南水北调调蓄湖泊水质参数遥感反演及其影响因素

何振芳，郭庆春，邓焕广，刘加珍，梁天全，于泉洲，姚 昕，肖 燕，段艺芳

(1.聊城大学环境与规划学院，山东 聊城 252000;2.中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085)

湖泊水质监测可揭示环境变化对于淡水生态资源的影响，遥感技术可为湖泊水环境监测提供重要手段[1-4]。悬浮颗粒物(suspended particulate materials, SPM)和叶绿素a(Chl-a)不仅是湖泊水体的重要水质参数[5-7]，亦是水体中具有光学活性的重要物质[8]，二者浓度的定量反演能有效研究湖泊富营养化、蓝藻等有害湖泊生态系统的现象以及湖泊水体初级生产力、水生植被生长状况等[9-11]。然而，由于水体光谱信息微弱，Ⅱ类水体水色要素浓度的反演一直是水色遥感领域研究的热点与难点问题。国内外学者针对水体SPM、Chl-a浓度的光谱特征作了大量研究，基于多源遥感数据在不同研究区域构建了线性、对数、三组分等水质参数反演模型，开展了非传统湖泊水色遥感中藻类Chl-a浓度的垂向分布类型、定量表达模型与数值模拟研究，并在水环境监测中取得了良好的效果[12-16]。太湖、巢湖等区域相关研究表明Chl-a质量浓度的反演中波段比值算法、线性模型、一元二次模型和对数模型均有较高的反演精度，而SPM质量浓度单波段反演算法适用于太湖秋季悬浮物浓度反演[17-18]。众多学者研究表明基于多源遥感数据，如Landsat8 OLI、 HJ1A/1B CCD、GOCI、MODIS 及 SeaWIFS 等，对水体Chl-a 及SPM浓度进行长时间序列反演，能够得到较好的结果，并且多种遥感数据反演结果具有一致性[16,19-22]。姜腾龙等[23]基于Landsat系列卫星分析了1985—2015年东平湖Chl-a质量浓度空间变化趋势，发现湖周边浅水区高于湖中心深水区，未对调水期Chl-a质量浓度空间分布特征及影响因素进行研究；于少鹏等[24-25]研究发现由于水质、调水期水动力、水位等水环境因子的影响，东平湖水生植物在1979—2015年呈现出衰退现象，而Chl-a、SPM浓度是影响沉水植物、浮叶植物生长与繁殖的主要水环境因子[26]。

东平湖作为南水北调调蓄湖泊，其水质参数的遥感反演研究既具有一定科学代表性，又具有重要的实践意义。以往东平湖水质的研究主要集中在南水北调东线工程通水(2013年11月15日)之前，工程实施前后及调水期水质影响因素的对比研究较少。因此，本文以春季调水期SPM、Chl-a质量浓度反演为对象，研究南水北调工程实施前后及调水期东平湖SPM及Chl-a质量浓度时空演变特征及其影响因素，以期为东平湖自我调节和生态系统的恢复提供支持。

1 研究区概况

东平湖位于黄河下游，东经116°2′～116°20′、北纬35°43′～36°7′之间，是黄河的滞洪水库，南水北调与西水东送的枢纽工程，在国家水资源配置战略中占有重要地位(图1)。东平湖是典型的浅、淡水湖泊湿地，处于山东省西部、鲁中山区西部向平原过渡的涡流风区，多年平均降水量601 mm，总面积627 km2，其中老湖区是黄河下游仅存的天然湖泊，南部新湖区常年无水，湖底地形西北高、东南低，是湿地的集中区。湖区东部沿岸主要为旅游度假区，人口聚集，多餐饮。东平湖是汶河水系的客水汇集中心，汶河来水全部进入东平湖老湖。南水北调东线水资源是经柳长河进入东平湖的另一客水资源，调水时间为非汛期。南水北调由八里湾闸口入湖，出东平湖后分两路输水：一路向北，在位山附近经隧洞穿过黄河；另一路向东，通过胶东地区输水干线经济南输水到烟台、威海。因此，东平湖水环境受大汶河入湖水质、工业污水与城镇生活污水排放、围网养殖、农业面源污染、旅游发展、采砂活动、调水期水动力等多因素影响[27]。

图1 研究区示意图及采样点

2 数据与研究方法

2.1 野外实测数据获取

野外数据采集时间为2016年4月30日和5月1日，选择时段10:30—14:30，共采集37个水样(图1)，包括水体光谱数据与对应采样点的SPM、Chl-a质量浓度数据。试验天气条件均为晴朗，无风到微风，气溶胶浓度较小，水面光谱数据测量和水体采样分析同步进行。水样采集取水体表面以下5～10 cm处的表层水，光谱采集和处理方法采用唐军武等[28]提出的水面以上测量法。光谱测试采用美国分析光谱仪器公司的ASD野外光谱辐射仪，采样当天实验室内采用丙酮萃取及分光光度计分析测定Chl-a质量浓度，采用称重法测定SPM质量浓度。

2.2 遥感影像数据获取与处理

收集2000—2019年4月底、5月初Landsat系列数据及环境与灾害监测预报小卫星HJ1A/1B数据，根据采样时间选择准同步遥感影像，分别选取2016年5月4日的Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD数据作为准同步数据构建春季水质参数反演模型。每年选取4月底、5月初遥感数据1景，共选取20景春季遥感数据用于反演，其中包括3景HJ1A/1B数据。由于2011年、2012年Landsat数据条带问题，选择2011年、2012年和2016年HJ1A/1B CCD遥感数据，并以Landsat-5 TM为基准对其进行几何校正。大气校正采用FLAASH模型，校正精度较高，能有效去除大部分光照和大气等因素对地物反射的影像。其中Landsat数据来源于美国地质调查局(United States Geological Survey)官方网站，HJ1A/1B来自于中国资源卫星应用中心(http://www.cresda.com/CN/)，所选遥感影像云覆盖度均小于5%。本文水体提取利用遥感影像的近红外波段确定水体边界阈值。

2.3 研究方法

本文实测光谱数据有效范围为400～900 nm，实测光谱数据平行性较好，无交叉。计算水体SPM、Chl-a质量浓度与实测光谱反射率的相关系数并确定敏感波段是建立二者浓度反演模型的前提。

(1)

根据水体光谱特征相关性分析，分别以SPM、Chl-a质量浓度为因变量构建反演模型，回归拟合均分别选取线性拟合方程、幂拟合方程、指数拟合方程、对数拟合方程、多项式拟合方程，引入平均相对误差rAPD验证模拟精度。

(2)

式中：n为数据集的样本个数；ti为水色组分浓度的实测值；yi为反演值。

3 光谱特征分析与反演模型构建

3.1 SPM、Chl-a质量浓度与实测光谱反射率相关性分析

图2和图3分别为SPM、Chl-a质量浓度与实测光谱反射率的相关系数曲线。由图2可见，在a1(596～618 nm)、a2(688～766 nm)、a3(766～831 nm)波段范围内SPM质量浓度与光谱反射率相关系数存在显著峰值，且相关系数均大于0.5，可作为SPM质量浓度反演的敏感波段。东平湖水体SPM质量浓度平均值为35.9 mg/L，高SPM质量浓度区域较少，未出现可见光处的饱和效应[20]，因此在a2可见光波段范围内以及a3的近红外波段范围内相关系数峰值及其变化趋势均相似。Landsat 8 OLI传感器所设波段的第三波段(绿光波段)与敏感波段a1相对应，因此本文Landsat系列数据选取绿光波段作为反演SPM质量浓度的敏感波段。而SPM的敏感波段位于HJ1A/1B CCD传感器所设波段的第二波段(绿光)与第四波段(近红外)，因此选择HJ1A/1B绿光波段与近红外波段比值构建春季SPM反演模型。

图2 实测光谱反射率与SPM质量浓度相关系数

图3 实测光谱反射率与Chl-a质量浓度相关系数

由图3可见，b1(458～621 nm)、b2(621～900 nm)波段范围Chl-a质量浓度与光谱反射率相关系数均大于0.5，且b1波段范围内随着波长的增大相关系数增大，直至b2波段达到了0.9以上。这恰与水体中含有Chl-a时的光谱特征相符，Chl-a会使蓝绿光波段离水辐射亮度降低，而近红外波段明显抬升，红光波段呈现特征吸收谷[20,29]。因此，选取Landsat、HJ1A/1B数据的近红外波段与红光波段作为敏感波段，通过二者的比值建立春季Chl-a质量浓度反演模型。遥感影像单波段间存在较多冗余信息，使用比值波段组合能突出Chl-a在水体反射率中的影响。

3.2 反演模型构建及验证

SPM、Chl-a质量浓度反演模型具体拟合方式如表1所示，包括16个建模数据和14个验证数据。可见，分别以2016年5月4日Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD数据作为准同步数据构建的反演模型其反演精度相差不大，平均相对误差分别为24.1%、26.8%、27.1%、28.1%，即Landsat-8 OLI与HJ1A/1B CCD反演SPM与Chl-a质量浓度具有较高一致性。

表1 SPM与Chl-a质量浓度反演拟合方程及其反演精度

4 结果与分析

4.1 SPM、Chl-a质量浓度春季时空分布特征及其影响因素

应用所构建模型反演2000—2019年春季东平湖SPM、Chl-a质量浓度空间分布如图4和图5所示，相关系数及相关特征值见表2。南水北调工程的建设及地方政府、流域管理部门采取相应的水质恢复和流域生态恢复的措施使SPM与Chl-a质量浓度呈现显著变化。根据水利部淮河水利委员会、海河水利委员会的《南水北调东线工程规划(2001年修订)》，依据规划提出的“通水先治污”策略，南水北调东线工程在东平湖开展的进程，将SPM质量浓度与Chl-a质量浓度变化划分为3个显著变化阶段。第一阶段(2000—2010年)，南水北调东线山东段开工，逐步开始治理调水通道污染问题，逐步实现东平湖水质稳定达到地表水Ⅲ类水标准；第二阶段(2011—2018年)，东平湖采砂清淤阶段，逐步减少围网养殖区直至2018年撤退所有围网养殖区；第三个阶段(2019年)为开闸调水阶段。第一阶段东平湖整体的春季SPM质量浓度平均值高于第二阶段，其质量浓度平均值由40 mg/L降为30 mg/L，SPM质量浓度湖心区高于沿岸区域，且有降低的变异趋势。第三阶段处于调水期，全湖调水时段SPM质量浓度平均值为45 mg/L，高于各年份总平均值，而Chl-a质量浓度平均值低于其他各年份，其变化主要受水体流速、流向等调水期水动力因素影响。影响东平湖水质的因素主要有外源和内源两类。在第一阶段，大汶河流域及湖泊周边农业面源污染、工农业废水、生活污水排放等是SPM、Chla质量浓度分异的主要影响因素，同时水土流失加剧了水污染与水体富营氧化，且相关研究表明该阶段由于人类活动及规划提出的“通水先治污”策略的双层影响，东平湖内湖区的旅游资源开发、农业耕作及网箱养鱼等使得东平湖污染程度呈现复杂的先加重后减弱的变化趋势[25]，也使得2007年Chl-a质量浓度达到近2000—2019年最高值；在第二阶段，湖泊采砂、调水、围网养殖等人类活动干扰是SPM、Chl-a质量浓度变化的重要因素；在第三阶段，主要受调水水动力的影响，且该阶段已全面取消围网养殖，2019年出现Chl-a质量浓度最低值。总体来说，东平湖SPM、Chl-a质量浓度受东平湖管理策略影响较大，如2011年、2019年由于东平湖生态保护管理策略发生变化使得SPM、Chl-a质量浓度发生突变现象。

(a) 2000年

表2 SPM与Chl-a质量浓度相关系数及相关特征值

(a) 2000年

从图4可以看出，2000—2010年SPM质量浓度在空间分布上总体呈现湖心区高于沿岸区、南高北低的趋势。沿岸浅水区大量水生植物对水体中的悬浮物具有一定的吸附作用,从而降低了水体中SPM质量浓度。SPM质量浓度较高的南部区域位于南水北调八里湾泵站所在的位置，2011年泵站工程实施之前该区域为沼泽低洼地，土壤中黏土、淤泥、沙等颗粒物冲刷进入湖泊，因此水土流失导致的陆源输入对近岸水体SPM质量浓度的贡献较大。泵站2010年9月开工至2013年5月通水，八里湾泵站所在位置，湖区的南部2011—2013年春季SPM质量浓度逐年降低，八里湾泵站工程建成之后有效防止了该区域的悬浮物陆源输入。根据东平湖的水产养殖区(老湖镇养殖区、大安山养殖区、腊山养殖区、八里湾水产养殖区)及航道分布情况分析[30]，2011—2018年SPM质量浓度较高的区域主要聚集在湖区东南部采砂作业点附近及运砂航道，并且湖泊围网养殖区高于非养殖区，形成小面积高SPM质量浓度聚集区。采砂活动及风浪等水动力因素引起的底质再悬浮是SPM质量浓度空间分布发生变化的主要原因。

从图5可以看出，2000—2010年Chl-a质量浓度相对较高(9～160 μg/L)的区域主要分布在东南部老胡镇沿岸旅游度假区、大汶河入湖口两侧及北部出湖口处，其中较高区域浓度值约为湖心低浓度区域的10倍。然而，由于严重干旱，2003年湖区积水面积为1985—2015年的最低值，为107 km2。故降雨及客水水源的稀释作用减少，Chl-a质量浓度相对较高区域扩散至了沿岸大部分区域，面积达33.48 km2，远远高于该阶段平均值12.18 km2。分析其空间分异影响因素，大汶河流域城镇工业生活污水的输入导致大汶河入湖口附近TP质量浓度较高，而湖区东部老湖镇沿岸旅游度假区大量生活污染物排入使得东部水体可溶磷含量较高，有利于浮游植物生长，从而导致湖区东部沿岸及入湖口Chl-a质量浓度较高[31-32]。2011—2018年Chl-a质量浓度较高区域已扩散至沿岸大部分区域，面积平均值较第一阶段增多了约20 km2，呈现由沿岸向湖心递减、北部高于南部的趋势。分析其空间分异影响因素，2011年东平湖老湖区采砂活动开始启动，湖区内采砂、围网养殖、调水是影响该阶段Chl-a质量浓度变化的主要驱动因素；沿岸营养盐充足，而湖心采砂作业区附近SPM质量浓度较高，加之频繁的水动力扰动抑制了藻类的生长，使得Chl-a质量浓度空间分布特征呈现出由湖心向沿岸逐渐变高的趋势；2013年南水北调试通水启动，客水的输入对Chl-a质量浓度起到了稀释作用[33]。2017—2019年Chl-a质量浓度相对较高区域呈现逐步减少趋势，这主要是由于围网养殖逐渐退出，直至2018年底采砂活动与围网养殖全部退出。

对比图4、图5各年份春季SPM与Chl-a的质量浓度，二者空间分布总体上呈现负相关趋势，特别是SPM质量浓度较高区域负相关趋势显著；而水体SPM质量浓度相对较低的北部出湖口区域呈现不显著正相关。由表2可知，全湖区域SPM与Chl-a质量浓度呈现显著弱负相关，2012年呈显著负相关，相关系数达-0.86，仅2011年呈现显著正相关，2014年二者无线性相关性。分析原因，在围网养殖区周边由于大量含有机质的底质泛起，Chl-a质量浓度较高，而在围网养殖区内部反而由于鱼类扰动导致藻类生长受限，Chl-a质量浓度较低；同样采砂区及运砂航道由于频繁的水动力扰动SPM质量浓度较高，而Chl-a质量浓度较低。在SPM质量浓度较低的情况下，悬浮物所携带的营养盐会促进藻类生长，在全湖范围内北部出湖口水体交换速度较慢导致营养盐滞留，从而引起Chl-a质量浓度升高。2012年SPM质量浓度平均值及最大值分别为 83 mg/L、236 mg/L，SPM质量浓度较高，抑制藻类生长，二者呈现出显著负相关；而2011年SPM质量浓度平均值较低，为53 mg/L，营养盐促进了藻类生长，进而Chl-a质量浓度较高，呈显著正相关，相关系数达0.93。总之，在水温相差不大的情况下，水动力和营养盐是影响藻类生长的重要因素，当SPM质量浓度较高时影响水体透明度，抑制藻类生长，SPM质量浓度较低时，营养盐随泥沙输移，促进藻类生长。

4.2 南水北调调水期水动力条件对SPM、Chl-a质量浓度空间分布的影响

相关研究表明浅水湖泊水动力过程决定着泥沙、营养盐和能量的输移转化[34]。2019年东平湖采砂活动与围网养殖全部退出，输水干线全线及入湖水体持续稳定达到地表水Ⅲ类水质标准[27]。因此，调水期水动力及换水周期成了东平湖水环境变化的主要驱动因素。2019年4月21日至6月15日南水北调东线正处于应急调水时段，调出东平湖水量6 325万m3。由于沙坑、植被等的影响，湖区流场变化复杂，输水流场总体是由东南向西北流动，湖区中部水深，流速也较大，是主要输水通道[35]。根据文献[36]，东平湖湖区流场主要受调水水流的影响，风生流难以形成主导作用，无风情况下，湖水近似于势流，湖区输水流向从入湖口指向出湖口，调水入湖口输水流速最大，其次为北部狭窄区域，最小值多集中在湖区边界附近。根据南水北调东线一期工程设计，正常设计调水工况下，八里湾泵站入东平湖调水流量为100 m3/s。

2019年5月6日遥感影像反演SPM与Chl-a质量浓度空间分布如图6、图7所示，该时段空间分布特征主要受调水流场的影响，二者空间分布均呈现羽状形态,并随入湖流场变换。由图6可见，在东平湖南水北调入湖口处南部高流速区域，水动力使得湖泊内源性污染物质再悬浮，致使入湖口输水通道SPM质量浓度值约为沿岸流速较慢区域的2倍；其次因水动力扰动频繁，航道成为SPM质量浓度相对较高区域。SPM质量浓度空间分布随入湖流场变换，逐渐由66 mg/L降低为32 mg/L，同时由于水流局部涡旋导致高质量浓度SPM聚集区，直至湖区北部水流变缓之后，流场开始对SPM质量浓度分布基本无影响。由图7可见，2019年Chl-a质量浓度随水体流场、流速等发生变化形成羽状分布形态，调水客水Chl-a质量浓度低于湖内水体，对于湖内Chl-a质量浓度有极大的稀释作用[36]。南水北调工程实施之后东平湖换水周期大幅缩短，由337 d缩短为23 d[37],形成活性流动水体，水体中营养盐的分布与存在形式快速改变，并通过内源污染物再悬浮，改变水体悬浮泥沙、透明度等环境因子，影响水体富营养化和藻类生长情况[38-39]，进而导致Chl-a质量浓度发生变化。

图6 调水时段SPM质量浓度空间分布

图7 调水时段Chl-a质量浓度空间分布

5 结 语

基于多源遥感影像的反演结果符合东平湖春季SPM与Chl-a质量浓度变化规律，南水北调工程实施前后东平湖春季SPM与Chl-a质量浓度呈现3个阶段的显著变化特点；各阶段二者浓度总体上呈现负相关趋势，特别是SPM质量浓度较高区域负相关趋势显著。南水北调使东平湖形成活性流动水体，调水期水动力及换水周期已成为东平湖水环境变化的主要驱动因素。在大汶河流域及南水北调东线输水干线水质达标的情况下，如何控制调水流速、流向等，解决调水引起的底质再悬浮，以便调蓄湖泊达到自我修复的生态平衡系统，是亟须关注的科学问题。