人工湿地优化设计研究

【水资源】

人工湿地优化设计研究

夏宏生1,蔡　明2,向　欣1

(1.广东水利电力职业技术学院,广东广州510635;2.黄河勘测规划设计有限公司,河南郑州450003)

摘　要:从水力学角度系统地分析了人工湿地的表面积、潜流湿地的横截面面积、长宽比、深度和水力停留时间等设计参数,从水力学、微生物学和生态学角度推导了人工湿地一级反应动力学模型、水流流动数学模型和生态动力学模型。

关　键　词:人工湿地;一级反应动力学模型;水流流动数学模型;生态动力学模型

中图分类号:S156.8 文献标识码:A 文章编号:100021379(2008)0720054203

人工湿地是一项极具应用前景的水处理技术,但其推广使

用中存在着一些问题,一是人工湿地净化机理仍未完全理清,

特别是微生态环境下的净化机理,二是在人工湿地的工艺设计

和运行中还没有形成完整的数学模型等。因此,对人工湿地的

优化设计开展相关的研究十分必要。研究的关键在于正确掌

握相关的水力学、生物学和化学过程,推导和分析人工湿地一

级反应动力学模型、水流流动数学模型和生态动力学模型,而

不是将人工湿地仅作为黑箱模型来对待。

1　人工湿地水力学问题研究

在实用型人工湿地污水处理系统的设计中,水力学条件是

建立和维持湿地类型与湿地过程的最重要的决定因子,其直接

关系到污水在系统中的流速、流态、停留时间以及与作物生长

关系密切的水面线控制等。一个水力条件适宜的设计,将会节

约土地,减少投资,缩短施工时间,使工程效益最佳。为了使有

限的面积达到最大的处理效果,取得最高的去除率,需要对人

工湿地水力学问题进行更进一步的研究。

1.1　湿地面积

与传统的水处理工艺相比,人工湿地水处理系统占地面积

往往比较大,从建造的经济性和维护管理等方面来说,都是重

要的考虑因素。

(1)潜流人工湿地面积。目前,潜流人工湿地面积大多采

用Kikuth推荐的设计公式,根据BOD

5

降解量来进行计算和预

测建造面积[1]:

A s=5.2Q(ln C0-ln C1)(1)

式中:A

s 为湿地表面积,m2;Q为污水的设计流量,m3/d;C

为进

水BOD

5浓度,mg/L;C

1

为出水BOD

5

浓度,mg/L。

(2)表流人工湿地面积。方程为[2]

ln[(C e-C3)/(C i-C3)]=-k/q(2)

式中:C

e 为出水污染物浓度,mg/L;C

i

为某污染物进水浓度,

mg/L;C3为背景污染物浓度,mg/L;k为反应常数,m/a;q为水力负荷,m/a。

对某一特定污染物,其所需湿地面积可由下式确定: A′=(0.0365Q/k)ln[(C i-C3)/(C e-C3)](3)

式中:A′为所需湿地面积,hm2;Q为处理水量,m3/d。

根据各污染物确定多组人工湿地面积,取其最大者为人工湿地建设面积。

(3)植物供氧能力。通常人工湿地表面植物的输氧能力T r 为5～45g/(m2・d),一般取20g/(m2・d)。废水需氧量可按下式估算[3]:

R o=1.5L0(4)式中:R

o

为废水需氧量,kg/d;L

为每日需要去除的BOD

5

量, kg/d。

植物供氧能力R′

o

为

R′o=T r A s/1000(5) 由式(5)即可计算出人工湿地表面积。为安全起见,求出的面积应乘以一个安全系数(一般采用2.0)。

(4)潜流人工湿地横截面面积。对于由土壤、砾石等基质组成的潜流人工湿地处理床,在废水充满缝隙处于饱和状态,当水流流速低、水力特性为层流状态时,其横截面面积可以由达西定律表达[3]:

Q′=K s AS(6)

式中:Q′为渗流量,m3/d;K

s

为渗透系数,m3/(m2・d);A为处理床横截面面积,m2;S为水力坡度。

建设人工湿地追求一定的处理水量,因而设计时往往采用粒径较大的砾石作为湿地基质,以追求较大水力负荷。粒径大对水流的扰动也大,人工湿地中雷诺数也较大。当雷诺数>1时,可以采用Ergun公式表示水头损失与水流流速的关系,进而求出人工湿地横截面面积[4-5]:

　ρgS=150μV(1-ε)2/D

p

ε2+1.75μV2(1-ε)/D

p

ε(7)

A=Q/(V3ε)(8)

　收稿日期:2007212226

　作者简介:夏宏生(1970—),男,湖北红安人,讲师,主要从事给排水及水污染控制的科研与教学工作。

　E2mail:gzxiahs@

第30卷第7期 人　民　黄　河 Vol.30,No.7

2008年7月 YE LLOW　R I V ER Jul.,2008

式中:ρ为水的密度;g为重力加速度;S取0～2%;μ为黏滞系数;V为孔隙流速;D

p

为滤料平均粒径;ε为湿地孔隙率。1.2　湿地深度

人工湿地深度是人工湿地污水处理系统设计、运行和维护的重要参数,水深调节是湿地运行维护、调节湿地处理性能的可用手段之一。为了在最小单位面积湿地内最有效地处理污水,在要求的水力停留时间条件下,湿地处理深度在理论上应该是越深越好。

然而,在潜流湿地的植物根区传导性较高的介质中,存在着优势水流,为了减少这样的水流流动则要求湿地深度不能太大[6],一般需要根据湿地所栽种植物的种类及根系的生长深度确定,以保证湿地单元中必要的好氧条件。不同学者建议的深度为40～60c m,太深了会导致根系无法输氧到底部,同时也容易造成死水区。对于芦苇湿地,美国采用床深为60～76c m,德国采用床深为60c m。在欧洲,用于处理高浓度工业废水时,深度一般为30～40c m[3]。

为了保证床深的有效使用,在运行初期应将运行水位降低,以促使植物根系向深度方向发展。

1.3　湿地长宽及其比例

由式(6)确定湿地横截面面积和湿地深度,即可得到湿地的宽度W:

W=A/h(9)式中:h为湿地深度,m。

湿地长度L为

L=A s/W(10) 经验表明[7],人工湿地污水处理单元长度通常定为20～50 m,过长易造成湿地床中的死水区,且使水位难以调节,不利于植物的栽培。潜流湿地处理单元绝大部分的BOD和悬浮物的去除发生在进水区几米的区域,因此也有一些学者建议,潜流湿地处理单元长度应控制在12～30m,以防止短路情况的发生。Kollaard和Tousignant建议[8],潜流湿地处理单元长度最小取15m。

人工湿地污水处理单元长宽比从1∶1到90∶1不等。早期的湿地研究者如Geartheart等认为,较大的长宽比有利于减少水流短路,使得湿地水流更趋近于推流。不过,实践经验表明,一些表面流湿地的推流状况与长宽比无关。

对于长宽比较大的湿地系统,必须考虑水头损失及水力坡度等的影响,以防止进水区域的水流溢出。王薇等建议[7],湿地长宽比应控制在3∶1以下,常采用1∶1;对于以土壤为主的系统,长宽比应小于1∶1。对于长宽比小于1∶1的潜流湿地,必须慎重考虑在湿地整个宽度上均匀布水和集水的问题。1.4　水力停留时间

水力停留时间是人工湿地污水处理系统重要的设计参数之一,可定义为湿地容积与平均水量的比值,即

t=V′ε/Q(11)式中:t为水力停留时间,d;V′为湿地容积,m3。

从设计的角度出发,理论水力停留时间可以利用平均流量、系统几何形状、操作水位、初始孔隙率等来估算。潜流湿地的孔隙变化大,其孔隙损失随时间变化而变化,处理系统的水力停留时间很难准确确定。实践表明[9],实际水力停留时间通常为理论值的40%～80%。

2　人工湿地污水处理系统模型研究

人工湿地处理系统净化机理涉及到物理、化学及生化反应等复杂过程,在人工湿地功能设计中,往往采用经验或半经验的方法。这些设计方法带有一定的盲目性,难以经济合理地设计湿地处理系统。近年来,以微生物降解污染物为基础,研究人工湿地水处理系统的数学模型越来越受到各国学者的重视,它有助于进一步理解人工湿地处理系统净化机理,便于指导人工湿地的设计和运行管理。

2.1　反应动力学模型

(1)Eckenfelder模型。该模型是Eckenfelder对间歇试验反应器微生物的生长情况进行观察后于1955年提出的微生物降解模型[10],主要考虑了处理负荷与处理结果之间的关系,模型推导以污染物降解服从一级反应为基础。人工湿地系统遵循一级动力学反应关系:

C=C o exp(-kX t)(12)式中:C

o

为进水污染物浓度;C为出水污染物浓度;k为微生物减速增长速度常数;X为t时微生物浓度。

在人工湿地处理系统中,考虑到污染物中存在有不可生物降解部分,以及大气沉降或地下水的贡献等产生的背景浓度,需在模型中加入不可生物降解物质浓度项,引入背景浓度。低于背景浓度的污染物不能被降解,在一级反应动力学方程中加入背景浓度项C3,从而得到:

C-C3=(C o-C3)exp(-kX t)(13) (2)Monod动力学模型。从人工湿地处理系统的净化机制可以看出,系统对各种污染组分净化功能的发挥,主要是靠微生物生长、繁殖、代谢等过程中产生的各种作用来完成。根据生化反应动力学,微生物细胞的增长符合莫诺特关系式[10]:

μ′=μ′

max

S′/(K′s+S′)(14)式中:μ′为微生物比增长速度,即单位微生物量的增长速度d X/d t/X,X为微生物浓度;μ′max为饱和浓度中微生物最大比增

长速度;K′

s

为饱和常数,其值为μ′=0.5μ′

max

时污染物浓度;S′为污染物浓度。

由微生物生长和污染物降解关系可得:

d X/d t/X=-y0d S′/d t/X(15)

V1=-d S′/d t/X(16)

式中:y

为微生物表观产率,即微生物质量与污染物质量之比, y0=d X/d S′;V1为污染物去除速率。

代入式(13)得

V1=V1max S′/(K′s+S′)(17)

考虑不可生物降解污染物浓度S

n

,得

V1=V1max(S′-S′n)/(K′s+S′-S′n)(18) 在人工湿地处理系统中,污染物的去除是首要任务,而微生物的增长只是污染物去除的结果,所以式(17)和式(18)更有意义。

Monod动力学模型以微生物生理学为基础推导而得,所以它能更深入地说明微生物增长与污染物降解之间的关系。

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