污染物進入濕地后隨水流向出口推移。TP的影響帶在3 h到達出口,此時TP的濃度為2.7 mg/L,降解率為30.9%。TP進入濕地7 h后,污染物降解速率變緩;TP進入10 h,污染物的濃度趨于穩(wěn)定,濕地出口的濃度約為2.74 mg/L。

圖9 NH3-N濃度分布圖Fig.9 NH3-N concentration distribution map

圖10 TP濃度分布圖Fig.10 TP concentration distribution map

由氮磷進入濕地后的遷移變化可知,NH3-N和TP進入濕地其主流影響帶不斷地向出口推移,濃度逐漸降低。濕地中由于濕地植物的存在,水流易形成渦流[10],導致某些區(qū)域污染物濃度呈圈狀分布。污染物進入濕地3 h時,出入口污染物濃度變化較快,7 h時污染物濃度變化逐漸趨于平緩;10 h污染物濃度變化趨于穩(wěn)定,且區(qū)域整體濃度值明顯降低。表明一定水力停留時間內(nèi),濕地對污染物的降解效果明顯,可作為水質(zhì)改善措施。由計算可知,NH3-N的降解率為43.3%,TP的降解率為30.9%。

總的來說氮磷污染物變化規(guī)律基本一致,濕地對氮的降解效果好于磷是由于濕地植物蘆葦在相同的水力停留時間內(nèi)對磷的去除能力有限所致。研究發(fā)現(xiàn)濕地植物對水中氮磷污染物的去除起到了很好的促進作用,根據(jù)水質(zhì)參數(shù)取值可知氮在人工濕地中的去除主要影響因素有植物吸收、硝化反硝化等,其中植物吸收的去除可達氮總?cè)コ康娜种蛔笥?若同時能提供充足的溶解氧,則可保障濕地系統(tǒng)脫氮途徑的順利進行。另一方面,在濕地植物生長季節(jié),人工濕地中的植物、基質(zhì)之間處于平衡狀態(tài),可使基質(zhì)與水間的交換吸附磷的能力不斷恢復,因此有植物濕地系統(tǒng)比無植物濕地系統(tǒng)的磷去除效果更高[11]。相關研究發(fā)現(xiàn)磷的去除效果與濕地系統(tǒng)中植物的收獲頻率有很大關系,在一定的收獲頻率下,植物吸收的去除可達磷總?cè)コ实?0%～30%[12]。因此合理確定濕地植物的選擇、種植及收獲頻率,更能達到濕地水質(zhì)高效凈化的目的。

3 結(jié) 論

濕地生態(tài)動力學模型研究有助于掌握濕地中污染物的遷移規(guī)律及降解情況,通過研究得到以下結(jié)論:

1) 基于現(xiàn)有濕地,模擬得到的模型精度較高,表明該模型可以模擬預測濕地中污染物的遷移降解情況,為人工濕地的數(shù)值模擬方法手段提供參考;

2) 濕地植物對氮磷污染物的去除能力不容忽視,植物根系對污染物的吸收作用成為濕地水質(zhì)凈化高效能的主要驅(qū)動，因此對濕地植物的選擇、種植及收獲頻率需確定合理;

3) 模擬結(jié)果表明氨氮和總磷在濕地的遷移降解情況基本一致,人工濕地對氨氮及總磷的降解率分別達到43.3%和30.9%。