2022, Vol. 34 
(2: 新疆大学绿洲生态教育部重点实验室, 乌鲁木齐 830046)
(3: 新疆博州环境监测站, 博乐 833400)
(4: 新疆天辰环境技术有限公司, 乌鲁木齐 830000)
(2: Key Laboratory of Oasis Ecology, Ministry of Education, Xinjiang University, Urumqi 830046, P. R. China)
(3: Xinjiang Bozhou Environmental Monitoring Station, Bole 833400, P. R. China)
(4: Xinjiang Tianchen Environmental Technology Cobuild Limited, Urumqi 830000, P. R. China)
监测河流水文信息是研究流域水体演变的基础，而水质参数则是评价流域水体优劣的前提，及时准确地监测、获取河流及湖泊水质信息对流域水资源开发、水环境保护、水生态修复以及防洪减灾等方面具有重要的意义[1]. 湖泊提供了一套对社会至关重要的生态系统服务，例如提供饮水、灌溉、水产品、娱乐和与保护水生生物多样性有关的其他利益，尤其是在缺水地区[2-3]. 然而，人类不合理的生产生活会对水环境带来负面影响[4]. 人类活动产生的污染物不经处理向自然环境排放，这可能是造成水质恶化的一个重要因素[5]. 人类活动影响下的水体富营养化、有机污染等是流域污染的主要驱动因子，其受污染程度与沿岸人们的生产、生活密切相关[6]. 水体富营养化导致水体老化、改变水体颜色、造成水体缺氧、降低水体的透明度等[7-8]，水体富营养化引起的水华已成为全球性的环境问题，并且危及到人类健康，在许多地区非常常见[9-10]. 水环境安全关系到人体的健康，有关研究表明，我国90 % 的癌症患者是由于接触致癌物质而引发疾病，全球每年有超过80万人死于饮用和直接接触污染水体[11]. 因此，开展河湖水质、富营养化以及水环境健康风险评价具有重要意义.
水质指数(water quality index，WQI)能够整体反映多个水质指标，已广泛用在河湖水体评价，然而加拿大水质指数(Canadian water quality index，CWQI)在水质综合评价中取得了较好的效果[12-13]，该方法通过3个主要指标，即范围、频率和振幅方面分析水质监测数据，进而得到水质指数和对应的水质等级. CWQI为评估与水质目标相关的环境水质状况提供了一个数学框架，可以灵活地评价不同的水类型(河流、水库、湖泊等)、水域规模和评价周期下的水质状况，该方法能较全面反映水质情况，得到了联合国环境署(UNEP)认可，并作为主要方法评估国家饮用水水质[14]. Fahimeh等[15]利用CWQI方法评估了2007-2016年Gain河盆地水质变化，揭示了水质变化规律，能够整体上准确反映流域水质综合状况；Espejo[16]应用CWQI模型对智利半干旱北部中心区域水质污染状况进行了研究，并通过聚类分析对水质监测网络进行了优化. 水体富营养化常用的评价方法有综合营养状态指数(TLI(∑))、营养状态指数(TSI)、模糊综合评价(FCE)、BP神经网络等[17]. 然而，TLI在中国湖库富营养化评价中应用非常广泛. Huo等[18]在我国推荐的综合营养状态指数法基础上，对不同参数的权重系数进行了细化，逐步形成了我国现有湖泊营养状态分级的方法. Zhang等[19]进一步通过对比证明了TLI方法更适用于评价湖泊营养状态水平；杜丹丹[20]等利用TLI方法评价了乌梁素海水体营养状态，讨论了富营养化的主要影响因子，并结合多元线性回归分析法拟合水体营养状态的模型；贺康康等[21]利用TLI评价了贵阳市百花湖水质时空变化，研究了水质变化特征和影响因素. 由美国环境保护署(USEPA)提出的水环境健康风险评价模型被广泛应用到国内外水质评价中，其能够把水体污染与人体健康定量联系起来，从而直观描述人体暴露在环境中时，受到污染物产生的危害. 结合USEPA提出的水环境健康风险评价模型和当前国内外现有研究方法，建立的水环境健康风险评价模型，根据了不同污染物对人体产生的影响不同，可以定量描述环境污染对人体健康的危害程度. 田莘冉等[22]利用水环境健康风险模型，评价了2011-2015年12个断面的河流水质风险水平，分析了水体质量和水环境状况；Rezaei等[23]利用水环境健康风险模型，分析了伊朗波斯湾北岸红树林、相关沉积物和海水中重金属相互作用，并评估了水环境风险.
精河和博尔塔拉河作为艾比湖重要河流维持着该地区乃至整个新疆北部的生态平衡[24]，而艾比湖作为新疆乃至西北地区重要的生态屏障，起着非常重要的作用. 艾比湖流域水环境的好坏关系当地经济和流域的可持续发展. 分析艾比湖流域河湖长时间尺度的水质变化规律、营养状况和水环境健康风险及其影响因素，对流域污染防治、生态环境保护具有重要意义. 近年来，随着农业生产、城镇化发展，人类活动产生的污染物随意排放，有机污染和重金属随雨水流入水体，导致艾比湖流域水环境恶化[25-26]. 相关研究表明，艾比湖属于劣Ⅴ类重度污染水质，N、F-、As、DO等指标严重超标，且总氮、总磷浓度基本达到了富营养化水平，P是艾比湖富营养化的限制因子[27]. 因此，分析艾比湖流域水环境健康状况有着重要的价值. 然而，针对艾比湖流域长期水质变化规律不明，关于艾比湖长期营养状况和艾比湖流域水环境健康风险评估的研究较为薄弱. 为此，本文基于艾比湖流域2005-2020年12个断面长期水质数据，研究长期水质变化规律和营养状况变化，并对水环境健康风险进行了评估，通过逐步多元线性回归(SMLR)确定影响水质的主要指标，探讨了水质参数与CWQI、营养状况和健康风险的关系. 本研究的结果能为评估和改善艾比湖流域的水质、管理该流域和为其他相似程度水污染的咸水湖提供有价值的信息.
1 材料与方法 1.1 研究区概况艾比湖流域位于新疆西北部(43°38′~45°52′N, 79°53′~85°02′E)，西、北、南三面环山，东部与准噶尔盆地相连，海拔高度为154~4827 m，流域面积为50621 km2(图 1). 研究区隶属温带大陆性干旱气候，光照充足，冷热悬殊，蒸发强烈，年蒸发量约2221.3 mm，年降水量约105.17 mm，最高气温42.23℃, 最低气温-36.4℃，年日照时数2 699.87 h[28-29]. 艾比湖流域主要河流包括博尔塔拉河、精河、奎屯河和阿其克苏河等，其中艾比湖为新疆最大的咸水湖，湖泊面积为542 km2[30]. 近20多年来各河流洪冲积平原农田灌溉面积的不断扩大，水土资源利用加大，其中水量最大、流程最长的奎屯河完全断流[31]；阿其克苏河在流向艾比湖过程中也因蒸发、下渗、灌溉消耗殆尽，仅由博尔塔拉河和精河流入艾比湖. 近年来，全流域表现出明显增温增湿，径流量明显增加，而总入湖量仅仅是缓增[32]. 艾比湖流域多年平均供水量为30.70×108 m3，现状年总缺水量为2.21×108 m3，供需缺口主要集中在灌溉上，灌溉平均缺水量为1.83×108 m3[33]. 目前，社会经济用水消耗了大量水资源，艾比湖流域总体上为资源性缺水. 本文在艾比湖共设置5个断面点分别为E1、E2、E3、E4和E5；在精河上设置了3个断面点分别为精河大桥(J1)、精河新庄(J2)和82团铁路桥(J3)；在博尔塔拉河设置了4个断面点分别为温泉水文站(B1)、青乡电站(B2)、大桥电站(B3)和博河中桥(B4).
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图 1 艾比湖流域示意图及采样点分布 Fig.1 Study area and distribution of sampling sites in Lake Ebinur watershed |
2005-2020年在艾比湖流域12个断面点表层水体(水面下0.2 m)持续采样，具体采样位置分布见图 1. 采样过程严格按照《地表水和污水监测技术规范》(HJ/T 91-2002)有关要求执行. 样品采集使用1 L聚乙烯瓶，采样前聚乙烯瓶用去离子水清洗、晾干后备用. 在采样中，水样现场过滤、4℃下冷藏. 总磷(TP)测定时需将水样静置30 min后，放置在相应的样品瓶中；五日生化需氧量(BOD5)测定时采用溶解氧瓶放置，并低温避光保存；氨氮(NH3-N)、总氮(TN)、总磷(TP)、化学需氧量(COD)测定时需添加H2SO4调节pH≤2；重金属砷(As)、铅(Pb)、汞(Hg)、六价铬(Cr6+)、镉(Cd)、铜(Cu)、锌(Zn) 测定时加优级纯HNO3(1 ∶1) 调节pH, 当pH < 2时放入塑料瓶待测；挥发酚(volatile phenol，VP)测定时用H3PO4调至pH=2，用0.01~0.02 g抗坏血酸除去残余氯；氰化物(Cyanide)测定时添加NaOH固定，冷藏于样品瓶中；氟化物(F-)、高锰酸盐指数(CODMn)、叶绿素a(Chl.a)、大肠菌群(E. coli)冷藏于样品瓶中. 利用酸度计现场测定pH值，塞氏盘测定水体透明度(SD)，使用BANTE 821便携式水质溶解氧现场测定溶解氧(DO)浓度，其余指标按照保存标准要求密封保存于 < 4℃冷藏箱内，带回实验室测定. 水质参数的测定严格按照《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)执行，数据精度和准确度均符合国家水质检测方法标准要求，具体实验方法见表 1.
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表 1 水质指标及实验方法 Tab. 1 Water quality index and experimental method |
CWQI是在哥伦比亚大学公布的水质指数基础上确定的[34]，目前该方法在加拿大等国已得到广泛应用，该指数从范围、频率和振幅3个方面计算水质监测数据是否超过了水质标准限值[35]. 其公式为：
| $ C W Q I=100-\frac{\sqrt{F_{1}^{2}+F_{2}^{2}+F_{3}^{2}}}{1.732} $ | (1) |
其中：
| $ F_1=(P/N)×100 $ | (2) |
| $ F_2=(q/M)×100 $ | (3) |
| $ F_{3}=\frac{Q}{0.01 Q+0.01} $ | (4) |
其中：
| $ Q=\frac{1}{M} \sum S $ | (5) |
式中，F1为超过标准限值的水质参数占总监测参数数量的百分比；F2为超过标准限值的监测数据个数占总监测数据的百分比；F3为振幅；P为超标的个数；N为水质监测总数；q为所有水质监测数据中超标的个数；M为水质监测数据总数；S为不达标水质指标的实测值偏离标准值的倍数.
对于规定了上限值的一般水质指标，计算公式为：
| $ S=\frac{c_{i}}{c_{\mathrm{s}}}-1 $ | (6) |
对于不能低于某一限值的水质指标，计算公式为：
| $ S=\frac{c_{{\rm{s}}}}{c_{i}}-1 $ | (7) |
式中, ci为实测值，cs为对应指标标准限值.
CWQI的取值在0~100之间，0表示水质极差，100表示水质很好. 由于CWQI值的级别分类有一定的主观性，本文结合专家经验和群众对水质的期望对CWQI做了调整，见表 2.
1.3.2 水环境健康风险评价模型本文综合USEPA提出的水环境健康风险评价模型与当前国内外现有研究方法，根据不同污染物对人体产生的不同影响，建立水环境健康风险评价模型，计算方法见表 3.
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表 3 水环境健康风险评价模型计算方法 Tab. 3 Calculation method of water environmental health risk assessment mode |
本文采用综合营养状态指数法(TLI(∑))进行水质评价，该方法应用广泛，评价结果准确性较高[36]. TLI(∑)的计算公式为：
| $ TLI(∑)=\sum\limits_{i=1}^{m} W_{j}·TLI(j) $ | (8) |
| $ W_{j}=\frac{r_{i j}^{2}}{\sum\limits_{j=1}^{m} r_{i j}^{2}} $ | (9) |
| $ TLI({\rm{Chl}}.a)=10[2.5+1.086\ {\rm{ln}}({\rm{Chl}}.a)] $ | (10) |
| $ TLI({\rm{TP}})=10[9.436+1.624 \ {\rm{ln}}({\rm{TP}})] $ | (11) |
| $ TLI({\rm{TN}})=10[5.453+1.694 \ {\rm{ln(TN)}}] $ | (12) |
| $ TLI({\rm{COD_{Mn}}})=10[0.109+2.661\ {\rm{ln(COD_{Mn})}}] $ | (13) |
| $ TLI({\rm{SD}})=10[5.118-1.941 \ {\rm{ln(SD)}}] $ | (14) |
式中，Wj代表第j种参数的营养状态指数的相关权重，TLI(j)代表第j种参数的营养状态指数，rij为第j种参数与Chl.a的相关关系(表 4)，m代表参评参数个数. 湖泊营养状态分级: TLI(∑)＞70, 重度富营养型; 60＜TLI(∑)≤70, 中度富营养型; 50＜TLI(∑)≤60, 轻度富营养型; 30≤TLI(∑)≤50, 中营养型; TLI(∑)＜30, 贫营养型.
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表 4 湖泊水体Chl.a浓度与其他参数之间的相关关系 Tab. 4 The correlation between Chl.a concentration and other parameters of lakes |
本文数据的描述性统计使用Excel进行处理，数据相关性分析和逐步多元线性回归使用SPSS 22.0，Origin 2019进行图形的绘制.
2 结果与分析 2.1 水质参数时序分析和CWQI评价2005-2020年艾比湖流域水质参数的均值变化如图 2所示. 由图 2可知，pH值均值介于7.10~8.90之间，最大值出现在E2断面点，最小值出现在B3断面点. DO浓度的变化范围介于0.7~10.83 mg/L之间，2007年DO浓度符合GB 3838-2002规定的Ⅰ类水质标准，而2010、2013、2014、2015和2020年间DO浓度符合GB 3838-2002规定的Ⅱ类水质标准. 艾比湖SD范围介于0.15~0.55 m之间，除E1断面点外，2018、2019、2020年明显高于其他年份. 艾比湖流域河湖CODMn介于0.5~36 mg/L之间，其中精河断面点在研究期内符合Ⅰ类水质标准. COD介于2~56 mg/L之间，且J1和B1断面点在研究期内符合Ⅰ类水质标准. BOD5介于0.5~36 mg/L之间，且BOD5在2005、2006、2007、2008、2009、2010、2016和2018年符合GB 3838-2002规定的Ⅰ类水质标准. 研究期间，NH3-N浓度呈波动下降的趋势，变化范围介于0.013~2.59 mg/L之间，最大值出现在E1断面点，最小值出现在E3断面点. 2013-2020年NH3-N浓度符合GB 3838-2002规定的Ⅱ类水质标准. 参照GB 3838-2002中TP的标准，E1和E2断面点的均值属于Ⅲ类水质标准，分别为Ⅲ类水体的1.4和1.8倍；E3、E4、E5断面点的均值属于Ⅳ类水质标准，分别为Ⅳ类水体的1.11倍. 参照TN的标准，E1、E2、E3、E4、E5、B2、B3和B4均值属于Ⅴ类水质标准，分别为Ⅴ类水体的3.57、2.93、2.57、2.31、1.04、1.33、1.28、1.12倍；J1、J2和J3属于Ⅳ类水质标准，分别为Ⅳ类水体的1.25、1.18、1.24倍；B1属于Ⅲ类水质标准，为Ⅲ类水体的1.33倍. 研究期间Chl.a浓度呈波动式变化，2019年最高值为45 μg/L.
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图 2 艾比湖流域水质参数的时间序列变化(2005-2020年) Fig.2 Time series changes of water quality parameters of Lake Ebinur Basin (2005-2020) |
研究区水体重金属Cr6+、Cd、Cu、Zn符合Ⅱ级标准，最大值依次为0.041、0.002、0.047、0.61 mg/L，重金属Pb、Hg最大值依次为0.02、0.000257 mg/L，符合Ⅲ级标准. 重金属As除2008年E1、E2、E3、E4、E5断面点与2009年E5断面点外，其他符合Ⅰ类标准. 研究区F-浓度介于0.8~21.28 mg/L之间，J1、J2、J3、B1、B2、B3在研究期内符合Ⅰ类标准，而艾比湖5个断面中处于Ⅴ类水体. VP介于0.00015~0.006 mg/L之间，除2006、2007、2010、2011和2015年外，其余年份符合Ⅰ类标准，且J1、J2、J3、B1、B2和B3断面点符合《生活饮用水卫生标准》(GB5750-2006)的水质标准(0.002 mg/L). Cyanide介于0.0005~0.009 mg/L之间，2018、2019和2020年符合Ⅰ级标准，其余年份处于Ⅱ级标准之内. E. coli介于3~22733 a/L之间，且精河和博尔塔拉河远大于艾比湖.
艾比湖流域2005-2020年水质CWQI值描述性统计结果见表 5. 由表 5可知，艾比湖CWQI的变化范围42.29~55.95，精河CWQI的变化范围46.29~98.71，博尔塔拉河CWQI的变化范围25.36~99.71，变异系数最大值出现在温泉水文站(B1)，最小值出现在艾比湖E3断面点. 根据CWQI分类水平结果，艾比湖水质类别主要为“差”和“及格”，分别占总体的99.35 % 和6.65 %；精河水质类型为“及格”、“中等”、“好”分别占总体的29.10 %、27.61 %、29.85 %；博尔塔拉河水质类型为“及格”、“中等”、“好”分别占总体的27.52 %、29.82 %、24.31 %.
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表 5 艾比湖流域各断面点CWQI值分布 Tab. 5 CWQI value distribution of each section in Lake Ebinur Basin |
从空间分布来看(图 3)，研究区CWQI值变化明显. 总体上，精河和博尔塔拉河各断面点CWQI值波动较大，而艾比湖各断面点CWQI值波动较小. 精河断面点最大值、最小值和均值从上游到下游呈现增大的趋势，而博尔塔拉河相反. 根据水质分类标准，平均水质为中等的监测点为精河大桥(J1)、精河新庄(J2)、82团铁路桥(J3)、温泉水文站(B1)、青乡电站(B2)和大桥电站(B3)，CWQI平均值分别为70.21、72.80、73.97、73.22、71.69和75.15. 平均水质极差的监测点为艾比湖E1、E2、E3、E4和E5，CWQI平均值分别为44.09、43.28、42.67、42.89和46.39.
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图 3 艾比湖流域水质CWQI值变化 Fig.3 Change of CWQI value of water quality in Lake Ebinur Basin |
根据斯皮尔曼的相关结果，依次剔除与水质指标相关性不显著的指标，逐次引入与水质指标相关性显著的指标，最终确定了模型方程，R2为0.649 (P < 0.01). CWQI表示为：
| $ \begin{array}{c} CWQI= {\rm{41.66-0.12 COD_{Mn}+0.70 NH_{3}-N+5.811 TP+0.047 TN+}}\\ {\rm{0.076 E. coli+4.24 SD+1663.62 VP}} \end{array} $ | (15) |
选择CODMn、TP、TN、SD、Chl.a对艾比湖水质营养状态进行评价，结果见表 6. 由表 6可知，艾比湖2005-2020年5个断面综合营养状态指数最大值和最小值均出现在为E1断面点，其波动范围为28.01~73.95；艾比湖E1、E2、E3、E4、E5均值依次为60.68、57.40、58.15、57.83、54.70，其变化顺序为E1＞E3＞E4＞E2＞E5；变异系数介于0.11~0.16之间，波动较小.
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表 6 艾比湖水质综合营养状态指数(TLI(∑))的描述性统计 Tab. 6 Descriptive statistical of comprehensive trophic level index (TLI(∑)) of water quality in Lake Ebinur |
由图 4可知，艾比湖2005-2020年水体大多数介于轻度富营养和中度富营养状态之间，且波动幅度较大，最大波动点出现在E1断面点，其TLI(∑)整体呈波动式上升. 艾比湖TLI(∑)最小值出现在2010年5月. 监测期间TLI(∑)值夏秋季节大于冬春季节，由于融雪带来的地表径流冲刷地面，其中含有的大量营养物质随之输入湖中，融雪和人类活动，大量外源营养盐随之输入湖中，导致营养状态水平增高. 根据TLI(∑)分类水平结果，艾比湖E1断面点轻度富营养和中度富营养分别占总体的33.33 %、40 %；E2断面点轻度富营养和中度富营养分别占总体的44 %、32 %；E3断面点轻度富营养和中度富营养分别占总体的52.17 %、30.43 %；E4断面点轻度富营养和中度富营养分别占总体的56 %、32 %；E5断面点轻度富营养和中度富营养状态分别占总体的60 %、16 %.
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图 4 艾比湖营养状态评价 Fig.4 Trophic state assessment of Lake Ebinur |
氮磷质量比(TN/TP)对水体藻类的生长和水华水生态风险具有重要的指示意义，主要表现为磷限制的状态. 参照Guildford的营养物限制性标准[37]，将艾比湖流域TN/TP划分为3个水平：TN/TP≤22 (质量比，下同)、22 < TN/TP < 32和TN/TP≥32. 根据图 5，B2点平均TN/TP比高于其他断面点. 根据TN/TP比的中值，E3断面点受氮的限制；E4、B4、J2断面点受氮和磷的共同限制；E1、E2、E4、J1、J3、B1、B2和B3断面点受磷的限制. 从断面点来看，E1断面点TN/TP≥32占85 %；E2断面点TN/TP≥32占72 %；E3断面点TN/TP≥32占47.83 %；E4断面点TN/TP≥32占56 %；E5断面点TN/TP≥32占36 %；J1断面点TN/TP≥32占65.71 %；J2断面点TN/TP≥32占51.43 %；J3断面点TN/TP≥32占57.58 %；B1断面点TN/TP≥32占61.43 %；B2断面点TN/TP≥32占77.21 %；B3断面点TN/TP≥32占78.13 %；B4断面点TN/TP≥32占54.05 %，可见，研究区磷限制了浮游植物的产量，因此对磷污染进行控制更有利于艾比湖流域水体富营养化的控制.
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图 5 艾比湖流域各断面点TN/TP比 Fig.5 TN/TP ratios of each section in Lake Ebinur Basin |
根据国际致癌研究机构(IARC)和世界卫生组织(WHO)对化学致癌物编制的分类系统，分析艾比湖流域水质监测数据可知，化学致癌物主要是As、Cd和Cr6+；非致癌物主要是NH3-N、F-、Cyanide、VP、Cu、Zn、Hg和Pb. 研究区2005-2020年各断面水体致癌物健康风险(Riskc)、非致癌物健康风险(Riskn)、水环境总健康风险(Risk)见表 7、图 6.
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表 7 2005-2020年艾比湖各断面水体化学致癌物风险变化 Tab. 7 Changes of health risk caused by the chemical carcinogens in each section of Lake Ebinur during 2005-2020 |
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图 6 2005-2020年艾比湖各断面水环境健康风险分析 Fig.6 Health risk analysis of water environment in each section of Lake Ebinur during 2005-2020 |
由表 7可知，研究区化学致癌健康风险在3.760×10-5~2.168×10-3之间，最大值和最小值均出现在E5点；非致癌健康风险在8.194×10-9~0.793×10-6之间，最大值出现在E4，最小值均出现在B1点；水环境总健康风险(Risk)在3.773×10-5~9.630×10-3之间，最大值出现在J1，最小值出现在E5点. 非致癌物风险远小于化学致癌物健康风险，致癌物风险对总体水环境健康风险的贡献最大，故总风险的变化趋势与致癌物风险的变化趋势大致相同.
2005-2020年各断面点致癌物健康风险最大值和均值超过USEPA规定的最大可接受风险水平(1×10-4 a-1)，而最小值在USEPA规定的最大可接受风险水平之内(表 7和图 6a)；2005-2020年E4点非致癌物健康风险最高，年均风险为6.479×10-7，最小值出现在B4点，为7.736×10-8 a-1 (表 7、图 6b). 各断面非致癌物健康风险均未超瑞典环境保护局、荷兰建设和环境保护部以及英国皇家协会规定的最大可接受风险水平(1×10-6 a-1)，且博尔塔拉河和精河达到了荷兰建设和环境保护部规定的可忽略风险水平(1×10-6 a-1). 总之，艾比湖断面点水环境总健康风险(Risk)均值大于精河和博尔塔拉河断面点(表 7、图 6c). 2005-2020年E4点的总风险最高，年均风险为2.926×10-4，E5、E2、E3次之，分别为2.896×10-4、2.653×10-4、2.609×10-4；2005-2020年B1点的总风险最低(1.096×10-4 a-1)；J1和B4总风险趋于平稳. 各断面总风险超过USEPA规定的最大可接受风险水平(1×10-4 a-1). 根据WEHR变化趋势可知(图 6d)，精河断面点最大值、最小值和均值从上游到下游呈现减小的趋势，而博尔塔拉河相反，艾比湖湖中及北岸存在风险，艾比湖流域最大风险值出现在J1断面点，说明该区域风险最大.
2.4 CWQI、TLI(∑)和WEHR关键水质参数识别对水质参数与CWQI、TLI(∑)和WEHR进行Pearson相关分析(图 7). 由图 7可知，DO、NH3-N、TP、TN、E. coli、SD和VP均与CWQI呈极显著正相关(P < 0.01)，CODMn、COD、BOD5、F-和As与CWQI呈极显著负相关(P < 0.01)，与pH、Zn、Hg呈显著负相关(P < 0.05)；CODMn、TP、Zn与TLI(∑)呈极显著正相关(P < 0.01)，与pH、Cd、Cr、Pb呈极显著负相关(P < 0.01)，TN、Chl.a与TLI(∑)呈显著正相关(P＜0.05)，与E. coli、Cyanide呈显著负相关(P＜0.05)；WEHR与BOD5、NH3-N、F-、Cu、As、Cd、Cr、Pb、Cyanide和VP呈极显著正相关(P < 0.01)，与pH、CODMn呈显著正相关(P＜0.05). 为进一步了解各水质参数与CWQI、TLI(∑)和WEHR的关系，将各水质参数与CWQI、TLI(∑)和WEHR进行逐步多元线性回归分析，各水质参数与CWQI、TLI(∑)和WEHR的线性关系见表 8. R值的变化范围介于0.158~0.706之间，Pb的R值最大，而TP的R值最小；除TP、E. coli、Chl.a在0.05水平下显著外，其余水质参数在0.01下显著. CWQI与pH、DO、CODMn、COD、BOD5、NH3-N、TP、TN、F-、SD、As、VP呈线性关系；TLI(∑)与pH、CODMn、TP、TN、E. coli、Chl.a、Zn、Cd、Cr6+、Pb、Cyanide呈线性关系；WEHR与pH、CODMn、BOD5、NH3-N、F-、Cu、As、Hg、Cd、Cr6+、Pb、Cyanide、VP呈线性关系.
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图 7 水质参数与CWQI、TLI(∑)和WEHR的关系 Fig.7 Relationship between water quality parameters and CWQI, TLI(∑), WEHR |
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表 8 利用SMLR法对CWQI、TLI(∑)、WEHR和水质参数进行建模 Tab. 8 Modelling of CWQI, TLI(∑) and WEHR with water quality parameters by SMLR method |
研究区pH值艾比湖大于精河和博尔塔拉河，且pH值满足GB 3838-2002中的Ⅰ~Ⅴ级水质标准. 艾比湖水体的透明度偏低，而2018年后水体SD增大，侧面反映了悬浮物、浮游藻类和溶解性有机物等的变化情况. COD、BOD5和CODMn是反映水体有机污染程度的常用指标[38]，研究区COD和BOD5之间存在显著相关性(P＜0.05) (图 7)，表明水质稳定[39]. 艾比湖CODMn浓度较高，说明湖泊水体受到有机物污染的程度较严重. 这可能是含有营养物和有机污染物的农业生产和生活污水，增加了CODMn在湖泊中的积累. DO是衡量地表水环境的重要指标，可以有效地反映水体的自净能力[40]. 艾比湖流域DO浓度大部分符合GB 3838-2002规定的Ⅰ级和Ⅱ级之间，表明水体的自净能力较好；DO浓度在时间上存在差异，这可能与采样时刻的水温有关，此外，该流域常年大风也是造成差异的原因. TP、NH3-N和TN是反映水质及水生生物营养物质的重要指标，其均在艾比湖出现不同程度的富集，导致湖泊水质恶化，而NH3-N的硝化作用进一步消耗了DO，造成水体DO浓度降低，间接影响了水体生态环境. 径流、污水排放、微生物活动等都会消耗大量DO，因此DO和COD表现出负相关性. 研究区水体中重金属Cr6+、Cd、Cu、Zn在可接受的范围内，而Pb、Hg、As存在个别点源污染，这可能与农业点源污染有关. F-在艾比湖浓度超标，这与艾比湖中Na+的碱性条件和优势有利于F-的富集有关[41]. VP和Cyanide为剧毒物质，水体中VP和Cyanide超标则存在较大的环境风险，一旦被人体吸收，将会造成严重的后果[42]. 研究区河水中VP和Cyanide浓度低于艾比湖，VP和Cyanide在艾比湖出现富集. 作为水体粪类污染的指示菌之一，对E. coli的研究具有重要意义[43]，研究区E. coli在精河与博尔塔拉河最大，而艾比湖较小，这与精河与博尔塔拉河附近的农业活动、放牧和旅游等人类活动有关.
3.2 影响CWQI的主要水质参数根据CWQI值变化可知，精河和博尔塔拉河各断面点CWQI值波动较大，而艾比湖各断面点CWQI值波动较小. 精河断面点最大值、最小值和均值从上游到下游呈现增大的趋势，而博尔塔拉河相反. CODMn、NH3-N、E. coli、TP、TN、SD和F-是艾比湖CWQI的主要影响参数和强预测因子. 公式(15)可用于简化日常监测，快速估计湖泊的水质状况. 根据CWQI值，近16年精河与博尔塔拉河水质处于“及格”和“中等”水平，艾比湖水质处于“差”等级，研究区污染类型主要为氮磷污染和有机污染，即对氮磷污染和有机污染的控制是艾比湖流域亟需解决的首要问题. 影响水质的主要参数因研究范围不同呈现不同的结果，Wu等[44]研究表明营养物(TN、TP)和有机物污染(COD、BOD5)是影响北京城市湖泊水质的主要参数，而Xu等[45]确定了TP和NO3--N为丹河流域水质变化的主要影响因素. 营养物和有机物污染是湖泊中的普遍现象，而氟污染则没有那么普遍. 研究区富含氟矿石，这为当地水体提供了丰富的氟源[46]. 精河与博尔塔拉河年均F-浓度均小于艾比湖年均F-浓度，F-在艾比湖出现富集，其年均F-浓度高于GB 3838-2002中Ⅴ类标准的3.09~5.25倍，这是在高蒸发条件下，湖中的F-浓度增加的结果；另外，碱性条件更利于F-的富集，研究区pH值与F-浓度有关(P＜0.01)，在弱碱性和碱性条件下，F-与OH-很容易发生置换，导致艾比湖流域F-浓度升高，这与Wen等[47]的研究结果一致.
3.3 艾比湖流域限制性营养物质的变化艾比湖2005-2020年水体大多数介于轻度富营养和中度富营养状态之间，营养状态指数波动幅度较大，最大波动点出现在湖东部，其综合营养状态指数呈波动式上升趋势. 根据艾比湖TLI(∑)值的变化，TLI(∑)在夏秋季节大于冬春季节，这是由于融雪带来的地表径流冲刷地面，其中含有的大量营养物质随之输入湖中，融雪和人类活动，大量外源营养盐随之输入湖中，导致营养状态水平增高；另外，夏秋季受温度和pH等影响，反硝化作用增强，水生动植物分解释放氮磷营养盐增多，影响湖泊水质. 相关研究表明，pH能够直接影响N、P的释放，艾比湖碱性环境更有利于沉积物中N、P的释放，对水体造成二次污染，从而增加了水体富营养化[48].
TN/TP比是确定水体健康与否的重要指标，一般来说，P限制了湖泊中藻类的生长，而氮则限制了藻类的初级生产[49]. 对于浮游植物的生产，那些受到N和P共同限制的TN/TP比值(按质量计算)在22~32之间，而P限制的TN/TP高于32. 导致水体中N和P浓度变化的因素很多，但农田含N和P农药和化肥的使用是重要的原因. 本文结果表明，P限制是艾比湖流域浮游植物生产的主要因子. 2005-2020年限制养分从N到P的变化主要是由于进入湖泊的P负荷增加. 近几年来，流域内无规划地扩大耕种范围，大量不合理地使用化肥、农药，使得部分农药残留以及一些小企业的工业污水进入河槽，这些元素随着径流汇入艾比湖，造成艾比湖N、P等营养元素浓度偏高. 而TN/TP的失衡直接关系湖泊的营养状态，TN、TP的变化对湖泊水体营养状态至关重要. 因此，艾比湖流域农业面源污染是艾比湖水质较差的主要原因.
3.4 河流水与湖泊水质、TLI(∑)和健康风险的关系许多研究表明，水的补给可以通过稀释湖泊的营养浓度和增加其溶解氧浓度来改善湖泊的水质[50-51]，河流水的补给通过增加湖水的SD，稀释污染元素，对艾比湖有积极的影响. 另一方面，补给水导致更多的污染物流入艾比湖，从而恶化了艾比湖的水质. 流入艾比湖的河水可能会增加艾比湖的TP和TN浓度. 艾比湖TP的年均浓度高于GB 3838-2002中规定的Ⅲ类标准，年均TN值均高于GB 3838-2002中的Ⅴ类标准，精河与博尔塔拉河年均TN值介于Ⅳ~Ⅴ类之间(图 2). 此外，农业生产，城镇化、生活污水和水产养殖废水，增加了河湖中N、P和CODMn的积累. 低SD和高TP、TN是导致艾比湖富营养化的主要原因，艾比湖的富营养化条件在轻度富营养和中度富营养状态之间，长期富营养化会影响其生态系统. 导致艾比湖水体中N和P浓度变化的因素众多, 但农田含N和P化肥及农药的使用是最重要的原因. 随径流流失是农田土壤中N和P进入水体的主要途径. 艾比湖流域农田种植作物主要以棉花为主，农田周围水体中TN主要来源于农田地表径流. 旱地由于降雨造成的径流严重，氮素流失量大，整个农田周围的水体中TN浓度均较高[52].
根据WEHR变化趋势可知，精河断面点最大值、最小值和均值从上游到下游呈现减小的趋势，而博尔塔拉河相反，艾比湖最大风险出现在湖中及北岸. 2005-2020年各断面点最大值和均值超过USEPA规定的最大可接受风险水平之内(1×10-4 a-1)，致癌物健康风险存在超标，且As对致癌物健康风险的贡献最大. 相关研究发现艾比湖流域河湖存在重金属污染，主要污染物为As[53]. 结合艾比湖流域主要城镇居民以农业为主的生活方式，可以看出，该流域水污染主要来源于农业活动中大面积的施用农药和化肥，通过地表径流汇入河流，造成水体污染.
3.5 对策及建议绿洲农业和城市化对河湖水质具有广泛的影响，因为它们可以导致土地利用/土地覆盖发生巨大变化，这将对河湖水质产生重大影响. 研究区城市主要分布在流域河流沿线，人类活动产生的污染物随意排放，将对河流水质产生负面影响. 因此，应结合艾比湖流域实际情况，重点加强水资源的配置、节约与保护，加强水利建设与管理，控制城市径流，确保达到国家排污标准. 在研究区域，农田对水质的影响也很大，应控制精河与博尔塔拉河上游氮、磷元素的输入，实施生态建设、保护性耕作和精准施肥，减少农田养分流失. 天然林地和草地对水质具有改善作用，应在艾比湖流域增加森林和草地的覆盖面积. 此外，还应考虑景观格局规划，以改善流域水质.
4 结论利用2005-2020年艾比湖流域河湖12个断面时序水质数据，分析了流域水质变化趋势. 利用CWQI评价了河湖水质状况，采用TLI(∑)评价了艾比湖水质富营养化状态，使用Risk评估了WEHR. 结合多元线性回归，研究了水质参数与CWQI、TLI(∑)、WEHR之间的关系. 主要结果如下：
1) 艾比湖CWQI的变化范围42.29~55.95，精河CWQI的变化范围46.29~98.71，博尔塔拉河CWQI的变化范围25.36~99.71，变异系数介于0.01~0.23之间，最大变异系数出现在博尔塔拉河B1断面点.
2) 2005-2020年艾比湖水体TLI(∑)大多数介于轻度富营养和中度富营养状态之间；氮磷比表明，研究区为磷限制状态，内源氮磷是主要的污染因子，受农业面源污染、生活废水等人为活动的影响，将给流域生态带来威胁，水环境治理刻不容缓.
3) WEHR结果表明，研究区主要受化学致癌物的影响，非致癌物风险远小于化学致癌物健康风险，致癌物风险对总体水环境健康风险的贡献最大. 各断面总风险超过USEPA规定的最大可接受风险水平.
4) 逐步多元线性回归分析表明，影响水质的参数有CODMn、NH3-N、TP、TN、E. coli、SD和VP，影响水体富营养化参数为CODMn、TP、TN，影响WEHR的参数为F-、Cu、As、Cd、Cr、Pb、Cyanide和VP.
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