人工湿地去污模型的统一结构特征(3)

htt p://www .ecol ogica .cn dC d t =-k 1C K +C m ×k 2C p ×k 3C q (7)

令k =k 1×k 2×k 3,n =m +p +q ,,则式(7)变为:

dC d t =-kC n (K +C )m (8)

式中,m 、n 为结构参数;K 为半饱和常数;k 是综合参数(量纲随m 、n 取值而定),K 、k 都与t 或C 无关。将式(8)进行无量纲化处理,可得:

dC ′dz ′=-ΩC ′n (1+C ′)m (9)

式中,Ω=k εαK m +1-n Q =k

τK m +1-n ,表征一定流量或水力停留时间条件下湿地的最大处理能力,ε为湿地空隙

率;α为湿地截面积(L 2);Q 为进水流量(L 3T -1);τ为湿地水力停留时间(T -1);C ′=C /K ,z ′=z /Z ,z 为湿地

沿长某处到进水口的距离(L ),Z 为湿地全长(L )。

2　统一去污模型的表征

统一去污模型在m =n =0时为零级动力学模型,在m =0,n =1时为一级动力学模型,在m =n =1时为Monod 模型。因此,现行典型去污模型都只是统一去污模型中结构参数取特定值时获得的特殊结果。由于这些模型之间本身存在一定的差异,在应用方面也具有不同的适用性,因而可以推断它们之间还可能存在一系列过渡模型,能够更加精确、系统地揭示人工湿地去污机理。

2.1　零级动力学模型与Monod 模型之间的过渡模型

现行去污模型研究简单地假定人工湿地的去污过程或遵循零级动力学模型或遵循Monod 模型,非此则彼,并未探讨两者之间的过渡模型,因此常常需要调整模型的参数值来拟合污染物的实际降解曲线,使得模型参数的稳定性差。

研究表明,人工湿地去除BOD 5的k 0,A 与其最大负荷相当[7]。以80kg/(hm 2

?d )为潜流湿地去除BOD 5的最大负荷,结合潜流湿地的典型水深(0.6～1.0m )和典型空隙率(0.3～0.4)[1],可求得k 为44mg/(L ?d )。K

值的动力学分析较为复杂,可参考活性污泥工艺去除生活污水中有机物的典型K 值,取60mg/L 。由此出发,可得零级动力学模型和Monod 模型之间的一系列过渡模型。由图1(a )可见,各过渡模型表征曲线的m /n 相等,随着m 减小,n -m 逐渐减小,各曲线逐渐趋向于Monod 模型表征曲线。图1(b )中各过渡模型表征曲线的n -m 相等,随着m 增大,m /n 逐渐增大,各曲线逐渐趋向于Monod 模型表征曲线。n -m 逐渐减小或m /n 逐渐增大的过程就是生物作用所作贡献逐渐增大的过程,当仅考虑生物作用时可用Monod 模型表征污染物降解过程,这与Monod 模型的理论基础相符。因此,应用零级动力学模型与Monod 模型之间的过渡模型,可避免现行去污模型稳定性差的不足,更精确地揭示人工湿地去污机理。

2.2　Monod 模型与一级动力学模型之间的过渡模型

一般认为,一级动力学模型是Monod 模型的特例。当C <<K 时,Monod 模型变为:

dC d t =-k 0,V K C (10)

此时,k 0,V /K 与一级动力学模型的k 1,V 理应相等。然而,针对同一个湿地的研究表明,两者并不相等

[8]。

因此,可推断一级动力学模型与Monod 模型之间有一系列过渡模型。由图2(a )可见,随着m /n 或n -m 的增大,各过渡模型表征曲线逐渐趋向于Monod 模型表征曲线。这是因为,BOD 5的降解主要是在湿地系统的好氧层内进行,在污水流量和BOD 5进水浓度一定时,好氧层的厚度是一定的[6]。当BOD 5进水浓度逐渐增大时,好氧层的厚度将增大,生物过程在BOD 5降解过程中的作用也随之增大。以A rcata 湿地第8单元的BOD 5降解为例,当BOD 5进水浓度不同时,其降解曲线的特点各有不同(见图2(b ))。单一地采用一级动力学模型或Monod

模型均难以把这些特点予以反映。用统一去污模型拟合图

0341　生　态　学　报　　　27卷　

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