KQ
K QK
Monod模型是个一级和零级动力学模型的结合体，在低 浓度营养物的情况下(即C<<K)，营养物浓度是降解的控制 因素，整个降解过程遵循一级反应；在高浓度营养物的情 况下(C>> K)，湿地床体中所能承载的最大微生物量转而成 为降解反应的控制因素，降解速率达到最大值。
虽然Monod动力学模型从微生物反应规律 来说更符合实际情况,但在具体应用计算成本 方面,涉及到生化反应动力学方面的一些参数 的确定,使计算过程较难实现。与一级动力学 模型相比,Monod动力学模型更符合微生物处理 的实际情况,更为合理,因此,它更适用于那些 微生物起主导作用的污染物降解过程。
Monod动力学模型
按照一级动力学,污染物的去除速率为:
r1=QCi[1-exp(-k1,vt)]
简而言之=：QCi[1-exp(-k1,A/q)] 由一r级0=动k0,力VV=学k0,模AA型可求出一阶去除率，
去式除中率,r随0为入零流阶负去荷除增率;加r1而为1提阶高去，除直率。到实最际大上, 当学触值 流模入氧（量流 化型也和的 法达浓 系到就浓饱度 统是度增 中和零 无加 都,这阶 关,能降在去 ）见解传除 。到率统率M。将的o所n，由污o以d为1水模,阶定既处型向然理值零就人设，阶是工施与过将湿和入渡地生一即流中物阶动包接力 含和相零似阶的生结物合降起解来过的程模,上型述。过程也应存在。零阶去
一级动力学模型
1.单一参数一级动力学模型 湿地一级动力学方程，主要考虑处理负荷与
处理效率间的关系。 经常假设模型中的一些参数如速率常数等为常
量，该模型假设： (1) 湿地系统处于稳态(即进、出水流量和浓度不 随时间变化)； (2) 污染物降解服从一级反应动力学； (3) 水流流态呈理想推流；
通常的表达方式如下：
Ce Ciln（- KV）
Ce

C
i
ln
（
-
பைடு நூலகம்
K q
A
）
式中： Ci—进水浓度(mg/L）； Ce—出水浓度(mg/L)； k v—体积去除率常数(1/a)； k A—面积去除率常数 (m/a)；q—水力负荷(m/a)；τ —水力停留时间(a）。
｛ KV→湿地所需体积→多用于潜流型人工湿地 KA→湿地所需面积→多用于表面流人工湿地
生态动力学模型
生态动力学模型是以“箱式”模型理论为基础, 将系统中污染物的各种生物、物理、化学降解去除 途径划分成许多独立的“箱子”和反应过程,然后 分别对每个“箱子”即反应过程进行定义,确定其 具体的质量平衡方程、反应公式(一般为动力学方 程)和相关的动力学参数，并通过实验测定、文献 查找、模型自拟合等方法获得各种相关生态动力学 参数，然后运用各种建模软件对概念模型进行实现 ，并以人工湿地系统的运行数据对各个参数和过程 定义进行分析、演算、校验和修正，最终得到一个 统一完整的生态动力学模型。
化学降解
物理降解
污水
黑箱
清水
对每个箱子进行定 义,确定其具体的质 量平衡方程、反应 公式和相关的动力 学参数
生物降解
氮循环模型 磷循环模型 ......
生态动力学模型是建立在对污染物在 人工湿地中各种形态变化、循环和定量平 衡等的系统深入研究基础之上的。由于在 模型中污染物形态的划分细致,多介质、 多途径、去除和释放过程并存,协调和拮 抗作用同时发生,对人工湿地的各个降解 去除过程都单独模块化,都有相对独立的 参数和方程进行描述,较一级动力学模型 更为详细准确。
介绍三种典型的人工湿地去污模型
三种典型模型的差异
动力学模型中,一级动力学模型、零级 动力学模型中较少明确提及污染物降解过 程中的微生物作用,但Monod模型已开始关 注微生物的降解作用,而生态动力学模型则 在此基础上进一步考虑了其他降解过程,使 得人们能够更加深入了解人工湿地运行过 程和内在机制。
dC - C dz 1 C
上式定义了一个新的无量纲参数Ω—湿地去除效率因子, 代表了湿地床体的相对效果。实际上,Ω是给定水力停留 时间或流量下的最大可能去除量,除以Monod饱和常数,而 得出的规范化参数。Ω数值高就表示相对于流量而言降 解速率快,从而带来好的处理效果。
- K O，V Z K O，V KO，A
一级动力学模型的优点：
参数的求解及计算过程都很简单
一级动力学模型存在的缺陷：
实际情况人工湿地水流为非稳态流;由于短流和死 区导致非理想推流流态;反应速率常数会随进水浓 度、水力负荷和水深等因素变化而变化;K-C*模型 计算值比实验值；一直偏大植物种类和温度对反 应速率常数和背景浓度影响显著等等。
但是当湿地系统在类似气候、进水水质、基质 材料和植物种类时，这些模型参数用于指导设计 是可行的。一级k-C*模型仍是目前最实用、最可 靠的设计工具。
2.一级k-C*模型
单一参数的一级动力学模型中仅包含一 个 于污参染数物kv在或湿k地A。中K呈ad现le指c 数和衰K减ni至gh恒t[值77但]基 不为零的现象，引入背景浓度，低于背景 浓度的污染物不能被降解，并在一级反应 动力学方程中加入背景浓度项 C*：
ln( Ce - C *) KA
KA
Ce - C*
式中，A为所需要湿地面积，hm2；Q为进水流 量，m3/d。
不论单参数还是2参数模型,在运行和 设计条件改变时,都不能保持参数的稳定 性,于是研究者又在模型中加入了第3个参 数,提出了3参数模型。加入描述水力负荷 变化对k值影响的参数m,对k值进行修正:
kv=kv'qm 研究表明参数m的引入可以提高数据 与模型的吻合程度,但并不能消除水力负 荷对表观背景浓度的影响
人工湿地应用的设 计和运行大都是建立在 统计数据和经验公式基 础上的,这些污水处理技 术并不为人们所完全掌 握,专家学者和工程人员 对人工湿地各种去污机 理和途径尚无系统定量 化的结论,对人工湿地设 计时的预期水质目标和 长期的运行效果缺乏准 确可靠的预测手段,从而 严重地影响了这一污水 处理技术的推广与应用。
湿地模型
代表
应用
一级动力学模 型
K-C*模型
Monod动力学模 Monod动力学模
型
型
生态动力学模 型
N转化模型
自由表面流人 工湿地
潜流式人工湿 地
水平潜流人工 湿地
今后研究方向
一级动力学和Monod动力学的设计方程都 是由污染物稳态时的质量平衡得到的,都是湿 地床的静态宏观模型,两者都没有考虑到传质 效率,即都假定物质从液相迁移到生物膜的过 程没有阻力。在今后新的模型研究中应考虑 到湿地植被的空间分布,应根据实际的停留时 间分布来模拟污染物在湿地中的去除,而不是 仅考虑单一的停留时间。另外人工湿地是一 个复杂的生态系统,其对污染物的去除是人工 湿地各组成部分共同作用的结果,新的模型应 充分考虑到各种因素的影响。因此,应对人工 湿地污染物去除的机理及其影响因素作更为 全面深入的研究。
Ci - C *
q
式中，Ce为目标物出水浓度，mg/L；Ci为目标物
进水浓度，mg/L；C*为该目标物水质指标的环境
背景值，mg/L；K为一级面积速率常数，m/a；q
为水力负荷率，m/a。
经过重新整理和单位转换后，得出处理某 一指定污染物所需的湿地面积为
A （0.0365 Q ） ln（ Ci - C *）
人工湿地处理污水的内在机制缺乏定量 化的认识，而且人工湿地系统的影响因素有 很多，如HRT，基质，植物，微生物，温度等。 计算模式要综合考虑到各个因素是很难的， 所以人们对人工湿地的设计计算模式众说不 一，包括水力负荷、衰减模式、一级K-C*模 型、Monod动力模型、Ergun公式、机理模型 和生态动力学模型等。
除率常数r0对于一个特定的系统来说是定值,且与入 流浓度及流量无关。在人工湿地的运行中,表现为去 除率随入流负荷增加,直到最大值。但只有零阶模型 并不能完全描述湿地的实际情况,需要一个将1阶和零 阶结合的模型来描述,即Monod模型。
根据Monod模型,可以得出湿地床体内污染物的物料
平衡:
dC - K O，V a C - KO，A C
人工湿地
技术适合于我国国情，尤其 适合于广大农村，中小城镇的 污水处理之中，在我国具有极 其广阔的应用前景。
运行维护简便t
利用基质、植物和微生 物三者之间的物理、化学 和生物三重协同作用，通过 过滤、吸附、离子交换、植
物吸收和微生物降解等 作用实现对污水的净化
处理效果好 投资少
耗能低
......
湿地模型的目的是帮 助人们设计湿地以及 评估湿地的处理效果
dz
Q K C qz K C
式中Z—湿地床的长度(L)；a—湿地纵段面面积（L2）； V—地体积（L3);K—饱和常数（M.L-3); k0 ,V—零阶体积 去除率常数(L.T-1)； k0 ,A—零阶面积去除率常数(L.T-1)； ε—湿地床的孔隙率(L3.L-3)
对各个系统进行比较需要将其参数规范化,将污染物 浓度C除以饱和常数K,得到规范化浓度C(即C=C/K);将沿 床体的距离z除以湿地总长Z,得到规范化长度z(即z=z/Z)。 则方程(11)经规范化后变成: