張洪森,角媛梅,陳 凡,張兆年,徐秋娥,陶 妍

(云南師范大學(xué)地理學(xué)部,昆明 650500)

隨著“人類世”到來,人類活動超過自然變化,成為塑造地球表面的主導(dǎo)力量[1]。人口增長和人均用水量增加給水生態(tài)系統(tǒng)帶來巨大壓力,使其結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生前所未有的變化,而人類活動持續(xù)增加,使得污染物以點(diǎn)源或面源的形式進(jìn)入水體,導(dǎo)致富營養(yǎng)化加劇,水質(zhì)下降[2-3]。因此,刻畫流域人類活動強(qiáng)度顯得尤為重要,將人類活動量化和空間化更是研究人類活動生態(tài)環(huán)境效應(yīng)的基礎(chǔ)之一[4-5]。

人類活動是指人類為滿足自身生存和發(fā)展需求,對自然環(huán)境采取的一系列開發(fā)、利用和保護(hù)行為的總稱,而人類活動強(qiáng)度則是表征這一行為對陸地表層影響和作用程度的綜合指標(biāo)[6-7]。目前,人類活動對水生態(tài)系統(tǒng)影響的研究已展開,思路大致分兩種[8-9]:一種從壓力角度出發(fā),側(cè)重對人類活動的刻畫,如程琳琳等[10]整合人口、農(nóng)業(yè)、經(jīng)濟(jì)、土地利用等多種社會因素,構(gòu)建衡量人類活動強(qiáng)度的評價指標(biāo)體系,與水質(zhì)參數(shù)進(jìn)行回歸分析;另一種從狀態(tài)角度出發(fā),側(cè)重人類活動產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng),如Dodds等[11]從6種淡水生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的受影響程度,構(gòu)建人類淡水影響指數(shù),以此評估全球人類活動強(qiáng)度。然而,由于人類活動的復(fù)雜性和時空異質(zhì)性,往往面臨如何描述其尺度差異的不確定性問題,而傳統(tǒng)的人類活動強(qiáng)度定量分析方法忽視了生態(tài)過程的影響,主要基于年鑒數(shù)據(jù),這意味著結(jié)果的準(zhǔn)確性較低[12-13]。近年來,隨著遙感時空分辨率提升,空間分析成為評估人類活動強(qiáng)度和空間分布的有效途徑[14-15],已有方法分兩類:一種是直接表達(dá)人類活動強(qiáng)度,如:土地利用法、人類足跡法和綜合指標(biāo)法等[16-18];另一種基于地球系統(tǒng)各類指標(biāo)體系的變化來間接指示人類活動強(qiáng)度,如:植被指數(shù)法、凈初級生產(chǎn)力人類占用法和全球干擾指數(shù)法等[19-20]。

綜合來看,土地利用作為人地關(guān)系的紐帶,是人類活動對地表生態(tài)系統(tǒng)最直接、最重要的表現(xiàn)。利用遙感衛(wèi)星解譯的土地利用數(shù)據(jù)具有高時空分辨率的特點(diǎn),不僅可以準(zhǔn)確量化人類活動的強(qiáng)度,還可以區(qū)分不同時空尺度的人類活動強(qiáng)度[21-22]。因此,在土地利用和景觀的基礎(chǔ)上,根據(jù)不同理論提出人類活動強(qiáng)度的量化指標(biāo):(1)陸地表層人類活動強(qiáng)度指數(shù)(HAILS),將不同土地利用類型的面積按照一定折算系數(shù)換算成建設(shè)用地當(dāng)量[6];(2)人類活動強(qiáng)度指數(shù)(HAI),將不同景觀類型進(jìn)行人為影響強(qiáng)度賦值并結(jié)合不同景觀類型的面積比重[23];(3)人為干擾度(HI),引入生態(tài)干擾度理念,將不同景觀受到的干擾進(jìn)行賦值計(jì)算[24];(4)景觀發(fā)展強(qiáng)度(LDI),引入能值理論將土地利用和從單位面積能源使用得出的開發(fā)強(qiáng)度測量[25]。上述4種指標(biāo)在表達(dá)人類活動強(qiáng)度空間分布時都表現(xiàn)出較好的適應(yīng)性,并在不同空間尺度得到運(yùn)用和驗(yàn)證。而在景觀生態(tài)學(xué)看來,人類活動強(qiáng)度是景觀動態(tài)的重要驅(qū)動因子之一,影響自然生態(tài)系統(tǒng)不斷地向半自然或人工生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)變,不同景觀類型代表了不同人類活動和開發(fā)強(qiáng)度的特征[26]。因此,基于景觀類型組成及其空間異質(zhì)性,根據(jù)不同景觀類型的人為影響強(qiáng)度賦值構(gòu)建一套指標(biāo),即上述方法(2),不僅可以從多尺度視角評價景觀受人類活動的影響程度,還能綜合考慮格局-過程-效應(yīng)的相互聯(lián)系[27]。目前,該方法在城市景觀[23]、旱區(qū)景觀[28]、梯田景觀[29]等不同區(qū)域和尺度上得到運(yùn)用,但少見高原湖泊流域研究,更沒有對其空間異質(zhì)性特征和水生態(tài)環(huán)境效應(yīng)的細(xì)致評述。

人類活動強(qiáng)度具有很強(qiáng)的時空性,將其量化和空間化是分析人類活動對地表水質(zhì)影響的基礎(chǔ),也是流域水環(huán)境管理和保護(hù)的關(guān)鍵[30]。云南九大高原湖泊流域是我國社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展和生態(tài)環(huán)境保護(hù)矛盾最突出的地區(qū)之一,水質(zhì)惡化成為當(dāng)?shù)刈顬橹匾暤纳鷳B(tài)環(huán)境問題[31]。高原湖泊水質(zhì)對地區(qū)的經(jīng)濟(jì)發(fā)展和生態(tài)安全有重要意義,而湖泊面臨的富營養(yǎng)化、生態(tài)退化等環(huán)境問題各不相同,這與流域人類活動差異有關(guān),流域景觀變化通過墾荒和城市化等加速養(yǎng)分輸出,使湖泊營養(yǎng)富集[32]。景觀格局、人類活動和地表水質(zhì)是緊密相連的,因此,綜合考慮三者響應(yīng)關(guān)系,識別人類活動強(qiáng)度空間分布和差異能為決策者在流域尺度上提供更多實(shí)用和可操作的建議[33-34]。研究依據(jù)云南九大高原湖泊流域景觀現(xiàn)狀,基于景觀類型受人類活動強(qiáng)度干擾程度不同,人類活動強(qiáng)度越高,景觀的原始、自然特征就越低的假設(shè),分別從流域尺度、壩區(qū)尺度、湖岸尺度,并結(jié)合流域地形地貌,分析流域人類活動強(qiáng)度的程度差異和空間差異,繼而探討人類活動格局的形成原因以及對湖泊水質(zhì)的影響,為今后流域的開發(fā)管理和湖泊的治理保護(hù)提供建議。

1 研究區(qū)與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

云南是我國天然湖泊最多的省份之一,有9個湖泊面積在30 km2以上,分別為滇池、陽宗海、撫仙湖、星云湖、杞麓湖、洱海、瀘沽湖、程海和異龍湖,故稱九大高原湖泊(以下簡稱九湖),九湖位置及其流域范圍見圖1。九湖是云貴高原極為重要的自然資源,在多種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)上發(fā)揮著重要作用。九湖的生態(tài)系統(tǒng)極其脆弱并具有封閉性,受地形和氣候影響,降水量少,蒸發(fā)量大,雨季短,旱季長,入湖河流多為典型的山地型河流,流程短、水量小,導(dǎo)致湖水凈化周期長、流動性差,湖泊生態(tài)系統(tǒng)的水資源保障能力低。由于地形限制,九湖流域是云南省開發(fā)歷史早、利用強(qiáng)度大、經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)、人口密集的地區(qū),面積僅占全省的2.1%,卻承載了全省25.3%的經(jīng)濟(jì)和14.3%的人口[35]。特別是近年來受全球氣候變化和人類活動加劇的綜合影響,加之先天自然條件限制,湖泊面積減少、水質(zhì)下降、富營養(yǎng)化加劇的現(xiàn)象越來越突出,生態(tài)系統(tǒng)功能和服務(wù)逐漸下降,面臨嚴(yán)峻的環(huán)境治理和生態(tài)保護(hù)風(fēng)險挑戰(zhàn)。

圖1 九大高原湖泊流域位置Fig.1 Locations of the nine plateau lake basins

1.2 數(shù)據(jù)來源

DEM數(shù)據(jù)使用ASTER GDEM 30 m 分辨率數(shù)字高程數(shù)據(jù)(https://www.gscloud.cn)。在ArcGIS 10.8中,借助Spatial Analyst-Hydrology工具,結(jié)合研究區(qū)地形和水文條件,對流域范圍進(jìn)行識別,提取流域邊界。坡度也基于DEM提取。

土地利用數(shù)據(jù)使用歐空局2020年全球10 m分辨率數(shù)據(jù)集(https://viewer.esa-worldcover.org/worldcover)。該產(chǎn)品基于Sentinel-1和Sentinel-2衛(wèi)星遙感影像數(shù)據(jù),包含11種類別,整體精度達(dá)到74.4%。結(jié)果顯示:云南九大高原湖泊流域景觀類型主要有林地、草地、耕地、建設(shè)用地、水域、濕地和未利用地。

水質(zhì)數(shù)據(jù)使用云南省生態(tài)環(huán)境廳公布的《九大高原湖泊水質(zhì)檢測狀況月報》。統(tǒng)計(jì)2020年全年的九湖營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù),按時間序列計(jì)算每個湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的算術(shù)平均值。湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)是一種綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)評價,采用0～100對湖泊營養(yǎng)狀態(tài)進(jìn)行分級評價,該指數(shù)以葉綠素a作為基準(zhǔn)指標(biāo),綜合總磷、總氮、水體透明度、高錳酸鹽指數(shù),然后再給予權(quán)重系數(shù)加權(quán)求和得出。各流域的景觀類型組成狀況和計(jì)算后的湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)如圖2所示。

圖2 九大高原湖泊流域景觀類型組成及湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)Fig.2 Landscape type composition of nine plateau lake basins and lake trophic state indices

1.3 人類活動強(qiáng)度量化方法

研究采用曾輝[23]提出的人類活動強(qiáng)度指數(shù)(human activity intensity, HAI),結(jié)合云南九大高原湖泊流域?qū)嶋H情況,對不同景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)進(jìn)行修正,定量化描述流域的人類活動強(qiáng)度。人類活動強(qiáng)度是通過不同景觀組分的面積比重以描述景觀的人工改造活動強(qiáng)度,也可以作為生態(tài)系統(tǒng)脅迫指數(shù)的表征指標(biāo)。具體公式如下:

(1)

式中,HAI為人類活動強(qiáng)度指數(shù),其值越大,表示人類活動強(qiáng)度越大、影響程度越高、生態(tài)系統(tǒng)受到脅迫程度越高。n是景觀類型的數(shù)量,Ai是第i種景觀類型的面積,TA是景觀總面積,Pi是第i種景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)。

確立景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)時,參考前人研究[23,29],并結(jié)合流域?qū)嶋H情況,將不同景觀類型的人類影響強(qiáng)度分成3個層級:(1)未利用層,包括未利用地;(2)較少利用層,包括:草地、林地、濕地和水域;(3)改造開發(fā)利用層,包括:耕地和建設(shè)用地。采用10分制對不同景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)賦值,數(shù)值越大表示人類活動對景觀的改造活動越強(qiáng),反之表示人類改造越小,具體各景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)介紹見表1。分析人類活動強(qiáng)度時,首先,利用流域景觀類型數(shù)據(jù),按公式和表1中的系數(shù),計(jì)算流域人類活動強(qiáng)度總體特征。其次,綜合考慮流域面積、景觀類型斑塊大小及可塑性面積單元后,利用ArcGIS10.8,將每個流域劃分成1 km×1 km的網(wǎng)格,通過空間分析,計(jì)算每個單元格的人類活動強(qiáng)度值,得到流域尺度的人類活動強(qiáng)度空間分異特征。然后,根據(jù)流于DEM確定壩區(qū)、山區(qū)范圍,并在1 km×1 km網(wǎng)格的基礎(chǔ)上提取人類活動強(qiáng)度,得到壩區(qū)尺度的人類活動強(qiáng)度空間分異特征。最后,把尺度聚焦到湖泊斑塊,從景觀鄰接特征出發(fā)[36],沿湖泊矢量邊界,設(shè)置1 km×1 km網(wǎng)格,并確保湖岸線在網(wǎng)格中心,以此分析湖泊湖岸的人類活動強(qiáng)度,得到湖岸尺度的人類活動強(qiáng)度空間分異特征。以上結(jié)果按HAI<3為低人類活動強(qiáng)度、3≤HAI<6為中等人類活動強(qiáng)度、HAI≥6為高人類活動強(qiáng)度,將流域的人類活動強(qiáng)度分為3個等級。

表1 景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù)說明Tab.1 Description of human impact intensity factor for landscape types

2 結(jié)果與分析

2.1 人類活動強(qiáng)度的總體特征

通過公式(1)計(jì)算九湖流域人類活動強(qiáng)度,由圖3可見,人類活動強(qiáng)度總體特征差異較小,主要為中等人類活動強(qiáng)度,HAI在2.96～4.83之間,由高到低依次是:杞麓湖、星云湖、滇池、陽宗海、撫仙湖、異龍湖、程海、洱海和瀘沽湖。分等級看,瀘沽湖流域?yàn)榈腿祟惢顒訌?qiáng)度,顯示出人類活動強(qiáng)度較弱,流域內(nèi)人工改造和開發(fā)的景觀類型面積占比小;其余8個流域均處在中等人類活動強(qiáng)度,顯示出較高的人類活動強(qiáng)度,流域內(nèi)人工改造和開發(fā)的景觀類型面積占比大。

圖3 九大高原湖泊流域人類活動強(qiáng)度Fig.3 Human activity intensity in the nine plateau lake basins

2.2 人類活動強(qiáng)度的多尺度空間分異特征

2.2.1 流域尺度 在流域尺度上,九湖流域人類活動強(qiáng)度的空間分異明顯,如表2、3所示。流域尺度HAI最大值都在7以上,說明每個流域都受到人類活動的強(qiáng)烈影響。從空間看,影響程度的差異較大:滇池流域和撫仙湖流域HAI最大值為10.00,而瀘沽湖流域?yàn)?.82。從分級的結(jié)果看,流域之間的差距主要表現(xiàn)在高強(qiáng)度區(qū)的占比:其中,滇池流域受該級的影響最大,占比為35.36%,杞麓湖流域占比為34.39%,星云湖流域占比為31.83%,使得這3個流域HAI較高;而瀘沽湖流域高強(qiáng)度區(qū)占比僅為1.09%,低強(qiáng)度區(qū)占比達(dá)到了82.77%,HAI較低。洱海流域、異龍湖流域的低強(qiáng)度區(qū)占比分別為61.21%和62.40%,說明景觀受到的人為開發(fā)程度較低。

表2 不同尺度人類活動強(qiáng)度程度差異Tab.2 Variation of human activity intensity at different scales

2.2.2 壩區(qū)尺度 在壩區(qū)尺度上,人類活動強(qiáng)度空間異質(zhì)性明顯,如表2、3所示。壩區(qū)尺度HAI最大值與流域尺度HAI最大值保持一致,說明壩區(qū)是受人類活動影響最大的區(qū)域。從影響程度的空間差異看,壩區(qū)尺度的中等強(qiáng)度區(qū)、高強(qiáng)度區(qū)占比都高于流域尺度,其中滇池壩區(qū)的高強(qiáng)度區(qū)占比達(dá)到66.92%,杞麓湖壩區(qū)、星云湖壩區(qū)和洱海壩區(qū)的高強(qiáng)度區(qū)分別為47.62%、43.43%和37.80%。相反,瀘沽湖壩區(qū)的低強(qiáng)度區(qū)占比高,為64.89%,而高強(qiáng)度區(qū)占比僅為2.29%,遠(yuǎn)低于其他流域,一定程度上也反映出瀘沽湖壩區(qū)受人為影響較低。

2.2.3 湖岸尺度 在湖岸尺度上,人類活動強(qiáng)度的差異也較大,如表2、3所示。滇池、杞麓湖HAI最大值達(dá)到 9,說明湖岸存在被完全開發(fā)的區(qū)域,受人類活動影響強(qiáng)烈,湖泊生態(tài)系統(tǒng)和陸域自然生態(tài)系統(tǒng)處在完全隔離的狀態(tài),同時,滇池和杞麓湖的高強(qiáng)度區(qū)長度分別占斑塊總長的41.07%和9.02%。此外,撫仙湖、洱海岸線也有高強(qiáng)度區(qū)存在,占比分別為4.83%和0.40%。星云湖岸線的人類活動強(qiáng)度完全處在中等強(qiáng)度,洱海、陽宗海、杞麓湖、撫仙湖岸線超過90%位于此區(qū)間。瀘沽湖岸線則有64.56%處在低強(qiáng)度區(qū),35.44%處在人類活動中值區(qū),說明瀘沽湖岸線的人類活動影響較低,景觀的人為改造程度低。

2.3 人類活動強(qiáng)度隨地形的變異特征

通過DEM數(shù)據(jù),對九湖流域HAI在海拔梯度上的變化進(jìn)行統(tǒng)計(jì),見圖4?？傮w上,人類活動集中在流域海拔低的地方,特別是1300～2000 m區(qū)間的人類活動強(qiáng)度高,以杞麓湖流域、滇池流域和洱海流域?yàn)榇?這3個流域HAI最大值在該區(qū)間內(nèi)都超過 7。而隨著海拔上升,人類活動強(qiáng)度呈下降的趨勢。

圖4 人類活動強(qiáng)度海拔差異Fig.4 Human activity intensity in altitude differences

將坡度按平坡(0°～5°)、緩坡(6°～15°)、斜坡(16°～25°)、陡坡(26°～35°)和急險坡(≥36°)分為5類。由表4可知:每個流域的HAI大致隨著坡度的升高而降低,平坡最高,急險坡最低。從空間分布上看,平坡主要分布在湖濱的平緩壩區(qū),是高原湖泊流域中最適宜開發(fā)的地區(qū),景觀類型多呈集中連片的建設(shè)用地和耕地,尤其滇池流域平坡地HAI是最高的,達(dá)到5.84。隨著坡度增加,HAI在逐漸下降。但也有HAI出現(xiàn)斜坡地高于緩坡地的情況,如:異龍湖流域(3.29>3.17)、星云湖流域(4.61>4.51)和滇池流域(4.70>4.37),這可能是由于修筑梯田的緣故。

表4 人類活動強(qiáng)度坡度差異Tab.4 Human activity intensity in slope differences

3 討論

3.1 流域-壩區(qū)-湖岸等尺度上人類活動強(qiáng)度對水質(zhì)的影響及空間分異

九湖流域人類活動強(qiáng)度量化特征的空間異質(zhì)性表現(xiàn)在流域尺度、壩區(qū)尺度和湖岸尺度上,這種差異直接或間接影響污染物質(zhì)的產(chǎn)生、擴(kuò)散和轉(zhuǎn)化過程,并對湖泊水質(zhì)產(chǎn)生影響。將九湖的湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)分別與流域尺度、壩區(qū)尺度、湖岸尺度HAI進(jìn)行Spearman相關(guān)性分析,結(jié)果如表5所示。可以看出,九湖的湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)與流域尺度高強(qiáng)度區(qū)和壩區(qū)尺度高強(qiáng)度區(qū)呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05),而與岸線尺度低強(qiáng)度長度占比呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.1)。從各不同人類活動強(qiáng)度的景觀看:杞麓湖流域、星云湖流域、異龍湖流域的耕地占比在20%～30%之間,表現(xiàn)出較高的人類活動強(qiáng)度。作為傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)種植基地,不合理的農(nóng)業(yè)種植結(jié)構(gòu)、粗放的生產(chǎn)方式使得農(nóng)業(yè)面源污染成為主要污染源之一,以杞麓湖為例,流域農(nóng)業(yè)面源產(chǎn)生的COD、總氮、總磷入河量分別占總量的73.83%、81.20%、70.65%[37]。滇池流域的高強(qiáng)度區(qū)占比為28.98%,流域人口與建設(shè)用地增長等人類活動對滇池水質(zhì)造成巨大壓力,景觀的水質(zhì)凈化功能逐漸喪失,這也是滇池難治理的原因[38]。同時,滇池岸線的高強(qiáng)度區(qū)鄰接長度占斑塊總長的41.07%,景觀斑塊邊緣會起到半透膜的作用,對進(jìn)入和離開景觀斑塊的物質(zhì)進(jìn)行過濾,當(dāng)湖泊斑塊與建設(shè)用地、耕地這類高人類活動強(qiáng)度景觀的空間鄰接長度占其邊緣總長的比例越高,水質(zhì)越易受到污染[39]。撫仙湖流域、陽宗海流域的人類活動強(qiáng)度較高,HAI分別為4.03和4.11,高強(qiáng)度區(qū)面積占比分別為8.90%和8.98%,盡管目前水質(zhì)尚好,但已經(jīng)出現(xiàn)早期富營養(yǎng)化的跡象,需特別防范高強(qiáng)度區(qū)對湖泊水質(zhì)的不利影響[40]。此外,湖濱帶對土地利用和人類活動變化極為敏感,洱海西岸湖濱區(qū)幾乎都為農(nóng)田和村莊,人類活動強(qiáng)度高[41],通過生態(tài)廊道建設(shè),林地、草地、濕地、水域面積增加,對人類活動起到一定緩沖作用。然而,湖濱帶生態(tài)廊道對人類活動強(qiáng)度緩沖作用的影響程度,尤其是其寬度,還需進(jìn)一步研究。今后的研究要格外關(guān)注生態(tài)廊道的空間尺度。

表5 九湖湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)和不同尺度人類活動強(qiáng)度程度的相關(guān)性Tab.5 Correlation between lake trophic state indices and human activity intensity at different scales in nine lakes

在流域和壩區(qū),應(yīng)根據(jù)人類活動強(qiáng)度和水質(zhì)狀況,實(shí)施更加全面的流域生態(tài)管理,重點(diǎn)是減少來自陸域的面源污染輸入和水土流失。在人類活動最強(qiáng)的城市內(nèi),應(yīng)加大綠色基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)力度,如雨水花園、濕地公園、綠色屋頂和雨污分流系統(tǒng)等,延緩雨水流入排水系統(tǒng)的時間,以減少城市徑流和污染物輸入;在人為活動較強(qiáng)的城鄉(xiāng)交錯帶或農(nóng)村地區(qū),需改進(jìn)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)方式以減少農(nóng)藥和化肥的使用,鼓勵農(nóng)田節(jié)水灌溉系統(tǒng)和排水措施,以減少耕地徑流中的污染物量。在湖泊岸線,湖濱帶是水生生態(tài)系統(tǒng)和陸地生態(tài)系統(tǒng)相互作用的過渡地帶,低人類活動有助于保持水質(zhì)[42]。因此,有必要減少湖岸地區(qū)的人類活動,恢復(fù)其生態(tài)功能,發(fā)揮隔離和緩沖外部干擾的作用,從而保護(hù)和恢復(fù)自然濕地。同時,通過科學(xué)營造人工濕地,包括恢復(fù)濕地植被、改善水文條件等,以實(shí)現(xiàn)湖濱帶緩沖區(qū)的水質(zhì)凈化功能。

3.2 地形地貌-人類活動強(qiáng)度-水質(zhì)三者間的級聯(lián)影響及效應(yīng)

九湖流域人類活動強(qiáng)度隨海拔增高而下降,隨坡度增高而下降,高強(qiáng)度區(qū)集中在流域低海拔且地勢平坦的區(qū)域。九湖基本是由斷陷形成的構(gòu)造湖,匯水面積小,面積超過2000 km2的只有滇池流域和洱海流域,其他的不足1000 km2,陽宗海流域僅有192 km2,流域面積是流域能容納人類活動的最大空間范圍?？刹⒎橇饔虻乃型恋囟歼m宜人類活動開發(fā),高強(qiáng)度區(qū)集中在湖泊周圍的壩區(qū),這里是流域唯一能同時滿足海拔低、坡度緩的地區(qū),洱海流域和滇池流域最為典型:洱海流域高強(qiáng)度區(qū)在蒼山和洱海之間呈“條帶狀”分布,東西寬距約2～3 km,南北綿延近40 km,而滇池流域得益于擁有廣闊的低緩?fù)恋?因此高強(qiáng)度區(qū)呈“團(tuán)塊狀”分布。另外,也不能忽視高原湖泊自身對流域人類活動強(qiáng)度的影響:湖泊面積與流域面積比越大,說明可供流域適宜開發(fā)的土地面積會越小,這是因?yàn)楫?dāng)湖面面積在流域占比大時,湖面與四周面山距離較近,沉積作用形成的平地較少。以程海為例,雖然海拔較低,但流域面積小(318 km2)、湖面與流域面積比大(1∶4.12),導(dǎo)致流域能提供發(fā)展的空間十分有限,人類活動強(qiáng)度低。

研究表明,地形地貌特征對水質(zhì)有影響。一方面,地形地貌可以直接通過海拔、坡度和坡向影響降水-地表徑流過程和土壤植被發(fā)育,繼而影響面源污染的產(chǎn)生和遷移;另一方面,由于景觀類型在特定地形地貌區(qū)的選擇性,使得景觀組成和格局在不同地形地貌區(qū)的空間尺度上存在差異[43],如高原湖泊流域是典型的“山-盆耦合”地貌,分為山區(qū)和壩區(qū)兩個單元,造就了“林草覆蓋-耕地/城鎮(zhèn)-濕地-湖泊”圈層式分布的流域景觀格局特征,進(jìn)而對水質(zhì)有不同的影響[44]。此外,也要考慮湖泊自身特征對水質(zhì)的影響。如:湖泊的自凈能力與水深和蓄水量有關(guān),湖泊的水深和蓄水量越大,對污染物的稀釋力越強(qiáng)[45]。而湖泊面積與流域面積比越大,水質(zhì)越好,這是因?yàn)閬碜躁懹虻臓I養(yǎng)物質(zhì)通常被認(rèn)為是湖泊富營養(yǎng)化的關(guān)鍵驅(qū)動因素,當(dāng)比值較大時,流域面積有限,湖面面積大,湖泊對流域事件的反應(yīng)較小;相反,當(dāng)比值較小時,湖泊面積小,但從更大的流域接受污染物,這些湖泊對環(huán)境的變化特別敏感[46-47]。表6列舉了九湖的基本形態(tài)特征參數(shù)。以程海為例,程海流域HAI為3.93,但程海是完全封閉的湖泊,既無常年河流補(bǔ)給,又無出水口,湖面與流域面積比為1∶4.12,水質(zhì)更容易受流域降水-徑流過程的影響[48]。

表6 九大高原湖泊基本形態(tài)特征參數(shù)Tab.6 Basic morphological characteristic parameters of the nine plateau lakes

綜上所述,高原湖泊流域“山-壩-湖”的空間格局差異導(dǎo)致人類活動強(qiáng)度的程度和空間分布有顯著差異,地形地貌特征對水質(zhì)有直接或間接的影響。因此,高原湖泊流域地形地貌特征-人類活動強(qiáng)度-水質(zhì)三者的級聯(lián)關(guān)系是今后研究的重點(diǎn),需基于此制定更加行之有效的管理策略和規(guī)劃措施,實(shí)現(xiàn)高原湖泊流域水資源的可持續(xù)利用和保護(hù)。從三者級聯(lián)關(guān)系看,需按照流域“山水林田湖草”的系統(tǒng)性和整體性觀點(diǎn),從源頭到湖泊,根據(jù)不同的地形地貌單元和生態(tài)功能區(qū)進(jìn)行保護(hù)和修復(fù),即從上游山區(qū)的水源涵養(yǎng)和水土保持功能,到中游壩區(qū)的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和社會發(fā)展功能,到下游湖濱帶的緩沖區(qū)功能,再到湖泊的生物多樣性和供水功能,對流域內(nèi)的多種自然要素進(jìn)行整體保護(hù)、系統(tǒng)修復(fù)、綜合治理,構(gòu)筑九湖流域的生態(tài)安全屏障。

3.3 基于人類活動強(qiáng)度-湖泊水質(zhì)矩陣的九大高原湖泊流域保護(hù)治理類型識別及其相應(yīng)對策

基于九大高原湖泊流域人類活動強(qiáng)度總體特征和湖泊水質(zhì)的耦合特征,采用四象限矩陣分析方法,探究九大高原湖泊差異,識別保護(hù)治理類型。該模型以人類活動強(qiáng)度總體特征為x軸,湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)為y軸,構(gòu)建出四象限模型,基于歸一化的數(shù)據(jù)處理方法,將人類活動強(qiáng)度和湖泊水質(zhì)進(jìn)行劃分,可以看出九湖的保護(hù)治理狀態(tài)分為3種:預(yù)防型、保護(hù)型、治理型(圖5)。其中,預(yù)防型為流域人類活動強(qiáng)度低、湖泊水質(zhì)好的瀘沽湖;保護(hù)型為流域人類活動強(qiáng)度較高、湖泊水質(zhì)較好的撫仙湖、陽宗海、洱海;治理型為流域人類活動強(qiáng)度高、湖泊水質(zhì)較差的滇池、程海、杞麓湖、星云湖、異龍湖。

圖5 流域人類活動強(qiáng)度與水質(zhì)的四象限矩陣Fig.5 Four-quadrant matrix of basin human activity intensity and water quality

針對不同狀態(tài)的湖泊,應(yīng)采用相應(yīng)的措施進(jìn)行保護(hù)或治理:1)預(yù)防型湖泊應(yīng)遵循預(yù)防為主、生態(tài)保護(hù)優(yōu)先的原則,以水資源和水環(huán)境承載力為約束條件,加強(qiáng)流域空間管控,將水生態(tài)修復(fù)和生活污水治理為主攻方向。以瀘沽湖為例,旅游業(yè)的快速發(fā)展增加了維持I類水質(zhì)的壓力。為應(yīng)對這一挑戰(zhàn),當(dāng)?shù)丶訌?qiáng)了跨地區(qū)、跨部門的合作與協(xié)調(diào),還制定了流域綜合管理的政策和措施,加強(qiáng)對水污染和水資源利用的監(jiān)管,注重社區(qū)參與和可持續(xù)發(fā)展[49];2)保護(hù)型湖泊應(yīng)遵循保護(hù)為主,在預(yù)防型湖泊的基礎(chǔ)上進(jìn)一步提高水資源承載能力,嚴(yán)格控制外源輸入,恢復(fù)水生態(tài)系統(tǒng),從“一湖之治”向“流域之治”的轉(zhuǎn)變,建設(shè)人與自然和諧共生的現(xiàn)代化社會。以洱海為例:作為云南省第二大高原淡水湖,具有多重景觀功能,但由于流域內(nèi)農(nóng)業(yè)面源污染嚴(yán)重,洱海水體出現(xiàn)富營養(yǎng)化。當(dāng)?shù)卣苏{(diào)整農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu),遏制農(nóng)業(yè)面源污染外,還在湖邊建設(shè)生態(tài)廊道。這條廊道不僅能凈化上游低污染水體,恢復(fù)濕地生境,還能促進(jìn)旅游業(yè)發(fā)展,實(shí)現(xiàn)整個流域的可持續(xù)發(fā)展[50];3)治理型湖泊應(yīng)持續(xù)加大治理力度,在保護(hù)型湖泊的基礎(chǔ)之上,還應(yīng)加大清理湖泊內(nèi)源,系統(tǒng)恢復(fù)水生態(tài),促進(jìn)流域經(jīng)濟(jì)社會的綠色轉(zhuǎn)型,實(shí)現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展。以滇池為例:作為國內(nèi)率先探索污染治理的湖泊,通過多項(xiàng)環(huán)境及生態(tài)過程治理,如:環(huán)湖截污、入湖河道整治、農(nóng)業(yè)農(nóng)村面源治理、生態(tài)修復(fù)與建設(shè)、生態(tài)清淤、外流域引水及節(jié)水等,水質(zhì)得到極大改善,也為其他城市湖泊的水環(huán)境治理提供了寶貴借鑒[51]。

4 結(jié)論

本研究運(yùn)用GIS空間分析技術(shù),以2020年云南省九大高原湖泊流域土地利用數(shù)據(jù)為基礎(chǔ),結(jié)合研究區(qū)實(shí)際情況,構(gòu)筑不同景觀類型的人類影響強(qiáng)度系數(shù),對九個流域進(jìn)行人類活動強(qiáng)度的定量描述,分別從流域尺度、壩區(qū)尺度和湖岸尺度分析其空間異質(zhì)性特征,并初步探討流域多尺度人類活動強(qiáng)度對湖泊水質(zhì)的影響。

1)九湖流域的人類活動強(qiáng)度差異總體較小,HAI從高到低依次是杞麓湖(4.83)、星云湖(4.71)、滇池(4.19)、陽宗海(4.11)、撫仙湖(4.03)、異龍湖(4.01)、程海(3.93)、洱海(3.88)和瀘沽湖(2.96)。人類活動強(qiáng)度在流域尺度、壩區(qū)尺度、湖岸尺度的空間分異特征明顯,滇池流域的人類活動強(qiáng)度高強(qiáng)度區(qū)占比為35.36%,瀘沽湖流域占比為1.09%;流域HAI最大值出現(xiàn)在壩區(qū),滇池壩區(qū)高強(qiáng)度區(qū)占比為66.92%,瀘沽湖壩區(qū)高強(qiáng)度占比為2.29%;滇池岸線高強(qiáng)度區(qū)占斑塊總長41.07%,瀘沽湖岸線低強(qiáng)度區(qū)占斑塊總長 64.56%。隨著海拔增高和坡度的增加,流域的人類活動強(qiáng)度呈下降趨勢,即人類活動集中在流域海拔低、地勢平的地方。

2)在高原湖泊流域,流域人類活動強(qiáng)度差異是影響湖泊水質(zhì)的重要因素,地形地貌特征對該現(xiàn)象產(chǎn)生尤為嚴(yán)重的影響。一方面,受到人類改造和開發(fā)的影響,耕地和建設(shè)用地增加導(dǎo)致污染負(fù)荷上升,同時降低了景觀得水質(zhì)凈化功能。另一方面,流域“山-壩-湖”的空間結(jié)構(gòu)制約著人類活動強(qiáng)度和空間分布,高強(qiáng)度區(qū)域往往集中在地勢低平的壩區(qū),其靠近湖泊的特點(diǎn)使得污染物更容易進(jìn)入水體。因此,深入研究地形地貌特征、人類活動強(qiáng)度和水質(zhì)之間的級聯(lián)關(guān)系將是未來研究的重點(diǎn)。

3)考慮湖泊營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)與流域尺度高強(qiáng)度區(qū)、壩區(qū)尺度高強(qiáng)度區(qū)呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05),與岸線尺度低強(qiáng)度長度占比呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.1),高強(qiáng)度區(qū)應(yīng)作為今后流域景觀優(yōu)化和管理的重點(diǎn)區(qū)域,同時減少湖岸地區(qū)的人類活動。在考慮流域地形地貌-人類活動強(qiáng)度-水質(zhì)的級聯(lián)影響時,應(yīng)統(tǒng)籌流域“山水林田湖草”各景觀要素,從上游山區(qū)、中游壩區(qū)、下游湖濱帶到湖泊不同空間尺度,做到多過程綜合管控。在綜合考慮流域人類活動強(qiáng)度和水質(zhì)差異時,可按照預(yù)防型(瀘沽湖)、保護(hù)型(撫仙湖、陽宗海、洱海)、治理型(滇池、程海、杞麓湖、星云湖、異龍湖)進(jìn)行分類管理。