水质是衡量水生态系统健康的重要指标, 保障水质安全对维持社会经济稳定至关重要. 随着点源污染得到控制, 非点源污染已成为影响水体水质的主要污染源^[1]. 尽管已经采取了源头控制、过程拦截和末端处理等系列控制措施^{[2, 3]}, 但目前仍未实现非点源污染控制目标. 流域景观格局是影响非点源污染产生、迁移和转化过程的关键因素^[4], 合理调控和优化流域景观格局, 使污染物进入水体前在空间上达到平衡, 已成为有效控制非点源污染的新途径. 因此, 深入探究景观格局与水质之间的响应机制, 对优化流域景观空间结构和改善水质具有重要意义.

目前, 国内外已有许多学者在流域尺度、河岸带缓冲区或以水质监测点为中心的局部缓冲区等空间尺度探讨了景观格局与水质的关系, 结果表明不同空间尺度的景观格局对水质的影响差异较大^{[5, 6]}. 然而, 哪一个空间尺度的景观格局对水质影响最大, 至今尚无统一结论. 部分学者认为河岸带缓冲带等局部地区的景观格局对河流、湖泊水环境质量产生的影响较大, 局部范围的“小尺度效应”在土地利用规划中更应该引起管理者的关注^{[7, 8]}. 然而, 也有部分学者的研究结果表明子流域尺度景观格局对水质的影响比缓冲区尺度的影响更大^[5], 认为水环境质量管理不是局部性问题, 而应从整个区域着手^[9]. 推断出现上述矛盾性结论的原因可能与研究区独特的地形特征及人为活动有关^{[10, 11]}, 但这也仅限于理论层面的分析. 目前关于影响水质的景观格局最佳空间尺度结论存在矛盾的原因仍然缺少定量研究和深入的探讨. 因此, 亟需结合自然地理因素和人为因素深入探讨不同景观格局与水质之间的尺度效应, 从而为制定有针对性的非点源污染防治措施提供科学依据.

青山湖流域是太湖的源头流域之一, 其水环境质量对维持整个太湖流域的生态功能和保障太湖水质安全至关重要. 近年来, 由于城镇建设、旅游业开发及种植业的快速发展等影响, 流域内水体富营养化问题日益凸显, 饮用水的水质安全问题面临威胁^[12]. 因此, 本文以青山湖源头流域为研究对象, 通过对流域内不同水文时期的氮磷营养盐浓度监测, 结合流域景观格局特征, 定量不同空间尺度景观格局对季节性氮磷营养盐浓度影响的差异, 识别各尺度上影响氮磷浓度的关键景观因子, 探讨景观组成、景观配置及景观坡度对水质影响随时空变化的敏感性, 以期为景观格局优化措施的制定提供理论依据.

青山湖源头流域（30°05′~30°28′N, 119°28~119°49′E）位于杭州市临安区, 属于太湖流域的源头之一. 该流域总面积615 km², 海拔范围13~1 475 m, 属于典型的亚热带季风气候, 年平均气温为15.8℃, 多年平均降雨量为1 413 mm, 降雨年内分布不均匀, 雨量多集中于5~9月, 约占全年降雨量的57.6%. 因此, 将全年划分为干季（10月至次年4月）和湿季（5~9月）. 流域内主要土地利用类型为林地, 其次是农田、居民地和草地. 农田和居民地大多集中分布在河流两岸相对较平缓的地带. 由于水域和未利用地在研究区内均少于2%, 后续分析中不予考虑.

基于青山湖流域内的地形地貌特征以及河网水系的空间分布特征, 结合野外实地调查, 在该流域内共布设26个具有代表性的水质监测点[图 1（a）]. 于2023年3月和6月在监测点共进行了两次水样采集. 河流水样采用聚乙烯桶从河道中间在距离水面30 cm深处采集. 从每个采样点采集的水样, 取500 mL装于干净的聚乙烯塑料瓶中, 用1~2滴浓硫酸进行酸化处理后, 带回实验室, 在实验室测定水样中总氮（TN）、硝态氮（NO₃^--N）、铵态氮（NH₄⁺-N）和总磷（TP）含量. 实验室测定分析TN采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法（HJ 636-2012）, TP采用钼酸铵分光光度法（GB 11893-89）, NH₄⁺-N采用靛酚蓝比色法（HJ 535-2009）, NO₃^--N采用紫外分光光度法（HJ/T 346-2007）.

图 1

Fig. 1

图 1 青山湖流域水质监测点分布及DEM Fig. 1 Distribution of water quality monitoring sites and DEM map in the Qingshan Lake watershed

本研究划分了两个空间尺度：子流域尺度和100 m河岸带缓冲区尺度（沿采样点上游河流两侧各延展100 m的区域）. 基于15 m×15 m分辨率的数字高程模型（DEM）和河流水系数据, 采用ArcSWAT将研究区流域分割成不同的水文单元. 然后, 根据水文单元的连接性将流域划分为26个子流域, 其中16个子流域由单个水文单元组成, 如子流域21由水文单元21构成[图 1（b）]；其余10子流域由两个或两个以上水文单元组成, 如子流域19由水文单元21、20及19组成[图 1（c）]. 100 m缓冲区利用ArcGIS软件进行缓冲区分析得到. 本研究中缓冲区宽度是根据实地调查和前人的研究结果确定^{[11, 13]}.

景观格局指数是指能够反映土地利用的结构组成、空间配置及地面倾斜度等方面特征的定量指标, 本研究选取受人为活动影响的景观组成和景观配置指标对研究区人为因素进行表征, 选取不同土地利用方式的坡度（景观坡度）对自然地理特征进行表征. 景观组成指数以不同土地利用类型的百分比（PLAND）表示；景观配置指数以能够用于衡量土地利用类型的密度、形状、聚集度及分散情况的边缘密度（ED）、景观形状指数（LSI）、聚集度指数（AI）及散布分裂指数（IJI）表示. 不同空间尺度类水平上景观组成和景观配置指数是基于土地利用类型（图 2）使用FRAGSTAT 4.2软件计算获得. 各空间尺度不同土地利用类型的坡度（SLOPE）是基于DEM采用ArcGIS软件计算获取. 各种景观指数后的数字：1表示林地、2表示草地、3表示农田和4表示居民地, 如PLAND1表示林地所占研究区的百分比.

图 2

Fig. 2

图 2 青山湖流域土地利用类型空间分布 Fig. 2 Spatial distribution of land use types in the Qingshan Lake watershed

利用SPSS Statistics 19.0软件, 采用Shapiro-Wilk方法检验氮磷营养盐数据的正态性, 对非正态分布数据进行lg（x+1）转换. 采用非参数独立样本Kolmogorov-Smirnov Z检验比较氮磷浓度的季节性差异以及景观格局指数在不同空间尺度上的差异.

运用Canoco 4.5软件, 首先对氮磷营养盐数据进行趋势对应分析（DCA）, 其结果显示4个轴的最大梯度小于3, 因此本研究选择冗余分析（RDA）定量氮磷营养盐与景观格局指数之间的关系. 为解决各景观指数的共线性问题, 执行两次RDA分析. 第一次将所有景观格局指数作为解释变量, 通过显著性检验和方差膨胀系数检验（VIF < 10）, 筛选景观格局指数；第二次利用筛选好的景观格局指数, 定量其对氮磷浓度的影响. 最后, 进一步将筛选后得到的景观格局指数采用偏冗余分析（pRDA）, 定量景观组成、景观配置及景观坡度对河流氮磷浓度变化的独立贡献和联合贡献.

青山湖流域内河流氮磷营养盐浓度具有时空变异性（图 3）. 在时间上, 氮磷营养盐浓度的均值均表现为干季大于湿季, 其中TP和NH₄⁺-N具有显著的季节性差异（P < 0.05）, 而TN和NO₃^--N季节性差异不明显（P > 0.05）. 在空间上, 各采样点的ρ（TN）年均值在1.0~5.27 mg·L^-1之间变化, 其中88.46%的采样点ρ（TN）超过2 mg·L^-1（湖、库Ⅴ类水标准限值）；ρ（NO₃^--N）年均值波动范围为0.50~4.18 mg·L^-1, 小于集中式生活饮用水地表水中有关硝酸盐的标准限值（10 mg·L^-1）（GB3838-2002）；ρ（NH₄⁺-N）年均值范围为0.10~0.21 mg·L^-1, ρ（TP）年均值范围为0.05~0.15 mg·L^-1, 各采样点NH₄⁺-N和TP浓度均满足相应的地表水Ⅲ类水质标准要求. 因此, 该流域内河流主要受到氮污染.

图 3

Fig. 3

图 3 青山湖流域河流氮磷营养盐浓度变化特征 Fig. 3 Variation in nitrogen and phosphorus concentrations in the Qingshan Lake watershed

景观格局在子流域尺度与缓冲区尺度上存在差异（图 4）. 子流域尺度内各土地利用类型的AI值均大于缓冲区尺度的对应值（P < 0.05）. 除草地的ED值在两种尺度上无显著差异外（P > 0.05）, 其余土地利用类型的ED值在缓冲区尺度上显著大于子流域尺度上（P < 0.05）. 缓冲区内林地的LSI值大于子流域尺度的相应值, 而其他土地利用类型的LSI值在子流域尺度内更大. 林地和居民地的IJI值随着空间尺度的增大而增大, 而草地和农田的IJI值则有相反的变化趋势. 林地和农田是两种尺度上的主要土地利用类型, 其中子流域尺度内以林地为主, 占相应子流域面积的50.63%~87.69%；而在缓冲区尺度内以农田为主, 占相应缓冲区面积的32.75%~80.62%. 各土地利用类型的SLOPE值在缓冲区尺度上小于子流域尺度, 与流域内河流两岸地形平坦, 整体山地较多的地貌特点一致.

图 4

Fig. 4

白色圆圈表示平均值, 黑色菱形表示异常值, 不同小写字母表示相同土地利用类型的景观指标在不同空间尺度上间存在显著差异（P < 0.05） 图 4 子流域尺度和缓冲区尺度的景观格局指数变化特征 Fig. 4 Characteristics of landscape pattern metrics at the sub-watershed scale and buffer scale

景观格局对季节性氮磷浓度影响的RDA结果表明, 子流域尺度和缓冲区尺度的景观格局指数均能解释46%以上的氮磷浓度时空变化, 其中前两个排序轴对景观格局指数与氮磷营养盐之间关系的解释率超过84%（表 1）. 在干季4个排序轴对氮磷浓度变化的总解释率均大于49.90%, 而其对湿季氮磷浓度变化的总解释率降低了3.7%~5.3%. 相比于缓冲区尺度, 子流域尺度的景观因子对河流氮磷浓度变化的解释率提高了6.8%~8.4%. 在干季, 子流域尺度内林地的百分比（PLAND1）和坡度（SLOPE1）是影响氮磷浓度变化的关键景观因子, 而缓冲区尺度内农田的坡度（SLOPE3）和林地的聚集度（AI1）对河流氮磷浓度变化的解释能力更强. 在湿季, 子流域尺度内农田的散布分裂指数（IJI3）和居民地的散布分裂指数（IJI4）均对河流氮磷浓度有较大影响, 而缓冲区尺度内居民地的坡度（SLOPE4）对河流氮磷浓度变化的解释率最强.

表 1 (Table 1)

表 1 不同空间尺度景观格局对季节性氮磷营养盐浓度变化的解释率1） Table 1 Interpretation rate of landscape pattern to seasonal nitrogen and phosphorus concentration variations at different spatial scales 季节 尺度 项目 轴1 轴2 轴3 轴4 总解释率/% 主要景观变量（解释率/%） 干季 子流域 E 0.296 0.196 0.069 0.021 58.30 PLAND1(18.38)和SLOPE1 (15.64) CP/% 50.80 84.60 96.40 100 缓冲区 E 0.253 0.196 0.029 0.022 49.90 SLOPE3 (18.04)和AI1 (17.03) CP/% 50.60 89.90 95.70 100 湿季 子流域 E 0.361 0.121 0.034 0.014 53.00 IJI3 (30.00)和IJI4 (16.98) CP/% 68.10 90.90 97.30 100 缓冲区 E 0.314 0.101 0.035 0.012 46.20 SLOPE4 (36.58) CP/% 68.00 89.80 97.30 100.00 1）E表示特征值；CP表示景观格局指数与氮磷营养盐关系的累积率

表 1 不同空间尺度景观格局对季节性氮磷营养盐浓度变化的解释率1） Table 1 Interpretation rate of landscape pattern to seasonal nitrogen and phosphorus concentration variations at different spatial scales

不同景观格局指数与氮磷营养盐浓度的相互关系如二维排序图所示（图 5）, 景观格局指数与氮磷营养盐浓度之间的夹角越小表示相关性越强. 在干季, 子流域尺度上PLAND1与TN和NO₃^--N呈负相关, 而SLOPE1与氮磷营养盐浓度呈正相关关系；缓冲区尺度上SLOPE3与TN和NO₃^--N呈正相关, 与TP和NH₄⁺-N呈负相关, 而AI1与氮磷营养盐浓度均呈负相关. 在湿季, 在子流域尺度上IJI3与氮磷营养盐浓度呈负相关, 而子流域尺度IJI4和缓冲区尺度的SLOPE4均与大部分氮磷营养盐浓度呈正相关.

图 5

Fig. 5

红线表示景观格局指数, 蓝线表示氮磷营养盐指标 图 5 不同时空尺度上景观格局指数与氮磷营养盐关系 Fig. 5 Relationships between landscape pattern indexes and nitrogen and phosphorus nutrients at different spatial-temporal scales

进一步采用pRDA定量不同空间尺度的景观组成、景观配置及景观坡度因子对河流氮磷浓度变化的贡献率. 从图 6可知, 景观配置对河流氮磷浓度变化的纯贡献率最大（20.1%~36.5%）, 景观组成和景观坡度对河流氮磷浓度变化独立贡献率的大小随时空尺度变化而变化. 在干季, 子流域尺度内景观坡度对河流氮磷浓度变化的独立贡献（23.7%）高于景观组成的独立贡献（7.3%）, 而缓冲区尺度上景观组成的独立贡献（14.5%）更大；在湿季则具有相反的变化趋势. 在子流域尺度上, 景观坡度因子在干季对河流氮磷浓度变化的独立贡献率比其在湿季增加了12.4%, 景观组成在干季比湿季减少了4.5%对河流氮磷浓度变化的贡献率. 在缓冲区尺度上, 景观坡度对河流氮磷浓度变化的解释率在干季比湿季减少了13.7%, 景观组成对河流氮磷浓度变化的解释率在干季比湿季增加了10.4%. 从整体而言, 随着空间尺度的变化, 景观坡度对河流氮磷浓度变化独立贡献率的影响最大（7.9%~18.2%）, 其次是景观组成（7.2%~7.7%）, 景观配置对河流氮磷浓度变化独立贡献率的影响最小（0.5%~0.9%）. 随着季节性变化, 景观配置对河流氮磷浓度变化解释率的影响最大（15.5%~15.9%）, 其次是景观坡度因子（12.4%~13.7%）和景观组成（4.5%~10.4%）.

图 6

Fig. 6

图 6 不同类别景观因子对河流氮磷浓度变化的相对影响 Fig. 6 Relative effects of different types of landscape factors on riverine nitrogen and phosphorus concentrations

不同景观格局通过影响地表径流输送污染物的数量和形式, 从而影响水质^[14]. 本研究结果表明, 林地是子流域尺度上影响氮磷浓度的主要土地利用类型, 其与TN和NO₃^--N呈负相关关系（表 1和图 5）, 这与前人研究的结果一致^{[10, 15]}. 林地通常被认为是污染物的“汇”, 流域内植被覆盖度越高越能够有效减少地表径流和截留更多营养物, 比其他土地利用类型具有更强的污染物拦截和过滤的能力^[16]. 然而林地的坡度（SLOPE1）在子流尺度上与氮磷营养盐浓度呈正相关, 表明林地的坡度越大, 水体中污染物的浓度越高, 这可能是因为该研究区内坡度较陡的林地主要分布在流域四周的高山上, 不能有效截留从“源”景观中排出的污染物. 缓冲区尺度内林地的聚合度（AI1）在干季与氮磷营养盐浓度呈负相关关系（图 5）, 暗示了当林地面积相同时, 河岸带聚集程度高且连通性强的林地景观比其分散分布对营养物的截留能力更强^[17].

农田和居民地等人工景观类型在研究区内主要分布在相对平缓的河岸地区, 是研究区内主要的污染“源”. 在子流域尺度上, 农田的散布分裂指数（IJI3）和居民地的散布分裂指数（IJI4）均是影响湿季氮磷营养盐浓度的关键景观因子（表 1）. 类型尺度上的IJI反映了一种景观类型与其他景观类型的邻接性, 该值越大, 对应的斑块类型与其他所有斑块类型的邻接性越均匀^[18]. 本研究中, IJI3与氮磷营养盐呈负相关性（图 5）, 表明适当的农田景观破碎度可以减少非点源污染物入河量^{[16, 19]}. 然而, 也有部分研究表明增加农用地的聚集度, 提高农田的集约化程度有助于减少污染物向周边水体流失的风险^[20], 这种不一致的结论可能与农田斑块的阈值有关. 农田斑块超过一定的阈值时, 农田产生的污染物在向河流输送过程中被截留量减少, 会加速水质的恶化^[21]. IJI4与大部分氮磷营养盐呈正相关关系（图 5）, 表明居民地分散分布不利于河流水质的改善, 促进居民地的集中分布, 便于增设农村污水收集管网, 有助于提高当地水环境. 在缓冲区内, 农田坡度（SLOPE3）和居民地坡度（SLOPE4）与大部分氮磷营养盐呈正相关关系, 这是由于农田和居民地属于污染源, 其分布区域坡度越大, 污染物迁移速度越快, 在一定程度上会加剧这些“源”景观类型向河流输送污染物的能力, 从而对水体产生的不利影响越大^[22].

景观格局对水质的影响具有空间尺度差异^{[23, 24]}. 本研究结果表明, 子流域尺度景观格局对河流氮磷浓度变化的解释能力稍强于缓冲区尺度的（表 1）, 这与已有研究的结果相似^{[5, 9]}. 该结果揭示了水质管理是一个区域性问题. 然而, 也有研究者认为缓冲区作为水陆过渡带, 能够减缓地表径流流速和截留营养物质, 在水陆生态系统的物质交换过程中所起的作用更强, 该区域内的景观格局对水质的影响更重要^{[25, 26]}. 至今为止, 研究者们对调控景观格局的最佳空间尺度仍然存在争议. 因此, 本研究进一步区分了不同类型景观指数对河流氮磷营养盐影响的空间尺度效应, 结果揭示了景观组成、景观配置及景观坡度因子对河流氮磷营养盐的影响均受空间尺度变化的影响, 且它们对空间尺度变化的敏感程度不一致. 景观坡度对河流氮磷营养盐影响的空间尺度效应最明显. 整体景观格局对河流氮磷营养盐影响的空间尺度差异主要归功于坡度因子对河流氮磷的影响变化, 而景观组成和景观配置对河流氮磷的影响受空间尺度变化影响较小. 同时, 不同空间尺度上影响氮磷的关键景观组成和景观配置因子不同（表 1和图 5）, 因此, 建议在源头流域进行以非点源污染控制为目标的景观规划时应从多尺度角度考虑.

RDA结果也表明景观格局对河流氮磷的影响存在季节性差异（表 1）, 这与前人研究的结果一致^{[27, 28]}. 景观格局对旱季氮磷的解释率高于对雨季氮磷的解释率（表 1）, 造成这种现象的原因一方面可能与流域内降雨和地表径流的季节性变化有关. 在旱季, 流域内的降水量和河流流量相对较低, 河流污染物浓度对景观格局变化的响应更敏感, 因此景观格局对河流水质变化的解释能力更强^[21]. 另一方面, 青山湖流域冬季植被覆盖相对较少, 土壤中的养分更容易被径流溶解或冲刷输送至河流, 这也可能造成景观格局对旱季水质变异贡献更大^[5]. pRDA研究结果进一步表明不同类型景观因子对河流氮磷的影响均随季节变化而变化, 且它们对季节变化的敏感性不同. 景观配置对河流氮磷的影响具有最明显的季节性差异（图 6）, 且景观配置对河流氮磷的影响在旱季大于湿季. 这可能是因为在旱地, 地表径流流速相对较慢, 有助于景观配置发挥对地表径流的拦截和污染物的吸收作用^{[29, 30]}, 而雨季频繁的暴雨产生了大量的地表径流, 削弱了景观配置对非点源污染的调节作用.

以往的研究主要聚焦于建立水质变量对景观指数响应的多元回归模型, 很少量化不同类型景观因子对水质影响的相对重要性^{[31, 32]}. 例如, 代孟均等^[30]仅得到了景观组成和景观配置共同对水质变异的解释率. 尽管朱爱萍等^[4]进一步明确了土地利用类型和配置分别对水质变异的贡献率, 但是忽视了自然坡度特征的影响. 本研究进一步表明, 青山湖流域景观配置对河流氮磷浓度变化的独立作用分别比景观组成和景观坡度因子高9.2%~29.2%和0.9%~30.5%. 虽然这种观察性研究限制了对不同类别景观因子影响氮磷营养盐机制的进一步探究, 但定量景观组成、景观配置及景观坡度因子对河流氮磷浓度变化的相对重要性有助于确定影响水源区水质变异主要影响因子. 本研究将景观坡度纳入影响水质变异的因子范畴, 进一步深化了对土地利用与水质之间关系的理解. 研究结果表明氮磷浓度变化可以部分归因于坡度因子与景观组成的共同影响（0.3%~3.7%）以及景观坡度与景观配置的共同影响（2.3%~9.6%）, 定量揭示了地形可以通过约束土地利用的组成和空间结构影响污染物的数量和污染源的空间分布, 从而影响水质^{[17, 33]}. 此外, 坡度也可以通过影响非点源污染物进入河流的输移路径改变土地利用对水质的影响程度^[34]. 研究结果显示该流域的景观坡度能独立解释5.5%~23.7%的氮磷浓度变化, 这是因为它可以通过影响地表径流量和土壤侵蚀从而改变进入河流的污染物总量^{[35, 36]}, 因此, 在分析土地利用对水质的影响时, 应该考虑流域地理环境的潜在影响.

（1）景观格局对河流氮磷的影响程度取决于空间尺度和季节. 子流域尺度的景观格局对河流氮磷浓度变化的影响高于缓冲区尺度的, 且这种影响在干季大于湿季.

（2）不同空间尺度上影响氮磷浓度的关键景观因子具有差异. 在子流域尺度上提高林地的覆盖率和促进居民地的集中分布, 在缓冲区尺度上降低林地的聚集性和退耕坡度较大的农田均有助于水质的改善.

（3）不同类别的景观因子对河流氮磷营养盐的影响随时空尺度变化的敏感程度不同. 景观坡度对河流氮磷的影响受空间尺度变化影响最大, 景观配置因子对河流氮磷的影响具有最高的季节敏感性.