长江中上游重要渔业水域环境质量评估

吴 凡，魏 念，高立方，张 燕，茹辉军，吴湘香，倪朝辉，李云峰

(1.中国水产科学研究院长江水产研究所/国家农业科学重庆观测实验站，武汉 430223；
2.湖北省水产科学研究所，武汉 430208)

充足、优质的水资源是生态健康和社会可持续发展的重要基础。随着我国经济的飞速发展和城市化的迅速扩张，人类活动加剧、自然扰动频繁，环境污染问题日益严重[1，2]，水环境质量问题尤为突出[3]。因而，人们对水环境质量的评价、管理和修复具有重要意义。

水质评价是水环境管理和治理的先决条件[4]。目前河流水质评价方法主要有两类，单因素评价和综合因素评价。单因素评价方法以监测断面的单个水质指标的最低等级来反映河流水质状况，结果简单易懂，但此方法评价结果片面，无法系统反映河流水质的整体状况[5]。综合评价方法相对繁琐，但可综合反映河流水质状况，有利于在水环境管理中的应用[6]。综合评价方法包括典型相关分析法[3]、主成分分析法[6]、水质健康评价法以及水质指数法[7](water quality index，WQI)等。与其他方法相比，WQI可以将大量复杂的水质指标数据转化为单一数值来表征水质质量，并可用于评估水质时空变化趋势[8]。基于10个水质指标，HORTON[9]在20世纪60年代建立了第一个WQI模型。随着研究人员对WQI模型的不断改进和发展，该方法已成为一种常用的水质评估方法[10，11]。利用WQI评价地下水质量，科研人员为地下水的开发、利用和保护提供了有效的科学建议[12-14]。目前，更多的研究集中在使用WQI来识别和选择关键的水质指标，从而构建最小WQI(WQImin)模型。WQImin模型简化了WQI模型，同时WQImin模型选择的指标易于衡量，降低了分析成本，并能够反映水质的整体变化和特征[15]，因此该模型特别适用于发展中国家。研究表明，WQImin和WQI结果之间存在高度相关性[11，17]，因此，选择合适的WQImin模型能够有效反映WQI结果，提高水质评价效率。

长江是中国最大的河流，水资源总量9.62×1010m3，占中国河流总径流量的36%，是黄河的20倍，居世界第三位[18]。长江流域水质的健康情况，关系到沿线居民的用水安全及流域内水生生物的生长繁殖[19]，其中重要渔业水域对于珍稀、特有和重要经济鱼类种群和种质资源的保护具有重要意义。基于此，本研究选择了位于长江中上游的长江上游珍稀特有鱼类国家级自然保护区(简称为上游保护区)、宜昌中华鲟省级自然保护区(简称为中华鲟保护区)以及长江监利段四大家鱼国家级水产种质资源保护区(简称为四大家鱼保护区)三个保护区的水质进行了系统分析，以期解析长江中上游重要渔业水域水质指标的时空变化。基于水质指数法(WQI)系统评估该水域水质，并构建低成本高效的WQImin模型，以期为长江中上游流域及其他流域的水质评价和水资源管理提供重要的参考。

1.1 研究区域

本研究区域主要涉及长江中上游重要渔业水域(表1)，其中上游保护区坐标设置的10个采样断面分布于岷江、沱江和赤水河的汇合口以及干流的上、中、下游，中华鲟保护区设置的5个采样断面分布于上、中、下游。四大家鱼保护区设置的3个采样断面分布于上、中、下游。

图1 长江中上游重要渔业水域采样点示意图Fig.1 Schematic representation of sampling sites in the essential fishery waters of the upper and middle reaches of the Yangtze River

表1 长江中上游重要渔业水域简介Tab.1 Important fishery waters of the upper and middle reaches of the Yangtze River

1.2 样品采集和实验分析

本研究的监测期为2006-2021年，其中上游保护区与四大家鱼保护区的采样时间为每年的5-6月、9-10月以及12月-次年1月，中华鲟保护区的采样时间为中华鲟的繁殖季节(11月初)。

监测断面的水温(WT)、pH和溶解氧(DO)使用美国哈希HQ30d进行现场监测。同时，使用5 L有机玻璃采水器采集0.5 m处水样，储存于1 L的全氟乙烯瓶中，尽快运送至实验室进行分析。根据地表水环境质量标准(GB3838-2002)和《水和废水监测分析方法》第四版，总氮(TN)采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，总磷(TP)采用钼酸铵分光光度法测定，高锰酸盐指数(CODMn)采用酸性法测定，氨氮(NH3-N)采用水杨酸分光光度法测定，悬浮物(TSS)采用重量法测定，铜(Cu)、镉(Cd)、锌(Zn)采用原子吸收分光光度法测定，汞(Hg)采用冷原子吸收分光光度法测定。

1.3 分析方法

综合水质指标(WQI)的计算公式(1)为：

(1)

式中：Ci为水质因子i的标准化得分；
Pi为水质因子i的权重。根据WQI评分，水质分为5个等级：优(90～100)、良(70～90)、中(50～70)、差(25～50)、极差(0～25)。

各水质参数权重分别为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]。

为便于对研究水域水质进行评价，本研究建立了基于多元线性逐步回归方法的WQImin模型，以选取关键参数。考虑参数权重的WQImin模型记为WQImin-w，按公式(1)计算，没有权重的WQImin模型记为WQImin-nw，按公式(2)计算：

(2)

式中n为水质指标总数；
Ci是水质因子i的标准化得分。

通过EXCEL2019计算监测水域的WQI值。使用R(版本4.1.3)对监测指标进行Spearman相关性分析，并对监测水域水质指标的年均值和WQI进行Mann-Kendall(M-K) test趋势分析(Z>0，则呈升高趋势；
Z<0，则呈下降趋势；
P<0.01，则趋势极显著；
P<0.05，则趋势显著；
P>0.05，则趋势不显著)。通过SPSS26对监测指标与WQI进行逐步多元线性回归分析，确定水质指标的关键参数，构建WQImin模型。采用相关系数(R2)来评价建立的WQImin模型的拟合程度；
均方误差(RMSE)和百分比误差(PE)用于评价WQImin模型的预测精度。

2.1 水质指标特征分析

2.1.1 上游保护区水质指标特征分析

2006-2021年上游保护区水质指标年均值变化如图2所示。WT年均值的变动范围为18.36～19.42 ℃，年际变化趋势总体表现为缓慢上升；
TN年均值变化范围为1.32～2.85 mg/L，年际变化趋势为缓慢上升，在2014年达到最大值后开始缓慢下降；
NH3-N年均值变化范围为0.06～0.14 mg/L，年际变化趋势表现为逐年平稳下降；
TSS年均值17.22～223.62 mg/L，年际变化趋势为2013年后急剧下降，并维持在较低的水平波动；
Hg年均值变化范围为0.000 03～0.000 73 mg/L，年际变化趋势为在2014年后急剧下降后维持在较低的水平；
Cd年均值变化范围为0.000 5～0.006 1 mg/L；
pH年均值的变动范围为7.45～8.97；
CODMn年均值变化范围为0.73～2.04 mg/L；
TP年均值变动范围为0.05～0.16 mg/L；
Cu年均值变动范围为0.0017～0.0092 mg/L。

图2 2006-2021年上游保护区水质指标的M-K检验结果以及时间变化曲线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分析结果显示(图2)，NH3-N、TSS、Cd和Hg年均值整体呈极显著下降趋势；
TN年均值整体呈显著上升趋势；
WT、pH、DO、CODMn、TP和Cu年均值的变化趋势不显著。根据地表水环境质量标准(GB 3838-2002)，DO、NH3-N、CODMn年均值基本达到地表水Ⅰ类水标准；
TP、Cu、Cd、Hg年均值基本达到地表水Ⅲ类标准；
TN年均值大部分为Ⅴ类水标准，部分年份甚至达到劣Ⅴ类。

2.1.2 中华鲟保护区水质指标特征分析

2006-2021年中华鲟保护区水质指标年均值变化如图3所示。WT年均值变化范围为18.60～20.50 ℃，整体呈缓慢上升的趋势；
CODMn年均值变动范围为1.06～4.54 mg/L，年际变化趋势表现为2007-2017年缓慢上升，2018年后上升趋势明显；
TN年均值变动范围为0.84～2.92 mg/L，年际变化趋势表现为先上升后下降，2018年后又开始上升；
TP年均值变动范围为0.05～0.19 mg/L，年际变化表现为阶梯式下降；
DO和pH年均值变动范围分别为7.07～8.76 mg/L和7.56～8.06；
NH3-N年均值的变化范围为0.15～0.81 mg/L；
TSS年均值变动范围为2～18.6 mg/L，整体有缓慢上升趋势；
重金属指标(Cu、Cd)整体维持在较低的水平，Cu最大值为0.0072 mg/L，Cd最大值为0.0025 mg/L。

图3 2006-2021年中华鲟保护区水质指标的M-K检验结果以及时间变化曲线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分析结果显示(图3)，CODMn年均值呈显著上升趋势；
TP年均值呈显著下降趋势；
WT、DO、pH、TN、NH3-N、TSS、Cu、Cd年均值的变化趋势不显著。根据地表水环境质量标准(GB 3838-2002)，DO、NH3-N年均值基本达到地表水Ⅱ类水标准；
CODMn、TP、Cu、Cd、Hg年均值基本达到地表水Ⅲ类水标准；
TN年均值大部分为Ⅴ类水标准，部分年份甚至达到劣Ⅴ类。

2.1.3 四大家鱼保护区水质指标特征分析

2006-2021年四大家鱼保护区水质指标年均值变化如图4所示。WT年均值变动范围为18.06～20.49 ℃，年际变化趋势表现为缓慢增加；
CODMn年均值变化范围为1.52～2.23 mg/L，年际变化趋势为2008年达到最小值后开始上升；
Hg年均值变动范围为0.000 03～0.000 13 mg/L，年际变化趋势为阶梯式下降；
TSS年均值变动范围为14.07～95.84 mg/L，年际变化趋势为2008年达最大值后急剧下降，2009年开始缓慢下降；
TN年均值变动范围为1.42～2.23 mg/L，年际变化趋势为先上升后下降；
DO和pH年均值变动范围分别为7.56～8.68 mg/L和7.84～8.06；
TP年均值变动范围为0.03～0.17 mg/L；
重金属指标(Cu、Cd)整体维持在较低的水平，年均值变化范围分别为0.002 1～0.013 3 mg/L和0.000 7～0.005 7 mg/L。

图4 2006-2021年四大家鱼保护区水质指标的M-K检验结果以及时间变化曲线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分析结果显示(图4)，CODMn年均值呈显著增加趋势；
TSS、Hg年均值呈显著下降趋势；
WT、DO、pH、TN、TP、NH3-N、Cu以及Cd年均值的变化趋势不显著。根据地表水环境质量标准(GB 3838-2002)，DO年均值基本达到地表水Ⅰ类标准；
NH3-N、CODMn年均值基本达到地表水Ⅱ类标准；
TP、Cu、Cd、Hg年均值基本达到地表水Ⅲ类标准；
TN年均值大部分为Ⅴ类水标准，部分年份甚至达到劣Ⅴ类。

2.2 水质指标间的相关性分析

采用Spearman相关性分析方法对长江中上游重要渔业水域11个水质指标之间的相关性进行分析。结果表明，上游保护区(图5a)的NH3-N、CODMn、TP两两之间极显著正相关；
TSS和Hg之间极显著正相关；
DO分别与TP、NH3-N、WT之间极显著负相关；
TSS与TN极显著负相关。中华鲟保护区(图5b)的TSS、CODMn、Cd两两之间极显著正相关；
NH3-N、Cu、TP两两之间呈极显著正相关关系；
pH与CODMn之间呈极显著负相关关系；
WT分别与Cu、NH3-N之间呈极显著负相关关系。四大家鱼保护区(图5c)的Cu与TN、Cd呈极显著正相关关系；
WT分别与TSS、CODMn之间呈极显著正相关关系；
WT与DO之间呈极显著负相关；
TP与Cu呈极显著负相关。

2.3 基于WQI的水质评价

由图6可知，上游保护区、中华鲟保护区、四大家鱼保护区的WQI值分别62～95、69～93、65～89，整体水质质量均为“良”。对2006-2021年长江中上游重要渔业水域WQI的年均值进行M-K趋势分析，结果表明，上游保护区WQI年均值呈显著上升趋势(Z=3.28，P<0.01)；
中华鲟保护区WQI年均值整体呈上升趋势，但不显著(Z=0.59，P>0.05)；
四大家鱼保护区WQI的年均值整体呈显著上升的趋势(Z=2.97，P<0.01)。

a：上游保护区，b：中华鲟保护区，c：四大家鱼保护区

2.4 WQImin模型建立

2.4.1 上游保护区WQImin模型建立

通过上游保护区水质指标与WQI进行逐步多元线性回归分析，确定WQImin模型。结果表明，TSS对上游保护区的WQI值的贡献最大，R2=0.730。加入其他水质指标后，比较WQImin模型的拟合度。结果表明，模型中加入TN、CODMn和Hg后，R2值增加，分别为0.841、0.953和0.973；
TP和NH3-N的加入也能略微的提升R2的值，分别为0.986和0.992；
而Cd的加入仅使R2值提升0.003。因此，我们将TSS、TN、CODMn和Hg作为上游保护区的关键水质指标，分别加入TP和NH3-N后，构建四种不同的WQImin模型。

对构建的四种不同的WQImin模型进行分析(表2)，结果表明WQImin-w3模型的表现最好，其RMSE和PE值最低。同样选用5个指标的WQImin-w2模型和选用6个指标的WQImin-w4模型则表现较差，与WQImin-w3模型相比，虽然R2较大，但RMSE和PE值也较大，表明这两种模型的预测能力均不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最适合上游保护区水质评价的模型。

表2 上游保护区WQImin模型评价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 中华鲟保护区WQImin模型建立

逐步多元线性回归分析结果表明，TN和NH3-N对中华鲟保护区的WQI值贡献最大，R2=0.595。加入其他水质指标后，比较WQImin模型的拟合度。结果表明，模型中加入DO和CODMn后，R2增加，分别为0.767、0.912；
Hg和WT的加入也能略微的提升R2的值，分别为0.941和0.954；
TP和Cd的加入则对R2的提升不明显，R2值仅增加0.008和0.004。因此我们将TN、NH3-N、DO和CODMn作为中华鲟保护区的关键水质指标，分别加入Hg、WT后，构建四种不同的WQImin模型。

对构建的四种不同的WQImin模型进行分析(表3)，结果表明WQImin-w4模型的表现最好，其R2(0.951)最大，且RMSE和PE值最低，分别为3.29和2.88%。分别加入Hg和WT的WQImin-w2模型和WQImin-w3模型表现均不如WQImin-w4模型，R2较小且RMSE和PE值较大。因此，WQImin-w4模型是最适合中华鲟保护区水质评价的模型。

表3 中华鲟保护区WQImin模型评价Tab.3.WQImin model evaluation of Chinese sturgeon nature reserve of Yangtze River in Yichang

2.4.3 四大家鱼保护区WQImin模型建立

逐步多元线性回归分析结果表明，TSS对四大家鱼保护区的WQI值贡献最大，R2=0.501(P<0.01)。加入其他水质指标后，比较WQImin模型的拟合度。结果表明，模型中加入TN、DO和Hg后，R2增加，分别为0.656、0.794和0.923；
NH3-N和CODMn的加入也能略微提升R2值，分别为0.943和0.958；
Cd和TP的加入则对R2的提升不明显，R2值仅增加0.008和0.005。因此我们将TSS、TN、DO和Hg作为四大家鱼保护区的关键水质指标，分别加入Cd和TP，构建四种不同的WQImin模型。

对构建的四种不同的WQImin模型进行分析(表4)，结果表明WQImin-w3模型的表现最好，其RMSE和PE值最低，分别为1.52和0.68%。同样选用5个指标的WQImin-w2模型表现不如WQImin-w3模型，其R2较小且RMSE和PE值较大。选用6个指标的WQImin-w4模型，与WQImin-w3模型相比，虽然R2略大，但RMSE和PE值均较大，表明WQImin-w4模型的预测能力不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最适合四大家鱼保护区水质评价的模型。

表4 四大家鱼保护区WQImin模型评价Tab.4 WQImin model evaluation of the fish resource of national aquatic germplasm resources reserve for four major Chinese carps

3.1 水质现状及其影响因素

从各水质指标的年际变化来看，长江中上游重要渔业水域的水温整体呈上升的趋势，与前人研究结论一致[20-22]。水温是影响鱼类正常生长繁殖的重要因子[23，24]，河流水温的持续升高可能会影响长江中上游重要渔业水域内鱼类的产卵繁殖行为[21，22]。长江中上游重要渔业水域的CODMn整体呈上升趋势，其中中华鲟保护区和四大家鱼保护区的CODMn呈显著上升趋势。CODMn作为有机污染物指标，其上升表明河流里有机污染物的污染程度增加[25]，应加强对CODMn指标的监测。上游保护区的TSS在2013年后急剧下降，主要是由于向家坝和溪洛渡水电站的相继运行，悬浮物由于沉降作用滞留于水库，导致下游水体的悬浮物减少[26]。长江中上游重要渔业水域的重金属含量维持在较低的水平，主要是由于长江中上游各高体大坝的建成，使得水体重金属沉积于水库底部[27]，导致河流上层重金属含量减少。根据地表水环境质量标准的Ⅲ类标准，长江中上游重要渔业水域主要超标的水质指标为TN。这可能是由于农业面源污染、城镇废水以及居民生活污水的排放导致的[28]，应加强对流域内的生态管理。

长江中上游重要渔业水域水质指标间的关系主要表现为水温和DO呈显著的负相关，主要是由于水温的升高会降低氧气在水体里的溶解度[29，30]。悬浮物与重金属指标呈正相关，可能是由于水体重金属容易吸附于悬浮物[26，27]。TP和NH3-N呈正相关，与前人研究结果一致[25，31]。上游保护区中，CODMn和TP显著正相关，可能是这些污染物都受到人类活动的影响，例如生活废水、工业废水和农业废水等都会导致它们的含量升高[32]。DO和TP呈负相关，可能是当水中磷的含量过高时，导致藻类和大型水生植物的生长增加，从而导致溶解氧的减少[33]。中华鲟保护区中，水温和NH3-N呈负相关，可能是水温升高会导致水体中的营养盐浓度升高，这些无机盐会抑制氨氮的生物降解[34]。

根据地表水III类水标准，TN是长江中上游重要渔业水域主要的超标因子，其超标导致根据单因子评价水域水质仅为Ⅳ类水标准。可以看出，单个指标对水质评价的影响较大，导致评价结果可能与实际环境质量之间存在偏差。因此，综合水质质量的评价显得尤为重要。本研究采用WQI综合11项水质指标，对长江中上游重要渔业水域的三个保护区进行水质质量评价。结果表明，长江中上游重要渔业水域整体水质质量为“良”，且在监测期间水质逐渐改善，其中上游保护区和四大家鱼保护区的改善较大。LIU等[31]监测长江流域2008-2020年水质变化，结果表明长江流域水质有所改善，但CODMn有上升的趋势。DUAN等[35]对长江流域2004-2015年水质进行监测，研究表明，长江流域水质逐年改善且长江上游水质改善较大，与本研究结果一致。随着生态文明建设的推进和中华人民共和国长江保护法的实施，长江流域的环境质量日趋渐好[36-38]。

3.2 关键水质参数选择

本研究使用多元逐步线性回归分析，选取了TN、CODMn、Hg、DO、NH3-N、TSS以及水温为长江中上游重要渔业水域的关键水质参数，分别构建了上游保护区、中华鲟保护区以及四大家鱼保护区的WQImin模型。WQImin相较于WQI选择的水质参数较少，能够充分反映水质的整体变化特征，有助于以相对较低的成本对水质进行有效评价。本研究中选取的WQImin水质指标与其他地区建立WQImin模型的具有相似性。通过WQI和WQImin模型选择TN作为太湖水质进行评价的关键参数，模型结果对太湖水质评价具有很强的适应性[39-41]。作为有机污染的指标，CODMn是确定阿克苏河WQI的两个最重要的水质参数之一[42]。DO和Hg是评价中国南水北调工程WQI的重要水质参数[16]。研究证明NH3-N在水质营养水平的重要性，QI等[43]将NH3-N作为构建沂河WQImin模型的重要参数。悬浮物能够吸附水体中的重金属和各类营养盐，同时能影响水体里的光照强度，进一步影响浮游植物的光合作用，因此是河流的重要水质指标[44]。水温反映了水的物理和化学性质，可以影响水中细菌的生长和繁殖以及水的自然净化[45]。因此，本研究选取的关键水质参数对其他地区WQImin模型的构建具有重要的参考价值。

3.3 权重对WQImin模型的影响

早期的研究中，通常对水质参数增加权重来计算WQI。然而，WQImin模型中没有包含权重计算[15，46]。在后来的研究中，学者们改进了基于WQI的水质评价方法，并考虑了权重对WQImin模型的影响，以提高实验结果的准确性[16]。本研究对水质指标进行加权归一化处理，使水质评价结果更加符合实际情况。使用相同的关键水质指标构建WQImin模型，然后比较它们的加权和未加权计算结果(表2～4)。结果表明，加权WQImin模型比非加权WQImin模型更好地解释了WQI的变化，能够更准确地预测水质。因此，我们推荐使用加权WQImin模型来评价长江的水质。此外，权重强调指标的相对重要性，这受研究区域差异和研究人员个人经验的影响，可能会导致权重有所不同。因此，我们建议在实际研究中，研究人员应查阅相关文献并根据实际研究地点和实测数据调整权重，以构建更符合实际的WQImin模型。

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