1 引言(Introduction)

湖泊水体作为淡水资源的重要组成成分, 与人类生活息息相关.大型江河类湖泊流域空间是由一系列相互联系和作用的子流域构成, 是具有完整功能与结构的水系集合体, 它的水生态环境受到每一个子流域的影响.从流域尺度研究, 发现湖泊水生态环境与各子流域之间有着极其紧密的生态联动关系(António et al., 2019; Nelson et al., 2020).近年来, 全国各地湖泊流域空间自然资源均受到人为不同程度的开发和利用, 洪泽湖流域内因围湖造田, 围圩和围网养殖等现象愈发突出, 导致景观结构发生剧烈变化是引发水质与生态功能不断下降的重要原因(班璇等, 2010; 周露洪等, 2013).

人类对自然资源的开发利用都直接或间接表现为对土地利用结构的改造, 在环境变化与人类活动双重影响下, 土地利用结构的剧烈演变对水质的影响效果显著(李玉凤等, 2010;Mainali et al., 2018).土地作为人为改造景观结构的驱动载体, 它能通过各种复杂的过程对水质造成影响.因此, 研究土地利用方式与水质的联动关系对改善水质污染具有重要的指导意义(欧洋等, 2012; Regmi et al., 2017;蔡莹等, 2019).从景观生态学视角研究会发现, 因研究区域景观类型组成、地形和气候等因素存在着明显差异, 以及对研究区域研究所采用的划分方式和尺度不同, 往往导致在不同研究区域中相同的土地利用方式和景观格局指数与水质之间联动关系的研究结论不尽相同(欧洋等, 2012; 于松延等, 2014; 王鹏等, 2015).目前以河流和湿地等为对象的研究中, 土地利用划分尺度主要以缓冲区和子流域为研究单元(Bu et al., 2014;徐启渝等, 2020).已有研究表明, 在汉江中下游区域, 子流域尺度下土地利用演变对水质空间变异的解释率更高(梁平等, 2017).鄱阳湖湿地研究发现, 500、1000 m缓冲区尺度下土地利用演变对水质的解释率要高于子流域尺度(方娜等, 2019).目前流域尺度上土地利用和景观格局演变对湖区水质的影响机制尚不明确.

近年来, 伴随着洪泽湖流域内经济的高速发展和人口的增加, 洪泽湖受到愈发严重的人为活动干扰, 工业化进程加快导致各类建设用地面积不同程度增加, 使得流域空间景观格局演变显著.1974年以来洪泽湖土地利用强度指数由207增加到249, 自然保护区受到的人为干扰逐年上升, 流域景观破碎度增大、斑块稳定性降低(张莹莹等, 2019).1990—2008年洪泽湖流域景观结构和景观异质性发生较大变化, 斑块数量增加, 平均斑块面积减小, 景观均匀度指数上升(徐嘉兴等, 2011).相较于太湖等其它大型湖泊, 洪泽湖城镇化建设水平相对落后, 土地利用开发结构不合理(班璇等, 2010).工农业污染物产出增强, 林地和草地面积减少, 围湖造田面积增加, 湖区高密度的围圩和围网养殖面积增加是导致湖区营养盐浓度不断升高、水质逐渐下降的重要原因.本研究从流域尺度阐明了洪泽湖景观类型和景观格局演变对湖区水质的影响机制, 为洪泽湖水环境保护与修复提供可靠的科学依据.

2 研究区域和方法(Study area and methods) 2.1 研究区域概况

洪泽湖是我国第四大淡水湖, 行政上隶属于江苏省淮安市和宿迁市, 空间位置为118°10′~118°52′E、33°06′~33°40′N, 湖区涉及淮阴区、宿豫区、洪泽县、盱眙县、泗阳县、泗洪县6区县.洪泽湖是淮河流域最大的防洪供水调蓄湖泊, 也是南水北调东线工程的重要水源地, 具有防洪抗旱、调节气候和保护生物多样性等重要功能, 对农渔业、旅游业和航运等产业发挥着巨大作用.洪泽湖气候四季分明, 多年平均降水量为925.5 mm, 每年6—9月降水量占全年总降水量的65.5%, 冬季降水量仅占全年7%~8%.洪泽湖流域保护面积达到3704 km², 湖泊保护范围线长1006 km.主要入湖河流有淮河、濉河、汴河、怀洪新河、徐洪河等, 出湖河流主要有淮河入江河道和苏北灌溉总渠等.近十年来, 淮安与宿迁两市GDP和人口数量整体呈上升趋势.在围湖造田、围圩和围网养殖等人类活动的影响下, 洪泽湖水域面积不断萎缩, 截至2018年底围圩和围网养殖总面积与湖区水域面积比例已突破30%.

2.2 水质数据

洪泽湖研究区域如图 1所示.根据湖区生态功能以及形态等特点, 湖区布设16个水质监测点(S1~S16), 监测频次为每月1次.基于湖区行政归属将湖区分为宿迁北、宿迁南、淮安南、淮安东4个区域, 其中S1~S4 4个监测点位在宿迁北区域, S5~S8 4个监测点位在宿迁南区域, S9~S12 4个监测点位在淮安南区域, S13~S16 4个监测点位在淮安东区域.本研究采用2008—2018年时间段水质数据, 选取高锰酸盐指数(COD_Mn)、氨氮(NH₃-N)、总氮(TN)、总磷(TP)4个水质指标作为分析对象.

2.3 景观类型

通过地理空间数据云网站(http://www.gscloud.cn/)下载研究区域1990、1995、2000、2005、2010、2015和2018 7个年份30 m空间分辨率且云量覆盖度小于2%的Landsat系列遥感影像, 遥感影像详细基础信息见表 1.通过ENVI 5.3采用监督分类和人工解译相结合的方式, 将遥感影像解译为林地、旱地、入湖河流、水田、草地、水库坑塘、建设用地、滩地、围圩养殖、围网养殖10种土地利用类型.为保证分类精度的可靠性, 将解译结果和历史高分辨率影像进行精度验证, 验证结果表明总体精度达到91%.

2.4 景观格局

景观结构特征对流域水质的影响主要是通过表征景观格局破碎度、优势斑块面积变化和斑块之间连通性等指数来反映其对水质的污染或改善作用(徐启渝等, 2020).结合洪泽湖流域的实际特点, 本研究中需要探究各景观格局斑块在数量、面积和聚散性方面的变化过程, 用于反映人类活动强度对景观结构的影响机制.因此本文研究选取了2种斑块类型水平指数和3种景观水平指数, 其中斑块类型水平指数分别为类型水平最大斑块面积比例(LPI)和类型水平斑块密度(PD), 景观水平指数分别为蔓延度指数(CONTAG)、景观水平最大斑块面积比例(LPI)和景观水平斑块密度(PD).

根据出入河流位置, 结合洪泽湖流域实际的地形特征和水系汇流情况, 运用ArcSWAT模型将研究区域划分成13个子流域.通过ArcGIS 10.6提取每一块子流域景观类型数据并将其转换为30 m×30 m栅格数据, 采用Fragstats软件进行景观格局指数的计算和分析.LPI指数主要表征景观格局中优势种丰度等生态特征, 其值的变化特征能反映人类活动的方向和强度.PD指数表示单位面积上斑块的数量, 其值变化能反映出景观格局破碎度的特征, PD指数增大表明景观破碎化程度增大, 反之破碎化程度降低.CONTAG指数变化特征反映了景观优势斑块类型连通性的优劣程度和景观破碎度高低, 其值增大表明景观中优势斑块之间的连通性效果变好, 反之表明景观是具有多种要素的散布格局, 景观破碎化程度高(Kim et al., 2013).

2.5 数值方法

景观类型和景观格局演变对水质的相关性分析通过SPSS 26统计学软件, 采用斯皮尔曼(Spearman)相关性分析方法分析水质指标与景观类型面积占比和子流域景观格局指数之间的相关性水平.通过CANOCO 5生态分析软件对水质指标(响应变量)与景观类型和景观格局(解释变量)研究数据进行除趋势对应分析(DCA), 梯度均小于3, 因此采用冗余分析法(redundance analysis, RDA)分析景观类型面积占比对水质变化和子流域景观指数对水质变化的解释率, 并对RDA分析结果进行999次蒙特卡洛置换检验(Monte Carlo permutation test)RDA分析结果的显著性.

3 结果分析(Results and analysis) 3.1 洪泽湖湖区水质变化特征

2008—2018年洪泽湖水质年际变化特征如图 2所示.根据《江苏省地表水环境功能区划》, 洪泽湖水质类别要求为III类以上, 洪泽湖主要水质超标项目为TN和TP.从时间变化可知, 湖区TN年平均浓度仅在2015年的宿迁北和淮安东区域达到III类, 其余监测年份年平均浓度均未达到III类, 维持在IV~V之间.湖区TP年平均浓度仅在2012年淮安东片区和2016年宿迁北片区达到III类, 其它监测年份中年平均浓度均维持在IV~V类.湖区NH₃-N和COD_Mn长期保持III类以上.从空间变化可知, 湖区TN浓度相对最高的区域为淮安南, 其次宿迁南、宿迁北和淮安东.湖区TP浓度在2008—2016年为淮安南和宿迁北占绝对优势, 2017和2018年TP浓度在宿迁北与淮安东呈增大趋势.宿迁北和淮安东的NH₃-N年平均浓度高于宿迁南和淮安南.2015年之前宿迁北与淮安东COD_Mn年平均浓度高于宿迁南与淮安南, 2015年后宿迁南和淮安南COD_Mn年平均浓度略微高于宿迁北和淮安东.

3.2 洪泽湖流域景观类型变化特征

洪泽湖1990—2018年不同区域内景观类型面积占比变化特征如图 3所示.湖区北部流域主要以旱地(43.3%)为主, 湖区东部流域则以水田(46.8%)为主, 湖区西部和湖区南部在2000年之前流域内面积比例最大为旱地(48.2%、52.9%), 2000年之后面积比例最大为水田(61.7%、38.7%).建设用地主要集中在湖区北部、南部和西部流域, 自1990年来面积增加了51.8%, 围网与围圩养殖主要集中在老子山、溧河洼、成子湖区域, 面积分别增长了6.3%, 53.8%, 林地和草地主要集中在南部和东部, 面积分别下降了0.91%和8.1%.

3.3 洪泽湖子流域景观格局指数变化特征

洪泽湖1990—2018年流域内景观格局指数在斑块类型水平的变化特征如图 4所示.建设用地和围网养殖类型斑块密度最大, 指数整体呈上升趋势.围圩类型在2015年之后呈现出下降趋势, 水田等其它斑块密度在1990—2015年整体呈上升趋势.类型水平最大斑块面积比例指数LPI在旱地、水田和建设用地类型上的变化范围最大, 指数变化范围分别为8.64%~33.97%、10.46%~22.78%、0.39%~1.41%.

洪泽湖1990—2018年子流域尺度下景观格局指数在景观水平的变化特征如图 5所示.各子流域内PD指数为1~29, LPI指数为7~78, CONTAG指数为36~80.自1990年以来, 13个子流域的PD指数皆呈现上升趋势.湖区北部H1、湖区南部H8和湖区东部H13子流域LPI指数呈下降趋势, 湖区北部H4、湖区西部H6、湖区东部H11子流域LPI指数呈先增后减趋势, 仅在湖区西部H5子流域中呈现上升趋势.CONTAG指数在13个子流域整体都呈上升趋势.PD指数变化范围呈现湖区西部>湖区北部>湖区南部>湖区东部, 西部景观破碎度最高, 东部景观格局破碎度最低.LPI指数西部子流域变化最大, 整体表现出西部和东部波动范围大于北部和南部.CONTAG指数在四个区域内皆呈现增大趋势, 西部和东部子流域内增加范围最广.

3.4 洪泽湖流域景观格局与湖区水质的相关性分析

洪泽湖流域内景观类型面积与湖区水质相关性特征如图 6所示.从图中可以看出, 不同景观类型与水质指标之间相关性差异明显.建设用地、围网和围圩养殖面积与湖区TN、TP及NH₃-N浓度呈显著正相关(p < 0.05).水田和入湖河流面积对湖区TN和TP浓度呈显著正相关.林地和草地面积对湖区TN、TP浓度呈显著负相关.景观类型面积与湖区TP浓度正相关性呈现建设用地>围圩养殖>围网养殖>入湖河流>水田, 与湖区TN浓度正相关性呈现建设用地>入湖河流>围圩养殖>围网养殖>水田.

洪泽湖景观格局指数与湖区水质的相关性特征如图 7所示.宿迁北、宿迁南、淮安南和淮安东子流域中PD指数对湖区TN和TP浓度呈显著正相关, PD指数与湖区TN浓度正相关性变化区间为0.59~0.69, 与湖区TP浓度相关性变化区间为0.58~0.70.CONTAG指数对湖区TN和TP浓度呈显著正相关性, 相关性变化区间分别为0.38~0.45, 0.52~0.59.LPI指数主要与湖区NH₃-N浓度呈显著负相关性, 相关性变化区间为-0.37~-0.61.

3.5 洪泽湖流域景观格局对湖区水质变异的解释率

洪泽湖流域景观类型演变对湖区水质指标变异解释率如表 2所示.建设用地、围网和围圩养殖相对其它景观类型对各水质指标的解释率更高.景观类型对湖区TP浓度解释率程度呈现出建设用地、围圩和围网养殖>草地、入湖河流>林地、水田, 解释率大小为14.5%~42.7%.景观类型对湖区TN浓度解释率呈现围圩养殖、建设用地>草地>围网养殖、河流>林地、水田, 解释率变化区间为17.3%~47.6%.景观类型对NH₃-N解释率差异较大, 解释度呈现出围网养殖、围圩养殖>滩地>水田、建设用地、旱地、水库坑塘>林地, 解释率数值范围为13.9%~37.1%.

洪泽湖流域景观格局指数对湖区水质指标变异解释率如表 3所示.PD指数与CONTAG指数对4种水质指标都有显著的解释效果.PD指数对湖区COD_Mn、NH₃-N和TN浓度变异解释率最大, 分别为29.3%、26.1%和25.1%.LPI指数对湖区TP和TN浓度变异解释率分别为12.7%和12.6%.CONTAG指数对湖区TP浓度变异解释率最大29.3%.LPI指数对湖区COD_Mn、TN浓度解释率为21.1%、12.6%, 对湖区NH₃-N、TP浓度没有显著解释性.

4 讨论(Discussion) 4.1 湖区水质变化影响因素识别

洪泽湖区水质主要超标项目为TN和TP, 湖区TN和TP浓度近年来整体呈上升趋势, 年平均浓度由2008年的TN 1.67 mg·L^-1、TP 0.083 mg·L^-1上升到2018年的TN 1.89 mg·L^-1、TP 0.091 mg·L^-1, 这与洪泽湖流域经济高速发展、涉湖人口快速增加存在密切关系, 涉湖社会经济数据见表 4.根据江苏省2018年统计年鉴可知, 洪泽湖地区全年生产总值达到1905.12亿元, 同比增长8.4%, 涉湖人口达到496万人, 同比增长1.6%, 农业面积总面积约为586773 hm², 粮食总产量达到4094486 t.已有研究表明, 洪泽湖区域经济高速发展导致湖区水质和环湖土壤带受到不同程度的污染(陆娟等, 2019).洪泽湖区域主要经济体为水产养殖、工业制造、农业耕作和休闲旅游等产业, 其中水产养殖和工业制造对湖区水质影响程度高于农耕和旅游产业, 对湖区水质负面影响更强(徐嘉兴等, 2011).2008—2018年洪泽湖水产品产量增长率和经济年均增长率分别为14.59%和17.2%, 2018年洪泽湖水产品总量达到34.18×10⁴ t, 经济总产值达到86.97亿元(孙琦等, 2020).根据洪泽湖管理年报可知, 截至2018年流域内大型企业达到29家, 其中包含工业制造类企业23家和生活产品制造类企业6家, 经济总产值达到2000亿元, 相比2008年工业经济总值上涨了78.2%.

洪泽湖水质呈现出湖东南片区优于西北和西南片区, 主要是由于洪泽湖地区经济发展不平衡造成的.湖区西北和西南部人口密集、制造企业集中, 超过66%水产养殖业和74%工业制造企业等经济主体都集在该区域, 淮河入湖口也位于湖区西南部, 对入湖污染物的产生和输出都具有较高的贡献率, 是导致老子山和溧河洼一带TN和TP浓度更高的主要原因.出湖河口集中在湖区东部, 且该区域经济体主要以污染负荷相对较少的旅游业为主, 水动力条件好和换水周期短, 对营养盐的富集具有抑制作用(杨洁等, 2017), 导致东部湖区整体水质较好.

4.2 景观格局演变驱动因素识别

洪泽湖流域景观类型近20年受到强烈的人为改造, 湖区北部和东部景观类型主要以旱地和水田为主, 分别占总面积的72.6%、56.5%；湖区西部和南部主要以建设用地和水田为主, 分别占总面积的68.3%、65.9%.变化最显著的旱地面积占比由1990年43.3%下降到2018年23.6%, 建设用地、水田、围网和围圩养殖面积占比分别增加了51.8%、61.1%、10.5%和53.8%.减少的旱地面积大部分转化为水田, 主要是因为旱地农耕作物产量和质量不高, 导致旱地农作物对经济贡献率低于水田, 将旱地转化为水田可以使农耕作物经济效益最大化(黄灿等, 2018).流域内城镇化推进、企业规模化入驻和涉湖人口增加是建设用地面积增大的主要原因.2015年之前洪泽湖围网和围圩养殖面积逐年增加, 2015年后得到了有效的控制, 目前面积稳定在149.01 km²和291.42 km², 主要是由于2014年洪泽湖开展退圩退网的显著成效.

斑块类型水平仅有围圩的斑块密度在2015年之后呈现出下降趋势, 其余景观类型斑块密度整体都呈上升趋势, 其建设用地和水田变化最大, 表明在单位面积上斑块数量增加, 较小的零星斑块数量增加使其景观格局的破碎化程度增强.旱地最大优势斑块面积比例逐年下降, 1990—2018年由34.1%下降到8.7%, 水田和建设用地增大.斑块景观水平上PD指数和CONTAG指数整体呈增大趋势, LPI指数整体呈减小趋势, 即景观斑块数量增加、斑块密度变大、景观破碎化程度增强, 原有最大优势斑块面积被消减, 且各子流域间优势斑块连通性增强.景观结构发生剧烈演变的主要原因是建设用地和水田面积占比变化较大, 变化面积分别为688.23 km²、1248.64 km².由于景观结构组成以及人为改造强度的差异, PD指数在湖区西部和北部流域内变化范围较大, CONTAG指数和LPI指数在湖区西部和东部变化范围大.

4.3 影响水质变化的景观类型和格局

建设用地、入湖河流、水田、围网和围圩养殖面积与洪泽湖TN和TP浓度呈显著正相关.已有研究表明, 洪泽湖流域经历了由农业化为主的模式向城镇化和工业化模式转变(万杰等, 2020), 景观类型由1990年的旱地和水田为主转化为2018年以建设用地和水田为主的格局.建设用地增加对湖区水质下降具有正向推动作用, 主要是由于工业废水、居民日常生活污水和生活固体垃圾产出逐年增加, 部分工业企业尾水通过入湖支流排放入湖造成湖区水质污染(宋亚莲等, 2005;万杰等, 2020)；其次, 农村地区污水管道建设不完善, 部分地区固体生活垃圾随意堆放, 缺乏统一收集回收和处理手段(刘永德等, 2008), 生活污水几乎不经处理直排入湖也是洪泽湖水质受到影响的重要原因(宋如亚等, 2009)；同时, 城镇和工业基础建设造成不透水硬质地面积比例扩大, 降雨期地面径流冲刷加快了对污染物的携带作用, 导致进入湖区面源污染负荷增加(张莹莹等, 2019; 万杰等, 2020).

洪泽湖西南部水田面积增加了13.8%, 农户为了提升水田农作物产量, 在作物生长过程中大量使用化肥(叶祖鑫等, 2017;万杰等, 2020), 高强度的化肥施用和不科学的施肥方式导致水田氮磷浓度超标, 农田退水过程中大量营养盐进入湖区.目前洪泽湖地区多数农户仍以撒肥等传统方式施肥, 导致化肥在水田中分布不均, 大部分区域出现营养盈余；还有不少农户选择在降雨前夕施肥, 直接加剧了化肥流失, 降低了农作物对化肥的吸收利用率.根据国家统计局2018年统计年鉴资料计算可知, 洪泽湖地区全年施用化肥总量为57.35万t, 施用化肥的平均强度为628 kg·hm^-2, 为全国平均水平(439 kg·hm^-2)的1.43倍.已有研究表明洪泽湖区域水田氮磷含量远超过农作物正常生长所需要的量(赵永宏等, 2010; 刘钦普, 2015).水田中盈余的大量氮磷在放水过程中会跟随径流直接进入湖区或通过入湖河流携带进入湖区.

洪泽湖围网和围圩养殖面积目前已相对得到控制, 湖区中养殖面积约占自由总湖面30%, 老子山和溧河洼一带养殖面积超过66%.高密度的围网养殖是导致近年来湖区自然水域面积减少的重要原因(徐嘉兴等, 2011).在围网和围圩养殖过程中, 湖泊接纳了鱼虾蟹的排泄物和未被食用彻底的人工饵料, 造成湖区水体有机质含量不断积累(张亚平等, 2016), 有机质在水体中腐蚀分解后会释放出氮磷营养物质, 造成湖区水体和沉积物中氮磷负荷不断上升.

PD指数与湖区TP和TN浓度呈显著正相关, 解释率分别为27.5%和25.1%.由于流域内旱地、建设用地和水田等主要景观类型发生剧烈变化, 导致建设用地和水田斑块数量增多、破碎化增大.景观碎片化和复杂化造成零星散乱排污现象更为突出, 污染物的迁移和扩散更加不利于管控.已有研究表明, 流域PD指数与湖泊TP浓度呈显著正相关, 主要是由于水田用地的景观密度增加, 高度破碎化的水田退水过程中会携带更丰富的氮磷营养盐进入湖区(徐启渝等, 2020).CONTAG指数与湖区TN和TP浓度呈显著正相关, 解释率分别为29.3%和23.7%.由于流域内旱地最大优势斑块面积被消减, 水田和建设用地最大优势斑块面积相应增大, 人为干扰下优势斑块类型更加多样化, CONTAG指数的增大反映出了优势斑块之间形成了良好的连通性, 污染物的产生和汇集能力增强, 景观斑块对污染物截留能力降低, 导致排放进入湖区污染物负荷上升.与之类似的是, 太湖流域城市河流1000 m尺度下CONTAG指数与TN和TP浓度呈显著正相关, 城镇用地和水田优势斑块之间聚集形成了较好的连通性, 导致水体污染物集中输出, 对城镇河流水质造成显著负面影响(杨洁等, 2017).以往也有研究发现景观斑块连通性越好对污染物的消减越有利, 例如密云水库上游流域CONTAG指数与水质指标呈负相关(欧洋等, 2012), 可能原因是流域景观类型结构和优势斑块类型不同.洪泽湖、太湖流域景观类型主要以城镇化建设用地为主, 优势斑块连通性越好越有利于污染物的汇集, 而水库所处流域以林地和旱地为主, 连通性越好对污染物截留净化作用越强.

5 结论(Conclusions)

2008—2018年洪泽湖主要水质风险指标是TN和TP, 近年来湖区氮磷浓度整体呈上升趋势, 氮磷浓度全年介于IV~V类, 东南部湖区水质总体优于西北和西南部湖区.洪泽湖流域景观类型在2000年之前以旱地(43.3%)为主, 2000年之后逐渐转变为水田(37.7%)和建设用地(23.6%).围网围圩养殖面积增加, 主要集中于湖区西北和西南部.自1990年以来洪泽湖流域景观格局斑块密度和蔓延度整体上升, 流域景观破碎度和优势斑块连通性呈上升趋势.洪泽湖建设用地和水田规模增加、围圩和围网养殖面积扩大与湖区氮磷浓度上升、富营养化程度加剧密切相关.建议在后期面向洪泽湖水质提升的流域土地管理中, 应控制建设用地与水田比例、扩大林地和草地的面积比例, 在降低景观格局破碎度的同时提升景观格局多样性, 进一步开展湖区退圩还湖和退网环湖.