基于AQUATOX的景观水体水生态模拟及生态修复

陈彦熹，牛志广，张宏伟，米子明，孙 杰，王 方

(1. 天津大学环境科学与工程学院，天津 300072；2. 天津城市基础设施建设投资集团有限公司，天津 300381；3. 天津城建设计院有限公司，天津 300073)

城市景观水体相对于自然湖泊而言流速较缓，相对封闭．由于营养负荷的不断增加，景观水体的污染与富营养化日益加剧，其生态系统的稳定性也在不断丧失．

水生态模型是湖泊富营养化研究和湖泊生态系统管理的重要手段．20世纪 70年代，研究人员开始对湖泊生态系统动力进行研究，用多层、多室、多成分的复杂模型来模拟湖中的物理、化学、生物、水动力和生态过程，典型的有 Jǿrgensen[1]建立的丹麦Glumsǿ 湖生态模型[1]以及 Cleaner模型[2]、Lavsoe 模型[3]和 3DWFGAS模型[4]等．20世纪 80年代之后，湖泊生态动力学模型使用连续变化的参数和目标函数来反映生物成分对外界环境变化的适应能力[5]；随后，国际环境技术中心和国际湖沼环境委员会联合资助开发了 PAMOLARE模型[6]，该模型可以根据所研究对象的不同，选择使用4种不同类型的模型．而由西澳大利亚大学水研究中心开发的CAEDYM模型[7]，能够与一些水动力学模型进行结合，模拟出水质的变化和分布．由国际水生资源管理中心研发的ECOPATH模型[8]可以模拟湖泊生态系统中的能流问题．

AQUATOX是目前的一系列淡水生态系统模拟模型的一个综合和增强的生态模型，由美国环保局开发研制，可以用来预测各种污染物的归宿，并且增加了完全模拟水生态系统的分析工具，使得模型更加易于操作．本文以华北某生态小城镇(HM镇)内的景观湖泊为研究对象，应用 AQUATOX模型进行水质与水生态模拟，根据模拟结果对景观水体的富营养化程度和造成富营养化的原因进行分析，进而确定适宜的生态修复方法，并对改善后的景观湖泊的水质和水生态系统进行模拟研究．

1 研究对象概况

HM镇的年平均气温在11.4～12.9,℃，年平均风速为 2～4,m/s，年平均降水量为 520～660,mm，年平均蒸发量为1,909.6,mm，纬度39°，平均湿度为66%，日照百分度65%．景观湖区中各个水体的关系如图1所示，整个水系统由人工湿地、景观湿地、景观湖泊1和景观湖泊 2组成．本文研究的景观湖泊 1(下文均用景观湖泊表示)是人工湿地和景观湿地处理后的污水的直接受纳水体，因此其主要的氮、磷来源是处理后的生活污水，这些非常规水源占入湖营养盐输入的90%以上．

由于该水系统水力流动缓慢，同时输入景观湖泊的营养物质浓度较高，景观湖泊在夏季富营养化现象较为明显．

图1 景观湖区水体关系Fig.1 Water connection of landscape lakes

2 基于AQUATOX的景观湖泊水生态模拟

2.1 AQUATOX模型概述

AQUATOX是一个水生态系统模型，主要用来预测不同污染物，如营养物和有机物的转化及其对生态系统的影响．它可以同时计算模拟时段内每天发生的重要化学或生物学过程，模拟生物量、能量及化学物质在生态系统中的转移[9]；因此，它能够建立起水质、生物响应、水生物利用之间的因果关系链[10]．开发者为AQUATOX模型建立了5个参数库：动物库、植物库、化学物质库、场所库和重矿化库，使用者可以根据具体研究对象选择参数．

本文应用AQUATOX对有非常规水源注入的景观湖泊的物理过程、生物过程和营养盐进行了模拟．通过物理过程模拟了水体的流速、分层和混合、温度、光、风等的影响．

生物过程模拟中研究了水生动物和水生植物两大类．水生动物模拟主要根据不同种群的不同参数值和方程变量表示．水生植物主要由浮游藻类、固着藻类、大型植物和苔藓类组成．以水生藻类为例，其生消方程式为

式中：d ρPhyto/dt为藻类随时间的生物量变化率，g/(m2·d)或 g/(m3·d)；RL为藻类种群的负荷率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RPho为光合作用造成的生物量增长率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RRes为呼吸造成的生物量损失率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；REx为排泄或光呼吸造成的生物量损失率，g/(m3·d)或g/(m2·d)；RMor为非掠食性死亡造成的生物量损失率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RPre为捕食性死亡造成的生物量损失率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RSin为由于层间沉没或沉至底部造成的生物量损失率或增加率，g/(m3·d)；RWout为运移到下游造成的生物量损失率，g/(m3·d)；RWin为由上游获得的藻类增加率，g/(m3·d)；DTurb为由紊流扩散造成的生物量损失率，g/(m3·d)；DSeg为扩散传播造成的生物量损失或增长率，g/(m3·d)；RSlo为脱落造成的生物量损失率，g/(m2·d)．

营养盐模拟包括模拟碎屑、氮、磷、溶解氧和无机碳5个部分．以氨氮(NH3-N)为例，其模拟方程式可以表述为

式中：d ρNH3-N/dt为 NH3-N 随时间的浓度变化率，g/(m2·d)或 g/(m3·d)；RL′为 NH3-N 的负荷率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RR′es为呼吸造成的浓度损失率，g/(m3·d)或 g/(m2·d)；RN′it为硝化作用引起的浓度增长率，g/(m3·d)；RA′ss为植物吸收造成的浓度损失率，g/(m3·d)；RW′out为运移到下游造成的浓度损失率，g/(m3·d)；RW′in为由上游获得的浓度增长率，g/(m3·d)；DT′urb为紊流扩散造成的浓度损失率，g/(m3·d)；DS′eg为扩散传播造成的浓度损失或增长率，g/(m3·d)．

2.2 模型的建立

本研究针对有非常规水源注入的景观湖泊具有进水污染物浓度高、小型湖泊流动性差、蒸发性强，从而易于发生富营养化的特点，建立了基于 AQUATOX的水生态模型，以模拟景观湖泊的水质状态以及藻类生长情况．根据模拟结果确定引发富营养化的藻类，据此拟利用水生动植物投放的方式对水质和藻类生物量进行改善，并得出相应的模拟结果．

夏季是水体富营养化最易暴发的时期，因此本研究确定模拟时段为2010年4月1日—2010年10月31日；然后，根据研究区域地理位置和现场调查，确定景观湖泊的生态系统微生物群落和主要的水生植物．模型中景观湖泊的主要特征数据如表1所示．由于本研究中的景观湖泊是浅水湖泊且水力流速较慢，垂向混合比较均匀，因此将整个湖盆作为一个整体考虑，不进行分层模拟．

模型中选用的状态变量和驱动变量共有 21个．其中氨氮(NH3-N)、硝酸盐氮(NO3-N)、总溶解性磷酸盐(Tot.Sol.P)、BOD5、水量、水温、风速和 pH 指标的初始数据采用模拟初始月份(4月)的月平均实测数据，其中营养物边界条件和背景浓度见表2，表中：SS为悬浮固体；CODCr为化学需氧量；NH3-N 为氨氮；TN为总氮；TP为总磷．景观湖泊富营养化主要是藻类大量生长引起的，生态模型中各门藻类的重要参数及取值见表3[11]．

表1 景观湖泊主要特征数据Tab.1 Main environmental characters of the landscape lake

表2 边界数据和初始条件Tab.2 Boundary values and initial conditions mg/L

表3 景观湖泊生态模型藻类重要参数Tab.3 Algae species and their physiological parameters of the landscape lake

2.3 结果与分析

2.3.1 藻类生物量分析

模拟的藻类植物包括高营养硅藻(Phyt High-Nut Diatom)、低营养硅藻(Phyt Low-Nut Diatom)、蓝藻(Phyt，Blue-Greens)和绿藻(Phyto，Green)，单位为mg/L(干重)，在图中以 mg/L(dry)表示．模拟结果如图2所示．由图2可见，藻类生物量的季节性变化明显，春末夏初水体中的优势种为低营养硅藻，夏季时的优势种为绿藻，其他藻类生物量相对较小．

2.3.2 营养物浓度分析

1) 氮

景观湖泊中 3种形态氮的浓度和分布如图 3和图 4所示．氮主要存在形式有 4种：溶解性氮、存在于碎屑中的氮(N Mass Susp.Detritus)、存在于动物体内的氮(N Mass Animals)和存在于植物体内的氮(N Mass Plants)．浅水景观湖泊中多为溶解性氮，可以为浮游藻类提供营养来源，因此从夏初开始浮游植物中氮的含量整体上升，水体中氮的浓度逐渐下降．

图2 景观湖泊藻类生物量变化模拟结果Fig.2 Modeling result of alga biomass varies of the landscape lake

图3 景观湖泊氮动态变化模拟结果Fig.3 Modeling result of nitride varies of the landscape lake

图4 景观湖泊氮的分布Fig.4 Nitride distribution of the landscape lake

2) 磷

景观湖泊中总磷(TP)与总可溶性磷(Tot.Sol.P)浓度和分布如图 5和图 6所示．磷主要存在形式也有4种：可溶性磷、存在于碎屑中的磷(P Mass Susp.Detritus)、存在于动物体内的磷(P Mass Animals)和存在于植物体内的磷(P Mass Plants)．在湖泊中的水生动植物对TP和Tot.Sol.P的吸收量较少，且景观湖泊中磷的含量远超过藻类生长的需要，水体中 TP和Tot.Sol.P的浓度在夏季逐渐增长．

图5 景观湖泊磷浓度变化模拟结果Fig.5 Modeling result of phosphide varies of the landscape lake

图6 景观湖泊磷的分布Fig.6 Phosphide distribution of the landscape lake

3 景观湖泊生态修复模拟研究

3.1 水生植物修复

根据景观湖泊的基本情况和模拟结果，在模拟初期去除了不具景观效果且水质净化能力差的稗草群落，根据北方特征加入水藓类植物，同时根据水质状况和不同投放的密度模拟结果的比较确定适宜的水藓投放密度为干重5,g/m2．景观湖泊加入水藓之后的藻类含量、营养物质在水中的浓度和在植物中的含量以及与未加入水藓的对比如图7～图12所示．

图7 投放水藓后景观湖泊藻类生物量变化Fig.7 Algae biomass varies of the landscape lake after dropping fontinalis

图8 投放水藓前后景观湖泊藻类生物量对比Fig.8 Algae biomass varies comparison of the landscape lake before and after dropping fontinalis

图9 投放水藓后景观湖泊营养物浓度变化Fig.9 Nutrients’ differences of the landscape lake after dropping fontinalis

图10 投放水藓前后景观湖泊营养物浓度对比Fig.10 Comparison of nutrients of the landscape lake before and after dropping fontinalis

图11 景观湖泊氮磷在植物中的含量Fig.11 Contents of nitride and phosphide in plants of the landscape lake

图12 景观湖泊氮和磷在植物中的分布Fig.12 Differences of nitride and phosphide distribution in plants of the landscape lake

模拟结果显示，加入水藓之后，景观湖泊中硅藻的生物量在夏初其易于暴发富营养化的时期得到了一定的控制，降低了水体暴发硅藻水华的概率．由于藻类的相互演替，湖泊中绿藻生物量在不同阶段有不同程度的波动：在夏季前期，其易暴发富营养化时期有一定程度降低；在夏季中期有一定程度的增长，但由于该时期内绿藻的含量很低，一定程度的增加对湖泊整体的生态系统没有造成很大影响．

由图 9～图 12可以看出，夏季在该生态系统中投放水藓有一定的固氮作用，水体中氮的含量相对未加入水藓有所减少；但由于水体磷浓度较高，该植物对磷的吸收作用并不明显，磷在水体中的浓度基本不变．由植物中氮磷的含量变化可以发现，加入水藓后在夏末秋初植物对氮磷有很大吸收．

3.2 水生动物修复

为降低湖水中的有害藻类含量，根据北方地区特征在模拟中加入有食藻功能的鲢鱼(又叫白鲢、水鲢、跳鲢、鲢子，属于鲤形目，鲤科，英文名 Chub，长度达 1.5,cm 以上后食浮游植物)，又根据水质状况、太湖相关研究结果[12]及不同投放的密度模拟结果的比较，确定适宜的投放密度为干重 2,g/m2．景观湖泊投放鱼类之后的藻类含量、营养物质在水中的浓度和在动物中的含量以及与未投放的对比如图13～图18所示．

图13 养殖鱼类后景观湖泊藻类生物量变化Fig.13 Algae biomass varies differences of the landscape lake after breeding fish

图14 养殖鱼类前后景观湖泊藻类生物量对比Fig.14 Algae biomass varies comparison of the landscape lake before and after breeding fish

图15 养殖鱼类后景观湖泊营养物浓度变化Fig.15 Nutrients’ differences of the landscape lake after breeding fish

图16 养殖鱼类前后景观湖泊营养物浓度对比Fig.16 Comparison of nutrients of the landscape lake before and after breeding fish

图17 养殖鱼类后景观湖泊氮磷在动物体内含量Fig.17 Contents of nitride and phosphide in animals of the landscape lake after breeding fish

图18 养殖鱼类前后景观湖泊氮和磷在动物中的分布变化Fig.18 Differences of nitride and phosphile distribution in animals of the landscape lake before and after breeding fish

养殖食藻鱼类在夏季有效地降低了景观湖泊中绿藻的生物量(见图13和图14)，且未促进低营养硅藻的大量生长，对控制绿藻的富营养化作用明显．另外，在夏末秋初 2种藻类在水体中的含量均较低，因此有一定的生物量增长对整个生态系统影响很小，不会造成水体富营养化的暴发．

在对水体中营养物质吸收方面，养殖该鱼类的作用并不明显(见图 15～图 18)，在夏季动物体内污染物相对于未养殖鱼类时含量较高，但对水体中营养物浓度影响很小，说明养殖该鱼类对营养物质只有吸收、存储和释放作用，基本没有消化营养物的作用．因此，投放食藻类鱼类的主要作用是减少水体中藻类的浓度以减少富营养化暴发的可能，短期内并不能从消化吸收营养物质方面改善水体的水质．

通过以上分析可知：景观湖泊在进行水生动植物的增殖流放之后，水体的富营养化得到了一定程度的控制；但由于水体污染物进入时浓度较高，水体流动性差等原因使得水质改善并不明显，生态修复需长期实施才能对营养物浓度高的水体有较为全面的改善效果．

4 结 语

本文以 HM 镇中有非常规水源注入的景观湖泊作为研究对象，运用 AQUATOX实现了景观湖泊的水质和水生态模拟，并在此基础上分析了水质的时间变化和浮游藻类的演替规律，确定了景观湖泊富营养化发生的主要原因．根据分析结果对景观湖泊分别采用植物生态修复和动物生态修复的方法改善景观湖泊的水质状况，模拟结果显示在分别加入适当的水生植物和食藻鱼类之后，水体富营养化有不同程度的改善，藻类含量有所降低，但生态修复方法宜长期进行效果才能更为明显．

本文将AQUATOX模型应用于小型城市景观水体，实现了景观水体的水质模拟，为水质改善方法的选用提供了理论依据，也为景观水体的管理提供了技术支持．

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