19882018年滇池氮磷比的時(shí)空演變特征與原因解析*

高 偉，程國微，嚴(yán)長安，陳 巖

(1：云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院，云南省高原山地生態(tài)與退化環(huán)境修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，昆明 650091) (2：昆明市生態(tài)環(huán)境科學(xué)研究院，昆明市環(huán)境系統(tǒng)模擬與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，昆明 650032) (3：生態(tài)環(huán)境部環(huán)境規(guī)劃院，國家環(huán)境保護(hù)環(huán)境規(guī)劃與政策模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012)

氮和磷是影響淡水生態(tài)系統(tǒng)初級(jí)生產(chǎn)力的兩種主要營養(yǎng)元素，氮、磷富集導(dǎo)致的富營養(yǎng)化是全球面臨的普遍水環(huán)境問題[1]. 氮磷比是水體氮、磷元素的質(zhì)量或原子數(shù)量比值，是水體氮、磷相對(duì)水平的綜合體現(xiàn). 作為影響藻類生長的重要化學(xué)計(jì)量指標(biāo)之一[2]，氮磷比變化對(duì)水域生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能具有重要影響，如低氮磷比與水體固氮藍(lán)藻的出現(xiàn)具有關(guān)聯(lián)性[3]，氮磷比也被用于判識(shí)水體氮磷限制類型[4-5]. 現(xiàn)有研究表明氮磷比對(duì)藻類的影響較為復(fù)雜，藻類生長受氮磷比和氮、磷在水體中絕對(duì)濃度的共同影響[6]，且在不同的水體中響應(yīng)機(jī)制存在差異. 此外，水體氮磷比的變化不僅影響本地水體的生態(tài)系統(tǒng)健康，還可能對(duì)下游水體造成不利的生態(tài)影響[7]. 由于氮磷比的變化不僅取決于氮、磷的絕對(duì)濃度變化，還受到氮和磷相對(duì)濃度變化的直接影響，因此氮磷比的主要影響因素既是氮和磷濃度影響因素的集合，也與影響它們相對(duì)濃度的因素有關(guān). 現(xiàn)有研究主要關(guān)注氮磷濃度的變化及其原因，但對(duì)它們相對(duì)濃度變化即氮磷比的驅(qū)動(dòng)研究較少. 目前對(duì)湖泊氮磷濃度影響的定量研究主要包括相關(guān)性分析法、統(tǒng)計(jì)學(xué)建模和機(jī)理過程模型3種. 相關(guān)性分析法是基于相關(guān)系數(shù)(線性相關(guān)系數(shù)、非線性相關(guān)系數(shù)、灰色關(guān)聯(lián)度等)判斷因素之間的相關(guān)強(qiáng)度，如通過計(jì)算水質(zhì)濃度與驅(qū)動(dòng)因素之間的灰色關(guān)聯(lián)度識(shí)別影響湖泊水質(zhì)指標(biāo)變化的因素[8]，該方法計(jì)算較為簡單，但只能識(shí)別單因素的獨(dú)立作用. 統(tǒng)計(jì)模型法是建立湖泊氮、磷濃度與多個(gè)驅(qū)動(dòng)因子之間的回歸關(guān)系，通過統(tǒng)計(jì)顯著性篩選驅(qū)動(dòng)因子，通過回歸系數(shù)判斷驅(qū)動(dòng)強(qiáng)度，該方法在湖泊水質(zhì)變化研究中得到廣泛應(yīng)用[9-10]，常用的統(tǒng)計(jì)方法有多元線性回歸[9]、隨機(jī)森林[11]和因素分解法. 機(jī)理模型法主要是采用湖泊模型建立不同輸入條件與湖體水質(zhì)的定量關(guān)系，通過運(yùn)行情景模擬出湖體水質(zhì)變化的主要因子，常用的有EFDC水動(dòng)力-水質(zhì)模型[12]. 然而，機(jī)理模型建模的難度較高，對(duì)數(shù)據(jù)量和建模者使用經(jīng)驗(yàn)有較高要求，在實(shí)際應(yīng)用中難度較高. 湖泊氮磷濃度的影響因素較為復(fù)雜，主要包括流域氮磷輸入負(fù)荷[12]、氣象條件[10]和氮磷削減工程措施[13]等. 統(tǒng)計(jì)模型能夠有效地處理多因素綜合影響效應(yīng)問題，模型相對(duì)簡單，本研究使用統(tǒng)計(jì)模型分析滇池氮磷濃度和氮磷比時(shí)空變化的影響因素及其效應(yīng).

滇池的富營養(yǎng)化持續(xù)歷史較長，氮磷超標(biāo)是滇池水環(huán)境治理長期面臨的難題. 隨著城市污水處理、環(huán)湖截污和生態(tài)補(bǔ)水等治理工程的實(shí)施，滇池的氮磷濃度發(fā)生了顯著變化[11]，湖體氮磷比隨之改變，并對(duì)湖體優(yōu)勢(shì)藻類產(chǎn)生了影響[14]. 目前針對(duì)滇池的氮磷比演變特征及其驅(qū)動(dòng)力的研究相對(duì)較少，主要集中于氮磷比對(duì)藻類影響上[14]. 對(duì)滇池氮磷濃度變化與來源的研究相對(duì)較多[11-12, 15]，但主要集中于影響相對(duì)重要性的識(shí)別和污染來源角度. 滇池氮磷比長期演變趨勢(shì)及其多種因素的綜合驅(qū)動(dòng)影響尚缺乏相關(guān)研究. 本研究基于滇池1988-2018年的多年水質(zhì)觀測(cè)數(shù)據(jù)，評(píng)估了滇池氮磷比在時(shí)間和空間上的變化趨勢(shì)；基于氮磷比的影響因素，定量解析了不同因素對(duì)滇池氮磷比變化的貢獻(xiàn)，從而識(shí)別滇池氮磷比的主控因子. 氮磷比變化與驅(qū)動(dòng)效應(yīng)研究對(duì)科學(xué)診斷湖泊生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)變化方向并制定調(diào)控方法具有重要意義，本研究可為湖泊氮磷比變化趨勢(shì)與驅(qū)動(dòng)效應(yīng)識(shí)別提供案例參考和方案借鑒.

圖1 滇池流域及其氣象、水文與水質(zhì)監(jiān)測(cè)站點(diǎn)分布 Fig.1 Location of metrological, hydrological and water quality gauging stations of Dianchi Basin

1 研究區(qū)概況

滇池是我國第六大淡水湖泊，是云貴高原面積最大的湖泊，湖泊總面積309.5 km2(1887.4 m)，湖容15.6億m3，平均水深5.3 m(圖1). 1996年滇池被海埂大壩分割為北部的草海和南部的外海兩個(gè)子湖，外海是滇池的主體，面積為289.2 km2. 草海由人工出口西園隧道出流，外海由?？诤映隽?，兩者已沒有水量聯(lián)系. 滇池水質(zhì)自1970s末開始惡化，成為我國水體富營養(yǎng)化嚴(yán)重的“三湖”之一. 為改善滇池的水環(huán)境，滇池流域自“八五”以來實(shí)施了一系列污染防治工程[16]，水質(zhì)得到有效改善[11]. 2013年12月底牛欄江-滇池補(bǔ)水工程實(shí)施，牛欄江調(diào)水成為滇池的重要水源，對(duì)滇池草海和外海開展了生態(tài)補(bǔ)水. 相對(duì)于巢湖和太湖，滇池在“三湖”中的富營養(yǎng)化程度最高[15]. 根據(jù)云南省2018年環(huán)境狀況公報(bào)[17]，滇池草海的總氮為劣V類，總磷為IV類，外?？偟涂偭拙鶠镮V類. 雖然近年來水質(zhì)有所好轉(zhuǎn)，特別是2009年以來滇池草海和外海的總氮與總磷濃度有顯著下降[15]，但仍然未達(dá)到水環(huán)境功能區(qū)(草海IV類，外海III類)的要求，滇池仍然處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài).

2 材料與方法

2.1 研究方法

2.1.1 氮磷比時(shí)間變化趨勢(shì)分析 指標(biāo)時(shí)間變化趨勢(shì)判別是水環(huán)境質(zhì)量評(píng)估的重要內(nèi)容，目前主要采用主觀判斷和統(tǒng)計(jì)分析兩種方法. 主觀判斷是根據(jù)指標(biāo)數(shù)值隨時(shí)間增長的變化方向判斷數(shù)據(jù)的趨勢(shì)，在湖泊污染指標(biāo)變化趨勢(shì)分析中獲得廣泛應(yīng)用[18]，但存在主觀性較強(qiáng)且在數(shù)據(jù)波動(dòng)較大時(shí)不確定性極高的問題. 統(tǒng)計(jì)分析方法是時(shí)間序列分析的另一主流方法，常用的有參數(shù)檢驗(yàn)法和非參數(shù)檢驗(yàn)法. 參數(shù)檢驗(yàn)法最常用的是線性趨勢(shì)回歸檢驗(yàn)[19]；非參數(shù)檢驗(yàn)法類型較多，常用的有Mann-Kendall檢驗(yàn)法和Daniel檢驗(yàn)法[8]. 本研究選擇線性趨勢(shì)檢驗(yàn)和常用的Mann-Kendall非參數(shù)突變檢驗(yàn)法對(duì)滇池氮磷比的時(shí)間變化趨勢(shì)與突變進(jìn)行判別，其中Mann-Kendall突變檢驗(yàn)具體方法參見文獻(xiàn)[20]，該方法不要求時(shí)間序列的數(shù)據(jù)滿足正態(tài)分布.

2.1.2 氮磷比驅(qū)動(dòng)效應(yīng)模型 驅(qū)動(dòng)效應(yīng)模型是用于解析影響因子對(duì)被影響變量變化貢獻(xiàn)的數(shù)學(xué)模型. 本研究使用多元線性回歸法，該方法是通過建立自變量和因變量的定量關(guān)系，基于回歸系數(shù)和變量數(shù)值測(cè)算自變量對(duì)因變量的貢獻(xiàn). 該方法在污染源解析中應(yīng)用較多[21]，近年來在水文變化驅(qū)動(dòng)力分析中也有應(yīng)用[22]. 由于多元線性回歸模型具有結(jié)構(gòu)清晰、操作簡便和應(yīng)用范圍廣的特點(diǎn)，本研究選擇多元線性回歸模型對(duì)氮磷比驅(qū)動(dòng)效應(yīng)進(jìn)行解析. 多元線性回歸模型對(duì)驅(qū)動(dòng)因子的效應(yīng)解析分為兩步，第一步是構(gòu)建多元回歸方程，采用逐步回歸法識(shí)別出具有統(tǒng)計(jì)顯著性(P<0.05)的驅(qū)動(dòng)因子及其回歸系數(shù)；第二步，基于回歸系數(shù)和變量均值測(cè)算各因子對(duì)因變量的貢獻(xiàn). 具體公式為：

(1)

(2)

(3)

為進(jìn)一步分析湖泊氮和磷濃度變化的影響因素，建立了氮、磷濃度與降水、氣溫、流域氮磷輸入等驅(qū)動(dòng)因子的多元線性回歸模型，方程的形式與公式1相同. 為了消除數(shù)據(jù)偏度分布的影響，對(duì)自變量和因變量進(jìn)行了取自然對(duì)數(shù)處理[10]，對(duì)取值有0的數(shù)據(jù)進(jìn)行Z值(歸一化為均值為0、標(biāo)準(zhǔn)差為1的Z值)轉(zhuǎn)換.

2.1.3 氮磷比驅(qū)動(dòng)力計(jì)算模型 在本研究中，根據(jù)文獻(xiàn)調(diào)研和數(shù)據(jù)可得性，主要評(píng)估流域氮磷輸入、氣象條件和水文條件3類驅(qū)動(dòng)因子的驅(qū)動(dòng)效應(yīng). 其中流域氮和磷輸入分別采用NANI[23]和NAPI[24]模型計(jì)算，兩者均是基于物料平衡原理計(jì)算流域的人為氮、磷輸入量，NANI估算流域化肥施用輸入、大氣沉降輸入、食品與飼料凈輸入和固氮農(nóng)作物種植輸入等來源的氮輸入量，NAPI估算流域化肥施用、食品與飼料凈輸入和非食品輸入3項(xiàng)磷輸入量，NANI和NAPI的具體模型與參數(shù)參見文獻(xiàn)[9, 25]. 氣象條件是基于逐日降水和逐日平均氣溫計(jì)算了滇池流域的平均降水、汛期降水和平均氣溫. 水文指標(biāo)主要使用湖泊平均水位作為水文驅(qū)動(dòng)因子. 污染物削減和調(diào)水?dāng)?shù)據(jù)分別采用污水處理廠削減量和牛欄江滇池補(bǔ)水工程調(diào)水量，表征污染控制措施.

2.2 數(shù)據(jù)來源

根據(jù)研究內(nèi)容，使用的數(shù)據(jù)分為4類：滇池氮磷監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)、氣象水文數(shù)據(jù)、人為氮磷輸入數(shù)據(jù)和污染控制措施(污水處理廠削減和外流域調(diào)水). 氮、磷數(shù)據(jù)包括滇池流域草海和外海10個(gè)點(diǎn)位(圖1)1988-2018年逐月總氮和總磷濃度數(shù)據(jù)(表1)，數(shù)據(jù)來源于昆明市生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心. 氣象數(shù)據(jù)主要收集了降水、湖泊水位和氣溫，其中降水?dāng)?shù)據(jù)收集了1988-2018年流域27個(gè)降水站(圖1)的逐日降水量，水文數(shù)據(jù)收集了滇池大觀樓、海埂、中灘站3個(gè)水位站的同期逐月平均水位(圖1)，降水和水文數(shù)據(jù)來源于云南省水文水資源局；同期昆明、晉寧、太華山和呈貢4個(gè)國家氣象站(圖1)的逐日平均氣溫?cái)?shù)據(jù)來源于資源環(huán)境數(shù)據(jù)云平臺(tái)(http://www.resdc.cn/Default.aspx). 滇池流域1988-2015年的NANI和NAPI數(shù)據(jù)來源于文獻(xiàn)[13]，2016-2018年基于經(jīng)濟(jì)社會(huì)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)和文獻(xiàn)相同的方法計(jì)算，統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)來源于昆明市統(tǒng)計(jì)年鑒. 污染物削減和調(diào)水?dāng)?shù)據(jù)來源于昆明市生態(tài)環(huán)境保護(hù)局和昆明市水務(wù)局.

表1 1988-2018年滇池氮、磷濃度基本統(tǒng)計(jì)特征

3 結(jié)果與討論

3.1 滇池氮磷比的時(shí)間演變趨勢(shì)

基于滇池草海和外海的多年氮磷監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，得到兩個(gè)子湖泊氮磷比的逐年變化. 1988-1997年草海的氮磷比平均為21.3±11.2，到2009-2018年增長到51.3±13.7；外海從1988-1997年的20.9±5.10上升到近10年的32.8±4.9. 線性趨勢(shì)檢驗(yàn)結(jié)果表明，1988-2018年滇池草海和外海的氮磷比均呈現(xiàn)顯著線性上升趨勢(shì)，其中草海年均上升1.3(P<0.01)，外海年均上升0.7(P<0.01)，草海氮磷比上升速度是外海的2倍(圖2). 草海和外海氮磷比的Mann-Kendall趨勢(shì)檢驗(yàn)的統(tǒng)計(jì)值分別為4.62和3.98，均呈顯著上升趨勢(shì)(P<0.01)，與線性趨勢(shì)檢驗(yàn)的結(jié)果一致. 然而，值得注意的是，雖然草海和外海的氮磷比均呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，但草海、外海的氮磷比線性相關(guān)系數(shù)僅為0.32，低于0.05的顯著性水平，說明兩者的環(huán)境驅(qū)動(dòng)因素可能存在差異. 從Mann-Kendall的突變檢驗(yàn)結(jié)果看，研究期間滇池草海和外海的氮磷比均存在顯著突變. 其中，草海在2008年發(fā)生了上升突變，外海在2004年也發(fā)生了上升突變，兩湖的突變方向一致，但時(shí)間上草海滯后于外海(圖3).

圖2 1988-2018年滇池氮磷比變化Fig.2 Change of nitrogen to phosphorus ratio of Lake Dianchi from 1988 to 2018

3.2 滇池氮、磷濃度的變化特征

根據(jù)氮磷比的突變時(shí)間，對(duì)突變前后的湖體氮、磷濃度變化進(jìn)行了分析(圖4). 對(duì)于草海，突變前后的氮、磷濃度存在相反的變化趨勢(shì)，1988-2008年，草海的TN和TP濃度均呈現(xiàn)顯著的上升趨勢(shì)(P<0.01)，2008-2018年則轉(zhuǎn)變?yōu)轱@著下降(P<0.01). 從兩個(gè)階段的斜率看，突變前的TN和TP年均濃度分別上升0.49 和0.04 mg/L，相對(duì)于突變前期(1988-2008年)均值分別提高0.05和0.04倍，TN濃度的相對(duì)增長速度較TP快，因此導(dǎo)致前期氮磷比呈現(xiàn)上升趨勢(shì)；突變后期(2008-2018年)草海TN和TP年均濃度分別下降

圖3 1988-2018年滇池(a：草海；b：外海)氮磷比Mann-Kendall突變檢測(cè)(UFk和UBk分別為Mann-Kendall正向和逆向序列的統(tǒng)計(jì)檢驗(yàn)值)Fig.3 Abrupt change of nitrogen to phosphorus ratio of Lake Dianchi (a: Lake Caohai; b: Lake Waihai) from 1988 to 2018 based on Mann-Kendall test (UFk and UBk are statistics of Mann-Kendall)

圖4 1988-2018年滇池氮、磷濃度變化(a：草海；b：外海)Fig.4 Temporal change of nitrogen and phosphorus concentrations of Lake Dianchi from 1988 to 2018 (a: Lake Caohai; b: Lake Waihai)

1.31 和0.11 mg/L，相對(duì)于突變后期均值分別下降0.18和0.26倍，TN濃度的下降速度慢于TP，從而導(dǎo)致氮磷比上升. 對(duì)于外海，突變前期(1988-2004年)僅TN濃度有顯著上升趨勢(shì)(P<0.01)，因此突變前期氮磷比上升是TN濃度升高導(dǎo)致的結(jié)果；突變后期(2004-2018年)的TN和TP濃度均呈現(xiàn)顯著下降趨勢(shì)(P<0.01)，由于TN濃度較TP的相對(duì)下降速度慢(年均下降量相對(duì)于突變后期均值分別為0.03和0.04)，導(dǎo)致氮磷比呈現(xiàn)上升趨勢(shì). 綜上，滇池草海和外海的氮磷比在突變前期與后期均呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，但原因有所差異. 滇池草海在突變前是由于TN濃度上升相對(duì)速度較TP快，突變后是由于TN濃度下降速度較TP慢；外海在突變期是TN濃度上升單一因素導(dǎo)致的，突變后是TN濃度下降速度慢于TP導(dǎo)致的.

綜合現(xiàn)有文獻(xiàn)[8,10-11,13,25]，可將湖體氮、磷水平的影響因素歸納為流域氣象、水文、污染負(fù)荷和治理水平等. 氣溫可通過影響氮磷相關(guān)化學(xué)過程和微生物活動(dòng)改變湖體的氮、磷水平[26]，進(jìn)而對(duì)氮磷比可能造成影響；降水是湖泊水量的直接來源之一，同時(shí)也是陸域非點(diǎn)源入河的關(guān)鍵影響因素，因此可通過改變湖體水文和污染入湖量影響氮、磷濃度水平[10]；研究表明，風(fēng)速是湖泊浮游植物生物量的重要影響因素，成為部分湖泊藍(lán)藻水華暴發(fā)的重要驅(qū)動(dòng)力[26]；水位是湖泊水量的直接表征指標(biāo)，水位變化可通過影響水環(huán)境容量改變湖體氮、磷濃度[13]；人為氮、磷輸入是流域最大的污染來源，可直接改變湖體的氮、磷水平[11, 13]；調(diào)水量對(duì)湖體氮、磷的影響主要是通過水文和氮、磷濃度變化兩個(gè)途徑[13]；此外，流域的污染減排措施可降低氮、磷的入湖水平，對(duì)湖體的氮、磷濃度及其相對(duì)水平產(chǎn)生影響[13].

以氮、磷濃度為因變量，以流域年均氣溫、年降水、汛期降水、年均風(fēng)速、年均水位、NANI、NAPI、年調(diào)水量、流域TN削減量、流域TP削減量10個(gè)變量為自變量，對(duì)1988-2018年滇池氮、磷濃度進(jìn)行多元線性回歸，結(jié)果表明，草海的TN濃度主要受人類活動(dòng)凈氮輸入量、流域TN削減量和滇池水位控制，其中人類活動(dòng)凈氮輸入與草海TN濃度呈正相關(guān)，而流域TN削減量和滇池水位與草海TN濃度呈負(fù)相關(guān). 草海的TP濃度受到人類活動(dòng)凈磷輸入量、流域TP削減量、牛欄江調(diào)水和風(fēng)速的綜合影響，其中調(diào)水量和流域TP削減量表現(xiàn)出顯著的負(fù)相關(guān)，說明近年來的調(diào)水和污染治理工程對(duì)滇池草海TP濃度的降低有顯著作用. 對(duì)于外海，影響TN濃度的主要變量是流域人類活動(dòng)凈氮輸入和外流域調(diào)水. 從可決系數(shù)看，外海TN濃度對(duì)這些變量的線性響應(yīng)關(guān)系不如草海，可決系數(shù)低于草海，但仍然能夠達(dá)到0.613；外海TP濃度回歸方程的可決系數(shù)較低，僅0.356，只有調(diào)水量一個(gè)指標(biāo)進(jìn)入方程(表2)，說明牛欄江調(diào)水對(duì)滇池外海的TP濃度產(chǎn)生了較顯著的抑制作用，但是滇池外海TP濃度變化過程較為復(fù)雜，可能存在復(fù)雜的非線性過程和底泥的源匯作用[27]. 總體來看，滇池氮磷濃度受陸域氮磷輸入負(fù)荷、跨流域調(diào)水、流域氮磷削減和氣象水文條件影響，其中流域氮輸入負(fù)荷對(duì)草海和外海的總氮有顯著影響，磷輸入負(fù)荷對(duì)草?？偭子杏绊?，這與基于隨機(jī)森林統(tǒng)計(jì)模型得

表2 滇池氮、磷濃度的多元線性回歸模型

出的結(jié)論較為一致[11]，流域氮、磷削減對(duì)草海氮、磷濃度影響較大，跨流域調(diào)水量對(duì)外海的氮、磷濃度和草海的總磷濃度影響較大.

3.3 滇池氮磷比的外在驅(qū)動(dòng)因子及其變化特征

湖泊氮磷比是湖體總氮和總磷濃度的相對(duì)數(shù)量關(guān)系，因此直接取決于湖體的氮、磷水平. 基于氮、磷驅(qū)動(dòng)的主要影響因素，本研究使用11項(xiàng)指標(biāo)，分別表征流域氣象條件、水文條件、污染負(fù)荷和污染治理水平. 滇池流域的氮、磷驅(qū)動(dòng)因子變化如圖5所示.

圖5 1988-2018年滇池氮磷比驅(qū)動(dòng)因子變化Fig.5 Driving forces of nitrogen to phosphorus ratio in Lake Dianchi from 1988 to 2018

3.4 滇池氮磷比變化的驅(qū)動(dòng)因子及其效應(yīng)解析

以湖體氮磷比為因變量，以驅(qū)動(dòng)因子為自變量，分別構(gòu)建草海和外海的多元線性回歸模型. 基于逐步回歸法，得到草海和外海的氮磷比回歸方程(表3). 影響草海氮磷比的主要驅(qū)動(dòng)因素是流域總磷削減量、人為輸入氮磷比和平均氣溫，3個(gè)因子可解釋草海氮磷比變化的80.4%，且均為正向驅(qū)動(dòng)效應(yīng). 相對(duì)于草海，影響外海氮磷比具有顯著性的驅(qū)動(dòng)因子只有NANI和平均氣溫，回歸模型的解釋力度為0.676，低于草海，表明外海氮磷比的影響因素和氮、磷變化過程更為復(fù)雜. 平均氣溫對(duì)外海氮磷比的影響是負(fù)向驅(qū)動(dòng)，即氣溫越高，氮磷比越低，這與草海的效應(yīng)相反，說明溫度在外海和草海的氮、磷循環(huán)中的作用可能存在差異. 已有研究結(jié)果表明[28]，氣象因子(包括溫度)對(duì)外海TN濃度的影響高于TP，且主要表現(xiàn)為負(fù)向效應(yīng)，這與本研究較為一致，氣溫越高，氮濃度越低，氮磷比呈現(xiàn)下降趨勢(shì). 根據(jù)驅(qū)動(dòng)因子貢獻(xiàn)的解析公式，得到滇池草海和外海各驅(qū)動(dòng)因子對(duì)氮磷比的影響(圖6). 對(duì)草海，年平均氣溫是氮磷比變化的最主要影響因素，其次是流域的人為輸入氮磷比，兩者對(duì)草海氮磷比的貢獻(xiàn)為53%，流域的磷削減量對(duì)氮磷比的貢獻(xiàn)較小，僅為2%，此外還有45%的氮、磷是由其他未識(shí)別因素貢獻(xiàn)的，可能為草海存量；溫度同樣是外海氮磷比的最主要影響因素，占46%，其次是流域人為氮輸入，占14%，剩余40%的貢獻(xiàn)來自于其他未識(shí)別因子. 由于底泥是影響滇池氮、磷平衡的重要因素，未識(shí)別因子可能主要來自于底泥. 在已有的滇池污染源解析研究中，根據(jù)未識(shí)別源的貢獻(xiàn)特征將其定義為底泥內(nèi)源[28]. 湖泊的氮、磷濃度受控因素較多，生物因素也是影響氮、磷的重要因素. 本研究在文獻(xiàn)綜述基礎(chǔ)上選擇了這些非生物因素，未考慮生物因素的可能影響，主要原因是缺乏長時(shí)間序列生物觀測(cè)資料. 此外，生物因素的影響也會(huì)與非生物因素耦合且有時(shí)互為因果，如氮、磷濃度變化可改變浮游植物數(shù)量，浮游植物數(shù)量反過來又改變氮、磷濃度. 現(xiàn)有研究一般將氮、磷濃度變化作為浮游動(dòng)植物變化的驅(qū)動(dòng)，而不是結(jié)果. 綜上，本研究主要考慮非生物因素的影響.

表3 滇池氮磷比多元線性回歸模型參數(shù)

圖6 流域驅(qū)動(dòng)因子對(duì)滇池氮磷比變化貢獻(xiàn)(a：草海；b：外海)Fig.6 Contribution of driving forces to N/P ratio in Lake Dianchi (a: Lake Caohai; b: Lake Waihai)

4 結(jié)論

基于1988-2018年氮、磷序列濃度觀測(cè)數(shù)據(jù)，對(duì)滇池草海和外海的氮磷比時(shí)間變化趨勢(shì)、突變特征和驅(qū)動(dòng)力進(jìn)行了定量解析，得到的主要結(jié)論如下：

1)1988年以來滇池的氮、磷濃度變化趨勢(shì)經(jīng)歷了從上升到下降的反向逆轉(zhuǎn)，但氮磷比始終呈現(xiàn)出顯著的上升趨勢(shì)，草海和外海兩個(gè)子湖的氮磷比平均分別上升1.3和0.7 a-1，草海的氮磷比增速高于外海.

2)草海和外海均發(fā)生了氮磷比上升突變，且突變前后氮磷比上升的原因存在差異，突變前氮磷比變化的主要原因是湖體TN濃度上升快于TP，突變后是由于TN濃度下降速度慢于TP下降速度. 滇池的氮、磷濃度受流域氮磷輸入負(fù)荷、跨流域調(diào)水、流域氮磷削減、風(fēng)速和湖泊水位的綜合影響，且在草海和外海存在差異.

3)滇池的氮磷比受控因子與氮、磷濃度受控因子不完全重疊. 草海氮磷比的主要控制因子為陸域輸入氮磷比、污水處理廠TP削減量、氣溫，外海氮磷比的主要控制因子為陸域氮輸入和氣溫. 但氣溫對(duì)兩個(gè)子湖氮磷比的作用相反.

氮磷比是湖泊生態(tài)系統(tǒng)重要的化學(xué)計(jì)量指標(biāo)，本研究主要從年際變化的角度對(duì)其進(jìn)行趨勢(shì)和驅(qū)動(dòng)力解析，由于數(shù)據(jù)不足，未對(duì)氮磷比的季節(jié)性變化展開分析，未來有必要進(jìn)一步研究湖泊季節(jié)性氮磷比變化與驅(qū)動(dòng)特征.