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水平潜流人工湿地的水力效率及其脱氮实证 东华大学学位论文版权使用授权书 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，同 意学校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 许论文被查阅或借阅。本人授权东华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。 本学位论文属于 保密口，在年解密后适用本版权书。 不保密 学位论文作者签名：璇涛 日期：五f 年2 月纺日 幻 日 否b 移 荪 渤 )依瑚 名 年 签 币 b 师 加 教 ： 导 期匕日丁_ t 指 日 东华大学硕士学位论文摘婴 水平潜流人工湿地的水力效率及其脱氮实证 摘要 本文通过实验室构建的水平潜流人工湿地系统，根据示踪试验比 较了进口位置、水力负荷、布水方式等不同运行条件下的水力效率， 对非均一性介质潜流湿地的水动力过程进行了模拟；根据脱氮实验比 较了多点进水和回流方式下不同形态氮素的空间分布状况及氮去除 效果，试图从湿地内水流分布、水力停留时间、溶氧分布和碳源分布 等方面揭示不同布水方式对脱氮过程的影响差异。 研究结果表明：进口位置在上部和小迸水流量( 0 0 5 0 7m 3 h ) 时， 湿地系统因具有较长的平均水力停留时间和较小的分布散度而水力 效率最大。运用多流弥散模型( m f d m ) 拟合的残差平方和小，监测 值与模拟值分别估算的平均停留时间和方差都很接近，表明该模型能 够较好拟合本湿地的示踪实验数据，模拟结果也反映了湿地分层结构 的实际情况，为多流弥散模型用于此类人工湿地的设计提供依据。阶 梯进水方式将进水均匀分布至湿地中部，可避免湿地填料前部堵塞， 使植物长势均匀，不仅在一定程度上补充了湿地前段的d o ，改善人 工湿地n h 4 + - n 硝化能力，而且补充了湿地后端的碳源( c o d ) ， c o d t n 相比一般推流式提高至5 1 0 ，为微生物反硝化作用提供了 充足的电子供体，保证了反硝化作用的有效进行，此外，阶梯进水的 有效体积比和水力效率均最高，水力效率与总氮去除率存在极显著的 t 相关性，相关系数为o 5 4 8 ，而与氨氮的去除相关性不显著。4 种回 流与未回流处理相互之间的n h 4 + - n 空间分布无明显差异，而回流位 置越靠近进水口，湿地中t n 浓度越低；将湿地出水按1 3 的回流比 回流至进水口，n h 4 + - n 和t n 去除率均达到6 0 以上，相比未回流 处理的t n 去除率提高了约2 0 0 。单因素方差分析结果显示多点进 水和回流方式对t n 及n h 4 + n 的去除效果均存在极显著性差异 ( p 8 4 6 5 水s i 潜流河水1 3 17 4 8 15 8 8 2 垂直潜流油田采出水3 18 0 0 2 8 9 0 56 7 2 5 8 0 7 77 5 3 8 1 o 水平潜流暴雨径流【1 4 】 8 7 1 39 7 37 7 2 9 水j 卜潜流农业废水【1 5 】5 9 6 - 7 0 67 0 8 8 3 o5 0 4 - 6 0 65 5 6 6 o 1 2 潜流人工湿地水力学研究 人工湿地脱除水中污染物主要是依靠基质、微生物、植物根系之间的物理、 化学和生物学过程的协同作用，这些实际上是在随水流动过程中发生的 1 6 】。人工 湿地系统对于水流的变化( 水的滞留和运动) 非常敏感。水流状况能直接改变湿 地的物理化学性质，如营养的有效性、基质缺氧程度、基质盐度、沉淀性质、p h 2 东华大学硕士学位论文第一章绪论 值等。水的流入基本上是湿地营养的主要来源；水的流出总是从湿地带走生物的 和非生物的物质。这些物理化学环境的改变对湿地生化作用有直接影响【1 7 j 。 2 0 世纪9 0 年代以前，对人工湿地的研究主要集中在污染物去除的生化降解 影响因素和其动力学过程上，未见有水动力学方面的研究报道【1 引。当进行人工湿 地污水处理系统的实际设计时，发现其水动力过程起着更为重要的作用。9 0 年 代至2 1 世纪，传统污水处理中的水动力学推流理论被引入人工湿地研究，但多 集中于表面流人工湿地。进入2 1 世纪后，相关的研究尤其是关于潜流人工湿地 的水动力学方面的研究明显增多，主要集中于以下方面。 1 2 1 潜流湿地水流流态 在潜流湿地系统中，水流有2 种基本流态：层流与紊流。当湿地床中所用填 料的粒径不大、污水充满填料缝隙并处于饱和状态时的水流为层流，此时可用 d a r c y 公式计算，即： q = k 。a 。s ，或y = k 。s ， 式中，v 为渗流平均流流速；s 。为水力坡度；k 。为渗流系数；a 。为湿地床 横截面积。渗透系数k 。跟基质层采用的介质有关，如平均粒径、颗粒级配、颗 粒形状、介质孔隙度、颗粒堆放方式等。对于以砾石为基质的湿地，欧洲人建议 取1 0 一m s ，而美国的经验认为k 。不宜大于1 0 - 4 m s 。 但是一般认为，当渗流的雷诺数r e 1 0 t 1 9 1 时，d a r c y 式就不适用了。此外， 介质的粒径较大时，对水流的扰动作用己不能忽视。在有水流扰动情况下，一般 可采用厄刚( e r g u n ) 公式来描述1 1 9 , 2 0 。1 9 9 1 年胡康萍1 8 1 在研究人工湿地设计中 的水力学问题时，指出用e r g u n 公式描述碎石床中的流动较d a r c y 公式更为合适。 e r g u n 公式的数学表述如下： s = a v + 2 口= 1 5 0 【( 1 - 占) d p o p j 2 砖 ( 1 - 2 ) = 1 7 5 0 一s ) d 。e g 可见，其既非渗流中的线性关系，亦非明渠流动中的二次方关系。式中的系 数o 【和b 依赖于介质的粒径、孔隙度、水温等因素，一般要由实验确定；其中， 肚为动力粘滞系数；为介质孔隙率；d 。为介质直径；p 为流体密度；g 为重力 加速度。 在人丁湿地处理系统的实际设计中，水力学因素非常重要，因为这直接关系 到污水在湿地系统中的流速、流态、停留时间以及与植物生长关系密切的水面线 控制等重要问题。相对表面流湿地系统来说，潜流式湿地的水流方式更加需要通 尔华大学硕士学位论文 第一章绪论 过人为控制来进行调整 1 7 , 18 】。潜流人工湿地系统内部水流情况非常复杂，它实际 上是一种多孔介质的非均匀流，虽然这样的流动方式与渗流有相似之处，但由于 湿地的介质较粗，流动的渗流系数一般超过了层流的范围，水平流和垂直流可能 在湿地内部并存，而且由于基质孑l 隙分布不均匀、植物根系延伸等作用，极易在 一些局部区域特别是错综的根系及基质周围出现紊流，回流，短路等各种情况， 水流运动特征很难用目前渗流研究中的成熟理论来描述。同时，进入的水流( 包 括随水流迁移的物质) 并非如活塞流描述的那样同时到达出水口，结果是使其在 湿地床内停留时间不一致而形成所谓的“停留时间分布”。潜流人工湿地中污染 物的去除依赖于由停留时间分布所决定的水流中污染物质和湿地基质、植物根系 及微生物种群的接触及持续时间，因此，对由水力停留时间分布决定的水力学特 性的理解成为其设计是否成功的关键 2 1 1 。所有这些都说明，水力学因素涉及到系 统中污水流动特征及由此引起的污染物质迁移、转化，是人工湿地系统处理效果 和构建设计的一个重要的方面。 目前针对潜流人工湿地水力学性能的研究主要集中在填料性质、湿地几何尺 寸和进出口位置等对停留时间的影响分析a 二 2 2 , 2 3 。1 9 9 5 年w i i l i a m l 2 4 】等研究了粗 砾、豆砾及砂三种填料的芦苇潜流人工湿地水力传导性，结果发现豆砾是潜流人 工湿地填料较好的选择，其水力传导性较好且彳i 易堵塞；1 9 9 7 年波兰农业大学 的r y s z a r d 等初步研究了潜流人工湿地处理生活污水的堵塞现象，并提出一个 简单的理论方程来描述堵塞后的孔隙率变化：2 0 0 4 年j o a ng a r c i a 【2 6 j 等通过示踪 剂实验研究了三级处理芦苇床中水力停留时间问题，分析了湿地长宽比和基质粒 径对潜流人工湿地水流状态的影响；2 0 0 6 年s u l i m a n l 2 7 , 2 8 1 等研究了进出水口位置 和填料装填方式对潜流人工湿地水动力学性能的影响。上述的研究主要都是一种 具体情况下s s f c w s 水动力学特性的表现，并没有揭示其本质关系。 1 2 2 潜流湿地水力学研究方法 有关流体的研究方法主要包括理论分析法、实验法和数值模拟方法。其中， 理论分析法是利用简化的流动模型假设，给出所研究问题的解析解或简化方程； 实验法是以地面观测和测定试验为主要手段进行研究；数值模拟是以讨算机为手 段，通过数值计算和图像显示的方法达到对流场问题进行研究的目的。 传统上常以模型实验为主要手段研究水力学，即以水力学相似理论为指导， 把实际工程缩小为模型，在模型上预演相应的水流运动，得到模型水流的规律性， 再把模型实验成果，按照相似关系换算为原型的成果，以满足工程设计的需要。 对潜流人工湿地中水流状况研究的常规方法是示踪实验。利用示踪剂预演相 4 东华大学硕士学位论文第一章绪论 应的水流运动，得到水流的规律性，其基本原理是在系统进水中加入一种示踪剂 脉冲，在系统出水中观测系统对此脉冲的反应，绘出系统出水中示踪剂电导率随 时间变化曲线，即停留时间分布( r t d ) 曲线。基于r t d 曲线，判断湿地系统 内部是否存在短流、死流以及短流、死流比例，判断湿地流态( 推流、完全混合 流、介于两者之间) 。1 9 9 7 年王久贤【2 9 】由示踪剂试验对深圳白泥坑人工湿地水 力学计算进行了研究，确定了系统中水流的停留时间分布( r t d ) ，提出r t d 的 不同是湿地处理效率差异的主要原因；2 0 0 1 年吴振斌、付贵萍等 3 0 - 3 2 1 利用示踪 剂试验技术，对垂直流人工湿地和下行流一上行流复合水流湿地系统的水力学特 点进行了系统研究。 另外，同位素示踪法也有些应用，利用计算机作为主要研究工具的数值模 拟方法逐渐兴起【3 3 】，如范立维【3 4 】采用计算流体力学( c f d ) 对潜流人工湿地进 行了数值模拟研究，赵秉文等【3 5 】研究了c f d 技术在水处理研究中的应用。 1 2 3 潜流湿地水动力学模型 基于化学_ t 程反应器理论的一些数学模型被用于描述人t 湿地的水流过程， 如理想推流模型( p l u gf l o wm o d e l ，p f m ) 、连续完全混合反应器模型( c o m p l e t e l y s t i r r e dt a n kr e a c t o rm o d e l ，c s t r m ) 、对流扩散模型( d i s p e r s i o na n dp l u gf l o w m o d e l ，d p f m ) 和非完全混合区域模型( z d m ) 3 6 - 4 0 等。 p f m 3 6 , 3 7 假设示踪剂到达出口瞬间，浓度达到最大，没有横向扩散与混合； c s t r m 3 8 】假设示踪剂进入湿地瞬间即混合均匀，并且在流向出口的过程中浓度 保持不变。由于湿地系统内部结构及植物错综根系的复杂性、外部降水和蒸发作 用等冈素以及湿地可能存在的短路、死区、弥散等现象 4 1 - 4 3 】，实际得到的示踪剂 浓度一时间响应曲线中，示踪剂浓度达到峰值之后会有一个拖尾，因此，纯粹理 想推流或者完全混合流模型都不能全面地模拟实际得到的不对称的停留时间响 应曲线。日前有针对上述水动力模型进行的优化，应用较普遍的有以下两种。 一是在串联完全混合反应器模型中考虑延迟，因为大多数潜流人t 湿地示踪 实验反映了一个时间延迟，即没有示踪剂到达湿地床体出口处，这种延迟可以通 过在水流网络中加入推流反应器组分。由反应器理论，如果把人工湿地考虑为n 个连续反应器，则出口处停留时间分布密度函数为： ( f ) = 0 ，f t d 斋 玎掣卜x f 一刀掣卜。 “_ 3 ) 式中，幻为出口处示踪剂延迟时间；t c s 7 为整个湿地系统的理论停留时问。 尔华大学硕士学位论文第一章绪论 二是在推流模型中加入扩散过程，即d p f m 。模型将一定程度的返流叠加在 流体的推流中，并用轴向扩散系数d 表示轴向分子扩散、涡流扩散及流速分布 所产生的扩散。假设混合遵守扩散方程，此时的示踪剂质量守恒方程包括空间和 时问变量。饱和流情况下一维对流扩散瞬时源数学模型3 9 1 ( t = o t o 时段内连续注 入浓度为c o 的流体，此后注入的是不含污染物质的流体) 为： d ( 剥一仨) 彳o cc 似x c 删， 边界条件c ( x = 。) = l c o ，o t , 。o ( t _ ( c o t t 。 ( 1 - 4 ) c ( x = o 。，t 0 ) = 0 初始条件c ( x 0 ，t = 0 ) = 0 该模型假定轴向扩散系数d 在系统内不随时间及位置而变，其数值大小仅与 反应器的结构、操作条件及流体性质有关。 其解析解为： 嗽卦f c ( 。圳x - v t _ e r 义渊j j5 ， 式中，v 为流速；t o 为示踪剂停止注入时刻；岛为瞬时注入示踪剂浓度；z 为示踪剂注入位置到出口处的距离。 z d m 4 0 1 包含了无数多个推流反应器，每个都和紧邻的c s t r s 进行质量交换， 为了使模型更加准确地模拟实际的水流状况，他们在垂直于流体运动方向的基础 上考虑径向扩散。 上述模型都对湿地内部进行了分区，但是由于典型的“黑箱效应”，很难判 断对湿地内部的分区的准确性，而且很多研究都事先假设s s f c w s 的水动力行 为符合p f m 、c s t r m 或d p f m 。不过这些研究也表明：p f m 应用于表面流人t 湿地水流模拟具有一定可行性，应用于潜流湿地则是无效的44 1 。r i o s a 4 s l 认为， 相对于p f m 和c s t r m ，s s f c w s 的水动力学行为可能更接近后者，但试验结果 也显示了较大差异。在s s f c w s 中，由于植物根系发展和填充介质导致的弥散 系数的时空彳i 均一性，应用集总式参数的d p f m 也具有一定的刁i 准确性。 w e m e r 【4 0 】提出了z d m ，但由于其计算比较复杂，不适用于s s f c w s 的设计，并 且自提出后，并没有更多关于该模型的应用报道。 1 3 潜流人工湿地脱氮研究 潜流人工湿地去除进水中的氮主要依靠基质、微生物、植物根系之间的物理、 东华大学硕士学位论文第一章绪论 化学和生物反应的协同作用 4 6 , 3 3 1 。基质的吸附交换、植物的摄取、微生物的代谓 ， 以及植物与根际微生物的共生、基质与表面附着微生物的协作等，组成了潜流湿 地系统复杂多样的净化机制【4 7 。进水中氮的主要形态有颗粒态氮、溶解性有机氮 和无机氮【4 引。这些氮在进入湿地后，大部分有机氮被异养型微生物首先转化为氨 氮，之后，氨氮在硝化菌的作用下被转化为无机形态的亚硝态氮和硝态氮，通过 反硝化作用以及植物根系吸收作用而从系统中去除 49 l ，其示意图如图1 1 。 图1 1 氮在人工湿地中的迁移转化过程示意图 f i g1 1s c h e m a t i cd r a w i n go fn i t r o g e nt r a n s f o r m a t i o np r o c e s si nc o n s t r u c t e dw e t l a n d s 污水中无机氮( 氨氮、硝态氮) 作为植物生长过程中不可缺少的物质，可以 直接被植物摄取，合成植物蛋白质等有机氮，通过植物收割从系统中去除 1 4 】。但 是植物吸收氮素数量有限，因而不是人工湿地的主要脱氮途径，植物最主要的作 用是通过根系改善水动力条件和根区环境中的硝化反硝化条件 4 4 , 4 5 。对于氨的 挥发，只有当p h 9 3 ，氨和铵离子的比例是1 ：1 时，通过挥发造成的氨氮损失才 开始变得显著 5 0 1 ，水平潜流湿地系统中可以忽略氨挥发作用，冈为此系统中的p h 值一般不超过8 0 【5 。基质的吸附主要是对还原态氨氮而言的，还原态氨氮稳定 而能被吸附到介质的活性部位，但介质活性部位对氨氮的离子交换不可能作为氨 氮去除的长期汇，通常认为氨氮吸附是快速可逆的，因此不是湿地脱氮的途径【52 1 。 较之植物和基质，微生物在潜流湿地脱氮过程中发挥着更为重要的主导作用，如 氨化、硝化反硝化过程均是以微生物为主体而发生的。g e r b e r grm 等【5 3 1 的研究 结果表明，通过植物吸收作用去除的氮仅占总氮量的8 1 6 ，还有极少部分在较 高p h 下，通过挥发去除，微生物的硝化反硝化作用才是人工湿地最终脱氮的主 要途径 5 4 - 5 6 。 ( 1 ) 氨化 氨化( 矿化) 是指在有机质降解过程中发生的有机氮到氨氮的生物转化【57 1 。 圈圈 东华大学倾十学位论文第一章绪论 氨化在厌氧和好氧条件下都可以进行，异养细菌在厌氧环境中效率降低，因此厌 氧时氨化速率较慢。湿地中氨化速率与温度、p h 值、系统的供氧能力、c n 比、 系统中的营养物以及土壤质地结构有关。r e d d y 等t 5 8 峙旨出，温度每增加1 06 c ，矿 化速率增加两倍，其最佳温度在4 0 。c 至t 6 0 之问，最佳p h 范围是6 5 至t j 8 5 之间。 由于氨化和硝化竞争氧气，因此系统的供氧能力对氨氮的去除的影响较大f 5 。 ( 2 ) 硝化 经过氨化过程形成氨后，氮还可以通过其他各种途径转化。它可以被植物根 部吸收；或者被厌氧微生物吸收，转化为有机物质；或者通过离子交换被土壤颗 粒所同定；或者进行硝化。硝化是由氨氮到硝酸盐氮或亚硝酸盐氮( 中间产物) 的生物转化过程。硝化过程中需要有两种化能自养细菌( 亚硝化菌和硝化细菌) 的参与，它们可以促使氧化作用的发生。第一步 5 5 ： 2 n h 4 + + 3 0 2 型竺兰竺2 n 0 2 - + 2h 2 0 + 4 一+ q 第二步： 2 n 0 2 + 0 2 峨n 0 3 - + q 在此过程中，湿地中的溶解氧d o 是反应的一个关键条件，通常适于硝化反 应的d o 应该高于2m g l ，否则d o 将成为反应的限制因素，同时0 2 m g l 被认 为是硝化发生的最低d o 要求；硝化作用的最佳温度范围为3 0 4 0 。c ，当温度 4 0 。c 时，硝化细菌活性降低；硝化最适p h 值为7 5 8 6 47 1 。在湿地系统 中，硝化作用一般可以发生在土壤中的渗滤液中，土壤表面校薄的氧化层中以及 植物含氧较高的根际区55 1 。 ( 3 ) 反硝化 n 0 3 刁i 易被土壤颗粒吸附，比n h 4 + 更易在溶剂中游离。如果n 0 3 没有被植 物或微生物同化，没有流失到地下水中，就会发生反硝化。反硝化是将n 0 3 n 转化为n 2 、n o 和n 2 0 等气态形式的氮的生物降解过程【55 1 。该转化过程表示为： n 0 3 n o 一n 2 0 n 2 在厌氧环境下，反硝化细菌( 如芽抱杆菌，微球菌，产碱细菌，螺旋菌属) 在呼吸过程中利用n 0 3 作为电子受体，而且需要有足够的碳源作为细菌能量的 来源。反硝化可用以下反应说吲5 8 j ： 5 ( c i 2 0 ) + 4 n 0 3 + 4 扩_ 5 c 0 2 + 2 n 2 + 7 h 2 0 如果p h 4 ，则n 2 被抑制而最终以n z o 排人大气。一般湿地基质的p h 都在 6 0 以上，因而湿地中反硝化作用的最终产物是释放到大气的n 2 。 反硝化在湿地环境中发生的条件有：n 0 3 的存在，厌氧的环境，适宜的温度 东华大学硕士学位论文第一章绪论 和p h 值以及足够的碳源。反硝化反应发生在较低溶解氧含量的条件下，d o 应 控制在0 5 m g l 以下，高于该值反硝化作用将受到抑制【47 1 。反硝化作用的最佳温 度范同是1 5 - 3 0 。c ，当温度 a d 。c 阶梯进水通过预设的 穿孔管均匀布水，充分利用了湿地前段体积；a 作为一般推流式则由于出水口设 在下部，可能会在进、出水口直线距离之间形成“优先流”，而在系统的另外2 个角区域存在滞水区，这就相当于减少了湿地的有效体积；b 前端多点进水降低 了a 推流式中形成“优先流”的可能，有效体积则介于上述两者之间；d 方式 中，部分水流实际上只流经系统后段体积，并未充分利用所有体积，因此，如果 仅按水力效率计算，该布水方式是最低的。 表5 1 刁i 同布水方式下水i 潜流人工湿地的水力效率 t a b l e5 1e f f e c to f i n f l o wc o n f i g u r a t i o no nt h eh y d r a u l i ce f f i c i e n c yo f h s s f c w 当标准方差巧。2 = l 时为全混流，盯。2 = 0 时为推流【3 引，依据此结论，司以看出 实验所构建不同布水方式下的潜流湿地系统水流流型均介于全混流和推流之间， 偏向于推流。c 阶梯布水方式下系统内部水流停留时间分散程度最低，水流混合 流动程度较弱，更接近于推流。通常人丁湿地可以看作一级生化反应器【32 | ，根据 反应器理论，对于一级反应，推流不仅比混合流所需要的反应容积小，而且反应 物降到同一浓度所需反应时间更短，即反应效率更高【2 1 6 | ，因此水流愈接近推流， 反应效果越好；反之水流的混合程度高则不利于湿地净化作用的发挥。 5 3 多点进水时湿地内氮浓度空间分布 氮的去除和停留时问有关，连续进水条件下，在污水流程的不同位置处，污 水的停留时间不同。因此，在人工湿地沿长度方向和深度方向分别布置若干取样 孔，在这些取样孔中同时取样分析，得到氮在湿地床中的空问分布规律。本研究 3 6 东华大学硕士学位论文筇五章多点进水时湿地的水力效；年及其脱氮研究 对4 、5 月份的监测数据进行了统计分析。将采样分析得到的数据按照对应的坐 标位置输入到m a t l a b 程序中，使用g r i d d a t a ( ) 矛hc o n t o u r 0 区l 数绘制湿地装置侧 面的等值线图。4 种布水方式下潜流人工湿地沿程出水中，铵态氮( n h 4 + - n ) 、 硝态氮( n 0 3 - n ) 、总氮( t n ) 的变化情况分别如图5 4 、5 5 、5 6 所示。 5 3 1 铵态氮分布 如图5 4 所示，4 种布水方式下潜流湿地在不同垂向上的n h 4 + - n 浓度随沿程逐 渐降低，基本符合推流模式。湿地各出水e i n h 4 + - n 浓度范围为5 0 1 0 0m e d l ( 以 n 计) ，最终出水n h 4 + - n 大致处于5 0m g l 。当进水n h 4 + - n 浓度为2 0 0m g l 时， 去除率可达5 0 7 5 ，这表明系统中n h 4 + - n 的硝化过程得以有效进行，而且从图 5 4 中可以看出，n h 4 + n 的降解主要发生在湿地前段。在垂直方向上，4 种布水方 式潜流湿地系统中n h 4 + - n 浓度分布存在差异。a 、b 布水方式下湿地的n h 4 + 一n 空 间分布差别不大，在湿地中后段上部n h 4 + n 水平最低，白上而下均呈逐渐增加 的变化趋势，而c 、d 是在湿地中部出现n h 4 + n 浓度较低的区域，由上至下表现 出高低高的变化，d 尤其明显。 n h 4 + - n 在垂直方向上的分布差异主要和其布水方式有关。a 、b 因为随着有 机污染物和n h 4 + - n 沿程降解不断消耗溶解氧，湿地中后段溶解氧量明显不如前 段，由于植物根系泌氧和大气复氧作用使得湿地表层溶解氧浓度有所回升，所以 在湿地中后段上部存在n h 4 + n 水平很低的区域，而湿地底层由于缺少有效的氧 源补充，从而限制了n h 4 + - n 的硝化反应过程。b 前端多点进水方式可能会对湿地 底层补充一定的溶解氧，但是由于底层本身受植物和微生物的影响较小，所以硝 化能力仍然较弱，a 、b 间无明显差异。c 将进水口均匀分布在湿地前半部分，d 将进水分布至湿地床中部，由于布水采用湿地中预设的多孔管从表层向下流入湿 地，n h 4 + n 浓度在垂向上也有随水流方向减少的趋势，但由于植物根系输送的 氧主要补充中上部床体，底层n h 4 + - n 浓度仍然较高。c 、d 问存在n h 4 + - n 空间分 布差异可能是由于c 在湿地前半部分均匀设置了4 个进水口，补充的溶解氧量多 于d 布水方式，从而氨氮去除效果较好。 东华大学硕二 = 学位论文第五章多点进水时湿地的水力效二笨及其脱氮研究 铵态氮空闸变化插值模拟图铵态氮空问变化插值模拟图 ( a ) 一般推流式 铵态氮空问变化插位模拟图 e 望 j | 歪芏 匕 = 鼍 星 惜 ( b ) 前端多，? i 进水 铵态氮空间变化插值模拟图 ( c ) 阶梯进水 ( d ) 前端+ l 2 多点进水 图5 4 不同布水方式下湿地巾n h 4 + - n 空问分布 f i g 5 4d i s t r i b u t i o no f a m m o n i u mn i t r o g e ni nh s s f c ww i t hd i f f e r e n ti n f l o wc o n f i g u r a t i o n s 5 3 2 硝态氮分布 图5 5 为潜流湿地内部硝态氮( n 0 3 - n ，以n 计) 的空问变化情况。如图 5 4 ( a ) 所示，一般推流式下湿地中n 0 3 - - n 浓度存在垂直分布差异，自上而下 逐渐降低，湿地上部浓度相对较大，约5m g l ，底层时接近于0 ，出口n 0 3 - n 浓度也很低，范围约为o 1m 【e d l 。结合n h 4 + - n 的空问分布结果( 图5 4 ( a ) ) ， 湿地表层大气复氧和中上部植物根系泌氧作用使得n 0 3 - n 浓度高，而在湿地底 层和后段的反硝化反应中n 0 3 - - n 进一步转化为n 2 或者少量的n 2 0 。湿地内部的 厌氧区域，反硝化反应增强的同时也在一定程度上抑制了硝化反应。 b 前端多点进水时，湿地后段中部n 0 3 - - n 浓度相对较高，由上至下表现出 先升高后降低的变化。结合n h 4 + - n 的空间分布结果( 图5 4 ( b ) ) ，上部硝化过 程已有效进行，n 0 3 - - n 浓度却较低可能是冈为被植物或微生物同化，或者流失 到湿地中部( n 0 3 - 不易被土壤颗粒吸附，比n h 4 + 更易在溶剂中游离) ，或者发生 东华大学硕士学位论文第五章多t i 进水时湿地的水力效二簪及其脱氮研究 反硝化。中部植物根系密度高，植物含氧较高的根际区较易发生硝化作用，同时 也在一定程度上抑制了反硝化反应。但随着溶解氧不断消耗，至湿地尾段，反硝 化反应增强，出口n 0 3 n 浓度低，约2m j l 。 c 阶梯进水情况下jn 0 3 - - n 主要集中于湿地前段，因为污水中的氨氮降解 主要发生在湿地前段，所以在反应过程中产生的硝氮便积聚于此。湿地中n 0 3 - n 浓度随沿程逐渐降低，与其他布水方式不同的是，湿地中n 0 3 - - n 无垂直分布差 异。这可能是随着湿地前段有机污染物和氨氮的大量降解，溶解氧消耗迅速，反 硝化作用逐渐占据优势，大量的n 0 3 - n 作为反硝化电子受体，被进一步转化为 n 2 或者n 2 0 ，出口n 0 3 - - n 浓度较低，约o 5m g l 。原本中部产生较多的n 0 3 - n 也由于来不及积聚所以垂直差异不明显。 d 前端+ 1 2 多点进水时，湿地前段n 0 3 - n 浓度随沿程降低，后段中部的 n 0 3 - - n 浓度相对较高，这与图5 4 ( d ) 所示的n h 4 + n 浓度在湿地中部较低相一 致，说明中部的硝化过程有效进行。其他分析同b 前端多点进水的情况。 硝杰氰窄问变化插倩模拟图硝杰氧窄阳i 变化插佰模拟图 ( a ) 一般推流式 硝态氮空问变化插值模拟图 ( b ) 前端多 进水 硝态氮空间变化捅值模拟图 ( c ) 阶梯进水( d ) 前端+ l 2 多点进水 图5 5 刁i 同布水方式下湿地中n 0 3 - n 空间分布 f i g 5 5d i s t r i b u t i o no f n i t r a t en i t r o g e ni nh s s f c w w i t hd i f f e r e