南水北調調蓄湖泊水質參數遙感反演及其影響因素

何振芳，郭慶春，鄧煥廣，劉加珍，梁天全，于泉洲，姚 昕，肖 燕，段藝芳

(1.聊城大學環境與規劃學院，山東 聊城 252000;2.中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085)

湖泊水質監測可揭示環境變化對于淡水生態資源的影響，遙感技術可為湖泊水環境監測提供重要手段[1-4]。懸浮顆粒物(suspended particulate materials, SPM)和葉綠素a(Chl-a)不僅是湖泊水體的重要水質參數[5-7]，亦是水體中具有光學活性的重要物質[8]，二者濃度的定量反演能有效研究湖泊富營養化、藍藻等有害湖泊生態系統的現象以及湖泊水體初級生產力、水生植被生長狀況等[9-11]。然而，由于水體光譜信息微弱，Ⅱ類水體水色要素濃度的反演一直是水色遙感領域研究的熱點與難點問題。國內外學者針對水體SPM、Chl-a濃度的光譜特征作了大量研究，基于多源遙感數據在不同研究區域構建了線性、對數、三組分等水質參數反演模型，開展了非傳統湖泊水色遙感中藻類Chl-a濃度的垂向分布類型、定量表達模型與數值模擬研究，并在水環境監測中取得了良好的效果[12-16]。太湖、巢湖等區域相關研究表明Chl-a質量濃度的反演中波段比值算法、線性模型、一元二次模型和對數模型均有較高的反演精度，而SPM質量濃度單波段反演算法適用于太湖秋季懸浮物濃度反演[17-18]。眾多學者研究表明基于多源遙感數據，如Landsat8 OLI、 HJ1A/1B CCD、GOCI、MODIS 及 SeaWIFS 等，對水體Chl-a 及SPM濃度進行長時間序列反演，能夠得到較好的結果，并且多種遙感數據反演結果具有一致性[16,19-22]。姜騰龍等[23]基于Landsat系列衛星分析了1985—2015年東平湖Chl-a質量濃度空間變化趨勢，發現湖周邊淺水區高于湖中心深水區，未對調水期Chl-a質量濃度空間分布特征及影響因素進行研究；于少鵬等[24-25]研究發現由于水質、調水期水動力、水位等水環境因子的影響，東平湖水生植物在1979—2015年呈現出衰退現象，而Chl-a、SPM濃度是影響沉水植物、浮葉植物生長與繁殖的主要水環境因子[26]。

東平湖作為南水北調調蓄湖泊，其水質參數的遙感反演研究既具有一定科學代表性，又具有重要的實踐意義。以往東平湖水質的研究主要集中在南水北調東線工程通水(2013年11月15日)之前，工程實施前后及調水期水質影響因素的對比研究較少。因此，本文以春季調水期SPM、Chl-a質量濃度反演為對象，研究南水北調工程實施前后及調水期東平湖SPM及Chl-a質量濃度時空演變特征及其影響因素，以期為東平湖自我調節和生態系統的恢復提供支持。

1 研究區概況

東平湖位于黃河下游，東經116°2′～116°20′、北緯35°43′～36°7′之間，是黃河的滯洪水庫，南水北調與西水東送的樞紐工程，在國家水資源配置戰略中占有重要地位(圖1)。東平湖是典型的淺、淡水湖泊濕地，處于山東省西部、魯中山區西部向平原過渡的渦流風區，多年平均降水量601 mm，總面積627 km2，其中老湖區是黃河下游僅存的天然湖泊，南部新湖區常年無水，湖底地形西北高、東南低，是濕地的集中區。湖區東部沿岸主要為旅游度假區，人口聚集，多餐飲。東平湖是汶河水系的客水匯集中心，汶河來水全部進入東平湖老湖。南水北調東線水資源是經柳長河進入東平湖的另一客水資源，調水時間為非汛期。南水北調由八里灣閘口入湖，出東平湖后分兩路輸水：一路向北，在位山附近經隧洞穿過黃河；另一路向東，通過膠東地區輸水干線經濟南輸水到煙臺、威海。因此，東平湖水環境受大汶河入湖水質、工業污水與城鎮生活污水排放、圍網養殖、農業面源污染、旅游發展、采砂活動、調水期水動力等多因素影響[27]。

圖1 研究區示意圖及采樣點

2 數據與研究方法

2.1 野外實測數據獲取

野外數據采集時間為2016年4月30日和5月1日，選擇時段10:30—14:30，共采集37個水樣(圖1)，包括水體光譜數據與對應采樣點的SPM、Chl-a質量濃度數據。試驗天氣條件均為晴朗，無風到微風，氣溶膠濃度較小，水面光譜數據測量和水體采樣分析同步進行。水樣采集取水體表面以下5～10 cm處的表層水，光譜采集和處理方法采用唐軍武等[28]提出的水面以上測量法。光譜測試采用美國分析光譜儀器公司的ASD野外光譜輻射儀，采樣當天實驗室內采用丙酮萃取及分光光度計分析測定Chl-a質量濃度，采用稱重法測定SPM質量濃度。

2.2 遙感影像數據獲取與處理

收集2000—2019年4月底、5月初Landsat系列數據及環境與災害監測預報小衛星HJ1A/1B數據，根據采樣時間選擇準同步遙感影像，分別選取2016年5月4日的Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD數據作為準同步數據構建春季水質參數反演模型。每年選取4月底、5月初遙感數據1景，共選取20景春季遙感數據用于反演，其中包括3景HJ1A/1B數據。由于2011年、2012年Landsat數據條帶問題，選擇2011年、2012年和2016年HJ1A/1B CCD遙感數據，并以Landsat-5 TM為基準對其進行幾何校正。大氣校正采用FLAASH模型，校正精度較高，能有效去除大部分光照和大氣等因素對地物反射的影像。其中Landsat數據來源于美國地質調查局(United States Geological Survey)官方網站，HJ1A/1B來自于中國資源衛星應用中心(http://www.cresda.com/CN/)，所選遙感影像云覆蓋度均小于5%。本文水體提取利用遙感影像的近紅外波段確定水體邊界閾值。

2.3 研究方法

本文實測光譜數據有效范圍為400～900 nm，實測光譜數據平行性較好，無交叉。計算水體SPM、Chl-a質量濃度與實測光譜反射率的相關系數并確定敏感波段是建立二者濃度反演模型的前提。

(1)

根據水體光譜特征相關性分析，分別以SPM、Chl-a質量濃度為因變量構建反演模型，回歸擬合均分別選取線性擬合方程、冪擬合方程、指數擬合方程、對數擬合方程、多項式擬合方程，引入平均相對誤差rAPD驗證模擬精度。

(2)

式中：n為數據集的樣本個數；ti為水色組分濃度的實測值；yi為反演值。

3 光譜特征分析與反演模型構建

3.1 SPM、Chl-a質量濃度與實測光譜反射率相關性分析

圖2和圖3分別為SPM、Chl-a質量濃度與實測光譜反射率的相關系數曲線。由圖2可見，在a1(596～618 nm)、a2(688～766 nm)、a3(766～831 nm)波段范圍內SPM質量濃度與光譜反射率相關系數存在顯著峰值，且相關系數均大于0.5，可作為SPM質量濃度反演的敏感波段。東平湖水體SPM質量濃度平均值為35.9 mg/L，高SPM質量濃度區域較少，未出現可見光處的飽和效應[20]，因此在a2可見光波段范圍內以及a3的近紅外波段范圍內相關系數峰值及其變化趨勢均相似。Landsat 8 OLI傳感器所設波段的第三波段(綠光波段)與敏感波段a1相對應，因此本文Landsat系列數據選取綠光波段作為反演SPM質量濃度的敏感波段。而SPM的敏感波段位于HJ1A/1B CCD傳感器所設波段的第二波段(綠光)與第四波段(近紅外)，因此選擇HJ1A/1B綠光波段與近紅外波段比值構建春季SPM反演模型。

圖2 實測光譜反射率與SPM質量濃度相關系數

圖3 實測光譜反射率與Chl-a質量濃度相關系數

由圖3可見，b1(458～621 nm)、b2(621～900 nm)波段范圍Chl-a質量濃度與光譜反射率相關系數均大于0.5，且b1波段范圍內隨著波長的增大相關系數增大，直至b2波段達到了0.9以上。這恰與水體中含有Chl-a時的光譜特征相符，Chl-a會使藍綠光波段離水輻射亮度降低，而近紅外波段明顯抬升，紅光波段呈現特征吸收谷[20,29]。因此，選取Landsat、HJ1A/1B數據的近紅外波段與紅光波段作為敏感波段，通過二者的比值建立春季Chl-a質量濃度反演模型。遙感影像單波段間存在較多冗余信息，使用比值波段組合能突出Chl-a在水體反射率中的影響。

3.2 反演模型構建及驗證

SPM、Chl-a質量濃度反演模型具體擬合方式如表1所示，包括16個建模數據和14個驗證數據。可見，分別以2016年5月4日Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD數據作為準同步數據構建的反演模型其反演精度相差不大，平均相對誤差分別為24.1%、26.8%、27.1%、28.1%，即Landsat-8 OLI與HJ1A/1B CCD反演SPM與Chl-a質量濃度具有較高一致性。

表1 SPM與Chl-a質量濃度反演擬合方程及其反演精度

4 結果與分析

4.1 SPM、Chl-a質量濃度春季時空分布特征及其影響因素

應用所構建模型反演2000—2019年春季東平湖SPM、Chl-a質量濃度空間分布如圖4和圖5所示，相關系數及相關特征值見表2。南水北調工程的建設及地方政府、流域管理部門采取相應的水質恢復和流域生態恢復的措施使SPM與Chl-a質量濃度呈現顯著變化。根據水利部淮河水利委員會、海河水利委員會的《南水北調東線工程規劃(2001年修訂)》，依據規劃提出的“通水先治污”策略，南水北調東線工程在東平湖開展的進程，將SPM質量濃度與Chl-a質量濃度變化劃分為3個顯著變化階段。第一階段(2000—2010年)，南水北調東線山東段開工，逐步開始治理調水通道污染問題，逐步實現東平湖水質穩定達到地表水Ⅲ類水標準；第二階段(2011—2018年)，東平湖采砂清淤階段，逐步減少圍網養殖區直至2018年撤退所有圍網養殖區；第三個階段(2019年)為開閘調水階段。第一階段東平湖整體的春季SPM質量濃度平均值高于第二階段，其質量濃度平均值由40 mg/L降為30 mg/L，SPM質量濃度湖心區高于沿岸區域，且有降低的變異趨勢。第三階段處于調水期，全湖調水時段SPM質量濃度平均值為45 mg/L，高于各年份總平均值，而Chl-a質量濃度平均值低于其他各年份，其變化主要受水體流速、流向等調水期水動力因素影響。影響東平湖水質的因素主要有外源和內源兩類。在第一階段，大汶河流域及湖泊周邊農業面源污染、工農業廢水、生活污水排放等是SPM、Chla質量濃度分異的主要影響因素，同時水土流失加劇了水污染與水體富營氧化，且相關研究表明該階段由于人類活動及規劃提出的“通水先治污”策略的雙層影響，東平湖內湖區的旅游資源開發、農業耕作及網箱養魚等使得東平湖污染程度呈現復雜的先加重后減弱的變化趨勢[25]，也使得2007年Chl-a質量濃度達到近2000—2019年最高值；在第二階段，湖泊采砂、調水、圍網養殖等人類活動干擾是SPM、Chl-a質量濃度變化的重要因素；在第三階段，主要受調水水動力的影響，且該階段已全面取消圍網養殖，2019年出現Chl-a質量濃度最低值。總體來說，東平湖SPM、Chl-a質量濃度受東平湖管理策略影響較大，如2011年、2019年由于東平湖生態保護管理策略發生變化使得SPM、Chl-a質量濃度發生突變現象。

(a) 2000年

表2 SPM與Chl-a質量濃度相關系數及相關特征值

(a) 2000年

從圖4可以看出，2000—2010年SPM質量濃度在空間分布上總體呈現湖心區高于沿岸區、南高北低的趨勢。沿岸淺水區大量水生植物對水體中的懸浮物具有一定的吸附作用,從而降低了水體中SPM質量濃度。SPM質量濃度較高的南部區域位于南水北調八里灣泵站所在的位置，2011年泵站工程實施之前該區域為沼澤低洼地，土壤中黏土、淤泥、沙等顆粒物沖刷進入湖泊，因此水土流失導致的陸源輸入對近岸水體SPM質量濃度的貢獻較大。泵站2010年9月開工至2013年5月通水，八里灣泵站所在位置，湖區的南部2011—2013年春季SPM質量濃度逐年降低，八里灣泵站工程建成之后有效防止了該區域的懸浮物陸源輸入。根據東平湖的水產養殖區(老湖鎮養殖區、大安山養殖區、臘山養殖區、八里灣水產養殖區)及航道分布情況分析[30]，2011—2018年SPM質量濃度較高的區域主要聚集在湖區東南部采砂作業點附近及運砂航道，并且湖泊圍網養殖區高于非養殖區，形成小面積高SPM質量濃度聚集區。采砂活動及風浪等水動力因素引起的底質再懸浮是SPM質量濃度空間分布發生變化的主要原因。

從圖5可以看出，2000—2010年Chl-a質量濃度相對較高(9～160 μg/L)的區域主要分布在東南部老胡鎮沿岸旅游度假區、大汶河入湖口兩側及北部出湖口處，其中較高區域濃度值約為湖心低濃度區域的10倍。然而，由于嚴重干旱，2003年湖區積水面積為1985—2015年的最低值，為107 km2。故降雨及客水水源的稀釋作用減少，Chl-a質量濃度相對較高區域擴散至了沿岸大部分區域，面積達33.48 km2，遠遠高于該階段平均值12.18 km2。分析其空間分異影響因素，大汶河流域城鎮工業生活污水的輸入導致大汶河入湖口附近TP質量濃度較高，而湖區東部老湖鎮沿岸旅游度假區大量生活污染物排入使得東部水體可溶磷含量較高，有利于浮游植物生長，從而導致湖區東部沿岸及入湖口Chl-a質量濃度較高[31-32]。2011—2018年Chl-a質量濃度較高區域已擴散至沿岸大部分區域，面積平均值較第一階段增多了約20 km2，呈現由沿岸向湖心遞減、北部高于南部的趨勢。分析其空間分異影響因素，2011年東平湖老湖區采砂活動開始啟動，湖區內采砂、圍網養殖、調水是影響該階段Chl-a質量濃度變化的主要驅動因素；沿岸營養鹽充足，而湖心采砂作業區附近SPM質量濃度較高，加之頻繁的水動力擾動抑制了藻類的生長，使得Chl-a質量濃度空間分布特征呈現出由湖心向沿岸逐漸變高的趨勢；2013年南水北調試通水啟動，客水的輸入對Chl-a質量濃度起到了稀釋作用[33]。2017—2019年Chl-a質量濃度相對較高區域呈現逐步減少趨勢，這主要是由于圍網養殖逐漸退出，直至2018年底采砂活動與圍網養殖全部退出。

對比圖4、圖5各年份春季SPM與Chl-a的質量濃度，二者空間分布總體上呈現負相關趨勢，特別是SPM質量濃度較高區域負相關趨勢顯著；而水體SPM質量濃度相對較低的北部出湖口區域呈現不顯著正相關。由表2可知，全湖區域SPM與Chl-a質量濃度呈現顯著弱負相關，2012年呈顯著負相關，相關系數達-0.86，僅2011年呈現顯著正相關，2014年二者無線性相關性。分析原因，在圍網養殖區周邊由于大量含有機質的底質泛起，Chl-a質量濃度較高，而在圍網養殖區內部反而由于魚類擾動導致藻類生長受限，Chl-a質量濃度較低；同樣采砂區及運砂航道由于頻繁的水動力擾動SPM質量濃度較高，而Chl-a質量濃度較低。在SPM質量濃度較低的情況下，懸浮物所攜帶的營養鹽會促進藻類生長，在全湖范圍內北部出湖口水體交換速度較慢導致營養鹽滯留，從而引起Chl-a質量濃度升高。2012年SPM質量濃度平均值及最大值分別為 83 mg/L、236 mg/L，SPM質量濃度較高，抑制藻類生長，二者呈現出顯著負相關；而2011年SPM質量濃度平均值較低，為53 mg/L，營養鹽促進了藻類生長，進而Chl-a質量濃度較高，呈顯著正相關，相關系數達0.93。總之，在水溫相差不大的情況下，水動力和營養鹽是影響藻類生長的重要因素，當SPM質量濃度較高時影響水體透明度，抑制藻類生長，SPM質量濃度較低時，營養鹽隨泥沙輸移，促進藻類生長。

4.2 南水北調調水期水動力條件對SPM、Chl-a質量濃度空間分布的影響

相關研究表明淺水湖泊水動力過程決定著泥沙、營養鹽和能量的輸移轉化[34]。2019年東平湖采砂活動與圍網養殖全部退出，輸水干線全線及入湖水體持續穩定達到地表水Ⅲ類水質標準[27]。因此，調水期水動力及換水周期成了東平湖水環境變化的主要驅動因素。2019年4月21日至6月15日南水北調東線正處于應急調水時段，調出東平湖水量6 325萬m3。由于沙坑、植被等的影響，湖區流場變化復雜，輸水流場總體是由東南向西北流動，湖區中部水深，流速也較大，是主要輸水通道[35]。根據文獻[36]，東平湖湖區流場主要受調水水流的影響，風生流難以形成主導作用，無風情況下，湖水近似于勢流，湖區輸水流向從入湖口指向出湖口，調水入湖口輸水流速最大，其次為北部狹窄區域，最小值多集中在湖區邊界附近。根據南水北調東線一期工程設計，正常設計調水工況下，八里灣泵站入東平湖調水流量為100 m3/s。

2019年5月6日遙感影像反演SPM與Chl-a質量濃度空間分布如圖6、圖7所示，該時段空間分布特征主要受調水流場的影響，二者空間分布均呈現羽狀形態,并隨入湖流場變換。由圖6可見，在東平湖南水北調入湖口處南部高流速區域，水動力使得湖泊內源性污染物質再懸浮，致使入湖口輸水通道SPM質量濃度值約為沿岸流速較慢區域的2倍；其次因水動力擾動頻繁，航道成為SPM質量濃度相對較高區域。SPM質量濃度空間分布隨入湖流場變換，逐漸由66 mg/L降低為32 mg/L，同時由于水流局部渦旋導致高質量濃度SPM聚集區，直至湖區北部水流變緩之后，流場開始對SPM質量濃度分布基本無影響。由圖7可見，2019年Chl-a質量濃度隨水體流場、流速等發生變化形成羽狀分布形態，調水客水Chl-a質量濃度低于湖內水體，對于湖內Chl-a質量濃度有極大的稀釋作用[36]。南水北調工程實施之后東平湖換水周期大幅縮短，由337 d縮短為23 d[37],形成活性流動水體，水體中營養鹽的分布與存在形式快速改變，并通過內源污染物再懸浮，改變水體懸浮泥沙、透明度等環境因子，影響水體富營養化和藻類生長情況[38-39]，進而導致Chl-a質量濃度發生變化。

圖6 調水時段SPM質量濃度空間分布

圖7 調水時段Chl-a質量濃度空間分布

5 結 語

基于多源遙感影像的反演結果符合東平湖春季SPM與Chl-a質量濃度變化規律，南水北調工程實施前后東平湖春季SPM與Chl-a質量濃度呈現3個階段的顯著變化特點；各階段二者濃度總體上呈現負相關趨勢，特別是SPM質量濃度較高區域負相關趨勢顯著。南水北調使東平湖形成活性流動水體，調水期水動力及換水周期已成為東平湖水環境變化的主要驅動因素。在大汶河流域及南水北調東線輸水干線水質達標的情況下，如何控制調水流速、流向等，解決調水引起的底質再懸浮，以便調蓄湖泊達到自我修復的生態平衡系統，是亟須關注的科學問題。