洱海水華高風險期水體氮磷變化及其指示意義

肖夢琦， 倪兆奎， 趙海超， 王圣瑞,5*

1.南昌大學資源環境與化工學院， 鄱陽湖環境與資源利用教育部重點實驗室， 江西 南昌 330031 2.北京師范大學珠海校區水科學研究中心， 粵港水安全保障聯合實驗室， 廣東 珠海 519087 3.北京師范大學水科學研究院， 城市水循環與海綿城市技術北京市重點實驗室， 北京 100875 4.河北北方學院農林科技學院， 河北 張家口 075131 5.云南省高原湖泊流域污染過程與管理重點實驗室， 云南 昆明 650034

氮磷是影響湖泊初級生產力的主要營養元素，對藻類等水生生物的生長、繁殖起重要作用，是湖泊富營養化的關鍵限制因子[1-3]. 氮磷濃度及形態變化與時空分布等對湖泊水環境影響較大[4-5]，金穎薇等[6]研究水華期太湖水體營養鹽空間分異特征發現，不同湖區氮磷形態差異明顯，且不同生態類型湖區影響藻類生長的營養鹽形態差異較大. 近年來大量研究發現，有機氮磷是構成水生態系統活性氮磷的重要組分，其分解和釋放等對藻類生長繁殖、水華形成及湖泊富營養化具有明顯促進作用[1,7-8]，特別是夏秋季，當水體無機氮磷被大量消耗時，有機氮磷可成為湖泊上覆水體重要的氮磷來源[9-10]. 因此，研究上覆水各形態氮磷，尤其是有機氮磷變化特征，對科學認識湖泊水環境特征及變化具有重要意義.

洱海是云南省第二大湖泊，目前總體為GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅱ～Ⅲ類水質，但水生態系統退化明顯，藻類水華風險較大. 自1996年首次暴發大面積水華以來，夏秋季局部水域水華頻繁發生. 每年9—10月，洱海流域污染物通過雨季徑流集中入湖，此時溫度和光照等條件更有利于藻類生長，易發生藻類水華，成為洱海藻類水華高風險期[11-12]，該時期水體氮磷濃度及形態組成等變化對洱海藻類水華有重要影響. 焦立新等[13]研究了洱海水體ρ(TN)、ρ(TP)時空分布及其對ρ(Chla)的影響，發現藻類生長主要受ρ(TN)和NP影響；ZHANG等[14]利用紫外熒光等手段關注了洱海上覆水有機氮含量及組成變化；但已有研究主要針對不同形態氮磷空間分布、年內變化及與藻類生物量關系等問題，尚未從歷史變化角度探究水華高風險期洱海氮磷形態及組成等變化，特別是針對有機氮磷變化還鮮見報道. 近10年來，洱海水體ρ(TN)、ρ(TP)總體在Ⅱ～Ⅲ類之間波動，但藻類生物量差異較大，其中2009年出現局部水華、2013年出現大規模水華，2018年未出現明顯水華，各年份9月藻類數量分別為2.74×107、3.17×107和2.90×107個L. 基于此，該研究針對洱海藻類水華高風險期(9月)，分別選擇2009年、2013年和2018年3個年份，對比揭示近10年洱海藻類水華高風險期水體氮磷濃度及組成變化，并利用三維熒光和紫外光譜技術分析有機氮磷結構組分，試圖探討水華高風險期洱海上覆水氮磷變化原因及指示意義，以期更科學全面地認識水華高風險期洱海水質特點及變化規律，以期為科學預測藍藻水華發生及有效控制洱海富營養化提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

洱海(25°36′N～25°58′N、100°06′E～100°18′E)是大理市主要飲用水源地，流域面積 2 565 km2，水域面積249 km2，最大水深20.7 m(平均10.6 m)，該流域屬中亞熱帶西南季風氣候帶，年均氣溫15.1℃，年均降水量 1 000 mm，95%的降雨集中在5—10月的雨季[9,14-15]. 洱海流域入湖河溪共計117條，由彌苴河、羅時江、永安江構成的“北三江”水系，南部波羅江水系和西部“蒼山十八溪”是洱海主要入湖通道，其水質水量變化直接影響洱海水質[16]，北部和中西部的農業及南部區域的人類活動是洱海污染的主要來源[9].

1.2 樣品分析

根據地形特征將洱海分為北部(康廊—海舌以北)、中部(挖色湖心為中心，龍龕—海舌)和南部(龍龕以南)3個湖區[17]. 于2009年、2013年和2018年的9月在洱海3個湖區共分別布置8、6和9個采樣點，每個采樣點分層采集上覆水樣品(上層水樣取水面以下0.5 m，下層水樣采自湖底以上0.5 m，中層水樣采自12水深)，儲存于聚乙烯瓶中低溫避光保存，并于48 h內運回實驗室分析.

該研究分析測定洱海上覆水ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)、ρ(TP)、ρ(SRP)及ρ(Chla)等指標，具體測定與計算方法見文獻[18]. 水樣過0.45 μm濾膜測定總溶解態氮磷(TDN、TDP)質量濃度；顆粒態氮磷(PN、PP)質量濃度采用差減法，即ρ(PN)=ρ(TN)-ρ(TDN)，ρ(PP)=ρ(TP)-ρ(TDP)；溶解性有機氮磷(DON、DOP)質量濃度采用差減法,即ρ(DON)=ρ(TDN)-ρ(NH4+-N)-ρ(NO3--N)〔ρ(NO2--N)過低，此處忽略不計〕；ρ(DOP)=ρ(TDP)-ρ(SRP).

水樣經0.45 μm濾膜過濾后用1 cm的石英比色皿在日本島津UV-1750紫外-可見分光光度計中進行全掃描，波長范圍為200～900 nm；采用日立(F-7000)熒光光譜分析儀(日本日立公司)進行三維熒光光譜測定，掃描速率為 2 400 nmmin，PMT電壓為400 V，λEx(激發波長)為200～450 nm，λEm(發射波長)為250～600 nm，狹縫跨度為5 nm；以Milli-Q超純水進行空白樣測定.

SUVA254是樣品在波長為254 nm時，紫外吸光度乘以100后與溶解性有機碳(DOC)質量濃度的比值，用于表征DOM的腐殖化程度和芳香構化程度[19]；A253A203表示波長為253 nm與203 nm處吸光度的比值，可反映取代基含量的指標[20]. 吸光系數比值E2E3、E2E4、E4E6分別表示波長為250 nm與365 nm、240 nm與420 nm、465 nm與665 nm處吸光度的比值；光譜面積A1、A2、A3分別表示波長為260～280 nm、460～480 nm和600～700 nm對應區域積分后所得的光譜面積[21-22]. 熒光指數FI定義為λEx=370 nm時，λEm為450 nm與500 nm處熒光強度的比值[23]；自生源指數BIX為λEx=310 nm時，λEm為380 nm與430 nm處熒光強度的比值[24-25].

1.3 數據處理及來源

數據分析采用Excel 2019及SPSS 25軟件，圖采用Origin 8.5軟件繪制，2008—2018年洱海入湖氮磷負荷數據來自大理白族自治州洱海管理局等單位.

2 結果與分析

2.1 不同時期洱海水華高風險期上覆水氮磷質量濃度及其組成的變化

2.1.1不同時期洱海水華高風險期上覆水氮質量濃度及其組成的變化

2009年、2013年及2018年洱海水華高風險期上覆水各形態氮質量濃度的變化如圖1所示，全湖ρ(TN)在0.298～1.189 mgL之間變化(平均值為0.609 mgL)，呈先降后升變化趨勢，總體增幅為5.47%；上覆水氮主要以TDN為主，平均占比為68.03%；PN平均占比為31.97%，且ρ(TDN)和ρ(PN)的變化趨勢與ρ(TN)一致. 2009年TDN以DON為主，ρ(DON)平均值為0.231 mgL，占TN的36.90%；2013年以DON和NO3--N為主，占比分別為28.51%和28.04%，而2018年TDN的主要賦存形態為NH4+-N(占比為32.89%)，DON次之(占比為22.56%)，NO3--N最低(占比為16.25%). 由此可見，水華高風險期洱海上覆水不同形態氮質量濃度發生了較大變化，其中ρ(DON)呈遞減趨勢，由2009年的0.231 mgL降至2013年的0.162 mgL，降幅為29.8%，與2013年相比，2018年降幅較小，僅為1.07%；無機態氮中ρ(NO3--N)呈波動變化，相比于2009年的0.089 mgL，2013年顯著增至0.202 mgL，2018年又回落至0.103 mgL；ρ(NH4+-N)呈現遞增趨勢，由2009年的0.083 mgL增至2018年的0.197 mgL，其中2009—2013年增幅僅為1.47%，值得關注的是，2013—2018年ρ(NH4+-N)增長最快，增幅高達136.58%.

圖1 上覆水各形態氮質量濃度及其占比的變化特征Fig.1 The variation characteristics of concentration and proportion of different nitrogen fractions in the overlying water

2.1.2不同時期洱海水華高風險期上覆水磷質量濃度及其組成的變化

該研究各形態磷質量濃度的變化如圖2所示，ρ(TP)在0.010～0.086 mgL之間變化(平均值為0.037 mgL)，變化趨勢與ρ(TN)一致，先降后升，較2009年增長23.44%；2009年和2013年磷主要由TDP組成，占TP的56.63%，其中以DOP為主，占TP的42.05%；但2018年PP激增致使PP成為上覆水磷主要賦存形態，占TP的比例高達70.00%. 就不同形態磷質量濃度變化而言，ρ(PP)變化趨勢與ρ(TP)一致，先降后升，2018年ρ(PP)激增至0.033 mgL，較2013年增長了153.89%. 而ρ(TDP)、ρ(DOP)與ρ(SRP)變化一致，均呈遞減趨勢，ρ(TDP)由2009年的0.021 mgL降至2018年的0.013 mgL，降幅為42.18%；ρ(DOP)由2009年的0.015 mgL降至2018年的0.010 mgL，減少了34.63%，其中2009—2013年下降較快，降幅為25.22%，2013—2018年下降較慢，降幅為12.58%；ρ(SRP)在0～0.020 mgL之間波動，ρ(SRP)由2009年的5.753 μgL降至2018年的3.079 μgL，減少了46.48%，且2013—2018年降幅(32.50%)高于2009—2013年(20.72%).

圖2 上覆水各形態磷質量濃度及其占比的變化特征Fig.2 The variation characteristics of concentration and proportion of different phosphorus fractions in the overlying water

綜上，2009年、2013—2018年，洱海上覆水ρ(TN)、ρ(TP)呈先降后升的變化趨勢，其中ρ(DON)和ρ(DOP)呈遞減趨勢，且2009—2013年降幅較大，2013—2018年降幅較小；溶解性無機氮質量濃度則增長顯著，其中ρ(NH4+-N)占比較大，呈遞增趨勢，2009—2013年增長較慢，而2013—2018年增長較快；ρ(NO3--N)總體先升后降；ρ(TDP)和ρ(SRP)呈遞減趨勢. 因此，洱海上覆水氮磷組成由2009年以DON和DOP為主，轉變為2018年以NH4+-N和PP為主，ρ(TDN)、ρ(TDP)的減少和ρ(NH4+-N)的增加是導致這一變化的主要因素.

2.2 洱海水華高風險期上覆水氮磷質量濃度及其組成的空間變化

2.2.1洱海上覆水氮質量濃度及其組成的空間變化

受入湖河流匯入、近岸人類活動及風浪等影響，洱海上覆水氮磷質量濃度空間差異性明顯. 該研究洱海水華高風險期2009年和2013年上覆水ρ(TN)空間分布均呈北部湖區>中部湖區>南部湖區的特征，2018年ρ(TN)高值向中部湖區轉移(見圖3). 不同湖區各形態氮質量濃度差異較大，其中北部湖區ρ(TN)近10年變化不大，增幅僅為0.77%；中部湖區ρ(TN)先降后升，總體增幅為18.27%；南部湖區2013年和2018年較2009年分別下降了4.79%和4.65%，可能與洱海近年來入湖河流及岸帶綜合整治等搶救性保護措施及工程項目實施有關.

ρ(TDN)空間分布與ρ(TN)較一致，2009年、2013年和2018年相比，北部湖區ρ(TDN)遞增，而中部和南部湖區則先降后升，自北向南增幅分別為18.85%、33.49%和1.76%；北部和南部湖區ρ(DON)總體呈下降趨勢，降幅分別為50.23%和64.01%，而中部湖區ρ(DON)先降后升，總體增幅為3.32%；中部和南部湖區ρ(NH4+-N)顯著增加，分別增加了190.82%和503.26%，北部湖區先降后升，總體增加了34.66%，由于南部湖區增速較快，因此2018年南部湖區成為ρ(NH4+-N)高值區；中部和南部湖區ρ(NO3--N)先升后降，而北部湖區呈遞增趨勢，總體增加了77.26%，成為ρ(NO3--N)高值區.

2.2.2洱海上覆水磷質量濃度及其組成的空間變化

如圖4所示，洱海上覆水ρ(TP)呈中部湖區≈北部湖區>南部湖區的特征，其中北部和中部湖區先降后升，總體增幅分別為42.19%和20.64%，南部湖區呈遞增趨勢，增幅為10.59%，由于北部湖區增速高于中部和南部湖區，2018年ρ(TP)高值區轉移至北部湖區，全湖ρ(TP)呈由北向南的遞減趨勢.

圖4 上覆水各形態磷質量濃度的空間分布Fig.4 The distribution of different nitrogen fractions in the overlying water

ρ(PP)自北向南的增幅分別為99.52%、145.50%和27.53%，其中2009年和2013年ρ(PP)呈現南部湖區>北部湖區>中部湖區的特征，2018年北部湖區ρ(PP)明顯增加成為高值區；北部和中部湖區ρ(TDP)呈現遞減的變化趨勢，降幅分別達21.82%和50.14%，南部湖區先升后降，總體降幅為9.16%；ρ(DOP)在北部和中部湖區的變化與ρ(TDP)一致，均表現為遞減的趨勢，其中2009—2013年降幅分別為12.86%和45.75%，2013—2018年降幅分別為21.52%和4.25%，南部湖區ρ(DOP)先增后降，總體增加了70.21%. 因此，2018年全湖ρ(DOP)分布呈自北向南遞增趨勢；ρ(SRP)在北部湖區變化不大，在中部、南部湖區均顯著遞減，總體降幅分別達60.62%和74.55%. 綜上，洱海全湖ρ(SRP)由2009年自北向南遞增轉變為2018年自北向南遞減.

3 討論

3.1 洱海上覆水氮磷質量濃度及其組成的時空變化原因

3.1.1內外源輸入對洱海上覆水氮磷質量濃度變化的影響

水華高風險期湖泊水體氮磷濃度時空變化的影響因素復雜，受外源負荷、內源釋放和生物活動等因素共同影響[26-28]. 該研究分析了2008—2018年洱海TN與TP入湖負荷變化情況(見圖5)，入湖河流、干濕沉降、漫流和內源釋放分別占TN負荷的36.33%、9.28%、22.41%和31.99%，分別占TP負荷的40.00%、10.24%、35.53%和14.23%. 由此可見，入湖河流是洱海氮磷輸入的主要來源. 2009年、2013年和2018年相比，入湖氮負荷的變化與上覆水ρ(TN)的變化較一致，均呈先降后升的趨勢，雖然2018年TN負荷有所下降，但仍處于較高水平；而TP入湖負荷則呈上升趨勢，因此現階段洱海水華高風險期內外源氮磷輸入仍需加強控制. 入湖河流氮磷負荷變化與上覆水ρ(TN)、ρ(TP)變化一致，均為先降后升，即入湖河流是影響洱海水華高風險期水體氮磷濃度變化的主因.

圖5 2008—2018年不同來源的入湖氮磷負荷量Fig.5 Nitrogen and phosphorus load of different sources from 2008 to 2018

何宗健等[29]利用δ15N同位素示蹤分析了洱海不同途徑氮來源，發現夏秋季入湖河流氮主要來源于土壤流失，環湖生活污染源對洱海入湖NH4+-N負荷影響較大[30]，入湖河流為DON主要的影響源，受人類活動影響明顯. 磷污染負荷主要來源于城鎮污水及農田徑流流失，入湖河流DOP則主要來源于農村生活污染和農田非點源污染[9,31]. 自2009年以來，洱海先后采取了百村整治建設、環湖截污工程建設及調整種養結構等面源污染防控措施，特別是2017年以來實施的洱海搶救性保護行動，入湖有機氮磷負荷量得到了一定的削減，北部湖區ρ(DON)與ρ(DOP)在2013—2018年顯著下降的研究結果也證實了這一結論. 中部湖區受內源和入湖河流輸入及湖流等影響，且中部湖區水體較深，ρ(DO)較低，DON分解速率較慢，使中部湖區ρ(DON)高于北部和南部湖區[32]. JI等[9]研究認為南部湖區ρ(DOP)較高，主要受城市面源等影響較大，北部洱源和鄧川盆地農業、畜牧業發達，農業面源污染等輸入導致北部湖區ρ(TP)和ρ(PP)較高[33]. 此外，筆者所在課題組也研究了洱海水華高風險期沉積物氮磷釋放通量的時空變化[34]，結果表明洱海沉積物NH4+-N釋放量顯著增加，其釋放量的時空分布變化與上覆水ρ(NH4+-N)變化較一致，因此上覆水ρ(NH4+-N)顯著升高可能受沉積物內源釋放影響較大；同時DON、DOP和SRP的釋放量呈現遞增趨勢，而沉積物有機氮磷釋放量增加給上覆水帶來了更高的水華風險[35-36]. 因此，洱海沉積物氮磷釋放，特別是有機氮磷釋放需引起關注.

3.1.2藻類生長對洱海上覆水氮磷質量濃度變化的影響

藻類生長也是影響湖泊水體氮磷濃度的重要因素. SHEN等[37]通過試驗發現微囊藻可顯著降低水體氮濃度，而藻類大量生長可促進沉積物NH4+-N釋放；CHEN等[38]發現沉積物磷釋放將促進藻類繁殖，進而促進沉積物磷釋放. 該研究上覆水各形態氮磷

質量濃度與ρ(Chla)相關分析(見表1)表明，2009年ρ(Chla)與ρ(NH4+-N)呈顯著負相關；2013年ρ(Chla)與ρ(NH4+-N)呈極顯著負相關，與ρ(DTP)、ρ(DOP)均呈極顯著正相關，是因為水華藻類生長利用大量NH4+-N，而使更多的無機磷轉化為藻類有機磷和顆粒態磷，在微生物及酶等作用下釋放更多的DOP，從而導致水體ρ(PP)和ρ(DOP)增加. 如圖6所示，2009年9月，全湖ρ(Chla)平均值為12.616 μgL，自北向南遞增；2013年9月ρ(Chla)增至15.029 μgL，呈中部湖區>北部湖區>南部湖區的特征；2018年ρ(Chla)顯著減少，平均值為9.118 μgL. 2009年洱海水體ρ(NH4+-N)自北向南遞減，與ρ(Chla)的分布相反，2013年ρ(NH4+-N)呈南部湖區>中部湖區>北部湖區的特征，而南部湖區藻類生物量較低，說明洱海水華高風險期藻類生長的分布影響上覆水ρ(NH4+-N)的分布. 2018年洱海上覆水ρ(Chla)與ρ(NH4+-N)不顯著相關，主要由于2018年實施了強度較大的水上打撈和藻水分離等措施，有效減少了上覆水體藻類生物量，及時除藻緩解了水華風險，同時也影響了上覆水氮磷分布，水體ρ(NH4+-N)增加，而ρ(DTP)與ρ(DOP)減少，進一步說明藻類變化影響洱海水體各形態氮磷質量濃度的分布.

表1 水華高風險期上覆水各形態氮磷質量濃度與ρ(Chla)的Pearson相關性

圖6 水華高風險期上覆水ρ(Chla)的空間分布及變化Fig.6 Chla distribution and variation of algae in the overlying water at high risk period of algal bloom

綜上，水華高風險期洱海上覆水氮磷質量濃度及其組成的時空變化受外源負荷、內源釋放和藻類生長等共同影響，其中入湖河流對上覆水氮磷影響較大，有機氮磷變化主要受外源輸入和藻類生長等影響，而ρ(NH4+-N)則與沉積物釋放和藻類生長等變化關系較為密切.

3.2 洱海上覆水體氮磷組成變化的指示意義

洱海水華高風險期藻類優勢種為微囊藻[39]，而微囊藻在以NH4+-N為氮源時，較以NO3--N具有更高的生長及光合能力，其優先吸收NH4+-N[40-41]. DON、DOP可通過酶解和微生物等作用釋放可被生物利用氮磷(如NH4+-N、SRP)從而被藻類利用[7-9]；而PN和PP在微生物等作用下也可發生水解轉化為NH4+-N和SRP，是湖泊藻類的潛在氮磷來源[42]. 因此，洱海水華高風險期水體氮磷形態組成變化對湖泊藻類生長及水華暴發具有重要的指示意義，上覆水ρ(DON)和ρ(DOP)的減少及ρ(NH4+-N)和ρ(SRP)的增加可能意味著有機氮磷向無機氮磷發生轉化，從而增加了藻類水華風險. DOM是DON和DOP在

水環境中的主要載體[43]，其紫外區吸收光譜信號較強，可利用紫外-可見光吸收光譜與三維熒光光譜反映有機氮磷的組成結構及腐殖化程度，并支撐判斷有機氮磷來源.

3.2.1洱海上覆水有機氮磷紫外光譜的變化及其指示意義

該研究中2013年與2018年洱海上覆水SUVA254指數在0.52～1.12之間，低于沉積物(0.89～1.34)[44]，水體腐殖化程度總體較低；其中2013年和2018年全湖SUVA254均呈北部湖區>中部湖區>南部湖區的特征，即北部湖區上覆水腐殖化程度較高，分子活性較低，有機質相對較難降解；2013年SUVA254為0.59～1.12(平均值為0.72)，2018年全湖SUVA254指數為0.52～0.82(平均值為0.65)，全湖腐殖化程度降低，有機氮磷活性較強，有利于微生物將有機氮磷降解轉化.

由表2可知，該研究2018年洱海上覆水E2E3、E4E6值以及光譜面積比值A1A2、A1A3、A2A3均較2013年顯著增加；其中E2E4可用于指示有機物質來源，數值較高為內源，數值較低為外源，2018年E2E4值顯著高于2013年，表明沉積物內源釋放有機氮磷增加[21].E4E6與A2A3類似，該值越小則芳香性成分的壓縮和聚合水平越高[21]，2018年E4E6與A2A3較2013年增加，表明有機物質縮合度降低，其分子量減小，小分子有機氮磷更易被微生物利用，即2018年有機氮磷生物活性增加. 由此可見，近10年洱海水華高風險期上覆水內源有機氮磷供給增加，水體腐殖化程度明顯降低，有機物質分子量減小，有機氮磷活性增加，從而增加了洱海水華暴發風險[45].

3.2.2上覆水有機氮磷熒光光譜變化及其指示意義

表2 洱海上覆水的紫外光譜指數

熒光指數FI可用于表征有機物質來源，其中陸源和生物源的兩個端源分別為1.4和1.9[46]. 該研究洱海上覆水FI的平均值為1.54，說明上覆水有機氮磷來自陸源和生物源共同作用，且陸源影響較大. 2018年9月北部湖區FI為1.50，較2013年增加了9.49%，表明北部湖區水體微生物及藻類等活動形成的有機氮磷增加；中部和南部湖區則相反，FI由1.68和1.67分別降至1.59和1.43，表明陸源有機物質增加，即2018年中部和南部湖區受流域水土流失等輸入有機氮磷的影響有所增加. 此外，BIX是反映水體有機質自生源相對貢獻的重要指標，當BIX在0.6～0.7之間，自生源貢獻較少，主要為外源輸入；而BIX>1時則表示有機質主要來自內源代謝[25]. 該研究BIX由2013年的1.01降至2018年的0.89，2013年BIX值較高，表明自生源組分比例更高，有機物質主要來源于湖內微生物分泌和動植物降解. 總體來說，洱海上覆水有機氮磷受外源和內源微生物等共同影響，而2018年有機物質受流域水土流失輸入和人類活動輸入等影響更大.

由此可見，溶解性有機氮磷光譜信息可為深入認識洱海水華高風險期水質變化提供新的視角. 該研究發現近年水華高風險期洱海上覆水腐殖化程度降低，有機氮磷活性增加，可促進有機氮磷向無機氮磷轉化釋放. 目前洱海水質尚未明顯好轉，水質變化的不確定性較大. 因此，洱海保護治理還應加強控制外源輸入，重點削減農業面源及周邊村落生活污染源等，降低有機氮磷輸入，重點區域尤其是中部和南部湖區應關注沉積物氮磷釋放影響. 另外，加強水華高風險期藻類清除等措施不僅對控制藻類生物量有重要作用，對洱海水質改善也具有積極作用，能夠有效降低水華風險.

4 結論

a) 2009年、2013年和2018年相比，洱海水華高風險期上覆水中ρ(TN)、ρ(TP)呈先降后升的變化趨勢，其中有機氮磷質量濃度呈降低的變化趨勢，而溶解性無機氮質量濃度增加顯著，其中ρ(NH4+-N)增加明顯，且2013—2018年增長較快；ρ(NO3--N)呈先升后降的趨勢，但總體變化較小；ρ(TDP)和ρ(SRP)呈遞減趨勢，ρ(PP)先降后升. 氮磷組成由2009年以DON和DOP為主轉變為2018年以NH4+-N和PP為主.

b) 各形態氮磷質量濃度的空間變化差異較大，北部和中部湖區ρ(TN)和ρ(TP)及總體增幅均大于南部湖區；ρ(DON)北部和南部湖區總體下降，降幅分別為50.23%和64.01%，中部湖區ρ(DON)先降后升，總體增幅為3.32%；ρ(DOP)北部和中部湖區遞減，降幅分別為34.38%和50%，南部湖區ρ(DOP)先升后降，總體增加了70.21%；ρ(NH4+-N)中部和南部湖區顯著增加，北部湖區總體增加了34.66%；ρ(NO3--N)中部和南部湖區均先升后降，而北部湖區呈遞增趨勢，總體增加了77.26%.

c) 洱海水華高風險期上覆水氮磷質量濃度及其組成受外源負荷、內源釋放和藻類生長共同影響，其中入湖河流是主因；有機氮磷質量濃度主要受外源土壤流失和內源微生物等影響，ρ(NH4+-N)與沉積物釋放和藻類生長變化關系密切. 近10年上覆水腐殖化程度明顯降低，有機氮磷分子量減小，活性增加，意味著有機氮磷可能向無機氮磷轉化，在一定程度上可促進藻類生長.