劉劍羽，任文強(qiáng)，王恒林，張麗，周彥鋒，徐航濤，尤洋、

(1.南京農(nóng)業(yè)大學(xué) 無錫漁業(yè)學(xué)院，江蘇 無錫 214081；2.上海海洋大學(xué) 水產(chǎn)科學(xué)國家級實驗教學(xué)示范中心，上海 201306；3.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院淡水漁業(yè)研究中心，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部淡水漁業(yè)和種質(zhì)資源利用重點實驗室，江蘇 無錫 214081；4.無錫流水魚智能科技有限公司，江蘇 無錫 214000)

浮式水槽又稱池塘工程化循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)，是一種新型的湖泊養(yǎng)魚設(shè)施。隨著近年來養(yǎng)殖水域的過度開發(fā)及人們對生態(tài)問題的日益重視，湖泊網(wǎng)箱被大面積拆除，而浮式水槽則逐漸成為學(xué)者們研究的熱點。作為一種新興的養(yǎng)殖設(shè)施，與傳統(tǒng)網(wǎng)箱相似，均會在養(yǎng)殖過程中產(chǎn)生殘餌、代謝物和排泄物等養(yǎng)殖廢物[1]，而有機(jī)物和氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)的大量輸出，容易誘發(fā)水體富營養(yǎng)化和破壞底棲生態(tài)等問題[2-3]。

浮式水槽與傳統(tǒng)網(wǎng)箱養(yǎng)殖均為開放水體的養(yǎng)魚設(shè)施，傳統(tǒng)網(wǎng)箱養(yǎng)殖從20世紀(jì)80年代末開始興起，隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，漁民對收入的需求及人們對水產(chǎn)品的需求不斷提高，網(wǎng)箱養(yǎng)殖的規(guī)模逐漸擴(kuò)大，同時由于管理不到位，水域的污染問題日益嚴(yán)重。目前，關(guān)于傳統(tǒng)網(wǎng)箱的研究很多，如王海華等[4]和成鳳蓮等[5]研究表明，合理的網(wǎng)箱養(yǎng)殖模式和養(yǎng)殖密度具有保水凈水作用，而不合理的養(yǎng)殖則不僅會導(dǎo)致水環(huán)境惡化且會影響?zhàn)B殖效益；程素珍等[6]和甘居利等[7]探究了不同養(yǎng)殖規(guī)模和養(yǎng)殖密度下網(wǎng)箱對水域水質(zhì)和底質(zhì)的影響。而關(guān)于浮式水槽的研究主要集中在養(yǎng)殖對象上，對環(huán)境影響方面的研究甚少[8-9]。

位于蘇州市張家港市鳳凰休閑農(nóng)業(yè)園內(nèi)的小型湖泊為湖灣截流后形成的，其環(huán)境條件偏向于自然水域，同時也具備一些大型池塘的特點。由于該湖泊受人為干擾因素小，故有利于研究浮式水槽養(yǎng)殖廢物的輸出和分布。同時，浮式水槽在該湖泊中所占面積甚小，但養(yǎng)殖密度大，養(yǎng)殖廢物排放集中，排放方向相對固定，因此，在養(yǎng)殖活動中所產(chǎn)生的氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)的排放和分布情況具有特殊性，故需要進(jìn)一步研究驗證。為此，本試驗中對該湖泊中的浮式水槽養(yǎng)殖活動進(jìn)行了研究，監(jiān)測了2018年大口黑鱸Micropterussalmoides苗種(6月)、幼魚(8月)和成魚(10月)3個生長階段中浮式水槽所處湖泊內(nèi)不同空間和時間下水質(zhì)和底質(zhì)狀況，采用模糊綜合評價法對養(yǎng)殖過程中水質(zhì)等級進(jìn)行評價，結(jié)合水質(zhì)和底質(zhì)狀況分別分析了養(yǎng)殖過程中溶解態(tài)污染物和顆粒態(tài)污染物的攔截和擴(kuò)散情況，同時采用3種零維模型評估了水體中TP的水環(huán)境容量變化，旨在為小型湖泊的水質(zhì)調(diào)控提供一定的依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

浮式水槽所處湖泊位于蘇州市張家港市鳳凰休閑農(nóng)業(yè)園內(nèi)，是人工將湖灣一側(cè)截流后形成的封閉式小型湖泊，面積約為19 345.3 m2，平均水深為4.65 m。養(yǎng)殖生產(chǎn)過程中共有3條水槽投入使用，浮式水槽為長方體，玻璃鋼材質(zhì)(25.0 m×5.0 m×2.5 m)，推水裝置和集污裝置分別架設(shè)于5 m寬的兩端。養(yǎng)殖對象為大口黑鱸，養(yǎng)殖密度為33～40 kg/m2，并投喂配合飼料。

1.2 方法

1.2.1 樣品的采集 采樣時間為2018年6月(苗種)、8月(幼魚)、10月(成魚)3個養(yǎng)殖階段。根據(jù)水槽結(jié)構(gòu)設(shè)置了6個采樣點位，如圖1所示，其中6號點位為零流速點。為規(guī)避飼料對試驗結(jié)果的影響，均在中午投喂飼料前進(jìn)行樣品采集。

在1～6每個點位均采集水樣3份，水樣使用有機(jī)玻璃采水器采集，將0.5、1.5 m處的水樣等量混合作為樣本，每份水樣均為上下水層的混合水樣。

在1、5、6號點位采集沉積物，底泥樣品使用彼得遜改良采泥器采集，沉積物樣品均使用表層底泥，底泥樣品經(jīng)常溫風(fēng)干研磨過100目篩。由于水槽底部為玻璃鋼底且養(yǎng)殖過程中定期打撈底部殘餌糞便，故2、3、4號點位無法對沉積物進(jìn)行采集和分析。

1.2.2 指標(biāo)的測定 對水樣測定溶解氧(DO)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、總氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、總磷(TP)和葉綠素a(Chl-a)等指標(biāo)，對底泥樣本測定總氮、總磷指標(biāo)。指標(biāo)的測定方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)[10]。富營養(yǎng)化指數(shù)的估算參考張輝等[11]研究中的方法。

1.2.3 模糊綜合評價 熵權(quán)法在確定權(quán)重上可以有效避免傳統(tǒng)方法在權(quán)重確定中主觀因素的影響。本研究中采用熵權(quán)法確定權(quán)重，并與模糊綜合評價法結(jié)合，對地表水進(jìn)行評價[11]。

(1)用熵值法確定評價因子的權(quán)重。設(shè)有m個采樣點、n項指標(biāo)，構(gòu)成原始數(shù)據(jù)矩陣x=(xij)m×n，對xij歸一化處理后，計算第j項指標(biāo)的熵值，將所得的熵值歸一化處理就能夠得到多目標(biāo)評判問題的n個指標(biāo)的權(quán)重矩陣A=(a1，a2，a3，a4，a5)，從而可以利用各種綜合評判的方法進(jìn)行評價[12]。

(2)建立單因素隸屬函數(shù)。設(shè)影響水質(zhì)的污染因素有n個,組成評價因素集合U={U1,U2,…,Un};評價等級共m個等級,組成評價等級集合V={V1,V2,…,Vm}。建立隸屬函數(shù),通過取線性函數(shù)來確定各級水的隸屬函數(shù)[13]。通過隸屬函數(shù)得到模糊關(guān)系矩陣R，將權(quán)重矩陣A和模糊關(guān)系矩陣R帶入公式B=A·R，求出矩陣B，即為水體在各水質(zhì)等級的隸屬度矩陣，從而確定水質(zhì)的綜合評價。水質(zhì)等級劃分參考地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(表1)。

表1 水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)

1.2.4 水環(huán)境容量評價模型 水環(huán)境容量指污染物的水體承載力，根據(jù)浮式水槽所處小型湖泊的水文條件，可認(rèn)為水槽外的水體為一個完全混合反應(yīng)器，故本研究中選取3種零維模型對水域富營養(yǎng)化限制因子進(jìn)行水環(huán)境容量評價，分別為沃倫威德(Vollenweider)模型、狄龍(Dillio)模型和田健(Hetian)模型，模型公式參考邢超華[14]的研究。

(1)參數(shù)確定。在水環(huán)境容量估算時，參數(shù)的估值直接影響水環(huán)境容量的估算結(jié)果。沃倫威德模型中的沉降系數(shù)σ、狄龍模型中的滯留系數(shù)R等參數(shù)受許多因素影響。σ是一個綜合降解系數(shù)，不但與溫度、水文條件、溶解氧等有關(guān)，還與水域的受污染情況有關(guān)?，F(xiàn)行可靠的確定方法有水團(tuán)追蹤法、實測資料反推法、類比法、經(jīng)驗估值法、分析借用法[15-16]。本研究中對于浮式水槽所處湖泊的沉降系數(shù)采用經(jīng)驗估值法。由于該湖泊為河道中截斷的一片小型湖泊，缺少水體交換途徑，主要依賴蒸發(fā)和降水。故本研究中磷的沉降系數(shù)取為0.76[14]。

(2)水體富營養(yǎng)化限制因子確定。水體中藻類的濃度是判斷水體富營養(yǎng)化程度的重要依據(jù)，Vollenweider[17]假設(shè)中氮磷質(zhì)量比大于7.2∶1時，磷即為限制性因子。本研究中該水域6、8、10月3個養(yǎng)殖時期的水體氮磷比平均值為7.73∶1，大于該比例，故認(rèn)為磷是該水域中富營養(yǎng)化的限制性因子[18]。

(3)估算TP濃度時污染負(fù)荷的確定。大口黑鱸在養(yǎng)殖過程中磷的排放與投喂方式無顯著性關(guān)系，均為11.6～12.2 g/kg[19]。本文中取其平均值11.9 g/kg，結(jié)合水槽中養(yǎng)殖的魚體體質(zhì)量，估算6—8月間和8—10月間的污染負(fù)荷量。

(4)沃倫威德模型。

Ws=S×A×Z×(σ+Q/V),

(1)

C=W/[A×Z×(σ+Q/V)]。

(2)

其中：Ws為湖(庫)最大允許納污量(t/a)；W為實際納污量(t/a)；C為水體中TN、TP平均濃度(mg/L)；A為湖(庫)水面積(km2)；S為指定水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)(mg/L)；V為湖(庫)水體積(m3)；Q為流出湖(庫)水量(m3/a)；σ為湖(庫)中營養(yǎng)鹽的沉降系數(shù)(1/a);Z為湖(庫)水的平均深度(m)。

(5)狄龍模型。

Ls=[Z×Cs×(Q入/V)]/(1-R),

(3)

C=L(1-R)/[Z×(Q入/V)]。

(4)

其中：Ls為TN、TP單位允許負(fù)荷量[g/(m2·a)]；L為TN、TP單位實際負(fù)荷量[g/(m2·a)]；Cs為TN、TP的水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(mg/L);Q入為年入湖水量(m3/a)；R為氮、磷的滯留系數(shù)(1/a)；R=1-W出/W入，W出、W入分別為氮、磷的年出、入湖量(g/a)。

(6)合田健模型。

Ls=Cs×Z×(Q出/V+10/Z),

(5)

C=L/[Z×(Q出/V+10/Z)]。

(6)

其中：Ls為TN、TP單位允許負(fù)荷量(g/m2·a)；L為TN、TP單位實際負(fù)荷量(g/m2·a)；Q出為年出湖水量(m3/a)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

試驗結(jié)果以測定3次的平均值表示。對水質(zhì)和底質(zhì)指標(biāo)數(shù)據(jù)采用SPSS 20.0軟件進(jìn)行單因素方差分析，用LSD法進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 水質(zhì)模糊綜合評價

水槽內(nèi)外水質(zhì)狀況如表2所示，6月時1號點位水質(zhì)為Ⅱ類，其他站位水質(zhì)均為Ⅲ類；8月時水槽內(nèi)外水質(zhì)均為Ⅱ類；10月份時水槽內(nèi)外水質(zhì)均為Ⅲ類，水質(zhì)狀況空間差異性較小。

表2 6、8、10月份水質(zhì)評價

Tab.2 Water quality assessment in June, August and October

月份month點位site隸屬度membershipdegreeⅠⅡⅢⅣⅤ等級level10.2110.4560.2160.0150.003Ⅱ20.0120.0120.3600.1660.031Ⅲ630.0320.0860.3750.1230.006Ⅲ40.0000.3540.4500.1880.009Ⅲ50.2300.2300.3750.1730.009Ⅲ60.3930.4240.4280.0950.003Ⅲ10.0000.8830.0840.0340.003Ⅱ20.0000.7810.1570.0470.013Ⅱ830.0290.0610.0470.0360.043Ⅱ40.0020.0350.0100.0030.004Ⅱ50.0010.8030.0780.0320.004Ⅱ60.0000.7480.1460.0450.013Ⅱ10.0000.5180.5830.0000.011Ⅲ20.0000.4740.6930.0230.021Ⅲ1030.0000.3810.5290.0040.011Ⅲ40.0000.6840.9110.0030.011Ⅲ50.0000.5100.7040.0110.011Ⅲ60.0000.4130.5810.0070.011Ⅲ

2.2 水質(zhì)指標(biāo)的時空特征

養(yǎng)殖過程中，水體溶解氧濃度范圍為3.50～7.33 mg/L，其他水質(zhì)指標(biāo)如圖2所示。

2.2.1 CODMn從圖2-A可見：CODMn總體呈現(xiàn)出8月較高、10月較低的趨勢；CODMn變化范圍為5.00～8.08 mg/L，6月份平均值為6.70 mg/L，8月份平均值為7.34 mg/L，10月份平均值為5.45 mg/L；6月、8月2號點位CODMn含量與1號點位相比均顯著升高(P<0.05)；10月2號點位CODMn含量與1號點位相比略有升高(P>0.05)；6月、8月水體5號點位的CODMn含量與4號點位相比有顯著性降低(P<0.05)，10月份5號點位的CODMn含量與4號點相比略有降低(P>0.05)。

2.2.2 TP 從圖2-B可見：TP濃度隨時間變化明顯，濃度由小至大總體呈現(xiàn)出6月<8月<10月；TP變化范圍為0.12～0.56 mg/L，6月份平均值為0.19 mg/L，8月份平均值為0.21 mg/L, 10月份平均值為0.53 mg/L；6月2號點位TP含量與1號點位相比有顯著升高(P<0.05)，8月、10月2號點位 TP含量與1號點位相比略有升高(P>0.05)；各月份水體5號點位的TP含量與4號點位相比均略有升高(P>0.05)。

2.2.3 TN 從圖2-C可見：TN總體呈現(xiàn)出8月較高、10月較低的趨勢；TN變化范圍為0.78～2.11 mg/L，6月份平均值為1.41 mg/L，8月份平均值為1.84 mg/L, 10月份平均值為1.21 mg/L；6月、10月2號點位TN含量與1號點位相比顯著升高(P<0.05)，8月2號點位 TN含量與1號點位相比略有升高(P>0.05)；6月水體5號點位TN含量與4號點位相比顯著升高(P<0.05)，8月和10月則略有升高(P>0.05)。

2.2.4 NH3-N 從圖2-D可見：NH3-N總體呈現(xiàn)出10月較高、8月最較低的趨勢；NH3-N變化范圍為0.28～1.33 mg/L，6月份平均值為0.81 mg/L，8月份平均值為0.55 mg/L, 10月份平均值為1.02 mg/L。6月、8月、10月2號點位 NH3-N含量與1號點位相比均有顯著性升高(P<0.05)；6月水體5號點位NH3-N含量與4號點位相比有顯著性升高(P<0.05)，8月和10月則略有升高(P>0.05)。

2.3 浮式水槽對底泥沉積物中氮磷的影響

底泥沉積物中的氮磷變化情況對應(yīng)了水體中顆粒態(tài)污染物的沉積情況，底泥中氮磷變化情況如圖3所示，沉積物中氮磷主要沉積在零流速點(6號點位)，其氮磷含量大多高于1號點位和5號點位，但是氮和磷的沉積速度有所不同。

通過比較3個時間點的底質(zhì)指標(biāo)發(fā)現(xiàn)，水槽養(yǎng)殖過程中總氮在5號點位處沉降較少，與1號點位相比含量無顯著性差異(P>0.05)，而在零流速點位(6號點位)沉降較多，與1號點位相比僅6月份和8月份顯著提升(P<0.05)；總磷在5號點位與1號點位相比無顯著性差異(P>0.05)，除6月份以外，零流速點位(6號點位)與1號點位、剛出水槽處(5號點位)相比，僅6月和8月有顯著提升(P<0.05)，說明養(yǎng)殖污染物中的磷沉降較總氮更快。

2.4 浮式水槽對水環(huán)境容量的影響

從圖4可見：6月和8月沃倫威德模型的估算TP水環(huán)境容量值最小，分別為33.56、29.16 kg/a，而合田健模型的估算值最大，分別為20.39、60.12 kg/a；10月狄龍模型的估算值最大，為-1.09 kg/a，而合田健模型的估算值最小，為-28.01 kg/a。

3 討論

3.1 浮式水槽影響下水質(zhì)變化特征

結(jié)合水質(zhì)模糊綜合評價狀況來看，本研究中同一時間點各個位點的水質(zhì)狀況并未隨養(yǎng)殖活動的進(jìn)行發(fā)生明顯改變，而是呈現(xiàn)出一定的季節(jié)性變化。從不同水體指標(biāo)來看，8月水體中的TN和CODMn含量最高，平均值分別為1.84、7.34 mg/L,10月CODMn含量最低，為5.44 mg/L，這與張濤等[20]對開放水域的水質(zhì)季節(jié)變化結(jié)果、華呈平[21]對水庫水體CODMn含量的季節(jié)變化結(jié)果相似。本研究中的小型湖泊中，浮式水槽是唯一干擾湖體水質(zhì)的因素，與開放水體中相比，水槽中魚類密度大且人工投餌，而TN和CODMn含量最高點并未出現(xiàn)在養(yǎng)殖后期，可能是因為浮式水槽雖然會導(dǎo)致水體中TN和CODMn升高，但是湖泊仍然能夠凈化其中大部分；NH3-N和TP的最高點出現(xiàn)在10月即養(yǎng)殖后期，這與張濤等[20]和查慧銘等[22]對于水質(zhì)的季節(jié)變化規(guī)律均不相同，說明養(yǎng)殖過程中NH3-N和TP未能被湖體凈化，容易在水體中積累。

水體中的污染物分為溶解態(tài)和顆粒態(tài)兩種存在方式，截污裝置對不同形態(tài)污染物的攔截效果有一定差異。水體中的NH3-N通常以溶解態(tài)的形式存在，所以截污網(wǎng)對其攔截作用有限，需要通過微生物消化作用和水生植物吸收去除[23]。故本研究中，NH3-N在水體出水槽時(5號點位)含量仍然會顯著增加，僅在距離岸邊水生植物較多的6號點位處顯著降低；而TP和CODMn由于除了溶解態(tài)還存在顆粒態(tài)，故截污網(wǎng)對TP和CODMn的作用要大于對NH3-N的作用。

底質(zhì)中不同污染物的沉積情況也不同。水體中的有機(jī)物最易受沉降作用影響，從而被底泥中的微生物分解[23]，故本研究中5號點位CODMn含量顯著低于4號點位。比較底泥沉積物中氮磷的沉積情況可知，水體中TN比TP的沉積速率低，這與李存雄等[24]研究中TN、TP的沉降情況相似，這也是導(dǎo)致水體中TN比TP含量在剛出水槽時增加更顯著的原因。

水槽中的截污裝置材質(zhì)為金屬網(wǎng)，孔徑較大，不易堵塞，故存在部分污染物溢出的情況，同時水槽內(nèi)和水槽外兩部分區(qū)域水質(zhì)指標(biāo)分布不均勻，這說明水槽所處的這片水域污染物的分布主要受水流的影響，水槽外水體中大部分水質(zhì)指標(biāo)在5號點位處有最高濃度，底質(zhì)中氮磷指標(biāo)在6號點位處有最高濃度?？梢酝茰y出截污裝置未能截住的大部分污染物在5號點位處積累并在6號點位處沉降，可以針對5號點位增加水體凈化方法，如使用微生物制劑[25]、生態(tài)浮島[26]，而6號點位處定期清淤以減少氮磷等物質(zhì)的沉積。

3.2 3種模型的估算結(jié)果比較

關(guān)于估算水環(huán)境容量的水質(zhì)模型，國內(nèi)外的研究有很多[27-29]，在不同的條件下，適用的水質(zhì)模型也不盡相同。通常情況下，二維水動力模型雖然在水質(zhì)預(yù)測方面有很好的表現(xiàn)，但本試驗中的浮式水槽所處湖泊為封閉水體，水體中的水動力作用很弱，因此，不適用于估算本試驗中水體類型的TN、TP水環(huán)境容量。相較之下，沃倫威德模型、狄龍模型、合田健模型等零維模型進(jìn)行水質(zhì)估算效果更加精確[30]，且本試驗結(jié)果表明，水體經(jīng)過水槽前后的水體水質(zhì)等級并無差異，因此，可以將該湖體視為一個完全混合的反應(yīng)器，符合零維模型的要求[31]。

據(jù)現(xiàn)行的《水域納污能力計算規(guī)程》(GB/T 25173—2010)，狄龍模型主要適用于富營養(yǎng)化的中小型湖泊，本研究中6、8、10月所有湖泊中的富營養(yǎng)化指數(shù)范圍為51.22～56.91，平均值為54.78，屬于輕度富營養(yǎng)化水體[11,32-33]，故狄龍模型可作為估算此類湖泊環(huán)境容量的有效方法。沃倫威德模型則是狄龍模型和合田健模型的前身，但由于其沉降系數(shù)受到氣象、水文、地理環(huán)境等多方面的影響，其結(jié)果往往易出現(xiàn)偏差[34]。沃倫威德模型和狄龍模型也存在一些不足，如二者均未對不同條件下沉降系數(shù)和衰減系數(shù)的估算方法做出說明[35]，狄龍模型忽略了季節(jié)性的變化[36]。故本文在確定TP的水環(huán)境容量時，通過綜合比較3種模型的水質(zhì)模擬結(jié)果，發(fā)現(xiàn)合田健模型對TP的估算結(jié)果(表3)與實際水質(zhì)最接近，故以合田健模型的估算結(jié)果為準(zhǔn)，沃倫威德模型的估算結(jié)果也可作為參考。

表3 水質(zhì)(TP)預(yù)測誤差結(jié)果

4 結(jié)語

本研究中主要是對水槽外部進(jìn)行了水質(zhì)模擬和水環(huán)境容量估算，水槽內(nèi)部由于水質(zhì)情況復(fù)雜，未對水槽內(nèi)部的水質(zhì)進(jìn)行太多詳細(xì)的研究，后期可以通過監(jiān)測水槽內(nèi)部的水流變化并增加水槽內(nèi)部的水質(zhì)監(jiān)測點位對水槽內(nèi)部的水質(zhì)進(jìn)行預(yù)測，從而便于調(diào)控魚類的養(yǎng)殖環(huán)境。同時浮式水槽已投入使用一年有余，養(yǎng)殖過程中所產(chǎn)生的殘留物對于評價結(jié)果可能會產(chǎn)生一些不可控的影響。建議未來在評價浮式水槽所處湖泊水環(huán)境時可根據(jù)當(dāng)?shù)氐闹鲗?dǎo)風(fēng)向在距離水槽較遠(yuǎn)的多個位置增加監(jiān)測點，以期達(dá)到更好的對比效果。