吳 凡，魏 念，高立方，張 燕，茹輝軍，吳湘香，倪朝輝，李云峰

(1.中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院長(zhǎng)江水產(chǎn)研究所/國(guó)家農(nóng)業(yè)科學(xué)重慶觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站，武漢 430223；2.湖北省水產(chǎn)科學(xué)研究所，武漢 430208)

充足、優(yōu)質(zhì)的水資源是生態(tài)健康和社會(huì)可持續(xù)發(fā)展的重要基礎(chǔ)。隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)的飛速發(fā)展和城市化的迅速擴(kuò)張，人類(lèi)活動(dòng)加劇、自然擾動(dòng)頻繁，環(huán)境污染問(wèn)題日益嚴(yán)重[1，2]，水環(huán)境質(zhì)量問(wèn)題尤為突出[3]。因而，人們對(duì)水環(huán)境質(zhì)量的評(píng)價(jià)、管理和修復(fù)具有重要意義。

水質(zhì)評(píng)價(jià)是水環(huán)境管理和治理的先決條件[4]。目前河流水質(zhì)評(píng)價(jià)方法主要有兩類(lèi)，單因素評(píng)價(jià)和綜合因素評(píng)價(jià)。單因素評(píng)價(jià)方法以監(jiān)測(cè)斷面的單個(gè)水質(zhì)指標(biāo)的最低等級(jí)來(lái)反映河流水質(zhì)狀況，結(jié)果簡(jiǎn)單易懂，但此方法評(píng)價(jià)結(jié)果片面，無(wú)法系統(tǒng)反映河流水質(zhì)的整體狀況[5]。綜合評(píng)價(jià)方法相對(duì)繁瑣，但可綜合反映河流水質(zhì)狀況，有利于在水環(huán)境管理中的應(yīng)用[6]。綜合評(píng)價(jià)方法包括典型相關(guān)分析法[3]、主成分分析法[6]、水質(zhì)健康評(píng)價(jià)法以及水質(zhì)指數(shù)法[7](water quality index，WQI)等。與其他方法相比，WQI可以將大量復(fù)雜的水質(zhì)指標(biāo)數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)化為單一數(shù)值來(lái)表征水質(zhì)質(zhì)量，并可用于評(píng)估水質(zhì)時(shí)空變化趨勢(shì)[8]?；?0個(gè)水質(zhì)指標(biāo)，HORTON[9]在20世紀(jì)60年代建立了第一個(gè)WQI模型。隨著研究人員對(duì)WQI模型的不斷改進(jìn)和發(fā)展，該方法已成為一種常用的水質(zhì)評(píng)估方法[10，11]。利用WQI評(píng)價(jià)地下水質(zhì)量，科研人員為地下水的開(kāi)發(fā)、利用和保護(hù)提供了有效的科學(xué)建議[12-14]。目前，更多的研究集中在使用WQI來(lái)識(shí)別和選擇關(guān)鍵的水質(zhì)指標(biāo)，從而構(gòu)建最小WQI(WQImin)模型。WQImin模型簡(jiǎn)化了WQI模型，同時(shí)WQImin模型選擇的指標(biāo)易于衡量，降低了分析成本，并能夠反映水質(zhì)的整體變化和特征[15]，因此該模型特別適用于發(fā)展中國(guó)家。研究表明，WQImin和WQI結(jié)果之間存在高度相關(guān)性[11，17]，因此，選擇合適的WQImin模型能夠有效反映WQI結(jié)果，提高水質(zhì)評(píng)價(jià)效率。

長(zhǎng)江是中國(guó)最大的河流，水資源總量9.62×1010m3，占中國(guó)河流總徑流量的36%，是黃河的20倍，居世界第三位[18]。長(zhǎng)江流域水質(zhì)的健康情況，關(guān)系到沿線居民的用水安全及流域內(nèi)水生生物的生長(zhǎng)繁殖[19]，其中重要漁業(yè)水域?qū)τ谡湎?、特有和重要?jīng)濟(jì)魚(yú)類(lèi)種群和種質(zhì)資源的保護(hù)具有重要意義?；诖耍狙芯窟x擇了位于長(zhǎng)江中上游的長(zhǎng)江上游珍稀特有魚(yú)類(lèi)國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)(簡(jiǎn)稱(chēng)為上游保護(hù)區(qū))、宜昌中華鱘省級(jí)自然保護(hù)區(qū)(簡(jiǎn)稱(chēng)為中華鱘保護(hù)區(qū))以及長(zhǎng)江監(jiān)利段四大家魚(yú)國(guó)家級(jí)水產(chǎn)種質(zhì)資源保護(hù)區(qū)(簡(jiǎn)稱(chēng)為四大家魚(yú)保護(hù)區(qū))三個(gè)保護(hù)區(qū)的水質(zhì)進(jìn)行了系統(tǒng)分析，以期解析長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域水質(zhì)指標(biāo)的時(shí)空變化。基于水質(zhì)指數(shù)法(WQI)系統(tǒng)評(píng)估該水域水質(zhì)，并構(gòu)建低成本高效的WQImin模型，以期為長(zhǎng)江中上游流域及其他流域的水質(zhì)評(píng)價(jià)和水資源管理提供重要的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

本研究區(qū)域主要涉及長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域(表1)，其中上游保護(hù)區(qū)坐標(biāo)設(shè)置的10個(gè)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(hù)區(qū)設(shè)置的5個(gè)采樣斷面分布于上、中、下游。四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)設(shè)置的3個(gè)采樣斷面分布于上、中、下游。

圖1 長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域采樣點(diǎn)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(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域簡(jiǎn)介T(mén)ab.1 Important fishery waters of the upper and middle reaches of the Yangtze River

1.2 樣品采集和實(shí)驗(yàn)分析

本研究的監(jiān)測(cè)期為2006-2021年，其中上游保護(hù)區(qū)與四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的采樣時(shí)間為每年的5-6月、9-10月以及12月-次年1月，中華鱘保護(hù)區(qū)的采樣時(shí)間為中華鱘的繁殖季節(jié)(11月初)。

監(jiān)測(cè)斷面的水溫(WT)、pH和溶解氧(DO)使用美國(guó)哈希HQ30d進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)。同時(shí)，使用5 L有機(jī)玻璃采水器采集0.5 m處水樣，儲(chǔ)存于1 L的全氟乙烯瓶中，盡快運(yùn)送至實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)和《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》第四版，總氮(TN)采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定，總磷(TP)采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定，高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)采用酸性法測(cè)定，氨氮(NH3-N)采用水楊酸分光光度法測(cè)定，懸浮物(TSS)采用重量法測(cè)定，銅(Cu)、鎘(Cd)、鋅(Zn)采用原子吸收分光光度法測(cè)定，汞(Hg)采用冷原子吸收分光光度法測(cè)定。

1.3 分析方法

綜合水質(zhì)指標(biāo)(WQI)的計(jì)算公式(1)為：

(1)

式中：Ci為水質(zhì)因子i的標(biāo)準(zhǔn)化得分；Pi為水質(zhì)因子i的權(quán)重。根據(jù)WQI評(píng)分，水質(zhì)分為5個(gè)等級(jí)：優(yōu)(90～100)、良(70～90)、中(50～70)、差(25～50)、極差(0～25)。

各水質(zhì)參數(shù)權(quán)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(duì)研究水域水質(zhì)進(jìn)行評(píng)價(jià)，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(guān)鍵參數(shù)?？紤]參數(shù)權(quán)重的WQImin模型記為WQImin-w，按公式(1)計(jì)算，沒(méi)有權(quán)重的WQImin模型記為WQImin-nw，按公式(2)計(jì)算：

(2)

式中n為水質(zhì)指標(biāo)總數(shù)；Ci是水質(zhì)因子i的標(biāo)準(zhǔn)化得分。

通過(guò)EXCEL2019計(jì)算監(jiān)測(cè)水域的WQI值。使用R(版本4.1.3)對(duì)監(jiān)測(cè)指標(biāo)進(jìn)行Spearman相關(guān)性分析，并對(duì)監(jiān)測(cè)水域水質(zhì)指標(biāo)的年均值和WQI進(jìn)行Mann-Kendall(M-K) test趨勢(shì)分析(Z>0，則呈升高趨勢(shì)；Z<0，則呈下降趨勢(shì)；P<0.01，則趨勢(shì)極顯著；P<0.05，則趨勢(shì)顯著；P>0.05，則趨勢(shì)不顯著)。通過(guò)SPSS26對(duì)監(jiān)測(cè)指標(biāo)與WQI進(jìn)行逐步多元線性回歸分析，確定水質(zhì)指標(biāo)的關(guān)鍵參數(shù)，構(gòu)建WQImin模型。采用相關(guān)系數(shù)(R2)來(lái)評(píng)價(jià)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(píng)價(jià)WQImin模型的預(yù)測(cè)精度。

2 結(jié)果

2.1 水質(zhì)指標(biāo)特征分析

2.1.1 上游保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)特征分析

2006-2021年上游保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)年均值變化如圖2所示。WT年均值的變動(dòng)范圍為18.36～19.42 ℃，年際變化趨勢(shì)總體表現(xiàn)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(shì)為緩慢上升，在2014年達(dá)到最大值后開(kāi)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(shì)表現(xiàn)為逐年平穩(wěn)下降；TSS年均值17.22～223.62 mg/L，年際變化趨勢(shì)為2013年后急劇下降，并維持在較低的水平波動(dòng)；Hg年均值變化范圍為0.000 03～0.000 73 mg/L，年際變化趨勢(shì)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(dòng)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(dòng)范圍為0.05～0.16 mg/L；Cu年均值變動(dòng)范圍為0.0017～0.0092 mg/L。

圖2 2006-2021年上游保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)的M-K檢驗(yàn)結(jié)果以及時(shí)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(jié)果顯示(圖2)，NH3-N、TSS、Cd和Hg年均值整體呈極顯著下降趨勢(shì)；TN年均值整體呈顯著上升趨勢(shì)；WT、pH、DO、CODMn、TP和Cu年均值的變化趨勢(shì)不顯著。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002)，DO、NH3-N、CODMn年均值基本達(dá)到地表水Ⅰ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)；TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達(dá)到地表水Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)；TN年均值大部分為Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，部分年份甚至達(dá)到劣Ⅴ類(lèi)。

2.1.2 中華鱘保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)特征分析

2006-2021年中華鱘保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)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(shì)；CODMn年均值變動(dòng)范圍為1.06～4.54 mg/L，年際變化趨勢(shì)表現(xiàn)為2007-2017年緩慢上升，2018年后上升趨勢(shì)明顯；TN年均值變動(dòng)范圍為0.84～2.92 mg/L，年際變化趨勢(shì)表現(xiàn)為先上升后下降，2018年后又開(kāi)始上升；TP年均值變動(dòng)范圍為0.05～0.19 mg/L，年際變化表現(xiàn)為階梯式下降；DO和pH年均值變動(dòng)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(dòng)范圍為2～18.6 mg/L，整體有緩慢上升趨勢(shì)；重金屬指標(biāo)(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(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)的M-K檢驗(yàn)結(jié)果以及時(shí)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(jié)果顯示(圖3)，CODMn年均值呈顯著上升趨勢(shì)；TP年均值呈顯著下降趨勢(shì)；WT、DO、pH、TN、NH3-N、TSS、Cu、Cd年均值的變化趨勢(shì)不顯著。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002)，DO、NH3-N年均值基本達(dá)到地表水Ⅱ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)；CODMn、TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達(dá)到地表水Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)；TN年均值大部分為Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，部分年份甚至達(dá)到劣Ⅴ類(lèi)。

2.1.3 四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)特征分析

2006-2021年四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)年均值變化如圖4所示。WT年均值變動(dòng)范圍為18.06～20.49 ℃，年際變化趨勢(shì)表現(xiàn)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(shì)為2008年達(dá)到最小值后開(kāi)始上升；Hg年均值變動(dòng)范圍為0.000 03～0.000 13 mg/L，年際變化趨勢(shì)為階梯式下降；TSS年均值變動(dòng)范圍為14.07～95.84 mg/L，年際變化趨勢(shì)為2008年達(dá)最大值后急劇下降，2009年開(kāi)始緩慢下降；TN年均值變動(dòng)范圍為1.42～2.23 mg/L，年際變化趨勢(shì)為先上升后下降；DO和pH年均值變動(dòng)范圍分別為7.56～8.68 mg/L和7.84～8.06；TP年均值變動(dòng)范圍為0.03～0.17 mg/L；重金屬指標(biāo)(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(yú)保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)的M-K檢驗(yàn)結(jié)果以及時(shí)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(jié)果顯示(圖4)，CODMn年均值呈顯著增加趨勢(shì)；TSS、Hg年均值呈顯著下降趨勢(shì)；WT、DO、pH、TN、TP、NH3-N、Cu以及Cd年均值的變化趨勢(shì)不顯著。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838-2002)，DO年均值基本達(dá)到地表水Ⅰ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)；NH3-N、CODMn年均值基本達(dá)到地表水Ⅱ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)；TP、Cu、Cd、Hg年均值基本達(dá)到地表水Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)；TN年均值大部分為Ⅴ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，部分年份甚至達(dá)到劣Ⅴ類(lèi)。

2.2 水質(zhì)指標(biāo)間的相關(guān)性分析

采用Spearman相關(guān)性分析方法對(duì)長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域11個(gè)水質(zhì)指標(biāo)之間的相關(guān)性進(jìn)行分析。結(jié)果表明，上游保護(hù)區(qū)(圖5a)的NH3-N、CODMn、TP兩兩之間極顯著正相關(guān)；TSS和Hg之間極顯著正相關(guān)；DO分別與TP、NH3-N、WT之間極顯著負(fù)相關(guān)；TSS與TN極顯著負(fù)相關(guān)。中華鱘保護(hù)區(qū)(圖5b)的TSS、CODMn、Cd兩兩之間極顯著正相關(guān)；NH3-N、Cu、TP兩兩之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；pH與CODMn之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系；WT分別與Cu、NH3-N之間呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)(圖5c)的Cu與TN、Cd呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；WT分別與TSS、CODMn之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系；WT與DO之間呈極顯著負(fù)相關(guān)；TP與Cu呈極顯著負(fù)相關(guān)。

2.3 基于WQI的水質(zhì)評(píng)價(jià)

由圖6可知，上游保護(hù)區(qū)、中華鱘保護(hù)區(qū)、四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的WQI值分別62～95、69～93、65～89，整體水質(zhì)質(zhì)量均為“良”。對(duì)2006-2021年長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域WQI的年均值進(jìn)行M-K趨勢(shì)分析，結(jié)果表明，上游保護(hù)區(qū)WQI年均值呈顯著上升趨勢(shì)(Z=3.28，P<0.01)；中華鱘保護(hù)區(qū)WQI年均值整體呈上升趨勢(shì)，但不顯著(Z=0.59，P>0.05)；四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)WQI的年均值整體呈顯著上升的趨勢(shì)(Z=2.97，P<0.01)。

a：上游保護(hù)區(qū)，b：中華鱘保護(hù)區(qū)，c：四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)

2.4 WQImin模型建立

2.4.1 上游保護(hù)區(qū)WQImin模型建立

通過(guò)上游保護(hù)區(qū)水質(zhì)指標(biāo)與WQI進(jìn)行逐步多元線性回歸分析，確定WQImin模型。結(jié)果表明，TSS對(duì)上游保護(hù)區(qū)的WQI值的貢獻(xiàn)最大，R2=0.730。加入其他水質(zhì)指標(biāo)后，比較WQImin模型的擬合度。結(jié)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(hù)區(qū)的關(guān)鍵水質(zhì)指標(biāo)，分別加入TP和NH3-N后，構(gòu)建四種不同的WQImin模型。

對(duì)構(gòu)建的四種不同的WQImin模型進(jìn)行分析(表2)，結(jié)果表明WQImin-w3模型的表現(xiàn)最好，其RMSE和PE值最低。同樣選用5個(gè)指標(biāo)的WQImin-w2模型和選用6個(gè)指標(biāo)的WQImin-w4模型則表現(xiàn)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(yù)測(cè)能力均不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最適合上游保護(hù)區(qū)水質(zhì)評(píng)價(jià)的模型。

表2 上游保護(hù)區(qū)WQImin模型評(píng)價(jià)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(hù)區(qū)WQImin模型建立

逐步多元線性回歸分析結(jié)果表明，TN和NH3-N對(duì)中華鱘保護(hù)區(qū)的WQI值貢獻(xiàn)最大，R2=0.595。加入其他水質(zhì)指標(biāo)后，比較WQImin模型的擬合度。結(jié)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(duì)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(hù)區(qū)的關(guān)鍵水質(zhì)指標(biāo)，分別加入Hg、WT后，構(gòu)建四種不同的WQImin模型。

對(duì)構(gòu)建的四種不同的WQImin模型進(jìn)行分析(表3)，結(jié)果表明WQImin-w4模型的表現(xiàn)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(xiàn)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(hù)區(qū)水質(zhì)評(píng)價(jià)的模型。

表3 中華鱘保護(hù)區(qū)WQImin模型評(píng)價(jià)Tab.3.WQImin model evaluation of Chinese sturgeon nature reserve of Yangtze River in Yichang

2.4.3 四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)WQImin模型建立

逐步多元線性回歸分析結(jié)果表明，TSS對(duì)四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的WQI值貢獻(xiàn)最大，R2=0.501(P<0.01)。加入其他水質(zhì)指標(biāo)后，比較WQImin模型的擬合度。結(jié)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(duì)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(yú)保護(hù)區(qū)的關(guān)鍵水質(zhì)指標(biāo)，分別加入Cd和TP，構(gòu)建四種不同的WQImin模型。

對(duì)構(gòu)建的四種不同的WQImin模型進(jìn)行分析(表4)，結(jié)果表明WQImin-w3模型的表現(xiàn)最好，其RMSE和PE值最低，分別為1.52和0.68%。同樣選用5個(gè)指標(biāo)的WQImin-w2模型表現(xiàn)不如WQImin-w3模型，其R2較小且RMSE和PE值較大。選用6個(gè)指標(biāo)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(yù)測(cè)能力不如WQImin-w3模型。因此，WQImin-w3模型是最適合四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)水質(zhì)評(píng)價(jià)的模型。

表4 四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)WQImin模型評(píng)價(jià)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(zhì)現(xiàn)狀及其影響因素

從各水質(zhì)指標(biāo)的年際變化來(lái)看，長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域的水溫整體呈上升的趨勢(shì)，與前人研究結(jié)論一致[20-22]。水溫是影響?hù)~(yú)類(lèi)正常生長(zhǎng)繁殖的重要因子[23，24]，河流水溫的持續(xù)升高可能會(huì)影響長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域內(nèi)魚(yú)類(lèi)的產(chǎn)卵繁殖行為[21，22]。長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域的CODMn整體呈上升趨勢(shì)，其中中華鱘保護(hù)區(qū)和四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的CODMn呈顯著上升趨勢(shì)。CODMn作為有機(jī)污染物指標(biāo)，其上升表明河流里有機(jī)污染物的污染程度增加[25]，應(yīng)加強(qiáng)對(duì)CODMn指標(biāo)的監(jiān)測(cè)。上游保護(hù)區(qū)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(yùn)行，懸浮物由于沉降作用滯留于水庫(kù)，導(dǎo)致下游水體的懸浮物減少[26]。長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域的重金屬含量維持在較低的水平，主要是由于長(zhǎng)江中上游各高體大壩的建成，使得水體重金屬沉積于水庫(kù)底部[27]，導(dǎo)致河流上層重金屬含量減少。根據(jù)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的Ⅲ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)，長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域主要超標(biāo)的水質(zhì)指標(biāo)為T(mén)N。這可能是由于農(nóng)業(yè)面源污染、城鎮(zhèn)廢水以及居民生活污水的排放導(dǎo)致的[28]，應(yīng)加強(qiáng)對(duì)流域內(nèi)的生態(tài)管理。

長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域水質(zhì)指標(biāo)間的關(guān)系主要表現(xiàn)為水溫和DO呈顯著的負(fù)相關(guān)，主要是由于水溫的升高會(huì)降低氧氣在水體里的溶解度[29，30]。懸浮物與重金屬指標(biāo)呈正相關(guān)，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(guān)，與前人研究結(jié)果一致[25，31]。上游保護(hù)區(qū)中，CODMn和TP顯著正相關(guān)，可能是這些污染物都受到人類(lèi)活動(dòng)的影響，例如生活廢水、工業(yè)廢水和農(nóng)業(yè)廢水等都會(huì)導(dǎo)致它們的含量升高[32]。DO和TP呈負(fù)相關(guān)，可能是當(dāng)水中磷的含量過(guò)高時(shí)，導(dǎo)致藻類(lèi)和大型水生植物的生長(zhǎng)增加，從而導(dǎo)致溶解氧的減少[33]。中華鱘保護(hù)區(qū)中，水溫和NH3-N呈負(fù)相關(guān)，可能是水溫升高會(huì)導(dǎo)致水體中的營(yíng)養(yǎng)鹽濃度升高，這些無(wú)機(jī)鹽會(huì)抑制氨氮的生物降解[34]。

根據(jù)地表水III類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)，TN是長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域主要的超標(biāo)因子，其超標(biāo)導(dǎo)致根據(jù)單因子評(píng)價(jià)水域水質(zhì)僅為Ⅳ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)?？梢钥闯?，單個(gè)指標(biāo)對(duì)水質(zhì)評(píng)價(jià)的影響較大，導(dǎo)致評(píng)價(jià)結(jié)果可能與實(shí)際環(huán)境質(zhì)量之間存在偏差。因此，綜合水質(zhì)質(zhì)量的評(píng)價(jià)顯得尤為重要。本研究采用WQI綜合11項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)，對(duì)長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域的三個(gè)保護(hù)區(qū)進(jìn)行水質(zhì)質(zhì)量評(píng)價(jià)。結(jié)果表明，長(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域整體水質(zhì)質(zhì)量為“良”，且在監(jiān)測(cè)期間水質(zhì)逐漸改善，其中上游保護(hù)區(qū)和四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的改善較大。LIU等[31]監(jiān)測(cè)長(zhǎng)江流域2008-2020年水質(zhì)變化，結(jié)果表明長(zhǎng)江流域水質(zhì)有所改善，但CODMn有上升的趨勢(shì)。DUAN等[35]對(duì)長(zhǎng)江流域2004-2015年水質(zhì)進(jìn)行監(jiān)測(cè)，研究表明，長(zhǎng)江流域水質(zhì)逐年改善且長(zhǎng)江上游水質(zhì)改善較大，與本研究結(jié)果一致。隨著生態(tài)文明建設(shè)的推進(jìn)和中華人民共和國(guó)長(zhǎng)江保護(hù)法的實(shí)施，長(zhǎng)江流域的環(huán)境質(zhì)量日趨漸好[36-38]。

3.2 關(guān)鍵水質(zhì)參數(shù)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(zhǎng)江中上游重要漁業(yè)水域的關(guān)鍵水質(zhì)參數(shù)，分別構(gòu)建了上游保護(hù)區(qū)、中華鱘保護(hù)區(qū)以及四大家魚(yú)保護(hù)區(qū)的WQImin模型。WQImin相較于WQI選擇的水質(zhì)參數(shù)較少，能夠充分反映水質(zhì)的整體變化特征，有助于以相對(duì)較低的成本對(duì)水質(zhì)進(jìn)行有效評(píng)價(jià)。本研究中選取的WQImin水質(zhì)指標(biāo)與其他地區(qū)建立WQImin模型的具有相似性。通過(guò)WQI和WQImin模型選擇TN作為太湖水質(zhì)進(jìn)行評(píng)價(jià)的關(guān)鍵參數(shù)，模型結(jié)果對(duì)太湖水質(zhì)評(píng)價(jià)具有很強(qiáng)的適應(yīng)性[39-41]。作為有機(jī)污染的指標(biāo)，CODMn是確定阿克蘇河WQI的兩個(gè)最重要的水質(zhì)參數(shù)之一[42]。DO和Hg是評(píng)價(jià)中國(guó)南水北調(diào)工程WQI的重要水質(zhì)參數(shù)[16]。研究證明NH3-N在水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)水平的重要性，QI等[43]將NH3-N作為構(gòu)建沂河WQImin模型的重要參數(shù)。懸浮物能夠吸附水體中的重金屬和各類(lèi)營(yíng)養(yǎng)鹽，同時(shí)能影響水體里的光照強(qiáng)度，進(jìn)一步影響浮游植物的光合作用，因此是河流的重要水質(zhì)指標(biāo)[44]。水溫反映了水的物理和化學(xué)性質(zhì)，可以影響水中細(xì)菌的生長(zhǎng)和繁殖以及水的自然凈化[45]。因此，本研究選取的關(guān)鍵水質(zhì)參數(shù)對(duì)其他地區(qū)WQImin模型的構(gòu)建具有重要的參考價(jià)值。

3.3 權(quán)重對(duì)WQImin模型的影響

早期的研究中，通常對(duì)水質(zhì)參數(shù)增加權(quán)重來(lái)計(jì)算WQI。然而，WQImin模型中沒(méi)有包含權(quán)重計(jì)算[15，46]。在后來(lái)的研究中，學(xué)者們改進(jìn)了基于WQI的水質(zhì)評(píng)價(jià)方法，并考慮了權(quán)重對(duì)WQImin模型的影響，以提高實(shí)驗(yàn)結(jié)果的準(zhǔn)確性[16]。本研究對(duì)水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行加權(quán)歸一化處理，使水質(zhì)評(píng)價(jià)結(jié)果更加符合實(shí)際情況。使用相同的關(guān)鍵水質(zhì)指標(biāo)構(gòu)建WQImin模型，然后比較它們的加權(quán)和未加權(quán)計(jì)算結(jié)果(表2～4)。結(jié)果表明，加權(quán)WQImin模型比非加權(quán)WQImin模型更好地解釋了WQI的變化，能夠更準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)水質(zhì)。因此，我們推薦使用加權(quán)WQImin模型來(lái)評(píng)價(jià)長(zhǎng)江的水質(zhì)。此外，權(quán)重強(qiáng)調(diào)指標(biāo)的相對(duì)重要性，這受研究區(qū)域差異和研究人員個(gè)人經(jīng)驗(yàn)的影響，可能會(huì)導(dǎo)致權(quán)重有所不同。因此，我們建議在實(shí)際研究中，研究人員應(yīng)查閱相關(guān)文獻(xiàn)并根據(jù)實(shí)際研究地點(diǎn)和實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)調(diào)整權(quán)重，以構(gòu)建更符合實(shí)際的WQImin模型。