長江中上游重要漁業水域環境質量評估

吳 凡，魏 念，高立方，張 燕，茹輝軍，吳湘香，倪朝輝，李云峰

(1.中國水產科學研究院長江水產研究所/國家農業科學重慶觀測實驗站，武漢 430223；2.湖北省水產科學研究所，武漢 430208)

充足、優質的水資源是生態健康和社會可持續發展的重要基礎。隨著我國經濟的飛速發展和城市化的迅速擴張，人類活動加劇、自然擾動頻繁，環境污染問題日益嚴重[1，2]，水環境質量問題尤為突出[3]。因而，人們對水環境質量的評價、管理和修復具有重要意義。

水質評價是水環境管理和治理的先決條件[4]。目前河流水質評價方法主要有兩類，單因素評價和綜合因素評價。單因素評價方法以監測斷面的單個水質指標的最低等級來反映河流水質狀況，結果簡單易懂，但此方法評價結果片面，無法系統反映河流水質的整體狀況[5]。綜合評價方法相對繁瑣，但可綜合反映河流水質狀況，有利于在水環境管理中的應用[6]。綜合評價方法包括典型相關分析法[3]、主成分分析法[6]、水質健康評價法以及水質指數法[7](water quality index，WQI)等。與其他方法相比，WQI可以將大量復雜的水質指標數據轉化為單一數值來表征水質質量，并可用于評估水質時空變化趨勢[8]?；?0個水質指標，HORTON[9]在20世紀60年代建立了第一個WQI模型。隨著研究人員對WQI模型的不斷改進和發展，該方法已成為一種常用的水質評估方法[10，11]。利用WQI評價地下水質量，科研人員為地下水的開發、利用和保護提供了有效的科學建議[12-14]。目前，更多的研究集中在使用WQI來識別和選擇關鍵的水質指標，從而構建最小WQI(WQImin)模型。WQImin模型簡化了WQI模型，同時WQImin模型選擇的指標易于衡量，降低了分析成本，并能夠反映水質的整體變化和特征[15]，因此該模型特別適用于發展中國家。研究表明，WQImin和WQI結果之間存在高度相關性[11，17]，因此，選擇合適的WQImin模型能夠有效反映WQI結果，提高水質評價效率。

長江是中國最大的河流，水資源總量9.62×1010m3，占中國河流總徑流量的36%，是黃河的20倍，居世界第三位[18]。長江流域水質的健康情況，關系到沿線居民的用水安全及流域內水生生物的生長繁殖[19]，其中重要漁業水域對于珍稀、特有和重要經濟魚類種群和種質資源的保護具有重要意義?；诖?，本研究選擇了位于長江中上游的長江上游珍稀特有魚類國家級自然保護區(簡稱為上游保護區)、宜昌中華鱘省級自然保護區(簡稱為中華鱘保護區)以及長江監利段四大家魚國家級水產種質資源保護區(簡稱為四大家魚保護區)三個保護區的水質進行了系統分析，以期解析長江中上游重要漁業水域水質指標的時空變化。基于水質指數法(WQI)系統評估該水域水質，并構建低成本高效的WQImin模型，以期為長江中上游流域及其他流域的水質評價和水資源管理提供重要的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區域

本研究區域主要涉及長江中上游重要漁業水域(表1)，其中上游保護區坐標設置的10個采樣斷面分布于岷江、沱江和赤水河的匯合口以及干流的上、中、下游，中華鱘保護區設置的5個采樣斷面分布于上、中、下游。四大家魚保護區設置的3個采樣斷面分布于上、中、下游。

圖1 長江中上游重要漁業水域采樣點示意圖Fig.1 Schematic representation of sampling sites in the essential fishery waters of the upper and middle reaches of the Yangtze River

表1 長江中上游重要漁業水域簡介Tab.1 Important fishery waters of the upper and middle reaches of the Yangtze River

1.2 樣品采集和實驗分析

本研究的監測期為2006-2021年，其中上游保護區與四大家魚保護區的采樣時間為每年的5-6月、9-10月以及12月-次年1月，中華鱘保護區的采樣時間為中華鱘的繁殖季節(11月初)。

監測斷面的水溫(WT)、pH和溶解氧(DO)使用美國哈希HQ30d進行現場監測。同時，使用5 L有機玻璃采水器采集0.5 m處水樣，儲存于1 L的全氟乙烯瓶中，盡快運送至實驗室進行分析。根據地表水環境質量標準(GB3838-2002)和《水和廢水監測分析方法》第四版，總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定，總磷(TP)采用鉬酸銨分光光度法測定，高錳酸鹽指數(CODMn)采用酸性法測定，氨氮(NH3-N)采用水楊酸分光光度法測定，懸浮物(TSS)采用重量法測定，銅(Cu)、鎘(Cd)、鋅(Zn)采用原子吸收分光光度法測定，汞(Hg)采用冷原子吸收分光光度法測定。

1.3 分析方法

綜合水質指標(WQI)的計算公式(1)為：

(1)

式中：Ci為水質因子i的標準化得分；Pi為水質因子i的權重。根據WQI評分，水質分為5個等級：優(90～100)、良(70～90)、中(50～70)、差(25～50)、極差(0～25)。

各水質參數權重分別為WT=1，DO=4，pH=1，CODMn=3，TN=2，TP=1，NH3-N=3，TSS=4，Cu=1，Cd=1，Hg=1[6，8]。

為便于對研究水域水質進行評價，本研究建立了基于多元線性逐步回歸方法的WQImin模型，以選取關鍵參數?？紤]參數權重的WQImin模型記為WQImin-w，按公式(1)計算，沒有權重的WQImin模型記為WQImin-nw，按公式(2)計算：

(2)

式中n為水質指標總數；Ci是水質因子i的標準化得分。

通過EXCEL2019計算監測水域的WQI值。使用R(版本4.1.3)對監測指標進行Spearman相關性分析，并對監測水域水質指標的年均值和WQI進行Mann-Kendall(M-K) test趨勢分析(Z>0，則呈升高趨勢；Z<0，則呈下降趨勢；P<0.01，則趨勢極顯著；P<0.05，則趨勢顯著；P>0.05，則趨勢不顯著)。通過SPSS26對監測指標與WQI進行逐步多元線性回歸分析，確定水質指標的關鍵參數，構建WQImin模型。采用相關系數(R2)來評價建立的WQImin模型的擬合程度；均方誤差(RMSE)和百分比誤差(PE)用于評價WQImin模型的預測精度。

2 結果

2.1 水質指標特征分析

2.1.1 上游保護區水質指標特征分析

2006-2021年上游保護區水質指標年均值變化如圖2所示。WT年均值的變動范圍為18.36～19.42 ℃，年際變化趨勢總體表現為緩慢上升；TN年均值變化范圍為1.32～2.85 mg/L，年際變化趨勢為緩慢上升，在2014年達到最大值后開始緩慢下降；NH3-N年均值變化范圍為0.06～0.14 mg/L，年際變化趨勢表現為逐年平穩下降；TSS年均值17.22～223.62 mg/L，年際變化趨勢為2013年后急劇下降，并維持在較低的水平波動；Hg年均值變化范圍為0.000 03～0.000 73 mg/L，年際變化趨勢為在2014年后急劇下降后維持在較低的水平；Cd年均值變化范圍為0.000 5～0.006 1 mg/L；pH年均值的變動范圍為7.45～8.97；CODMn年均值變化范圍為0.73～2.04 mg/L；TP年均值變動范圍為0.05～0.16 mg/L；Cu年均值變動范圍為0.0017～0.0092 mg/L。

圖2 2006-2021年上游保護區水質指標的M-K檢驗結果以及時間變化曲線Fig.2 Results of M-K test and time-changing curve of water quality indicators in the national nature reserve for rare and endemic fish in the upper reaches of the Yangtze River from 2006 to 2021

M-K分析結果顯示(圖2)，NH3-N、TSS、Cd和Hg年均值整體呈極顯著下降趨勢；TN年均值整體呈顯著上升趨勢；WT、pH、DO、CODMn、TP和Cu年均值的變化趨勢不顯著。根據地表水環境質量標準(GB 3838-2002)，DO、NH3-N、CODMn年均值基本達到地表水Ⅰ類水標準；TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達到地表水Ⅲ類標準；TN年均值大部分為Ⅴ類水標準，部分年份甚至達到劣Ⅴ類。

2.1.2 中華鱘保護區水質指標特征分析

2006-2021年中華鱘保護區水質指標年均值變化如圖3所示。WT年均值變化范圍為18.60～20.50 ℃，整體呈緩慢上升的趨勢；CODMn年均值變動范圍為1.06～4.54 mg/L，年際變化趨勢表現為2007-2017年緩慢上升，2018年后上升趨勢明顯；TN年均值變動范圍為0.84～2.92 mg/L，年際變化趨勢表現為先上升后下降，2018年后又開始上升；TP年均值變動范圍為0.05～0.19 mg/L，年際變化表現為階梯式下降；DO和pH年均值變動范圍分別為7.07～8.76 mg/L和7.56～8.06；NH3-N年均值的變化范圍為0.15～0.81 mg/L；TSS年均值變動范圍為2～18.6 mg/L，整體有緩慢上升趨勢；重金屬指標(Cu、Cd)整體維持在較低的水平，Cu最大值為0.0072 mg/L，Cd最大值為0.0025 mg/L。

圖3 2006-2021年中華鱘保護區水質指標的M-K檢驗結果以及時間變化曲線Fig.3 Results of M-K test and time changing curve of water quality indicators in the Chinese sturgeon nature reserve of Yangtze River in Yichang from 2006 to 2021

M-K分析結果顯示(圖3)，CODMn年均值呈顯著上升趨勢；TP年均值呈顯著下降趨勢；WT、DO、pH、TN、NH3-N、TSS、Cu、Cd年均值的變化趨勢不顯著。根據地表水環境質量標準(GB 3838-2002)，DO、NH3-N年均值基本達到地表水Ⅱ類水標準；CODMn、TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達到地表水Ⅲ類水標準；TN年均值大部分為Ⅴ類水標準，部分年份甚至達到劣Ⅴ類。

2.1.3 四大家魚保護區水質指標特征分析

2006-2021年四大家魚保護區水質指標年均值變化如圖4所示。WT年均值變動范圍為18.06～20.49 ℃，年際變化趨勢表現為緩慢增加；CODMn年均值變化范圍為1.52～2.23 mg/L，年際變化趨勢為2008年達到最小值后開始上升；Hg年均值變動范圍為0.000 03～0.000 13 mg/L，年際變化趨勢為階梯式下降；TSS年均值變動范圍為14.07～95.84 mg/L，年際變化趨勢為2008年達最大值后急劇下降，2009年開始緩慢下降；TN年均值變動范圍為1.42～2.23 mg/L，年際變化趨勢為先上升后下降；DO和pH年均值變動范圍分別為7.56～8.68 mg/L和7.84～8.06；TP年均值變動范圍為0.03～0.17 mg/L；重金屬指標(Cu、Cd)整體維持在較低的水平，年均值變化范圍分別為0.002 1～0.013 3 mg/L和0.000 7～0.005 7 mg/L。

圖4 2006-2021年四大家魚保護區水質指標的M-K檢驗結果以及時間變化曲線Fig.4 Results of M-K test and time changing curve of water quality indicators in the fish resource of national aquatic germplasm resources reserve for four major Chinese carps from 2006 to 2021

M-K分析結果顯示(圖4)，CODMn年均值呈顯著增加趨勢；TSS、Hg年均值呈顯著下降趨勢；WT、DO、pH、TN、TP、NH3-N、Cu以及Cd年均值的變化趨勢不顯著。根據地表水環境質量標準(GB 3838-2002)，DO年均值基本達到地表水Ⅰ類標準；NH3-N、CODMn年均值基本達到地表水Ⅱ類標準；TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達到地表水Ⅲ類標準；TN年均值大部分為Ⅴ類水標準，部分年份甚至達到劣Ⅴ類。

2.2 水質指標間的相關性分析

采用Spearman相關性分析方法對長江中上游重要漁業水域11個水質指標之間的相關性進行分析。結果表明，上游保護區(圖5a)的NH3-N、CODMn、TP兩兩之間極顯著正相關；TSS和Hg之間極顯著正相關；DO分別與TP、NH3-N、WT之間極顯著負相關；TSS與TN極顯著負相關。中華鱘保護區(圖5b)的TSS、CODMn、Cd兩兩之間極顯著正相關；NH3-N、Cu、TP兩兩之間呈極顯著正相關關系；pH與CODMn之間呈極顯著負相關關系；WT分別與Cu、NH3-N之間呈極顯著負相關關系。四大家魚保護區(圖5c)的Cu與TN、Cd呈極顯著正相關關系；WT分別與TSS、CODMn之間呈極顯著正相關關系；WT與DO之間呈極顯著負相關；TP與Cu呈極顯著負相關。

2.3 基于WQI的水質評價

由圖6可知，上游保護區、中華鱘保護區、四大家魚保護區的WQI值分別62～95、69～93、65～89，整體水質質量均為“良”。對2006-2021年長江中上游重要漁業水域WQI的年均值進行M-K趨勢分析，結果表明，上游保護區WQI年均值呈顯著上升趨勢(Z=3.28，P<0.01)；中華鱘保護區WQI年均值整體呈上升趨勢，但不顯著(Z=0.59，P>0.05)；四大家魚保護區WQI的年均值整體呈顯著上升的趨勢(Z=2.97，P<0.01)。

a：上游保護區，b：中華鱘保護區，c：四大家魚保護區

2.4 WQImin模型建立

2.4.1 上游保護區WQImin模型建立

通過上游保護區水質指標與WQI進行逐步多元線性回歸分析，確定WQImin模型。結果表明，TSS對上游保護區的WQI值的貢獻最大，R2=0.730。加入其他水質指標后，比較WQImin模型的擬合度。結果表明，模型中加入TN、CODMn和Hg后，R2值增加，分別為0.841、0.953和0.973；TP和NH3-N的加入也能略微的提升R2的值，分別為0.986和0.992；而Cd的加入僅使R2值提升0.003。因此，我們將TSS、TN、CODMn和Hg作為上游保護區的關鍵水質指標，分別加入TP和NH3-N后，構建四種不同的WQImin模型。

對構建的四種不同的WQImin模型進行分析(表2)，結果表明WQImin-w3模型的表現最好，其RMSE和PE值最低。同樣選用5個指標的WQImin-w2模型和選用6個指標的WQImin-w4模型則表現較差，與WQImin-w3模型相比，雖然R2較大，但RMSE和PE值也較大，表明這兩種模型的預測能力均不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最適合上游保護區水質評價的模型。

表2 上游保護區WQImin模型評價Tab.2 WQImin model evaluation of the national nature reserve for rare and endemic fish in the upper reaches of the Yangtze River

2.4.1 中華鱘保護區WQImin模型建立

逐步多元線性回歸分析結果表明，TN和NH3-N對中華鱘保護區的WQI值貢獻最大，R2=0.595。加入其他水質指標后，比較WQImin模型的擬合度。結果表明，模型中加入DO和CODMn后，R2增加，分別為0.767、0.912；Hg和WT的加入也能略微的提升R2的值，分別為0.941和0.954；TP和Cd的加入則對R2的提升不明顯，R2值僅增加0.008和0.004。因此我們將TN、NH3-N、DO和CODMn作為中華鱘保護區的關鍵水質指標，分別加入Hg、WT后，構建四種不同的WQImin模型。

對構建的四種不同的WQImin模型進行分析(表3)，結果表明WQImin-w4模型的表現最好，其R2(0.951)最大，且RMSE和PE值最低，分別為3.29和2.88%。分別加入Hg和WT的WQImin-w2模型和WQImin-w3模型表現均不如WQImin-w4模型，R2較小且RMSE和PE值較大。因此，WQImin-w4模型是最適合中華鱘保護區水質評價的模型。

表3 中華鱘保護區WQImin模型評價Tab.3.WQImin model evaluation of Chinese sturgeon nature reserve of Yangtze River in Yichang

2.4.3 四大家魚保護區WQImin模型建立

逐步多元線性回歸分析結果表明，TSS對四大家魚保護區的WQI值貢獻最大，R2=0.501(P<0.01)。加入其他水質指標后，比較WQImin模型的擬合度。結果表明，模型中加入TN、DO和Hg后，R2增加，分別為0.656、0.794和0.923；NH3-N和CODMn的加入也能略微提升R2值，分別為0.943和0.958；Cd和TP的加入則對R2的提升不明顯，R2值僅增加0.008和0.005。因此我們將TSS、TN、DO和Hg作為四大家魚保護區的關鍵水質指標，分別加入Cd和TP，構建四種不同的WQImin模型。

對構建的四種不同的WQImin模型進行分析(表4)，結果表明WQImin-w3模型的表現最好，其RMSE和PE值最低，分別為1.52和0.68%。同樣選用5個指標的WQImin-w2模型表現不如WQImin-w3模型，其R2較小且RMSE和PE值較大。選用6個指標的WQImin-w4模型，與WQImin-w3模型相比，雖然R2略大，但RMSE和PE值均較大，表明WQImin-w4模型的預測能力不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最適合四大家魚保護區水質評價的模型。

表4 四大家魚保護區WQImin模型評價Tab.4 WQImin model evaluation of the fish resource of national aquatic germplasm resources reserve for four major Chinese carps

3 討論

3.1 水質現狀及其影響因素

從各水質指標的年際變化來看，長江中上游重要漁業水域的水溫整體呈上升的趨勢，與前人研究結論一致[20-22]。水溫是影響魚類正常生長繁殖的重要因子[23，24]，河流水溫的持續升高可能會影響長江中上游重要漁業水域內魚類的產卵繁殖行為[21，22]。長江中上游重要漁業水域的CODMn整體呈上升趨勢，其中中華鱘保護區和四大家魚保護區的CODMn呈顯著上升趨勢。CODMn作為有機污染物指標，其上升表明河流里有機污染物的污染程度增加[25]，應加強對CODMn指標的監測。上游保護區的TSS在2013年后急劇下降，主要是由于向家壩和溪洛渡水電站的相繼運行，懸浮物由于沉降作用滯留于水庫，導致下游水體的懸浮物減少[26]。長江中上游重要漁業水域的重金屬含量維持在較低的水平，主要是由于長江中上游各高體大壩的建成，使得水體重金屬沉積于水庫底部[27]，導致河流上層重金屬含量減少。根據地表水環境質量標準的Ⅲ類標準，長江中上游重要漁業水域主要超標的水質指標為TN。這可能是由于農業面源污染、城鎮廢水以及居民生活污水的排放導致的[28]，應加強對流域內的生態管理。

長江中上游重要漁業水域水質指標間的關系主要表現為水溫和DO呈顯著的負相關，主要是由于水溫的升高會降低氧氣在水體里的溶解度[29，30]。懸浮物與重金屬指標呈正相關，可能是由于水體重金屬容易吸附于懸浮物[26，27]。TP和NH3-N呈正相關，與前人研究結果一致[25，31]。上游保護區中，CODMn和TP顯著正相關，可能是這些污染物都受到人類活動的影響，例如生活廢水、工業廢水和農業廢水等都會導致它們的含量升高[32]。DO和TP呈負相關，可能是當水中磷的含量過高時，導致藻類和大型水生植物的生長增加，從而導致溶解氧的減少[33]。中華鱘保護區中，水溫和NH3-N呈負相關，可能是水溫升高會導致水體中的營養鹽濃度升高，這些無機鹽會抑制氨氮的生物降解[34]。

根據地表水III類水標準，TN是長江中上游重要漁業水域主要的超標因子，其超標導致根據單因子評價水域水質僅為Ⅳ類水標準?？梢钥闯觯瑔蝹€指標對水質評價的影響較大，導致評價結果可能與實際環境質量之間存在偏差。因此，綜合水質質量的評價顯得尤為重要。本研究采用WQI綜合11項水質指標，對長江中上游重要漁業水域的三個保護區進行水質質量評價。結果表明，長江中上游重要漁業水域整體水質質量為“良”，且在監測期間水質逐漸改善，其中上游保護區和四大家魚保護區的改善較大。LIU等[31]監測長江流域2008-2020年水質變化，結果表明長江流域水質有所改善，但CODMn有上升的趨勢。DUAN等[35]對長江流域2004-2015年水質進行監測，研究表明，長江流域水質逐年改善且長江上游水質改善較大，與本研究結果一致。隨著生態文明建設的推進和中華人民共和國長江保護法的實施，長江流域的環境質量日趨漸好[36-38]。

3.2 關鍵水質參數選擇

本研究使用多元逐步線性回歸分析，選取了TN、CODMn、Hg、DO、NH3-N、TSS以及水溫為長江中上游重要漁業水域的關鍵水質參數，分別構建了上游保護區、中華鱘保護區以及四大家魚保護區的WQImin模型。WQImin相較于WQI選擇的水質參數較少，能夠充分反映水質的整體變化特征，有助于以相對較低的成本對水質進行有效評價。本研究中選取的WQImin水質指標與其他地區建立WQImin模型的具有相似性。通過WQI和WQImin模型選擇TN作為太湖水質進行評價的關鍵參數，模型結果對太湖水質評價具有很強的適應性[39-41]。作為有機污染的指標，CODMn是確定阿克蘇河WQI的兩個最重要的水質參數之一[42]。DO和Hg是評價中國南水北調工程WQI的重要水質參數[16]。研究證明NH3-N在水質營養水平的重要性，QI等[43]將NH3-N作為構建沂河WQImin模型的重要參數。懸浮物能夠吸附水體中的重金屬和各類營養鹽，同時能影響水體里的光照強度，進一步影響浮游植物的光合作用，因此是河流的重要水質指標[44]。水溫反映了水的物理和化學性質，可以影響水中細菌的生長和繁殖以及水的自然凈化[45]。因此，本研究選取的關鍵水質參數對其他地區WQImin模型的構建具有重要的參考價值。

3.3 權重對WQImin模型的影響

早期的研究中，通常對水質參數增加權重來計算WQI。然而，WQImin模型中沒有包含權重計算[15，46]。在后來的研究中，學者們改進了基于WQI的水質評價方法，并考慮了權重對WQImin模型的影響，以提高實驗結果的準確性[16]。本研究對水質指標進行加權歸一化處理，使水質評價結果更加符合實際情況。使用相同的關鍵水質指標構建WQImin模型，然后比較它們的加權和未加權計算結果(表2～4)。結果表明，加權WQImin模型比非加權WQImin模型更好地解釋了WQI的變化，能夠更準確地預測水質。因此，我們推薦使用加權WQImin模型來評價長江的水質。此外，權重強調指標的相對重要性，這受研究區域差異和研究人員個人經驗的影響，可能會導致權重有所不同。因此，我們建議在實際研究中，研究人員應查閱相關文獻并根據實際研究地點和實測數據調整權重，以構建更符合實際的WQImin模型。