徐靈芝,潘繼征,李 勇,5,華躍洲,李清濯,陽 振,何尚衛(wèi),杜成棟

(1:蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,蘇州 215011) (2:江蘇省環(huán)境科學(xué)與工程重點實驗室, 蘇州 215011) (3:中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環(huán)境國家重點實驗室,南京 210008) (4:滇池湖泊生態(tài)系統(tǒng)云南省野外科學(xué)觀測研究站,昆明650228) (5:廣東省佛山市南海區(qū)蘇州科技大學(xué)環(huán)境研究院,佛山 528200) (6:中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049)

滇池是我國西南地區(qū)第一大湖,是人類活動與發(fā)展的熱點區(qū)域和生態(tài)敏感區(qū)[1]。1970s以來,隨著人類活動的加劇和經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展,滇池開發(fā)強度持續(xù)增加,導(dǎo)致湖體水質(zhì)惡化、動植物棲息地退化、水生生物多樣性降低等生態(tài)環(huán)境問題[2]。自“九五”以來,滇池在污染控制與生態(tài)修復(fù)等方面開展了一系列水環(huán)境治理行動,但目前滇池生態(tài)系統(tǒng)功能仍未顯著改善,給流域生態(tài)安全帶來了巨大影響[3-4]。

生態(tài)脆弱性研究始于20世紀(jì)初期美國學(xué)者Clements將生態(tài)過渡帶(ecotone)的概念引入生態(tài)學(xué)研究領(lǐng)域[5]。一般而言,生態(tài)脆弱性是指生態(tài)系統(tǒng)由于暴露在自然和社會環(huán)境壓力下容易受到干擾的狀態(tài),可以認(rèn)為是暴露程度、敏感程度和適應(yīng)程度的函數(shù)[6-8]。通過分析生態(tài)脆弱性評估結(jié)果,可以識別關(guān)鍵的驅(qū)動因子,對開展針對性的區(qū)域保護(hù)和發(fā)展至關(guān)重要[9]。目前生態(tài)脆弱性評估已逐漸從單一生態(tài)要素向自然、經(jīng)濟(jì)、社會復(fù)合的綜合化方向發(fā)展[10]。同時,生態(tài)脆弱性評估也已構(gòu)建一系列定量評價模型[11],包括二元統(tǒng)計建模算法[12]、壓力-狀態(tài)-響應(yīng)(PSR)模型[13]、驅(qū)動力-壓力-狀態(tài)-影響-響應(yīng)(DPSIR)模型[14]、生態(tài)敏感性-生態(tài)壓力-恢復(fù)能力模型[15]、社會生態(tài)脆弱性模型[16]等。其中,暴露程度-敏感程度-適應(yīng)程度模型(Vulnerability-Scoping-Diagram, VSD模型)的評價指標(biāo)建立過程逐級遞進(jìn)、流程規(guī)范清晰,可以揭示自然經(jīng)濟(jì)社會的復(fù)合影響,近年脆弱性評價也逐漸趨于以VSD為主要思路的評價體系[17-19]。

基于此,本文以滇池生態(tài)系統(tǒng)作為研究對象,建立暴露程度-敏感程度-適應(yīng)程度評價指標(biāo)體系,通過逼近理想解排序法(TOPSIS法)與魯棒性檢驗選取最優(yōu)權(quán)重,構(gòu)建滇池生態(tài)脆弱性VSD評估模型,探究1980-2020年滇池脆弱性的變化趨勢,從暴露程度、敏感程度和適應(yīng)程度3個角度分析影響滇池生態(tài)系統(tǒng)的驅(qū)動因子,為滇池及流域后續(xù)生態(tài)修復(fù)方向及其他湖泊脆弱性評價提供參考依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

滇池為長江流域金沙江水系的高原淡水湖泊,位于云南省昆明市主城區(qū)的南部(24°40′～25°03′N,102°37′～102°48′E)[20]。滇池南北長約40 km,東西寬約12 km,湖面面積共309.5 km2,庫容15.96億m3,蒸發(fā)量4.3億m3[21]。滇池流域為典型的高原盆地地貌,滇池地處流域最低點,是流域唯一匯水和出水通道,入湖河流源近流短(圖1)。

圖1 滇池概況Fig.1 The overview of Lake Dianchi

1.2 數(shù)據(jù)來源

1980s以來為保護(hù)沿湖農(nóng)田及村舍,昆明市水利局于滇池開展了環(huán)湖防浪堤修建項目,切斷了水體與陸地生態(tài)連續(xù)性,致使沿湖湖濱帶生態(tài)環(huán)境急劇惡化[22],根據(jù)現(xiàn)有的水體數(shù)據(jù)顯示,滇池1980-1989年水體營養(yǎng)鹽含量呈逐步攀升的趨勢;隨著1990年《綜合治理滇池的“八五”計劃和十年規(guī)劃》的出臺,昆明市政府開始了漫長的滇池污染治理工程,但1990-2009年滇池水體TN、TP及CODMn仍呈現(xiàn)波動增加的趨勢;直至2010年對滇池15條入湖河流污染的治理管控、入草海污染物總量的大幅度削減、滇池水生態(tài)修復(fù)措施的逐步推進(jìn),2010-2020年水質(zhì)趨穩(wěn)向好,水體營養(yǎng)鹽含量呈下降趨勢。

基于以上的人類活動、滇池治理程度以及滇池水環(huán)境變化,故將評估階段分為4個階段:1950-1979年、1980-1989年、1990-2009年和2010-2020年。由于1950-1979年時間久遠(yuǎn),此時還未開展詳細(xì)的水質(zhì)與生態(tài)調(diào)查,同時該時間段社會經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)缺失量較多,因此僅對1980-1989年、1990-2009年、2010-2020年這3個階段進(jìn)行脆弱性的研究與外界驅(qū)動因子的識別及分析。其中1980-1989年作為反映滇池受人類活動破壞劇烈的階段,1990-2009年作為滇池污染初步治理的階段,2010-2020年作為滇池綜合治理的階段。

對滇池生態(tài)脆弱性進(jìn)行評價及分析,其中所用到的數(shù)據(jù)來源情況如表1所示。其中,環(huán)境數(shù)據(jù)與生態(tài)數(shù)據(jù)采用的是全湖平均值。環(huán)保法規(guī)條例的頒布情況為定性指標(biāo),為便于后續(xù)權(quán)重的計算,參照《云南省河湖庫渠健康評價指南(試行)》中渠系管理水平的賦分進(jìn)行定量,無環(huán)保法規(guī)條例、有法規(guī)條例但未完善、有法規(guī)條例且已完善分別賦分0、50和100分。1988年通過并出臺的《滇池保護(hù)條例》為第一部真正意義上針對滇池管理的條例[23],但由于存在水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)不明確、管理機構(gòu)不合理、執(zhí)法力度不夠等問題[24],其體系尚未完全;2002年《中華人民共和國環(huán)境影響評價法》與《滇池保護(hù)條例》修訂版出臺[25],意味著滇池生態(tài)保護(hù)體系的法制程度已基本完善。因此以1988和2002年為分界點:1988年前,環(huán)保法規(guī)條例的頒布情況賦分0分;1988-2001年賦分50分;2002-2020年賦分100分。

表1 數(shù)據(jù)來源情況Tab.1 Data sources

2 研究方法

2.1 指標(biāo)體系構(gòu)建

本文基于評估指標(biāo)的完整性、代表性、可比性和可獲取性原則,根據(jù)滇池的實際情況,從暴露程度-敏感程度-適應(yīng)程度3方面選擇適用性強、代表性高的指標(biāo)[26],最終構(gòu)建了7個要素層24個指標(biāo)層的滇池生態(tài)脆弱性評價體系(表2)。

暴露程度指生態(tài)系統(tǒng)受到外界壓力的脅迫程度,主要考慮自然脅迫和人文脅迫因素。滇池作為旱雨季分明的高原湖泊,降雨量、氣溫、日照時間會通過影響滇池流域水文條件從而影響滇池水環(huán)境水生態(tài),故選取降雨量、氣溫、日照時間作為自然脅迫因子;同時,由于滇池流域環(huán)湖開發(fā)、貼線建設(shè)缺乏有效約束,形成了“環(huán)滇發(fā)展、環(huán)湖開發(fā)”的空間形態(tài),與經(jīng)濟(jì)發(fā)展相關(guān)的人口密度、建設(shè)用地面積、耕地面積、化肥施用量(折純)、工業(yè)廢水排放量、工業(yè)廢氣排放量、工業(yè)固廢排放量是影響滇池生態(tài)脆弱性的重要因素,故將這些因素作為人文脅迫因子。

敏感程度反映生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部因素對外界干擾的響應(yīng)程度,主要包括水質(zhì)、沉積物與水生態(tài)。水質(zhì)指標(biāo)是影響湖泊生態(tài)脆弱性的基本因素之一,而水體恢復(fù)能力與水質(zhì)綜合污染指數(shù)是文獻(xiàn)中普遍用來評估湖泊水質(zhì)的指標(biāo)[27];滇池作為淺水湖泊,沉積物中高毒性的重金屬會影響大型底棲動物的生存與水生植物的根系,改變水體大型底棲動物與水生植物的優(yōu)勢群落,故采用沉積物重金屬潛在危害指數(shù)評估沉積物[28];水生態(tài)指標(biāo)是決定生態(tài)脆弱性的重要因素,湖泊中水生植被、浮游動植物、底棲動物以及魚類往往是水生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,這些生物豐度以及生物多樣性是指示湖泊生態(tài)環(huán)境的重要因子[29],且滇池土著魚類發(fā)生顯著變化,故以水生植被覆蓋度、浮游植物密度、浮游植物多樣性、浮游動物多樣性、底棲動物密度(以寡毛類為主)、底棲動物多樣性、土著魚類種數(shù)作為水生態(tài)指標(biāo)。

適應(yīng)程度指生態(tài)系統(tǒng)受到外界脅迫后再恢復(fù)的能力,在VSD模型中主要體現(xiàn)人為的干預(yù)(社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展和社會響應(yīng))。社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展是間接性表征人為干預(yù)、提升滇池生態(tài)系統(tǒng)功能的指標(biāo),人均GDP是社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展程度的重要指標(biāo),第三產(chǎn)業(yè)比重意味著依靠自然資源的社會經(jīng)濟(jì)能夠的可持續(xù)發(fā)展程度[30],第三產(chǎn)業(yè)的發(fā)展可以降低污染物排放,故將人均GDP和第三產(chǎn)業(yè)比重作為評估社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展的指標(biāo)。滇池自“九五”以來一直是昆明乃至全國保護(hù)的重點湖泊,連續(xù)出臺各類滇池生態(tài)環(huán)保保護(hù)條例,且環(huán)保投資力度較大,故將環(huán)保法規(guī)條例頒布情況和環(huán)保投資作為評估社會響應(yīng)的指標(biāo)。

2.2 指標(biāo)權(quán)重確認(rèn)

為保證各時段滇池生態(tài)脆弱性結(jié)果的準(zhǔn)確性,削弱主觀選擇權(quán)重方法的不確定性,本文通過TOPSIS法確定權(quán)重的最優(yōu)方案,再利用魯棒性檢驗分析該方案的權(quán)重,提高結(jié)果的可信度。

2.2.1 權(quán)重方法比選 TOPSIS法能夠準(zhǔn)確有效地識別理想解,使用廣泛,且計算簡單方便,因此運用TOPSIS法選擇最優(yōu)權(quán)重計算方案。本文在通過極值法[31]對各指標(biāo)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理的基礎(chǔ)上,運用層次分析法(AHP法)、模糊層次分析法(FAHP法)、熵權(quán)法、灰色關(guān)聯(lián)分析法(GRA法)以及模糊灰色關(guān)聯(lián)分析法(FGRA法,包括FGRA歐幾里得距離法、FGRA熵權(quán)法、FGRA-GRA法)計算不同指標(biāo)的權(quán)重[32-36],最后利用TOPSIS法[37]計算各方法到正負(fù)理想解的貼近程度(附表Ⅰ),FGRA歐幾里得距離法為所有權(quán)重評價方法中排序最高的計算方式。

2.2.2 權(quán)重檢驗性分析 綜合指數(shù)的魯棒性分析是指評估模型參數(shù)改變的情況下,檢驗指標(biāo)是否能夠保持相同排名的方法[38]。雖然本文選擇了TOPSIS法以削弱主觀選擇權(quán)重方法的不確定性,但數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化的選擇上仍存在一定的主觀性,為降低這種不確定性因素帶來的影響,利用魯棒性方法檢驗權(quán)重計算的最優(yōu)方案,以提高結(jié)果的精確度。本文共采用4種不同的標(biāo)準(zhǔn)化方法(極值法、均值化法、四分位距法和Z-score法)、5種不同的權(quán)重方法(AHP法、FAHP法、熵權(quán)法、FGRA法和GRA法),共形成18種滇池生態(tài)系統(tǒng)各指標(biāo)權(quán)重的排名。根據(jù)各指標(biāo)在18種權(quán)重中出現(xiàn)的頻數(shù),建立排名頻率-變化范圍矩陣,縱坐標(biāo)為FGRA歐幾里得距離法的各指標(biāo)排序,頻數(shù)表示經(jīng)不同標(biāo)準(zhǔn)化方法及權(quán)重方法計算后該排名出現(xiàn)的次數(shù)(附表Ⅱ),對角線位置相對其他區(qū)域頻數(shù)較高,魯棒性檢驗較強,表明FGRA歐幾里得距離法具有較高的可信度與穩(wěn)定性。

因此,最后使用FGRA歐幾里得距離法確定權(quán)重,各指標(biāo)最終權(quán)重值如表3所示。

表3 滇池生態(tài)脆弱性評估各指標(biāo)權(quán)重Tab.3 Weight of indicators of ecological vulnerability assessment in Lake Dianchi

2.3 生態(tài)脆弱性評價模型

目前VSD模型常用的計算方法為[39]:

EVI=(V+S)-D

(1)

(2)

(3)

(4)

式中,EVI為生態(tài)脆弱度,范圍為[0,1],EVI越趨近于1,生態(tài)系統(tǒng)越脆弱;V、S和D分別為暴露程度綜合指數(shù)、敏感程度綜合指數(shù)和適應(yīng)程度綜合指數(shù);Vj、Sj和Dj分別為暴露程度、敏感程度和適應(yīng)程度中各指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化值;wj為權(quán)重值;m、n和k分別為暴露程度、敏感程度和適應(yīng)程度所選的指標(biāo)數(shù)。

為明確1980-2020年各時間段滇池生態(tài)系統(tǒng)脆弱性的變化,需對評價結(jié)果進(jìn)行分級。目前脆弱性評價的分級有等間距法、數(shù)軸法、總分頻率法、自然斷裂法。數(shù)軸法與總分頻率法呈現(xiàn)正態(tài)分布,其中心位置需存在大量的落點,自然斷點法因多與ArcGIS聯(lián)用需存在較多空間樣點[40]。由于本文的滇池生態(tài)脆弱性評價僅以3個時間段進(jìn)行研究且空間樣點較少,數(shù)軸法、總分頻率法、自然斷裂法不適用本文的脆弱性分級,因此使用等間距法進(jìn)行分級評價。具體分級依據(jù):[0,0.200),微度脆弱;[0.200,0.400),輕度脆弱;[0.400,0.600),中度脆弱;[0.600,0.800),重度脆弱;[0.800,1.000],極度脆弱。

2.4 驅(qū)動因子識別

單參數(shù)分析法能夠確定每個指標(biāo)對生態(tài)脆弱性的貢獻(xiàn)程度[41],基于此可以提出相應(yīng)的生態(tài)治理和保護(hù)建議。計算方法如下:

(5)

式中,Wj為指標(biāo)j對生態(tài)脆弱性的貢獻(xiàn)程度;rj為指標(biāo)j的標(biāo)準(zhǔn)值;wj為指標(biāo)j的權(quán)重。

3 結(jié)果與討論

3.1 脆弱性評價結(jié)果

滇池1980-2020年各時間段生態(tài)脆弱度如圖2所示。1980-2020年滇池生態(tài)系統(tǒng)脆弱程度呈先增加后減少的趨勢,其中生態(tài)脆弱度最高的是1990-2009年(0.502),屬于中度脆弱;其次為2010-2020年(0.359),屬于輕度脆弱;最后是1980-1989年(0.277),屬于輕度脆弱。其中,暴露程度綜合指數(shù)總體略有上升,敏感程度綜合指數(shù)先顯著增加后又下降,適應(yīng)程度綜合指數(shù)呈線性上升趨勢。

圖2 滇池生態(tài)脆弱性評價結(jié)果(1980-1989年適應(yīng)程度綜合指數(shù)為0,是相對數(shù))Fig.2 Results of ecological vulnerability assessment of Lake Dianchi

對比1980-1989與1990-2009年的暴露程度、敏感程度與適應(yīng)程度綜合指數(shù),1990-2009年的生態(tài)系統(tǒng)高敏感程度綜合指數(shù)是造成該時間段內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)為中度脆弱的主要原因。相比1980-1989年,1990-2009年敏感程度綜合指數(shù)由0.108上升至0.349,增加了約2.2倍,后因2010-2020年水環(huán)境污染治理與生態(tài)修復(fù)等活動的開展,改善了水生態(tài)環(huán)境,敏感性綜合指數(shù)由0.349降至0.281。

3.2 驅(qū)動因子識別

不同時間段,影響滇池生態(tài)脆弱度的主要驅(qū)動因子也存在差異(圖3)。1980-1989年,滇池生態(tài)脆弱度受暴露程度指標(biāo)的顯著影響,其次為敏感程度指標(biāo)。暴露程度方面,主要受人為脅迫因子的影響,其中工業(yè)廢水排放量和工業(yè)固廢排放量是主要驅(qū)動因子;敏感程度方面,主要受水質(zhì)的影響,其中水體恢復(fù)能力是主要驅(qū)動因子。1990-2009年,滇池生態(tài)脆弱度受敏感程度指標(biāo)的顯著影響,其次為暴露程度指標(biāo)。敏感程度方面,主要受水生態(tài)的影響,其中土著魚類種數(shù)、水生植被覆蓋度和底棲動物密度是主要驅(qū)動因子;暴露程度方面,主要受人為脅迫因子的影響,其中建設(shè)用地面積和耕地面積是主要驅(qū)動因子。2010-2020年,滇池生態(tài)脆弱度受敏感程度指標(biāo)的顯著影響,其次為暴露程度指標(biāo)。敏感程度方面,主要受水生態(tài)的影響,其中土著魚類種數(shù)、浮游植物密度和浮游動物多樣性是主要驅(qū)動因子;暴露程度方面,主要受人為脅迫因子的影響,其中化肥施用量(折純)和人口密度是主要驅(qū)動因子。

圖3 1980-2020年準(zhǔn)則層(a)、要素層(b)、暴露程度指標(biāo)層(c)、敏感程度指標(biāo)層(d)和適應(yīng)程度指標(biāo)層(e)對滇池生態(tài)脆弱度的貢獻(xiàn)程度Fig.3 Contribution of criterion layer (a), element layer (b), exposure index layer (c), vulnerability index layer (d), and adaptation index layer (e) to the ecological vulnerability of Lake Dianchi from 1980 to 2020

總體而言,1980-2020年,滇池生態(tài)脆弱度的主要影響因素由暴露程度指標(biāo)轉(zhuǎn)變?yōu)槊舾谐潭戎笜?biāo),由人為脅迫因子轉(zhuǎn)變?yōu)樗鷳B(tài)因子。暴露程度方面,主要驅(qū)動因子由工業(yè)廢水排放量、建設(shè)用地面積轉(zhuǎn)變?yōu)榛适┯昧?折純)和人口密度;敏感程度方面,主要驅(qū)動因子由水體恢復(fù)能力轉(zhuǎn)變?yōu)橥林~類種數(shù)、浮游植物密度和浮游動物多樣性;適應(yīng)程度方面,雖然其不是主要影響因子,但是隨著滇池流域經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展以及對生態(tài)環(huán)境建設(shè)的重視,人均GDP、第三產(chǎn)業(yè)比重、環(huán)保法規(guī)條例頒布情況和環(huán)保投資這些指標(biāo)的貢獻(xiàn)程度也呈現(xiàn)增加趨勢。

3.3 驅(qū)動因子分析

通過對1980-2020年人為脅迫因子與水質(zhì)指標(biāo)的整體趨勢進(jìn)行分析,明確指標(biāo)的整體變化規(guī)律。

1980-2020年滇池人為脅迫因素的變化趨勢中(圖4),建設(shè)用地面積、人口密度、化肥施用量(折純)呈現(xiàn)逐年遞增的趨勢;工業(yè)廢氣排放量2014年前逐年遞增,之后呈上下波動的狀態(tài);工業(yè)廢水排放量1990-1987年呈攀升趨勢,1988-2020年逐年遞減;耕地面積曲線為庫茲涅茨曲線(倒U曲線),2000年達(dá)到最大值;工業(yè)固廢排放量曲線呈現(xiàn)上下波動的狀態(tài),最大值位于1990-2009年。

圖4 1980-2020年滇池建設(shè)用地面積與人口密度(a)、耕地面積與化肥施用量(折純)(b)、工業(yè)廢水排放量與工業(yè)廢氣排放量(c)和工業(yè)固廢排放量(d)的變化特征Fig.4 Interannual changes of construction land area and population density (a), arable land area and fertilizer application (b), industrial wastewater discharge and industrial waste gas discharge (c), and industrial solid waste discharge(d) in Lake Dianchi from 1980 to 2020

1980-2020年滇池全湖TN年均值先上升再下降,1987-2009年呈現(xiàn)波動攀升的趨勢,2007年達(dá)到最大值,為5.077 mg/L,2007-2020年呈現(xiàn)下降的趨勢(圖5a)。1980-2020年滇池TP年均值與TN表現(xiàn)出相似的變化曲線,1987-2006年呈現(xiàn)波動攀升的趨勢,2006年達(dá)到最大值,為0.43 mg/L;2007-2020年呈現(xiàn)下降的趨勢(圖5b)。1980-2020年全湖CODMn年平均值波動式下降,2019年達(dá)到最小值,為3.89 mg/L(圖5c)。2000-2020年全湖Chl.a年均值波動式下降,于2019年達(dá)到最小值,為46 μg/L,但近3年滇池全湖年平均Chl.a濃度為52 μg/L,全湖仍存在藻華的風(fēng)險(圖5d)。

3.3.1 1980-1989年主要驅(qū)動因子分析 暴露程度方面,該階段工業(yè)廢水排放量與工業(yè)固廢排放量是主要驅(qū)動因子。滇池流域此時處于城鎮(zhèn)化發(fā)展初期,工業(yè)發(fā)展較快,同時由于社會對生態(tài)環(huán)境的忽視導(dǎo)致環(huán)保體系的缺失,工業(yè)固廢、廢水等污染物亂排亂放現(xiàn)象頻發(fā)。

敏感程度方面,該階段水體恢復(fù)能力(DO)是主要驅(qū)動因子。1980s滇池呈現(xiàn)富營養(yǎng)化,至1990s滇池為重度富營養(yǎng)。1970-1975年滇池草海部分區(qū)域水體溶解氧已降至4 mg/L以下,最低不到1 mg/L,1980s草海水體溶解氧仍呈逐級遞減的趨勢,造成了水體缺氧的狀況[42]。但是此時滇池由于早期較好的水質(zhì),水體營養(yǎng)鹽濃度相對較低,水質(zhì)綜合污染指數(shù)在水質(zhì)因素中占比較低,故溶解氧成為1980-1989年影響滇池生態(tài)系統(tǒng)的主要水質(zhì)因素。

3.3.2 1990-2009年主要驅(qū)動因子分析 暴露程度方面,該階段建設(shè)用地面積、耕地面積與工業(yè)固廢排放量是主要驅(qū)動因子。在此期間,全國正處于城鎮(zhèn)化快速發(fā)展階段,滇池流域城鎮(zhèn)化水平持續(xù)上升,建設(shè)用地面積持續(xù)至增加。同時,根據(jù)圖4,耕地面積與工業(yè)固廢排放量的最大值均位于1990-2009年。1999年,國務(wù)院將曲靖市的尋甸回族彝族自治縣劃分為昆明市管轄,這直接導(dǎo)致了昆明市耕地面積與工業(yè)固廢貯存量的驟然增加[43-44],工業(yè)固廢排放量也因貯存量的增加而升高。根據(jù)2000-2020年《中國人口和就業(yè)統(tǒng)計年鑒》,2005年末貴州省總?cè)丝跀?shù)為3730萬人,與2004年同比減少了174萬人。同時昆明市五華區(qū)啟動外來務(wù)工人員教育服務(wù)管理體系[45],解決了外來務(wù)工人員的教育及就業(yè)問題,因此2005年末人口數(shù)的急劇增加可能與因該教育服務(wù)管理體系的啟動而遷移至昆明市的貴州省人口有關(guān)。

敏感程度方面,該階段土著魚類種數(shù)、水生植被覆蓋度和底棲動物密度是主要驅(qū)動因子。1980s滇池進(jìn)行大范圍的圍湖造堤,導(dǎo)致水生生物棲息地遭到破壞,但水生態(tài)指標(biāo)對環(huán)境的響應(yīng)具有滯后性,故1990-2009年水生動植物逐漸成為影響生態(tài)脆弱性的顯著因素。該階段滇池水環(huán)境處于高營養(yǎng)鹽濃度、高藻密度水平,不斷從清水草型向濁水藻型退化,生物逐漸由敏感種向耐污種轉(zhuǎn)變,受水質(zhì)惡化及微囊藻的毒害作用影響,水生植被覆蓋度和土著魚類種數(shù)明顯減少,高藻密度也為耐污種底棲動物提供了豐富的食物來源。

3.3.3 2010-2020年主要驅(qū)動因子分析 暴露程度方面,該階段化肥施用量(折純)、人口密度是主要驅(qū)動因子。耕地面積自2000年后逐年遞減,與《環(huán)滇池生態(tài)保護(hù)規(guī)劃2000-2030年》以及《滇池湖濱“四退三還一護(hù)”生態(tài)建設(shè)工作指導(dǎo)意見的通知》等生態(tài)保護(hù)政策的頒布有關(guān);2010年后滇池流域工業(yè)廢水及固廢的排放量因環(huán)保意識的提高、生態(tài)保護(hù)政策的頒布,自2000年后逐年遞減。與之相對的是由于化肥施用等導(dǎo)致的農(nóng)業(yè)面源污染存在難監(jiān)測、難控制、難管理的問題,正在成為滇池流域的主要污染源之一;同時隨著社會經(jīng)濟(jì)的持續(xù)發(fā)展,人口不斷增加,人口密度逐漸成為影響滇池生態(tài)脆弱度的主要因素。

敏感程度方面,該階段土著魚類種數(shù)、浮游植物密度和浮游動物多樣性是主要驅(qū)動因子。雖然2010-2020年間已展開諸多土著魚類增殖放流的活動,但由于2016年剛建立滇池土著魚類保護(hù)研究科技創(chuàng)新團(tuán)隊,魚類馴化技術(shù)、增殖放流及種子工程還待完善,且魚類的生態(tài)恢復(fù)需要較長的時間尺度,故土著魚類種數(shù)仍維持在極低水平。2015-2016年滇池全年平均藻密度約為1.34×108cells/L,達(dá)到了重度水華水平,與1990-2009年相比,2010-2020年浮游植物密度較高。2012-2015年隨著以魚控藻項目的開展,以鰱、鯽為主的經(jīng)濟(jì)魚類喜食大型浮游動物,同時滇池水體的富營養(yǎng)化程度較高,均導(dǎo)致浮游動物物種趨于單一化、浮游動物多樣性下降。

3.4 建議

根據(jù)滇池生態(tài)脆弱性評價結(jié)果,近年來土著魚類種數(shù)、浮游植物密度和化肥施用量(折純)是滇池生態(tài)系統(tǒng)功能紊亂的主要影響因素。因此,未來對滇池的保護(hù)建議從以下幾個方面出發(fā):

1)改善湖區(qū)生境條件,修復(fù)水生生物種群。實施底質(zhì)改良與地形重塑等措施,利用自然恢復(fù)方式恢復(fù)滇池湖體水生植被,構(gòu)建濕地、水域、河漫灘、跌水等豐富多樣的魚類產(chǎn)卵場和棲息繁衍地生境,科學(xué)制定增殖放流種類與數(shù)量,恢復(fù)土著水生生物種群。

2)建設(shè)農(nóng)業(yè)面源污染控制體系。推廣測土配方施肥技術(shù),調(diào)整滇池流域種植業(yè)生產(chǎn)結(jié)構(gòu),擴大綠色種植、循環(huán)農(nóng)業(yè)規(guī)模,在有效削減化肥施用量的同時因地制宜地構(gòu)建源頭-過程-末端全過程的農(nóng)業(yè)面源污染控制體系,促進(jìn)農(nóng)業(yè)綠色可持續(xù)發(fā)展。

4 結(jié)論

1)從時間分布來看,1980-2020年滇池生態(tài)系統(tǒng)脆弱程度呈先升高后降低的趨勢,其中生態(tài)脆弱度最高的是1990-2009年(0.502),屬于中度脆弱;其次為2010-2020年(0.359),屬于輕度脆弱;最后是1980-1989年(0.277),屬于輕度脆弱。其中,暴露程度綜合指數(shù)總體略有上升,脆弱程度綜合指數(shù)先顯著增加后又下降,適應(yīng)程度綜合指數(shù)呈線性上升趨勢。

2)滇池生態(tài)脆弱性受敏感程度指標(biāo)的顯著影響,其次為暴露程度指標(biāo)。暴露程度方面,影響生態(tài)系統(tǒng)的主要驅(qū)動因子逐漸從單一的工業(yè)污染向工農(nóng)業(yè)的復(fù)合污染轉(zhuǎn)變,1980-1989年工業(yè)廢水排放量為主要驅(qū)動因子,1990-2009年建設(shè)用地面積是主要脅迫因素,2010-2020年化肥施用量(折純)為影響滇池生態(tài)系統(tǒng)的主要外界因素。敏感程度方面,影響生態(tài)系統(tǒng)的主要驅(qū)動因子逐漸從水質(zhì)指標(biāo)向水生態(tài)指標(biāo)轉(zhuǎn)變,1980-1989年水體恢復(fù)能力是主要內(nèi)部因素,1990-2009年與2010-2020年土著魚類種數(shù)為主要驅(qū)動因子。

3)根據(jù)滇池生態(tài)系統(tǒng)存在的問題與滇池已開展的生態(tài)修復(fù),結(jié)合2010-2020年滇池生態(tài)脆弱性評價的主要驅(qū)動力,改善湖區(qū)生境條件、修復(fù)水生生物種群、建設(shè)農(nóng)業(yè)面源污染控制體系是提升滇池生態(tài)系統(tǒng)健康水平的主要對策。

致謝:本文的數(shù)據(jù)獲取得到了滇池管理局的大力協(xié)助,在數(shù)據(jù)處理、分析及評估過程得到了楊齊老師、周曉輝、徐雙、華映肖等人的大力幫助,在此表示誠摯的謝意。

5 附錄

附表Ⅰ和Ⅱ見電子版(DOI: 10.18307/2023.0528)。