垂直流人工湿地水力学规律与数学模型研究.pdf

华中科技大学博士学位论文垂直流人工湿地水力学规律与数学模型研究姓名：芦秀青申请学位级别：博士专业：市政工程指导教师：沈韫芬；陶涛2010-05-31 \n华中科技大学博士学位论文不均匀使得水流出现短流，湿地上部有效空间不能充分发挥。因此在保证处理效果的前提下，提高布水均匀性，可适当提高系统的水力负荷率。在反应器流动特性模型和污染物去除一级动力学模型研究方面：采用若干串联的完全混合反应器模型对间歇进水垂直流人工湿地的停留时间分布曲线进行了拟合，揭示了间歇进水垂直流人工湿地的流动特性类似于3个串联的完全混合反应器水流特点。建立在理想推流反应器或3个串联的完全混合反应器基础上的污染物降解一级动力学模型可以模拟间歇进水VFCW系统有机物、氨氮和总氮去除效果，得出了有机物、氨氮、总氮的一级反应速率常数和背景浓度值以及一级反应速率常数温度修正系数。在二维动态水力学模拟方面：采用地下水模拟软件HYDROUS-2D对间歇进水垂直流人工湿地不同工况下出水流量、出水累计流量和停留时间分布进行了模拟，提出了适用于模拟石英砂为填充基质的垂直流人工湿地系统的水力学参数值，为垂直流人工湿地的水力学模型深入研究提供了基础的经验数据，为人工湿地对污染物去除机理模型提供了水力学模拟平台。在污染物降解机理模型研究方面：以二维动态水力学模型为基础，借鉴活性污泥模型、两步硝化模型提出了能够描述垂直流人工湿地多组分污染物迁移转化的简单机理模型。通过与实际监测数据的对比，验证了该机理模型对实验系统有机物、氮污染物、无机磷去除效果模拟的有效性和各组分在湿地系统内动态规律变化。通过以上研究，加强了间歇进水垂直流人工湿地内部水流规律的认识，提供了垂直流人工湿地系统优化设计和优化运行的理论、技术支持以及实践经验，加深了人工湿地内部过程和机理的理解和洞察，促进人工湿地数学模型的发展，为人工湿地进一步的研究提供新的思路和方法，为人们解决与其相关的其它课题提供经验和依据，从而推动这一高效、低耗、生态技术的广泛应用。关键词：垂直流人工湿地间歇进水水力学停留时间分布数学模型污染物机理II \n华中科技大学博士学位论文AbstractConstructedwetlands(CWs)forwastewatertreatmentwiththeadvantagesofsimplenessofequipment,lowcostofconstruction,operationandmaintancehavebeenthrivedat1970’s.Especiallyverticalsubsurfaceflowconstructedwetlands(VFCWs)withintermittentfeedingareincreasinglyusedduringthelastseveralyearsduetotheirgoodefficiencyregardingtheremovalofnitrogen.However,thereisalackofunderstandingindetailaboutthetransformationandeliminationprocessesofpollutantsinCWs.Mostoftheirdesignandoperationarestillbasedon‘rulesofthumb’,leadtoaquitedifferentremovaleffectorunsuccesfuluseandresultindiscouragingthedevelopmentandapplicationofCWs.AimstoVFCWwithintermittentfeeding,somestudieswereconducteded.Firstly,toinvestigatethehydraulicbehaviorsonuseofmodifiedresidencetimedistribution(RTD)theoryandhydraulicefficiencyandtodiscussthepotentialeffectshydraulicconditionhasonpolltantsremoval.Secondly,todeterminetheflowpatternandtheregularityofwetlandpollutantreductionbyreproducingtheexperimentalRTDandfirst-orderremovalkineticsmodelsutilizingreactiontheoryandtopresentfirstorderremovalrateconstants.Thirdly,tosimulatedynamichydraulicbehaviorsofpilot-scaleVFCWemployedthetwo-dimensionalhydraulicsimulationprogramHYDROUS-2D.Fourthly,todevelopasimplifiedbiologicalmodelbasedonHYDROUS-2Dandactivatedsludgemodels(ASMs)andtobecalibratedwithapilot-scaleverticalflowconstructedwetland.InthecaseofstudyonhydraulicbehaviourandtheeffectsofhydraulicconditionsoncontaminantremovalefficiencyofVFCWswithintermittentfeeding,theinfluencesofplantsandfeedingstrategiesonhydraulicbehaviorsofVFCWarediscussedandtheimpactsonpolltantsremovalefficiencywithallsortsofhydraulicoperationsincludinghydraulicloading,residencetime,flowrate,feedingintervalandwaterdistributionareexplored.ResultsindicatethatplantshavelessinfluenceoneffluentrateandRTD,butissomewhathelpfultoimprovehydraulicefficiency.Higherflowrateunderthesamedailyhydraulicloadingandfeedingintervalorlessfeedingintervalbutthesamedailyhydraulicloadingandtheflowratecanincreaseeffectivevolumeratio,improvehydraulicIII \n华中科技大学博士学位论文performanceandadvancewetlandremovalefficiencyofchemicaloxygendemand(CODcr),annonium-nitrogen(NH4-N),totalnitrogen(TN).Hydraulicefficiencycomparedbetweencontinuousandintermittentfeedinghasnodistinctivelydifferencewhenthesameflowratewasemployed.Otherwiseintermittentfeedingcanobtainhigherflowrateunderthesamehydraulicloadingtoimprovehydraulicperfermaceorcanobtainlowerdailyhydraulicloadingunderthesameflowratecomparedwithcontinuousfeedingtoguaranteeenoughresidencetimewhichincreasespollutansremoval.UniformlywaterdistributioncanpromotetheupperareasofVFCWareuntilizedtoincreasehydraulicloadingincaseofthepollutantsremovalperformance.Inthecaseofthestudyonflowpatternandfirst-orderremovalkineticsmodels,thetanksinseries(TIS)model,TISwithdelaymodelandshifftedlognormaldistributionmodelwereemployedtoreproducingtheexperimentalRTD.AllprovedcapableoffittingtheRTDcurvesandtheflowpatternofVFCWcanbepresumedasflowcharacteriesofthreecontinuousstiredtankreactors(CSTR).Furthermore,first-orderremovalkineticsmodelswereconductedtosimulatethereductionofCODcr,NH4-N,TNandthefirstorderremovalrateconstants,backgroundconcentrationsandtemperaturecorrectioncoefficientofVFCWwithintermittentfeedingareallpresented.Inthecaseofthestudyonthetwo-dimensionaldynamichydraulicsimulation,effluentrate,cumulativedeffluentandtracerexperimentsofVFCWwithintermittentfeedingaresimulatedusingsimulationprogramHYDROUS-2Dforflowandtransportinsaturatedandunsaturatedzones.HydraulicparametersandsoilparametersofVFCWwiththemainsubstrateconsistsofquartzsandarecalibrated.Thesimulatedresultsshowagoodmatchwithmeasureddata.Moreover,thevaluableexperiencewiththein-depthstudyonhydraulicnumericalmodelofCWsaregainedandtheplatformtoproposeabiologicalmodelofVFCWisprovided.InthecaseofthestudyonmechanisticmodelofVFCW,asimplebiologicalmodellearnedfromCW2Dmodel,ASMsandatwo-stepnitrification(ASM3_2N)modelfortheprocessnitrificationanddenitrificationonbothnitriteandnitrateisproposedbasedonthetwo-dimensionaldynamichydraulicmodel,whichcandescribethemulti-componentreactivetransport.Bycomparingwiththemeasureddata,themodelisavailabletosimulatetheeffectofCOD,NH4-NandTPremovalanddynamicchangesofdissolvedIV \n华中科技大学博士学位论文oxygen(DO),heterotrophicorganisms,autotrophicorganisms(nitrosomonasandnitrobacter),ornaniccarboncompounds,NH4-N,nitrite-N(NO2-N),nitrate-N(NO3-N),inorganicphosphorus(IP)inVFCW.AllthestudiesaboveenhanceknowledgeofhydraulicbehaviorsofVFCWwithintermittentfeedingtoofferasupportoftheoriesandtechnologiesandpracticalexperiencesonoptimaldesignandoptimaloperationofVFCW,toincreaseunderstandingandinsightofprocessandmechanismsinCW,andtoprompotethedevelopmentofmathematicalmodelsofCWwhichadvancethewidespreaduseoftheecologicaltenology.Keywords:VerticalsubsurfaceflowconstructedwetlandsIntermittentfeedingMathematicalmodelHydraulicPollutantResidencetimedistributionMechanismV \n独创性声明本人声明所呈交的学位论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。尽我所知，除文中已经标明引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的研究成果。对本文的研究做出贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本人完全意识到本声明的法律结果由本人承担。学位论文作者签名：日期：年月日学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借阅。本人授权华中科技大学可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇编本学位论文。保密□，在年解密后适用本授权书。本论文属于不保密□。（请在以上方框内打“√”）学位论文作者签名：指导教师签名：日期：年月日日期：年月日 \n华中科技大学博士学位论文1绪论当今世界面临着人口、资源与环境三大问题，其中水资源是各种资源中不可替代的一种重要资源。优质、安全的水资源关系到人民群众的生产生活，也关系到社会稳定和经济社会的可持续发展。我国是一个水资源紧缺的国家，全国水资源总量为27434亿m3[1]，人均水资源占有量不足2200立方米，仅为世界平均水平的1/4。随着社会经济发展和城市化进程的快速推进，大量未经妥善处理的污水直接排放到各种水体，造成水环境恶化，更加剧了我国水资源的匮乏。据统计[2]，2008年，我国废水排放总量为572亿吨，其中工业废水排放量为241.9亿吨，生活污水排放量为330.1亿吨，化学需氧量排放量为1320.7万吨，氨氮排放量为127万吨。据调查[2]，在全国七大水系和内陆河流水质评价的200条河流中，Ⅳ～Ⅴ类和劣Ⅴ类水质的断面比例达到24.2%和20.8%。1/3以上的河段受到不同程度的污染，90%以上的城市水域严重污染，近50%的重点城镇水源不符合饮用水源标准。接近60%的城市缺水，严重缺水城市多达110多座，13个城市缺水特别严重，200多个城市地下水位持续下降。此外，水体还不断遭受重金属、病原细菌、病毒、遗传毒物、外源生物活性物质等有毒有害物质的污染，严重危害人类健康。全国每年因水污染造成的直接国民经济损失高达2千多亿元，占我国GDP的1.5％-3％。因此，保护水资源，构建安全的水环境已成为我国经济可持续发展的必要前提。随着人们对环境问题的认识和重视，环境科学研究也在迅速发展，各种水污染治理方法层出不穷。其中生态处理技术——人工湿地技术由于其投资少、能耗和运行费用低、运行维护简单、适用范围广、同时可使污水处理与环境生态建设相结合，创建城市生态景观等优点特别适合我国国情。人工湿地是在天然湿地的基础上发展起来的水处理生态工程技术，通常污水被有控制地投配到专门设计的由土壤或砂石等基质和选择性栽种芦苇等水生植物组成的湿地中，污水在沿一定方向流动过程中，受到基质、微生物及动植物群落的物理、化学及生物的共同作用得以净化。它被广泛的用于处理生活污水、工业废水、农业废水、雨水。国际上尤其欧美发达国家应用人工湿地生态工程技术进行水处理发展1 \n华中科技大学博士学位论文较快，据统计[3]当前世界各地已有超过50000座人工湿地系统在处理污水方面发挥着重要作用。我国采用人工湿地处理污水的研究和应用起步较晚，但近些年来发展较为迅速。先后在北京昌平、深圳白泥坑、云南九溪等地建立了人工湿地污水处理系统，对该技术进行了探索和尝试，取得了较好的效果。尽管人工湿地在世界各地已有50多年的应用，但是直到最近大多人工湿地的设计与运行依然建立在经验的基础上。人工湿地中相关的生物学、水力学、化学过程等还未得到全面、细致的了解和掌握，“黑箱”现象依然存在，使得不同人工湿地处理效果差别很大。提高人工湿地处理效果，加强人工湿地内部水流规律的认识，强化水流条件的控制同时建立合适的水流模型和污染物降解模型是人工湿地系统研究不可或缺的课题。早在上个世纪90年代初，许多学者[4,5]布，也有学者[6,7]在该法仍被广泛采用[8-10]通过示踪剂试验调查湿地水力停留时间分通过示踪剂试验进一步研究揭示湿地内部的水流流态，而且直到现。通常示踪剂试验对于研究现状已建湿地系统水流规律是行之有效的，但不具有预测的目的，因此借助水流模型产生类似的停留时间分布的研究较为普遍[11]。其中很多模型是基于反应器理论建立的，如Urban[5]、Kadelic[12,13]、Andew等[14]、Florent等[15]纷纷采用推流模型（plugflowreactor,PFR）、完全混合模型（continuousstirredtankreactor,CSTR）、带扩散推流模型（plugflowwithdipersion,PFD）、一系列完全混合器串联模型（tanksinseries,TIS）、滞留时间gamma分布模型（detentiontimegammadistribution,DTGD）对湿地停留时间分布进行了模拟，校正出相应的模型参数。这些模型通常简化为一维水力学行为，由扩散、非均匀性和死区对水力学行为造成的影响统统归结为水动力弥散机制。另外，也有一些模型将死区或不活动区与主流区区别开来，如Kadelic[12]提出的较为复杂的网络模型（networkmodel），Werner等[16]提出的ZDM（thezonesofdiminishedmixing）模型，Martinez等[11]提出的一维短暂储存溶质传输模型（one-dimensionaltransportwithinflowandstorge,OTIS），Maloszewski等[17]提出的一维多通道水流弥散模型（multiflowdispersionmodel,MFD）。网络模型是将整个水流区划分为主流区和边区，主流区和边区分别为3个串联的完全混合池，边区和主流区相连并有水流和物质交换。2 \n华中科技大学博士学位论文ZDM模型的基本概念是假定人工湿地的主流区为PFR，沿主流区方向与主流区毗邻存在无穷个减少了混合作用的微区ZDMs，这些微区看作为CSTR，微区与主流区进行水流和物质交换。OTIS模型假定示踪剂在低流速区存在临时储存，即示踪剂短暂储存区。对主流区假定为PFD单元，储存区与主流区水流和溶质通过对流弥散进行传质。MFD模型假定水流存在若干（3个）具有不同水力特性的水流路径，这些不同路径的水流之间存在对流弥散。以上这些模型均针对示踪剂这类惰性物质在湿地内的迁移规律而建立，水流和示踪剂遵守物料平衡和对流弥散方程。选择合适的边界条件和假设条件，模型方程简化、闭合，不需特殊数值计算可得到定解，因此被广泛采用。在人工湿地中通常将该类模型与污染物一级降解动力学模型或Monod降解动力学相结合[13,18,19]模拟、预测污染物去除效果或用于污染物降解动力学参数的校正最终达到设计的目的。但是这类模型仅能简化描述湿地内部水力学行为和单一组分迁移规律，对于人工湿地内各类污染物相互作用引起的多组分迁移规律不完全适用。另一类人工湿地水流模型借鉴了多孔介质渗流规律和多孔介质溶质运移规律及其模型的研究成果。在渗流方程和质量守恒定律基础上的连续性方程联立建立的水流运动基本方程是一个偏微分方程，目前仍然无法获得其精确的解析解，通常采用数值计算和半解析解或近似方法获得水流运动有关的动态信息。由于计算过程复杂，许多学者已将计算方法编制成计算机软件，便于模拟计算。模型可以采用较为简化的一维模型，但随着计算机运算能力的增加，这些模拟软件也向着二维和三维方向发展。当前可用于模拟多孔介质流及溶质迁移的模拟软件较多，具有一定影响力的有美国地质调查局开发的、应用最为广泛的模拟饱和、非饱和地下水流、溶质运移和化学反应的MODEFLOW模型[20]；地下水模拟系统(GroundwaterModelingSystems,GMS)中的FEMWATER模块[21,22]和国际地下水模拟中心开发的HYDROUS-2D/3D模型[23]等。但目前用于人工湿地水流运动规律模拟的研究极其少见，仅限个别案例[24,25]。另外Walker[26]利用自行开发的有限差分模型（HYDRA3模型和TRANS模型）对雨水处理湿地水流流态和水流转输进行了模拟，建立的模型可以评估湿地长宽比对水力停留时间分布的影响。Jenkins[27]也利用TDFLOW模型考察了植物对人工湿地3 \n华中科技大学博士学位论文水力性能的影响。水力学条件和水力学性能影响湿地有效容积、水流扩散程度和对污染物的去除效果已被大量实验数据所证实。目前关于这方面的研究主要体现在两个层面。第一主要研究湿地结构形式或运行条件对湿地水力学性能的影响，如Persson[28]地形状对人工湿地水力学效率的影响。Nepf[29]和Serra等[30]分别研究了植物对水流扩散的影响。Garcia等[31,32]的水力学行为的影响，得出较大的长宽比（2:1）和较小粒径的基质有助于改善水平流人工湿地的水力学性能的结论。Holland等[33]研究了湿研究了不同湿地尺寸和不同粒径基质对水平流人工湿地研究了湿地深度和流速对水平流湿地系统停留时间分布的影响。研究结果显示流速对水平流湿地停留时间分布影响不显著，而有效水深影响停留时间分布，且增加水深，湿地系统短流和扩散加剧。此外，Suliman等人[34,35]行为的影响。Chazarenc等[12]用对水力停留时间的影响。Kjellin等[36]研究了水平流人工湿地进出口位置和基质填充配比对其水力学在湿地水流模型基础上研究了过高水力负荷、蒸发作较为全面的研究了多个设计参数对湿地水力学的影响，研究表明：湿地底部地形条件对湿地水力停留时间影响较小（约占10%)；植被的不均匀性分布对湿地水力停留时间影响较大(约占60%~80%)；另外，湿地床体的长宽比、基质粒径大小、基质的填充形式及湿地进出水位置都会影响污水在湿地中的运行，从而影响了污水在湿地中的停留时间。第二个层面的研究主要是从湿地各水力学条件与污染物去除效果之间关系的研究。如Persson等[37]研究了有效容积率和水流离散程度等水力学效能因子对人工湿地氮污染物去除效果的影响，结果表明湿地床体的长宽比、水深、流速、进出水位置、植被或地形影响湿地有效容积率和水流离散程度，其中有效容积率对污水处理效果有明显的影响，水流的分散程度对污水中氮去除效果的影响小于有效容积率的影响。Molle等[38]研究了芦苇和进水工况等水力学变化对过高水力负荷条件下运行的垂直流人工湿地水力学行为和处理效果的影响。Worman等[39]研究了湿地床体长宽比和植被的差异性对人工湿地水力学和处理效果的影响。Garcia等[40]研究了芦苇床湿地水力停留时间与微生物的活性之间的关系。我国最早研究人工湿地水力学问题是在1991年，胡康萍[41]就人工湿地设计中的4 \n华中科技大学博士学位论文水力学问题进行了研究。1997年，王久贤[42]对白泥坑人工湿地水力学计算进行了研究，提出停留时间分布是湿地处理效率差异的主要原因。2001年前后，中国科学院水生生物研究所付贵萍等[43-45]研究了复合垂直流人工湿地水力学特点，吴振斌等[46]对复合垂直流人工湿地水力学特点对污水净化效果进行了研究，詹德昊等[47]研究了堵塞对复合垂直流人工湿地水力特征的影响。2003年前后，东南大学的王世和等[48]对水力条件对人工湿地处理效果的影响开展了研究了复合垂直流人工湿地。张雨奎[49]选用潜流、垂直流构建湿地工艺，利用镇江古运河、运粮河863试验基地，进行人工湿地水力学特性方面的试验研究。郑天柱等[50]湿地和波形流人工湿地的水流特性进行了研究。利用反应器理论对水平潜流人工此外，为加强人工湿地机理的认识、预测湿地处理效果或用于人工湿地的设计目的，近些年来国内外不少学者在人工湿地数学模型研究方面作了有益的探索。除前文叙述的人工湿地的反应器水流模型和建立在此基础上的污染物一级降解动力学模型、Monod降解模型外，还对湿地中有机物、氮、磷、重金属以及病原体等污染物的去除效果或去除动力学建立了各种不同复杂程度的数学模型。如Birkinshaw等[51]建立的SHETERAN流域模型中包括碳循环模型和氮循环模型可以用于模拟湿地内部氮的去除。Kadlec等[52]Lantzke等[53]基于磷循环而建立的表面流人工湿地的磷去除模型。根据正磷酸盐转化的途径建立的垂直流人工湿地磷酸盐去除模型。Wood等[54]针对重金属的沉淀与微生物利用建立的表面流人工湿地重金属去除模型。Sim等[55]建立的非饱和多孔介质去除病毒的一维模型。Khatiwada等[56]针对表面流湿地建立了粪大肠杆菌去除动力学模型。此外，Wynn等[57]提出了针对水平流人工湿地，包括碳循环、氮循环、水平衡、氧平衡和异养微生物及自养微生物代谢六个模块的箱式动力学模型。Langergraber[58]开发了基于将污染物多组分划分，涉及不同组分传质、降解的多个反应过程的CW2D模块。Brovelli等[25]针对水平流人工湿地开发了PHWAT模型，模型包括水流模块（基于MODFLOW）、迁移模块（基于MT3DM）和生物地球化学模块（基于PHREEQC-2）。Giraldi等正在开发针对垂直流人工湿地的FITOVERT模型，可以模拟垂直流人工湿地非稳态水力学行为，同时该模型也借鉴了活性污泥模型（ActivedSludgeModels,ASMs）的有机物和氮的生物降解过程[59]。5 \n华中科技大学博士学位论文Rousseau等[60]对近些年来各学者针对水平潜流人工湿地建立的污染物负荷经验设计参数、衰减方程和一级降解动力学模型、Wynn箱式动力学模型和CW2D模型的研究结果和结论做了详细的整理和阐述。由于人工湿地内多组分、多相之间物理、化学、生物过程相互作用、相互影响。大多数模型仍然将湿地视为“黑箱”，仅有少部分研究试图揭示污水净化的主要机制[57,58]。因此，目前绝大多数人工湿地设计指南仍采用经验设计参数或一级降解动力学模型指导设计。一级降解动力学模型存在一定的缺陷[61]，如实际情况人工湿地水流为非稳态流[62-64]致非理想推流流态[11,65]而变化[61,62]；植物种类和温度对反应速率常数和背景浓度影响显著[66]；由于短流和死区导；反应速率常数会随进水浓度、水力负荷和水深等因素变化等等，使得文献报道的反应动力学参数估计值差异较大。但是当湿地系统在类似气候、进水水质、基质材料和植物种类时，这些模型参数用于指导设计是可行的[60]。Langergraber等[59]针对简化的转输和一级降解模型的研究成果、CW2D、PHWAT、FITOVERT等机理模型的最新研究进展和成果进行了阐述。此外，考虑到一级降解模型的局限性，机理模型的复杂性和模型参数校正的难度，Langergraber也介绍了Meyer等[67]正在开发的一种基于CW2D研究成果，针对处理雨污合流制管道溢流污水（combinedseweroverflow,CSO）的人工湿地（retentionsoilfilters,RSFs）的简化模型。该模型主要克服复杂机理模型不能长期模拟RSFs的缺陷，其开发背景是用于德国RSFs的设计与操作目的，根据长期的模拟结果计算CSO容积以确定RSFs年水力负荷量，以制定相关设计标准。Langergraber[59]认为人工湿地当前数学模型的发展有两个目标，其一是开发机理模型以洞察湿地内部水动力学和功能，其二开发简化但行之有效的模型用于设计目的。国内对于湿地数学模型的研究尚处于起步阶段，上海同济大学史云鹏、张军、闻岳、周琪等人[68-70]及东南大学刘佳等[71]行了综述，孔令裕等[72]先后对人工湿地污染物去除的数学模型进根据典型人工湿地去污模型分析，提出了零级动力学、一级动力学和Monod模型的统一去污模型。东华大学朱永青,林卫青[73]对国外开发应用的几种人工湿地模型进行了介绍。并采用美国陆军工程兵团开发的PREWET湿地模型软件对苏州河梦清园人工湿地处理系统污染物去除进行了模拟[74]。中科院水生所6 \n华中科技大学博士学位论文于涛等[75]、云南大学李雪娟等[76]对人工湿地堵塞机制和数学模型进行了综述。黄绢等[77]在大量中试研究的基础上，利用人工神经网络对人工湿地除污系统进行模拟仿真。闻岳[78]对水平潜流人工湿地碳氮循环机理模型进行了研究。西南大学戚景南、黄玉明[79]采用MATLAB对水平潜流人工湿地水动力学模型及污染物去除动力学进行了模拟研究。北京工业大学范立维[80]采用计算流体力学模型（computationalfluiddynamics,CFD）对人工湿地水力学特性和污染物降解规律进行了模拟。人工湿地数学模型的研究一定程度上加深了人们对人工湿地中水流流态、基质、植物、微生物在物理、化学和生物过程中对污染物降解作用及其影响因素和协同作用的认识。但总体来看，研究尚处于起步阶段。关于人工湿地机理模型研究少之又少，现阶段建立的人工湿地数学模型过于简化和片面，可比性也较差。此外，现阶段建立的人工湿地数学模型大多针对表面流或水平潜流人工湿地，还缺乏对垂直流人工湿地数学模型的研究，远远不能满足科研、设计和生产运行的需要。本课题主要针对垂直潜流人工湿地，以试验为基础研究垂直流人工湿地内部水流规律、考察各水力条件对垂直潜流人工湿地系统净化效果的影响。探讨湿地植物及配水方式对垂直潜流人工湿地水流规律及水力效率的影响，揭示水力负荷、停留时间、进水流速、进水周期、布水方式对垂直流人工湿地系统净化效果的影响规律。利用反应器模型验证和模拟垂直流人工湿地系统水流特征和污染物降解规律。同时借鉴CW2D模型，结合目前较为专业的模拟地下水运移规律的HYDROUS-2D模型和国际水协会(InternationalWaterAssociation,IWA）提出的活性污泥模型，对垂直潜流人工湿地的二维动态数学模型进行初步研究，并根据小试系统对模型参数进行校正和验证。通过对垂直流人工湿地系统由浅入深的研究可以促进人工湿地的优化运行，加深对人工湿地内部过程和机理的理解；为人们解决与其相关的其它课题提供经验和依据；最终促进人们对人工湿地这一生态工程技术的深入理解，推动该技术的广泛应用。论文共分八个章节。在论文的第一章中主要对人工湿地技术及人工湿地内部水力学和污染物去除过7 \n华中科技大学博士学位论文程的一些结论进行了简要的阐述，针对当前人工湿地存在的问题和研究热点提出本文的研究对象、内容和意义。第二章从水力学角度着重讨论了湿地植物、进水流速、进水周期等配水方式对垂直潜流人工湿地水流规律及水力效率的影响，为该类型人工湿地系统的优化设计和运行提供相应理论和技术支持。第三章主要考察了水力负荷、停留时间、进水流速、进水周期、布水方式等水力学条件对VFCW系统净化效果的影响。为该类型人工湿地系统的优化设计和运行提供实践经验。第四章主要根据反应器理论研究垂直潜流人工湿地系统的停留时间分布，并建立了若干反应器模型来模拟垂直流人工湿地水流流态。第五章利用反应器模型和污染物一级动力学降解模型对垂直流人工湿地的污染物去除效果进行模拟，对模型参数进行估计。第六章主要从人工湿地渗流规律和污染物迁移规律出发，采用VanGenuchten公式为基础建立的高级二维水力模型HYDROUS-2D，对小试系统的水流运动规律和示踪剂试验进行模拟，同时对模型参数进行校正。第七章从人工湿地中复杂的污染物降解机理出发，借鉴活性污泥模型理论，在第六章水力学模型基础上提出垂直流人工湿地机理模型。并采用该机理模型对垂直流人工湿地的污染物去除实验系统进行模拟，初步校正模型参数。第八章总结了垂直流人工湿地水力学、处理效果等相关实验及反应器模型、水力学模型、污染物降解模型方面的研究结论，提出进一步研究的课题和展望。8 \n华中科技大学博士学位论文2人工湿地技术2.1人工湿地的概念早在20世纪前，人类就有将污水直接或间接排入湿地来净化污水的经验。第一次有详细文献记载的人工湿地处理技术是由Monjeau在1901年申请的美国专利[81]，有意识的人工湿地应用则可追溯到1903年在英国（Earby）建立的一套湿地系统[82]，但在当时用人工湿地处理污水的应用和研究还不多见。直到1953年德国Seidel博士针对芦苇处理污水效果进行了一系列研究[83-84]并与Kickuth合作由Kickuth在1972年提出“根区法”理论[85,86]之后，人工湿地系统在世界范围内才得到广泛重视和应用。20世纪80年代末90年代初，美国相继召开人工湿地研讨会，继而国际上也就此召开多次专题研讨会，这标志着人工湿地作为一种独具特色的新型污水处理技术正式进入水污染控制领域[82]。相对自然湿地而言，主要用于水质改善功能的工程化湿地称为人工湿地，主要由微生物、植物、基质构成，是一种人工建造和监督控制的利用基质、微生物及动植物群落的物理、化学及生物的相互作用，通过过滤、吸附、沉淀、离子交换、微生物分解、植物吸收等过程实现对污水中有机物、氮、磷等去除目的复杂生态系统。其名称有多种[87]，常见的有constructedwetland（CW），artificialwetland或manmadewetland，treatmentwetland，engineeredwetland等。由于芦苇是人工湿地中广泛栽种的植物，所以有学者称人工湿地为芦苇床系统(reedbedsystem)。此外根区法(rootzonemethod,RZM),植被滤床(vegetatedfilterbed)等名称也常被学者采用。2.2人工湿地类型湿地根据其特征可以分为自然湿地和人工湿地两大类。利用自然湿地进行污水处理具有建设费用低廉、稳定地表径流、改善野生动物生境等优点。然而，天然湿地的纳污容量较低且净化污水效率较差，当天然湿地中排入过量污水，会破坏其长期以来形成的稳定的生态结构，影响生活在湿地中的野生生物活动，威胁天然湿地9 \n华中科技大学博士学位论文整个生态系统；加之容易孳生蚊子和苍蝇，难以控制污水产生的臭味等缺陷。因此现在基本不采用天然湿地处理污水，而是推广人工强化净化污水能力的人工湿地处理技术。以污水为处理对象的人工湿地系统类型可归纳如下图2-1所示。图2-1人工湿地分类[81]目前被广泛应用于污水处理的人工湿地有三种类型，自由表面流（freewatersurface,FWS）人工湿地（或称作：surfaceflowwetlands,SFW）、水平流（vegetatedsubmergedbed,VSB或horizontalsubsurfaceflow,HSF）人工湿地（或称作：subsurfaceflowwetlands,SSFW）和垂直流（verticalflow,VF）人工湿地（VFCW）。2.2.1自由表面流人工湿地该类型湿地类似于自然湿地，以污水在基质表面漫流，水面暴露于空气中为其基本特征。其优点在于投资省，操作简便。但由于湿地负荷偏低，占地面积过大，水面暴露，冬季易结冰，夏季易孳生蚊蝇，散发臭气，卫生条件较差等缺陷使得这种人工湿地较少直接用于二级污水处理，而更多的是用于传统二级污水处理后的生态修饰的目的，该类型湿地更适于热带、亚热带地区[88,89]。2.2.2水平流人工湿地该类型湿地没有暴露的自由水面，污水从一端进入湿地，在基质表面以下以水平10 \n华中科技大学博士学位论文流动的方式流过湿地，从另一端流出。污水在湿地流动的过程中，污染物质在植物、微生物和基质的共同作用下，通过一系列复杂的物理、化学、生物作用得以去除。相对FWS，HSF不易孳生蚊蝇，臭气更易控制。污水在基质孔隙间流动时可以充分接触基质颗粒表面，因此其吸附及离子交换能力远远高于FWS。同时，细小的基质颗粒提供了大量的表面积供微生物附着，负荷率可以大大提高，从而缩小占地面积，提高污水处理效率[90]。水平流湿地对COD,BOD，SS、重金属等污染物的去除效果较好，是目前使用较多的人工湿地类型，多用于污水经预处理之后二级处理系统[91]。2.2.3垂直流人工湿地垂直流人工湿地是在水平潜流人工湿地之后发展起来的。通常污水从湿地表面进入，垂直向下流过湿地，由底部流出；或从湿地底部进入，垂直向上流过湿地，由表面流出。前者为向下流人工湿地(DownFlowConstructedWetland)，后者为向上流人工湿地(UpFlowConstructedWetland)。由于其系统内部的充氧比水平流更为充分，有利于好氧细菌的生长和硝化反应的进行，因此对氮的去除率有了较大提高[92]。为了更好地布水和提高系统含氧量，垂直流人工湿地通常采用间歇进水的运行方式，进水间歇时间通常为6~8小时，水力负荷在单位面积30mm与40mm之间。[93]近些年来，由伯明翰大学研究[94]并提出潮汐流人工湿地的运行方式，湿地按时间顺序交替地被充满水和排干，充水过程中空气被挤出，排水过程中新鲜空气被带入池内。通过这种交替的进水和空气运动，提高氧的转移效率，湿地处理效果也大大提高。根据美国环保局对处理城市污水和工业废水的人工湿地的调查数据[91,95]发现，目前大部分人工湿地采用潜流式系统，其它国家的调查也有类似结论。其中水平流型湿地又比垂直流人工湿地占有更大比例。如欧洲水平流湿地的数量是垂直流湿地数量的4-5倍多[96,97]。然而由于垂直流人工湿地能获得更高的净化效率，近些年垂直流湿地的应用呈现上升趋势。2.3人工湿地净化污水过程人工湿地处理系统对污水的净化主要是基质、植物和微生物的物理、化学和生11 \n华中科技大学博士学位论文物的协同作用完成的。2.3.1湿地水力学湿地水力学行为会影响人工湿地净化能力的发挥。这主要表现在污水体积、污染物浓度及污水在人工湿地内停留时间的变化使得污水与基质、微生物相互作用的持续时间发生变化而影响人工湿地去污能力。湿地水力学主要从水量平衡、水流流态、水流规律等方面来描述。污水进入湿地，湿地中的水量受到蒸发蒸腾、降雨、渗透等影响，使流入和流出湿地系统的水量不一致。水量平衡可用式2-1来表示：Qout=Qin−ET+P+I（2-1）式中Qout=流出湿地水量，[L3T-1]；Qin=流入湿地水量，[L3T-1]；ET=蒸发蒸腾量，[L3T-1]；P=降雨量，[L3T-1]；I=渗入或渗出量，[L3T-1]。其中蒸发蒸腾作用使湿地中水分流失，虽然不会增加污染物质量但会使污染物浓度增加。降雨作用会对污水产生稀释作用使污染物浓度降低，但当高降雨量时会缩短污水停留时间。渗透作用会使湿地内部水量发生变化，大多数情况是湿地内部水分渗透到池外，使湿地内污染物的总量也发生变化但污染物浓度不变。根据研究，由于各种因素的影响，人工湿地系统的水流流态并非理想推流，水中污染物随水流在流经基质层时发生混合、扩散。在VSB湿地系统中，植物根系造成优先路径使水流进入湿地底部[98]。在FWS湿地系统中，表面水流受到湿地底部拖拽的影响较小，因而流速相对于湿地底层的水流流速更快；此外植物根茎会阻滞水流，使滞水区水流与邻近的主通道水流通过扩散发生交换；表面水流也会受到风引起的混合作用；湿地底部地形可能造成较深的路径，进一步引起短流现象的发生。人工湿地中存在基质，水流通过基质可看做是多孔介质流。许多专家学者借鉴了多孔介质渗流规律描述人工湿地水流规律。达西实验定律可以描述孔隙砂柱中一维、单组分水流的运动。随后，其被推广用于各向异性介质的三维、饱和和非饱和多孔介质液体的运动规律。FWS湿地可看作饱和基质，考虑到基质为各向异性，三维渗流运动规律描述为：12 \n华中科技大学博士学位论文v=-Ks⋅∇h（2-2）式中v为渗流速度矢量，［LT-1］；−∇h为水力梯度矢量，［LL-1］；Ks为饱和水力传导率张量，［LT-1］。VSB湿地系统可看作非饱和基质，在非饱和状态下基质势成为负值（土壤负压水头h）。土壤体积含水量θ(h)是土壤负压水头h的非线性函数，量纲为［L3L-3］。在层流状态下，θ(h)与饱水毛细管和水层的厚度相关。非饱和状态下的水力传导率是h和θ(h)的函数，用有效水力传导率张量K(h)K(h)=Kr(h)⋅Ks表示，其中：（2-3）式中Kr(h)为相对水力传导率；如果将式2-2中的Ks用K(h)来替代，就得到非饱和状态下的达西定律：v(θ)=−K(h)⋅∇h（2-4）达西定律适用于水流雷诺数小于1~10的流况下（Re<1~10），当人工湿地中基质为粒径较小的土壤或砂粒时，人工湿地中水流速度较小，用达西定律描述人工湿地渗流规律是完全成立的。但是当人工湿地中的基质选用粒径较粗砾石或碎石时，水流雷诺数将超过这一范围，此时需考虑惯性效应产生的影响，常用经验公式Ergun方程描述：dh−=αv+βv2（2-5）dx式2-5是Ergun方程的一维表达式。式中系数α、β都取决于介质的特征，如介质的平均粒径、颗粒级配、颗粒形状、介质孔隙度、颗粒堆放方式等，胡康平[41]利用Ergun方程讨论了潜流人工湿地设计中的水力学问题。当进水中含有大量悬浮固体，且加上植物根系的生长、微生物繁殖而占据湿地基质内部空间，使得介质的有效孔隙率减小，水力传导率下降。通常靠近进水端水力传导率下降更快。2.3.2有机物的去除污水中含有大量的有机物质，这些污染物根据其生物降解性来划分，包括不可生物降解和可生物降解有机物，如果按照物质形态划分，包括溶解性和颗粒性两类。13 \n华中科技大学博士学位论文颗粒型有机物通过沉淀作用和基质、植物根系的过滤拦截作用可以很快的被截留，截留下来的颗粒型有机物被微生物分解利用。溶解性有机物可通过植物根际微生物的吸附、吸收及生物代谢作用而被去除。根据欧洲268个人工湿地的调查，五天生化需氧量（BOD5）的平均去除效率为79.1%，化学需氧量（CODcr）的平均去除效率为69.5%[93]。通常认为有机物的去除受水力停留时间（hydraulicresidencetime，HRT）和温度的影响，但不同学者的试验结果却不尽相同[99]。根据美国环保局的调查数据[95]显示，有机物的去除与HRT存在一定的关系，但总的来说，当进水BOD5不超过45Kg/ha·d，选择合适的HRT均能满足30mg/L的出水水质要求，且受季节影响不大。人工湿地内有机物既可以好氧去除也可以厌氧去除，这与湿地有机负荷率及氧转移率有关。当湿地内溶解氧（DissolvedOxygen,DO）充足，好氧代谢占优势，有机物降解过程较为迅速。反之当DO不足，较缓慢的厌氧代谢占优势，使得有机物在湿地内积累。因此保证湿地DO可能比HRT更为重要。湿地上层空间，在接近水面和根区附近，DO相对较多。根据Garica等人[100]的研究，VSB湿地系统水深在0.27m和0.5m时CODcr、BOD5的去除率分别为70~80%，70~85%和60~65%、50~60%。目前有较多研究提高湿地系统DO转移率，其一是通过曝气、其二是使水位上下波动。此外，降低负荷、间歇进水方式、增加植物密度等都有助于改善系统的氧状态。2.3.3氮的转移与去除污水中的氮主要以有机氮和氨氮形式存在。通常认为微生物的氨化作用、硝化反硝化作用是脱氮主要机制[101]。有机氮首先被异养微生物转化为氨氮，而后在硝化菌作用下，氨氮被转化为无机的亚硝态氮和硝态氮，最后通过反硝化菌的作用被去除。此外植物根系的吸收作用及絮凝沉淀作用也可以去除一部分氮。在氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮的硝化阶段，参与反应的化能自养型微生物必须在好氧条件下进行。当BOD较高时，有限的DO首先被异养微生物用于有机物的降解，硝化反应只有在BOD降到一定程度方能进行，因此氨氮和总氮去除率不高。另外反硝化作用又需要从有机物中获得碳源，较低的BOD含量将不利于反硝化进行。14 \n华中科技大学博士学位论文人工湿地系统脱氮途径除微生物同化和降解作用以外，植物、基质及氨氮的挥发也发挥了一定的作用。水中的氨氮以氨离子（NH4+）和游离氨（NH3）的状态存在，两者保持平衡且受pH值的影响。pH值低于8.0时，氨氮挥发作用不大，只有当pH值高于9.3时，氨氮挥发作用明显。此外，氨氮挥发量还受氨氮浓度、温度、风速、光照、植物类型与数量的影响[102]。根据王世和的研究[82]，氨氮挥发量小于总氮去除率的0.5%。湿地系统基质对氮的去除主要依赖于基质对氨氮的吸附作用，但这种吸附作用极不稳定。当水中氨氮浓度下降，被基质吸附的氨氮会解析，总体来看基质对氮的去除不具有持久性[82]。如果采用某些特性基质，例如沸石，可以得到比较好的氨氮吸附效果[82]。根据Gisvold的观点[103]，饱和了的吸附位可能由于微生物硝化作用而释放。另外，潮汐流运行方式会影响基质对对氨氮的吸附作用[104]。湿地植物对氮的吸收作用随湿地植物种类不同有较大变化[102,105-107]，挺水型湿地植物对氮的吸收能力为200-2500kg/ha·a，凤眼蓝对氮的吸收能力大约为6000kg/ha·a，而沉水型湿地植物的脱氮能力较差，约700kg/ha·a。根据王世和的研究，无植物条件下湿地系统总氮去除率为30%左右，种植植物后总氮去除率达52%以上，其中植物吸收占13%左右[82]。根据欧洲268个人工湿地的调查，氨氮的平均去除效率为30%，总氮的平均去除效率为39.6%[93]。氮的去除受温度影响较大，根据Kuschkr等[108]的研究，平均温度18℃条件下氨氮的去除率为0.7g/m2·d，而平均温度1℃条件下氨氮的去除率下降为0.15g/m2·d。2.3.4磷的转移与去除污水中磷化合物可分为有机磷和无机磷酸盐两部分。湿地中磷的去除途径主要是基质的吸附和沉淀作用。一般认为磷的吸附机理是磷的配位交换作用，可溶性磷酸盐与基质表面发生羟基交换被吸附在基质表面。吸附除了化学的配位交换作用外，还有物理吸附。此外可溶性磷酸盐也会与Ca2+、Fe3+、Al3+在碱性条件下或酸性条件下发生沉淀反应生成难溶性化合物而去除。化学吸附和化学沉淀两种机制相互交错，同时进行。每一种基质都有相对稳定的吸附能力，一旦所有吸附点饱和时，吸附将终止[109]；另外部分吸附沉淀会发生可逆反应，使得磷重新释放到水中。不同的基质15 \n华中科技大学博士学位论文对磷的去除影响很大，选用合适的基质，如石灰、矿渣等可以增加磷的吸附容量，并减缓磷的释放过程[110]。采用砂基质时，磷的去除率从初期运行到一个月后下降较快，从接近100%下降到仅20%左右[111]。无机磷是植物重要的营养元素，废水中的无机磷被植物吸收利用，然后通过植物的收割而去除。但若不收割植物，植物在秋冬枯萎季节会返回系统，导致磷的释放。大量实验研究表明，湿地有无植物对磷的去除率有一定影响，种植植物系统对磷的去除率高于无植物系统，此外植物种类、季节变化均影响植物对磷的吸收转化能力[102,105,106]。挺水型湿地植物对磷的吸收能力约为30-150kg/ha·a，凤眼蓝对磷的吸收能力大约为350kg/ha·a，而沉水型湿地植物的除磷能力较差，不足100kg/ha·a。廖新第[112]研究发现香根草对总磷的去除效果优于风车草。曹向东等[113]在研究强化塘-人工湿地复合生态塘时发现，总磷去除率在植物生长期和非植物生长期分别为15.89%~27.64%和9.21%~14.65%。微生物对磷的去除，包括聚磷菌对磷的过量积累和磷的同化吸收作用。磷是污泥（C60H37O23N12P）的重要组成元素，但研究发现微生物对磷的同化吸收除磷仅占进水总磷量的4.5%~19.0%[82]。由于系统中存在厌氧和好氧区，使聚磷菌对磷的释放和过量积累得以实现。但有限的DO首先被异养微生物用于有机物的降解和硝化反应，从而影响磷的过量积累，此外由于磷的释放需要可溶性有机物参与，较低的BOD用于反硝化而抑制了聚磷菌生长和对磷的释放。但是磷细菌的代谢活动，将有机磷转变为磷酸盐，难溶性磷化合物转变为溶解性磷将有利于污水中总磷的去除。目前关于磷的去除与根际微生物数目的相关性尚有争论[114-116]。2.3.5悬浮固体的去除污水中含有一定的悬浮固体，污水流经湿地过程中悬浮固体受到植物的阻隔和基质的截留以及沉淀作用得以去除。因此，污水与植物及基质的充分接触利于悬浮物的降解。通常人工湿地去除污水中悬浮物的效果较好，湿地进水水质影响湿地出水中的总悬浮固体。根据美国环保局（U.S.EPA）的调查结果[81]，VSB湿地进水浓度通常比FWS要高，即使VSB湿地在较高进水浓度下，70%的湿地可以满足出水浓度小于16 \n华中科技大学博士学位论文30mg/L，92%的FWS湿地出水浓度可以保证小于30mg/L。悬浮固体的去除受池型结构的影响不大，对于表面流人工湿地和水平潜流人工湿地，绝大部分悬浮固体在离进水口小于5~10m的范围内得到沉降。80％的总悬浮固体在24h的HRT内得以去除，当HRT超过1天时对SS的去除率没有明显提高[95]。由于湿地供氧不足，被截留的悬浮物质在湿地中逐渐积累，细菌和藻类的死亡代谢产物在水流冲刷作用下形成基质空隙中的悬浮固体、植物死亡腐败产生的细小残体都使得基质层渗透性下降而造成湿地堵塞。基质堵塞主要发生在进水口处，其中有机物积累是湿地堵塞的主要原因[117]。2.3.6病原菌的去除生活污水中含有各种病原菌而进入到湿地系统，这些病原菌按其机能分包括病毒、细菌、真菌、原生动物、寄生虫。粪大肠杆菌（fecalcoliforms，FC）是普遍使用的病原菌指示性指标。病原菌的去除机制包括物理沉降作用、植物根系的阻截作用、氧化作用、吸附作用及微生物的代谢作用等。此外，植物根系的某些分泌物对细菌和病毒具有灭活作用，同时细菌和病毒也存在自然死亡过程。有观点[95]认为，FC的去除主要是由于湿地系统内发生的絮凝和沉淀作用，也有观点[95]径[118,119]人工湿地对总细菌数和粪大肠杆菌的去除率通常可以达到98%~99％以上[118,119]对病毒的去除率可以达到95%~99%[119],寄生虫的去除率可以达到93%~99%[120]认为吸附和自然死亡是更主要的途。,。美国环保局针对人工湿地的一项调查[95]显示，进水平均FC浓度为72700CFU/100mL，经人工湿地处理后出水平均FC浓度降至403CFU/100mL，降低了两个数量级。但是，人工湿地对FC的去除并不十分稳定，个别月份的数据显示比平均值高出(或者低于)10倍以上。因此要保证出水对人类健康不造成威胁，仍需附加一定的消毒灭菌设施。2.3.7重金属的去除湿地植物以及一些动物的生长需要少量的重金属，如铬、铜、铁、镁、锰、钼、17 \n华中科技大学博士学位论文钒和锌等)，但过高浓度对敏感性微生物具有毒害作用。其它有些重金属，如镉、铅、汞、银等，即使相对浓度较低也容易引起毒性。重金属的去除主要是与悬浮物一起沉淀并吸附在湿地基质中，除个别金属以外的大部分重金属（锌、铜、铬、铅、钙）有50％～75％与总悬浮固体一起沉淀[121,122]。2.4人工湿地的应用人工湿地其独特的净化效果，使得该技术在欧洲、美国、加拿大、澳大利亚、日本等发达国家及一些发展中国家的应用越来越广泛。目前世界各地已超过50000座人工湿地用于污水处理。随着人工湿地广泛深入的研究和应用，其类型和处理工艺均得到了明显的改进，人工湿地的应用范围也由最初针对城市污水或者生活污水的二级生化处理出水进行生态修饰的范畴扩展到工业废水处理、垃圾渗滤液处理、暴雨径流控制、面源污染治理等方方面面。作为一个发展中国家，人工湿地污水处理系统所具有的基建投资低、运行费用少、出水水质好、维护管理简单等明显的优点非常适合我国国情，因此我国从“七五”期间就积极开展人工湿地的研究，并在深圳白泥坑、四川活水公园、北京昌平等地建设了一批实用性人工湿地工程。2.5人工湿地存在的问题和研究热点（1）占地面积偏大。与同规模常规污水处理工艺用地面积相比，人工湿地占地面积至少要大一倍，这使得该技术在用地紧张或者地价较高的地方难以推广。（2）当设计建造或者维护管理不当将造成潜流湿地表面集水，致使大量蚊蝇孳生，威胁湿地周边人群健康。（3）人工湿地存在缺氧区和厌氧区，某些厌氧反应产物(如：CH4、H2S)扩散到空气中，造成臭味污染。（4）运行不够稳定。人工湿地的净化效果受外部环境，尤其气温变化的影响较大，对出水有严格限制的地方难以长期保持出水达标。（5）湿地生物对某些有毒物质较敏感。（6）在干旱地区不利于人工湿地水生植物生存。18 \n华中科技大学博士学位论文（7）人工湿地对污水中磷及重金属的去除主要依靠基质的吸附作用。当湿地基质吸附位饱和后，会使湿地对该类污染物的去除效果下降甚至完全丧失去除功能。（8）作为一种新技术，人工湿地设计方法还不够完善，尚缺少在各种气候条件下针对各类废水的长期运行的记录资料。（9）人工湿地缺乏长期有效的运行经验，根据美国EPA对100多个人工湿地的调查，有将近一半的湿地在投入运行5年内形成了不同程度的堵塞，影响净化效果。针对以上人工湿地处理系统所面临的问题，如何理解人工湿地中相关的生物学、水力学、化学过程，如何克服人工湿地存在的缺陷最大限度的发挥其净化功能，成为当前研究必须解决的难题。目前研究的热点及发展趋势主要有以下四个方面：（1）建立人工湿地在不同地区、不同气候条件下用于处理不同特性的污废水的长期运行数据库，为人工湿地的合理设计和长效运行提供实践经验。（2）对人工湿地水力学特性和水流规律进行研究，探讨水力负荷、污水停留时间、出水速率、湿地容水体积空隙度和出水量等与污水净化效果的耦合关系，揭示人工湿地水力学特点对污水净化效果的影响和人工湿地内污染物随水流运移规律，为人工湿地的优化设计和长效运行提供水力学基础。（3）对人工湿地净化机理进行研究，探讨植物、基质、微生物对污水净化效果的耦合关系，揭示人工湿地内污染物去除机制，为提高人工湿地净化效果，扩大人工湿地应用范围，为人工湿地优化设计、优化运行及机理模型建立提供理论基础。（4）建立人工湿地数学模型，加深对湿地内部机理与过程的理解，为人工湿地的优化设计和优化运行、评估人工湿地运行效果，提供强有力的工具。2.6本研究的内容及意义本研究主要针对垂直流人工湿地展开研究，研究内容包括四方面：第一，开展实验研究，从水力学角度探讨垂直潜流人工湿的水流规律，利用示踪剂试验研究植物、配水方式等对垂直潜流人工湿地水力学性能和净化效果的影响。第二，利用反应器理论对垂直流人工湿地内部水流流态和污染物降解规律进行研究。19 \n华中科技大学博士学位论文第三，采用VanGenuchten公式为基础建立的高级水力模型HYDROUS-2D对小试系统的水力学实验进行模拟，对模型参数进行估计。第四，在HYDROUS-2D基础上结合IWA提出的ASMs对VFCW二维动态数学模型进行初步研究，并根据小试系统进行校正和验证。人工湿地主要利用湿地中基质、水生植物和微生物之间的相互作用，通过一系列复杂的物理、化学和生物化学反应共同完成对污水中悬浮物、有机物、氮、磷、病原菌以及重金属等污染物的去除，达到净化污水的目的。湿地中水的流动方式、混合状态、污染物在水中的迁移、扩散对于污染物的去除至关重要，它们是理解各种污染物被去除的途径和机理的重要因素，也是准确预测人工湿地污染物去除效果的基础和前提。因此，深入研究人工湿地的水力学特性，建立水力学模型和污染物迁移模型显得尤为重要和必要。此外人工湿地污染物降解涉及复杂的物理、化学和生物化学反应，是基质、微生物及动植物群落协同作用的结果。因此，建立机理模型，揭示污染物降解实质应该说是人工湿地数学模型的研究和发展方向。通过对人工湿地的实验研究将有助于人们加深对垂直潜流人工湿地水流规律和污染物降解规律的理解，为该类型人工湿地系统的优化设计和运行提供相应理论、技术支持以及实践经验。通过对人工湿地的数学模型的研究将有助于人们加深对人工湿地内部物理、化学和生物反应过程和污染物降解机理的理解，促进人工湿地数学模型的发展。同时也为人工湿地进一步的研究提供思路和方法，为人们进一步解决与其相关的其它课题提供更深刻的理解和洞察，推动人工湿地这一高效、低耗、生态技术的广泛应用。20 \n华中科技大学博士学位论文3垂直流人工湿地水力学实验研究3.1概述人工湿地自1990年后发展极为迅速，但是迄今为止人们对人工湿地内部的水力学规律尚未完全掌握，常规的设计均以理想推流流态为基础，使得建成后的人工湿地运行效果存在很大的差异。因此，加强对人工湿地内部水流规律的研究，从而加深对人工湿地去除各种污染物的途径和机理的理解，进而指导人工湿地的优化设计和运行显得尤为必要。国内外现有的研究大多针对基于稳定流假定的水平流人工湿地[15,31,34]，对垂直流人工湿地的水流规律研究较少，文献[24,43]利用传统停留时间分布理论研究了垂直流人工湿地的水力学行为，然而间歇垂直进水方式使湿地系统内流场随时间而变化，为非稳定水流，导致该系统内部的水流规律与水平流或连续进水方式存在较大差别。本研究通过改进型停留时间分布曲线研究湿地植物及进水策略对垂直流人工湿地水流规律及水力效率的影响，以期获得对垂直流湿地内部水流的初步认知，为该类型人工湿地系统的优化设计和运行提供相应理论和技术支持。3.2基础理论3.2.1停留时间分布停留时间分布（residencetimedistribution,RTD）是研究人工湿地水力学行为的重要工具。在理想水力流动条件下，进水在人工湿地内的理论停留时间定义为[6]：V有效nVQ（3-1）tn==Q式中，tn为理论停留时间，[T]；V有效为湿地有效容积，[L3]；V为湿地几何体积，[L3]；n为湿地基质孔隙率，[-]；Q为湿地水流通过流量，[L3T-1]。但实际人工湿地系统的水流并非理想流动，其形状、进出口形式、配水方式、植物类型、种植密度、基质粒径及填充方式等诸多因素都会使实际停留时间偏离理论计算结果。因此，通21 \n华中科技大学博士学位论文常用RTD来反映水流在人工湿地内的实际停留状况。通过对RTD曲线的分析，可以计算污染物在湿地中与微生物、植物、基质的实际接触时间，评估湿地中短流、渠流现象和水流混合程度，确定湿地系统平均有效容积。本章研究采用示踪剂脉冲实验测定人工湿地系统RTD，分析人工湿地水力学性能。3.2.2非稳定水流的RTD曲线稳定水流系统的RTD通常采用无因次时间为横轴，无因次浓度为竖轴绘制的无因次C(θ)曲线来表征[123]。然而间歇VFCW为非稳定流，而且间歇进水对示踪剂的洗出也有较大影响，导致RTD受到流量和间歇周期的影响，使得不同系统之间或同一系统不同工况之间的无因次C(θ)曲线不具有可比性。Werner[124]指出用无因次累计排水体积即流量加权时间来替代无因次时间作为横轴，可以消除非稳定流系统的RTD对时间的依赖，这一新的无因次函数C(φ)不仅反映了系统的水流流态和混合扩散作用，而且也可实现非稳定与稳定水流或者具有可变流量的两个非稳定流系统之间RTD比较。校正累计排水体积φ定义为：φ=V（3-2）outVsys式中，Vout(t)=∫tQ（t）dt（3-3）λλ为示踪剂投加时刻，[T]；Q（t）为出水流量，[L3T-1]；Vout(t)是t-λ时间内流出系统的水量体积，[L3]；Vout(t)考虑了瞬间流量变化，消除了流量对示踪剂响应曲线的影响；Vsys为系统容积，[L3]，可以是常量，也可能受进水量的影响而随时间变化。本研究中控制水力负荷使系统不发生滞水现象，同时控制湿地内有效水深不变，因此假定Vsys为常量，即理论有效容积。3.2.3水力效率水力效率是指水流在湿地内部分布的均匀程度，湿地内部的混合、扩散、短流、22 \n华中科技大学博士学位论文滞流等现象都对其水力效率产生影响，它综合反映了湿地内部水流的状态，间接表明了污染物在湿地系统内部的转移输送、停留时间及被降解的能力[33]，因而受到广大湿地工作者的关注。本章研究采用Thackston系数λt、校正方差σθ、Persson系数λp和初期出水量φm2等水力学性能参数对系统水力效率进行定量评估。人工湿地各水力学性能参数计算如下。∞M=∫0C（φ)dφ（3-4）（3-5）（3-6）0M1=∫0∞φC（φ）dφ∞M2=(φ−M1)2∫0C（φ）dφ式中，M、M1和M2分别为无因次RTD的零阶、一阶和二阶矩。M相当于示踪剂00的回收率，在无吸附无滞留条件下，M=1，M1为无因次RTD曲线的矩心，M2为方0差，表征了示踪剂随时间的扩散程度。λt是由Thackston等人提出的表示系统实际平均有效容积与理论有效容积比（有效容积比）的一个水力学性能参数，可以用系统平均停留时间与理论停留时间的比计算[125]。它与M1的物理意义相同，数值上等于M1。短流将导致λt值减小，缩短污染物在系统内的停留时间，不利于人工湿地的降解行为。如果短流引起λt<1，则可用校正方差σθ2描述系统水流扩散程度[126]：M2σ2θ=（3-7）λ2tσθ越大系统水流混合程度越高，导致污染物浓度梯度降低，不利于污染物的降2解。λp是Persson等人评估短流和混合程度对人工湿地水力效率的综合影响的水力学性能参数[37]，计算如下：λp=λt(1−σθ2)（3-8）λp的物理意义是湿地出口示踪剂浓度达到最大所经历的时间与湿地理论停留时23 \n华中科技大学博士学位论文间的比值。λp值越大，湿地水力效率越好。出水浓度达到峰值浓度3%时所经历的时间tm可以表征湿地内的短流和混合现象[33]。考虑到间歇流的特点，本研究采用tm时间流出系统的水量，即初期出水量φm表示，为无量纲函数。3.3材料与方法3.3.1垂直流人工湿地实验系统VFCW小试系统构造如图3-1所示，湿地系统长宽均为800mm，床深600mm，铺以粒径为1mm左右的细砂作为基质层，底部100mm采用粒径20~40mm的卵石作为排水层。布水采用穿孔管布水，均匀设置12个布水孔。湿地一侧底部设出水孔，流经排水层的出水通过该孔进入集水槽，在集水槽一端沿深度方向每隔100mm设一个出水阀门控制湿地有效水深，实验中保持池内水位不变，使有效基质层高度约400mm。湿地中栽种水生植物鸢尾，种植密度为40株/m2。池体边侧设置有4排取样口，距池底分别为100mm、225mm、350mm和475mm，对应编号为1层断面、2层断面、3层断面和4层断面，每层断面又分别设置7个取样口，编号由进水侧开始依次为1#、2#、3#、4#、5#、6#和7#，间距为100mm。图3-1VFCW构造示意图3.3.2实验系统运行工况VFCW进水方式采用典型间歇进水方式，试验中采用六种运行工况如表3-1所24 \n华中科技大学博士学位论文示。表3-1VFCW水力学实验运行工况进水流速(mm/min)单次进水负荷(L/次)间歇时间(h)每日进水次数(次/日)工况ABCDEF6.2512.518.756.256.256.252020（40）606644421/6401224连续80260注：括号内数值为进水流速对出水流量影响实验运行工况3.3.3水力学参数的测定基质孔隙率（n）的测定：取一定量的砂基质，在105℃下烘干、称重（G），用比重瓶测出密度（ρ）。然后放入过滤筒中，用清水过滤一段时间后，量出体积（V），G则n=1-ρ⋅V。基质渗透系数的测定：根据土工试验方法标准（GB/T50123-1999）[127]常水头渗透试验测定砂基质的渗透系数。3.3.4进出水流量变化规律及水量平衡的测定在植物种植前后以及不同进水条件下，测定试验系统单次进水流量、单位时间的出水量、出水总量，以获得系统进出水流量变化规律。并作进出水水量平衡考察系统水量损失。其中种植植物后试验是在植物移栽成活2个月后进行。3.3.5示踪剂实验选择湿地基质吸附较小的食盐（NaCl）作为示踪剂[24,47]，采用刺激-响应法，即首先在进水中投加NaCl，使其电导率上升到背景值的10倍以上，然后瞬时一次性投加到湿地系统中，在系统出口处采用HACH自动电导率仪每隔15秒监测一次出水电导率，直至恢复到背景值时终止实验。通过实验获得湿地系统的示踪剂响应25 \n华中科技大学博士学位论文曲线。3.3.6湿地内部水流规律实验实验同样采用刺激-响应的方法，通过每隔一定时间监测不同取样口处示踪剂电导率的变化，以期获得间歇进水VFCW系统内水流流态规律。3.4结果与讨论3.4.1系统的基质渗透性能系统的渗透性能是反映人工湿地系统水力学性能的一个重要指标，运行良好的系统其渗透性能较好，表现在系统水流通畅、无堵塞、无表面滞水。通常基质的种类、粒径；植物的类型、种植密度、系统的堵塞状况均会影响系统的渗透性能。其中又以基质对系统渗透性影响最为显著，常常以基质的渗透系数来表征系统的渗透性能。表3-2列出了常见湿地基质的类型及渗透系数[111]。表3-2常见湿地基质类型及其水力学参数粒径（mm）渗透系数（cm/s）基质类别细砂中砂粗砂砾石卵石0.075-0.25mm0.25-0.5mm0.5-2mm10-3~5×10-35×10-3~2×10-22×10-2~5×10-25×10-2~10-12~20mm20~200mm10-1~5×10-1采用3.3.3试验方法测定本系统基质孔隙率和渗透系数分别为0.405和0.0745cm/s。将实验结果与文献资料相关数据分析比较可以看出本装置基质孔隙率较大，渗透性良好。3.4.2植物对系统水力学的影响人工湿地污水处理系统的一个显著特征是种植有各种水生植物。这些扎入湿地基质中的植物根系对水流的影响受到湿地研究者的关注。通常植物对系统造成的物26 \n华中科技大学博士学位论文理效应之一是减小了湿地容水体积，使湿地基质孔隙率减小；第二是影响基质渗透性，从而影响系统单位时间出水量、出水速率以及水流在系统内的水力停留时间。实验就植物对系统出水流量和水量损失的影响、植物对系统RTD的影响、植物对系统水力效率的影响展开研究，评价植物对系统水力学方面的影响。3.4.2.1植物对系统出水流量和水头损失的影响图3-2为工况A、B条件下种植植物前后系统出水流量的变化规律。在两种工况下，种植植物前后系统的出水流量都在很短时间内达到最大值，并平稳运行，直至停止进水后才逐渐减小到停止出水。二者的出水流量曲线基本重合，说明植物对系统的出水流量影响较小。16014012010080进水期工况A种植植物前工况A种植植物后工况B种植植物前工况B种植植物后604020001234567891011时间,min图3-2种植植物前后VFCW出水流量变化规律在进水期间，种植植物后系统出水流量较种植植物前略小，而停止进水约3min后，后者反而较前者大。该结果表明植物根系对水流具有一定保持效果，延长了水流排出系统的时间。对系统进出水水量进行平衡分析发现，在A和B两种工况条件下，种植植物后系统损失水量分别由种植前的5.3%和2.9%变为7.7%和5.6%，表明植物对水分具有瞬间吸附或吸收现象，但绝对值较小。3.4.2.2植物对系统RTD的影响图3-3为工况A条件下系统种植植物前后无因次RTD曲线。结果显示种植植物前后曲线基本吻合。通常认为湿地植物的根系会侵占湿地基质的有效空隙，阻碍其水流通畅；而BrixH[128,129]认为，湿地植物根系穿透了湿地基质不同层，起到了引导27 \n华中科技大学博士学位论文和输送水流的作用，促进了湿地内部水的流动。而当植物的根和根系腐烂时，基质内会留下一些空隙和通道，也有利于基质的水力传输。无论何种观点，植物均会影响湿地系统的RTD。但是，本研究结果却表明：在VFCW系统中，植物对系统RTD影响较小。分析原因主要是由于水流从整个基质表面垂直进入湿地，较高的基质渗透性保证了较快的水流下渗速度，植物的输送水流作用相比不明显。另外，实验系统种植的鸢尾根系为须根系，扎入湿地基质层不深，没有过多侵占湿地底部基质空隙，且在水流流经植物的短暂时间内水流横向扩散较小，植物对水流的阻碍作用亦可忽略。理论上，在湿地系统水流流态接近推流且不发生短流时，RTD曲线峰值和矩心φ趋于=1.0。但图3-3中系统的RTD曲线峰值及矩心对应的φ值均小于1.0，表明该湿地系统中水流并非理想推流流态，不同程度上存在混合扩散及死区和短流等现象，植物不能显著改善系统水流缺陷。此外，根据图3-3显示：种植物后系统的RTD曲线拖尾较种植植物前有少许延长现象，这是因为植物根系对水流一定的保持效果。1.81.6种植植物前1.41.21.00.80.60.40.20.0种植植物后0.00.51.01.52.0校正参数,φ图3-3系统种植植物前后无因次示踪剂浓度响应曲线3.4.2.3植物对系统水力效率的影响在相同累计出水体积条件下比较流出系统的示踪剂的量与投加量，计算得到系统种植植物前后示踪剂回收率分别为97.6%、99.9%，说明系统基质及植物对NaCl的吸附量较小，示踪剂实验运行良好。工况A条件下种植植物前后系统的各水力学性能参数如图3-4所示。种植植物28 \n华中科技大学博士学位论文后系统有效容积比λt和Persson系数λp均较种植植物前略有增加，而表征水流扩散作用的σθ2值降低。其中λt由0.514提高到0.562，提高了约9%；λp由0.315提高至0.351，由0.386降低到0.375，降低幅度为3%。因此可见，植物虽然对系提高了11.4%；σθ2统的水力学影响较小，但种植植物仍然在一定程度上改善了系统的水力学条件，利于污染物的去除。种植植物后初期出水量φm较种植植物前略有降低，这仍然可用植物对水流的保持效果来解释。0.6种植植物前0.5种植植物后0.40.30.20.10.0λtλpσθ2φm图3-4种植植物前后系统水力效率对比3.4.3不同进水流速对系统水力学的影响对间歇进水垂直流湿地，不同的进水流速和水力负荷、不同的进水方式均会引起系统呈现不同的水流流态，从而影响系统的水力学性能。在日负荷量相同的情况下，是采用减少配水次数，增大每次配水的流量，还是采用多次少量的配水策略；是采用较大流速短时配水还是采用较小流速长时配水；是采用间歇进水方式还是采用连续进水方式是垂直流湿地系统设计和运行中必须解决的一个问题。本节将讨论相同日水力负荷下进水流速对间歇进水垂直流湿地水力学的影响；3.4.4节和3.4.5节将分别讨论相同日水力负荷和相同进水流速下间歇进水周期对系统水力学的影响及相同进水流速下连续运行方式和间歇运行方式对系统水力学的影响。3.4.3.1进水流速对系统出水流量和水量损失的影响图3-5是表3-1中A、B、C三种工况下的系统出水流量变化规律。在三种工况相应的进水流速条件下，系统均未发生滞水，其出水流量均是瞬间达到最大，随后29 \n华中科技大学博士学位论文保持稳定出水；出水流量随进水流速的增大而升高，且出水流量仅比相应进水流量略小；停止进水后，出水流量逐渐降低，但持续时间并未随进水流速的增大而显著延长。25020015010050进水期工况A工况B工况C001234567891011时间,min图3-5进水流速对VFCW出水流量变化影响规律A、B、C三种工况下的系统的进水流量、稳定出水时平均出水流量、累计进水量、累计出水量和水量损失的计算结果列于表3-3。表3-3VFCW水量平衡计算表工进水流速持续时间进水流量出水流量累计进水流量累计出水流量水量损失比况(mm/min)(min)（ml/s）（ml/s）（ml）（ml）（%）A6.25566.7133.320064.85124.24190.9020000184537.7BC12.555400006000037754598305.60.318.75通过相关性分析，对未发生滞水的湿地系统，稳定出水时平均出水流量与进水流速具有明显的正相关性（R2=0.9996）。说明本系统基质渗透性良好，出水顺畅。对系统进出水水量进行平衡分析，系统损失量在2.8%至7.7%之间。由于试验湿地系统面积小，水分蒸发作用很小，基质对水流无明显的吸收和吸附作用，同时试验过程中没有降雨，可见系统水量损失不大，进出水总量基本平衡。但进一步的实验表明，在进水流速提高到60mm/min时，系统出现严重滞水现象。因此在人工湿地设计和运行操作中，理论上存在一个水力负荷的上限值，必须充分考虑水力负荷、间歇运行的进出水周期与基质渗透性能以及排水管管径之间的关系，避免系统前一个周期进水未完全流出，后一个周期就已开始进水，造成滞水现象。30 \n华中科技大学博士学位论文3.4.3.2不同进水流速对系统RTD的影响为探讨相同进水周期及相同日水力负荷下不同进水流速对系统RTD的影响，在A、B两种工况下开展系统示踪剂试验研究。图3-6即A、B两种工况下系统的无因次RTD曲线。从图中看出，不同进水流速下无因次RTD曲线峰值及矩心对应的φ值均小于1.0，表明该湿地系统中水流偏离理想推流流态，流速的改变不能促进系统的理想推流流态。B工况的C(φ)曲线峰值较A工况推后，说明在B工况条件下，示踪剂的洗出需要更多水量。这是由于B工况的进水流量大，水流速度快，使得湿地中的死区相对较少，有效容积增大，因而需要更多的进水量才能洗出示踪剂。1.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0工况A工况B0.00.51.01.52.0校正参数,φ图3-6不同进水流速下的无因次示踪剂浓度响应曲线3.4.3.3不同进水流速对系统水力效率的影响在相同累计出水体积条件下比较流出系统的示踪剂的量与投加量，计算得到工况A、B条件下的示踪剂回收率分别为99.9%、93%，示踪剂实验运行良好。图3-7为A、B工况下系统水力学性能参数计算结果。A、B两种工况的间歇周期和日水力负荷相同。但是B工况的进水流速更高，导致较高的λt、λp和φm以及较低的σθ2值。系统有效容积比λt由0.562提高至0.626，提高率为11.4%，表征由0.375下降到0.270，下降比率为27.9%，表征系统短流系统水流扩散作用的σθ2与水流扩散综合作用的persson系数λp由0.351提高至0.457，提高率为30.2%，。该结果说明随进水流速的升高，系统有效容积增大，水力停留时间延长；同时水31 \n华中科技大学博士学位论文流扩散作用减弱，使污染物浓度梯度变大，二者均有利于污染物的去除。可见，在相同日水力负荷下，采用间歇配水方式可以保证较高的流速，从而获得较好的水力效率。在A、B两种工况下，出水浓度达到峰值浓度3%时流出系统的累计水量φm均接近0.1，说明进水流速不会影响系统示踪剂的最初洗出。0.7工况A工况B0.60.50.40.30.20.10.0σθ2λtλpφm图3-7不同进水流速条件下系统水力效率对比3.4.4不同进水周期对系统水力学的影响3.4.4.1不同进水周期对系统RTD的影响为探讨相同进水流速和相同日水力负荷下不同间歇进水周期对垂直流人工湿地RTD的影响，分别在A、D、E三种运行工况下对该系统进行示踪剂试验并分别绘制无因次RTD曲线如图3-8所示。从图3-8可以看出系统无论在哪种工况下运行，系统中水流都不是理想推流流态。C(φ)曲线的峰前斜率较大，但是随着系统进水间歇周期的缩短，C(φ)曲线峰前斜率逐渐减小，这主要是由于间歇周期越长，水流的静态扩散作用越大，同样水量洗出的示踪剂的相对质量就越多。这意味着较短的进水间歇周期可以降低系统的短流程度。其次从图3-8曲线可以看出A、D、E三种运行工况下，示踪剂从系统中流出均出现了一定程度的延迟。延迟时间内流出系统的水量百分比分别为5.1%、4.6%和3.9%，说明系统在进水间歇周期越长，系统示踪剂被最初洗出达到出口所需水量越少，但由于该值相对于间歇期内的6小时、12和24小时来说无显著性差异，因此可以推断系统运行间歇周期长短对示踪剂的最初洗出影响较小。32 \n华中科技大学博士学位论文另外从图3-8曲线还可以看出系统在三种运行工况下，都出现了滞水现象且峰后曲线近似，曲线斜率无变化规律，说明间歇运行周期长短对系统水流滞水没有影响，既没有改善也没有恶化。1.8工况A工况D工况E1.61.41.21.00.80.60.40.20.00.00.51.0校正参数,φ1.52.0图3-8不同进水周期下的无因次示踪剂浓度响应曲线3.4.4.2不同进水周期对系统水力效率的影响在相同累计出水体积条件下比较流出系统的示踪剂的量与投加量，计算得到工况A、D、E三种运行工况下示踪剂回收率分别为99.9%、92.0%和93.7%。示踪剂实验运行良好。图3-9为A、D、E工况下系统水力学性能参数计算结果。本系统在A、D、E三种运行工况下的容积利用率分别为56.2%、47.9%和43.2%，A与D运行工况和D与E运行工况的相对有效容积分别增加15%和10%。由此可以看出日负荷量相同情况下，随着间歇周期的缩短，系统的容积利用率升高。系统在A、D和E三种运行工况下，σθ分别为0.375、0.488和0.542。系统随间2歇周期的延长，σθ2值增大，A与D运行工况和D与E运行工况的相对扩散程度分别降低了32%和10%。A、D、E三种运行工况下，λp分别为0.351、0.245和0.198，φm分别为0.09、0.08和0.01，均呈下降趋势。A与D运行工况和D与E运行工况λp和φm的相对下降量分别为31%、17%和11%、87%。由此可以初步推断系统间歇运行周期的延长会降低系统水力效率且随系统间歇运行周期的延长，水力效率的下降量呈减小趋势。33 \n华中科技大学博士学位论文由以上分析结果看出，在相同日水力负荷和进水流速条件下，系统采用较短的运行周期具有较大的λt、λp值和较小的σθ值，表现出较好的水力学效果，从而更有利于发2挥系统的去除污染物能力。另外，12小时的间歇期与6小时的间歇期相比水力效率下降较快，24小时的间歇期与12小时的间歇期相比水力效率下降速度有明显减慢趋势。由于试验所限没有采用更短的间歇周期做试验对比，可以考虑在下一步进行对比试验。0.6工况A0.5工况D0.4工况E0.30.20.10.0σ2θλtλpσθφm图3-9不同进水周期下系统水力效率对比3.4.5不同进水方式对系统水力学的影响3.4.5.1不同进水方式对系统RTD的影响不同进水方式指连续进水方式和间歇进水方式，采用相同进水流速不同进水方式的A、F两种工况对系统展开示踪剂试验。图3-10为A、F两种工况下的无因次RTD曲线。曲线峰值及矩心对应的φ值均小于1.0，水流均偏离理想推流流态。1.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0工况A工况F0.00.51.01.52.0校正参数,φ图3-10不同进水方式下的无因次示踪剂浓度响应曲线34 \n华中科技大学博士学位论文在进水流速相同的情况下，F工况下C(φ)曲线峰值较A工况推后。这是由于F工况为连续进水，增强了水流的推动作用，降低了水流的静态扩散作用，因而洗出示踪剂所需水量更多。这与间歇进水周期对系统停留时间分布影响规律相互印证。3.4.5.2不同进水方式对系统水力效率的影响在相同累计出水体积条件下比较流出系统的示踪剂的量与投加量，计算得到工况A、和D条件下的示踪剂回收率分别为99.9%和86.3%。由于D工况为连续进水，静态扩散作用较小，相同出水体积下的示踪剂洗出量较间歇式进水少，导致示踪剂的回收量略低。图3-11为A、F工况下系统水力学性能参数计算结果。连续进水的工况F和间歇进水工况A下λt分别为0.528和0.562，下降比率为6%；σθ2值分别为0.375和0.340，下降比率为10%；短流与扩散综合作用的λp均约为0.35。计算结果说明当采用相同流速进水时，两种进水方式对系统水力效率综合影响效果参数值无显著差异。然而，相同进水流速下间歇进水方式较连续进水方式系统的日水力负荷减小，能够保证污染物足够的停留时间，有利于污染物的去除。在A、F两种工况下，出水浓度达到峰值浓度3%时流出系统的累计水量φm均接近0.1，说明相同流速不同进水方式不会影响示踪剂的最初洗出。0.7工况A工况F0.60.50.40.30.20.10.0σ2θλtλpφm图3-11不同进水方式下系统水力效率对比3.4.6间歇进水垂直潜流人工湿地内部水流规律在运行工况A条件下，采用3.3.6试验方法对VFCW系统内水流流态规律展开35 \n华中科技大学博士学位论文试验研究。图3-12即VFCW1#和5#取样口分别在不同层的示踪剂浓度变化规律。其中1#取样口正设于布水管下方，5#取样口设于两布水管之间。从图3-12可以看出1#与5#取样口处示踪剂浓度随池深方向变化规律刚好相反。1#取样口处示踪剂浓度沿着水流方向（系统池深方向）随时间依次出现峰值，峰值依次降低。而5#取样口处示踪剂浓度在3层断面和4层断面与系统投加示踪剂前的背景浓度接近且没有变化，持续时间内未出现峰值，2层断面5#取样口处示踪剂浓度随时间出现双峰值但示踪剂总体浓度不高。分析原因是由于5#取样口距布水管有一定距离，且基质渗透性较好，水流在重力作用下渗流速度相对于横向扩散速度要大，造成5#取样口在湿地接近水面处不能检测出示踪剂，说明水流出现优先路径，造成系统短流现象。但随时间的推移，由于扩散和再次进水引起的混合作用，在湿地下层空间能够测出示踪剂的变化。而1#取样口靠近布水管，示踪剂在系统内随水流流动呈现近似推流规律。在距池底部100mm断面上（即第1层断面），1#和5#取样口示踪剂浓度随时间变化趋于一致，如图3-13所示，且接近出水示踪剂响应曲线。说明由于横向扩散，水流在到达该断面时扩散已基本完成，布水口位置对垂直流湿地底部影响较小。此外，1#取样口沿着水流方向示踪剂流出拖尾逐渐变长，说明水流轴向扩散沿水流方向逐渐增强。80001层1#取样口3层1#取样口1层5#取样口3层5#取样口2层1#取样口4层1#取样口2层5#取样口4层5#取样口70006000500040003000200010000第1天第2天第3天时间图3-12VFCW系统各层取样口处电导率变化36 \n华中科技大学博士学位论文30001层1#取样口25001层5#取样口2000150010005000第1天第2天第3天时间图3-13VFCW系统1层（距池底100mm）取样口处电导率变化通过以上分析，可以推断若想充分发挥渗透性良好的垂直流人工湿地有效容积首现要考虑系统布水均匀性，可采用增加布水孔的形式。其次可考虑间歇进水方式增大进水流速的运行方式将较高浓度的原水引入到湿地下层空间，提高底部有机物浓度梯度及溶解氧浓度，充分发挥湿地下层净化功能；但需控制进水流速或进水时间避免水流穿透基质减小水流在系统内的停留时间；或可采用大流速、小流速交替运行的方式。3.5小结（1）对于基质渗透性良好的VFCW系统，当水力负荷低于导致滞水的上限值时，出水流量随进水流速增加而增大，二者具有明显的正相关（R2=0.9996）。（2）垂直潜流人工湿地无因次RTD曲线可以看出，无论间歇周期长短，均出现短流和滞水使系统实际水流偏离理想流。（3）种植植物对间歇进水VFCW出水流量及停留时间分布影响较小，但在一定程度上提高了系统的水力效率，表现在有效容积比λt和persson系数λp分别提高9%和11.4%，扩散作用σθ下降3%。2（4）当采用相同日水力负荷和间歇进水周期，适当地提高进水流速可提高系统的有效容积，降低混合扩散程度，从而提高系统的水力效率。其中λt、λp分别提高11.4%和30.2%，σθ下降27.9%。2（5）在相同日水力负荷下，采用较短间歇进水周期可提高系统的有效容积，降37 \n华中科技大学博士学位论文低混合扩散程度，从而提高系统的水力效率。（6）采用相同进水流速，连续和间歇运行模式对系统水力效率综合影响效果无显著差异，表现在综合水力学性能参数λp均为0.35。（7）在相同日水力负荷下，采用间歇进水方式可以保证较高的流速，从而获得较高的水力效率。在相同进水流速下，间歇进水方式较连续进水方式系统的日水力负荷减小，能够保证污染物足够的停留时间，有利于污染物的去除。（8）布水均匀性对垂直流湿地系统内部水流扩散有一定影响。通常在布水口下方附近水流流动更接近推流，溶质不能到达系统中远离布水口位置的上层空间。因此当布水口偏少，布水不均匀使得水流出现短流，湿地上部有效空间不能充分发挥。38 \n华中科技大学博士学位论文4水力条件对垂直流人工湿地处理效果的影响4.1概述影响VFCW处理污水净化效果的因素很多，通常需要通过选择适当的植物和基质，采取一定的工程措施将系统中的水流条件控制在最佳状态，以强化并最大限度发挥湿地净化污染物效果。因为水力负荷、水流速度、配水方式等水力条件直接影响着污染物与基质、微生物接触的有效性、系统内的溶解氧分布和缺氧程度，也影响着湿地基质的物理化学特性，从而影响微生物的多样性、活性，影响植物的生长、污染物的沉积、微生物转化、植物吸收及基质的吸附过程。若水力条件设计与控制不当，会使系统难以高效发挥净化功能，甚至不能达到净化污染物的目的。因此，水力条件的设计与控制是VFCW系统发挥净化功能的关键之一。本章从水力负荷、停留时间、进水流速、进水周期、布水方式等水力条件来考察其对VFCW系统净化效果的影响。为该类型人工湿地系统的优化设计和运行提供实践经验。4.2材料与方法4.2.1进水水质试验用水为人工模拟废水。主要采用葡萄糖、磷酸氢二钾、氯化铵、奶粉，淀粉等成分人工配置。试验水质见表4-1。表4-1试验进水水质CODcr(mg/L)NH4-N(mg/L)TN(mg/L)TP(mg/L)温度pH6-8138~165（150）19~24（20）19~24（22.13）3~3.2（3.12）20~28℃注：括号内为平均值4.2.2试验方法实验过程中每天对VFCW实验系统进水和出水进行采样，并检测相关水质指标。常规理化指标按照国家环保局《水和废水监测分析方法》（第四版）中水质检测方法[130]进行测定。具体的分析项目和分析方法见表4-2。39 \n华中科技大学博士学位论文表4-2试验分析项目与分析方法分析项目pH值温度分析方法HACH便携式pH测定仪HACH便携式温度测定仪溶解氧SSHACH便携式溶解氧测定仪HACH分光光度计CODcrNH4-NNO2-NNO3-NTN重铬酸钾法纳氏试剂比色法N-（1-奈基）-乙二胺光度法麝香草酚法碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法过硫酸钾消解，钼锑钪分光光度法TP4.3结果与分析4.3.1水力负荷对污水净化效果的影响垂直流人工湿地的水力负荷是指单位时间单位面积上的水量，是衡量人工湿地污水净化能力的一个重要的水力学指标，是影响垂直流湿地运行效果的一个重要因素。通常用q来表示，单位为mm/d。计算公式如下：q=Q（4-1）A式中Q=湿地进水流量，[L3T-1]；A=湿地表面积，[L2]；q=平均水力负荷率，[LT-1]。由于系统采用间歇进水方式运行，平均水力负荷率指的是平均流速。在进水期内的水力负荷称为瞬时水力负荷率，与进水流速物理意义相同，单位用mm/min表示。一次进水持续时间内单位面积通过的水量称为单次进水负荷，单位用mm/次表示。系统考察了六种不同的水力负荷率对污水净化效果的影响，日平均水力负荷率分别为50mm/d、100mm/d、200mm/d、300mm/d、400mm/d、500mm/d。试验采用VFCW典型间歇进水方式。每个阶段具体的运行工况和进水方式如表4-3所示。40 \n华中科技大学博士学位论文其中每种工况运行时间在两周以上，确保系统在每种工况下达到稳定运行。表4-3水力负荷对污水净化效果的影响实验运行工况日平均水力负进水流速荷q（mm/d）（mm/min）（mm/次）单次进水负荷每日进水单次进水时间间歇时间（min）工况次数（h）ABCDEF506.256.256.256.256.256.2512.5254261002003004005004448688665037.550838350102.44.3.1.1水力负荷对CODcr去除效果的影响六种水力负荷条件下湿地系统CODcr去除率变化如图4-1所示。1009080706050403020100COD去除率0100200300400500水力负荷,mm/d图4-1水力负荷对CODcr去除率影响根据试验结果：当进水CODcr浓度在150mg/L左右时，水力负荷50mm/d~500mm/d变化范围内，出水浓度在19.3~54.1mg/L之间，去除率达到63.93%~87.12%。从图中可以看出水力负荷对间歇进水VFCW系统中有机物（CODcr）的去除有一定影响。当系统的水力负荷由50mm/d提高到200mm/d时，CODcr去除率随着水力负荷的增大而增大，分析原因是由于当系统水力负荷较小时（50mm/d），单位面积湿地每日接纳的污水量较少，污水中提供给微生物的营养物缺乏（有机负荷为7.5gCODcr/m2·d），使微生物活性较低、微生物增长速度较慢而不利于有机物的降解。当增大系统水力负荷，进入湿地系统的有机物增多，微生物活性和数量增大也41 \n华中科技大学博士学位论文越有利于有机物的降解。但当系统的水力负荷由200mm/d继续升高时，CODcr去除率随着水力负荷的增大而减小。分析原因主要是由于水力负荷增大造成水力停留时间缩短，有机物未被微生物利用即随出水流出，使CODcr去除率下降。另外也有学者认为由于营养物充分使湿地中微生物过量繁殖和植物生长而降低了湿地的孔隙率，更进一步减小了水力停留时间。本研究认为间歇的进水方式所采用的较大瞬间水力负荷率和较短的间歇时间对颗粒性有机物造成的颗粒污染物与微生物接触时间缩短是CODcr去除率下降的主要原因。有机物主要分为溶解性有机物和颗粒性有机物，对于溶解性有机物来说更易于被微生物降解，而颗粒性有机物首先被拦截、吸附于基质微生物表面，然后在一定的停留时间内才逐步得到降解。然而本系统采用间歇进水方式，瞬时水力负荷率相对连续运行方式要高许多，因此在进水期间水流对系统内部的水力剪切作用较大。在本次试验中所有工况均采用相同的进水流速，且进水时间均不超过8min以减少比较结果的干扰。每个工况每次进水量都不超过50mm/次，工况D甚至比工况C的单次水力负荷还小，但是工况D、E、F的间歇时间明显比工况A、B、C要短一倍甚至更多，颗粒性有机物不能充分得到降解即被较高流速的进水冲刷、扰动，使其脱离基质与微生物表面，甚而流出系统缩短其在系统内的停留时间，使CODcr去除率下降。但对溶解性有机物来说较短的停留时间仍能保证被微生物利用，所以在所有工况条件下，CODcr的去除率可以保证60%以上。将工况D与工况B比较，工况D单次水力负荷较工况B大，即使间歇时间缩短一倍，但CODcr的去除率不比工况B差。但当单次水力负荷继续增大到工况E、F时，系统运行间歇时间缩短对CODcr的去除率影响显著。所以对间歇运行VFCW来说，除考察水力负荷对有机物去除率的影响，还要同时考虑单次水力负荷、瞬时水力负荷和间歇周期对有机物去除率的综合影响效果，以充分利用间歇进水垂直流人工湿地的处理能力，防止湿地中的微生物、植物因缺乏营养而降低去除率，同时防止水力停留时间过短等问题的产生。进水负荷在50mm/d~300mm/d之间时，CODcr的去除率均可以达到75%以上，但是由于水力负荷过低，不能充分发挥湿地的处理能力，使处理相同日流量的污水42 \n华中科技大学博士学位论文时增加占地面积而不经济。综合考虑有机物去除效果和占地面积以及实际工程的经济性，可考虑选择水力负荷为200mm/d~300mm/d较佳。4.3.1.2水力负荷对氮污染物去除效果的影响六个水力负荷条件下湿地系统NH4-N、TN去除率变化如图4-2a和图4-2b所示。10090NH4-N去除率807060504030201000100200300400500水力负荷,mm/d图4-2a水力负荷对NH4-N去除率影响1009080706050403020100TN去除率0100200300400500水力负荷,mm/d图4-2b水力负荷对TN去除率影响根据试验结果：进水NH4-N和TN浓度分别在20mg/L左右和22mg/L左右时，水力负荷在50mm/d~500mm/d变化范围内，NH4-N和TN出水浓度分别在10.5~16.1mg/L和10.7mg/L~17.0mg/L之间，去除率分别达到17.71%~48.20%和21.36%~51.82%。由图4-2a和图4-2b可见，水力负荷对间歇进水VFCW系统中的N污染物去除影响较大。当系统的水力负荷由50mm/d提高到100mm/d时，NH4-N和TN的去43 \n华中科技大学博士学位论文除率随着水力负荷的增大而迅速升高，NH4-N去除率由32%提高到46%，TN去除率由38%提高到51%，提高率分别为44%和34%。当系统的水力负荷继续升高到200mm/d时，NH4-N和TN的去除率均达到最大，即48%和52%，但与水力负荷为100mm/d时系统对NH4-N和TN的去除率相比，增值幅度不大。若水力负荷由200mm/d继续升高，NH4-N和TN的去除率随着水力负荷的增大而减小，尤其当水力负荷超过300mm/d时，NH4-N和TN的去除率急剧下降到23%和27%以下。分析原因是因为当系统水力负荷过小时，污水在湿地系统内的停留时间较长，易使系统处于厌氧状态，抑制了硝化作用，并且较低的水力负荷也会导致植物吸收利用氮盐合成自身营养物质的速度减慢，从而导致NH4-N和TN的去除率不高。当系统水力负荷过大时，污水在湿地系统内的停留时间过短，无法达到硝化菌的世代时间，部分硝化菌易随水流带出系统，从而抑制了硝化反应的进行而不利于氮的去除。另外，由于水力负荷大，有机负荷大，有机物降解过程中消耗了大量溶解氧，也影响到硝化细菌的生长，不利于硝化反应的进行。当进水负荷在100mm/d~300mm/d之间时，NH4-N的去除率可以达到40%以上，TN的去除率则可以达到45%以上，为间歇进水垂直流人工湿地的高效段。4.3.1.3水力负荷对磷污染物去除效果的影响不同水力负荷条件下湿地系统进出水TP浓度及其去除率变化如图4-3所示。10090TP去除率807060504030201000100200300400500水力负荷,mm/d图4-3水力负荷对TP去除率影响根据试验结果：进水TP浓度在3.2mg/L左右时，水力负荷50mm/d~500mm/d变化范围内，出水浓度在2.2mg/L~2.8mg/L之间，去除率为10.83%~29.02%。总体44 \n华中科技大学博士学位论文来说，间歇进水VFCW系统对TP的去除效果较差。根据文献资料[131,132]，湿地系统中的磷主要是通过基质的物理化学作用、微生物的积累及植物的吸收等几方面协同作用去除的。其中人工湿地中微生物对磷的同化吸收作用和聚磷菌对磷的过量积累作用较小。同时湿地植物生长达到稳定后，植物吸收对TP的去除效果也不明显。而基质填料对磷的吸附沉降作用才是人工湿地除磷的主要机理。由于本实验装置运行已有两年，与系统运行之初TP去除率50%~60%相比，TP的去除率明显下降，由此可以推断基质填料对磷的吸附量几近饱和，从而系统除磷效果不尽人意。从图4-3可以看出平均日水力负荷率与间歇进水VFCW磷去除率相关性不大，但每次进水负荷对间歇VFCW的磷去除率有一定影响，而间歇时间对磷去除效果影响不大。当每次进水负荷在37.5mm时，磷去除率达到最大，即29.02%，当每次进水负荷在50mm时，无论间歇时间是6小时还是3小时亦或者2.4小时，TP去除率较为接近，均为20%左右。说明在同样进水流速的扰动下，增加或缩短间歇时间无益于TP的去除，但减小每次进水负荷亦即缩短高流速对系统内部水力扰动持续时间对磷的去除是有利的。通过计算工况D、E、F条件下水力停留时间接近1天或1天以内，吸附在基质微生物表面的磷不会因为停留时间过长而再次释放。对于工况A和工况B，高流速对系统基质的冲刷持续时间也较短，但由于每次进水负荷较低，同时日平均水力负荷也较低，使污水停留时间过度延长达到2天以上，湿地系统中的厌氧加剧，聚磷菌在厌氧条件下将磷释放出来致使TP去除率下降不足15%，甚至低至11%。4.3.2停留时间对污水净化效果的影响通过前面分析，湿地系统对污水的净化效果实际与水力停留时间非常密切。通常认为停留时间过短会造成生化反应不够充分，停留时间过长又会引起污水滞留和系统内厌氧区扩大，因此过短或过长的停留时间都对湿地污染物的去除效果产生影响。但是不同学者针对不同的湿地类型所确定的最佳停留时间的研究结论却有不同。根据U.S.EPA调查数据，要保持较高的BOD5去除率，HRT为1-2天即可。根据王世和的研究结果，对气温30℃、水深60cm、连续运行的潜流人工湿地，5.5d的水45 \n华中科技大学博士学位论文力停留时间最有利于湿地对各类污染物去除效果的发挥。水力停留时间分为理论停留时间和实际平均停留时间，实际平均停留时间可用停留时间分布模型计算，在3.2.1章节中已有叙述。在此使用理论停留时间的概念考察停留时间对污水净化效果的影响。图4-4即水力停留时间与CODcr、NH4-N和TN去除效果的关系图。1009080706050403020100CODNH4-NTN012345水力停留时间,d图4-4水力停留时间对CODcr、NH4-N、TN去除率影响从图中可以看出，水力停留时间在0.5~1天时，CODcr去除率随水力停留时间延长而快速升高而达到最大值接近90%，但当停留时间继续延长，CODcr去除率开始下降，且在停留时间达到2天以上时，CODcr去除率下降速度减慢。这是因为停留时间过短，被微生物所吸附的有机物未被充分降解即被水流带出系统表现出系统较低的有机物去除率。随停留时间增大，被截留、吸附的悬浮有机物逐渐被微生物水解而去除，而停留时间过长会使系统的厌氧区增大，部分微生物进入内源呼吸导致活性下降，CODcr去除率反而降低。但在停留时间足够长，超过0.6d时，CODcr去除率均达到75%以上。这说明污水中有机物主要以溶解性有机物为主，且其主要通过基质及植物根系附着生长的大量生物膜的吸附、吸收及生物降解而去除的，去除速率较快。在最佳水力负荷条件下，若想进一步提高CODcr去除率，需改善水力性能，尽量延长污水与系统中微生物的接触时间。图4-4还显示出NH4-N和TN去除效果与水力停留时间的关系。从图中可以看出停留时间在1天到2天左右时，NH4-N和TN去除率均较好。当水力停留时间过短，NH4-N未来得及硝化即被水流带出池外，使出水NH4-N和TN浓度偏高。但当46 \n华中科技大学博士学位论文水力停留时间过长，系统处于严重缺氧状态，从而抑制硝化作用，导致氮污染物去除率下降。若想提高N污染物去除率，除保证一定的水力停留时间外，需尽量改善系统中溶解氧水平，促进硝化细菌的繁殖。TP受水力停留时间的影响规律在4.3.1.3节中已有叙述，在此不再赘述。4.3.3进水流速和进水周期对污水净化效果的影响从4.3.1节中的试验结果和分析可以看出，VFCW系统在保证较好的污水净化效果前提下，通常存在一最佳水力负荷。但对于间歇周期进水的VFCW系统来说，水力负荷采用的是每天的平均水力负荷。根据第3章的研究结果，在同一水力负荷条件下，不同的进水流速（进水时段内平均水力负荷）引起湿地系统内水力学性能的变化。因此有必要开展在同一水力负荷条件下，不同进水流速和进水周期对污水净化效果的影响。试验运行工况和进水方式如表4-4所示。表4-4进水流速和进水周期对污水净化效果的影响运行工况日平均水力负进水流速荷q（mm/d）（mm/min）（mm/次）单次进水负荷每日进水单次进水时间间歇时间（min）工况次数（h）A1A2B1B2B3C1C22002003003003004004006.256.256.256.2512.56.2512.525508434844888663663337.575126755085044.3.3.1进水周期对污水净化效果的影响保持进水流速不变，仅考察进水周期对污水净化效果的影响。即分别对工况A1、A2和B1、B2的进水方式下系统出水的各污染物浓度进行比较，并将结果绘于图4-5a和图4-5b中。47 \n华中科技大学博士学位论文10090A1A280706050403020100CODNH3TN图4-5aA1、A2工况下CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较10090B1B280706050403020100CODNH3TN图4-5bB1、B2工况下CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较图4-5a和图4-5b分别是水力负荷为200mm/d和300mm/d时，进水周期对系统CODcr、NH4-N、TN的去除率影响效果。通常在保持水力负荷不变、进水流速不变的条件下，进水周期变化会带来进水次数和单次进水持续时间的变化。从图中可以看出当水力负荷为200mm/d时保持进水流速不变，短时多次进水和多时少次进水对污染物去除效果影响不大。其中CODcr、NH4-N、TN的去除率分别在90%左右、49%左右和50%左右。而在水力负荷为300mm/d时，同样进水流速下，短时多次进水和多时少次进水对污染物去除效果影响较大。当缩短每次进水时间、增加日进水次数时，CODcr、NH4-N、TN去除率由75%、27%、33%分别提高到78%、44%和48%。已有研究发现，垂直流人工湿地采用间歇进水方式可以提高系统中溶解氧水平，从而加强微生物和植物的生命活动而提高湿地对CODcr、NH4-N、TN的去除。因此增加进水次数对于提高系统溶解氧是有利的，从而有助于提高污染物尤其氮污染物的去除率。同时减少每次进水时间即减少每次进水量，将有助于污水与湿地系统内48 \n华中科技大学博士学位论文微生物的充分接触，减少污水由于短流而穿透系统的机会，这对提高污染物去除率极为有利。然而，不同水力负荷下，单次进水持续时间对CODcr、NH4-N、TN的去除率影响效果却有不同。这是由于在200mm/d的水力负荷时，污水在湿地内的停留时间较长，污水能够比较充分的与基质及植物根系周围的微生物相接触，生化反应比较完全，污染物去除率较高，再增加进水次数、减小单次进水量难以更进一步提高该湿地的去除效果。同时也说明在6.25mm/min进水流速下，8min进水历时不会引起污水由于短流而穿透系统的现象。而在300mm/d的水力负荷时，12min的进水持续时间减少了污水在系统内的停留时间对污染物的去除极为不利，在以后的试验中应该尽量避免。此外，根据McNevin等[133]的研究发现，NH4-N主要被快速的吸附在有机质表面，其后的硝化过程主要在两次进水的间歇时间内完成，且随时间延长硝化速率减慢。因此对间歇进水VFCW来说可以尽量减少进水持续时间、增加进水次数同时也要保证一定的进水周期。4.3.3.2进水流速对污水净化效果的影响为考察进水流速对污水净化效果的影响，分别在工况B1、B3、C1、C2下开展实验研究。图4-6a和图4-6b是水力负荷为300mm/d和400mm/d时，进水流速对CODcr、NH4-N、TN的去除率影响效果。10090B1B380706050403020100CODNH3TN图4-6aB1、B3工况下CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较49 \n华中科技大学博士学位论文10090C1C280706050403020100CODNH3TN图4-6bC1、C2工况下CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较从图中可以看出，无论在水力负荷为300mm/d时，还是为400mm/d时，增加进水流速都不同程度的提高了CODcr、NH4-N、TN的去除率。其中水力负荷为400mm/d时，增加进水流速对于提高CODcr、NH4-N、TN的去除率更为明显，其去除率分别提高24%、20%和11%。这主要是因为随进水流速的提高，系统的水力学性能有所改善，即系统的有效容积增大，水力停留时间延长且水流扩散作用减弱，从而有助于提高污染物去除效果。此外，对于渗透性能较好的基质，较高的进水流速使得进水能够快速到达湿地中部到底部空间，使中底部空间有更多的溶解氧机会，为硝化细菌的繁殖创造条件，有助于NH4-N、TN的去除。因此，在保证同样污水净化效果的前提下，VFCW系统采用较高进水流速，可以提高水力负荷，使湿地的占地面积大大减小。4.3.4布水方式对污水净化效果的影响从以上分析中可以推断，提高VFCW处理污染物效率的最主要水力学条件实质是尽量提高污水中污染物与湿地基质和植物根系周围的微生物接触效率，提高湿地有效容积。其中湿地系统中的短流缺陷又是影响湿地有效容积和水力停留时间的主要因素，通常通过改变系统的布水均匀性可以减少系统优先水流现象，改善VFCW的水力性能，提高湿地有效容积比，从而提高污水净化效率。本节将讨论布水方式对VFCW系统污水净化效果的影响。湿地布水方式一：采用传统穿孔管布水，共设有9个布水孔，孔口直径为2mm。湿地布水方式二：采用新型灌水器布水，在整个湿地表面均匀布设49个灌水器。两种布水方式的进水方案相同，工况见表4-5。50 \n华中科技大学博士学位论文表4-5湿地布水系统对污水净化效果的影响运行工况日平均水力负进水流速单次进水负荷每日进单次进水时间间歇时间（min）工况荷q（mm/d）（mm/min）（mm/次）水次数（h）方式一方式二方式一方式二2002004004006.256.256.256.2550505050448888886633图4-7a和图4-7b分别是200mm/d和400mm/d进水负荷下两种布水方式对CODcr、NH4-N、TN的去除率影响效果对比。从图中可以看出200mm/d的进水负荷，布水方式的影响较小。这可能因为该水力负荷条件下微生物对有机污染物和N污染物的去除能力基本达到最大，布水均匀性的目的在于提高容积利用率或者在相同负荷下延长实际水力停留时间。在停留时间已基本满足微生物降解污染物的情况下，再延长停留时间不能显著改善处理效果。另一原因可能是该实验是在布水装置刚刚改造完成后即进行，微生物的增长量和活性在整个系统中受前一布水条件的影响分布还不均匀，尚还不足以充分发挥系统潜力。10090方式一方式二80706050403020100CODNH3TN图4-7a水力负荷200mm下不同布水方式对CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较10090方式一方式二80706050403020100CODNH3TN图4-7b水力负荷400mm下不同布水方式对CODcr、NH4-N、TN去除率效果比较51 \n华中科技大学博士学位论文在400mm/d的进水负荷条件下，通过增加布水点提高布水均匀方式提高了CODcr、NH4-N和TN去除率，提高率分别为38%、23%、14%。分析原因是因为该实验运行了较长一段时间，由于布水均匀性大大改善，微生物分布也更为均匀，能够充分发挥湿地整个容积的降解污染物能力。此外，布水均匀性使得污水发生短流的机会减少，延长了污水在系统内的实际停留时间。同时由于布水点增加，单个灌水器的出流流速减少，从而水流对悬浮颗粒的冲刷和扰动也可以降低，因此该条件下，CODcr的去除率甚至接近90%。从实验结果来看，通过改善湿地系统布水均匀性有利于提高湿地容积利用率，在相同占地面积条件下，达到相同处理水平，系统的水力负荷率大大提高。4.4小结（1）水力负荷对间歇进水VFCW系统中污染物的去除影响较大。CODcr、NH4-N、TN去除率均随水力负荷的升高有先升高后降低趋势，最佳水力负荷在200mm/d左右，CODcr、NH4-N、TN去除率分别为87%、48%、52%。（2）水力停留时间过短或过长都不利于VFCW系统污染物的去除。最佳水力停留时间控制在2天左右，CODcr、NH4-N、TN去除率可以达到87%、49%、52%。较好。（3）当水力负荷为200mm/d时保持进水流速不变，短时多次进水和多时少次进水对污染物去除效果影响不大。（4）当水力负荷为300mm/d时，同样进水流速下，短时多次进水和多时少次进水对污染物去除效果影响较大。当缩短每次进水时间、增加日进水次数时，CODcr、NH4-N、TN去除率由75%、27%、33%分别提高到78%、44%和48%。（5）增加进水流速有助于提高CODcr、NH4-N、TN的去除率。其中水力负荷为400mm/d时，增加进水流速对于提高CODcr、NH4-N、TN的去除率更为明显，其去除率分别提高24%、20%和11%。（6）布水均匀性有助于高水力负荷条件下系统对污染物的去除效果的提高，其中水力负荷为400mm/d时，CODcr、NH4-N、TN的去除率分别提高了38%、23%、14%。布水均匀性有利于提高湿地容积利用率，提高湿地处理负荷。52 \n华中科技大学博士学位论文5垂直流人工湿地反应器流动特性模型5.1概述生物反应器理论被广泛应用于废水生物处理过程中，其中包括人工湿地净化污水处理构筑物。目前仍然被世界各国广泛接受和使用的—级动力学人工湿地模型借鉴的就是反应器理论。生物反应器内部水流流动特性是建立人工湿地污染物降解模型首先要研究的重要内容。流动特性影响水流及水流中污染物质在反应器内的停留时间分布，从而影响反应效率，因为对于一个已知反应速率的方程，污染物减少的程度与污水在反应器内的停留时间相关，因此需要开展人工湿地反应器流动特性模型的研究。而反应器流动特性模型实质就是停留时间分布模型，所以本章主要针对人工湿地停留时间分布模型讨论垂直流人工湿地的流动特性。模型参数可以通过示踪剂响应曲线进行估计。起初，为了简化湿地中水力行为，推流反应器模型及完全混合反应器模型均被采用来对人工湿地的流动特性进行模拟。美国环保局[134]，水污染控制联盟[135]以及Reed等人[90]推荐采用理想的推流反应器模型预测污染物去除水平。在理想推流条件下，假定湿地不存在混合和扩散。在进口投加示踪剂后出现瞬时峰值，这个瞬时峰值在经历了理论停留时间后以同样的峰值从出口排出。所以对于推流反应器，不存在停留时间分布，反应器中各粒子在系统中经历同样的停留时间，可以用迪拉克三角函数描述。水污染控制联盟[135]也推荐人工湿地采用完全混合反应器模型，在完全混合条件下，假定示踪剂在瞬时投加后，立即被均匀分散到整个反应器容积内。表现为湿地中各粒子经历一定的时间后，将有同等的机会离开池子。对于完全混合反应器可以用幂指数曲线描述停留时间分布。但是，实际上人工湿地反应器是介于推流和完全混合之间的一种流态，典型水流流态是处于层流与紊流的过渡区。理想的反应器模型显然不能描述湿地中复杂的水流特性。在理想反应器模型之后，出现了若干种模型用于模拟人工湿地的非理想53 \n华中科技大学博士学位论文反应器水流特性，这包括PFD模型、TIS模型、若干并联的PF模型、网络模型等。第二章中已经详细讨论了不同运行工况下的停留时间分布曲线。根据停留时间分布曲线，C(φ)曲线形心不在φ=1处，垂直潜流人工湿地的水流既不是理想推流，也不是理想完全混合流，而是介于这两种流态之间。湿地内部有短流现象，另外曲线的拖尾表明湿地内部存在滞留区。反应器理论中的一些水流流动模型可产生类似停留时间分布曲线，为简化垂直流人工湿地的复杂水流特点，进而研究人工湿地污染物降解能力，本章分别用TIS模型（N个串联的完全混合反应器模型）、延迟TIS模型（理想推流与N个串联的完全混合反应器相结合模型）和移位对数正态分布模型对该间歇进水的垂直潜流人工湿地系统的RTD进行拟合。5.2理论基础间歇进水VFCW系统的水流是非连续流，然而反应器流动特性模型通常用于描述连续流的流动性能。根据第二章的研究基础和理论，将描述稳定、连续流的RTD函数进行了一些修订，修订后的RTD函数是出水浓度以无因次累计排水体积为变量的函数。以下模型函数也做相应修正。5.2.1TIS模型扩散是在模拟非理想反应器水流特性时应予考虑的因素。当轴向分散量是变化的情况下，可以用若干串联完全混合反应器来进行模拟。其示踪剂无因次停留时间分布曲线可用下式表达，N(N−1)!C(φ)=(Nφ)N−1e−Nφ（5-1）式中，N为模型参数，表示串联反应器的个数；φ，C(φ)分别为无因次流量加权时间和无因次示踪剂响应浓度函数。5.2.2延迟TIS模型由于示踪剂在最初流出系统有一延迟的时间，通常延迟可以通过在一系列完全54 \n华中科技大学博士学位论文混合池(CSTR)叠加一理想推流反应器（PF）,该模型称为延迟TIS模型。这个模型被分成两个部分，C(φ)=0,Vout≤VmN(Voutm)N1−(Voutm)⎤⎡⎢⎣−V⎤exp⎢⎡−N−VC(φ)=VresN（5-2）,Vout>Vm⎥⎥VCST(N−1)!VCSTVCST⎦⎣⎦式中，N为串联反应器的个数；Vm为延迟时间对应流出系统的水量体积，[L3]；Vres为系统平均实际利用容积，[L3]；通过C(φ)曲线可以求得。V为完全混合反应CST器平均实际利用容积，[L3]，即系统平均实际利用容积减去延迟时间对应流出系统的水量体积。5.2.3移位对数正态分布模型当停留时间分布曲线有较陡的峰前斜率和较长的拖尾现象使曲线呈现不对称性时，可以考虑采用移位对数正态分布模型拟合水流流态。该模型表达式为：⎧2⎫⎪1⎪1⎡ln(φ−φm)−μ⎤C(φ)=2πσ(φ−φm)exp⎨−（5-3）⎬⎢⎥⎪2⎩⎣σ⎦⎪⎭式中σ和μ为模型参数，φm为移位时滞时间内流出系统水量体积占系统容积的百分比。5.3模拟方法5.3.1模型参数估计TIS模型只有串联反应器的个数N一个参数。该模型参数N可以用N=1/σθ2进行估计，σθ为无因次示踪剂响应曲线的方差，可以通过RTD曲线求得，公式可参2考式3-7。此外，模型参数N也可采用时间域拟合法进行估计。利用最小二乘法的定义采用公式（5-4）将模型的模拟值与实测结果在时间域内进行比较，获得最佳模型参数同时判断模型的有效性。21nn(C(φi)−C(φi)∗∑ϕ=)（5-4）i=155 \n华中科技大学博士学位论文式中ϕ表示理论模型估计值与实际响应曲线观测值之间的误差平方和的均值；C(φi)为理论模型估计值；C(φi)∗为试验响应观测值。延迟TIS模型有串联反应器的个数N和延迟时间对应流出系统的水量体积Vm两个参数。模型参数N、Vm采用时间域拟合法进行估计将模型的模拟值与实测结果在时间域内进行比较，获得最佳模型参数。移位对数正态分布模型的模型有σ、μ和移位时滞时间内流出系统水量体积φm三个参数。这三个参数也采用时间域拟合法进行估计，5.3.2数据拟合将5.3.1节介绍的模型参数估计方法确定的模型参数值代入模型方程，计算并将计算结果绘制成理论模型的RTD曲线。将各工况下的理论RTD与实测湿地系统RTD进行比较分析。5.4结果与分析5.4.1TIS模型5.4.1.1不同进水流速下系统RTD模拟不同进水流速下系统运行工况参见表3-1工况A和工况B。图5-1a即不同进水流速下TIS模型模拟曲线与RTD实测数据曲线的拟合情况。模型参数采用理论公式进行估计，其中低、高流速条件下，串联反应器个数分别为2.7和3.7。从图中可以看出，无论何种工况，TIS模型与实测曲线仍然存在一定偏差，表现在低流速条件下，TIS模拟曲线峰值偏低，高流速条件下，TIS模拟曲线峰值又偏高，尤其高流速条件下，理论模型估计值与实际响应曲线的观测值之间的误差平方和的均值ϕ为0.1381，偏差较大。如果采用时间域拟合法对模型参数N进行估计，则在较低进水流速条件下，串联反应器个数为2.8，在较高进水流速条件下，串联反应器个数下降为3.4，TIS模型曲线如图5-1b所示。将图5-1b与图5-1a相比，在高进水流速下，模型参数校正后的模拟曲线与实测数据更为接近。模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值由0.1381下降为0.0333。56 \n华中科技大学博士学位论文在低进水流速下，模型参数理论计算值与时间域拟合法计算结果相差不大。两种方法得到的模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值分别为0.0229和0.0153，数量级都为10-2。2.01.81.61.4低流速实测数据低流速TIS模型高流速实测数据高流速TIS模型1.21.00.80.60.40.20.00.00.51.0校正参数,φ1.52.0图5-1a理论计算模型参数TIS模型对不同进水流速下RTD实测数据曲线的拟合2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0低流速实测数据低流速TIS模型高流速实测数据高流速TIS模型0.00.51.01.52.0校正参数,φ图5-1b时间域计算模型参数TIS模型对不同进水流速下RTD实测数据曲线的拟合通过以上分析，TIS模型可以用于模拟间歇进水VFCW系统的水流流态，且在低进水流速条件下模拟效果比高进水流速下模拟效果更好。根据TIS模型理论，当串联反应器个数越多，水流流动形态越接近推流，也就越有利于提高污染物去除效率。从模拟的结果来看，高进水流速相比低进水流速，TIS模型串联反应器个数增加，所以提高进水流速可以减少扩散、增加推流效果。但提高进水流速并非象理论上能达到的程度。串联反应器个数由低进水流速下的2.7增加为高进水流速下的3.4而非理论计算的3.7。57 \n华中科技大学博士学位论文5.4.1.2不同进水周期下系统RTD模拟不同进水周期下系统运行工况参见表3-1工况A、D、E。图5-2a即不同进水周期下TIS模型模拟曲线对RTD实测数据曲线的拟合情况。模型参数采用理论公式进行估计，其中一天四次进水、一天两次进水和一天一次进水条件下，串联反应器个数分别为2.7、2.1和1.8。从图中可以看出，一天两次进水和一天一次进水条件下，TIS模型与实测曲线存在较大偏差，说明进水周期延长对模型参数估计影响较大。如果采用时间域拟合法对模型参数N进行估计，则无论何种工况，串联反应器个数均为2.8或接近2.8，TIS模型曲线如图5-2b所示。模拟曲线与实测数据较为接近。模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值均达到10-2。2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0一天四次实测数据一天四次TIS模型一天二次实测数据一天二次TIS模型一天一次实测数据一天一次TIS模型0.00.51.01.52.0校正参数,φ图5-2a理论计算模型参数TIS模型对不同进水周期下RTD实测数据曲线的拟合2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0一天四次实测数据一天四次TIS模型一天二次实测数据一天二次TIS模型一天一次实测数据一天一次TIS模型0.00.51.0校正参数,φ1.52.0图5-2b时间域计算模型参数TIS模型对不同进水周期下RTD实测数据曲线的拟合58 \n华中科技大学博士学位论文因此，TIS模型可以模拟不同进水周期下系统的水流流态，但模型参数估计最好采用时间域拟合法进行估计。从模拟结果来看，进水周期对水流流态的实际影响较小。分析原因是由于该实验正常进水均是在示踪剂的投加6小时之后，6小时示踪剂的混合扩散已基本稳定，之后的进水周期长短对示踪剂的洗出影响不大。5.4.1.3植物前后系统RTD模拟种植植物前后示踪剂试验运行工况相同，参见表3-1运行工况A。图5-3为TIS模型模拟曲线对种植植物前后的RTD实测数据曲线的拟合情况。从图中可以看出TIS模型模拟结果相近，串联反应器个数均为2.8，模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值分别为0.0202和0.0153，模拟效果较好。1.81.61.41.2种植植物前实测数据种植植物前TIS模型种植植物后实测数据种植植物后TIS模型1.00.80.60.40.20.00.000.250.500.751.001.251.501.752.00校正参数,φ图5-3TIS模型对种植植物前后RTD实测数据曲线的拟合5.4.2延迟TIS模型根据5.4.1模拟结果，进水流速对水流流态影响较大，而植物、进水周期等对水流流态影响相对较小。因此，下面仅用延迟TIS模型对不同进水流速下不同的RTD进行模拟。模拟结果如图5-4所示。59 \n华中科技大学博士学位论文2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0低流速实测数据低流速延迟TIS模型高流速实测数据高流速延迟TIS模型0.00.51.0校正参数,φ1.52.0图5-4延迟TIS模型对不同进水流速下RTD实测数据曲线的拟合由图可以看出延迟TIS模型模拟的结果与TIS模型模拟的结果非常类似，所不同的是增加了示踪剂延迟时间内流出体积。使模拟曲线与实测曲线首端部分拟合度更好。此外采用延迟TIS模型，在低、高进水流速条件下，串联反应器个数分别为2.7和3.3，延迟时间内流出系统的水流体积Vm分别为6010ml和12336ml。模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值分别为0.0173和0.0095。可见延迟TIS模型在模拟低进水流速条件RTD的效果与TIS模型模拟效果相近，但模拟高进水流速条件RTD效果比TIS模型模拟效果要好。这主要是因为进水流速高时，湿地中死区减少，优先水流减少，示踪剂洗出有一定的延迟且延迟现象会随进水流速的增加而增加。延迟TIS模型参数Vm由低进水流速时的6010ml增加到高进水流速时的12336ml的结果也从另外一个侧面验证实了这个现象。此外，从图中还可看出延迟TIS模拟曲线与实际响应曲线仍然存在一定偏差，表现在实测曲线比模拟曲线峰前斜率高，峰后曲线比模拟曲线更为平缓，这是因为系统内存在优先水流且存在滞水区。虽然延迟TIS模型是在一系列串联的完全混合反应池单元增加了一个理想推流反应器单元，但明显该系统水流流态偏离理想推流，使得拟合曲线与实测曲线仍然存在一定偏差。5.4.3移位对数正态分布模型移位对数正态分布模型严格意义上讲，并非反应器水流流态标准模型，但是由于该模型为3参数模型，在描述RTD曲线具有更好的适应性，林诚[136]曾用该模型60 \n华中科技大学博士学位论文描述脱硫过程滴流床装置和用于污水处理的曝气釜装置的RTD，取得较好的模拟效果。李现波[137]在此基础上采用该模型对潜流湿地系统停留时间分布进行了研究。本研究引入该模型模拟不同进水流速和不同间歇周期下的VFCW系统的RTD，考察移位对数正态分布模型的适应性和拟合精度。5.4.3.1不同进水流速下系统RTD模拟图5-5为移位对数正态分布模型对不同流速下的RTD的模拟效果。由图可以看出移位对数正态分布模型所模拟的结果与实测数据的吻合程度较高。尤其对低流速条件下的RTD曲线的拟合程度比TIS模型和延迟TIS模型的拟合程度都高，其模拟值与实测数据的之间的误差平方和的均值为0.004。2.01.81.6高流速实测数据1.41.21.00.80.60.40.20.0低流速实测数据低流速移位对数正态分布模型高流速移位对数正态分布模型0.00.51.0校正参数,φ1.52.0图5-5移位对数正态分布模型对不同进水流速下RTD实测数据曲线的拟合5.4.3.2不同进水周期下系统RTD模拟图5-6为移位对数正态分布模型对不同进水周期下的RTD的模拟效果。由图可以看出移位对数正态分布模型能很好的拟合实测数据。尤其延长进水周期时的系统的RTD曲线的拟合程度比TIS模型的拟合程度要高，其模拟估计值与实际响应曲线观测值之间的误差平方和的均值ϕ小于0.01。61 \n华中科技大学博士学位论文2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0一天四次实测数据一天四次移位对数正态分布模型一天二次实测数据一天二次移位对数正态分布模型一天一次实测数据一天一次移位对数正态分布模型0.00.51.0校正参数,φ1.52.0图5-6移位对数正态分布模型对不同进水周期下RTD实测数据曲线的拟合5.4.4模型检验与比较将5.4.1-5.4.3节实验中各工况下模型中的模型参数估计结果列于表5-1。表5-1TIS模型、延迟TIS模型和移位对数正态分布模型模型参数估计TIS延迟TISVm移位正态分布模型工况ϕϕμϕσφmNN低进水流速高进水流速2.83.40.01530.03330.01530.02310.02372.73.32.72.62.960100.01730.00950.01730.03990.0214-0.78-0.67-0.78-0.86-0.990.700.800.700.800.770.0260.160.00420.00990.00420.00870.0072111846010一天四次进水2.8一天两次进水2.8一天一次进水2.90.0260.0140.013111841118根据TIS模型和延迟TIS模型模拟结果，间歇进水VFCW系统串联池数约为3个左右，且TIS模型与延迟TIS模型模拟结果类似，模拟值与实测数据间的之间的误差平方和的均值均达到10-2数量级，说明在实验各工况条件下，示踪剂延迟现象并不大，可以用TIS模型即串联的完全混合反应池水流模型描述间歇进水垂直潜流人工湿地的水流流态。但是在进水流速比较高条件下，延迟TIS模型模拟曲线与实际响应曲线拟合较好，说明延迟TIS模型能在一定程度上用于模拟流速较大时系统62 \n华中科技大学博士学位论文的水流流态。移位对数正态分布模型与实验响应值的之间的误差平方和的均值的数量级为10-3，反映出较好的模拟效果。移位正态分布模型参数φm为移位时滞内排出系统的校正水量，由表5-1可以看出，其随间歇周期延长呈依次减少趋势，可以说明系统的短流状况依次加剧。μ反映曲线的拖尾现象，其数值随间歇周期延长呈依次减小趋势说明系统的滞水依次加剧。σ反映曲线峰值的高低，试验中其值无明显规律，这有可能是由于示踪剂试验操作过程中投加示踪剂量不可能完全一致，在对出水示踪剂浓度进行无因次化时三次试验采用统一标准从而对峰值影响较大。但对曲线表现出系统的短流与滞水现象及系统的扩散性的影响相对较小。对于不同进水流速下的移位正态分布模型参数φm和μ，表现在流速大，φm大，μ大，说明增加流速可以减小系统的短流和滞水现象。由此可见移位对数正态分布模型可以描述不同工况下水流流态的细微差别，表现出更高的精密度。5.5小结（1）TIS模型可以模拟间歇进水VFCW的流动特性，串联的完全混合反应池个数约为3个左右。（2）延迟TIS模型模拟的结果与TIS模型模拟的结果非常类似，所不同的是增加了示踪剂延迟时间内流出体积。使模拟曲线与实测曲线首端部分拟合度更好。（3）延迟TIS模型在模拟高进水流速条件RTD效果比TIS模型模拟效果好。（4）对数正态分布模型与实测响应曲线的拟合度最好，其与实验响应值的之间的误差平方和的均值的数量级为10-3。说明移位对数正态分布模型能较好的反映系统水流流态。拟合曲线参数估计值φm和μ与进水流速以及间歇进水周期之间的关系与实测结果具有类似的规律性，可以描述不同工况下水流流态的细微差别，表现出更高的精密度。63 \n华中科技大学博士学位论文6垂直流人工湿地一级动力学降解模型6.1概述人工湿地污染物降解模型主要有三类，其一是在实际湿地系统大量运行数据的基础上提出污染物降解的衰减方程（RegressionEquations）。它主要根据污染物进水浓度和出水浓度，同时考虑流量、温度、停留时间等因素的影响，采用简单线性方程或幂次方程对运行数据进行拟合而建立的一种统计数学表达式。这种模型属黑箱模型，它将人工湿地这样一个涉及固体、液体和气体三相，包括物理、化学和生物过程的复杂系统归结于2～3个参数，而忽略了气候条件、湿地形状、基质理化性质、植物种类与密度等很多重要参数，因此不可能准确描述复杂多变的人工湿地结构条件、水质条件和气候条件等因素给处理效果带来的各种影响，具有较大的不确定性，使设计目标和预测结果与实际观测数据之间产生较大偏差。其二是以污染物的降解服从一级反应动力学为基础的一级动力学污染物降解模型。它主要考虑处理效率与处理负荷之间的关系，模型假设湿地中的水流流态为理想推流，一些参数如速率常数等为常量，与水力负荷或进水浓度无关等。这种模型属灰箱模型，在实质上是非机理模型，而且模型假设过于简单，存在许多局限性。但由于该模型参数求解及计算较为简单，目前仍然被世界各国广泛应用于湿地的设计和对湿地污染物去除效果的预测。本章将采用该模型及改进模型对垂直流人工湿地的污染物去除效果进行模拟并对模型参数进行估计。其三是强调污染物降解实质的生态动力学模型。人工湿地系统中污染物降解实质是基质、微生物及动植物群落的物理、化学及生物的相互作用，通过过滤、吸附、沉淀、离子交换、微生物分解、植物吸收等过程实现的。建立机理模型，揭示污染物降解实质应该说是人工湿地数学模型的研究和发展方向。然而如此复杂的机理过程，加之人们本身对人工湿地净化机理认知方面的欠缺增加了建模和应用模型的难度。因此，目前人工湿地机理模型的研究尚处于初始阶段。第7章将对人工湿地污染物降解生态动力学模型进行研究和探讨。64 \n华中科技大学博士学位论文6.2理论基础6.2.1k-C*模型最简化的一级动力学模型不考虑降雨和蒸发，假定湿地水流形态为理想推流且为稳态即进水流量和水质都不变。C=exp⎛⎜−kA⎞⎟（6-1）C0⎝q⎠或：C=expkVtn(−（6-2）)C0式中：C0=进水污染物平均浓度，[ML-3]；C=出水污染物平均浓度，[ML-3]；kA=一阶面积速率常数，[LT-1]；q=平均水力负荷率，[LT-1]；kV=体积速率常数，[T-1]；tn=理论停留时间，[T]。为了使模型更好的拟合实测数据，考虑进水中不可降解的污染物浓度或由大气、地下水引起或由于化学以及生物地理化学循环产生以及植物和微生物代谢及其死亡分解产生的难降解有机物形成的背景值，引入背景浓度C*参数，即k-C*模型[126]。C−C*=exp⎜⎛−kA⎞（6-3）⎟C−C*q⎠⎝0如果考虑到污水中难降解有机物服从慢速反应动力学模式。根据Shepherd[138].提出的延迟一级速率表达式，假设CODcr的去除率随水力停留时间的延长而降低，体积速率常数变为理论停留时间的函数，同时模型不需要再考虑背景浓度。k0(btn+1)kV=（6-4）式中：k0、b为组分常数。如果考虑基质和植物在系统中所起不同降解作用，可采用Drizo[139]提出的模型。即将k-C*模型中的k值用基质降解速率常数ks和植物降解速率常数kp之和来代替。温度影响生化反应的速度，通常采用简化的阿伦尼乌斯（Arrhenuis）关系式对65 \n华中科技大学博士学位论文速率常数进行修正。kA,T=kA,20θ(T−20)（6-5）式中：kA,T=T℃时的反应速率常数，[LT-1]；kA,20=20℃时的反应速率常数，[LT-1]；θ=温度修正系数，[-]。根据Kadlec等的研究结果[140]，人工湿地中BOD,TSS和TP的去除受温度的影响较小，温度修正系数θ取1；而N的去除率受温度的影响较大，主要来自低温的负面影响，θ取1.05。本实验将根据大量监测数据对CODcr和NH4-N、TN的降解速率常数温度修正系数进行校正。6.2.2TIS模型k-C*模型假设流态为理想推流。根据前面的研究结果，人工湿地中的水流行为并非理想推流。由于各种物理因素如湿地尺寸、形状、基质性质（砾石、砂）、植物配置等都影响着湿地的水流混合状态。可采用Kadlec[126]提出的串联完全混合反应器模型（TIS）来模拟污染物降解规律。该模型将停留时间分布模型与污染物降解模型相结合，模型公式如下：−NC−C*⎛kV,TIStn⎞*=1+（6-6）⎜⎟C0−CN⎠⎝或，⎞−N*=1+A,TISN⋅q⎠⎟C−C*⎛k（6-7）⎜C0−C⎝式中：kV,TIS，kA,TIS分别为TIS体积速率常数和TIS面积速率常数；N=完全混合反应器串联个数。6.3材料与方法6.3.1进水水质试验用水为人工模拟废水。主要采用葡萄糖、磷酸氢二钾、氯化铵、奶粉，淀66 \n华中科技大学博士学位论文粉等成分人工配置。试验进水水质见表6-1。表6-1试验进水水质CODcr(mg/L)NH4-N(mg/L)TN(mg/L)TP(mg/L)温度pH6-8129~165（150）17.8~24（20）18.2~24.3（22）2.5~3.2（3.08）5~30℃6.3.2水质分析方法常规理化指标按照国家环保局《水和废水监测分析方法》（第四版）中水质检测方法进行测定。具体的分析项目和分析方法见表4-2。6.4结果与分析6.4.1CODcr降解模型6.4.1.1模型参数估计分别采用k-C*模型和TIS模型，根据监测数据，选定温度在18℃~25℃左右，有机物浓度CODcr在150mg/L左右的数据进行拟合。拟合结果见图6-1、图6-2。其中模型参数采用线性拟合曲线与实际观测数据相关性最大的原则进行估计。由图可以看出，k-C*模型和TIS模型与实测数据拟合的结果均较好。R2分别为0.9149和0.9140。其中k-C*模型参数kA估计值为0.5538m/d，C*估计值为12.2mg/L。TIS模型参数kA,TIS估计值为0.5734m/d，C*估计值为0.8mg/L，反应器串联个数N估计值为3。0-0.2实测值k-C*模型-0.4-0.6-0.8-1y=-1.8056xR2=0.9149-1.200.0.0.0.0.0.q,(m/d)图6-1系统CODcr去除的k-C*模型拟合曲线67 \n华中科技大学博士学位论文3y=5.2324x2.5R2=0.91421.51实测值TIS模型0.5000.10.20.30.40.50.6q,(m/d)图6-2系统CODcr去除的TIS模型拟合曲线6.4.1.2温度对CODcr降解速率常数k值的影响表6-2是间歇人工湿地在200mm/d和300mm/d水力负荷条件下，不同温度时CODcr去除率的统计数据，具体的运行工况详见表4-3工况C和工况D。表6-2温度对CODcr去除率的影响CODcr去除率水力负荷（mm/d）8℃13℃/20℃25℃30℃84.66%/20030084.67%74.21%89.85%78.13%87.12%73.63%由表中数据可以看出，无论何种水力负荷，CODcr去除率与温度无明显相关性。分析原因是由于微生物对有机物的分解代谢与合成代谢是同时进行的。当温度降低，无论是分解代谢还是合成代谢，速度都会有所减慢，而分解与合成之差是有机物净去除率，其与温度高时的快速反应产生的有机物去除率无明显差别。另外，对于靠物理作用而被快速吸附到或沉淀到基质表面的颗粒性有机物受温度影响较小。此外系统内的溶解氧也会影响有机物降解速率，当低温条件下，饱和溶解氧浓度增大，使氧的扩散速率增加，而利于有机物降解。综合以上分析，湿地系统降解有机物对温度缺乏敏感性。模型中温度修正系数θ取1。6.4.2N降解模型6.4.2.1NH4-N降解模型参数估计分别采用k-C*模型和TIS模型，根据监测数据，选定温度在20℃左右，NH4-N68 \n华中科技大学博士学位论文浓度在20mg/L左右的数据进行拟合。拟合结果见图6-3、图6-4。由图可以看出，k-C*模型和TIS模型与实测数据拟合的结果均较好。R2分别为0.8149和0.8147。其中k-C*模型参数kA估计值为0.1562m/d，C*估计值为4.56mg/L。TIS模型参数kA,TIS估计值为0.1294m/d，C*估计值为1.15mg/L，反应器串联个数N估计值为3。0-0.5实测值-1-1.5-2k-C*模型-2.5-3y=-6.4007x-0.0001R2=0.8149-3.5-400.10.20.30.40.50.60.7q,(m/d)图6-3系统NH4-N去除的k-C*模型拟合曲线14y=23.184x+0.0005R2=0.81471210864实测值TIS模型2000.10.20.30.40.50.60.7q,(m/d)图6-4系统NH4-N去除的TIS模型拟合曲线6.4.2.2TN降解模型参数估计分别采用k-C*模型和TIS模型，根据监测数据，选定温度在18℃~25℃左右，TN浓度在22mg/L左右的数据进行拟合。拟合结果见图6-5、图6-6。由图可以看出，k-C*模型和TIS模型与实测数据拟合的结果均较好。R2分别为69 \n华中科技大学博士学位论文0.8105和0.8102。其中k-C*模型参数kA估计值为0.2270m/d，C*估计值为7mg/L。TIS模型参数kA,TIS估计值为0.1959m/d，C*估计值为4.2mg/L，反应器串联个数N估计值为3。0-0.5实测值k-C*模型-1-1.5-2y=-4.4053x+0.001R2=0.8105-2.5-300.10.20.30.40.50.60.7q,(m/d)图6-5系统TN去除的k-C*模型拟合曲线109876543210y=15.312x+0.001R2=0.8102实测值TIS模型00.10.20.3q,(m/d)0.40.50.60.7图6-6系统TN去除的TIS模型拟合曲线6.4.2.3温度对N降解速率常数k值的影响表6-3、6-4是间歇人工湿地在200mm/d和300mm/d水力负荷条件下，不同温度时NH4-N和TN去除率的统计数据，具体的运行工况详见表4-3工况C和工况D。由表中数据可以看出，不管在200mm/d的水力负荷下，还是在300mm/d的水力负荷下，间歇进水垂直流人工湿地对NH4-N、TN的去除受温度影响都比较大。这70 \n华中科技大学博士学位论文主要是由于间歇进水垂直流人工湿地除N主要依靠湿地中的硝化菌和反硝化菌的共同作用，而硝化菌和反硝化菌的增殖以及活性都受温度影响很大。表6-3温度对NH4-N去除率的影响NH4-N去除率水力负荷（mm/d）8℃13℃/20℃25℃47.20%/30℃60.46%/20030029.16%15.18%44.70%44.02%27.81%表6-4温度对TN去除率的影响TN去除率水力负荷（mm/d）8℃13℃/20℃25℃30℃55.20/20030034.67%21.44%48.44%47.99%51.8233.50%以200mm/d水力负荷条件下实验数据对NH4-N、TN降解速率常数温度修正系数进行校正。图6-7和图6-8分别为NH4-N和TN降解速率常数温度修正系数拟合曲线。其中模型参数估计方法参见5.3.1节。通过分析，NH4-N和TN降解速率常数温度修正系数分别为1.064和1.059。模型估计值与实际响应曲线观测值之间ϕ分别小于0.0004和0.0032。0.450.40.350.30.250.20.150.10.050实测值kkA=0.156×1.064（T-20）01020℃3040T,图6-7系统NH4-N降解速率常数温度修正系数拟合曲线71 \n华中科技大学博士学位论文0.60.50.40.30.2实测值kkA=0.227×1.059（T-20）0.1001020℃3040T,图6-8系统TN降解速率常数温度修正系数拟合曲线6.5小结（1）k-C*模型和TIS模型模拟间歇进水VFCW系统有机物、氨氮和总氮降解动力学效果较好。（2）间歇进水VFCW系统有机物降解k-C*模型参数kA估计值为0.5538m/d，C*估计值为12.2mg/L。TIS模型假定反应器串联个数N为3个，模型参数kA,TIS估计值为0.5734m/d，C*估计值为0.8mg/L。（3）间歇进水VFCW系统氨氮降解k-C*模型参数kA估计值为0.1562m/d，C*估计值为4.56mg/L。TIS模型假定反应器串联个数N为3个，模型参数kA,TIS估计值为0.1294m/d，C*估计值为1.15mg/L。（4）间歇进水VFCW系统总氮降解k-C*模型参数kA估计值为0.2270m/d，C*估计值为7mg/L。TIS模型假定反应器串联个数N为3个，参数kA,TIS估计值为0.1959m/d，C*估计值为4.2mg/L。（5）CODcr去除率与温度无明显相关性，有机物降解k-C*模型中CODcr降解速率常数温度修正系数θ取1。（6）氨氮与总氮去除率均受温度影响较大，氨氮降解k-C*模型中氨氮降解速率常数温度修正系数θ取1.060。总氮降解k-C*模型中总氮降解速率常数温度修正系数θ取1.059。72 \n华中科技大学博士学位论文7垂直流人工湿地二维水力学模拟7.1概述垂直流人工湿地中水分在基质中的运动为三维流动，需要考虑运动要素在三个空间方向的变化。但实际工程中常采用简化的方法，不考虑平面流场变化，把水流视为垂直一维渗流流动，用一维分析来研究实际水流的运动规律；或者从垂直流人工湿地结构出发，不考虑横向水流流速变化，只考虑垂直及纵向二维流场分布。通常二维模型比一维模型更加接近实际水流，因此二维水流模型用于人工湿地的数字模拟和水力学调查逐渐变得普遍。Persson以及Jenkins等[28,141]即采用二维水流模型模拟人工湿地的水力学行为分别就湿地的形状、构造与水动力学特性之间的关系和湿地植物类型、种植密度和空间分布与水动力学特性之间的关系进行了研究。Worman等[39]结合二维渗流模型与TIS模型就湿地形状植物不均匀分布对氮的去除效果的影响进行了研究。垂直流人工湿地水分入渗过程可采用地下水水分运移的数学模型进行模拟。目前针对非饱和水流的单一溶质转移模型的不同复杂程度的模拟程序较多，但对多组分多相流模型为基础建立高级模拟程序并不多。其中较有影响力的模拟软件有HYDROUS-2D/3D模型、FEMWATER模块和MODEFLOW模型等。HYDROUS-2D是国际地下水模拟中心1999年开发的商业化软件[142]。程序可以用于分析非饱和土壤、部分饱和土壤或饱和土壤中的水、热和溶质运移过程。本章研究即采用HYDROUS-2D对VFCW实验系统水分运动和示踪剂试验进行模拟验证，同时考察进水流速对垂直流人工湿地水力学行为的影响。7.2数学模型7.2.1人工湿地渗流基本方程7.2.1.1非饱和土壤水力学参数潜流人工湿地可看作非饱和基质。在非饱和土壤状态下，θ(h)和K(h)是两个重73 \n华中科技大学博士学位论文要水力学参数。其中θ(h)指土壤体积含水量［L3L-3］，是土壤负压水头h的非线性函数。K(h)指土壤有效水力传导率，也是土壤负压水头高度非线性函数。对于这两个土壤学水力学参数的确定，目前常用经验公式法，如Brooks-Corey模型、vanGenuchten模型和VogelCislerov模型，其中vanGenuchten模型应用较多，其表达式为：⎧θs−θrθr+h<0h≥0⎪⎨mθ(h)=⎡1+α⋅h−n⎤⎦（7-1）⎣⎪θs⎩K(h)=Ks⋅Sel⋅[1−(1−Se1/m)m]（7-2）（7-3）2其中：Se指有效含水量，Se=θ(h)−θrθ−θsrm=1-1，n>1。（7-4）n上述方程有6个独立参数，其中：θr=剩余土壤体积含水量，[L3L-3]；θs=饱和土壤体积含水量，[L3L-3]；Ks＝饱和水力传导率，[LT-1]；α和n为影响水力学函数形状的修正系数，其量纲分别为[L-1]和[-]；l=孔隙连通性系数，[-]（常采用Mualem估算值，约0.5）。7.2.1.2人工湿地渗流基本方程为简化模型，通常假设湿地中基质为均质、各向同性的刚性多孔介质，基质孔隙率为常数不变，水流为不可压缩液体，不考虑气相及温度对水分运动的影响。根据质量守恒定律，可以用推导的渗流连续方程（Richards）描述潜流人工湿地的渗流。∂θ(h)∂t⎡⎛⎞⎤=∂∂⋅⎢K(h)⋅⎜KijA∂h∂xj+KijA⎟⎥−S⎟（7-5）⎜x⎢⎣⎥⎠⎦⎝i式中：xi，xj=空间坐标，[L]；t=时间，[T]；KijA=无量纲张量KA的组分，[-]；S=源或汇相，[T-1]。7.2.1.3植物根系对水分的吸收人工湿地中需要考虑植物根系对水分的吸收。这种吸收整合到水流方程中去即74 \n华中科技大学博士学位论文为汇相，即单位时间内从单位体积土壤中植物吸收的水分。可以用下式来描述：S(h)=α(h)⋅S，式中：S(h)为植物根系吸收的水分，汇［T-1］；α(h)为无量纲的水p应力系数，反应植物从干、湿两种状态下吸收水分的能力；Sp为饱和水分吸收率［T-1］。7.2.2污染物在非饱和土壤中运移的基本方程人工湿地中污染物的迁移十分复杂，包括物理过程、化学过程以及生物过程。物理过程包括对流作用、扩散和弥散作用以及吸附和解吸附过程。化学过程包括溶解、沉淀、离子交换、放射性物质衰减、氧化还原反应等；生物过程主要是生物的降解过程和生物转化等。7.2.2.1对流作用人工湿地中污染物可以随着水流运动而迁移，这种污染物在空间位置上的迁移过程是由于对流作用引起的。可表示为：∑∑fcc,i=vk⋅ci,k=σ⋅va,k⋅ci,kk（7-6）kk式中：fcc,i为组分i在k状态（固体、液体和气体）由于对流产生的对流通量矢量，[ML-2T-1]；vk为k状态下的体积通量矢量，[LT-1]；va,k为k状态下的平均孔隙渗流速度矢量，[LT-1]；σ为k状态下的水流体积常数[-]；ci,k为组分i在状态k下的浓k度，[ML-3]。7.2.2.2分子扩散分子扩散是由于分子布朗运动所引起的混合和分散作用，与水的流动无关。其变化趋势是由浓度高处向浓度低处运移，以求浓度均一。分子扩散服从Fick定律，用下式表达：fcM,i,k=−DM,i,k⋅∇ci,k（7-7）式中fcM,i,k为组分i在k状态（固体、液体和气体）由于分子扩散而产生的的扩散通量，[ML-2T-1]；DM,i,k为组分i在状态k的分子扩散系数张量，［L2T-1］；∇ci,k为组分i在状态k的浓度梯度矢量，[ML-4]。对于人工湿地需考虑基质孔隙率和含水量。75 \n华中科技大学博士学位论文7.2.2.3机械弥散流体中单个分子的运动速度不同于平均流速。在一定时间dt内，这些分子的运动路径沿着平均路径在纵向和横向上散开分布。这种相对运动称为机械弥散，其实质上是流体通过多孔介质中的孔隙的平均渗流速度和浓度与断面上的平均渗流速度和浓度存在的差值而导致的溶质迁移。可以用Fick定律来描述，即：fcD,i,k=−DD,i,k⋅∇ci,k（7-8）式中：fcD,i,k为组分i在状态k由于机械弥散而产生的弥散通量，[ML-2T-1]；DD,i,k为组分i在状态k的弥散系数张量，［L2T-1］；同样对人工湿地系统需考虑基质孔隙率和含水量。机械弥散系数张量取决于取决于渗透速度矢量u(=vn、Peclet(贝克)莱Pe)数和基质的性质，其中n为基质孔隙率。7.2.2.4水动力弥散由于分子扩散与机械弥散从溶质迁移效果上看是类似的，所以常把分子扩散与机械弥散综合称为水动力弥散。用DDeff,i,k表示组分i在状态k的有效弥散系数。7.2.2.5吸附过程人工湿地中基质的吸附与解吸作用使得污染物在固液两相中发生迁移，目前有许多模型描述污染物被基质吸附的量与污染物在液相中的浓度关系[143]。常用的吸附模型有线性吸附等温线模型，Freundlich吸附等温线模型和Langmuir吸附等温线模型。线性吸附等温线模型：Si=K1,LIN⋅Ci+K2,LINFreundlich吸附等温线模型：Si=K1,F⋅CiK2,F（7-9）（7-10）Langmuir吸附等温线模型：Si=1+KK1,Lm2,Lm⋅C⋅Cii（7-11）式中：i＝1,…,N;N=组分总数；Ci=组分i在液相中的浓度，[ML-3]；Si=组分i在固相中的浓度，[MM-1]；K1,LIN和K2,LIN=线性吸附等温线模型参数；K1,F和K2,F=Freundlich吸附等温线模型参数；K1,Lm和K2,Lm=Langmuir吸附等温线模型参数。这些吸附模型是建立在平衡吸附的基础上，通常假设吸附过程是瞬间发生，污染物在液相和固相中的浓度是平衡可逆的。但当污染物与基质接触时间较长，而吸附76 \n华中科技大学博士学位论文作用较慢时，平衡吸附不再有效，这时必须采用动态过程来考虑这种慢速吸附。然而这类吸附需要额外的经验参数，目前还没用更好的方式对其独立估计。要描述非平衡吸附作用可采用双域质量传输模型，该模型模拟可以同时包含物理非平衡过程和化学非平衡过程，也包含扩散质量传输。双域质量传输模型将基质含水层分为两个不同又共存的体系，分别称为流动区与非流动区。7.2.2.6植物根系对于营养物的吸收根系对于营养物的吸收可以采用汇相进行模拟。通常根系吸收营养物的量与吸收水分的量相关。根据文献[144]人工湿地中植物对营养物的吸收与微生物的降解过程相比植物对营养物的去除作用较小。7.2.2.7生物降解过程污染物的生物降解主要指微生物作用，目前人工湿地中常用的生物降解模型是一级反应动力学模型和Monod反应动力学模型。一级反应动力学模型：ri=-k1,i⋅ciMonod反应动力学模型：r=−μmax,i⋅K（7-12）Cs,i+Ciii（7-13）式中：i＝1,…,N；N=组分总数；Ci=组分i在液相中的浓度，[ML-3]；ri=组分i在液相中的降解速率[ML-3T-1]；k1,i=一级降解速率常数[T-1]；μmax,i=最大降解速率常数，[T-1]；Ks,i=半饱和常数，[ML-3]。最近，在描述人工湿地污染物降解规律中也出现了个别高级模型，例如Wynn提出的水平潜流人工湿地的厢式机理模型和Langergraber在模拟垂直流人工湿地污染物降解规律借鉴的国际水质协会提出的活性污泥模型。这些高级模型考虑了多组分反应动力学。7.2.2.8多组分溶质的传质过程对于单一组分系统来说，其迁移过程相对简单。而实际中应考虑多种组分之间的相互作用，要求科学理解多种组分在生物参与下的各种化学反应，引出多组分反应传质。对于多组分反应传质模型，通常假设各组分之间的反应满足热力学上的动力学77 \n华中科技大学博士学位论文关系与化学平衡，建立一系列偏微分方差组和代数方程，然后用数值分析的方法加以求解。7.2.2.9污染物迁移方程人工湿地污染物迁移方程不仅要考虑物理过程，即对流和弥散过程，而且要考虑吸附和解吸附过程、化学反应和生物降解过程，根据质量守恒定律，可以推导出以下方程：∂(θci)+∂(ρsi)=∇⋅(θDi⋅∇ci)−∇⋅(q⋅ci)+S⋅csi+ri∂t∂t（7-14）式中：∇⋅(θDi⋅∇ci)为分子扩散与机械弥散项，∇⋅(q⋅ci)为对流项，S⋅csi为源与汇项，ri为反应项。对于潜流人工湿地，水动力弥散系数张量D表述为含水量的函数即D(θ)，[L2T-1]；i＝1,…,N；N=组分总数；ci=组分i在液相中的浓度，[ML-3]；si=组分i在固相中的浓度，[MM-1]；θ=含水量，[L3L-3]；ρ=基质容重，[ML-3]；Di=有效弥散系数，[L2T-1]；q=基质水分通量，[LT-1]；S=源/汇项，[T-1];csi=源/汇的浓度，[ML-3]；ri=组分i在液相中的降解速率，[ML-3T-1]。本章研究中示踪剂属单一组分物质，在湿地中不发生任何化学反应，根据第二章实验结果可以看出，植物和基质对本实验中采用的示踪剂——NaCl的吸收和吸附作用相对较小，可以忽略。因此污染物在人工湿地中的迁移方程可以大大简化而仅考虑对流和弥散过程。7.3数学模型求解本研究利用软件建立有限元网格，根据实验设置边界条件和初始条件，采用有限元法对方程进行求解。7.4模拟对象7.4.1垂直流人工湿地实验系统二维物理模型为了简化模拟对象，将第二章中垂直流人工湿地实验系统简化为二维模型，如图7-1所示：78 \n华中科技大学博士学位论文图7-1VFCW实验系统二维物理模型模型包括基质层和排水层，其中基质层深度为50cm，排水层深度为10cm。7.4.2实验系统运行工况垂直流人工湿地实验系统进水方式采用间歇进水方式，各实验运行工况略有不同，具体详见以下各章节。7.4.3垂直流人工湿地实验系统有限元模型图7-2为垂直流人工湿地实验系统二维有限元模型。共有440个节点和780个单元。基质层顶部和出水节点处分别采用大气边界条件和定水头边界条件，迁移模型的边界条件分别采用Dirichlet条件和Neumann条件。图7-2VFCW实验系统二维有限元模型7.5模型参数设置7.5.1土壤水力学参数VanGenuchten分析函数中涉及的六个土壤水力学参数θr、θs、α、n、Ks、l随基质不同存在一定差异。由于本实验系统采用粒径均匀石英砂作为基质，在文献79 \n华中科技大学博士学位论文中缺乏该类型土壤水力学参数。为此，模型首先选用文献中砂基质的各项土壤水力学参数对实验数据进行拟合，拟合后对模型参数进行校正。土壤水力学参数文献值[142,58]列于表7-1。表7-1土壤水力学参数文献值参数θr单位值[m3m-3][m3m-3]0.053θs0.375α-1[m]3.50n[-]3.180.042～0.052取0.0480.5Ks*[mmin-1][-]l注：Ks*采用文献[111]中均质粗砂的水力学传导系数。7.5.2土壤溶质迁移参数在7.2.2节分析中，土壤学参数包括基质容重ρ；有效弥散系数Di（影响因子包括纵向弥散度DL、横向弥散度DT）；表示吸附的无量纲参数f（当考虑所有吸附点与基质流动水有关时，f=1）；基质非流动区含水量θim。溶质扩散系数参数包括土壤孔隙水中溶质分子扩散系数Dw、土壤空气中溶质分子扩散系数Da。土壤溶质迁移参数文献值[142,58]列于表7-2。表7-2土壤溶质迁移参数文献值符号Bulk.D.Disp.L.Disp.T.Fract.参数单位[kgm-3][m]值2.2×1030.01250.011ρDLDT[m]Fract.[-]θimThImob.Difus.LDisp.G.[m3m-3][m2min-1][m2min-1]0Dw8.3×10-50Da80 \n华中科技大学博士学位论文7.5.3溶质反应参数每一种溶质具有不同的溶质反应参数，该试验采用示踪剂为NaCl，基质对NaCl的吸附量较小，忽略不计。此外，假定NaCl在系统运移过程中不参加任何化学、生物反应。因此模型中将溶质反应参数设为0。7.6结果与分析7.6.1垂直流人工湿地出水流量和累计出水流量的模拟该试验运行工况如表7-3所示：表7-3VFCW出水流量和累计出水流量模拟运行工况工况进水流速(mm/min)进水时间(min)进水量（L）A6.25520采用3.3.4试验方法测定试验系统的单次进水流量、单位时间的出水量、出水总量，同时采用HYDROUS-2D模型对试验系统进行模拟获得相应的模拟结果，将模拟结果与实测结果进行对比。7.6.1.1文献值模拟结果图7-3、图7-4显示了实验系统的出水流量和累计出水量的实验结果和采用表7-1列出的模型土壤水力学参数文献值模拟的结果。从图中可以看出文献值模拟结果与实测结果存在较大误差。因此需对模型参数进行校正。0.005模拟值0.004实测值0.0030.0020.0010012345678910时间[min]图7-3文献值模拟系统出水流量结果与实验结果对比81 \n华中科技大学博士学位论文0.0200.0150.010模拟值实测值0.005-0.000024681012时间[min]图7-4文献值模拟系统累计出水流量结果与实验结果对比7.6.1.2模型参数校正本实验系统采用均质石英砂为填料，根据基质的孔隙率实验和渗透性试验结果，首先确定基质传导系数Ks=0.0447mmin-1，θs=0.4。然后采用实测结果对模型参数进行校正，参数校正结果列于表7-4。采用校正后的模型参数对实验系统进行模拟，模拟结果与实测结果绘制于图7-5、图7-6。表7-4土壤水力学参数校正值参数θrθs单位值[L3L-3][L3L-3]0.0530.4000.75α-1[m]n[-]1.1640.04470.5Ks*l[mmin-1][-]0.005模拟值实测值0.0040.0030.0020.001-0.000012345678910时间[min]图7-5模型参数校正后模拟系统出水流量结果与实验结果对比82 \n华中科技大学博士学位论文0.0200.0150.010模拟值实测值0.005-0.000024681012时间[min]图7-6模型参数校正后模拟系统累计出水流量结果与实验结果对比从结果可以看出采用校正后模型参数模拟结果有了较大改善。出水流量模拟结果与累计出水量模拟结果与对应实测结果的残差平方和分别为0.0086和0.0099。7.6.2垂直流人工湿地滞水现象模拟由于本实验系统基质渗透性较好，在3.4节测定进水流速对系统出水流量影响实验过程中，工况A、B、C的进水流量分别为6.25mm/min、12.5mm/min和18.75mm/min，系统均未发生滞水现象。但当进水流量进一步加大时，系统明显出现滞水。下面就这一现象对系统进行模拟。模拟工况如表7-5所示。工况A、B、C、D、E条件下，系统的基质表面压力水头模拟曲线及出水流量模拟曲线分别如图7-7~图7-16所示。表7-5VFCW滞水现象模拟运行工况工况进水流速(mm/min)进水时间(min)ABCDE6.2512.518.7520222222583 \n华中科技大学博士学位论文0.0-0.1-0.2-0.3-0.4-0.5-0.60.00.51.01.52.02.53.0时间[min]图7-7基质表面压力水头模拟曲线(工况A)0.0050.0040.0030.0020.001-0.0000.00.51.01.52.02.53.0时间[min]图7-8出水流量模拟曲线(工况A)0.0-0.1-0.2-0.3-0.4-0.5-0.60.00.51.01.52.02.53.0时间[min]图7-9基质表面压力水头模拟曲线(工况B)84 \n华中科技大学博士学位论文0.0100.0080.0060.0040.002-0.0000.00.51.01.52.02.53.03.03.0时间[min]图7-10出水流量模拟曲线(工况B)0.0-0.1-0.2-0.3-0.4-0.5-0.60.00.51.01.52.02.5时间[min]图7-11基质表面压力水头模拟曲线(工况C)0.0120.0100.0080.0060.0040.002-0.0000.00.51.01.52.02.5时间[min]图7-12出水流量模拟曲线(工况C)85 \n华中科技大学博士学位论文0.10.0-0.1-0.2-0.3-0.4-0.5-0.60.00.51.01.52.02.53.03.03.0时间[min]图7-13基质表面压力水头模拟曲线(工况D)0.0350.0300.0250.0200.0150.0100.005-0.0000.00.51.01.52.02.5时间[min]图7-14出水流量模拟曲线(工况D)0.010.0060.002-0.002-0.006-0.010.00.51.01.52.02.5时间[min]图7-15基质表面压力水头模拟曲线(工况E)86 \n华中科技大学博士学位论文0.0300.0250.0200.0150.0100.005-0.0000.00.51.01.52.02.53.0时间[min]图7-16出水流量模拟曲线(工况E)从曲线可以看出，在A、B、C工况下，基质表面压力水头均为负值，这说明系统未发生滞水。而在工况D条件下，进水期间基质表面压力水头出现在0附近，而在工况E条件下，进水期间基质表面压力水头出现正值。说明D、E工况下，系统出现滞水。在工况D条件下，出水流量曲线有一定波动，且在进水期波动范围不大，说明系统处于滞水边界状态，当不改变其他土壤水力学参数仅改变系统基质水力传导系数，即由估算值的0.0447m/min增加为0.046m/min时，基质表面压力水头为负值，此时系统不发生滞水。由此推断改善基质渗透性有助于缓解滞水现象的发生。在工况E条件下，出水流量曲线波动较大，与工况A、B、C条件下的出水流量曲线有显著变化，简化的模型边界条件不再适用工况E。将3.4.3章节中各工况下进水流速对系统出水流量影响实验测定的稳态出水流速结果与数学模拟的各工况最大出水流速的结果列于表7-6。比较结果发现模拟值与实测值较为接近，模拟结果较好。但实测值比模拟值结果整体偏小，分析原因是由于试验人为误差引起进水流量难以控制得非常精确。表7-6VFCW不同运行工况下出水流速模拟值与实测值比较进水流速(mm/min)模拟最大出水流速(mm/min)实测稳态出水流速((mm/min)工况ABCDE6.2512.518.7519.5250.00400.00800.020滞水0.00390.00760.0117/滞水滞水87 \n华中科技大学博士学位论文此外，根据该模拟曲线分析判断系统不发生滞水的进水最大流量即19.5mm/min左右。7.6.3垂直流人工湿地示踪剂试验模拟采用3.3.5试验方法测定垂直流人工湿地实验系统的停留时间分布曲线，并将其与数学模型模拟的结果进行对比。试验运行工况如表7-7所示。表7-7VFCW示踪剂试验运行工况进水流速(mm/min)单次进水负荷(L/次)每日进水次数(次/日)工况间歇时间(h)AB6.2512.5202466447.6.3.1文献值模拟结果采用表7-4中校正后土壤水力学参数和表7-2土壤溶质迁移参数文献值对实验系统运行工况A示踪剂运移进行模拟，并将出水边界处示踪剂浓度随时间变化的模拟曲线与示踪剂响应曲线的实验结果进行对比，如图7-17所示。从图中可以看出文献值模拟结果与实测结果存在一定误差。10008006004002000010002000300040005000时间[min]图7-17文献值模拟系统工况A下示踪剂出水浓度结果与实验结果对比7.6.3.2模型参数校正根据以上模拟结果，对模型土壤溶质迁移参数进行校正，校正结果列于表7-8。其中纵向扩散度DL由0.0125m增加为0.045m，且系统存在非流动水量，约为0.17。说明实验系统存在滞水区。88 \n华中科技大学博士学位论文采用校正后的模型参数对实验系统进行模拟，模拟结果与实测结果绘制于图7-18。从结果可以看出采用校正后模型参数模拟曲线与实验结果拟合度非常好。模拟结果与实测结果的残差平方和为0.059。表7-8土壤溶质迁移参数校正值符号Bulk.D.Disp.L.Disp.T.Fract.参数单位[kgm-3][m]值2.2×1030.0450.0050.83ρDLDT[m]Fract.[-]θimThImob.Difus.LDisp.G.[m3m-3][m2min-1][m2min-1]0.17341.5×10-50DwDa10008006004002000010002000300040005000时间[min]图7-18模型参数校正后模拟系统工况A下示踪剂出水浓度结果与实验结果对比7.6.3.3系统不同高度示踪剂浓度随时间动态变化模拟曲线取系统不同高度为观测节点，考察系统工况A条件下的内部示踪剂浓度随时间动态变化规律。各观测节点编号依次为N1、N2、N3、N4，分别距池底为100mm、225mm、350mm和475mm。模拟曲线如图7-19所示。将模拟曲线7-19与图3-12实测曲线比较可以看出，模拟曲线与1#取样口各层实测曲线呈现相同规律，所不同的是各取样口监测值的峰值与模拟曲线峰值不同，主要是由于取样口示踪剂浓度监测频率偏低，取样时并非刚好处于示踪剂峰值浓度,89 \n华中科技大学博士学位论文造成实测曲线与实际情况不相吻合。4000350030002500200015001000500N1N2N3N40010002000300040005000时间[min]图7-19系统不同高度示踪剂浓度随时间动态变化模拟曲线而数学模型可以模拟示踪剂在系统内任何部位任何时候的动态变化规律，具有更大的实用性。为进一步考察系统不同高度示踪剂浓度随时间动态变化规律，采用数学模型对工况A条件下实验系统在投加示踪剂20分钟、80分钟、380分钟，740分钟，1天及2天后的示踪剂沿池系统高度方向的变化规律进行模拟，同时与监测数据对比，曲线如图7-20a~图7-20f。从曲线可以看出模拟曲线与实测数据有近似结果，都表现出示踪剂随时间沿水流方向依次向下移动，不同高度依次呈现峰值的变化规律。35003000实测数据2500模拟曲线20001500100050000.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20a示踪剂投加20min后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比90 \n华中科技大学博士学位论文35003000实测数据2500模拟曲线20001500100050000.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20b示踪剂投加80min后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比2000实测数据150010005000模拟曲线0.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20c示踪剂投加380min后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比120010008006004002000实测数据模拟曲线0.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20d示踪剂投加740min后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比91 \n华中科技大学博士学位论文15001250实测数据1000模拟曲线75050025000.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20e示踪剂投加1d后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比1000875750实测数据625模拟曲线50037525012500.00.10.20.30.40.5高度[m]图7-20f示踪剂投加2d后沿高度方向浓度变化模拟与实验结果对比7.6.3.4不同进水流速下示踪剂试验模拟结果改变进水流速对试验系统停留时间分布进行数学模拟和实测，运行工况如表7-7所示工况B。模型参数保持不变，将模拟结果和实测结果进行对比。从图7-21可以看出，模拟结果与实测结果吻合度较好，但尚有一定偏差。为此对模型参数重新校正，校正后模拟结果绘于图7-22。其模拟的结果与实测结果拟合度有了一定的提高。模拟结果与实测结果的残差平方和由0.59减小到0.2。对不同流速下校正后的模型参数进行对比可以发现，横向扩散系数Disp.L.和死水区含水量ThImob系数随进水流速加大分别由0.045和0.17下降到0.025和0.05，均呈减小趋势，这与3.4.3节的实验研究结论一致。92 \n华中科技大学博士学位论文1600140012001000800600400200001000200030004000时间[min]图7-21系统工况B下的示踪剂出水浓度模拟与实验结果对比12001000800600400200001000200030004000时间[min]图7-22模型参数校正后系统工况B下的示踪剂出水浓度模拟与实验结果对比7.7小结（1）HYDROUS-2D采用校正后的模型参数对VFCW实验系统水力学行为进行模拟，无论出水流量模拟曲线、出水累计流量曲线还是示踪剂响应曲线，其拟合度均较好，可信度大于95%。（2）随着进水流速增加，模拟曲线呈现与出水流量、出水累计流量实验相同规律。当进水流速增加到19.5mm/min时，模拟曲线基质表面压力水头出现正值，说明系统出现滞水，简化的模型边界条件不再适用。（3）示踪剂在系统内的动态变化模拟曲线与监测结果变化趋势一致，都表现出93 \n华中科技大学博士学位论文示踪剂随时间沿水流方向依次向下移动，不同高度依次呈现峰值的变化规律。（4）不同的运行工况，数学模型模拟结果与实测结果仍有较好的拟合度。水力学模型参数相对稳定。（5）纵向扩散系数Disp.L.和死水区含水量ThImob均随进水流速增加呈减小趋势，表明增加进水流速有助于改善系统短流、死区和扩散性能。94 \n华中科技大学博士学位论文8垂直流人工湿地污染物降解机理模型研究8.1概述人工湿地污染物降解机理模型涉及基质、微生物及动植物群落的物理、化学及生物的相互作用，包括过滤、吸附、沉淀、离子交换、微生物分解、植物吸收等多个反应过程。如此复杂的机理过程，难以全面描述。目前常对人工湿地数学模型进行适当简化，表现在局部体现污染物降解机理和过程。例如Wynn在2001年提出的水平潜流人工湿地的箱式机理模型[57]和Langergraber2002年提出的CW2D模型[58]。箱式机理模型主要将人工湿地系统中各种生物、物理、化学降解去除途径划分成许多个独立的“箱子”(Compartments)和反应过程，分析这些过程之间的协调拮抗作用和控制影响因素，确定相关的质量平衡方程、动力学反应方程，通过文献查找、实验测定等方法确定相关动力学参数，然后通过ModelMaker、Stella、Matlab、有限元程序等软件建模，并以人工湿地系统的运行数据对模型参数和过程定义进行分析、演算、检验和校正，最终形成统一完整的生态动力学模型。该模型很好的揭示了人工湿地中的主要过程和其相互关系，但模型本身尚存在一定的局限性，例如15个初始条件和42个参数的估计和测定使模型显得过于复杂，而模型对水流流态的描述又显得过于简单和粗糙。尤其模型采用BOD表征有机物而非通用的COD描述方法，使该模型与国际上通行的活性污泥模型产生不兼容问题。CW2D模型借鉴IAWQ（IAWPRC现IWA国际水协会）推出的ASMs对生化反应过程的描述，详尽的给出了人工湿地中废水各主要组分的传质与反应动力学，因而更能反映人工湿地内部污染物迁移、降解的内在机制，同时表现出与活性污泥模型很好的兼容性。本章研究即借鉴CW2D模型，利用ASMs的理论，建立垂直流人工湿地简化机理模型，同时对模型参数进行校正。95 \n华中科技大学博士学位论文8.2VFCW机理模型本机理模型主要参照ASMs模型[145-148]、CW2D模型[58]、两步硝化模型[149-151]建立，同时提出适当的简化。模型假设人工湿地中的生物膜由均匀相同组分的微生物构成，且不能自由移动。微生物的作用仅仅发生在固相，异养微生物通过在好氧（矿化有机物）、缺氧（反硝化）下利用易生物降解物质生长，而在厌氧条件下停止生长。自养微生物在有溶解氧条件下，利用NH4-N进行硝化反应，此反应按照二步硝化的过程进行。微生物的衰减、内源呼吸与环境条件无关。8.2.1机理模型的组分人工湿地机理模型定义12个组分：（1）溶解氧O2，[M(O2)/L3]；（2）易生物降解有机物CR，[M(COD)/L3]，可以直接被异养微生物利用；（3）可缓慢生物降解有机物CS，[M(COD)/L3]，是高分子量的胶体、颗粒状有机物，必须经过胞外水解后才能降解，假定CS水解成CR和不可生物降解的有机物CI。（4）不可生物降解的有机物CI，[M(COD)/L3]，（5）异养微生物XH，[M(COD)/L3]；（6）亚硝化细菌XANs（自养微生物），[M(COD)/L3]；（7）硝化细菌XANb（自养微生物），[M(COD)/L3]；（8）氨氮NH4-N，[M(N)/L3]；（9）亚硝酸盐氮NO2-N，[M(N)/L3]；（10）硝酸盐氮NO3-N，[M(N)/L3]；（11）反硝化产生的氮气N2-N，[M(N)/L3]；（12）溶解性无机磷P，[M(P)/L3]，主要为正磷酸盐；8.2.2机理模型反应过程人工湿地机理模型包括9个主要反应过程：（1）CS水解过程。通过水解，CS转化为CR和一小部分CI，同时释放氨氮和96 \n华中科技大学博士学位论文正磷酸盐。该过程假定与溶解氧含量无关。人工湿地机理模型假设异养微生物通过在好氧（矿化有机物）、缺氧（反硝化）下利用易生物降解物质生长，而在厌氧条件下停止生长。这概括为以下几个过程。（2）异养微生物的好氧生长过程。该过程异养菌消耗CR和氧。氨氮和正磷酸盐从溶液中去除并结合到微生物细胞中。（3）异养微生物以硝酸盐为电子受体，利用易降解有机物作为电子供体将NO3-N还原为氮气的的缺氧生长过程。该过程异养菌消耗CR，NO3-N。氨氮和正磷酸盐从溶液中去除并结合到微生物细胞中。（4）异养微生物以亚硝酸盐为电子受体，利用易降解有机物作为电子供体将NO2-N还原为氮气的的缺氧生长过程。该过程异养菌消耗易CR，NO2-N。氨氮和正磷酸盐从溶液中去除并结合到微生物细胞中。（5）异养微生物的内源呼吸过程。该过程异氧微生物部分转化为CI，NH4-N和正磷酸盐。（6）亚硝化细菌的好氧生长过程。该过程自养菌亚硝化细菌消耗氨氮和氧并产生亚硝酸盐。同时氨氮和正磷酸盐从溶液中去除合成微生物细胞。（7）亚硝化细菌的内源呼吸过程。该过程类似异养微生物的内源呼吸过程。（8）硝化细菌的好氧生成过程。该过程自养菌硝化细菌消耗NO2-N和氧并产生硝酸盐。同时氨氮和正磷酸盐从溶液中去除合成微生物细胞。（9）硝化细菌的内源呼吸过程。该过程类似异养微生物的内源呼吸过程。8.2.3机理模型的基本结构根据以上假设提出该机理模型结构图8-1所示：97 \n华中科技大学博士学位论文异养菌O2O2CSCRXHCI水解生长内源呼吸NO3N硝化菌NO2NXANbCIO2O2生长内源呼吸亚硝化菌O2O2NH4NXANsCI生长内源呼吸图8-1人工湿地机理模型结构图该模型利用了ASM1、ASM2、ASM3、ASM3_2N（ASM3两步硝化模型）的一些模块概念，并经过一定的简化。从人工湿地机理模型结构图可以看出，模型与ASM3不同之一是将两步硝化模型替代了ASM3的单步硝化过程，考虑了亚硝化细菌的生长和亚硝酸盐组分变化过程。通常情况下，亚硝化过程作为中间过程是比较短暂的。亚硝酸盐氧化为硝酸盐较易进行。但是当系统中存在大量亚硝酸盐时，会对反硝化菌产生毒害作用，抑制反硝化过程，进而破坏常规污水生物处理工艺的正常运行。另外，在常规脱氮工艺中，积累有大量亚硝酸盐的废水离开缺氧反应器后会在后序的好氧反应器中重新被氧化为硝酸盐，需氧量增大，使处理效果下降，且浪费能源。而且当前一些先进工艺中采用短程硝化反硝化脱氮需要对亚硝酸盐组分和亚硝化过程进行模拟。因此本模型采用两步硝化模型。异养微生物XH的生长包括好氧生长过程和缺氧生长过程。缺氧生长过程要求有硝酸盐作为电子受体，两步硝化模型中将异养微生物缺氧生长分为亚硝酸盐和硝酸盐分别作为电子受体参与的两个过程。两步硝化模型中将自养细菌分为亚硝化细菌和硝化细菌，其中消耗氨氮和氧并产亚硝酸盐的过程是亚硝化细菌生长过程，消耗NO2-N和氧并产生硝酸盐的过程是硝化细菌生长过程。模型与ASM3另一不同98 \n华中科技大学博士学位论文点是未考虑易生物降解有机底物的贮存，而沿用了ASM1/ASM2的异养微生物XH直接利用基质生长的概念。这主要是因为实际中，易生物降解底物并非象ASM3所假设的底物首先转换成贮存物质再同化到生物体中，在实际观测中是近似直接生长，且底物贮存系数并不易测定，为了简化模型，特此忽略易生物降解有机底物的贮存过程，沿用ASM1/ASM2中异养微生物生长模块，将易生物降解有机物看做是异养微生物生长的唯一底物。模型与ASM3再一个不同点是简化了ASM3中微生物的内源呼吸过程，不区分微生物的好氧呼吸和缺氧呼吸过程，即系统中电子受体的存在类型不影响微生物的衰减，描述过程中仅采用一个内源呼吸速率系数反应生物体的衰减、分解、捕食、运动、死亡等，同时该模型不考虑微生物内源呼吸产物的再次水解利用过程。此外，模型采纳ASM3简化的水解过程，减弱水解作用对耗氧速率和反硝化速率的控制作用。8.2.4机理模型的化学计量系数矩阵将人工湿地模型的各组分及影响组分的、发生在湿地内部的生物转化和变化过程列于表8-1中，并用ASM通用的化学计量系数描述单个过程中各组分之间的数量关系。矩阵中“+”表示生成，“-”表示消耗。8.2.5机理模型的动力学速率方程给定系统边界内，模型中各组分遵循质量平衡，即：进入量－排出量+反应量=积累量。进入量与排出量由模拟系统的物理特性决定，假设人工湿地系统内各反应仅仅发生在液相，则人工湿地系统反应量ri通过含水量与化学计量系数vj,i和组分i的过程速率方程ρ乘积之和得到，则有：jR∑ri=θ⋅vj,i⋅ρj（8-1）j=1式中：ri＝组分i的比反应速率，[ML-3T-1]；θ＝含水体积，[L3L-3]；vj,i=组分i在j过程中的化学计量系数，[MM-1]；ρj=在溶液中j反应过程的零级反应速率，[ML-3T-1]。表8-2给出了人工湿地数学模型的动力学速率方程。99 \n华中科技大学博士学位论文100 \n华中科技大学博士学位论文101 \n华中科技大学博士学位论文人工湿地数学模型动力学速率方程表达式建立在所有消耗的可溶解组分开关函数（双曲线或饱和相，Monod方程，C/(K+C)）的基础上。当工艺过程参照物浓度趋于零时，开关函数将停止一切生物活动。抑制作用通过K/(K+C)进行模拟。微生物生长过程需要营养物（NH4-N和PO43+）。8.2.6机理模型的参数8.2.6.1化学计量系数与组分参数人工湿地模型中的化学计量系数与组分参数推荐值列于表8-3。这些化学计量系数与组分参数是根据ASMs和ASM3_2N的经验确定。对于两步硝化过程，亚硝化细菌的产率系数和硝化细菌的产率系数采用文献[151,153]中的相关参数。表8-3人工湿地数学模型的化学计量系数与组分参数符号名称推荐值0参考文献[147,152][147,152][147,152][151,148*][151,153][147,152][147,152][147,152][147,152][147,152][147,152][147,152][147,152]单位fHyd,ClfBM,CIYH水解产物中的CI比例微生物内源呼吸中CI产率异养菌的好氧产率系数亚硝化细菌的产率系数硝化细菌的产率系数CR中的N含量gCOD,CI/gCOD,CSgCOD,CI/gCOD,BMgCOD,BM/gCOD,CRgCOD,BM/gNO2gCOD,BM/gNO3gN/gCOD,CR0.10.630.10（0.24*）0.14YANsYANbiN,CRiN,CSiN,CI0.03CS中的N含量0.04gN/gCOD,CSCI中的N含量0.01gN/gCOD,CIiN,BMiP,CRiP,CS微生物中的N含量CR中的P含量0.07gN/gCOD,BMgP/gCOD,CR0.01CS中的P含量0.01gP/gCOD,CSiP,CICI中的P含量0.01gP/gCOD,CIiP,BM微生物中的P含量0.02gP/gCOD,BM在ASM3单步硝化模型中，硝化细菌的产率系数推荐值为0.24gCOD,BM/gNOX[148]，在ASM3_2N两步硝化模型中亚硝化细菌、硝化细菌的产率系数推荐值分别为0.1gCOD/gNO2，0.14gCOD/gNO3[151]。根据大量监测数据反复拟合提出本研究的亚硝化细菌、硝化细菌的产率系数推荐值分别为0.24gCOD,BM/gNO2，0.14gCOD/g102 \n华中科技大学博士学位论文NO3。表8-1中氨氮组分与无机磷组分在各反应过程中的化学计量系数矩阵中vj,N和vj,P的计算方程列于表8-4.表8-4氨氮组分与无机磷组分在各反应过程中的化学计量系数计算式[58]符号化学计量系数计算式iN,CS−(1−fHyd,CI)⋅iN,CR−fHyd,CI⋅iN,CIv1,Nv2,Nv3,Nv4,Nv5,Nv6,Nv7,Nv8,Nv9,Nv1,Pv2,Pv3,Pv4,Pv5,Pv6,Pv7,Pv8,Pv9,P1/YH⋅iN,CR−iN,BM1/YH⋅iN,CR−iN,BM1/YH⋅iN,CR−iN,BMiN,BM−fBM,CI⋅iN,CI−1/YANs−iN,BMiN,BM−fBM,CI⋅iN,CI−iN,BMiN,BM−fBM,CI⋅iN,CIiP,CS−(1−fHyd,CI)⋅iP,CR−fHyd,CI⋅iP,CI1/YH⋅iP,CR−iP,BM1/YH⋅iP,CR−iP,BM1/YH⋅iP,CR−iP,BMiP,BM−fBM,CI⋅iP,CI−iP,BMiP,BM−fBM,CI⋅iP,CI−iP,BMiP,BM−fBM,CI⋅iP,CI8.2.6.2动力学参数表8-5列出了在10℃和20℃条件下，人工湿地数学模型中采用的动力学参数。该动力学参数基本采用ASMs中推荐的典型值。对于两步硝化过程，亚硝化细菌和硝化细菌的比增殖速率采用文献[151,153]中的相关参数。本模型中微生物内源呼吸未考虑溶解氧的影响，尤其硝化细菌在好氧和缺氧状态下衰减速率不同，在高泥龄和缺氧区容积较大情况下，使预测结果存在较大偏差。通过大量数据拟合，对异养菌、亚硝化细菌、硝化细菌的内源呼吸速率常数分别修正为0.05、0.04和0.04。103 \n华中科技大学博士学位论文表8-5人工湿地数学模型动力学系数典型值符号名称参考文献单位20℃10℃CS水解Kh水解速率常数水解饱和常数32[147,152,][147,152]1/dKx0.10.1g(CODCS)/g(CODBM)异养菌（XH）（好氧）μHbHXH的最大比生长速率内源呼吸速率常数氧的饱和常数63[147,152][147,152][147,152][148,152][147,152][147,152]1/d1/d0.4*0.220.2*0.22KH,O2KH,CRKH,NH4KH,Pg(O2)/m3g(COD)/m3g(NH4-N)/m3g(P)/m3基于有机物的生长饱和常数氨氮饱和常数0.050.010.050.01磷饱和常数异养菌（XH）（缺氧）μDN最大反硝化速率4.80.20.50.522.40.20.50.52[147,152][147,152][147,152][147,152][148,152][147,152][147,152]1/dKDN,O2KDN,NO3KDN,NO2KDN,CRKDN,NH4KDN,P氧饱和常数硝酸盐饱和常数g(O2)/m3g(NO3-N)/m3g(NO2-N)/m3g(COD)/m3g(NH4-N)/m3g(P)/m3亚硝酸盐饱和常数基于有机物的生长饱和常数氨氮饱和常数0.050.010.050.01磷饱和常数自养菌(亚硝化细菌,XANs)μANsbANs最大比生长速率（氨基质）0.6130.15*1/0.05*1[151,153][147,152][148,152][148,152][147,152]1/d1/d衰减速率常数氧饱和系数氨氮饱和系数磷饱和系数KANs,O2KANs,NH4KANs,Pg(O2)/m3g(NH4-N)/m3g(P)/m3110.010.01自养菌(硝化细菌,XANb)μANbbANb最大生长速率（亚硝氮基质）1.0480.15*0.5/0.05*0.5[151,153][147,152][151,153][151,153][148,152][147,152]1/d1/d衰减速率常数氧饱和系数KANb,O2KANb,NO2KANb,NH4KANb,Pg(O2)/m3g(NO2-N)/m3g(NH4-N)/m3g(P)/m3亚硝酸盐饱和系数氨氮饱和系数磷饱和系数0.50.5110.010.01104 \n华中科技大学博士学位论文8.2.6.3扩散系数扩散系数是研究反应器内传质过程，计算传质速率的重要内容，然而目前缺乏人工湿地内部各组分扩散系数的测定方法和数据。为简化建模，特根据文献值对人工湿地系统内的氧、氨氮、硝氮、磷等的扩散系数进行估计。表8-6列出了相关文献报道的扩散系数值，其中本模型采用文献[58]中的估计值。氧从气相向液相传递的模型主要参照河湖的复氧模型，即dCO2dt=K⋅(CO2,s-CO2)（8-2）式中K=复氧系数，[T-1]；CO2,s=饱和溶解氧浓度，[ML-3]。K取值为10h-1。表8-6人工湿地内各组分的扩散系数扩散系数m2/s参考文献O2CODNH4-N液相NOX-N液相P气相2.14E-05/液相2.01E-092.43E-09/液相液相[154][155][156][58]1.27E-096.72E-102.65E-101.27E-091.27E-091.27E-092.08E-096.77E-102.23E-092.23E-09/////1.62E-092.23E-092.23E-09/2.14E-052.14E-052.01E-092.01E-092.23E-092.23E-09推荐值8.2.6.4吸附系数人工湿地模型中考虑系统基质对氨氮和无机磷的吸附且假定仅存在动态吸附。根据文献报道，不同的系统对氨氮和无机磷的吸附大相径庭。这与人工湿地系统内不同基质有不同的吸附能力造成。本实验效果研究发现本系统采用的石英砂基质对氨氮和磷的吸附较小，从而模型采用较小的吸附系数推荐值，并与相关文献报道的吸附系数值列于表8-7。105 \n华中科技大学博士学位论文表8-7基质对氨氮及磷的吸附系数Langmuir吸附等温式Freundlich吸附等温式参考基质文献类型K1L,NH4-NK2L,NH4-NK1L,P[mg/g]K2L,P[-]K[m/kg]1F,NH4-NK2F,NH4-NK1F,P3K2F,P[-]3[mg/g][-][-][m/kg][111]砂子0.05744.17390.181761.43980.00311.02831.66550.500.00300.90871.0115[111]砾石0.06196.66350.411496.14120.00760.00030.00030.00390.0003[157]砾石////////推荐值0.50.58.2.6.5温度参数温度影响生化反应的速度，在一定的适宜温度范围内，温度增高，耗氧增大，反应速率加快，因此模型考虑温度对动力学参数的影响。另外，温度升高，分子运动加快，扩散也越快，模型考虑温度对扩散系数的影响。此外温度对溶解氧饱和浓度也有一定影响，通常溶解氧饱和浓度随温度升高而降低。反应速率常数可用修正后的Arrhenuis公式描述。其公式为：E(TA−T20A)RTAT20AkT=k20⋅e（8-3）式中：kT=温度TA时的反应速率常数，[T-1]；k20=温度20℃时的反应速率常数，[T-1]；TA,T20A=绝对温度，K=273.15+℃；E=活化能（反应速率常数的温度修正特征值），[J/mol]；R=理想气体常数，8.314J/mol·K（1.99cal/mol·K）。根据文献[58]，溶解氧、水解速率常数、水解饱和常数、异养微生物、自养微生物的反应速率常数温度修正特征值分别取-15000J/mol，28000J/mol，0J/mol，47800J/mol，69000J/mol。当温度差别不大时，可采用简化的Arrhenuis公式描述反应速率常数与温度之间的关系。可参考公式6-5。8.2.6.6生物膜参数生物膜中微生物量、微生物群密度是描述生物膜生物特征的重要参数。目前对生物膜中微生物量、微生物群密度的测定方法不统一，测定的结果也存在一定差异。根据Zhang等[158]的研究结果，生物膜中微生物群密度为37mgBM/cm3BM。106 \n华中科技大学博士学位论文根据Hoehn等[159]研究结果，生物膜中微生物群密度在膜生长期较大，达到105mgBM/cm3BM，但当生物膜增殖到临界厚度后，微生物群密度相对稳定在25-30mgBM/cm3BM左右。8.3模拟对象8.3.1垂直流人工湿地实验系统二维物理模型VFCW实验系统二维物理模型参照7.4.1节中描述模型。8.3.2实验系统运行工况VFCW进水方式采用间歇进水方式，负荷率按200mm/d和400mm/d两种工况进行，两种工况间歇时间不同，但保持单次进水负荷同为50mm/次，每次进水持续时间同为8min。具体运行工况参照表8-8。表8-8VFCW运行工况进水流速(mm/min)单次进水负荷(mm/次)间歇时间(h)每日进水次数(次/日)工况AB6.256.25505063488.3.3实验系统进水水质试验用水为人工模拟废水。主要采用葡萄糖、磷酸氢二钾、氯化铵、奶粉，淀粉等成分人工配置。试验水质指标如表8-9所示。表8-9试验进水水质水温℃O2mg/LCRmg/LCSmg/LCImg/LNH4-Nmg/LNO2-Nmg/LNO3-Nmg/LPmg/L201120255200.10.138.4结果与分析8.4.1垂直流人工湿地实验系统稳定条件下污染物去除效果模拟利用所建立的数学模型，按照表8-8及8-9进水方式和进水浓度，对湿地实验系统进行为期1周的模拟，使系统趋于稳定，然后取最后两个进水周期绘制有机物、107 \n华中科技大学博士学位论文NH4-N、NO3-N、NO2-N、P等各组分的变化模拟曲线。8.4.1.1有机物去除效果模拟图8-2a,b、图8-3a,b和图8-4a,b分别为工况A、工况B稳态条件下易降解有机物CR、缓慢降解有机物CS和惰性有机物CI去除效果模拟曲线。由图可以看出，人工湿地中CR、CS、CI的降解速率有显著不同。但无论何种工况，CR的降解速率最快，在整个运行期间，出水CR浓度由200mg/L降至5mg/L左右。CS的降解速率偏低，出水CS浓度由进水的25mg/L下降到11mg/L左右。出水中惰性有机物CI浓度比进水浓度稍高，说明CI没有得到降解同时有部分微生物衰减释放少量惰性有机物。工况B条件下，进水有机负荷较工况A高，但模拟结果两种工况的总有机物去除率并未降低，只是CS的出水浓度比工况A稍高，CI的出水浓度比工况A稍低。分析原因是因为试验系统中有机物主要为溶解性易降解有机物，该类型有机物在理想条件下，能被微生物快速利用，虽然工况B比工况A水力负荷增加，但仍能满足CR降解所需的最小停留时间。但停留时间对慢速降解有机物有一定影响，会使出水中CS升高。而CI的出水浓度会随进水负荷增加有所减少是因为有机负荷增加促进微生物增长，其增长量相对微生物衰减速率更快，使微生物衰减析出的CI相对减少。对进出水有机物浓度分析可知，工况A和工况B条件下，总有机物有效去除率可以达到87%左右，其中工况A与实际监测结果（87%）近似，工况B比实际监测结果（64.6%）要好。主要因为工况B实际水力条件与工况A有所不同，但在两种工况下用机理模型模拟时，忽略了水力学模型参数的影响。另外随系统水力负荷增加，有机营养物也随之增加，促进微生物增长，而利于有机物降解，在机理模型中假设微生物分布不受布水影响，在同一高度方向微生物群密度相同，因而也能够及时反映这一现象。但在试验系统中，微生物的分布实际受进水点的影响，使实际运行与模拟结果有一定偏差。当增加布水点使系统布水更为均匀时，将一定程度上消除微生物分布不均引起的有机物去除率下降。如根据3.3-4节结论，同样400mm/d的水力负荷条件下，增加布水点有机物去除率可以提高到89%左右。108 \n华中科技大学博士学位论文302520151053025201510500156157158159160161162163164165166167168Time[hours]156157158159160161162163164165166167168Time[hours]图8-2aCR去除效果模拟曲线（工况A）图8-2bCR去除效果模拟曲线（工况B）302520151053025201510500156157158159160161162163164165166167168156157158159160161162163164165166167168Time[hours]Time[hours]图8-3aCS去除效果模拟曲线（工况A）图8-3bCS去除效果模拟曲线（工况B）302520151053025201510500156157158159160161162163164165166167168156157158159160161162163164165166167168Time[hours]Time[hours]图8-4aCI去除效果模拟曲线（工况A）图8-4bCI去除效果模拟曲线（工况B）8.4.1.2N污染物去除效果模拟图8-5a、图8-5b分别为两种工况稳态条件下NH4-N去除效果模拟曲线。由图可以看出，工况A条件下人工湿地试验系统中NH4-N的去除率比工况B条件下要高，109 \n华中科技大学博士学位论文其中工况A和工况B条件NH4-N的去除率分别达到50%和20%左右，两种工况条件NH4-N的去除率模拟结果均与监测结果近似。可见根据机理模型能够反映NH4-N的去除率受水力负荷的影响，当水力负荷增大，污水在系统内的停留时间大大缩短，NH4-N不能充分被硝化细菌利用转化为亚硝态氮或硝态氮，对硝化细菌来说，在工况B条件下会比工况A受到更为频繁的较高流速扰动，使部分硝化细菌随水流流出系统而缩短了其世代时间，从而抑制了硝化反应的进行而不利于氮的去除。但工况B条件NH4-N的去除率模拟结果比实测结果要小，尤其在布水更为均匀情况下。这主要是因为布水均匀性使污水在湿地中实际停留时间延长，利于硝化细菌生长，另外，无论工况A还是工况B，复氧速率均采用相同估计值，但由于工况B进水次数较多，进入系统的DO可能比理论值要大，而DO含量对系统硝化反应速率影响较大，造成实际出水NH4-N浓度比模拟结果稍小。图8-6a、图8-6b表示了实验系统A、B两种工况下NO2-N的出水浓度变化，图8-7a表示了实验系统A工况下NO3-N的出水浓度变化。实验系统B工况下NO3-N的出水浓度接近0，其中所有模拟结果与监测结果近似。从图8-6a,b和图8-7a看出，实验系统在两次进水间隔时间内，NO2-N、NO3-N出水浓度随运行时间有逐渐增加现象，是由于系统中氨氮逐渐转化为亚硝态氮和硝态氮的过程。但总体来说，NO2-N、NO3-N出水浓度变化不大，且浓度较低，说明系统反硝化反应相对比较完全。分析原因是由于试验进水的NO2-N、NO3-N浓度较低，且系统DO较少，利于反硝化的进行。302520151053025201510500156157158159160161162163164165166167168Time[hours]156157158159160161162163164165166167168Time[hours]图8-5aNH4-N去除效果模拟曲线（工况A）图8-5bNH4-N去除效果模拟曲线（工况B）110 \n华中科技大学博士学位论文54321021.61.20.80.40156157158159160161162163164165166167168Time[hours]156157158159160161162163164165166167168Time[hours]图8-6aNO2-N去除效果模拟曲线（工况A）图8-6bNO2-N去除效果模拟曲线（工况B）10.80.60.40.20156157158159160161162163164165166167168Time[hours]图8-7aNO3-N去除效果模拟曲线（工况A）8.4.1.3P污染物去除效果模拟图8-8a、图8-8b分别为两种工况稳态条件下P去除效果模拟曲线。由图可以看出，无论何种工况，无机磷出水浓度曲线无任何变化，出水P浓度基本保持在2.2mg/L左右。分析原因是因为模型中磷主要被基质吸附，吸附过程处于平衡状态。此外，磷也参与微生物的合成，但微生物在系统内的总量变化不大，被微生物利用的磷相对较少。总的来看，对进出水P浓度分析可知，P的有效去除率为26.6%左右，与实际监测结果近似。111 \n华中科技大学博士学位论文543210543210156157158159160161162163164165166167168Time[hours]156157158159160161162163164165166167168Time[hours]图8-8aP去除效果模拟曲线（工况A）图8-8bP去除效果模拟曲线（工况B）8.4.2垂直流人工湿地实验系统中溶解氧动态分布模拟湿地中溶解氧分布直接影响有机物、氮、磷的去除效果，也影响各类污染物降解过程。通常污水进入湿地系统，由于微生物代谢作用而消耗系统中溶解氧，其一是异养菌利用有机物而消耗的碳化氧量，其二是自养细菌利用氨氮而消耗的硝化需氧量。而系统中氧的恢复主要通过大气复氧，植物光合作用等途径。湿地系统中溶解氧浓度受水温、植物和微生物活性的影响。温度升高，饱和溶解氧浓度降低，反之升高。本实验模拟对象进水水温假定不变且保持在20℃附近以排除温度对系统溶解氧的影响。根据Kickutch提出的湿地根区理论，湿地植物可以通过植物的光合作用产生氧，并通过植物的输送作用在根区附近基质中输送氧。然而根据最近的一些文献报道，依靠根系输送的溶解氧不足湿地溶解氧消耗量的1％，因此模拟暂不考虑湿地植物的输氧作用。系统中溶解氧浓度低于饱和溶解氧浓度时，就会产生大气复氧，氧首先接触气水界面，然后通过扩散和混合作用进入水体。复氧速率对湿地系统溶解氧影响较大。氧在气相和液相中的扩散系数以及氧从气相向液相的传递速率系数在8.2.6.3节已经给出。现对垂直流人工湿地实验系统的溶解氧动态分布进行模拟，其中图8-9a,b分别是系统在进水1min、10min和1h后溶解氧沿系统高度方向上的模拟曲线。由曲线可以看出，无论何时DO浓度都沿高度方向逐渐减小但在进水刚结束时基质表面DO浓度能够保持在0.6mg/L左右，在离表面层0.05m处DO浓度下降到112 \n华中科技大学博士学位论文0.1mg/L以下，基质底部基本呈现厌氧状态。在进水10min后，整个基质层DO浓度均较小，但在1小时后，基质表面DO浓度恢复到0.06mg/L左右。但总的来说，系统DO浓度偏小。在实际监测中系统DO浓度比模拟值稍大，但DO沿系统高度方向上的分布与模拟结果类似。由于系统DO对污染物降解起着关键性的作用尤其对氮污染物去除效果影响较大，因此在接下来的研究中应该进一步深化DO转移、扩散、利用方面的机理研究，促进机理模型的改进。0.60.50.40.30.20.10.01min0.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-9a进水1min后系统DO沿垂直方向分别模拟曲线0.060.050.040.031h10min0.020.010.000.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-9b进水10min、1h后系统DO沿垂直方向分别模拟曲线8.4.3垂直流人工湿地实验系统中微生物空间分布模拟人工湿地中微生物对污染物的降解发挥着至关重要的作用，尤其是对可降解有113 \n华中科技大学博士学位论文机物和含氮化合物的降解，微生物是主要承担者。其中可降解有机物主要通过异养微生物的好氧代谢和缺氧代谢得到去除。脱氮主要由自养微生物（硝化细菌、亚硝化细菌）的硝化作用和异养微生物缺氧反硝化作用完成。图8-10、图8-11、图8-12分别为垂直流人工湿地实验系统中异养微生物和亚硝化细菌、硝化细菌在基质表层（2.5cm）和中间层（20cm）的动态模拟曲线。从曲线可以看出，在人工湿地系统内无论异养微生物还是自养微生物，其浓度随时间变化不大，基本保持稳定。图8-13、图8-14、图8-15分别为垂直流人工湿地实验系统中异养微生物和亚硝化细菌、硝化细菌垂直空间分布模拟曲线。从空间分布上来看，从基质层顶端到底部，异养微生物数量呈减少趋势。分析原因可以用人工湿地较为特殊的物理性质来解释这一现象，在湿地上层空间由于与大气接触，在大气复氧的作用下人工湿地系统表面有更为充足的溶解氧，同时污水从基质表面进入使系统有较高的营养物浓度，从而适合该类微生物生长；但随着湿地深度的增加，溶解氧和营养物浓度减少导致微生物数量锐减出现异养微生物沿系统高度方向分层分布，甚至在湿地系统底部微生物数量减至为0。由图8-14、8-15看出垂直流人工湿地实验系统中XANs和XANb空间分布曲线类似于异养微生物的空间分布曲线，也呈现上层微生物数量远高于下层的分层分布现象。此外，在湿地系统底部20cm基本没有自养微生物。这主要由于亚硝化细菌和硝化细菌均为好氧微生物，上层空间有一定溶解氧为该类细菌创造了有利条件，同时作为电子供体的NH4-N在进水中首先进入湿地上层空间为亚硝化细菌的生长繁殖提供营养。NH4-N在亚硝化细菌作用下转化为NO2-N，又为硝化细菌提供营养也利于硝化细菌在湿地系统上层空间繁殖。但总体来说系统内DO不充足，对自养微生物的繁殖不利，这也是NH4N去除效果不好的原因所在。根据实际监测，人工湿地系统内微生物多分布在0～10cm的基质层内，约占微生物总数量的50%～60%以上，20～30cm基质层中微生物数量占总数量的15%～20%，与机理模型模拟结果近似。114 \n华中科技大学博士学位论文50002.5cm4000300020cm200010000024681012Time[hours]图8-10系统中XH在基质表面层和中间层的动态模拟曲线1401202.5cm1008020cm6040200024681012Time[hours]图8-11系统中XANs在基质表面层和中间层的动态模拟曲线100802.5cm6020cm40200024681012Time[hours]图8-12系统中XANb在基质表面层和中间层的动态模拟曲线115 \n华中科技大学博士学位论文5000400030002000100000.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-13系统中XH垂直空间分布模拟曲线1201008060402000.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-14系统中XANs垂直空间分布模拟曲线807060504030201000.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-15系统中XANb垂直空间分布模拟曲线116 \n华中科技大学博士学位论文8.4.4垂直流人工湿地实验系统中污染物去除动态模拟图8-16、图8-17、图8-18分别为垂直流人工湿地实验系统中CR、CS、CI在基质表层（2.5cm）和中间层（20cm）的动态模拟曲线。基质表面层与中间层污染物降解随时间变化规律近似。CR降解速率较快，CS降解速率明显减慢，且在降解过程中基质表层CR、CS浓度比中间层CR、CS浓度稍高，直至降解结束CR、CS浓度趋于一致。CI浓度在两次进水间隔期内随时间推移逐渐变大，且基质中间层CI浓度比基质表面层CI浓度稍高。根据8.4.3已知，微生物数量沿湿地垂直方向逐渐减少，而CI受微生物数量和衰减的影响表现出以上规律。图8-19为垂直流人工湿地实验系统中CR在不同进水时间后沿系统高度方向的浓度变化模拟曲线。由模拟曲线可以看出，人工湿地中易降解有机物在进水30min后即完成降解，污水在基质内流动时，随着迁移距离的延长，CS的降解变化速率呈现先快后慢的趋势，且有机物的去除主要在湿地上端和中部去除。图8-20为实验系统中NH4-N在基质表层（2.5cm）和中间层（20cm）的动态模拟曲线。在基质表层NH4-N浓度比中间层NH4-N浓度稍高，但随时间推移浓度差降低直至下一次进水前端，表层NH4-N浓度与中间层NH4-N浓度差降至最低且接近出水浓度。图8-21为实验系统中NH4-N在不同进水时间后沿系统高度方向的浓度变化模拟曲线。由模拟曲线可以看出，从湿地表层到湿地深度25cm处，NH4-N浓度随时间逐渐减小。但在30cm左右及以下至湿地底端，NH4-N浓度不随时间变化。主要是因为湿地底端DO不充足，硝化反应不完全。图8-22为实验系统NO2-N在基质表层（2.5cm）和中间层（20cm）的动态模拟曲线。在整个湿地系统内NO2-N浓度均较低，但机理模型反应出NO2-N浓度的细微变化，在进水30min内，NO2-N浓度发生剧烈变化，但在30min后NO2-N浓度基本保持不变，表层NO2-N浓度较中间层浓度高。图8-23为实验系统NO3-N在基质表层（2.5cm）和中间层（20cm）的动态模拟曲线。表层NO3-N浓度较中间层浓度高，在两次进水间隔时间内，表层NO3-N浓度随时间延长而逐渐增加达到0.25mg/L。而根据图8-7a已知系统出水NO3-N浓度接近0，可见系统底部反硝化反应较为完全，而系统表面层由于发生硝化反应117 \n华中科技大学博士学位论文NO3-N浓度较高。此外根据实验系统中P的动态模拟曲线。系统各层P的浓度随时间变化不大且在系统表层浓度较中间层高，磷的浓度沿系统垂直方向逐步降低。100802.5cm604020cm200024681012Time[hours]图8-16系统中CR在基质表面层和中间层的动态模拟曲线24222.5cm20181614121020cm024681012Time[hours]图8-17系统中CS在基质表面层和中间层的动态模拟曲线620cm52.5cm43210024681012Time[hours]图8-18系统中CI在基质表面层和中间层的动态模拟曲线118 \n华中科技大学博士学位论文1001min805min6010min402030min00.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-19不同进水时间后CR沿垂直空间分布模拟曲线2220181614121082.5cm20cm6420024681012Time[hours]图8-20系统中NH4-N在基质表面层和中间层的动态模拟曲线201h2h1min154h6h10500.00.10.20.30.40.5Depth[m]图8-21不同进水时间后NH4-N沿垂直空间分布模拟曲线119 \n华中科技大学博士学位论文0.100.082.5cm0.0620cm0.040.020.00024681012Time[hours]图8-22系统中NO2-N在基质表面层和中间层的动态模拟曲线0.252.5cm0.200.1520cm0.100.050.00024681012Time[hours]图8-23系统中NO3-N在基质表面层和中间层的动态模拟曲线8.5小结（1）以活性污泥模型、两级硝化模型和CW2D模型为基础建立的简单机理模型可以反映湿地内各组分相互作用和反应动力学过程。（2）通过大量监测数据，对机理模型中的个别化学计量学系数和反应动力学参数进行了校正。得出能够模拟间歇进水垂直流人工湿地的一整套模型参数。（3）通过与实测数据的对比，验证了机理模型可以较好的模拟试验系统的出水有机物、氨氮、硝氮、亚硝氮、磷等污染物去除效果。（4）机理模型可以模拟湿地中溶解氧、异养微生物、自养微生物（亚硝化细菌、硝化细菌）、有机物、NH4-N、NO2-N、NO3-N等组分的动态变化。促进人工湿地内部过程和机理的理解和洞察。120 \n华中科技大学博士学位论文9结论与展望9.1研究创新点与结论间歇进水垂直流人工湿地作为一种新型污水处理生态工程技术，尚缺乏长期有效的运行经验和相关的基础理论研究及行之有效的设计方法。为了有效发挥垂直流人工湿地净化功能、理解各种污染物被去除的途径和机理，预测人工湿地污染物去除效果，指导垂直流人工湿地的设计和运行，本课题就间歇进水垂直流人工湿地的水力学特性，水力学性能对污染物去除效果影响、间歇进水垂直流人工湿地反应器流动特性模型和污染物一级动力学降解模型及垂直流人工湿地二维水力学模型和污染物降解简单机理模型方面进行了深入的研究，取得了一系列具有创新性的研究结果，归纳如下。（1）利用示踪剂实验，采用改进型RTD曲线及定量评价标准的方法研究了间歇进水垂直流人工湿地的水力学规律和水力条件对垂直流人工湿地净化效果的影响。结果显示：植物对间歇进水垂直流人工湿地出水流量及RTD影响较小，但在一定程度上可以提高系统的水力效率。当采用相同日水力负荷和间歇进水周期，适当地提高进水流速或在相同日水力负荷和进水流速下，采用较短间歇进水周期可提高系统的有效容积，改善系统的水力性能。采用相同进水流速，连续和间歇运行模式对系统水力效率综合影响效果无显著差异，但在相同日水力负荷下，采用间歇进水方式可以保证较高的流速，从而获得较高的水力效率。在相同进水流速下，间歇进水方式较连续进水方式系统的日水力负荷减小，能够保证污染物足够的停留时间，有利于污染物的去除。布水均匀性对垂直流湿地系统内部水流扩散有一定影响，有助于一定程度上提高垂直流人工湿地处理负荷。（2）改进了描述连续流反应器停留时间分布曲线的模型，对间歇进水垂直流人工湿地的流动特性和污染物一级降解动力学模型进行了研究。结果显示：TIS模型、延迟TIS模型、对数正态分布模型均可以较好的模拟间歇121 \n华中科技大学博士学位论文进水VFCW的流动特性。其中TIS模型、延迟TIS模型串联的完全混合反应池个数约为3个左右。k-C*模型和TIS模型均能较好的拟合间歇进水VFCW系统有机物、氨氮和总氮去除效果实测数据。有机物、氨氮、总氮降解k-C*模型参数kA估计值分别为0.5538m/d、0.1562m/d、0.2270m/d，C*估计值分别为12.2mg/L、4.56mg/L、7mg/L。有机物、氨氮、总氮降解TIS模型参数kA,TIS估计值分别为0.5734m/d、0.1294m/d、0.1959m/d，C*估计值分别为0.8mg/L、1.15mg/L、4.2mg/L。CODcr去除率与温度无明显相关性，k-C*模型中CODcr降解速率常数温度修正系数θ为1。氨氮与总氮去除率均受温度影响较大，k-C*模型中氨氮和总氮降解速率常数温度修正系数θ分别为1.060和1.059。（3）采用HYDROUS-2D对间歇进水垂直流人工湿地的水力学试验进行了模拟，提出了适用于模拟石英砂为填充基质的垂直流人工湿地系统的水力学参数值，为垂直流人工湿地的水力学模型深入研究提供了基础的经验数据，为人工湿地对污染物去除机理模型提供了水力学模拟平台。结果显示：采用HYDROUS-2D可以较好的模拟了VFCW实验系统不同工况下出水流量曲线、出水累计流量曲线和示踪剂响应曲线，模型参数相对稳定。通过模型推断出系统出现滞水的最大进水流速为19.5mm/min。示踪剂在系统内的动态变化模拟曲线与监测结果变化趋势吻合良好，都表现出示踪剂随时间沿水流方向依次向下移动，不同高度依次呈现峰值的变化规律。（4）以二维动态水力学模型为基础，借鉴活性污泥模型、两步硝化模型提出了能够描述垂直流人工湿地多组分污染物迁移转化的简单机理模型。加深了人工湿地内部过程和机理的理解和洞察，促进人工湿地数学模型的发展。结果显示：采用机理模型可以较好的模拟VFCW实验系统有机物、氮污染物、无机磷去除效果以及湿地中溶解氧、异养微生物、自养微生物（亚硝化细菌、硝化细菌）有机物、NH4-N、NO2-N、NO3-N、P的动态变化。9.2研究展望本文的研究成果为垂直流人工湿地的运行与模拟提供了实践的经验与数据。但122 \n华中科技大学博士学位论文由于试验条件和时间限制存在如下问题有待进一步深入研究。（1）本研究仅分析了植物、进水流速和进水负荷对垂直流人工湿地的水力学行为和处理效果的影响。其他诸如湿地尺寸、结构、基质类型、填充方式、植物类型、种植密度等诸多因素都对垂直流人工湿地的水力学行为和处理效果产生影响，这些因素以及这些因素之间对湿地系统的协同和拮抗作用都有待于进一步研究，以优化垂直流人工湿地的水力学设计。（2）本研究由浅入深地对垂直流人工湿地的水力学模型和污染物去除模型进行了研究，但这些模型在模型验证方面还略显不足，尚需大量长时间、不同条件下的实际监测结果对模型进行检验、验证。同时也需进一步加强模型在各种类型的人工湿地的模型验证方面的研究，扩大模型的应用范围。（3）人工湿地机理模型虽然一定程度上反映了污染物去除实质与规律，但过于简化，使得模拟结果与实测结果尚存在一定差距。应进一步对人工湿地对污染物去除机理展开研究，以完善模型。例如机理模型应考虑植物对营养物的吸收；另机理模型应关注胞内储存物质，以从细胞内部结构对生物体进行模拟；模拟还应考虑化学沉淀过程以及具有描述基质堵塞发生发展过程的功能等等。（4）为了实现机理模型的工程设计和优化运行功能，必须能够估计特定污水的参数值，还要能够确定进水中各重要组分的质量浓度。因此需通过大量监测数据对模型参数进行估计、校正。同时也需要建立成熟的实验方法估计废水特性、化学计量参数和动力学参数。123 \n华中科技大学博士学位论文致谢在经历了千百个日日夜夜之后，终于能为我的论文划上最后一个句号。我能坚持至今并最终完成论文，得益于许许多多老师、同事、同学、家人给我的莫大帮助和鼓励。“宝剑锋从磨砺出，梅花香自苦寒来”，是他们的鼓励与支持激励着我，此刻掩卷自思不禁感慨万千，纵有万语千言也难表我心中的谢意。感谢我的导师沈韫芬院士和陶涛教授，是他们的辛勤培育和悉心指导才有了我今天的进步和成绩。从课题的选择到研究方案的设计、从实验的进行到论文的撰写无不浸透着恩师的心血和汗水。他们以渊博的学识、严谨的治学态度教育我、影响我，让我终生受益。恩师不仅在学习和工作中给予我悉心的指导和教诲，在生活中也给予无微不至的关怀和照顾。借此机会谨向恩师表达我最诚挚的谢意和最崇高的敬意！在师从于沈院士门下期间，我深深感受到先生对我的殷切期望。可是，敬爱的导师沈韫芬院士却永远的离开了我们，悲痛渐远，怀念仍在，愿以我的博士论文永远纪念沈先生对我的关心和爱护。在课题研究中，我有幸得到华中科技大学材料学院史玉生教授、魏青松、芦刚等老师在改善人工湿地布水均匀性和灌水器的选择、安装和试验等方面给我的无私帮助。另外，在人工湿地模型的选择和应用方面，有幸得到武汉大学董文楚教授，维也纳农业大学Günter博士的宝贵经验和指导意见。在此向他们表示最衷心的感谢。感谢课题组的老师和同学们。在这个思想活跃、团结互助的研究群体中，我受益于他们的经验和智慧，是他们不断启迪我的思想，开拓我的视野，给予我许多建议和启发。感谢康建雄老师及其课题组的同学们在课题研究过程中给予的指导和帮助。也要感谢在实验过程中，黄冠山、付四立、李道圣、孙启明、刘光虹、王秀萍等老师以及史进、张琳、汪俊伟、谢鹏超、尹志高等同学给予的无私帮助。特别要感谢我的父母和家人，是他们的关心、支持和鼓励成就了我。他们对我学习和工作的理解和支持，是我工作中不尽的动力和莫大的慰藉。感谢所有在此尚未提及的、曾给予我关心、帮助和支持的人们！芦秀青二零一零年春武昌喻家山124 \n华中科技大学博士学位论文参考文献[1][2][3]中华人民共和国水利部,2008年中国水资源公报,2009.中华人民共和国环境保护部,2008中国环境状况公报,2009.KadlecR.H.Constructedwetlands:Stateoftheart[C].In:Proceedingsofthe9thInternationalConferenceonWetlandSystemsforWaterPopulationControl.Avignon,France:IWAPublishing,2004.1.[4]FisherP.J.HydrauliccharacteristicsofconstructedwetlandsatRichmond,NSW,Australia[C].In:Cooper,P.F.,Findlater,B.C.(Eds.),ConstructedWetlandsinWaterPollutionControl.PergamonPress,Oxford,1990:21-32.[5][6]UrbanD.T.Methodsofdeterminingresidencetimedistributionsinareconstructedwetland.M.S.thesis,IllinoisInstituteofTechnology,Chicago,IL.,1990.KadlecR.H.,BastiaensW.V.,UrbanD.T.Hydrologicaldesignoffreewatersurfacetreatmentwetlands[C].In:Moshiri,G.A.(Eds.),ConstructedWetlandsforWaterQualityImprovement.LewisPublishers,BocaRaton,FL,1993:77-86.StairsD.B.Flowcharacteristicsofconstructedwetlands:Tracerstudiesofthehydraulicregime.M.S.thesis,OregonStateUniversity,Corvallis,OR.,1993.VassiliosA.T.,EdgarE.M.Hydraulicresistancedeterminationinmarshwetlands.KluwerAcademicPublishers[J].WaterResourcesManaeement,2000,14:285-309.[7][8][9]GarciaJ.,VivarJ.,AromrM.etal.Roleofhydraulicretentiontimeandgranularmediummicrobialremovalintertiarytreatmentreedbeds[J].WaterRes.,2003,37(11):2645-2653.[10][11][12][13]ChazarencF.,MerlinG.,GonthierY.Hydrodynamicsofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlands[J].Ecol.Eng.2003,21,165-173.MartinezC.J.,WiseW.R.AnalysisofconstructedwetlandhydraulicswiththetransientstoragemodelOTIS[J].Ecol.Eng.,2003,20:211-222.KadlecR.H.Detentionandmixinginfreewaterwetlands[J].Ecol.Eng.,1994,3:345-380.KadlecR.H.Effectsofpollutantspeciationintreatmentwetlandsdesign[J].Ecol.125 \n华中科技大学博士学位论文Eng.,2003,20:1-16.[14][15][16][17]AndrewC.K.,CynthiaA.M.,TonyH.etal.Hydraulictracerstudiesinapilotscalesubsurfaceflowconstructedwetland[J].Wat.Sci.Tech.,1997,35:189-196.FlorentC.,GerardM.,YvesG.Hydrodynamicsofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlands[J].Ecol.Eng.,2003,21(2-3):165-173.WernerT.M.,KadlecR.H.Wetlandresidencetimedistributionmodeling[J].Ecol.Eng.,2000,15:77-90.MaloszewskiP.,WachniewP.,CzuprynskiP.Studyofhydraulicparametersinheterogeneousgravelbeds:ConstructedwetlandinNowaSłupia(Poland)[J].JournalofHydrology,2006,331:630-642.[18][19][20]WernerT.M.,KadlecR.H.Stochasticsimulationofpartially-mixed,event-driventreatmentwetlands[J].Ecol.Eng.,2000,14:253-267.Marsili-LibelliS.,ChecchiN.Identificationofdynamicmodelsforhorizontalsubsuefaceconstructedwetlands[J].EcologicalModelling,2005,187:201-218.HarbaughA.W.,BantaE.R.,HillM.C.etal.McDonald:MODFLOW-2000,theU.S.GeologicalSurveymodularground-watermodel-UserguidetomodularizationconceptsandtheGround-WaterFlowProcess;U.S.GeologicalSurveyOpen-FileReport00-92,2000.[21][22][23]GMS:TheDepartmentofDefenseGroundwaterModelingSystem,GMSv2.-ReferenceManual,EngineeringComputerGraphicsLaboratory,BrighamYoungUniversity,Provo,Utah.1996.DierschH.J.FEFLOW-Aninteractive,graphics-basedfinite-elementsimulationsystemformodelinggroundwatercontaminationprocesses,User'sManual,Version3.0,WASYGmbHBerlin,February1991.SimunekJ.,SenjaM.TheHYDRUS(2D/3D)softwarepackageforsimulatingthetwo-andthree-dimensionalmovementofwater,heat,andmultiplesolutesinvariably-saturatedmedia.Version1.0;PC-Progress,Prague,CzechRepublic,2007.LangergraberG.Simulationofsubsurfaceflowconstructedwetlands-resultsandfurtherresearchneeds[J].Wat.Sci.Tech.,2003,48(5):157-166.BrovelliA.,BaechlerS.,RossiL.etal.Coupledflowandhydro-geochemicalmodellingfordesignandoptimizationofhorizontalflowconstructedwetlands[C].[24][25]126 \n华中科技大学博士学位论文In:ManderU.,KoivM.,VohlaC.editors.2ndInternationalSymposiumon“WetlandpollutiondynamicsandcontrolWETPOL2007”-extendedabstracts,Tartu,Estonia,2007,Ⅱ:5.[26][27][28][29][30][31]WalkerD.J.Modellingresidencetimeinstormwaterponds[J].Ecol.Eng.,1998,10:247-262.JenkinsG.A.,GreenwayM.Thehydraulicefficiencyoffringingversusbandedvegetationinconstructedwetlands[J].Ecol.Eng.,2005,25:61-72.PerssonJ.,SomesN.L.G.,WongT.H.F.Hydraulicsefficiencyofconstructedwetlandsandponds[J].Wat.Sci.Tech.,1999,40(3):291-300.NepfH.M.Drag,turbulence,anddiffusioninflowthroughemergentvegetation[J].WaterRes.,1999,35(2):479-89.SerraaT.,FernandobH.J.S.,RodriguezR.V.Effectsofemergentvegetationonlateraldiffusioninwetlands[J].WaterRes.,2004,38:139-147.GarciaJ.ChivaJ.,AguirreP.etal.Hydraulicbehaviourofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlandswithdifferentaspectratioandgranularmediumsize[J].Ecol.Eng.,2004,23(3):177-187.[32]GarciaJ.,AguirreP,.BarraganJ.etal.Effectofkeydesignparametersontheefficiencyofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlands[J].Ecol.Eng.,2005,25:405-418.[33][34]HollandJ.,J.MartinJ.GranataT.etal.Effectsofwetlanddepthandflowrateonresidencetimedistributioncharacteristics[J].Ecol.Eng.,2004,23(3):189-203.SulimanF.,FutsaetherC.,OxaalU.etal.Effectoftheinlet-outletpositionsonthehydraulicperformanceofhorizontalsubsurface-flowwetlandsconstructedwithheterogeneousporousmedia[J].JournalofContaminantHydrology.2006,87(1-2):22-36.[35][36]SulimanF.,FutsaetherC.,OxaalU.Hydraulicperformanceofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlandsfordifferentstrategiesoffillingthefiltermediumintothefilterbasin[J].Ecol.Eng.,2007,29:45-55.KjellinJ.,WormanA.,JohanssonH.etal.ControllingfactorsforwaterresidencetimeandflowpatternsinEkebytreatmentwetland,Sweden.Adv[J].WaterResour.2007,30:838-850.127 \n华中科技大学博士学位论文[37][38]PerssonJ.,WittgrenH.B.Howhydrologicalandhydraulicconditionsaffectperformanceofponds[J].Ecol.Eng.2003,21:259-269.MolleP.,LienardA.,GrasmickA.etal.Effectofreedsfeedingoperationsonhydraulicbehaviourofverticalflowconstructedwetlandsunderhydraulicoverloads[J].WaterRes.,2006,40(3):606-612.[39][40][41]WormanA.,KronnasV.Effectofpondshapeandvegetationheterogeneityonflowandtreatmentperformanceofconstructedwetlands[J].Journalofhydrology,2005,301:123-138.GarciaJ.,Vivar,J.,AromirM.etal.Roleofhydraulicretentiontimeandgranularmediuminmicrobialremovalintertiarytreatmentreedbeds[J].WaterRes.,2003,37:2645-2653.胡康萍.人工湿地设计中的水力学问题研究[J].环境科学研究,1991,4(5):8-12.[42][43]王久贤.白泥坑人工湿地水力学计算研究[J].广东水利水电,1997,6:50-52.付贵萍,吴振斌,任明迅等.垂直流人工湿地系统中水流规律的研究[J].环境科学学报,2001,21(6):720-725.[44][45][46][47][48][49]付贵萍,吴振斌,任明迅等.复合垂直流湿地反应动力学及水流流态的研究[J].中国环境科学,2001,21(6):535-539.付贵萍,吴振斌,任明迅等.反应器理论在复合垂直流构建湿地水流流态研究中的应用[J].环境科学,2002,23(4):76-80.9.吴振斌,任明迅,付贵萍等.垂直流人工湿地水力学特点对污水净化效果的影响[J].环境科学,2001,22(5):45-4詹德昊,吴振斌,张晟等.堵塞对复合垂直流湿地水力特征的影响[J].中国给排水,2003,19(2):1-4.王世和,王薇,俞燕等.水力条件对人工湿地处理效果的影响[J].东南大学学报(自然科学版).2003,33(3):359-362.张雨奎,人工湿地的水力学特性及其处理污染河水试脸研究:[硕士论文].广州:国家环境保护总局华南环境科学研究所,2006.128 \n华中科技大学博士学位论文[50]郑天柱,何成达,谈玲.W-SFCW和SFCW的水流特性进行试验研究[J].水资源保护,2008,24(2):18-21.[51][52][53]BirkinshawS.J.,EwenJ.NitrgontransformationcomponentforSHETRANcatchmentsnitratetransportmidelling[J].JournalofHydrology,2000,230:1-7.KadlecR.H.Anautobioticwetlandphosphorusmodel[J].Ecol.Eng.,1997,8:145-172.LantzkeI.R.,MitchellD.S.,HeritageA.D.etal.Amodeloffactorscontrollingorthophosphateremovalinplantedverticalflowwetlands[J].Ecol.Eng.,1999,12:93-105.[54][55][56][57][58][59]WoodS.L.,ShelleyM.L.Adynamicmodelofbioavailabilityofmetalsinconstructedwetlandsediments[J].Ecol.Eng.,1999,12:231-252.SimY.,ChrysikopulosC.V.Virustransportinunsaturatedporousmedia[J].WaterResourcesResearch,2000,36(1):173-179.KhatiwadaN.R.,PolprasertC.Kineticsoffeccalcoliformremovalinconstructedwetlands[J].Wat.Sci.Tech.,1999,40(3):109-116.WynnT.M.,LiehrS.K.Developmentofaconstructedsubsurface-flowwetlandsimulationmodel[J].Ecol.Eng.,2001,16:519-536.LangergraberG.Developmentofasimulationtoolforsubsurfaceflowconstructedwetlands.WienerMitteilungen169,Vienna.2001.LangergraberG.,GiraldiD.,MenaJ.etal.Recentdevelopmentsinnumericalmodellingofsubsurfaceflowconstructedwetlands[J].ScienceoftheTotalEnvironment,2009,407:3931-3943.[60]RousseauD.P.L.,VanrolleghemP.A.,PauwN.D.Model-baseddesignofhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetlands:areview[J].WaterRes.,2004,38(1):1484-1493.[61][62][63]KadlecR.H.Theinadequacyoffirst-ordertreatmentwetlandmodels[J].Ecol.Eng.,2000,15:105-119.KadlecR.H.Deterministicandstochasticaspectsofconstructedwetlandperformanceanddesign[J].Wat.Sci.Tech.,1997,35(5):149-156.WongT.H.F.,SomesN.L.G.Astochasticapproachtodesigningwetlandsfor129 \n华中科技大学博士学位论文stormwaterpollutioncontrol[J].Wat.Sci.Tech.,1995,32(1):14551.BoilerM.Smallwastewatertreatmentplants-achallengetowastewaterengineers[J].Wat.Sci.Tech.,1997,35(6):1-12.[64][65]GrismerM.E.,TausendschoenM.,SheperdH.L.Hydrauliccharacteristicsofasubsurfaceconstructedwetlandforwineryeffluenttreatment[J].WaterEnviron.Res.,2001,73(4):466-477.[66][67]SteinO.R.,BiedermanJ.A.,Hook.P.Betal.Plantspeciesandtemperatureeffectsonk-C*first-ordermodelforCODremovalinbatch-loadedSSFwetlands[J].Ecol.Eng.,2006,26:100-112.MeyerD.,SommerT.,ThomasM.,SchmittT.G.etal.Developmentofalong-termpollution-loadmodeltosimulateCWsforCSOtreatment.In:ManderÜ,KóivM,VohlaC,editors.2ndInternationalSymposiumOn“WetlandpollutantdynamicsandcontrolWETPOL2007”-extendedabstracts,Tartu,Estonia2007,vol.I.2007,Ⅱ:9.[68][69]史云鹏,周琪.人土湿地污染物去除动力学模型研究进展[J].工业用水与废水,2002,33(6):12-15.张军,周琪,何蓉.人工湿地污染物去除的数学模型[J].韶关学院学报（自然科学版）,2003,24(12):63-67.[70][71]闻岳,周琪.水平潜流人工湿地模型[J].应用生态学报,2007,18(2):456-462.刘佳,张奇,高海鹰.模拟降解去除人工湿地营养物[J].环境污染与防治,2006,28(9):698-702.[72][73][74][75]孔令裕,倪晋仁.人工湿地去污模型的通体结构特征[J].生态学报,2007,27(4):1428-1433.朱永青,林卫青.人工湿地数学模型模拟与应用[J].环境污染与防治,2007,29(2):155-157.朱永青.人工湿地净化机制数学模型模拟及应用:[硕士论文].上海:东华大学,2006.于涛,吴振斌,徐栋等.潜流型人工湿地堵塞机制及其模型化[J].环境科学与技术,2006,29(6):74-76.130 \n华中科技大学博士学位论文[76]李雪娟,和树庄,杨海华.人工湿地堵塞机制及其模型化的研究进展[J].环境科学导刊,2008,27(1):1-4.[77][78][79]黄绢.人工湿地的运行调控及氮转移规律研究:[硕士论文].南京:东南大学,2004.闻岳.水平潜流人工湿地净化受污染水体研究:[博士论文].上海:同济大学,2007.戚景南.潜流人工湿地水力学模型及污染物去除动力学模拟:[硕士论文].重庆:西南大学,2008.[80][81]范立维,潜流人工湿地水力学特性及其处理废水中有机污染物的研究:[博士论文].北京:北京工业大学,2008.WallaceS.D.,KnightR.L.Small-scaleconstructedwetlandtreatmentsystem:feasibility,designcriteria,andO&Mrequirments.WERF.London:IWA,2006.王世和.人工湿地污水处理理论与技术.北京:科学出版社,2007.SeidelK.Abgauvonbacteriumcolidurchhoherewasserpflanzen.Naturwiss,1964,51:395.[82][83][84][85]SeidelK.(1966).ReinigungvonGewasserndurchhoherepflanzen.Natrurwiss.53:289-297.SeidelK.,HappelH.andGraueG.ContributionstoRevitalisationofWaters(2ndEdition).SiftungLimnologischeArbeitsgruppeDrSiedeleV,Krefeld,Germany.1978.[86]BrixH.Useofconstructedwetlandsinwaterpollutioncontrol:Historicldevelopment,presentstatus,andfutureperspectives[J].Wat.Sci.Tech.,1994,30(8):209-223.[87][88]詹德昊.复合垂直流构建湿地长期安全运行机理与对策研究:[博士论文].武汉:中国科学院水生生物研究所,2003.U.S.EPA.DesignGuidingprinciplesforconstructedtreatmentwetlands:Providingwaterqualityandwildlifehabitat,EPA843/B-00/003,U.S.EPAofficeofWetlands,Oceans,andWatersheds:Washington,DC.2002.[89]U.S.EPA.FreeWatersurfacewetlandsforwastewatertreatment:atechnology131 \n华中科技大学博士学位论文assessment.EPA832-R-99-002,U.S.EPAOfficeofWater:Washington,DC.1999.ReedS.C.,BrownD.Subsurfaceflowwetlands-Aperformanceevaluation[J].WaterEnvironmentalResearch.1995,67(2):244-248.[90][91]U.S.EPA.Subsurfaceflowconstructedwetlandsforwastewatertreatment:atechnologyassessment.EPA832-R-93-008,U.S.EPAOfficeofWater:Washington,DC.1993.[92][93][94]HaberlR.,PerflerR.Nutrientremovalinareedbedsystem[J].Wat.Sci.Tech..1991,23:729-737.HaberlR.,PerflerR.,MayerH.ConstructedwetlandsinEurope[J].Wat.Sci.Tech.,1995,32(3):305-316.SunG.,GrayK.R.,BiddlestoneA.J.etal.Treatmentofagricluturalwastewaterinacombinedtidalflow-downflowreedbedsystem[J].Wat.Sci.Tech.,1999,40(3):139-146.[95]U.S.EPA.Constructedwetlandstreatmentofmunicipalwasterwaters.EPA625-R-99-010,U.S.EPAOfficeofResearchandDevelopment:Washington,DC.2000.[96][97][98]CooperP.F.etal,Constructedwetlandsforwastewatertreatment,Michigan;LewisPublishersInC.,1989:153-172.ReedS.C.,BrownD.Subsurfaceflowwetlands-Aperformanceevaluation[J].WaterEnvironmentalResearch.1995,67(2):244-248.LiehrS.K.,KozubD.D.,RashJ.K.etal.Constructedwetlandstreatmentofhighnitrogenlandfillleachate,ProjectNumber94-IRM-U,WaterEnvironmentResearchFederation:Alexandria,Virginia,2000.[99]王皓.设计和运行参数对湿地污水处理系统效能的影响研究:[硕士论文].重庆:西南大学,2007.[100]GarciaJ.,AguirreP.,MujeriegoR.etal.Initialcontaminantremovalperformancefactorsinhorizontalflowreedbedsusedfortreatingurbanwastewater[J].WaterRes.,2004,38:1669-1678.[101]VymazalJ.,BrixH.,CooperP.F.etal.ConstructedWetlandsforWastewaterTreatmentinEurope.BackhuysPublishers,Leiden,TheNetherlands,1998.132 \n华中科技大学博士学位论文[102]VymazalJ.,Algaeandnutrientcyclinginwetlands.LewisPublisher,CRCPress,BocaRaton,FL.,UnitedStates,1995.[103]GisvoldB.,OdegaardH.,FollesdalM.Enhancedremovalofammoniumbycombinednitrification/adsorptioninexpandedclayaggregatefilters[J].Wat.Sci.Tech.,2000,41(4-5):409-416.[104]LiebowitzB.L.,CollinsA.G.,TheisT.L.etal.SubsurfaceflowwetlandforwastewatertreatmentatMinoa,NewYork.NewYorkStateEnergyResearchandDevelopmentAuthority,NewYork,UnitedStates,2000.[105]Brix.H.Functionsofmacrophytesinconstructedwetlands[J].Wat.Sci.Tech.,1994,29(4):71-78.[106]Brix.H.Plantsusedinconstructedwetlandsandtheirfunctions[C].Proceedingsofthe1stinternationalseminarontheuseofaquaticmacrophytesforwasterwatertreatmentinconstructedwetlands.InstitutodaConservacaodeNaturezaandInstitutodaAuga:Lisbon,Portugal,2003.[107]成水平,况琪军,夏宜睁.湖泊科学.香蒲、灯心草人工湿地的研究一I净化污水的效果[J].1997,9(4):351-358.[108]KuschkP.,WieβnerA.,KappelmeyerU.etal.Annualcycleofnitrogenremovalbyapilot-scalesubsurfacehorizontalflowinaconstructedwetlandundermoderateclimate[J].WaterRes.,2003,37:4236-4242.[109]ZhuT.,JenssenP.D.,MæhlumT.etal.Phosphorussorptionandchemicalcharacteristicsoflightweightaggregates(LWA)-potentiolfiltermediaintreatmentwetlands[J].Wat.Sci.Tech.,1997,35(5):103-108.[110]MansellR.S.ExperimentalandsimulatedPtransportinsoilusingamultireactionmodel[J].SoilSci.,1992,153(3):185-194.[111]叶剑锋.垂直潜流人工湿地中污染物去除机理研究:[博士论文].上海:同济大学,2007.[112]廖新第,骆世明.香根草和风车草人工湿地对猪场废水氮磷处理效果的研究[J].应用生态学报,2002,13(6):719-722.[113]曹向东,王宝贞,蓝云兰等.强化塘-人工湿地复合生态塘系统中氮和磷的去除规律[J].环境科学研究,2000,13(2):15-19.133 \n华中科技大学博士学位论文[114]李科德,胡正嘉.人工模拟芦苇床系统处理污水的效能[J].华中农业大学学报,1994,13(5):511~517.[115]李科德,胡正嘉.芦苇床系统净化污水的机理[J].中国环境科学,1995,15(2):140－144.[116]沈耀良,王宝贞.人工湿地系统的除污机理[J].江苏环境科技,1997,10(3):1-6.[117]LuX.Q.,ZhanD.H.,WuZ.B.Studyonsandcloggingintwo-stageverticalflowconstructedwetlands[C].In:3rdInternationalConferenceonBioinformaticsandBiomedicalEngineering,iCBBE2009.Beijing.IEEEXplore,2009.[118]GerbaC.P.,ThurstonJ.A.,FalabiJ.A.etal.Optimizationofartificialwetlanddesignforremovalofindicatororganismsandpathogenicprotozoa[J].Wat.Sci.Tech.,1999,40(4):363-368.[119]ThurstonJ.A.,GerbaC.P.,FosterK.E.etal.Fateofindicatormicroorganisms,GiardiaandCryptosporidiuminsubsurfaceflowconstructedwelands[J].WaterRes.,2001,35(6):1547-1551.[120]MandiL.,BouhoumK.,OuazanniN.Applicationofconstructedwetlandsfordomesticwastewatertreatmentinanaridclimate[J].Wat.Sci.Tech.,1998,38(1):379-387.[121]DombeckG.D.,PerryM.W.,PhinneyJ.T.Massbalanceonwatercolumntracemetalsinafree-surface-constructedwetlandsinSacramento,California[J].Ecol.Eng.,1998,10:313-339.[122]MaysP.A.andEdwardsG.S.Comparisonofheavymetalaccumulationinanaturalwetlandandconstructedwetlandsreceivingacidminedrainage[J].Ecol.Eng.,2001,16:487-500.[123]LevenspielO.ChemicalReactionEngineering(SecondEdition).JohnWiley&Sons,NewYork,N.Y.,1972:578.[124]WernerT.M.,KadlecR.H.Applicationofresidencetimedistributionstostormwatertreatmentsystems[J].Ecol.Eng.,1996,7(3):213-234.[125]ThackstonE.L.,ShieldsJ.F.D.,SchroederP.R.Residencetimedistributionsofshallowbasins[J].ASCEJ.Environ.Eng.1987,113(6):1319-1332.134 \n华中科技大学博士学位论文[126]KadlecR.H.andKnightR.L.TreatmentWetlands.CRCPress,BocaRaton,FL,1996.893.[127]中华人民共和国水利部.中华人民共和国国家标准:土方试验方法标准（GB/T50123-1999）.北京:中国计划出版社,1999.[128]BrixH.Domacrophytesplayaroleinconstructedtreatmentwetlands[J]?Wat.Sci.Tech.,1997,35(5):11-17.[129]BrixH.Treatmentofwastewaterintherhizosphereofwetlandplants-Theroot-zonemethod[J].Wat.Sci.Tech.,1987,19,107-118.[130]国家环境保护局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水检测分析方法(第四版).北京:中国环境科学出版社,2003.[131]Sakadevank,BavorH.J.Phosphateadsorptioncharacteristicsofsoils,slagandzeolitetobeusedassubstratesinconstructedwetlandsystems[J].WaterRes.,1998,32(2):393-399.[132]DunneE.J,CulletonN.,DonovanG.O.etal.PhosphorusretentionandsorptionbyconstructedwetlandsoilinsoutheastIreland[J].WaterRes.,2005,39:4355-4362.[133]McNevinD.,BarfordJ.,HageJ.Adsorptionandbiologicaldegradationofammoniumandsulfideonpeat[J].Wat.Sci.Tech.,1999,33(6):1449-1459.[134]U.S.EPA.Designmanual-constructedwetlandsandaquaticplantsystemsformunicipalwastewatertreatment,EPA625/11-88/022,U.S.EPA,Cincinnati,Ohio,1988.[135]WaterPollutionControlFederation,ManualofPractice:NaturalSystems.MOPFD-16WPCF,1990.[136]林诚.一个描述停留时间分布的三参数流动模型[J].福州大学学报(自然科学版).1993,21(6):81-84.[137]李现波,杨勇,马院红等.潜流式湿地系统停留时间分布实验结果分析[J].环境污染与防治,2008,30(2):64-86.[138]ShepherdH.L.,TchobanoglousG.,GrismerM.E.Time-dependentretardationmodelforchemicaloxygendemandremovalinasubsurface-flowconstructedwetlandforwinerywastewatertreatment[J].WaterEnvironmentResearch,2001,135 \n华中科技大学博士学位论文73(5):597-606.[139]DrizoA.,FrostC.A.SmithK.A.etal.PhosphorusandammoniumremovalbyconstructedWetlandswithhorizontalsubsurfaceflow,usingshaleasasubstrate[J].Wat.Sci.Tech.,1997,35:95-102.[140]KadlecR.H.,ReddyK.R.Temperatureeffectsintreatmentwetlands[J].WaterEnvironmentResearch,2001,75(5):543-557.[141]JenkinsG.andGreenwayM.Thehydraulicefficiencyoffringingvegetationinconstructedwetlands[J].Ecol.Eng.,2005,25:61-72.[142]InternationalGroundWaterModelingCenter.HYDROUS-2DSimulatingwaterflow,heat,andsolutetransportintwo-dimensionalvariablysaturatedmedia.Reverside,Calif.:IGWC.1999.[143]VanGenuchtenM.T.,SimunekJ.Evaluationofpollutanttransportintheunsaturatedzone;in:P.E.Rijtema,EliásV.(eds.):Regionalapproachestowaterpollutionintheenvironment,KluwersAcademicPublishers,TheNetherlands,1995:139-172.[144]GrosseW.,WissingF.,PerflerR.etal.Biotechnologicalapproachtowaterqualityimprovementintropicalandsubtropicalareasforreuseandrehabilitationofaquaticecosystems.finalreport,INCO-DCProjectContractn:ERBIC18CT960059,Cologne,Germany,1999.[145]HenzeM.,GradyC.P.L.,GujerW.,etal.ActivatedSludgeModelNo.1-IAWPRCScientificandTechnicalReportNo.1.London:IAWPRC,1987.[146]HenzeM.,GujerW.,MionT.etal.ActivatedSludgeModelNo.2.IAWPRCScientificandTechnicalReportNo.3.London:IWAQ,1995.[147]HenzeM.,GujerW.,MionT.etal.ActivatedSludgeModel2D[J].WaterSci.Tech.,1999,39(1):165-182.[148]GujerW.,HenzeM.,MinoT.etal.ActivatedSludgeModelNo.3[J].WaterSci.Tech.,1999,39(1):183-193.[149]NowakO.,SvardalK.,SchweighoferF.Thedynamicbehaniourofnitrifyingactivatedsludgesysteminfluencedbyinhibitingwastewatercompounds[J].WaterSci.Tech.,1995,31(2):115-124.[150]OssenbruggenP.J.,SpanjersH.,KlapwikA.Assessmentofatwo-stepnitrification136