新疆艾比湖流域河湖水質變化(2005-2020年)*

張 飛，王維維，辛紅云，郝晉新，劉長江，段 潘

(1:新疆大學資源與環境科學學院，烏魯木齊 830046) (2:新疆大學綠洲生態教育部重點實驗室，烏魯木齊 830046) (3:新疆博州環境監測站，博樂 833400) (4:新疆天辰環境技術有限公司，烏魯木齊830000)

監測河流水文信息是研究流域水體演變的基礎，而水質參數則是評價流域水體優劣的前提，及時準確地監測、獲取河流及湖泊水質信息對流域水資源開發、水環境保護、水生態修復以及防洪減災等方面具有重要的意義[1]. 湖泊提供了一套對社會至關重要的生態系統服務，例如提供飲水、灌溉、水產品、娛樂和與保護水生生物多樣性有關的其他利益，尤其是在缺水地區[2-3]. 然而，人類不合理的生產生活會對水環境帶來負面影響[4]. 人類活動產生的污染物不經處理向自然環境排放，這可能是造成水質惡化的一個重要因素[5]. 人類活動影響下的水體富營養化、有機污染等是流域污染的主要驅動因子，其受污染程度與沿岸人們的生產、生活密切相關[6]. 水體富營養化導致水體老化、改變水體顏色、造成水體缺氧、降低水體的透明度等[7-8]，水體富營養化引起的水華已成為全球性的環境問題，并且危及到人類健康，在許多地區非常常見[9-10]. 水環境安全關系到人體的健康，有關研究表明，我國90%的癌癥患者是由于接觸致癌物質而引發疾病，全球每年有超過80萬人死于飲用和直接接觸污染水體[11]. 因此，開展河湖水質、富營養化以及水環境健康風險評價具有重要意義.

水質指數(water quality index，WQI)能夠整體反映多個水質指標，已廣泛用在河湖水體評價，然而加拿大水質指數(Canadian water quality index，CWQI)在水質綜合評價中取得了較好的效果[12-13]，該方法通過3個主要指標，即范圍、頻率和振幅方面分析水質監測數據，進而得到水質指數和對應的水質等級.CWQI為評估與水質目標相關的環境水質狀況提供了一個數學框架，可以靈活地評價不同的水類型(河流、水庫、湖泊等)、水域規模和評價周期下的水質狀況，該方法能較全面反映水質情況，得到了聯合國環境署(UNEP)認可，并作為主要方法評估國家飲用水水質[14]. Fahimeh等[15]利用CWQI方法評估了2007-2016年Gain河盆地水質變化，揭示了水質變化規律，能夠整體上準確反映流域水質綜合狀況；Espejo[16]應用CWQI模型對智利半干旱北部中心區域水質污染狀況進行了研究，并通過聚類分析對水質監測網絡進行了優化. 水體富營養化常用的評價方法有綜合營養狀態指數(TLI(∑))、營養狀態指數(TSI)、模糊綜合評價(FCE)、BP神經網絡等[17]. 然而，TLI在中國湖庫富營養化評價中應用非常廣泛. Huo等[18]在我國推薦的綜合營養狀態指數法基礎上，對不同參數的權重系數進行了細化，逐步形成了我國現有湖泊營養狀態分級的方法. Zhang等[19]進一步通過對比證明了TLI方法更適用于評價湖泊營養狀態水平；杜丹丹[20]等利用TLI方法評價了烏梁素海水體營養狀態，討論了富營養化的主要影響因子，并結合多元線性回歸分析法擬合水體營養狀態的模型；賀康康等[21]利用TLI評價了貴陽市百花湖水質時空變化，研究了水質變化特征和影響因素. 由美國環境保護署(USEPA)提出的水環境健康風險評價模型被廣泛應用到國內外水質評價中，其能夠把水體污染與人體健康定量聯系起來，從而直觀描述人體暴露在環境中時，受到污染物產生的危害. 結合USEPA提出的水環境健康風險評價模型和當前國內外現有研究方法，建立的水環境健康風險評價模型，根據了不同污染物對人體產生的影響不同，可以定量描述環境污染對人體健康的危害程度. 田莘冉等[22]利用水環境健康風險模型，評價了2011-2015年12個斷面的河流水質風險水平，分析了水體質量和水環境狀況；Rezaei等[23]利用水環境健康風險模型，分析了伊朗波斯灣北岸紅樹林、相關沉積物和海水中重金屬相互作用，并評估了水環境風險.

精河和博爾塔拉河作為艾比湖重要河流維持著該地區乃至整個新疆北部的生態平衡[24]，而艾比湖作為新疆乃至西北地區重要的生態屏障，起著非常重要的作用. 艾比湖流域水環境的好壞關系當地經濟和流域的可持續發展. 分析艾比湖流域河湖長時間尺度的水質變化規律、營養狀況和水環境健康風險及其影響因素，對流域污染防治、生態環境保護具有重要意義. 近年來，隨著農業生產、城鎮化發展，人類活動產生的污染物隨意排放，有機污染和重金屬隨雨水流入水體，導致艾比湖流域水環境惡化[25-26]. 相關研究表明，艾比湖屬于劣V類重度污染水質，N、F-、As、DO等指標嚴重超標，且總氮、總磷濃度基本達到了富營養化水平，P是艾比湖富營養化的限制因子[27]. 因此，分析艾比湖流域水環境健康狀況有著重要的價值. 然而，針對艾比湖流域長期水質變化規律不明，關于艾比湖長期營養狀況和艾比湖流域水環境健康風險評估的研究較為薄弱. 為此，本文基于艾比湖流域2005-2020年12個斷面長期水質數據，研究長期水質變化規律和營養狀況變化，并對水環境健康風險進行了評估，通過逐步多元線性回歸(SMLR)確定影響水質的主要指標，探討了水質參數與CWQI、營養狀況和健康風險的關系. 本研究的結果能為評估和改善艾比湖流域的水質、管理該流域和為其他相似程度水污染的咸水湖提供有價值的信息.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

艾比湖流域位于新疆西北部(43°38′～45°52′N, 79°53′～85°02′E)，西、北、南三面環山，東部與準噶爾盆地相連，海拔高度為154～4827 m，流域面積為50621 km2(圖1). 研究區隸屬溫帶大陸性干旱氣候，光照充足，冷熱懸殊，蒸發強烈，年蒸發量約2221.3 mm，年降水量約105.17 mm，最高氣溫42.23℃, 最低氣溫-36.4℃，年日照時數2 699.87 h[28-29]. 艾比湖流域主要河流包括博爾塔拉河、精河、奎屯河和阿其克蘇河等，其中艾比湖為新疆最大的咸水湖，湖泊面積為542 km2[30]. 近20多年來各河流洪沖積平原農田灌溉面積的不斷擴大，水土資源利用加大，其中水量最大、流程最長的奎屯河完全斷流[31]；阿其克蘇河在流向艾比湖過程中也因蒸發、下滲、灌溉消耗殆盡，僅由博爾塔拉河和精河流入艾比湖. 近年來，全流域表現出明顯增溫增濕，徑流量明顯增加，而總入湖量僅僅是緩增[32]. 艾比湖流域多年平均供水量為30.70×108m3，現狀年總缺水量為2.21×108m3，供需缺口主要集中在灌溉上，灌溉平均缺水量為1.83×108m3[33]. 目前，社會經濟用水消耗了大量水資源，艾比湖流域總體上為資源性缺水. 本文在艾比湖共設置5個斷面點分別為E1、E2、E3、E4和E5；在精河上設置了3個斷面點分別為精河大橋(J1)、精河新莊(J2)和82團鐵路橋(J3)；在博爾塔拉河設置了4個斷面點分別為溫泉水文站(B1)、青鄉電站(B2)、大橋電站(B3)和博河中橋(B4).

圖1 艾比湖流域示意圖及采樣點分布Fig.1 Study area and distribution of sampling sites in Lake Ebinur watershed

1.2 樣品的采集與分析

2005-2020年在艾比湖流域12個斷面點表層水體(水面下0.2 m)持續采樣，具體采樣位置分布見圖1. 采樣過程嚴格按照《地表水和污水監測技術規范》(HJ/T 91-2002)有關要求執行. 樣品采集使用1 L聚乙烯瓶，采樣前聚乙烯瓶用去離子水清洗、晾干后備用. 在采樣中，水樣現場過濾、4℃下冷藏. 總磷(TP)測定時需將水樣靜置30 min后，放置在相應的樣品瓶中；五日生化需氧量(BOD5)測定時采用溶解氧瓶放置，并低溫避光保存；氨氮(NH3-N)、總氮(TN)、總磷(TP)、化學需氧量(COD)測定時需添加H2SO4調節pH≤2；重金屬砷(As)、鉛(Pb)、汞(Hg)、六價鉻(Cr6+)、鎘(Cd)、銅(Cu)、鋅(Zn) 測定時加優級純HNO3(1∶1) 調節pH, 當pH<2 時放入塑料瓶待測；揮發酚(volatile phenol，VP)測定時用H3PO4調至pH=2，用0.01～0.02 g 抗壞血酸除去殘余氯；氰化物(Cyanide)測定時添加NaOH固定，冷藏于樣品瓶中；氟化物(F-)、高錳酸鹽指數(CODMn)、葉綠素a(Chl.a)、大腸菌群(E. coli)冷藏于樣品瓶中. 利用酸度計現場測定pH值，塞氏盤測定水體透明度(SD)，使用BANTE 821便攜式水質溶解氧現場測定溶解氧(DO)濃度，其余指標按照保存標準要求密封保存于<4℃冷藏箱內，帶回實驗室測定. 水質參數的測定嚴格按照《地表水環境質量標準》(GB 3838-2002)執行，數據精度和準確度均符合國家水質檢測方法標準要求，具體實驗方法見表1.

表1 水質指標及實驗方法Tab.1 Water quality index and experimental method

1.3 方法

1.3.1CWQICWQI是在哥倫比亞大學公布的水質指數基礎上確定的[34]，目前該方法在加拿大等國已得到廣泛應用，該指數從范圍、頻率和振幅3個方面計算水質監測數據是否超過了水質標準限值[35]. 其公式為：

(1)

其中：

F1=(P/N)×100

(2)

F2=(q/M)×100

(3)

(4)

其中：

(5)

式中，F1為超過標準限值的水質參數占總監測參數數量的百分比；F2為超過標準限值的監測數據個數占總監測數據的百分比；F3為振幅；P為超標的個數；N為水質監測總數；q為所有水質監測數據中超標的個數；M為水質監測數據總數；S為不達標水質指標的實測值偏離標準值的倍數.

對于規定了上限值的一般水質指標，計算公式為：

(6)

對于不能低于某一限值的水質指標，計算公式為：

(7)

式中,ci為實測值，cs為對應指標標準限值.

CWQI的取值在0～100之間，0表示水質極差，100表示水質很好. 由于CWQI值的級別分類有一定的主觀性，本文結合專家經驗和群眾對水質的期望對CWQI做了調整，見表2.

表2 CWQI值的分類[34]Tab.2 Classification of the CWQI values[34]

1.3.2 水環境健康風險評價模型 本文綜合USEPA提出的水環境健康風險評價模型與當前國內外現有研究方法，根據不同污染物對人體產生的不同影響，建立水環境健康風險評價模型，計算方法見表3.

表3 水環境健康風險評價模型計算方法Tab.3 Calculation method of water environmental health risk assessment mode

1.3.3 綜合營養狀態指數 本文采用綜合營養狀態指數法(TLI(∑))進行水質評價，該方法應用廣泛，評價結果準確性較高[36].TLI(∑)的計算公式為：

(8)

(9)

TLI(Chl.a)=10[2.5+1.086 ln(Chl.a)]

(10)

TLI(TP)=10[9.436+1.624 ln(TP)]

(11)

TLI(TN)=10[5.453+1.694 ln(TN)]

(12)

TLI(CODMn)=10[0.109+2.661 ln(CODMn)]

(13)

TLI(SD)=10[5.118-1.941 ln(SD)]

(14)

式中，Wj代表第j種參數的營養狀態指數的相關權重，TLI(j)代表第j種參數的營養狀態指數，rij為第j種參數與Chl.a的相關關系(表4)，m代表參評參數個數. 湖泊營養狀態分級:TLI(∑) >70,重度富營養型; 60

表4 湖泊水體Chl.a濃度與其他參數之間的相關關系Tab.4 The correlation between Chl.a concentration and other parameters of lakes

1.3.4 數據處理 本文數據的描述性統計使用Excel進行處理，數據相關性分析和逐步多元線性回歸使用SPSS 22.0，Origin 2019進行圖形的繪制.

2 結果與分析

2.1 水質參數時序分析和CWQI評價

2005-2020年艾比湖流域水質參數的均值變化如圖2所示. 由圖2可知，pH值均值介于7.10～8.90之間，最大值出現在E2斷面點，最小值出現在B3斷面點. DO濃度的變化范圍介于0.7～10.83 mg/L之間，2007年DO濃度符合GB 3838-2002規定的Ⅰ類水質標準，而2010、2013、2014、2015和2020年間DO濃度符合GB 3838-2002規定的Ⅱ類水質標準. 艾比湖SD范圍介于0.15～0.55 m之間，除E1斷面點外，2018、2019、2020年明顯高于其他年份. 艾比湖流域河湖CODMn介于0.5～36 mg/L之間，其中精河斷面點在研究期內符合Ⅰ類水質標準. COD介于2～56 mg/L之間，且J1和B1斷面點在研究期內符合Ⅰ類水質標準. BOD5介于0.5～36 mg/L之間，且BOD5在2005、2006、2007、2008、2009、2010、2016和2018年符合GB 3838-2002規定的Ⅰ類水質標準. 研究期間，NH3-N濃度呈波動下降的趨勢，變化范圍介于0.013～2.59 mg/L之間，最大值出現在E1斷面點，最小值出現在E3斷面點. 2013-2020年NH3-N濃度符合GB 3838-2002規定的Ⅱ類水質標準. 參照GB 3838-2002中TP的標準，E1和E2斷面點的均值屬于Ⅲ類水質標準，分別為Ⅲ類水體的1.4和1.8倍；E3、E4、E5斷面點的均值屬于Ⅳ類水質標準，分別為Ⅳ類水體的1.11倍. 參照TN的標準，E1、E2、E3、E4、E5、B2、B3和B4均值屬于Ⅴ類水質標準，分別為Ⅴ類水體的3.57、2.93、2.57、2.31、1.04、1.33、1.28、1.12倍；J1、J2和J3屬于Ⅳ類水質標準，分別為Ⅳ類水體的1.25、1.18、1.24倍；B1屬于Ⅲ類水質標準，為Ⅲ類水體的1.33倍. 研究期間Chl.a濃度呈波動式變化，2019年最高值為45 μg/L.

研究區水體重金屬Cr6+、Cd、Cu、Zn符合Ⅱ級標準，最大值依次為0.041、0.002、0.047、0.61 mg/L，重金屬Pb、Hg最大值依次為0.02、0.000257 mg/L，符合Ⅲ級標準. 重金屬As除2008年E1、E2、E3、E4、E5斷面點與2009年E5斷面點外，其他符合Ⅰ類標準. 研究區F-濃度介于0.8～21.28 mg/L之間，J1、J2、J3、B1、B2、B3在研究期內符合Ⅰ類標準，而艾比湖5個斷面中處于Ⅴ類水體. VP介于0.00015～0.006 mg/L之間，除2006、2007、2010、2011和2015年外，其余年份符合Ⅰ類標準，且J1、J2、J3、B1、B2和B3斷面點符合《生活飲用水衛生標準》(GB5750-2006)的水質標準(0.002 mg/L). Cyanide介于0.0005～0.009 mg/L之間，2018、2019和2020年符合Ⅰ級標準，其余年份處于Ⅱ級標準之內. E. coli介于3～22733 a/L之間，且精河和博爾塔拉河遠大于艾比湖.

圖2 艾比湖流域水質參數的時間序列變化(2005-2020年)Fig.2 Time series changes of water quality parameters of Lake Ebinur Basin (2005-2020)

艾比湖流域2005-2020年水質CWQI值描述性統計結果見表5. 由表5可知，艾比湖CWQI的變化范圍42.29～55.95，精河CWQI的變化范圍46.29～98.71，博爾塔拉河CWQI的變化范圍25.36～99.71，變異系數最大值出現在溫泉水文站(B1)，最小值出現在艾比湖E3斷面點. 根據CWQI分類水平結果，艾比湖水質類別主要為“差”和“及格”，分別占總體的99.35%和6.65%；精河水質類型為“及格”、“中等”、“好”分別占總體的29.10%、27.61%、29.85%；博爾塔拉河水質類型為“及格”、“中等”、“好”分別占總體的27.52%、29.82%、24.31%.

表5 艾比湖流域各斷面點CWQI值分布Tab.5 CWQI value distribution of each section in Lake Ebinur Basin

從空間分布來看(圖3)，研究區CWQI值變化明顯. 總體上，精河和博爾塔拉河各斷面點CWQI值波動較大，而艾比湖各斷面點CWQI值波動較小. 精河斷面點最大值、最小值和均值從上游到下游呈現增大的趨勢，而博爾塔拉河相反. 根據水質分類標準，平均水質為中等的監測點為精河大橋(J1)、精河新莊(J2)、82團鐵路橋(J3)、溫泉水文站(B1)、青鄉電站(B2)和大橋電站(B3)，CWQI平均值分別為70.21、72.80、73.97、73.22、71.69和75.15. 平均水質極差的監測點為艾比湖E1、E2、E3、E4和E5，CWQI平均值分別為44.09、43.28、42.67、42.89和46.39.

根據斯皮爾曼的相關結果，依次剔除與水質指標相關性不顯著的指標，逐次引入與水質指標相關性顯著的指標，最終確定了模型方程，R2為0.649 (P<0.01).CWQI表示為：

CWQI=41.66-0.12 CODMn+0.70 NH3-N+5.811 TP+0.047 TN+0.076 E. coli+4.24 SD+1663.62 VP

(15)

圖3 艾比湖流域水質CWQI值變化Fig.3 Change of CWQI value of water quality in Lake Ebinur Basin

2.2 采用TLI(∑)進行營養狀態評估

選擇CODMn、TP、TN、SD、Chl.a對艾比湖水質營養狀態進行評價，結果見表6. 由表6可知，艾比湖2005-2020年5個斷面綜合營養狀態指數最大值和最小值均出現在為E1斷面點，其波動范圍為28.01～73.95；艾比湖E1、E2、E3、E4、E5均值依次為60.68、57.40、58.15、57.83、54.70，其變化順序為E1>E3>E4>E2>E5；變異系數介于0.11～0.16之間，波動較小.

表6 艾比湖水質綜合營養狀態指數(TLI(∑))的描述性統計Tab.6 Descriptive statistical of comprehensive trophic level index (TLI(∑)) of water quality in Lake Ebinur

由圖4可知，艾比湖2005-2020年水體大多數介于輕度富營養和中度富營養狀態之間，且波動幅度較大，最大波動點出現在E1斷面點，其TLI(∑)整體呈波動式上升. 艾比湖TLI(∑)最小值出現在2010年5月. 監測期間TLI(∑)值夏秋季節大于冬春季節，由于融雪帶來的地表徑流沖刷地面，其中含有的大量營養物質隨之輸入湖中，融雪和人類活動，大量外源營養鹽隨之輸入湖中，導致營養狀態水平增高. 根據TLI(∑)分類水平結果，艾比湖E1斷面點輕度富營養和中度富營養分別占總體的33.33%、40%；E2斷面點輕度富營養和中度富營養分別占總體的44%、32%；E3斷面點輕度富營養和中度富營養分別占總體的52.17%、30.43%；E4斷面點輕度富營養和中度富營養分別占總體的56%、32%；E5斷面點輕度富營養和中度富營養狀態分別占總體的60%、16%.

圖4 艾比湖營養狀態評價Fig.4 Trophic state assessment of Lake Ebinur

圖5 艾比湖流域各斷面點TN/TP比Fig.5 TN/TP ratios of each section in Lake Ebinur Basin

2.3 健康風險評價

根據國際致癌研究機構(IARC)和世界衛生組織(WHO)對化學致癌物編制的分類系統，分析艾比湖流域水質監測數據可知，化學致癌物主要是As、Cd和Cr6+；非致癌物主要是NH3-N、F-、Cyanide、VP、Cu、Zn、Hg和Pb. 研究區2005-2020年各斷面水體致癌物健康風險(Riskc)、非致癌物健康風險(Riskn)、水環境總健康風險(Risk)見表7、圖6.

由表7可知，研究區化學致癌健康風險在3.760×10-5～2.168×10-3之間，最大值和最小值均出現在E5點；非致癌健康風險在8.194×10-9～0.793×10-6之間，最大值出現在E4，最小值均出現在B1點；水環境總健康風險(Risk)在3.773×10-5～9.630×10-3之間，最大值出現在J1，最小值出現在E5點. 非致癌物風險遠小于化學致癌物健康風險，致癌物風險對總體水環境健康風險的貢獻最大，故總風險的變化趨勢與致癌物風險的變化趨勢大致相同.

2005-2020年各斷面點致癌物健康風險最大值和均值超過USEPA 規定的最大可接受風險水平(1×10-4a-1)，而最小值在USEPA 規定的最大可接受風險水平之內(表7和圖6a)；2005-2020年E4點非致癌物健康風險最高，年均風險為6.479×10-7，最小值出現在B4點，為7.736×10-8a-1(表7、圖6b). 各斷面非致癌物健康風險均未超瑞典環境保護局、荷蘭建設和環境保護部以及英國皇家協會規定的最大可接受風險水平(1×10-6a-1)，且博爾塔拉河和精河達到了荷蘭建設和環境保護部規定的可忽略風險水平(1×10-6a-1). 總之，艾比湖斷面點水環境總健康風險(Risk)均值大于精河和博爾塔拉河斷面點(表7、圖6c). 2005-2020年E4點的總風險最高，年均風險為2.926×10-4，E5、E2、E3次之，分別為2.896×10-4、2.653×10-4、2.609×10-4；2005-2020年B1點的總風險最低(1.096×10-4a-1)；J1和B4總風險趨于平穩. 各斷面總風險超過 USEPA 規定的最大可接受風險水平(1×10-4a-1). 根據WEHR變化趨勢可知(圖6d)，精河斷面點最大值、最小值和均值從上游到下游呈現減小的趨勢，而博爾塔拉河相反，艾比湖湖中及北岸存在風險，艾比湖流域最大風險值出現在J1斷面點，說明該區域風險最大.

表7 2005-2020年艾比湖各斷面水體化學致癌物風險變化Tab.7 Changes of health risk caused by the chemical carcinogens in each section of Lake Ebinur during 2005-2020

圖6 2005-2020年艾比湖各斷面水環境健康風險分析Fig.6 Health risk analysis of water environment in each section of Lake Ebinur during 2005-2020

2.4 CWQI、TLI(∑)和WEHR關鍵水質參數識別

對水質參數與CWQI、TLI(∑)和WEHR進行Pearson相關分析(圖7). 由圖7可知，DO、NH3-N、TP、TN、E. coli、SD和VP均與CWQI呈極顯著正相關(P<0.01)，CODMn、COD、BOD5、F-和As與CWQI呈極顯著負相關(P<0.01)，與pH、Zn、Hg呈顯著負相關(P< 0.05)；CODMn、TP、Zn與TLI(∑)呈極顯著正相關(P<0.01)，與pH、Cd、Cr、Pb呈極顯著負相關(P<0.01)，TN、Chl.a與TLI(∑)呈顯著正相關(P<0.05)，與E. coli、Cyanide呈顯著負相關(P<0.05)；WEHR與BOD5、NH3-N、F-、Cu、As、Cd、Cr、Pb、Cyanide和VP呈極顯著正相關(P< 0.01)，與pH、CODMn呈顯著正相關(P<0.05). 為進一步了解各水質參數與CWQI、TLI(∑)和WEHR的關系，將各水質參數與CWQI、TLI(∑)和WEHR進行逐步多元線性回歸分析，各水質參數與CWQI、TLI(∑)和WEHR的線性關系見表8.R值的變化范圍介于0.158～0.706之間，Pb 的R值最大，而TP的R值最??；除TP、E. coli、Chl.a在0.05水平下顯著外，其余水質參數在0.01下顯著.CWQI與pH、DO、CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP、TN、F-、SD、As、VP呈線性關系；TLI(∑)與pH、CODMn、TP、TN、E. coli、Chl.a、Zn、Cd、Cr6+、Pb、Cyanide呈線性關系；WEHR與pH、CODMn、BOD5、NH3-N、F-、Cu、As、Hg、Cd、Cr6+、Pb、Cyanide、VP呈線性關系.

圖7 水質參數與CWQI、TLI(∑)和WEHR的關系Fig.7 Relationship between water quality parameters and CWQI, TLI(∑), WEHR

表8 利用SMLR法對CWQI、TLI(∑)、WEHR和水質參數進行建模Tab.8 Modelling of CWQI, TLI(∑) and WEHR with water quality parameters by SMLR method

3 討論

3.1 艾比湖流域水質參數特征

研究區pH值艾比湖大于精河和博爾塔拉河，且pH值滿足GB 3838-2002中的I～V級水質標準. 艾比湖水體的透明度偏低，而2018年后水體SD增大，側面反映了懸浮物、浮游藻類和溶解性有機物等的變化情況. COD、BOD5和CODMn是反映水體有機污染程度的常用指標[38]，研究區COD和BOD5之間存在顯著相關性(P<0.05) (圖7)，表明水質穩定[39]. 艾比湖CODMn濃度較高，說明湖泊水體受到有機物污染的程度較嚴重. 這可能是含有營養物和有機污染物的農業生產和生活污水，增加了CODMn在湖泊中的積累. DO是衡量地表水環境的重要指標，可以有效地反映水體的自凈能力[40]. 艾比湖流域DO濃度大部分符合GB 3838-2002規定的Ⅰ級和Ⅱ級之間，表明水體的自凈能力較好；DO濃度在時間上存在差異，這可能與采樣時刻的水溫有關，此外，該流域常年大風也是造成差異的原因. TP、NH3-N和TN是反映水質及水生生物營養物質的重要指標，其均在艾比湖出現不同程度的富集，導致湖泊水質惡化，而NH3-N的硝化作用進一步消耗了DO，造成水體DO濃度降低，間接影響了水體生態環境. 徑流、污水排放、微生物活動等都會消耗大量DO，因此DO和COD表現出負相關性. 研究區水體中重金屬Cr6+、Cd、Cu、Zn在可接受的范圍內，而Pb、Hg、As存在個別點源污染，這可能與農業點源污染有關. F-在艾比湖濃度超標，這與艾比湖中Na+的堿性條件和優勢有利于F-的富集有關[41]. VP和Cyanide為劇毒物質，水體中VP和Cyanide超標則存在較大的環境風險，一旦被人體吸收，將會造成嚴重的后果[42]. 研究區河水中VP和Cyanide濃度低于艾比湖，VP和Cyanide在艾比湖出現富集. 作為水體糞類污染的指示菌之一，對E. coli的研究具有重要意義[43]，研究區E. coli在精河與博爾塔拉河最大，而艾比湖較小，這與精河與博爾塔拉河附近的農業活動、放牧和旅游等人類活動有關.

3.2 影響CWQI的主要水質參數

3.3 艾比湖流域限制性營養物質的變化

艾比湖2005-2020年水體大多數介于輕度富營養和中度富營養狀態之間，營養狀態指數波動幅度較大，最大波動點出現在湖東部，其綜合營養狀態指數呈波動式上升趨勢. 根據艾比湖TLI(∑)值的變化，TLI(∑)在夏秋季節大于冬春季節，這是由于融雪帶來的地表徑流沖刷地面，其中含有的大量營養物質隨之輸入湖中，融雪和人類活動，大量外源營養鹽隨之輸入湖中，導致營養狀態水平增高；另外，夏秋季受溫度和pH等影響，反硝化作用增強，水生動植物分解釋放氮磷營養鹽增多，影響湖泊水質. 相關研究表明，pH能夠直接影響N、P的釋放，艾比湖堿性環境更有利于沉積物中N、P的釋放，對水體造成二次污染，從而增加了水體富營養化[48].

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TN/TP比是確定水體健康與否的重要指標，一般來說，P限制了湖泊中藻類的生長，而氮則限制了藻類的初級生產[49]. 對于浮游植物的生產，那些受到N和P共同限制的TN/TP比值(按質量計算)在22～32之間，而P限制的TN/TP高于32. 導致水體中N和P濃度變化的因素很多，但農田含N和P農藥和化肥的使用是重要的原因. 本文結果表明，P限制是艾比湖流域浮游植物生產的主要因子. 2005-2020年限制養分從N到P的變化主要是由于進入湖泊的P負荷增加. 近幾年來，流域內無規劃地擴大耕種范圍，大量不合理地使用化肥、農藥，使得部分農藥殘留以及一些小企業的工業污水進入河槽，這些元素隨著徑流匯入艾比湖，造成艾比湖N、P等營養元素濃度偏高. 而TN/TP的失衡直接關系湖泊的營養狀態，TN、TP的變化對湖泊水體營養狀態至關重要. 因此，艾比湖流域農業面源污染是艾比湖水質較差的主要原因.

3.4 河流水與湖泊水質、TLI(∑)和健康風險的關系

許多研究表明，水的補給可以通過稀釋湖泊的營養濃度和增加其溶解氧濃度來改善湖泊的水質[50-51]，河流水的補給通過增加湖水的SD，稀釋污染元素，對艾比湖有積極的影響. 另一方面，補給水導致更多的污染物流入艾比湖，從而惡化了艾比湖的水質. 流入艾比湖的河水可能會增加艾比湖的TP和TN濃度. 艾比湖TP的年均濃度高于GB 3838-2002中規定的Ⅲ類標準，年均TN值均高于GB 3838-2002中的Ⅴ類標準，精河與博爾塔拉河年均TN值介于Ⅳ～Ⅴ類之間(圖2). 此外，農業生產，城鎮化、生活污水和水產養殖廢水，增加了河湖中N、P和CODMn的積累. 低SD和高TP、TN是導致艾比湖富營養化的主要原因，艾比湖的富營養化條件在輕度富營養和中度富營養狀態之間，長期富營養化會影響其生態系統. 導致艾比湖水體中N和P濃度變化的因素眾多, 但農田含N和P化肥及農藥的使用是最重要的原因. 隨徑流流失是農田土壤中N和P進入水體的主要途徑. 艾比湖流域農田種植作物主要以棉花為主，農田周圍水體中TN主要來源于農田地表徑流. 旱地由于降雨造成的徑流嚴重，氮素流失量大，整個農田周圍的水體中TN濃度均較高[52].

根據WEHR變化趨勢可知，精河斷面點最大值、最小值和均值從上游到下游呈現減小的趨勢，而博爾塔拉河相反，艾比湖最大風險出現在湖中及北岸. 2005-2020年各斷面點最大值和均值超過USEPA 規定的最大可接受風險水平之內(1×10-4a-1)，致癌物健康風險存在超標，且As對致癌物健康風險的貢獻最大. 相關研究發現艾比湖流域河湖存在重金屬污染，主要污染物為As[53]. 結合艾比湖流域主要城鎮居民以農業為主的生活方式，可以看出，該流域水污染主要來源于農業活動中大面積的施用農藥和化肥，通過地表徑流匯入河流，造成水體污染.

3.5 對策及建議

綠洲農業和城市化對河湖水質具有廣泛的影響，因為它們可以導致土地利用/土地覆蓋發生巨大變化，這將對河湖水質產生重大影響. 研究區城市主要分布在流域河流沿線，人類活動產生的污染物隨意排放，將對河流水質產生負面影響. 因此，應結合艾比湖流域實際情況，重點加強水資源的配置、節約與保護，加強水利建設與管理，控制城市徑流，確保達到國家排污標準. 在研究區域，農田對水質的影響也很大，應控制精河與博爾塔拉河上游氮、磷元素的輸入，實施生態建設、保護性耕作和精準施肥，減少農田養分流失. 天然林地和草地對水質具有改善作用，應在艾比湖流域增加森林和草地的覆蓋面積. 此外，還應考慮景觀格局規劃，以改善流域水質.

4 結論

利用2005-2020年艾比湖流域河湖12個斷面時序水質數據，分析了流域水質變化趨勢. 利用CWQI評價了河湖水質狀況，采用TLI(∑)評價了艾比湖水質富營養化狀態，使用Risk評估了WEHR. 結合多元線性回歸，研究了水質參數與CWQI、TLI(∑)、WEHR之間的關系. 主要結果如下：

1)艾比湖CWQI的變化范圍42.29～55.95，精河CWQI的變化范圍46.29～98.71，博爾塔拉河CWQI的變化范圍25.36～99.71，變異系數介于0.01～0.23之間，最大變異系數出現在博爾塔拉河B1斷面點.

2)2005-2020年艾比湖水體TLI(∑)大多數介于輕度富營養和中度富營養狀態之間；氮磷比表明，研究區為磷限制狀態，內源氮磷是主要的污染因子，受農業面源污染、生活廢水等人為活動的影響，將給流域生態帶來威脅，水環境治理刻不容緩.

3)WEHR結果表明，研究區主要受化學致癌物的影響，非致癌物風險遠小于化學致癌物健康風險，致癌物風險對總體水環境健康風險的貢獻最大. 各斷面總風險超過 USEPA 規定的最大可接受風險水平.

4)逐步多元線性回歸分析表明，影響水質的參數有CODMn、NH3-N、TP、TN、E. coli、SD和VP，影響水體富營養化參數為CODMn、TP、TN，影響WEHR的參數為F-、Cu、As、Cd、Cr、Pb、Cyanide和VP.