不同空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)與景觀格局對(duì)龍川江流域水質(zhì)的影響

胡琳 ，李思悅, *

1. 重慶交通大學(xué)建筑與城市規(guī)劃學(xué)院，重慶 400074；2. 中國(guó)科學(xué)院重慶綠色智能技術(shù)研究院/中國(guó)科學(xué)院水庫(kù)水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶 400714；3. 武漢工程大學(xué)環(huán)境生態(tài)與生物工程學(xué)院，湖北 武漢 430205

水質(zhì)在經(jīng)濟(jì)社會(huì)的可持續(xù)發(fā)展及健康環(huán)境中起著非常重要的作用，保護(hù)水質(zhì)是實(shí)現(xiàn)“綠水青山就是金山銀山”的重要舉措。造成水體污染的方式可分為點(diǎn)源污染與非點(diǎn)源污染，點(diǎn)源污染具有確定的空間位置，如城市污水和工業(yè)廢水排放（Cho et al.，2016；Wang et al.，2016），通過(guò)控制排放源可減少其負(fù)荷。非點(diǎn)源污染影響因素復(fù)雜，主要受到土地利用、景觀格局等因素的影響（de Oliveira et al.，2017；Ouyang et al.，2010；Wu et al.，2019），尤其是在農(nóng)業(yè)活動(dòng)中農(nóng)藥及化肥的使用，此類污染不易控制且污染面積較大。因此，探究土地利用結(jié)構(gòu)、景觀格局與水質(zhì)之間的關(guān)系，對(duì)水資源保護(hù)和非點(diǎn)源污染控制以及資源的可持續(xù)利用具有重要意義，同時(shí)利于土地利用結(jié)構(gòu)的優(yōu)化。

研究表明土地利用結(jié)構(gòu)、景觀類型對(duì)水質(zhì)具有直接的影響（Giri et al.，2016；Li et al.，2018；Xu et al.，2020；Zhang et al.，2020a）。分析土地利用結(jié)構(gòu)、景觀格局與水質(zhì)的關(guān)系是流域水、土資源保護(hù)的核心內(nèi)容。目前，主要是運(yùn)用相關(guān)分析（Karmakar et al.，2019；Sudhakaran et al.，2020；Fang et al.，2020；徐啟渝等，2020a）、冗余分析（RDA）（Mello et al.，2018；Xu et al.，2020；Zhang et al.，2020a）等揭示他們之間的關(guān)系。例如，Zhang et al.（2019）運(yùn)用多元統(tǒng)計(jì)方法及冗余分析法研究了三峽庫(kù)區(qū)土地利用對(duì)水質(zhì)的影響，發(fā)現(xiàn)子流域?qū)λ|(zhì)的解釋強(qiáng)于緩沖區(qū)尺度。研究的空間尺度從前期的河岸帶（Shi et al.，2017；方娜等，2019；李昆等，2020）及子流域（Wei et al.，2020；王竹等，2020）尺度到目前的包括河段（Shi et al.，2017；曹燦等，2018；楊潔等，2017）在內(nèi)的多空間尺度，但是由于土地利用結(jié)構(gòu)、地形地貌、氣候、土壤理化性質(zhì)等獨(dú)特自然因素，不同流域的研究結(jié)果不同，同時(shí)，由于研究的空間尺度不同，土地利用結(jié)構(gòu)、景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響存在很大的差異。一些研究認(rèn)為子流域?qū)λ|(zhì)的影響大于河岸帶和河段（Mello et al.，2018；Meneses et al.，2015；Ding et al.，2016；Wei et al.，2020），另外一些研究認(rèn)為（Collins et al.，2013；McMillan et al.，2014）河岸帶可以更好的解釋水質(zhì)。例如，Zhang et al.（2020a）對(duì)大寧河流域土地利用對(duì)水質(zhì)影響研究表明流域尺度對(duì)水質(zhì)的影響最大，提出對(duì)土地利用規(guī)劃和水管理需采用多空間尺度觀點(diǎn)。徐啟渝等（2020a，2020b）對(duì)袁河、鄱陽(yáng)湖流域贛江景觀格局與水質(zhì)關(guān)系的研究發(fā)現(xiàn)河岸帶對(duì)水質(zhì)的影響最大，林地、水田與居民建設(shè)用地對(duì)水質(zhì)影響最為顯著。李昆等（2020）揭示了城市化背景下漢江景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響的尺度效應(yīng)，且河岸帶尺度對(duì)水質(zhì)影響最大。王一舒等（2020）發(fā)現(xiàn)西江河岸帶800 m范圍內(nèi)對(duì)水質(zhì)影響最大。王杰等（2018）對(duì)丹江土地利用和景觀格局與水質(zhì)關(guān)系進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)耕地、建設(shè)用地對(duì)水質(zhì)有顯著的負(fù)面影響。楊強(qiáng)強(qiáng)等（2020）對(duì)青戈江流域的研究結(jié)果也表明耕地與建設(shè)用地對(duì)水質(zhì)有負(fù)面影響。因此，需要針對(duì)不同典型流域開展多空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)及景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響。對(duì)比研究不同空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)和景觀格局與水質(zhì)的關(guān)系，不僅有利于優(yōu)化土地利用結(jié)構(gòu)，同時(shí)還有利于對(duì)非點(diǎn)源污染的控制，從而達(dá)到合理、有效的保護(hù)水資源。

長(zhǎng)江上游作為重要的生態(tài)屏障，在長(zhǎng)江大保護(hù)及高質(zhì)量發(fā)展國(guó)家戰(zhàn)略中發(fā)揮重要作用。但總體上，長(zhǎng)江上游源區(qū)的土地利用及景觀格局與水質(zhì)關(guān)系研究缺乏，急需開展相關(guān)的個(gè)案研究，為長(zhǎng)江上游水土資源保護(hù)提供科技支撐。龍川江作為長(zhǎng)江重要源頭金沙江南岸一級(jí)支流，是橫斷山脈與云貴高原的過(guò)度地帶，屬于縱向嶺谷區(qū)，是典型的干熱河谷區(qū)。受干熱效應(yīng)的影響，土地缺水形成裸地，造成大規(guī)模水土流失。龍川江流域巖性以石灰?guī)r、砂巖、頁(yè)巖和玄武巖為主，并由這些母巖形成了棕壤、水稻土、燥紅土、紫色土、紅壤和黃棕壤多種土壤類型，其中紫色土分布最廣，紅壤次之；流域水土流失嚴(yán)重，溝壑侵蝕造成大量泥沙進(jìn)入河流。龍川江流域是楚雄州政治、文化中心，是全州經(jīng)濟(jì)交通最發(fā)達(dá)區(qū)域，流域內(nèi)農(nóng)田以旱地為主，作物生長(zhǎng)主要集中在 5—8月，隨著經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展，大量生活污水、工業(yè)廢水等排入龍川江，導(dǎo)致水質(zhì)持續(xù)惡化，資源型、水質(zhì)型缺水矛盾日趨加劇，嚴(yán)重影響了龍川江的水資源供給。目前，已有學(xué)者對(duì)龍川江流域土地利用結(jié)構(gòu)、氣候變化對(duì)徑流的影響（竇小東等，2019）、河流溶解有機(jī)質(zhì)來(lái)源及降解規(guī)律開展研究（Ni et al.，2020），而缺乏對(duì)流域不同空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)及景觀格局與水質(zhì)的關(guān)系研究。因此，本研究對(duì)龍川江不同水文時(shí)期進(jìn)行野外采樣，結(jié)合流域土地利用結(jié)構(gòu)和景觀格局，探討龍川江水質(zhì)的時(shí)空異質(zhì)性及對(duì)不同空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)和景觀格局的響應(yīng)關(guān)系，為長(zhǎng)江上游金沙江流域土地利用結(jié)構(gòu)管理及流域水資源安全保障提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

龍川江（25°13′—25°39′N，101°31′—101°41′E）位于我國(guó)云南省，發(fā)源于云南省南華縣北部，是長(zhǎng)江流域重要的源頭支流。龍川江全長(zhǎng)231 km，流域面積約為9251.4 km2，流域主要以丘陵地形為主，地勢(shì)西南高東北低，河網(wǎng)復(fù)雜，小型河流眾多，具有長(zhǎng)江上游源頭支流的典型分布特征。龍川江流域地處亞熱帶與熱帶的交界處，屬于低緯度高原季風(fēng)氣候類型，夏季主要受到來(lái)自西南以及東南的暖濕氣流影響，冬季主要受到印度高壓氣團(tuán)以及北部冷空氣的影響，氣溫具有明顯月際性差異。流域內(nèi)多年降水主要集中在5—10月，占全年降水量的85%，雨季平均氣溫為 (30±4) ℃，年平均氣溫為(16±2) ℃。龍川江最大年徑流量為 17.2×108m3·a?1，最小年徑流量為 2.07×108m3·a?1，平均年徑流量為7.76×108m3·a?1。流域內(nèi)水土流失嚴(yán)重，生態(tài)環(huán)境脆弱，水質(zhì)主要受到農(nóng)業(yè)種植、畜禽養(yǎng)殖、農(nóng)村生活污水和城鎮(zhèn)污水的復(fù)合污染。為減小水質(zhì)對(duì)土地利用及景觀格局的響應(yīng)受到集中降水的影響，本研究中的取樣月份為5月和9月，研究期間，5月代表雨季初，9月代表雨季末期。

1.2 野外取樣及分析

于2017年5月與9月對(duì)龍川江流域采樣兩次，每次設(shè)置21個(gè)樣點(diǎn)（圖1），共采集42個(gè)水樣。樣點(diǎn)覆蓋全流域，保證了流域特征的綜合表征。為了最大程度的減少日變化（光照與光強(qiáng)）對(duì)樣品的影響，每次采樣在每天09:00—12:00和14:00—18:00進(jìn)行。水樣在距離河流表面10—20 cm的深處采集，并立即保存在100 mL的高密度聚乙烯塑料瓶中（每個(gè)點(diǎn)采集 3份水樣），為了防止出現(xiàn)頂空空氣，瓶蓋在水中事先蓋嚴(yán)。采集水樣后，立即在現(xiàn)場(chǎng)使用多參數(shù)水質(zhì)分析儀（Eutech CyberScan PCD 650 multiparameters System，USA）進(jìn)行分析測(cè)定原位水質(zhì)的基礎(chǔ)指標(biāo)，如水溫（tw）、pH，電導(dǎo)率（γ(EC)）、溶解氧飽和度（Dissolved oxygen saturation，SDO）。取樣當(dāng)天利用抽濾器和Whatman玻璃纖維膜對(duì)原水進(jìn)行過(guò)濾，同時(shí)將部分原水樣送回實(shí)驗(yàn)室保存在4 ℃的冰柜中，用于實(shí)驗(yàn)室對(duì)水化學(xué)指標(biāo)的測(cè)定，包括總氮（TN）、總磷（TP）、硝態(tài)氮（NO3?-N）、銨態(tài)氮（NH4+-N）。其中，使用堿性過(guò)硫酸鉀消解-紫外分光光度法（GB 11894—1989）測(cè)定總氮（TN），使用過(guò)硫酸鉀消解-鉬酸銨分光光度法（GB 11893—1989）測(cè)定總磷（TP），使用0.7 μm濾膜過(guò)濾后直接利用紫外分光光度法測(cè)定硝態(tài)氮（NO3?-N），使用水楊酸-次氯酸鹽分光光度法（HJ 536—2009）測(cè)定銨態(tài)氮（NH4+-N）。并將上述21個(gè)采樣點(diǎn)的8個(gè)典型水質(zhì)指標(biāo)作為此次分析的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，并利用此數(shù)據(jù)實(shí)現(xiàn)研究目標(biāo)（Gu et al.，2019；徐啟渝等，2020b）。

圖1 研究區(qū)土地利用及采樣點(diǎn)分布圖Fig. 1 Study area with land use map and sampling sites

1.3 空間數(shù)據(jù)獲取與處理

土地利用與水質(zhì)關(guān)系研究不考慮月份及季節(jié)的土地利用差異，而使用與采樣日期相近年份的土地利用數(shù)據(jù)（方娜等，2019；徐啟渝等，2020a）。本研究利用2017年分辨率為10 m的土地利用結(jié)構(gòu)數(shù)據(jù)集（Gong et al.，2019）以及基于地理空間數(shù)據(jù)云 30 m 分辨率的 DEM 數(shù)字高程模型（http://www.gscloud.cn/），使用 ArcGIS 10.2軟件（ESRI，Redlands，CA，USA），經(jīng)過(guò)水文分析，緩沖區(qū)分析等分析后提取河段緩沖區(qū)、河岸帶緩沖區(qū)和子流域等3種空間尺度土地利用結(jié)構(gòu)。研究中土地利用結(jié)構(gòu)為以下6類：耕地、建設(shè)用地、林地、草地、水域和裸地。參考最新文獻(xiàn)，研究選擇3個(gè)空間尺度，分別是2000 m河段緩沖區(qū)、2000 m河岸帶緩沖區(qū)和子流域；根據(jù)每個(gè)樣點(diǎn)控制的匯水區(qū)域，得到 21個(gè)河段、河岸帶和子流域，每個(gè)研究單元內(nèi)有 1 個(gè)樣點(diǎn)（Shi et al.，2017；Gu et al.，2019；Wu et al.，2021）。河段緩沖區(qū)為采樣點(diǎn)上游以一定直徑的圓形成的圓形區(qū)域；河岸帶緩沖區(qū)是從采樣點(diǎn)上游兩側(cè)寬度為一定距離的條帶區(qū)域；子流域是采樣點(diǎn)控制的集水區(qū)（Ding et al.，2016；Shi et al.，2017；Gu et al.，2019）。嵌套流域?qū)λ|(zhì)影響過(guò)于復(fù)雜，本研究未納入考慮（Wu et al.，2021）。

1.4 景觀格局指數(shù)計(jì)算

為全面分析景觀格局與水質(zhì)的關(guān)系，結(jié)合文獻(xiàn)查閱，本研究選擇12個(gè)常用景觀指數(shù)（Wang et al.，2020；Xu et al.，2020；Zhang et al.，2020b）（表 1），所選指標(biāo)可以較好地反映地表水水質(zhì)的變化。利用FRAGSTATS V 4.2軟件在Landscape metrics級(jí)別下計(jì)算所選景觀指標(biāo)。

表1 景觀指數(shù)描述Table 1 Description of landscape indices

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

首先使用 Kolmogorov-Smirnov檢驗(yàn)方法對(duì)樣本進(jìn)行正態(tài)性檢驗(yàn)，P>0.05，滿足正態(tài)分布特征（Cho et al.，2014）。水質(zhì)的時(shí)間差異使用非參數(shù)Mann Whitney U檢驗(yàn)方法（Li et al.，2018）。利用Pearson相關(guān)分析揭示不同尺度土地利用結(jié)構(gòu)與 8種水質(zhì)指標(biāo)的關(guān)系（Karmakar et al.，2019）。使用降趨勢(shì)對(duì)應(yīng)分析（Detrended Correspondence Analysis，DCA）分析后，最長(zhǎng)梯度長(zhǎng)度小于3，因此利用冗余分析（Xu et al.，2020；Zhang et al.，2020a）（Redundancy Analysis，RDA）確定景觀格局指數(shù)對(duì)總體水質(zhì)參數(shù)的影響，景觀格局指數(shù)為環(huán)境變量，水質(zhì)為物種變量。運(yùn)用多元逐步回歸分析構(gòu)建基于土地利用組成對(duì)水體中營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)（N、P）的預(yù)測(cè)模型。通過(guò)R語(yǔ)言“vegan”包中的“bioenv”函數(shù)，分別得到整體水質(zhì)與不同尺度土地利用類型和景觀格局指數(shù)的最佳組合，并通過(guò)此結(jié)果來(lái)表征不同尺度土地利用結(jié)構(gòu)和景觀格局對(duì)整體水質(zhì)的影響。統(tǒng)計(jì)分析利用SPSS（IBM Company，USA）軟件完成，RDA運(yùn)用 Canoco 5.0（Microcomputer Power Company，USA）軟件運(yùn)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 水質(zhì)時(shí)空變化特征

龍川江水質(zhì)時(shí)空變化如圖 2—4所示。tw、γ(EC)和SDO具有明顯的月際性差異（P<0.05），而pH、TP、TN、NO3?-N 和NH4+-N 月際性差異不顯著（P>0.05）。5月，pH均值為 (8.17±0.34)（范圍為7.55—8.75），水質(zhì)呈弱堿性。γ(EC)均值為 (791.15±715.7) μS·cm?1（255.30—3640 μS·cm?1），SDO均值為 (94.05%±19.75%)（65%—135.9%），TP 均值為 (0.13±0.095)mg·L?1（0.02—0.40 mg·L?1），TN均值為 (3.59±4.85)mg·L?1（0.59—22.21 mg·L?1），NO3?-N 均值為(1.65±3.5) mg·L?1（0.01—16.17 mg·L?1），NH4+-N 均值為 (0.181±0.26) mg·L?1（0.01—1.07 mg·L?1）。

圖2 5月水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)空間分布圖Fig. 2 Spatial distribution of water quality nutritional indicators in May

圖4 龍川江流域主要水質(zhì)參數(shù)以及時(shí)空變化Fig. 4 Temporal variation of water quality parameters in of the Longchuan River

9月，pH均值為 (8.28±0.36)（7.72—9.15），γ(EC)均 值 為 (597.97±544.4) μS·cm?1（ 164.5 — 2763 μS·cm?1），SDO均值為 (84.09%±24.49%)（52.4%—165.6%），TP 均值為 (0.1±0.04) mg·L?1（0.06—0.23 mg·L?1），TN 均值為 (2.29±2.19) mg·L?1（0.71—10.87 mg·L?1），NO3?-N 均值為 (0.86±0.72) mg·L?1（0.03—2.49 mg·L?1），NH4+-N 均值為 (0.13±0.13)mg·L?1（0.01—0.56 mg·L?1）。

比較水質(zhì)參數(shù)的平均值，在5月，SDO達(dá)到Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)，TP為Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，TN超出Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)，NO3?-N在標(biāo)準(zhǔn)限值內(nèi)，NH4+-N達(dá)到Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)。在9月，SDO達(dá)到Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)，TP達(dá)到Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)，TN超出Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)，NO3?-N在標(biāo)準(zhǔn)限值內(nèi)，NH4+-N達(dá)到Ⅰ類標(biāo)準(zhǔn)（地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB 3838—2002）。因此，龍川江水體主要污染物為含N、P營(yíng)養(yǎng)鹽，且營(yíng)養(yǎng)鹽含量高的點(diǎn)出現(xiàn)在耕地和建設(shè)用地占比較大的地方。營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)污染情況的空間分布見圖2和圖3。

圖3 9月水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)空間分布圖Fig. 3 Spatial distribution of water quality nutritional indicators in September

2.2 土地利用結(jié)構(gòu)特征

在河段尺度，耕地總面積占比最大（圖5），為8%—69%，林地總面積占比次于耕地，為 13%—87%，其次是草地、建設(shè)用地、裸地、水域，占比范圍分別為3%—29%、0—16%、0—7%、0—11%。在河岸帶尺度，林地面積占比最大，為19%—86%，耕地面積占比次于林地，為8%—62%，其次是草地、建設(shè)用地、裸地、水域，占比范圍分別是5%—29%、0—12%、0—4%、0—3%。在子流域尺度，林地面積占比最大，為31%—87%，耕地面積占比次于林地，為8%—53%，其次是草地、建設(shè)用地、裸地、水域，占比范圍分別是4%—30%、0—5%、0—4%、0—3%。依河段、河岸帶和子流域尺度放大，林地面積占比逐漸增大，在靠近水域的地方以耕地為主，距離水域越遠(yuǎn)，耕地占比越少，林地占比越多。

圖5 不同尺度土地利用特征Fig. 5 Land use composition at different spatial scales (riverine reach, riparian and subcatchment)

2.3 土地利用結(jié)構(gòu)與水質(zhì)相關(guān)關(guān)系

3個(gè)空間尺度的土地利用和水質(zhì)指標(biāo)的相關(guān)關(guān)系均呈現(xiàn)時(shí)間異質(zhì)性，且在9月的相關(guān)性強(qiáng)于5月（表2—4）。河段尺度下（表2），γ(EC)在5月和9月均和草地呈顯著正相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明草地可以增加水體中的無(wú)機(jī)酸、堿，鹽或有機(jī)帶電膠體。在9月，TN與建設(shè)用地和耕地顯著正相關(guān)，NO3?-N與裸地顯著負(fù)相關(guān)，NH4+-N與草地及水域顯著正相關(guān)。河岸帶尺度下（表3），γ(EC)在2個(gè)月份均和草地顯著正相關(guān)。在 5月，NO3?-N與耕地顯著正相關(guān)，與林地顯著負(fù)相關(guān)。在9月，TN與耕地顯著正相關(guān)，與林地顯著負(fù)相關(guān)，NH4+-N與草地顯著正相關(guān)。子流域尺度下（表4），γ(EC)在2個(gè)月份均和草地顯著正相關(guān)。在 5月，NO3?-N與耕地及裸地顯著正相關(guān)，NH4+-N與水域顯著正相關(guān)。在 9月，TN與建設(shè)用地顯著正相關(guān)，NH4+-N與草地顯著正相關(guān)。

表2 河段不同時(shí)期水質(zhì)與土地利用的相關(guān)性Table 2 The correlation between water quality and land use in different period of river reach

表3 河岸帶不同月份水質(zhì)與土地利用的相關(guān)性Table 3 The correlation between water quality and land use in different periods of riparian zone

表4 子流域不同時(shí)期水質(zhì)與土地利用與土地覆蓋的相關(guān)性Table 4 The correlation between water quality and land use and land cover in different periods of sub-watershed

運(yùn)用多元逐步回歸分析構(gòu)建基于土地利用組成的水體營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)（N、P）預(yù)測(cè)模型（表 5），發(fā)現(xiàn)土地利用組成對(duì)氮、磷的預(yù)測(cè)能力較弱。在5月，河岸帶和子流域耕地對(duì)NO3?-N預(yù)測(cè)能力好于河段尺度。在9月，建設(shè)用地與耕地對(duì)TN的影響最大。河段尺度草地和水域可以較好的預(yù)測(cè)NH4+-N。

表5 土地利用與水質(zhì)營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)回歸關(guān)系模型Table 5 Regression models between land use and water quality

2.4 景觀格局指數(shù)與水質(zhì)指標(biāo)的冗余分析（RDA）

不同尺度景觀指數(shù)對(duì)水質(zhì)影響的 RDA分析結(jié)果見表 6。相同尺度的景觀格局指數(shù)對(duì)不同月份水質(zhì)的解釋無(wú)明顯差異（對(duì)水質(zhì)總解釋率的差值小于10%），而景觀格局指數(shù)對(duì)相同月份的水質(zhì)總解釋率呈現(xiàn)明顯的空間尺度效應(yīng)。例如，在5月，河岸帶尺度景觀格局指數(shù)對(duì)水質(zhì)的總解釋率相對(duì)于河段尺度提高了21%，但隨著尺度增大到子流域尺度，解釋率為78.1%，下降了10%。9月，河岸帶尺度景觀格局指數(shù)對(duì)水質(zhì)的解釋率相對(duì)于河段尺度增加了30%，而子流域尺度景觀指數(shù)對(duì)水質(zhì)的解釋率相較于河岸帶略有下降。整體上，景觀格局指數(shù)對(duì)水質(zhì)的總解釋率為河岸帶>子流域>河段。

表6 不同尺度景觀格局指數(shù)對(duì)總體水質(zhì)的解釋Table 6 Interpretation of total water quality by multi-scale landscape pattern index %

景觀格局指數(shù)對(duì)水質(zhì)指標(biāo)的解釋率差異很大（表 6）。河段尺度下，5月的 SHAME_MN和COHESION對(duì)水質(zhì)的解釋率最為顯著，解釋率分別是 17.6%和 19.8%，占總解釋率的 56.1%；而在 9月，NP和COHESION對(duì)水質(zhì)的解釋率最顯著，解釋率分別是13.1%和25%，占總解釋率的62.4%。河岸帶尺度下，對(duì)5月水質(zhì)解釋率最顯著的是PD、ED與SHDI，解釋率分別是33.8%、27.6%及10.4%，占總解釋率的82%；對(duì)9月水質(zhì)解釋率最顯著的是PD、SHAPE_MN和SHDI，解釋率分別是17.7%、30%和 13.8%，占總解釋率的 67.1%。子流域尺度下，AI和CONTAG對(duì)5月和9月水質(zhì)的解釋率均顯著，對(duì)5月水質(zhì)的解釋率分別為12.6%、40.9%，占總解釋率的68.5%；對(duì)9月水質(zhì)的解釋率分別為6.7%、58.8%，占總解釋率的75.8%。

2.5 土地利用類型和景觀格局指數(shù)組合與總體水質(zhì)關(guān)系

R語(yǔ)言中“vegan”包中的“bioenv”函數(shù)分析結(jié)果表明（表7），在河段尺度，建設(shè)用地對(duì)整體水質(zhì)影響較大，在河岸帶尺度，耕地與草地對(duì)整體水質(zhì)負(fù)荷較重，在子流域尺度，草地與水域?qū)φw水質(zhì)的影響較大。從表7組合相關(guān)關(guān)系分析，子流域土地利用對(duì)整體水質(zhì)的影響較大，其中在雨季末期最大，達(dá)到 0.379。在水質(zhì)與景觀格局指數(shù)的組合關(guān)系中（表8），河段尺度COHESION與其它景觀指數(shù)的組合對(duì)水質(zhì)的影響最大，在5月和9月分別達(dá)到了0.217和0.177；河岸帶尺度，PD與其他景觀參數(shù)的組合對(duì)水質(zhì)的影響最強(qiáng)，分別達(dá)到了0.371與 0.380；子流域尺度 LPI、COHESION對(duì)水質(zhì)的負(fù)荷最大，分別達(dá)到0.122與0.337。因此，土地利用組合對(duì)整體水質(zhì)的影響為子流域>河岸帶>河段，而景觀格局指數(shù)組合對(duì)整體水質(zhì)的影響是河岸帶>子流域>河段，結(jié)果與表6的分析結(jié)果一致。

表7 總體水質(zhì)與土地利用結(jié)構(gòu)組合的相關(guān)關(guān)系Table 7 The correlation between total water quality and land use structure combination

表8 總體水質(zhì)與景觀格局指數(shù)組合的相關(guān)關(guān)系＊Table 8 The correlation between total water quality and landscape pattern index combination

3 討論

3.1 土地利用結(jié)構(gòu)與水質(zhì)的關(guān)系

季節(jié)性水文變化對(duì)河流流量和水環(huán)境有重要影響。在本研究中，水質(zhì)參數(shù)γ(EC)和SDO具有明顯月際性差異，而pH和養(yǎng)分（TP、TN、NO3?-N和NH4+-N）的差異性不顯著，但不同形態(tài)氮、磷濃度整體上呈現(xiàn)5月（雨季初期）較9月高（雨季末）。主要是因?yàn)橛昙境跗诘乇韽搅饕鸬拿嬖次廴据^多（Shi et al.，2019；Chen et al.，2018），而雨季末期，前期長(zhǎng)時(shí)間的集中降水同時(shí)起到面源輸入及稀釋的作用。

研究發(fā)現(xiàn)林地對(duì)水質(zhì)有正面影響，耕地、建設(shè)用地對(duì)水質(zhì)有負(fù)面影響（表 2—4），這與先前的許多研究一致（Duffy et al.，2020；Mello et al.，2020；Wei et al.，2020；Zhang et al.，2020a）。建設(shè)用地與耕地是造成非點(diǎn)源（non-point pollution source，NPS）污染的主要因素，建設(shè)用地與耕地是人類活動(dòng)強(qiáng)度很高的土地利用類型，大量化肥農(nóng)藥的使用（Karmakar et al.，2019）使耕地中未被農(nóng)作物吸收的養(yǎng)分、有機(jī)質(zhì)等隨徑流進(jìn)入水體，建設(shè)用地會(huì)引起生活污水和工業(yè)廢水的排放，導(dǎo)致水體污染物濃度升高。城市生態(tài)系統(tǒng)的地面大多為非透水地面，導(dǎo)致污染物不經(jīng)過(guò)林地、草地或土壤過(guò)濾，直接通過(guò)徑流流入水體（Shi et al.，2019）。龍川江流域耕地與建設(shè)用地主要沿河岸分布，導(dǎo)致建設(shè)用地、耕地與 TN、TP、NH4+-N、NO3?-N 濃度呈正相關(guān)（Rami?o et al.，2020）（表2—4）。植被則通過(guò)攔截徑流中的污染物與泥沙，吸收污染物中的養(yǎng)分，進(jìn)而減少污染物的直接輸入（Ferreira et al.，2019）。

3.2 水質(zhì)變化的空間尺度效應(yīng)

水質(zhì)與土地利用結(jié)構(gòu)及景觀格局的關(guān)系依賴于空間尺度（Gu et al.，2019；Shi et al.，2017；Wang et al.，2020；Zhang et al.，2020a），但研究結(jié)果不盡相同。主要原因是人為活動(dòng)改變了土地利用和景觀格局，導(dǎo)致不同的水文特征、物質(zhì)轉(zhuǎn)移和能量流動(dòng)，進(jìn)而影響流域生態(tài)過(guò)程和水質(zhì)。

有研究表明河岸帶尺度土地利用對(duì)水質(zhì)的影響較大（Collins et al.，2013；McMillan et al.，2014），但是一些研究得到了相反的結(jié)果，表明子流域尺度土地利用可以更好的解釋總體水質(zhì)（Meneses et al.，2015；Ding et al.，2016）。本研究發(fā)現(xiàn)5月子流域尺度土地利用組合耕地+草地+裸地+水域?qū)傮w水質(zhì)的影響較大，9月是草地+水域。耕地作為主要的NPS 污染源（de Oliveira et al.，2017；Ouyang et al.，2010；Wu et al.，2019），其總污染負(fù)荷與面積直接相關(guān)，而河岸帶尺度與河段尺度的耕地面積遠(yuǎn)小于子流域，導(dǎo)致子流域土地利用類型對(duì)總體水質(zhì)的影響較強(qiáng)，雨季末期長(zhǎng)時(shí)間降水稀釋了耕地的面源污染。

和土地利用類型對(duì)總體水質(zhì)的影響不同，RDA和“bioenv”分析均表明景觀格局對(duì)總體水質(zhì)的影響呈現(xiàn)河岸帶>子流域>河段（表6、8），“bioenv”分析得到解釋總體水質(zhì)的最佳景觀格局指數(shù)組合LPI+PD+SHAPE_MN+COHESION。RDA分析表明景觀參數(shù)對(duì)總體水質(zhì)的解釋為河岸帶 (90%)>子流域 (80%)>河段 (60%)，并且單個(gè)景觀格局指數(shù)對(duì)總體水質(zhì)的解釋也具有尺度效應(yīng)（表6）。在河段尺度下，NP、SHAPE_MN、COHESION對(duì)水質(zhì)的影響最顯著，表明在河段尺度下，景觀的密度、聚集性越大，能更好的吸附和過(guò)濾徑流中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)。在河岸帶尺度下，PD、ED、SHAPE_MN、SHDI對(duì)水質(zhì)的影響最顯著，說(shuō)明景觀密度、形狀、多樣性對(duì)河岸帶的污染物攔截功能影響較大。在子流域尺度下，AI、CONTAG對(duì)水質(zhì)影響最顯著，說(shuō)明子流域尺度下，景觀的聚集程度與團(tuán)聚程度對(duì)水質(zhì)的影響較大。上述景觀指數(shù)組合的4個(gè)指標(biāo)體現(xiàn)了河岸帶景觀對(duì)地表徑流的過(guò)濾與吸收，河岸帶作為水體與陸地的過(guò)渡帶，是連接陸地與水體的紐帶，通過(guò)對(duì)地表徑流中污染物質(zhì)養(yǎng)分和泥沙的過(guò)濾，吸附和吸收而減小陸源污染物對(duì)河流水質(zhì)的影響（Zhang et al.，2020a）。

3.3 基于土地利用與景觀格局的流域水質(zhì)保護(hù)建議

龍川江流域水質(zhì)整體較差，超過(guò)50%的樣點(diǎn)的TN濃度為地表水Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)，河流受耕地與建設(shè)用地的影響較大。在龍川江流域，城鎮(zhèn)和農(nóng)業(yè)用地主要分布在龍川江干、支流河岸帶。在城鎮(zhèn)區(qū)域，需要對(duì)徑流進(jìn)行截留，經(jīng)過(guò)簡(jiǎn)單的自然生態(tài)系統(tǒng)處理后再排放。在子流域尺度，優(yōu)化土地利用特別是耕地與城市的空間結(jié)構(gòu)，增加林地與草地的聚集性。河岸帶作為河流水-陸交錯(cuò)帶，在維持生態(tài)系統(tǒng)平衡中發(fā)揮重要作用，河岸帶土地利用與景觀格局對(duì)水質(zhì)有直接影響，本研究表明河岸帶景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響大于其它尺度（表 6、8）。因此，宜對(duì)河岸帶的劣質(zhì)耕地采取退耕還林還草方式，降低耕地破碎度，提高林地和草地的占比并增加河岸帶景觀類型，提高河岸帶對(duì)泥沙及污染物質(zhì)的攔截、吸附、吸收及轉(zhuǎn)化能力，減少水土流失和養(yǎng)分的輸出。對(duì)耕地進(jìn)行精準(zhǔn)噴藥施肥，減少N、P等的流失。研究土地利用和景觀格局與水質(zhì)之間的關(guān)系可以提高我們對(duì)自然、人文因素對(duì)河流水文過(guò)程響應(yīng)的認(rèn)識(shí)，將水質(zhì)響應(yīng)的空間尺度效應(yīng)納入土地利用規(guī)劃與水資源管理的過(guò)程中，為多空間尺度流域土地利用規(guī)劃、水質(zhì)改善提供支撐。

3.4 不確定性分析

土地利用結(jié)構(gòu)和景觀格局與水質(zhì)關(guān)系研究的不確定性主要來(lái)源于水質(zhì)的代表性和土地利用組成空間尺度的確定及與野外數(shù)據(jù)時(shí)間的一致性。和國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究一樣（Ding et al.，2016；Gu et al.，2019；Wu et al.，2021），本研究也未考慮土地利用的季節(jié)變化。例如Wu et al.（2021）運(yùn)用2016—2019年的水質(zhì)數(shù)據(jù)和2019年的土地利用數(shù)據(jù)，Ding et al.（2016）利用2010年1次的野外取樣及2009年的土地利用數(shù)據(jù)。研究用2次的取樣代表雨季前后，很好地反映了季風(fēng)性降水前后土地利用、景觀格局與水質(zhì)的關(guān)系變化。雖然本研究的野外數(shù)據(jù)略顯不足，但研究表明流域耕地特別是河流沿線的耕地與氮的相關(guān)性很強(qiáng)，反映了流域面源污染的重要性及面源污染的季節(jié)變化。此外，取樣點(diǎn)的嵌套關(guān)系會(huì)影響河段尺度的結(jié)果，由于小流域主要受陸地生態(tài)系統(tǒng)的影響，即使是大的河流，目前的研究并為考慮“嵌套流域”的影響。未來(lái)研究需進(jìn)行高頻度取樣及多尺度土地利用和景觀格局分析，結(jié)合陸面碳氮模型研究空間上污染源產(chǎn)生的熱點(diǎn)區(qū)域。

4 結(jié)論

（1）龍川江流域水體整體呈弱堿性，主要污染物為TN（地表水環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)劣V類）和TP（III類標(biāo)準(zhǔn)）；營(yíng)養(yǎng)鹽N、P濃度在5月高于9月，但無(wú)顯著性差異。

（2）土地利用組合與總體水質(zhì)的關(guān)系具有時(shí)間與空間尺度效應(yīng)，同一時(shí)期，子流域土地利用組合與總體水質(zhì)相關(guān)性最高；水質(zhì)和土地利用的相關(guān)、回歸及組合分析在月際上均表現(xiàn)為9月高于5月。景觀格局指數(shù)組合與總體水質(zhì)的關(guān)系有空間尺度效應(yīng)，河岸帶景觀格局指數(shù)組合與總體水質(zhì)的相關(guān)性最大，最佳組合是 LPI+PD+SHAPE_MN+COHESION。景觀格局指數(shù)對(duì)總體水質(zhì)的解釋率依次為河岸帶 (90%)>子流域 (80%)>河段 (60%)，順序與景觀格局指數(shù)組合對(duì)總體水質(zhì)的影響一致。

（3）回歸模型表明在降水初期，河岸帶及子流域的耕地顯著影響硝態(tài)氮；在降水末期，河段土地利用結(jié)構(gòu)對(duì)河流養(yǎng)分指標(biāo)的預(yù)測(cè)較好，耕地和建設(shè)用地對(duì)TN影響最大。

（4）土地利用結(jié)構(gòu)與景觀格局對(duì)水質(zhì)的影響具有尺度效應(yīng)，在進(jìn)行土地利用結(jié)構(gòu)規(guī)劃與水資源管理的過(guò)程中，要采用多尺度的觀點(diǎn)進(jìn)行規(guī)劃管理。