湿地污染物迁移扩散数值模拟

2018-10-29王丹丹冯民权孙小平

西安理工大学学报 2018年3期

王丹丹,冯民权,孙小平,焦梦

(1.西安理工大学西北旱区生态水利工程国家重点实验室培育基地,陕西西安710048;2.山西省水利水电科学研究院,山西太原030002)

近年来,湿地由于低投资、低耗能和美观等特点,广泛应用于不同水体的水质净化和水环境富营养化防治中,取得了良好的环境经济效益[1-2],构建人工湿地已成为恢复生态水质的关键措施之一。各国学者对于湿地中污染物去除通常采用数学模型进行定量化研究,常用的4种模型即衰减方程模型、一级动力学模型、Monod模型以及生态动力学模型。西澳大学水环境研究中心构建了CAEDYM模型,确立了C、N、DO等的循环过程,为污染物转化提供了依据[3];Vymazal[4]通过生态动力学模型得到不同季节人工湿地中TN、TP等的去除率,作为人工湿地运行的参考依据。国内学者李亚静等[5]通过实验与STELLA系统动力学的结合得到了垂直流人工湿地脱氮效果,为废水出水浓度预测提供了依据基础;唐美珍等[6]采用Monod动力学模型对复合垂直流人工湿地污染物的去除效果进行了模拟验证,得到了最优水力停留时间关系曲线;王子珏等[7]建立了生态动力学模型对湿地中氮素的迁移转化进行模拟,确定了湿地除氮机制;付国楷等[8]通过一级反应动力学研究不同人工湿地形式对城市污水厂二级出水中的污染指标的去除率,得到其最优负荷下的去除率及最优人工湿地形式。

脱氮、除磷效果是目前湿地研究的重点,但大多数研究没有全面掌握污染物去除的内在机制和氮磷污染物在湿地中的迁移分布规律。本研究基于对人工湿地中污染物形态的细致划分,同时考虑到湿地系统中的协调和拮抗作用，对每一个污染物的转化均采用独立的方程与相应参数进行描述,能够更为系统、准确的对氮、磷输运及其分布规律进行模拟预测。

1 理论与方法

1.1 模型控制方程

模型的控制方程由水动力和水质两个模块组成:其中水动力控制方程指水平尺度远大于垂直尺度时,水深、流速等水力参数沿垂直方向的变化很小。因此,三维流动的控制方程沿水深积分并取水深平均,得到二维质量和动量守恒控制方程组。

质量守恒方程为:

(1)

x方向动量方程为:

(2)

y方向动量方程为:

(3)

式中:h(x,y,t)为水深(m);d为净水深(m);ξ(x,y,t)为自由水面水位(m);p(x,y,t)、q(x,y,t)为x、y方向的单宽流量(m3/(s·m));C(x,y)为Chezy阻力系数(m1/2/s);g为重力加速度(m/s2);f(V)为风摩擦因数;Ω(x,y)为Coriolis系数Ω=3ωsinΨ,ω为地球自转角速度,Ψ为计算点所处的纬度;x,y为空间坐标(m);t为时间(s);V为沿水深的平均流速(m/s);Vx、Vy为x、y方向的速度分量(m/s)。

水质控制方程,基于过程描述与水动力模型集成,有独立的参数描述方程,其中氮、磷描述方程分别由式(4)、式(5)表示。

(4)

(5)

1.2 模型配置

汾河中下游是汾河流域的关键及典型区域,由于流域内生态和水环境失衡导致河流水质污染严重。汾河一坝人工湿地位于汾河中游,污水来源为生活污水,湿地主要污染物为氨氮和磷,设计污水量为300 m3/d。研究区湿地面积600 m2,湿地采用砖砌墙分隔,系统由池内填料(砾石、砂土、种植土)、水深植物、配水系统和排水系统组成。湿地内种植芦苇9株/m2,植物吸收污染物使水质得到净化。污水经湿地处理后最终流入汾河(见图1)。

图1 湿地平面图Fig.1 Wetland floor plan

本研究选取湿地单元为计算区域,采用非结构网格流场模拟,即将模拟区域划分为三角形网格进行剖分,最终共划分网格1 140个,节点621个。根据地形高程数据内插网格节点高程,由Crick插值法得到详细的湿地地形图(见图2)。

图2 湿地地形图Fig.2 Wetland topographic map

输入网格文件后,进行模型参数设置。计算中涉及到的主要模型参数的设置情况如下。

1)本研究湿地在经度和纬度上跨度很小,因此主要考虑涡粘系数和糙率系数。涡粘系数可提高模型数值计算的稳定性,其计算采用Smagorinsky公式。糙率系数通过模型率定、验证确定,并参照一定的经验,水动力学模型中可根据实际情况糙率取值。本次研究的人工湿地考虑湿地基质层对水动力的影响如下:经分析颗粒级配对湿地的影响主要体现在渗透性上,而基质渗透性、孔隙率与植物的根系生长、死亡有关[9],又植物对湿地的影响最终反映为糙率和对污染物的吸收系数,故认为基质、植物最终反映为一个值即糙率系数。

2)边界条件:水动力中存在两种边界即陆地边界与开边界。本研究中将湿地东西面设置为陆地边界,并将湿地入水及湿地出水设置为开边界。

3)水质模型参数:研究区域氮磷超标严重,为实现水环境生态准确模拟,创建了氨氮、总磷2个状态变量。图3可以看出氮磷污染物在水中的生化反应,主要考虑硝化速率、植物吸收氨的速率、细菌吸收氨的速率、摄取N的半饱和浓度、植物吸收磷的速率、细菌吸收磷的速率、摄取P的半饱和浓度在模型中的影响,其余参数均取默认值。另外作用力包括温度、盐度、水深、当前流速,其中温度和盐度从外界输入,其余的均从水动力模块中获取。

图3 氮磷污染物转化Fig.3 Conversion of nitrogen and phosphorus pollutants

1.3 模型率定及验证

本研究采用2016年5～6月的水位、流量及湿地进出口浓度,对模型进行参数率定及验证。为确保模型计算的稳定性且结合一次性计算耗时,用较合理的时间步长300 s进行模拟。其中水动力模块上边界采用5～6月湿地进口流量过程,下边界采用湿地出口的水位过程。选取湿地进出口为源汇项,给定对应实测流量值。2016年5月份水位的率定结果见图4。

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

为确定参数的可靠性进一步选取6月份水位进行模型验证,水位模拟结果与实测数据对比见图5。最终得到水动力模块涡粘系数为0.28 m2/s,糙率为0.036。由图5可以看出,模型计算出的成果和实测成果的吻合度较高,经计算其均方根误差为0.082,平方相关系数为0.908,表明模型采用的参数合理可用,可以确定模型能够为后续水质模拟提供良好的水动力学基础。

图5 湿地出口水位验证成果Fig.5 Wetland outlet level verification achievements

水质模块设置首先建立初始浓度分布场文件,其次输入5～6月实测湿地入口浓度作为上边界初始浓度,并输入相应水质模拟参数。利用二维水质模型对研究区域下边界出口浓度值进行模拟,将所得值与实际测得的浓度值进行对比,见图6～7。

图6 湿地出口NH3-N模拟结果和实测值对比值Fig.6 Comparison of NH3-N in wetland outlet

图7 湿地出口TP模拟结果和实测值对比值Fig.7 Comparison of TP in wetland outlet

由图6～7可以看出,6月份NH3-N和TP的相对浓度明显高于5月份,表明6月份用水相对集中,污染物浓度排放相对较高,进入湿地的污染物多。对比模拟值与实测值发现:NH3-N模拟的相对误差范围为4.5%～11.7%,TP模拟的相对误差范围为5.1%～14.1%,其相对误差符合水质模型精度要求,模拟效果较为理想。误差原因可能是污染物受水流紊动影响的同时,受到各种环境因素影响较大导致。通过二维水质模型模拟验证,得到水质参数取值结果见表1。

表1 水质参数取值Tab.1 Values of water quality parameters

由率定结果可知,氨氮浓度与硝化速率、植物及细菌呼吸速率均有关,植物、细菌呼吸速率与底泥耗氧量均通过溶解氧影响氨氮浓度大小,率定过程中得出硝化作用的衰减作用>植物的呼吸作用>底泥耗氧量;总磷浓度与磷的释放速率、植物及细菌呼吸速率、底泥耗氧量有关。分析发现氮、磷污染物对植物、细菌的呼吸速率及底泥耗氧量均较为敏感。

2 结果与讨论

2.1 流场分布

选取湿地2016年5月的流场进行分析,具体流场分布实际情况见图8。

图8 湿地流场分布图Fig.8 Wetland flow field distribution

因缺少实际流速监测资料仅进行定性分析,由图8可知湿地单元水流缓慢,出口流速基本维持在0.040 m/s左右。出口流速略高于入口,主要是由于取水扰动了水流使得出口流速增大。图8中湿地四角流速明显低于湿地入口和主流区流速,且存在一块区域流速偏低,这是由湿地的高程不一致和水生植物存在导致,水体流速偏缓的区域,会影响污染物降解效果。

2.2 水质模拟分析

根据湿地实际资料设定正常水位下氮磷的背景值为0,污染物流入浓度选取污染较严重的5月份浓度值,模拟时长为10 h,通过模拟分别得到计算时长下氮、磷的降解情况。

由图9可以看出:NH3-N初始浓度为41.1 mg/L,进入湿地后随水流方向向出口推移;影响带在3 h到达出口,此时NH3-N的浓度为23.3 mg/L,降解率为43.3%; 进入湿地7 h后,污染物降解速率变缓; NH3-N进入10 h, 污染物浓度趋于稳定, NH3-N出口的浓度为24.2 mg/L。

由图10可以看出:TP初始浓度为3.91 mg/L,污染物进入湿地后随水流向出口推移。TP的影响带在3 h到达出口,此时TP的浓度为2.7 mg/L,降解率为30.9%。TP进入湿地7 h后,污染物降解速率变缓;TP进入10 h,污染物的浓度趋于稳定,湿地出口的浓度约为2.74 mg/L。

图9 NH3-N浓度分布图Fig.9 NH3-N concentration distribution map

图10 TP浓度分布图Fig.10 TP concentration distribution map

由氮磷进入湿地后的迁移变化可知,NH3-N和TP进入湿地其主流影响带不断地向出口推移,浓度逐渐降低。湿地中由于湿地植物的存在,水流易形成涡流[10],导致某些区域污染物浓度呈圈状分布。污染物进入湿地3 h时,出入口污染物浓度变化较快,7 h时污染物浓度变化逐渐趋于平缓;10 h污染物浓度变化趋于稳定,且区域整体浓度值明显降低。表明一定水力停留时间内,湿地对污染物的降解效果明显,可作为水质改善措施。由计算可知,NH3-N的降解率为43.3%,TP的降解率为30.9%。

总的来说氮磷污染物变化规律基本一致,湿地对氮的降解效果好于磷是由于湿地植物芦苇在相同的水力停留时间内对磷的去除能力有限所致。研究发现湿地植物对水中氮磷污染物的去除起到了很好的促进作用,根据水质参数取值可知氮在人工湿地中的去除主要影响因素有植物吸收、硝化反硝化等,其中植物吸收的去除可达氮总去除量的三分之一左右;若同时能提供充足的溶解氧,则可保障湿地系统脱氮途径的顺利进行。另一方面,在湿地植物生长季节,人工湿地中的植物、基质之间处于平衡状态,可使基质与水间的交换吸附磷的能力不断恢复,因此有植物湿地系统比无植物湿地系统的磷去除效果更高[11]。相关研究发现磷的去除效果与湿地系统中植物的收获频率有很大关系,在一定的收获频率下,植物吸收的去除可达磷总去除率的20%～30%[12]。因此合理确定湿地植物的选择、种植及收获频率,更能达到湿地水质高效净化的目的。