2022, Vol. 43
2. 江西理工大学土木与测绘工程学院, 赣州 341000;
3. 赣江上游水文水资源监测中心, 赣州 341000
2. School of Civil and Surveying & Mapping Engineering, Jiangxi University of Science and Technology, Ganzhou 341000, China;
3. Monitoring Centre for Hydrology and Water Resources Upstream Ganjiang River, Ganzhou 341000, China
水资源是人类生存与发展的基础, 是国家长治久安的关键.目前, 世界上有近80%的人口仍面临着严重的水安全威胁[1].我国作为世界缺水大国, 一直致力于水资源保护工作, 并将水环境保护作为国家环境建设的重点. 2015年, 国务院颁发实施了以改善水生态质量为核心的“水污染防治行动计划”, 加快推进了我国水环境保护工作.截至2020底, 我国水质优良断面比例高达87%, 同比增长2.1%, 表明我国水污染治理到达了新的高度[2].但部分地区由于受到人类活动强烈的干扰, 地表破坏严重, 水质状况仍旧不乐观[3].有研究发现景观生态可以通过作用于污染物发生、迁移和转化等过程来影响河流水质[4], 因此, 探讨地面景观格局与水质的响应规律及其影响机制是水文环境治理及优化管理的关键.
景观格局是指地表景观要素以一定的空间配置方式进行排列和组合[5], 其服务于特定的水文生态环境.受人类活动与自然属性等多项因素的影响, 景观格局与水质的响应关系存在显著的地域性[6, 7]和时序效应[8, 9], 研究方法主要集中于冗余分析法、Spearman秩相关和多元回归分析等[10~12].空间尺度类型主要有流域尺度、河岸带缓冲区尺度和圆形缓冲区尺度, 目前普遍认为景观格局对水质的影响存在空间尺度效应, 但对于最佳空间尺度的确定仍受具体分析区域影响[13, 14], 如曹灿等[15]研究发现艾比湖区300 m河流缓冲区内的景观格局对水质的解释最佳.Sliva等[16]的研究发现安大略省南部流域景观特征与水质的相关性最强.朱颖等[17]的研究发现800 m圆形缓冲区内阳澄湖小流域景观格局与水质相关性最好.因此, 探讨更多典型区域空间尺度景观格局对水质影响仍具有非常重要的现实意义.
东江源流域是东江流域的源头区域, 是粤港澳大湾区生产生活安全供水的保障, 其景观格局的建设对维护东江源流域水质安全起着极其重要的作用.以往学者主要从宏观角度研究整个东江流域对水质的影响, 研究的重点偏向于流域中下游[18], 空间尺度主要集中于河岸带缓冲区和子流域尺度, 内容侧重于景观类型组成对水质影响[18, 19], 对于综合景观结构和景观类型信息的不同空间尺度景观格局对水质影响的研究较为缺乏.因而, 为了进一步探讨东江源流域不同空间尺度景观格局与水质的关系, 本研究选取东江源流域作为实验区, 结合GIS空间分析方法研究东江源流域2017~2019年水质空间变化特征; 在划分多个圆形缓冲区的基础上, 运用相关分析和冗余分析方法, 分析东江源流域不同空间尺度景观格局与水质的关系.通过探寻东江源流域何种空间尺度的景观格局对水质的影响较大以及景观格局对水质的影响规律, 以期为东江源流域水质管理提供科学参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况东江是珠江流域四大水系之一, 位于珠江三角洲的东北端, 其北部与江西省南部相接.其中, 江西省寻乌、安远和定南三县位于珠江流域东江水系的流域面积为3 524 km2, 属于东江流域的河源地区, 简称东江源流域, 位于江西省赣州市境东南部, 与广东省接壤.占东江全流域面积的13.3%, 以山地和丘陵为主, 林地资源丰富, 蕴藏稀土、钨、铀和铁等矿产资源, 是江西省稀土资源主要产地之一.水系主要包括寻乌水和定南水(图 1), 二者在广东省的龙川县合河坝汇合, 然后流经河源、惠州和东莞三市汇入珠江.
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图 1 东江源流域位置、水系和监测点位置分布示意 Fig. 1 Distribution of Dongjiang River source watershed, water system, and monitoring site locations |
水质数据来源于赣州市水文局, 主要包括2017~2019年的月监测水质数据.共有18个监测点, 寻乌水(1~9)和定南水(11~18)分别有9个(图 1).选取5个水质指标展开分析, 包括pH值、氨氮(NH4+-N)、总磷(TP)、总氮(TN)和高锰酸盐指数, 对5个水质指标的月监测数据取平均值获得2017~2019年的年监测水质数据.土地利用数据来源于地理国情监测平台(http://www.globallandcover.com), 为2018年30 m精度的二级分类数据.将原数据中的二级分类土地利用数据重新合并为一级分类土地利用数据, 分为水田、旱地、林地、草地、水域和建设用地六大类别(图 2). 运用ArcGIS10.2建立18个监测点的缓冲区, 在分析前人研究的基础上[5~10], 缓冲半径选取200、500、1 000、1 500、2 000和2 500 m, 并与土地利用类型数据叠加获得不同空间尺度的土地利用类型数据, 并通过FRAGSTATS 4.2软件计算监测点在不同空间尺度的景观水平景观指数和类型水平景观指数.选取2018年的年监测水质数据与计算获得的景观指数, 运用相关分析和冗余分析方法探究东江源流域不同尺度空间景观格局与水质的关系.
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图 2 东江源流域2018年土地利用类型 Fig. 2 Land use types of Dongjiang River watershed source in 2018 |
参考已有研究[7~12], 从破碎度、丰富度、聚集度和优势度选取6个景观指数, 包括香农多样性指数(SHDI)、最大斑块指数(LPI)、聚集度指数(AI)、景观形状指数(LSI)、斑块个数(NP)和类型斑块占景观面积的比例(PLAND).其中, NP和LSI反映景观破碎度, SHDI反映景观类型丰富度, AI反映景观聚集度, LPI和PLAND反映景观优势度.景观水平上选取SHDI、LPI、AI、LSI和NP; 类型水平上选取LPI、PLAND、AI、LSI和NP.各个景观指数的生态含义如表 1所示.
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表 1 景观指数及其生态意义 Table 1 Landscape index and its ecological significance |
1.3.2 Pearson相关系数分析
采用Pearson相关系数分析水质指标与类型水平景观指数的相关程度.具体公式为：
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(1) |
式中, aj为水质指标值; bj为景观指数数值; r为水质指标与景观指数的相关系数, 介于-1~1之间.当0＜r＜1时, 水质指标与景观指数呈正相关; 当-1＜r＜0时, 水质指标与景观指数呈负相关; 当r=0时, 两者间不存在相关性.相关系数绝对值越大表明水质指标与景观指数的相关性越强.
1.3.3 典型对应分析与冗余分析对水质数据与不同空间尺度的景观水平景观指数进行约束排序分析、典型对应分析(CCA)和冗余分析(RDA)是约束排序分析法中的两种方法, 这两种方法都可获得景观格局对水质指标的解释能力[9].在排序分析之前需对水质数据进行除趋势对应分析(DCA), 以此判断4个轴中的梯度最大值, 若梯度最大值小于3, 则采用冗余分析方法; 梯度最大值大于4时, 典型对应分析方法更适合; 梯度值介于3和4之间, 两种方法皆适用.
本研究以水质指标为因变量和景观指数为解释变量, 分析景观指数对水质指标的解释能力, 并制作二维排序图将二者间的解释关系直观地表示出来.箭头长度反映景观指数对水质指标的解释力度, 长度越长表示景观指数解释度越强.景观指数箭头方向与水质指标箭头方向夹角小于90°时, 表示两者呈正相关, 夹角大于90°时, 则呈负相关, 若夹角接近或等于90°, 说明两者不存在任何关系.
2 结果与分析 2.1 东江源流域水质统计特征分析表 2描述了2017~2019年东江源流域水质指标统计特征. 2017~2019年间, NH4+-N和TN均值总体下降, NH4+-N均值都满足Ⅲ类水质标准, TN均值都属于Ⅴ类水质标准; 变异系数都有所降低, 且均大于36, 属于强变异范畴[6], 说明东江源流域NH4+-N和TN的分布存在强烈的空间分异.高锰酸盐指数与TP均值略微增加, 但整体变化不大, 均满足Ⅱ类水质要求; 变异系数都是2018年最大, 2019年最小, 2019年TP和高锰酸盐指数的变异系数分别是21和11, 可见东江源流域高锰酸盐指数与TP空间变异性有所下降.
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表 2 水质指标的描述性统计特征 Table 2 Descriptive statistical characteristics of water quality indicators |
2.2 东江源流域水质空间变化特征
参考我国地表水质评价标准(GB 3838-2002, 表 3), 对2017~2019年5个年监测水质指标进行可视化(图 3).从空间上看, 除16和17监测点外, 其余监测点水质总体偏弱碱性且波动较小; 相对其它水质指标, 东江源流域TN污染较为严重, 38%以上监测点TN浓度超过Ⅴ类以上水质标准, 寻乌水TN污染程度强于定南水.从时间上看, 寻乌水TN污染具有加重的趋势; NH4+-N污染逐渐改善, 除16和17监测点外, 其余监测点NH4+-N浓度都满足Ⅱ类水质要求; 定南水下游TP污染有所上升, 但总体波动不大, 寻乌水下游高锰酸盐指数略微增加, 水质指标均达到Ⅱ类以内水质标准.综上所述, 东江源流域水质整体偏好, 寻乌水TN污染仍旧严重, 2、3、8、9、15、16和17监测点TN污染程度较高.
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表 3 地表水环境质量标准(GB 3838-2002)1)/mg·L-1 Table 3 Surface water environmental quality standards (GB 3838-2002)/mg·L-1 |
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图 3 2017~2019年东江源流域水质空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of water quality in Dongjiang River source watershed from 2017 to 2019 |
SHDI属于敏感性指标, 其值越高代表土地利用类型越丰富, 景观类型趋于均衡化.随着缓冲区半径的增加, SHDI值呈逐渐上升的趋势, 说明大尺度空间的景观多样性较高, 空间异质性较强. 200 m缓存区内SHDI的最小值、最大值和中位数都是最小的, 所以该缓冲区内的空间异质性最弱[图 4(a)].随着缓冲区半径的增加, NP值逐渐增大, 斑块个数变多, 土地利用破碎度越高, 空间异质性增强[图 4(b)].LSI反映了景观斑块形状的规则化程度, 随着空间尺度的增加, LSI值呈逐渐上升的趋势, 说明景观形状复杂度随着研究尺度增加而不断变大, 形状多样性增大[图 4(c)].总体而言, 小尺度的研究区景观异质特征较弱, 土地破碎化程度较低.
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图 4 不同空间尺度的景观指数值 Fig. 4 Landscape indices at different spatial scales |
由图 5可知, 各个缓冲区内的土地利用类型主要以林地、建设用地和水田为主, 其它土地利用类型为辅.随着缓冲半径的增加, 林地和草地面积比例呈逐渐上升的趋势, 建设用地面积比例则明显减少, 水田面积比例变化较小, 旱地面积比例有所波动, 整体呈上升的态势.各景观组成类型的LSI和NP整体表现随着缓冲半径增加而增加, 说明建设用地、旱地、林地、水田和草地的景观异质性在逐渐变高.
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(a)不同尺度景观组成类型面积占比, (b)景观形状指数, (c)斑块个数 图 5 不同尺度空间类型水平景观指数和景观组成类型面积占比分析 Fig. 5 Analysis of landscape index types and the proportion of landscape composition types at different spatial scales |
基于SPSS软件计算景观指数与水质指标的相关性.如图 6所示, 200 m缓冲区内, 水田PLAND和AI与TP呈显著负相关, 建设用地LPI与TP呈显著正相关, 旱地LSI与pH和高锰酸盐指数, NP与NH4+-N呈显著正相关. 500 m缓冲区内, 水田AI与NH4+-N和高锰酸盐指数呈显著负相关, LSI与NH4+-N和高锰酸盐指数呈显著正相关, 建设用地LSI与TP呈现显著负相关. 1 000 m缓冲区内, 水田LSI与NH4+-N呈显著正相关, 旱地AI与TN呈显著负相关, 林地LPI和PLAND与TP呈显著负相关, NP与NH4+-N和高锰酸盐指数呈显著正相关.草地AI与TN呈显著正相关, 建设用地PLAND和LPI与TP和TN都呈显著正相关, AI与TP呈显著正相关.
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1.PLAND(200 m), 2.NP(200 m), 3.LPI(200 m)4.AI(200 m), 5.LSI(200 m), 6.PLAND(500 m), 7.NP(500 m), 8.LPI(500 m), 9.AI(500 m), 10.LSI(500 m), 11.PLAND(1 000 m), 12.NP(1 000 m), 13.LPI(1 000 m), 14.AI(1 000 m), 15.LSI(1 000 m), 16.PLAND(1 500 m), 17.NP(1 500 m), 18.LPI(1 500 m), 19.AI(1 500 m), 20.LSI(1 500 m), 21.PLAND(2 000 m), 22.NP(2 000 m), 23.LPI(2 000 m), 24.AI(2 000 m), 25.LSI(2 000 m), 26.PLAND(2 500 m), 27.NP(2 500 m), 28.LPI(2 500 m), 29.AI(2 500 m), 30.LSI(2 500 m), 31.pH(林地), 32.高锰酸盐指数(林地), 33.NH4+-N(林地), 34.TP(林地), 35.TN(林地), 36.pH(建设用地), 37.高锰酸盐指数(建设用地), 38.NH4+-N(建设用地), 39.TP(建设用地), 40.TN(建设用地), 41.pH(水田), 42.高锰酸盐指数(水田), 43.NH4+-N(水田), 44.TP(水田), 45.TN(水田), 46.pH(旱地), 47.高锰酸盐指数(旱地), 48.NH4+-N(旱地), 49.TP(旱地), 50.TN(旱地), 51.pH(草地), 52.高锰酸盐指数(草地), 53.NH4+-N(草地), 54.TP(草地), 55.TN(草地); *表示相关性显著(P＜0.05), ** 表示相关性显著(P＜0.01) 图 6 水质与类型水平景观指数相关性 Fig. 6 Correlation between water quality and type level landscape indexes |
1 500 m缓冲区内, 水田NP与高锰酸盐指数和NH4+-N呈显著正相关, LSI与NH4+-N呈显著正相关, AI与TN呈显著负相关, 旱地AI与高锰酸盐指数和NH4+-N呈显著负相关、林地LSI与NH4+-N呈显著正相关.建设用地PLAND和LPI与TP和TN都呈显著正相关. 2 000 m缓冲区内, 水田LSI与高锰酸盐指数和NH4+-N呈显著正相关, AI与高锰酸盐指数呈显著负相关; 旱地AI与TN呈显著负相关; 林地PLAND、LPI和AI与TP呈显著负相关, NP与TP呈显著正相关, LSI与NH4+-N呈显著正相关, 林地NP和LSI与pH呈显著负相关; 草地NP与TP呈显著正相关, AI与TN呈显著负相关; 建设用地PLAND和LPI与TP和TN都呈显著正相关, 建设用地NP和LSI与pH呈显著负相关. 2 500 m缓冲区内, 林地NP和LPI与TP呈显著正相关和负相关, LSI与NH4+-N呈显著正相关, 建设用地PLAND和LPI与TN和TP均呈显著正相关, 建设用地NP与pH呈显著负相关, 水田LSI与高锰酸盐指数和NH4+-N呈显著正相关, NP与NH4+-N呈显著正相关.
2.4.2 不同空间尺度景观水平景观指数与水质冗余分析运用CANOCO5.0软件分析景观指数与水质指标的关系. 2018年水质指标的除趋势对应分析(DCA)结果显示, 所有排序轴中的最大梯度值是0.22(小于3), 因此选用冗余分析的方法研究水质指标与景观水平景观指数的关系, 其分析结果如表 4所示. 2 000 m缓冲区的景观水平景观指数对水质指标的解释率最高为50.5%, 其特征值和相关系数分别为0.43和0.729, 说明该尺度下的排序图可以较好地反映景观水平景观指数与水质指标的关系[14].如图 7所示, NH4+-N、TP、TN和高锰酸盐指数均与LSI、NP和SHDI呈正相关, 与LPI和AI呈负相关.从排序图中可以看出(图 7), TN、NH4+-N和高锰酸盐指数的箭头相对较长, 说明景观水平的景观指数对3个水质指标的影响更大.
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表 4 不同空间尺度排序轴特征值及对总方差的解释比例 Table 4 Eigenvalues of ordination axes and their explained ratio of total variance at different spatial scales |
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图 7 水质指标与景观水平景观指数的排序分析 Fig. 7 Sorting analysis graph of water quality index and landscape level landscape indexes |
林地在2 000m缓冲区内与更多水质指标的相关性通过显著性检验.从表 5可以得出, 林地PLAND、LPI和AI越大, TP浓度就越低, 林地NP和LSI越大, NH4+-N和TP浓度就越高, 这与刘婉锐等[11]、刘成建等[20]和田皓予等[21]的研究结论一致.这是因为林地作为汇景观类型, 其冠层下的土壤层可对地表径流过程中携带的污染要素进行截留吸附, 达到净化水质的效果[22, 23].当林地斑块间的连通性变差时, 林地对污染物质的汇集能力会减弱, 可能会发生污染物“泄漏”.早期东江源流域当地居民生态保护意识薄弱, 对森林资源不加节制地开采破坏, 使得森林斑块连通度直线下降, 导致东江源流域水质严重下降, 森林涵养水源和保持水土的功能严重退化[24, 25].随后东江源流域开展生态环境建设, 采取禁止森林乱砍滥伐、实施森林保护重点工程等措施, 东江源流域水质才得到明显改善[26].东江源流域林地面积比例高达70%以上, 科学地利用其与水质的负效应, 确保林地资源总量不受影响, 禁止人为干扰对林地团聚性造成破坏, 才是有效提高东江源流域水质的良策.
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表 5 林地景观指数与水质相关性(2 000m)1) Table 5 Correlation between forest landscape indexes and water quality (2 000m) |
水田在500 m缓冲区内与水质指标的相关性更强(表 6), 旱地在200 m缓冲内与更多水质指标的相关性通过显著性检验(表 7).水田LSI越大、AI越小, 旱地NP和LSI越大, NH4+-N和高锰酸盐指数浓度就越高, 即耕地斑块破碎度越大, 水质污染风险就越高, 该结果与吕乐婷等[19]的结论不一致, 原因可能与研究区城市化水平较低有关, 城镇区域导致的水域污染不足以覆盖耕地对水质的负面影响[27], 由此说明景观类型面积比例不同会使得主导水质污染的源景观类型具有区域性.东江源流域耕地大多分布在河流沿岸, 耕地聚集分布的区域沿河流岸边一般都种植有成排的防护林, 集中布局的耕地携带的污染物质在径流过程中先流经林地, 使得污染物质在未抵达河流之前就被林地吸附住.而一些零星的耕地如果分布在离岸边较近但不具备防护林的区域, 就会对河流水质产生较大的威胁.寻乌县和安远县从2019年起相继开展高标准农田建设, 高标准农田建设是指通过改造土地布局, 将土地建设成集中连片、设施配套、高产稳产、生态良好和抗灾能力强的基本农田[28], 该项目的建设势必会对东江源流域水质的进一步改善起到很大的促进作用.
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表 6 水田景观指数与水质相关性(500 m) Table 6 Correlation between paddy field landscape indexes and water quality(500 m) |
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表 7 旱地景观指数与水质相关性(200 m) Table 7 Correlation between dry land landscape indexes and water quality(200 m) |
建设用地在2 000m范围内与更多水质指标的相关性通过显著性检验.从表 8可以得出, 建设用地PLAND和LPI越大, TP和TN的浓度就越高, 这与匡文慧等[29]、项颂等[30]和吕志强等[31]的研究结论一致.这是因为东江源流域的工业主要是以稀土、钨开采冶炼为主的矿业和加工制造业[32], 工业生产产生的废水集中排放入河流, 污水处理配套设施的不完善[33], 使得未经过处理的居民生活污水直接流入河流, 加之建筑材料具有不透水特质, 雨水冲刷建筑物后, 形成的径流会携带污染物质进入河流, 都会加剧河流水质恶化.为加强东江源流域生态环境保护, 当地政府自2004年起就采取了关闭部分矿山、治理污染工业和建立污水处理厂与垃圾中转站等措施, 有关措施的实施对东江源流域水质的改善起了很大的作用[34].虽然近年废弃矿山治理政策得到有效落实, 但由于以往不合理的矿山开采, 废弃矿山治理难度较大, 矿区污染对水质仍有较大的影响, 如监测点16和17所在区域是东江源流域有名的矿区, 相较于其它监测点, 其水质状况显然是最差的.因而, 需继续完善污水废料处理设备的建立与实施, 严格把控污水排放, 进一步加大对废弃矿山的治理力度, 才能从根本上改善东江源流域水质.
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表 8 建设用地景观指数与水质相关性(2 000 m) Table 8 Correlation between construction land landscape indexes and water quality (2 000m) |
草地与水质在2 000m范围内与更多水质指标的相关性通过显著性检验.从表 9可以得出, 草地AI越大、NP越小, TP和TN浓度就越低, 这与范志平等[6]和张晓伦等[35]的研究结论相同.草地的聚集可以增强草地对TP和TN的阻碍作用, 从而达到降低河流污染的风险.也有相关研究表明草地对水质起到“源”的作用[36], 究其原因可能是草地种植方式存在差异[27]、管理方式不当[6]或草地面积占比较少, 受到“源”类型景观的干扰, 减弱了对污染物质的吸附功能.东江源流域草木资源丰富, 对水质具有很好的涵养作用, 加强对草地资源的有效管理, 增强草地间的连接度, 可有效阻止氮磷物质流入河流, 起到净化水质的作用.
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表 9 草地景观指数与水质相关性(2 000m) Table 9 Correlation between grassland landscape indexes and water quality (2 000m) |
3.2 景观水平景观指数对水质影响分析
根据结果显示, 东江源流域景观组成类型斑块的聚集度和连通性越强, 水质状况越好; 相反, 景观组成类型斑块破碎度和异质性越高, 水质越差.LPI反映的是最大斑块面积占比, 是优势度的表征, 结果显示LPI与东江源流域水质指标呈负相关, 这与东江源流域的优势景观类型是林地有关, 优势景观类型是“汇”类型时, 水质状况会得到较大的提高[37]. SHDI表示景观类型的丰富度, 景观多样性增加, 汇流过程中经过的土地类型越多, 流经源景观的概率越大, 水质下降的风险也相应增加[36].而且, SHDI值越高意味着人类活动干扰程度越大[38], 表明河流水质的恶化与人类活动具有很大的关系.
AI反映了景观类型斑块的聚合度, 说明紧密的景观类型斑块更有利于水质的改善, 东江源流域优势景观类型是林地, 景观斑块团聚效果好, 有利于对污染物质进行截留过滤.NP和LSI反映了地表景观的破碎度和复杂度, 景观组成类型斑块分裂度高、破碎化严重会加剧东江源流域水质污染, 这与吕乐婷等[19]的研究结论一致.东江源流域早期粗放式发展严重地破坏了地表景观结构, 如不加节制地开展退林为耕、矿山开采和果园开发等活动[25], 则地表景观破裂化程度加重, 导致河流水质恶化.
3.3 空间尺度土地景观格局对水质影响分析河流水质特征是受景观格局制约的物质和能量再分配过程[39], 本研究发现东江源流域不同空间尺度的景观指数对水质影响具有明显差异, 这也与已有的研究结论一致[37, 40], 由此说明通过规划土地格局来实施对水质的管理要重点考虑土地景观格局的空间尺度性, 以期达到水质管理效益最大化.根据结果显示, 类型水平上, 林地、建设用地和草地均是2 000 m缓冲区内的景观格局对水质影响较大, 而水田和旱地则显示较小缓冲区内的景观格局对水质影响更强.景观水平上, 2 000 m缓冲区内的景观格局对水质影响最大.综合本研究结果, 应重点关注2 000 m缓冲区内景观的规划与配置, 增强林地和草地的连通性, 禁止人为干扰破坏林草地的聚集度; 合理安排建设用地面积与加强城镇污水集中处理设施的建设和使用, 进一步加大对废弃矿区的治理力度; 加强耕地集约化处理, 在耕地集中分布的区域加强其岸边防护林建设, 对劣质耕地采取退耕还林还草方式, 有助于增强东江源流域水环境生态功能, 实现对东江源流域水资源的有效管理.
4 结论(1) 东江源流域水质整体好转, 但TN污染仍旧严重, TN和NH4+-N呈现更加显著的空间变异性.截至2019年, 全部监测点TN年均浓度都超过Ⅲ类水质标准限值, 其余水质指标年均浓度都达到Ⅱ类以内水质标准.
(2) 景观水平上, NH4+-N、TP、TN和高锰酸盐指数与LSI、NP和SHDI呈正相关, 与LPI和AI呈负相关.类型水平上, 建设用地是东江源流域TN、TP输出的主要来源, 类型水平上, 建设用地是东江源流域TN和TP输出的主要来源, 建设用地LPI与TP和TN呈显著正相关; 林地LSI和NP与NH4+-N呈正相关, 林地NP与TP呈正相关, 林地LPI和AI与TP呈负相关; 草地NP与TP呈正相关, 草地AI与TP呈负相关.
(3) 应重点关注2 000m缓冲区范围内景观的规划与配置, 通过增强林草地连通性、城镇污水控制排放与集中处理设施的合理配置及废弃矿区的强化治理, 来提高东江源流域水生态功能.另外, 对耕地进行集约化处理, 在耕地集中区域加强其岸边防护林的建设也有助于增强东江源流域水生态功能.
| [1] |
任嘉衍. 伊河流域景观格局对水质的影响[D]. 开封: 河南大学, 2018. Ren J Y. The effects of landscape pattern on water quality in Yihe River basin[D]. Kaifeng: Henan University, 2018. |
| [2] | 生态环境部. 生态环境部通报2021年12月和1-12月全国地表水、环境空气质量状况[EB/OL]. https://www.mee.gov.cn/ywdt/xwfb/202201/t20220131_968703.shtml, 2022-01-31. |
| [3] |
陈仁祥, 高杨, 宋勇, 等. 龙南足洞稀土矿区地下水水质特征及健康风险评价[J]. 有色金属(矿山部分), 2021, 73(3): 111-118. Chen R X, Gao Y, Song Y, et al. Groundwater quality characteristics and health risk assessment in Longnan Zudong rare earth mine[J]. Nonferrous Metals (Mine Section), 2021, 73(3): 111-118. DOI:10.3969/j.issn.1671-4172.2021.03.017 |
| [4] |
蔡莹, 杨旭, 万鲁河, 等. 北方寒冷地区冻融期河岸缓冲区土地利用结构对河流水质的影响[J]. 环境科学学报, 2019, 39(3): 679-687. Cai Y, Yang X, Wan L H, et al. Influence of land use structure in riparian buffers on river water quality during the freezing and thawing period in northern cold region[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(3): 679-687. |
| [5] |
刘绿怡, 丁圣彦, 任嘉衍, 等. 景观空间异质性对地表水质服务的影响研究——以河南省伊河流域为例[J]. 地理研究, 2019, 38(6): 1527-1541. Liu L Y, Ding S Y, Ren J Y, et al. Effects of landscape spatial heterogeneity on surface water quality service: a case study in Yihe River basin, Henan Province[J]. Geographical Research, 2019, 38(6): 1527-1541. |
| [6] |
范志平, 刘建治, 赵悦, 等. 蒲河水质空间异质性特征及其对流域土地利用方式的响应[J]. 生态学杂志, 2018, 37(4): 1144-1151. Fan Z P, Liu J Z, Zhao Y, et al. Spatial heterogeneity of water quality and its response to land use in Puhe River basin[J]. Chinese Journal of Ecology, 2018, 37(4): 1144-1151. |
| [7] | Zhang J J, Gurkan Z, Jørgensen S E. Application of eco-exergy for assessment of ecosystem health and development of structurally dynamic models[J]. Ecological Modelling, 2009, 221(4): 693-702. |
| [8] | Shehab Z N, Jamil N R, Aris A Z, et al. Spatial variation impact of landscape patterns and land use on water quality across an urbanized watershed in Bentong, Malaysia[J]. Ecological Indicators, 2021, 122. DOI:10.1016/j.ecolind.2020.107254 |
| [9] |
郭羽羽, 李思悦, 刘睿, 等. 黄河流域多时空尺度土地利用与水质的关系[J]. 湖泊科学, 2021, 33(3): 737-748. Guo Y Y, Li S Y, Liu R, et al. Relationship between landscape pattern and water quality of the multi-scale effects in the Yellow River basin[J]. Journal of Lake Sciences, 2021, 33(3): 737-748. |
| [10] |
王小平, 张飞, 李晓航, 等. 艾比湖区域景观格局空间特征与地表水质的关联分析[J]. 生态学报, 2017, 37(22): 7438-7452. Wang X P, Zhang F, Li X H, et al. Correlation analysis between the spatial characteristics of land use/cover-landscape pattern and surface-water quality in the Ebinur Lake area[J]. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(22): 7438-7452. |
| [11] |
刘婉锐, 朱卫红, 姜明, 等. 布尔哈通河流域景观格局与河流水质关系研究[J]. 湿地科学, 2020, 18(6): 750-758. Liu W R, Zhu W H, Jiang M, et al. Relationship between landscape pattern of Buerhatong River basin and water quality of Buerhatong River[J]. Wetland Science, 2020, 18(6): 750-758. |
| [12] |
于磊, 赵彦伟, 汪思慧, 等. 不同时空尺度下流域景观格局与水质的相关性研究——以嫩江右岸典型子流域为例[J]. 水土保持通报, 2011, 31(5): 254-258. Yu L, Zhao Y W, Wang S H, et al. Correlation between landscape pattern and river water quality at various temporal and spatial scales——a case study of typical sub-watersheds of Nenjiang River right bank[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2011, 31(5): 254-258. |
| [13] |
方娜, 刘玲玲, 游清徽, 等. 不同尺度土地利用方式对鄱阳湖湿地水质的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5348-5357. Fang N, Liu L L, You Q H, et al. Effects of land use types at different spatial scales on water quality in Poyang Lake wetland[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5348-5357. |
| [14] |
张微微, 李晓娜, 王超, 等. 密云水库上游白河地表水质对不同空间尺度景观格局特征的响应[J]. 环境科学, 2020, 41(11): 4895-4904. Zhang W W, Li X N, Wang C, et al. Water quality response to landscape pattern at different spatial scales in Baihe River in the upper reaches of the Miyun Reservoir[J]. Environmental Science, 2020, 41(11): 4895-4904. |
| [15] |
曹灿, 张飞, 阿依尼格尔·亚力坤, 等. 艾比湖区域景观格局与河流水质关系探讨[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1568-1577. Cao C, Zhang F, Yalikun A, et al. Relationship between landscape pattern and water quality in the Ebinur Lake region[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1568-1577. |
| [16] | Sliva L, Williams D D. Buffer zone versus whole catchment approaches to studying land use impact on river water quality[J]. Water Research, 2001, 35(14): 3462-3472. |
| [17] |
朱颖, 王怡, 贺风春, 等. 景观格局对阳澄湖小流域水质变化影响的空间尺度效应[J]. 水土保持通报, 2021, 41(2): 105-113. Zhu Y, Wang Y, He F C, et al. Spatial scale effect of landscape pattern on water quality change in Yangcheng Lake watershed[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2021, 41(2): 105-113. |
| [18] |
刘旭拢, 邓孺孺, 秦雁, 等. 东江流域地表水功能区水质对土地利用的响应[J]. 热带地理, 2016, 36(2): 296-302. Liu X L, Deng R R, Qin Y, et al. Water quality response on land use pattern in the water function area of the Dongjiang River basin[J]. Tropical Geography, 2016, 36(2): 296-302. |
| [19] |
吕乐婷, 高晓琴, 刘琦, 等. 东江流域景观格局对氮、磷输出的影响[J]. 生态学报, 2021, 41(5): 1758-1765. Lü L T, Gao X Q, Liu Q, et al. Influence of landscape pattern on nitrogen and phosphorus output in the Dongjiang River basin[J]. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(5): 1758-1765. |
| [20] |
刘成建, 夏军, 宋进喜, 等. 汉江中下游水质时空特征与土地利用类型响应识别研究[J]. 环境科学研究, 2021, 34(4): 910-919. Liu C J, Xia J, Song J X, et al. Spatial and temporal characteristics of water quality and response identification of land use patterns in middle and downstream of Hanjiang River[J]. Research of Environmental Sciences, 2021, 34(4): 910-919. |
| [21] |
田皓予, 佟玲, 余国安, 等. 不同空间尺度河流水质与土地利用关系分析——以泰国蒙河流域为例[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(9): 2036-2047. Tian H Y, Tong L, Yu G A, et al. Relationship between water quality and land use at different spatial scales: a case study of the Mun River basin, Thailand[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(9): 2036-2047. |
| [22] |
李艳利, 李艳粉, 徐宗学, 等. 浑太河上游流域河岸缓冲区景观格局对水质的影响[J]. 生态与农村环境学报, 2015, 31(1): 59-68. Li Y L, Li Y F, Xu Z X, et al. Impact of landscape pattern of riparian buffers on water quality in the upper reaches of Huntai River basin[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(1): 59-68. |
| [23] |
郝守宁, 董飞, 刘晓波, 等. 尼洋河流域土地利用结构对水质的关联分析[J]. 环境科学与技术, 2020, 43(1): 194-200. Hao S N, Dong F, Liu X B, et al. Effects of land use structure on water quality in Niyang River[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 43(1): 194-200. |
| [24] |
胡细英, 熊小英. 东江源头县——寻乌县水环境生态保护研究[J]. 经济地理, 2004, 24(5): 588-591. Hu X Y, Xiong X Y. On ecological protect of water environment in Xunwu County locating at the source of Dongjiang River[J]. Economic Geography, 2004, 24(5): 588-591. |
| [25] | 胡小华, 方红亚, 刘足根, 等. 建立东江源生态补偿机制的探讨[J]. 环境保护, 2008, 388(2): 39-43. |
| [26] |
曾金凤, 刘祖文, 刘友存, 等. 2007~2019年东江流域赣粤出境水质评价与成因分析[J]. 水土保持通报, 2020, 40(4): 140-147. Zeng J F, Liu Z W, Liu Y C, et al. Water quality evaluation and cause analysis of Dongjiang River basin in Jiangxi-Guangdong outbound during 2007-2019[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2020, 40(4): 140-147. |
| [27] |
李昆, 王玲, 孙伟, 等. 城市化下景观格局对河流水质变化的空间尺度效应分析[J]. 环境科学学报, 2020, 40(1): 343-352. Li K, Wang L, Sun W, et al. Spatial effect of landscape pattern on river water quality under urbanization[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020, 40(1): 343-352. |
| [28] | 国土资源部. 高标准基本农田建设规范(试行)[EB/OL]. http://www.jsgg.com.cn/Index/Display.asp?NewsID=16112, 2012-06-15. |
| [29] |
匡文慧, 刘纪远, 陆灯盛. 京津唐城市群不透水地表增长格局以及水环境效应[J]. 地理学报, 2011, 66(11): 1486-1496. Kuang W H, Liu J Y, Lu D S. Pattern of impervious surface change and its effect on water environment in the Beijing-Tianjin-Tangshan metropolitan area[J]. Acta Geographica Sinica, 2011, 66(11): 1486-1496. |
| [30] |
项颂, 万玲, 庞燕. 土地利用驱动下洱海流域入湖河流水质时空分布规律[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(1): 160-170. Xiang S, Wan L, Pang Y. Spatial-temporal variation of inflow river water quality under land use effect[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(1): 160-170. |
| [31] |
吕志强, 庆旭瑶, 任玉芬, 等. 山地城市河流土地利用结构对水质的影响——以重庆市为例[J]. 湖泊科学, 2016, 28(2): 319-327. Lü Z Q, Qing X Y, Ren Y F, et al. Effects of land use pattern on water quality in mountainous city－a case study of Chongqing City[J]. Journal of Lake Sciences, 2016, 28(2): 319-327. |
| [32] |
曾金凤. 东江源寻乌水水资源开发利用问题与对策建议[J]. 江西水利科技, 2016, 42(2): 115-119. Zeng J F. Problems and suggestions in development and utilization of water resources in Xunwu River of Dongjiang River[J]. Jiangxi Hydraulic Science & Technology, 2016, 42(2): 115-119. |
| [33] | 王云峰, 甄育才, 王国, 等. 寻乌县东江源生态清洁型小流域治理思路及措施[J]. 中国水运(下半月), 2016, 16(9): 192-193. |
| [34] |
曾金凤. 东江源水功能区水质时空变化与环境保护政策分析[J]. 江西水利科技, 2015, 41(3): 172-178. Zeng J F. Correlation analysis between Dongjiang source's spatial and temporal variation of water quality and protection policy[J]. Jiangxi Hydraulic Science & Technology, 2015, 41(3): 172-178. |
| [35] |
张晓伦, 邵妍妍, 陈占, 等. 星云湖流域土地利用变化与水质响应分析[J]. 昆明冶金高等专科学校学报, 2020, 36(1): 77-82, 117. Zhang X L, Shao Y Y, Chen Z, et al. Response analysis between land use change and water quality in Xingyun Lake basin[J]. Journal of Kunming Metallurgy College, 2020, 36(1): 77-82, 117. |
| [36] |
徐启渝, 王鹏, 舒旺, 等. 土地利用结构与空间格局对袁河水质的影响[J]. 环境科学学报, 2020, 40(7): 2611-2620. Xu Q Y, Wang P, Shu W, et al. Investigation of the impacts of land use structure and spatial pattern on water quality in the Yuan River[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020, 40(7): 2611-2620. |
| [37] |
杨强强, 徐光来, 杨先成, 等. 青弋江流域土地利用/景观格局对水质的影响[J]. 生态学报, 2020, 40(24): 9048-9058. Yang Q Q, Xu G L, Yang X C, et al. Responses of water quality to land use & landscape pattern in the Qingyijiang River watershed[J]. Acta Ecologica Sinica, 2020, 40(24): 9048-9058. |
| [38] |
黄金良, 李青生, 洪华生, 等. 九龙江流域土地利用/景观格局-水质的初步关联分析[J]. 环境科学, 2011, 32(1): 66-72. Huang J L, Li Q S, Hong H S, et al. Preliminary study on linking land use & landscape pattern and water quality in the Jiulong River watershed[J]. Environmental Science, 2011, 32(1): 66-72. |
| [39] |
乔郭亮, 周寅康, 顾铮鸣, 等. 苏南地区景观格局特征与坑塘水质关联关系[J]. 农业工程学报, 2021, 37(10): 224-234. Qiao G L, Zhou Y K, Gu Z M, et al. Analysis of the linkage between landscape pattern and the water quality of ponds in Southern Jiangsu of China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2021, 37(10): 224-234. |
| [40] |
张勇荣, 周忠发, 蒋翼, 等. 筑坝河流不同尺度土地利用结构对库区水质的影响——以平寨水库为例[J]. 水利水电技术, 2019, 50(4): 138-145. Zhang Y R, Zhou Z F, Jiang Y, et al. Effects of multi-scale land use structure on water quality of damming rivers—a case study of Pingzhai Reservoir[J]. Water Resources and Hydropower Engineering, 2019, 50(4): 138-145. |