王丹丹,馮民權(quán),孫小平,焦 夢(mèng)

(1.西安理工大學(xué)西北旱區(qū)生態(tài)水利工程國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地,陜西西安710048;2.山西省水利水電科學(xué)研究院,山西太原030002)

近年來,濕地由于低投資、低耗能和美觀等特點(diǎn),廣泛應(yīng)用于不同水體的水質(zhì)凈化和水環(huán)境富營(yíng)養(yǎng)化防治中,取得了良好的環(huán)境經(jīng)濟(jì)效益[1-2],構(gòu)建人工濕地已成為恢復(fù)生態(tài)水質(zhì)的關(guān)鍵措施之一。各國(guó)學(xué)者對(duì)于濕地中污染物去除通常采用數(shù)學(xué)模型進(jìn)行定量化研究,常用的4種模型即衰減方程模型、一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型、Monod模型以及生態(tài)動(dòng)力學(xué)模型。西澳大學(xué)水環(huán)境研究中心構(gòu)建了CAEDYM模型,確立了C、N、DO等的循環(huán)過程,為污染物轉(zhuǎn)化提供了依據(jù)[3];Vymazal[4]通過生態(tài)動(dòng)力學(xué)模型得到不同季節(jié)人工濕地中TN、TP等的去除率,作為人工濕地運(yùn)行的參考依據(jù)。國(guó)內(nèi)學(xué)者李亞靜等[5]通過實(shí)驗(yàn)與STELLA系統(tǒng)動(dòng)力學(xué)的結(jié)合得到了垂直流人工濕地脫氮效果,為廢水出水濃度預(yù)測(cè)提供了依據(jù)基礎(chǔ);唐美珍等[6]采用Monod動(dòng)力學(xué)模型對(duì)復(fù)合垂直流人工濕地污染物的去除效果進(jìn)行了模擬驗(yàn)證,得到了最優(yōu)水力停留時(shí)間關(guān)系曲線;王子玨等[7]建立了生態(tài)動(dòng)力學(xué)模型對(duì)濕地中氮素的遷移轉(zhuǎn)化進(jìn)行模擬,確定了濕地除氮機(jī)制;付國(guó)楷等[8]通過一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)研究不同人工濕地形式對(duì)城市污水廠二級(jí)出水中的污染指標(biāo)的去除率,得到其最優(yōu)負(fù)荷下的去除率及最優(yōu)人工濕地形式。

脫氮、除磷效果是目前濕地研究的重點(diǎn),但大多數(shù)研究沒有全面掌握污染物去除的內(nèi)在機(jī)制和氮磷污染物在濕地中的遷移分布規(guī)律。本研究基于對(duì)人工濕地中污染物形態(tài)的細(xì)致劃分,同時(shí)考慮到濕地系統(tǒng)中的協(xié)調(diào)和拮抗作用，對(duì)每一個(gè)污染物的轉(zhuǎn)化均采用獨(dú)立的方程與相應(yīng)參數(shù)進(jìn)行描述,能夠更為系統(tǒng)、準(zhǔn)確的對(duì)氮、磷輸運(yùn)及其分布規(guī)律進(jìn)行模擬預(yù)測(cè)。

1 理論與方法

1.1 模型控制方程

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

質(zhì)量守恒方程為:

(1)

x方向動(dòng)量方程為:

(2)

y方向動(dòng)量方程為:

(3)

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

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

(4)

(5)

1.2 模型配置

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

圖1 濕地平面圖Fig.1 Wetland floor plan

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

圖2 濕地地形圖Fig.2 Wetland topographic map

輸入網(wǎng)格文件后,進(jìn)行模型參數(shù)設(shè)置。計(jì)算中涉及到的主要模型參數(shù)的設(shè)置情況如下。

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

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

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

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

1.3 模型率定及驗(yàn)證

本研究采用2016年5～6月的水位、流量及濕地進(jìn)出口濃度,對(duì)模型進(jìn)行參數(shù)率定及驗(yàn)證。為確保模型計(jì)算的穩(wěn)定性且結(jié)合一次性計(jì)算耗時(shí),用較合理的時(shí)間步長(zhǎng)300 s進(jìn)行模擬。其中水動(dòng)力模塊上邊界采用5～6月濕地進(jìn)口流量過程,下邊界采用濕地出口的水位過程。選取濕地進(jìn)出口為源匯項(xiàng),給定對(duì)應(yīng)實(shí)測(cè)流量值。2016年5月份水位的率定結(jié)果見圖4。

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

為確定參數(shù)的可靠性進(jìn)一步選取6月份水位進(jìn)行模型驗(yàn)證,水位模擬結(jié)果與實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)比見圖5。最終得到水動(dòng)力模塊渦粘系數(shù)為0.28 m2/s,糙率為0.036。由圖5可以看出,模型計(jì)算出的成果和實(shí)測(cè)成果的吻合度較高,經(jīng)計(jì)算其均方根誤差為0.082,平方相關(guān)系數(shù)為0.908,表明模型采用的參數(shù)合理可用,可以確定模型能夠?yàn)楹罄m(xù)水質(zhì)模擬提供良好的水動(dòng)力學(xué)基礎(chǔ)。

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

水質(zhì)模塊設(shè)置首先建立初始濃度分布場(chǎng)文件,其次輸入5～6月實(shí)測(cè)濕地入口濃度作為上邊界初始濃度,并輸入相應(yīng)水質(zhì)模擬參數(shù)。利用二維水質(zhì)模型對(duì)研究區(qū)域下邊界出口濃度值進(jìn)行模擬,將所得值與實(shí)際測(cè)得的濃度值進(jìn)行對(duì)比,見圖6～7。

圖6 濕地出口NH3-N模擬結(jié)果和實(shí)測(cè)值對(duì)比值Fig.6 Comparison of NH3-N in wetland outlet

圖7 濕地出口TP模擬結(jié)果和實(shí)測(cè)值對(duì)比值Fig.7 Comparison of TP in wetland outlet

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

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

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

2 結(jié)果與討論

2.1 流場(chǎng)分布

選取濕地2016年5月的流場(chǎng)進(jìn)行分析,具體流場(chǎng)分布實(shí)際情況見圖8。

圖8 濕地流場(chǎng)分布圖Fig.8 Wetland flow field distribution

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

2.2 水質(zhì)模擬分析

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

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

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

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

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

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

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

3 結(jié) 論

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

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

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

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