景观格局包括景观要素的组成和空间配置, 通过影响生态过程对流域产生作用。景观组成即不同的土地利用方式, 其作为各种自然活动和社会活动的外在客观表现, 对流域水质有着重要的影响。不同的景观空间配置会使污染物的发生、迁移和转化等过程产生差异, 从而影响河流水质。景观特征与河流水质之间的关系非常复杂, 景观特征之间的相互作用和相互关系有很大的研究空间^[1]。目前, 景观格局对河流水质的影响已经成为国内外河流生态领域关注的热点方向之一^[2]。

随着地理信息技术和景观生态学的发展, 景观-水质的研究已经从最初的简单定性研究发展为结合各种水文、统计模型的定量研究^[3]。刘怡娜等^[4]研究发现：长江流域农田和城镇面积百分比分别与生态系统水质净化服务存在显著对数关系。王杰等^[5]采用相关分析法、冗余分析法研究了丹江上游景观格局与水质的关系, 发现耕地强烈影响着水质变化, 林地对水质有显著的正效应。此外, 许多学者^[6-8]认同河流水质受到空间尺度不同的影响, 但是如何对空间尺度进行界定目前还没有统一的标准。

张勇荣等^[9]在对筑坝河流域的研究中发现：子流域、河流缓冲区及监测点圆形缓冲区三种空间尺度中, 河流缓冲区和子流域尺度相关规律基本一致, 但与圆形缓冲区尺度相关规律差异较大。方娜等^[10]在对鄱阳湖湿地水质的研究中发现: 缓冲区尺度的土地利用方式对水质的解释度高于小流域尺度。许多研究^{[3, 11]}表明, 不同空间尺度差异对景观-水质关系的表现不同。

除了空间尺度, 景观格局在不同季节和时间对水质影响有所差异。Li等^[12]建立了我国洞庭湖典型的农业集约小流域景观特征与水质的关系模型, 发现在夏季和冬季, 景观指标对水质的解释量高于春季和秋季。欧洋等^[3]在对密云水库上游流域的研究中发现：雨季前景观对水质的影响最弱, 雨季中景观对水质的解释能力最强, 雨季后景观对水质的影响减弱。目前, 景观-水质研究大多采用空间分析、相关分析、多元回归分析、冗余分析和方差分析等方法对不同季节、不同空间尺度(集水区、子流域、缓冲区等)下流域水质与景观关系进行探究^[13-15]。

东江是珠江支流, 流域中下游地段是我国东南沿海地区快速城市化的代表性区域之一^[16]。近年来, 城市化导致流域内景观发生了剧烈的变化, 对生态环境影响深远。本文以东江流域为主要研究对象, 结合实地采样测得的氮磷数据, 运用ArcGIS水文分析、相关分析和冗余分析等方法, 探究景观组成和格局与流域水质之间的关系, 以集水区和缓冲区两种空间尺度为基础, 探究景观格局与水质关系, 辨析不同时间和空间尺度下流域景观格局对氮磷输出的影响, 明确景观格局在影响东江流域水质中的主导因子, 结果可为东江流域的科学治理提供建议。

1 资料与方法 1.1 研究区概况

东江流域位于珠江三角洲东北端, 它是深圳、香港、广东等一线城市的供水源地。东江发源于江西省寻乌县境内, 自东北向西南流入珠江。流经龙川、河源、紫金、惠阳、博罗、东莞等县市, 干流总长563 km, 流域总面积35340 km²。流域地势北高南低, 北部和中部为丘陵山地, 南部为三角洲、低洼地和沿海平原(图 1)。流域内上游多林地, 山地平原多分布在中下游。东江流域属于亚热带季风气候, 年平均气温21℃, 年平均降水量约1750 mm, 降水季节分布不均匀, 主要集中在4—9月。流域植被以亚热带常绿阔叶林为主, 农作物中北部以一年两熟或三熟水旱轮作为主, 南部以一年三熟粮食作物为主。

1.2 数据来源及处理

本研究所用水质数据来自于2017年3月(平水期)和7月(丰水期)对70个水质样点的实地采集, 水样采集完成后低温保存并迅速运回实验室进行参数分析。采用紫外分光法(UV2800)对总氮(WTN, water total nitrogen)进行测定, 采用钼睇抗分光光度法(UNICO2100)对总磷(WTP, water total phosphorus)进行测定, 每个指标测定3次后取平均值。

土地利用数据基于2015年Landsat TM/ETM影像, 来源于中国科学院国际科学数据服务平台(http://www.cnic.cn/zcfw/sjfw/gjkxsjjx/), 分辨率为30 m, 经解译, 将土地利用分为耕地、林地、草地、城镇、水域、未利用地6种类型(图 2)。本研究所采用的数字高程模型(Digital Elevation Model, DEM)数据来源于美国地质调查局网站(http://glovis.usgs.gov/), 分辨率为30 m。水系数据采用国家基础地理信息中心(http://www.ngcc.cn/ngcc/html/1/index.html)提供的1:250000水系矢量图层。

本研究采用ArcGIS的水文分析工具对各采样点的集水区进行嵌套式划分, 利用buffer工具, 提取河岸两侧宽500 m, 长度覆盖样点上游河流范围的河岸缓冲区。结合土地利用数据, 提取各样点集水区及缓冲区的土地利用数据, 导入Fragstats软件计算其景观指数。

1.3 研究方法 1.3.1 景观指数的选取

结合前人对东江流域的研究以及该流域的实际情况^[17-22], 本文从景观水平和斑块类型水平两个方面选取了斑块密度(Patch Density, PD)、景观分裂指数(Landscape Division Index, DIVISION)、边缘密度(Edge Density, ED)、蔓延度指数(Contagion, CONTAG)、最大斑块指数(Largest Patch Index, LPI)、相似邻近比例(Percentage of Like Adjacencies, PLADJ)、散布与并列指数(Interspersion & Juxtaposition Index, IJI)、香浓多样性指数(Shannon′s Diversity Index, SHDI)等8个指标。

1.3.2 分析方法

本研究采用Pearson相关分析和冗余分析(Redundancy Analysis, RDA)探索景观格局与氮、磷输出的关系。其中相关分析可以确定变量之间的关系, 常用相关系数|r|来反映变量之间相关关系的密切程度。冗余分析是一种回归分析结合主成分分析的梯度排序分析方法, 能够从统计学角度评价一组变量与另一组多变量数据之间的关系。它能够单独解释各个环境变量对水质变化的贡献率, 并能够有效地对多个解释变量进行统计检验。环境变量与水质参数之间的夹角大于90 °, 呈负相关关系；小于90°, 呈正相关关系；等于90°, 则不存在关系。同时, 线段长度反映了环境变量对水质影响程度的强弱^[23]。

2 结果与分析 2.1 景观格局与水质相关分析结果

对两次采样水质总氮(WTN, water total nitrogen)、总磷(WTP, water total phosphoru)数据、景观格局指数进行Pearson相关分析。结果如表 1所示。

在集水区：LPI、CONTAG与河流氮磷含量都表现出显著负相关；IJI、DIVISION、SHDI与河流氮磷含量表现出显著正相关。ED、PD与河流氮磷含量表现出正相关, PLADJ与河流氮磷含量表现出负相关, 但它们都与7月份总磷相关性不显著。从土地利用角度来看：林地与河流氮磷含量表现出强负相关, 城镇和水域与河流氮磷含量呈强正相关。未利用地在3月份与河流氮磷含量正相关, 7月份相关性不显著。耕地与河流氮磷含量正相关、草地与河流氮磷含量负相关, 但相关性都很微弱。

在缓冲区：土地利用对河流水质的影响比景观格局强, 3月份的影响比7月份显著。CONTAG与河流氮磷含量显著负相关, IJI与河流氮磷含量显著正相关；PD、ED和SHDI等指标与3月份河流总氮含量显著正相关, PLADJ与3月份河流总氮含量显著负相关, 但7月份的相关性都不显著。LPI、DIVISION与河流水质相关性不显著。从土地利用角度来看：林地、草地与河流水质呈显著负相关, 城镇与河流水质显著正相关, 水域与河流水质表现出正相关关系, 其中7月份水域与河流总氮含量无关, 其余土地利用方式与河流水质相关性微弱。

总体上, 景观组成与格局对河流总氮含量的影响大于总磷。就相关系数|r|来看, 大部分集水区的相关系数比缓冲区大, 3月份的相关系数比7月份大。

2.2 景观格局与水质冗余分析结果

本研究首先对各样本的水质指标进行除趋势对应分析(DCA分析), 结果显示所有排序轴中的最长梯度值为0.988(小于3.0), 所以采用线性模型(RDA)^[23]。样本与景观指数RDA分析结果如表 2所示。

在集水区尺度, 前两个排序轴特征根为0.445和0.016。DIVISION和SHDI对氮磷含量变化的解释量较高, 分别为0.31和0.30；其次为LPI、ED、CONTAG、PLADJ、林地和城镇；耕地、未利用地和草地对氮磷含量变化的解释量最小, 其值不足0.1。在缓冲区尺度, 前两个排序轴的特征根为0.415和0.026。林地和城镇对氮磷含量变化的解释量最高, 分别为0.26和0.24；其次为CONTAG、IJI、SHDI、草地和水域, 其解释量在0.1以上；其余指标对氮磷含量变化的解释量不足0.1。总体上来看, 流域对氮磷含量变化的解释量高于缓冲区, 即流域尺度对氮磷含量变化的影响更大, 这与相关分析所得出的结果一致。

RDA排序结果如图 3所示。在集水区, IJI、PD、SHDI、DIVISION、ED等景观指数与总氮总磷含量呈正相关关系, LPI、PLADJ、CONTAG等景观指数与总氮总磷含量呈负相关关系；耕地与氮磷含量关系不大, 水域、城镇与氮磷含量呈正相关关系。林地、草地与氮磷含量呈负相关关系。如图 3所示, 在缓冲区, IJI、SHDI、PD、DIVISION、ED以及未利用地、水域、城镇等指标与河流总氮总磷含量表现出强正相关；LPI、PLADJ、CONTAG和林地、草地等指标与河流总氮总磷含量表现出强负相关；耕地与氮磷含量的相关性不强。在两组排序图中都可以看出总氮的箭头较长, 且3月的箭头比7月的长, 表明土地利用及景观指数对总氮的影响程度较大, 且对3月份比7月份强。

3 讨论 3.1 景观组成与氮磷含量关系

在不同的时空尺度, 东江流域河流氮磷含量与城镇面积呈正相关关系, 城镇是河流氮磷的主要贡献源。这与夏品华等^[24]、罗璇等^[25]等的研究结论一致。在东江流域, 城镇面积不断增加且表现出集中化趋势^[22]。居民区、道路以及建设用地等不透水面的增加导致下渗减少, 污染物直接进入河流；居民的生产、生活活动产生大量的污水未经处理排入水体；此外, 居民区产生的各类垃圾得不到妥善处理, 通过地表径流冲刷进入河流, 对水体造成污染, 导致河道氮磷含量升高。

东江流域河流众多, 水域(包括滩涂、水库、湖泊、基塘和沟渠等)分布广泛。流域内养殖业数量多, 排污量大。且流域内畜禽养殖业管理粗放, 多采用水冲粪工艺, 未配套污水处理设施。当某一水体受污染后就会随水流扩展到周边河网。此外, 农村劳动力外出打工, 造成基塘缺乏管理, 水体富营养化^[26], 也加剧了水体中氮磷含量。因此水域面积与河道氮磷含量呈显著正相关关系。刘旭拢等^[27]的研究结果也证实了这一点。

在东江流域, 河流氮磷含量与耕地之间没有显著的相关性。这与丁佼^[17]、查智琴^[28]、夏品华^[24]等人研究结论相同。研究区渠网交错, 农业活动以水田为主。水田作为人工湿地, 可以有效截留流域内氮磷物质^[29], 净化水质。此外, 各种土地利用类型在空间上具有消长关系, 且研究区城市化水平高, 人口稠密, 经济发达, 城镇点源污染严重, 相比之下, 耕地对河流水质的影响不显著。

东江流域河流氮磷含量与林地、草地呈负相关关系。这与杨娅楠等^[30]、王晶萍等^[7]学者等的观点一致。林地和草地都有涵养水源, 保持水土的功效, 对污染物起到吸附、滞留和过滤的作用, 可以有效阻滞污染物向河流运输。研究区位于我国东南部, 草木茂盛, 林地面积占比约70%左右, 多分布在流域中上游且斑块集中成片, 连通性高, 有利于对氮磷等污染物的截留和阻拦。

3.2 景观格局与氮磷含量关系

东江流域氮磷污染受景观整体性的影响。分析结果显示, DIVISION和IJI这两个指标都与河流总氮总磷含量呈正相关关系, 这与宫殿林等^[13]、蔡宏等^[31]学者的研究结果一致。东江流域上游景观分裂度低, 中下游地区景观分裂度高^[22]。这是因为流域上游多山地丘陵, 人类活动受限；中下游城市扩张迅速, 经济以高新技术产业为主, 居民生产生活对基础设施的需求大, 导致对自然景观的开发强度增加, 景观整体性受损, 河流氮磷污染也随之增加。

SHDI高值表明景观多样性丰富, ED与PD高值说明景观破碎程度大。东江流域SHDI、ED与PD皆与河流总氮总磷含量呈正相关关系, 意味着随着人类活动干扰强度增加, 河流氮磷污染加重。这与刘晓君等^[32]、普军伟等^[33]、曹灿等^[14]学者的研究结果一致。东江流域景观多样性呈上游小, 下游大的趋势, 且高值区为经济发达的城镇地区^[22]。这说明随着快速城镇化, 为满足需求, 原有的自然景观斑块被割裂成若干多元小斑块, 景观多样性和破碎度增加。例如道路以及河道等基础设施的修建；耕地、林地等转移为建设用地, 都会导致景观破碎程度增加, 连通度下降, 河流氮磷污染也随之加重。

反之, LPI值高意味着景观整体性好, 破碎度低, 人类干扰活动少。这与吉冬青^[34]等学者的研究结论一致。东江流域上游多山地丘陵, 植被覆盖度高, 整体景观格局较完整, 最大斑块指数较高, 人类活动对自然环境的开发程度有限, 氮磷污染输出少；流域下游为三角洲和沿江平原, 地形平坦, 城市扩张迅速, 最大斑块值相对较低^[22], 人为因素对景观的影响突出, 氮磷污染输出较多。因此, LPI在不同季节都与河流氮磷含量呈负相关关系。

CONTAG和PLADJ表示斑块集聚程度和景观面积比, 这两个指标在东江流域都与氮磷含量负相关。流域上游以林地为主, 景观团聚程度较好, 斑块连通性高, 有助于对污染物质的截留和过滤。流域下游邻近粤港澳大湾区, 城市扩张迅速, 对自然景观的干扰性大, 景观破碎, 异质性高, 各斑块分散且连通性差, 导致氮磷输出增加。这与徐建锋等^[35]的研究结果一致。

3.3 不同时空尺度下景观格局与氮磷含量关系

本研究结果显示：东江流域3月份河流氮磷含量与景观指数的相关性比7月份高, 即平水期高于丰水期, 郭玉静等^[36]的研究也证实了这一结论。究其原因可能是由于丰水期降水多, 冲刷能力强, 河流流量和流速增加, 污染物质停留时间短, 各种植物的吸附过滤作用受到影响, 且丰水期流量大, 雨水对污染物质起到稀释作用, 使得污染物浓度降低。平水期降雨相对较少, 汇流减少, 工业废水和生活污水长期稳定排放, 其对氮磷输出的贡献凸显。此时, 河流流量、流速相对稳定, 污染物在水体中维持时间较长。

在空间尺度, 东江流域集水区景观格局与河流氮磷含量的相关性更高, 即流域尺度的景观格局对河流氮磷污染的影响更大。此结论与张军等^[37]在对丹江流域的研究结果一致。另外, 氮素受控于不同的土地利用方式上的人类活动, 而磷的影响因素更复杂多样, 因此总氮含量与景观指数的相关性要高于总磷, 赵军等^[38]、Molinero等^[39]的研究也得到了相同结论。

4 结论

本研究采用相关分析和冗余分析, 对东江流域景观格局与氮、磷输出的关系进行了不同空间尺度和季节变化的研究, 结论如下：

(1) 城镇、水域对河流氮磷污染有负面影响, 其中城镇是氮、磷输出的主要来源。林地、草地面积对河流氮磷含量有正面影响。

(2) 景观破碎度、分离度与多样性与河流氮磷输出呈正相关关系, 景观聚散性与优势度与河流氮磷输出呈负相关关系。

(3) 平水期河流氮磷含量与景观格局的相关性强于丰水期；集水区尺度河流氮磷含量与景观格局相关性高于缓冲区尺度；此外, 总氮对景观格局的响应比总磷更敏感。