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(xué)環(huán)境與規(guī)劃學(xué)院，山東 聊城 252000;2.中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085)

湖泊水質(zhì)監(jiān)測(cè)可揭示環(huán)境變化對(duì)于淡水生態(tài)資源的影響，遙感技術(shù)可為湖泊水環(huán)境監(jiān)測(cè)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(zhì)參數(shù)[5-7]，亦是水體中具有光學(xué)活性的重要物質(zhì)[8]，二者濃度的定量反演能有效研究湖泊富營(yíng)養(yǎng)化、藍(lán)藻等有害湖泊生態(tài)系統(tǒng)的現(xiàn)象以及湖泊水體初級(jí)生產(chǎn)力、水生植被生長(zhǎng)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(lǐng)域研究的熱點(diǎn)與難點(diǎn)問題。國內(nèi)外學(xué)者針對(duì)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(shù)據(jù)在不同研究區(qū)域構(gòu)建了線性、對(duì)數(shù)、三組分等水質(zhì)參數(shù)反演模型，開展了非傳統(tǒng)湖泊水色遙感中藻類Chl-a濃度的垂向分布類型、定量表達(dá)模型與數(shù)值模擬研究，并在水環(huán)境監(jiān)測(cè)中取得了良好的效果[12-16]。太湖、巢湖等區(qū)域相關(guān)研究表明Chl-a質(zhì)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(duì)數(shù)模型均有較高的反演精度，而SPM質(zhì)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(xué)者研究表明基于多源遙感數(shù)據(jù)，如Landsat8 OLI、 HJ1A/1B CCD、GOCI、MODIS 及 SeaWIFS 等，對(duì)水體Chl-a 及SPM濃度進(jìn)行長(zhǎng)時(shí)間序列反演，能夠得到較好的結(jié)果，并且多種遙感數(shù)據(jù)反演結(jié)果具有一致性[16,19-22]。姜騰龍等[23]基于Landsat系列衛(wèi)星分析了1985—2015年東平湖Chl-a質(zhì)量濃度空間變化趨勢(shì)，發(fā)現(xiàn)湖周邊淺水區(qū)高于湖中心深水區(qū)，未對(duì)調(diào)水期Chl-a質(zhì)量濃度空間分布特征及影響因素進(jìn)行研究；于少鵬等[24-25]研究發(fā)現(xiàn)由于水質(zhì)、調(diào)水期水動(dòng)力、水位等水環(huán)境因子的影響，東平湖水生植物在1979—2015年呈現(xiàn)出衰退現(xiàn)象，而Chl-a、SPM濃度是影響沉水植物、浮葉植物生長(zhǎng)與繁殖的主要水環(huán)境因子[26]。

東平湖作為南水北調(diào)調(diào)蓄湖泊，其水質(zhì)參數(shù)的遙感反演研究既具有一定科學(xué)代表性，又具有重要的實(shí)踐意義。以往東平湖水質(zhì)的研究主要集中在南水北調(diào)東線工程通水(2013年11月15日)之前，工程實(shí)施前后及調(diào)水期水質(zhì)影響因素的對(duì)比研究較少。因此，本文以春季調(diào)水期SPM、Chl-a質(zhì)量濃度反演為對(duì)象，研究南水北調(diào)工程實(shí)施前后及調(diào)水期東平湖SPM及Chl-a質(zhì)量濃度時(shí)空演變特征及其影響因素，以期為東平湖自我調(diào)節(jié)和生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)提供支持。

1 研究區(qū)概況

東平湖位于黃河下游，東經(jīng)116°2′～116°20′、北緯35°43′～36°7′之間，是黃河的滯洪水庫，南水北調(diào)與西水東送的樞紐工程，在國家水資源配置戰(zhàn)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(qū)西部向平原過渡的渦流風(fēng)區(qū)，多年平均降水量601 mm，總面積627 km2，其中老湖區(qū)是黃河下游僅存的天然湖泊，南部新湖區(qū)常年無水，湖底地形西北高、東南低，是濕地的集中區(qū)。湖區(qū)東部沿岸主要為旅游度假區(qū)，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(jìn)入東平湖老湖。南水北調(diào)東線水資源是經(jīng)柳長(zhǎng)河進(jìn)入東平湖的另一客水資源，調(diào)水時(shí)間為非汛期。南水北調(diào)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(jīng)隧洞穿過黃河；另一路向東，通過膠東地區(qū)輸水干線經(jīng)濟(jì)南輸水到煙臺(tái)、威海。因此，東平湖水環(huán)境受大汶河入湖水質(zhì)、工業(yè)污水與城鎮(zhèn)生活污水排放、圍網(wǎng)養(yǎng)殖、農(nóng)業(yè)面源污染、旅游發(fā)展、采砂活動(dòng)、調(diào)水期水動(dòng)力等多因素影響[27]。

圖1 研究區(qū)示意圖及采樣點(diǎn)

2 數(shù)據(jù)與研究方法

2.1 野外實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)獲取

野外數(shù)據(jù)采集時(shí)間為2016年4月30日和5月1日，選擇時(shí)段10:30—14:30，共采集37個(gè)水樣(圖1)，包括水體光譜數(shù)據(jù)與對(duì)應(yīng)采樣點(diǎn)的SPM、Chl-a質(zhì)量濃度數(shù)據(jù)。試驗(yàn)天氣條件均為晴朗，無風(fēng)到微風(fēng)，氣溶膠濃度較小，水面光譜數(shù)據(jù)測(cè)量和水體采樣分析同步進(jìn)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(cè)量法。光譜測(cè)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(dāng)天實(shí)驗(yàn)室內(nèi)采用丙酮萃取及分光光度計(jì)分析測(cè)定Chl-a質(zhì)量濃度，采用稱重法測(cè)定SPM質(zhì)量濃度。

2.2 遙感影像數(shù)據(jù)獲取與處理

收集2000—2019年4月底、5月初Landsat系列數(shù)據(jù)及環(huán)境與災(zāi)害監(jiān)測(cè)預(yù)報(bào)小衛(wèi)星HJ1A/1B數(shù)據(jù)，根據(jù)采樣時(shí)間選擇準(zhǔn)同步遙感影像，分別選取2016年5月4日的Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD數(shù)據(jù)作為準(zhǔn)同步數(shù)據(jù)構(gòu)建春季水質(zhì)參數(shù)反演模型。每年選取4月底、5月初遙感數(shù)據(jù)1景，共選取20景春季遙感數(shù)據(jù)用于反演，其中包括3景HJ1A/1B數(shù)據(jù)。由于2011年、2012年Landsat數(shù)據(jù)條帶問題，選擇2011年、2012年和2016年HJ1A/1B CCD遙感數(shù)據(jù)，并以Landsat-5 TM為基準(zhǔn)對(duì)其進(jìn)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(duì)地物反射的影像。其中Landsat數(shù)據(jù)來源于美國地質(zhì)調(diào)查局(United States Geological Survey)官方網(wǎng)站，HJ1A/1B來自于中國資源衛(wèi)星應(yīng)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(shí)測(cè)光譜數(shù)據(jù)有效范圍為400～900 nm，實(shí)測(cè)光譜數(shù)據(jù)平行性較好，無交叉。計(jì)算水體SPM、Chl-a質(zhì)量濃度與實(shí)測(cè)光譜反射率的相關(guān)系數(shù)并確定敏感波段是建立二者濃度反演模型的前提。

(1)

根據(jù)水體光譜特征相關(guān)性分析，分別以SPM、Chl-a質(zhì)量濃度為因變量構(gòu)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(shù)擬合方程、對(duì)數(shù)擬合方程、多項(xiàng)式擬合方程，引入平均相對(duì)誤差rAPD驗(yàn)證模擬精度。

(2)

式中：n為數(shù)據(jù)集的樣本個(gè)數(shù)；ti為水色組分濃度的實(shí)測(cè)值；yi為反演值。

3 光譜特征分析與反演模型構(gòu)建

3.1 SPM、Chl-a質(zhì)量濃度與實(shí)測(cè)光譜反射率相關(guān)性分析

圖2和圖3分別為SPM、Chl-a質(zhì)量濃度與實(shí)測(cè)光譜反射率的相關(guān)系數(shù)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(nèi)SPM質(zhì)量濃度與光譜反射率相關(guān)系數(shù)存在顯著峰值，且相關(guān)系數(shù)均大于0.5，可作為SPM質(zhì)量濃度反演的敏感波段。東平湖水體SPM質(zhì)量濃度平均值為35.9 mg/L，高SPM質(zhì)量濃度區(qū)域較少，未出現(xiàn)可見光處的飽和效應(yīng)[20]，因此在a2可見光波段范圍內(nèi)以及a3的近紅外波段范圍內(nèi)相關(guān)系數(shù)峰值及其變化趨勢(shì)均相似。Landsat 8 OLI傳感器所設(shè)波段的第三波段(綠光波段)與敏感波段a1相對(duì)應(yīng)，因此本文Landsat系列數(shù)據(jù)選取綠光波段作為反演SPM質(zhì)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(shè)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(gòu)建春季SPM反演模型。

圖2 實(shí)測(cè)光譜反射率與SPM質(zhì)量濃度相關(guān)系數(shù)

圖3 實(shí)測(cè)光譜反射率與Chl-a質(zhì)量濃度相關(guān)系數(shù)

由圖3可見，b1(458～621 nm)、b2(621～900 nm)波段范圍Chl-a質(zhì)量濃度與光譜反射率相關(guān)系數(shù)均大于0.5，且b1波段范圍內(nèi)隨著波長(zhǎng)的增大相關(guān)系數(shù)增大，直至b2波段達(dá)到了0.9以上。這恰與水體中含有Chl-a時(shí)的光譜特征相符，Chl-a會(huì)使藍(lán)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(xiàn)特征吸收谷[20,29]。因此，選取Landsat、HJ1A/1B數(shù)據(jù)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(zhì)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(gòu)建及驗(yàn)證

SPM、Chl-a質(zhì)量濃度反演模型具體擬合方式如表1所示，包括16個(gè)建模數(shù)據(jù)和14個(gè)驗(yàn)證數(shù)據(jù)?？梢姡謩e以2016年5月4日Landsat-8 OLI、HJ1A/1B CCD數(shù)據(jù)作為準(zhǔn)同步數(shù)據(jù)構(gòu)建的反演模型其反演精度相差不大，平均相對(duì)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(zhì)量濃度具有較高一致性。

表1 SPM與Chl-a質(zhì)量濃度反演擬合方程及其反演精度

4 結(jié)果與分析

4.1 SPM、Chl-a質(zhì)量濃度春季時(shí)空分布特征及其影響因素

應(yīng)用所構(gòu)建模型反演2000—2019年春季東平湖SPM、Chl-a質(zhì)量濃度空間分布如圖4和圖5所示，相關(guān)系數(shù)及相關(guān)特征值見表2。南水北調(diào)工程的建設(shè)及地方政府、流域管理部門采取相應(yīng)的水質(zhì)恢復(fù)和流域生態(tài)恢復(fù)的措施使SPM與Chl-a質(zhì)量濃度呈現(xiàn)顯著變化。根據(jù)水利部淮河水利委員會(huì)、海河水利委員會(huì)的《南水北調(diào)東線工程規(guī)劃(2001年修訂)》，依據(jù)規(guī)劃提出的“通水先治污”策略，南水北調(diào)東線工程在東平湖開展的進(jìn)程，將SPM質(zhì)量濃度與Chl-a質(zhì)量濃度變化劃分為3個(gè)顯著變化階段。第一階段(2000—2010年)，南水北調(diào)東線山東段開工，逐步開始治理調(diào)水通道污染問題，逐步實(shí)現(xiàn)東平湖水質(zhì)穩(wěn)定達(dá)到地表水Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)；第二階段(2011—2018年)，東平湖采砂清淤階段，逐步減少圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)直至2018年撤退所有圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)；第三個(gè)階段(2019年)為開閘調(diào)水階段。第一階段東平湖整體的春季SPM質(zhì)量濃度平均值高于第二階段，其質(zhì)量濃度平均值由40 mg/L降為30 mg/L，SPM質(zhì)量濃度湖心區(qū)高于沿岸區(qū)域，且有降低的變異趨勢(shì)。第三階段處于調(diào)水期，全湖調(diào)水時(shí)段SPM質(zhì)量濃度平均值為45 mg/L，高于各年份總平均值，而Chl-a質(zhì)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(diào)水期水動(dòng)力因素影響。影響東平湖水質(zhì)的因素主要有外源和內(nèi)源兩類。在第一階段，大汶河流域及湖泊周邊農(nóng)業(yè)面源污染、工農(nóng)業(yè)廢水、生活污水排放等是SPM、Chla質(zhì)量濃度分異的主要影響因素，同時(shí)水土流失加劇了水污染與水體富營(yíng)氧化，且相關(guān)研究表明該階段由于人類活動(dòng)及規(guī)劃提出的“通水先治污”策略的雙層影響，東平湖內(nèi)湖區(qū)的旅游資源開發(fā)、農(nóng)業(yè)耕作及網(wǎng)箱養(yǎng)魚等使得東平湖污染程度呈現(xiàn)復(fù)雜的先加重后減弱的變化趨勢(shì)[25]，也使得2007年Chl-a質(zhì)量濃度達(dá)到近2000—2019年最高值；在第二階段，湖泊采砂、調(diào)水、圍網(wǎng)養(yǎng)殖等人類活動(dòng)干擾是SPM、Chl-a質(zhì)量濃度變化的重要因素；在第三階段，主要受調(diào)水水動(dòng)力的影響，且該階段已全面取消圍網(wǎng)養(yǎng)殖，2019年出現(xiàn)Chl-a質(zhì)量濃度最低值?？傮w來說，東平湖SPM、Chl-a質(zhì)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(tài)保護(hù)管理策略發(fā)生變化使得SPM、Chl-a質(zhì)量濃度發(fā)生突變現(xiàn)象。

(a) 2000年

表2 SPM與Chl-a質(zhì)量濃度相關(guān)系數(shù)及相關(guān)特征值

(a) 2000年

從圖4可以看出，2000—2010年SPM質(zhì)量濃度在空間分布上總體呈現(xiàn)湖心區(qū)高于沿岸區(qū)、南高北低的趨勢(shì)。沿岸淺水區(qū)大量水生植物對(duì)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(zhì)量濃度。SPM質(zhì)量濃度較高的南部區(qū)域位于南水北調(diào)八里灣泵站所在的位置，2011年泵站工程實(shí)施之前該區(qū)域?yàn)檎訚傻屯莸?，土壤中黏土、淤泥、沙等顆粒物沖刷進(jìn)入湖泊，因此水土流失導(dǎo)致的陸源輸入對(duì)近岸水體SPM質(zhì)量濃度的貢獻(xiàn)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(qū)的南部2011—2013年春季SPM質(zhì)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(qū)域的懸浮物陸源輸入。根據(jù)東平湖的水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)(老湖鎮(zhèn)養(yǎng)殖區(qū)、大安山養(yǎng)殖區(qū)、臘山養(yǎng)殖區(qū)、八里灣水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū))及航道分布情況分析[30]，2011—2018年SPM質(zhì)量濃度較高的區(qū)域主要聚集在湖區(qū)東南部采砂作業(yè)點(diǎn)附近及運(yùn)砂航道，并且湖泊圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)高于非養(yǎng)殖區(qū)，形成小面積高SPM質(zhì)量濃度聚集區(qū)。采砂活動(dòng)及風(fēng)浪等水動(dòng)力因素引起的底質(zhì)再懸浮是SPM質(zhì)量濃度空間分布發(fā)生變化的主要原因。

從圖5可以看出，2000—2010年Chl-a質(zhì)量濃度相對(duì)較高(9～160 μg/L)的區(qū)域主要分布在東南部老胡鎮(zhèn)沿岸旅游度假區(qū)、大汶河入湖口兩側(cè)及北部出湖口處，其中較高區(qū)域濃度值約為湖心低濃度區(qū)域的10倍。然而，由于嚴(yán)重干旱，2003年湖區(qū)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(zhì)量濃度相對(duì)較高區(qū)域擴(kuò)散至了沿岸大部分區(qū)域，面積達(dá)33.48 km2，遠(yuǎn)遠(yuǎn)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(zhèn)工業(yè)生活污水的輸入導(dǎo)致大汶河入湖口附近TP質(zhì)量濃度較高，而湖區(qū)東部老湖鎮(zhèn)沿岸旅游度假區(qū)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(zhǎng)，從而導(dǎo)致湖區(qū)東部沿岸及入湖口Chl-a質(zhì)量濃度較高[31-32]。2011—2018年Chl-a質(zhì)量濃度較高區(qū)域已擴(kuò)散至沿岸大部分區(qū)域，面積平均值較第一階段增多了約20 km2，呈現(xiàn)由沿岸向湖心遞減、北部高于南部的趨勢(shì)。分析其空間分異影響因素，2011年東平湖老湖區(qū)采砂活動(dòng)開始啟動(dòng)，湖區(qū)內(nèi)采砂、圍網(wǎng)養(yǎng)殖、調(diào)水是影響該階段Chl-a質(zhì)量濃度變化的主要驅(qū)動(dòng)因素；沿岸營(yíng)養(yǎng)鹽充足，而湖心采砂作業(yè)區(qū)附近SPM質(zhì)量濃度較高，加之頻繁的水動(dòng)力擾動(dòng)抑制了藻類的生長(zhǎng)，使得Chl-a質(zhì)量濃度空間分布特征呈現(xiàn)出由湖心向沿岸逐漸變高的趨勢(shì)；2013年南水北調(diào)試通水啟動(dòng)，客水的輸入對(duì)Chl-a質(zhì)量濃度起到了稀釋作用[33]。2017—2019年Chl-a質(zhì)量濃度相對(duì)較高區(qū)域呈現(xiàn)逐步減少趨勢(shì)，這主要是由于圍網(wǎng)養(yǎng)殖逐漸退出，直至2018年底采砂活動(dòng)與圍網(wǎng)養(yǎng)殖全部退出。

對(duì)比圖4、圖5各年份春季SPM與Chl-a的質(zhì)量濃度，二者空間分布總體上呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)趨勢(shì)，特別是SPM質(zhì)量濃度較高區(qū)域負(fù)相關(guān)趨勢(shì)顯著；而水體SPM質(zhì)量濃度相對(duì)較低的北部出湖口區(qū)域呈現(xiàn)不顯著正相關(guān)。由表2可知，全湖區(qū)域SPM與Chl-a質(zhì)量濃度呈現(xiàn)顯著弱負(fù)相關(guān)，2012年呈顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)達(dá)-0.86，僅2011年呈現(xiàn)顯著正相關(guān)，2014年二者無線性相關(guān)性。分析原因，在圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)周邊由于大量含有機(jī)質(zhì)的底質(zhì)泛起，Chl-a質(zhì)量濃度較高，而在圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)內(nèi)部反而由于魚類擾動(dòng)導(dǎo)致藻類生長(zhǎng)受限，Chl-a質(zhì)量濃度較低；同樣采砂區(qū)及運(yùn)砂航道由于頻繁的水動(dòng)力擾動(dòng)SPM質(zhì)量濃度較高，而Chl-a質(zhì)量濃度較低。在SPM質(zhì)量濃度較低的情況下，懸浮物所攜帶的營(yíng)養(yǎng)鹽會(huì)促進(jìn)藻類生長(zhǎng)，在全湖范圍內(nèi)北部出湖口水體交換速度較慢導(dǎo)致營(yíng)養(yǎng)鹽滯留，從而引起Chl-a質(zhì)量濃度升高。2012年SPM質(zhì)量濃度平均值及最大值分別為 83 mg/L、236 mg/L，SPM質(zhì)量濃度較高，抑制藻類生長(zhǎng)，二者呈現(xiàn)出顯著負(fù)相關(guān)；而2011年SPM質(zhì)量濃度平均值較低，為53 mg/L，營(yíng)養(yǎng)鹽促進(jìn)了藻類生長(zhǎng)，進(jìn)而Chl-a質(zhì)量濃度較高，呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)達(dá)0.93。總之，在水溫相差不大的情況下，水動(dòng)力和營(yíng)養(yǎng)鹽是影響藻類生長(zhǎng)的重要因素，當(dāng)SPM質(zhì)量濃度較高時(shí)影響水體透明度，抑制藻類生長(zhǎng)，SPM質(zhì)量濃度較低時(shí)，營(yíng)養(yǎng)鹽隨泥沙輸移，促進(jìn)藻類生長(zhǎng)。

4.2 南水北調(diào)調(diào)水期水動(dòng)力條件對(duì)SPM、Chl-a質(zhì)量濃度空間分布的影響

相關(guān)研究表明淺水湖泊水動(dòng)力過程決定著泥沙、營(yíng)養(yǎng)鹽和能量的輸移轉(zhuǎn)化[34]。2019年東平湖采砂活動(dòng)與圍網(wǎng)養(yǎng)殖全部退出，輸水干線全線及入湖水體持續(xù)穩(wěn)定達(dá)到地表水Ⅲ類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[27]。因此，調(diào)水期水動(dòng)力及換水周期成了東平湖水環(huán)境變化的主要驅(qū)動(dòng)因素。2019年4月21日至6月15日南水北調(diào)東線正處于應(yīng)急調(diào)水時(shí)段，調(diào)出東平湖水量6 325萬m3。由于沙坑、植被等的影響，湖區(qū)流場(chǎng)變化復(fù)雜，輸水流場(chǎng)總體是由東南向西北流動(dòng)，湖區(qū)中部水深，流速也較大，是主要輸水通道[35]。根據(jù)文獻(xiàn)[36]，東平湖湖區(qū)流場(chǎng)主要受調(diào)水水流的影響，風(fēng)生流難以形成主導(dǎo)作用，無風(fēng)情況下，湖水近似于勢(shì)流，湖區(qū)輸水流向從入湖口指向出湖口，調(diào)水入湖口輸水流速最大，其次為北部狹窄區(qū)域，最小值多集中在湖區(qū)邊界附近。根據(jù)南水北調(diào)東線一期工程設(shè)計(jì)，正常設(shè)計(jì)調(diào)水工況下，八里灣泵站入東平湖調(diào)水流量為100 m3/s。

2019年5月6日遙感影像反演SPM與Chl-a質(zhì)量濃度空間分布如圖6、圖7所示，該時(shí)段空間分布特征主要受調(diào)水流場(chǎng)的影響，二者空間分布均呈現(xiàn)羽狀形態(tài),并隨入湖流場(chǎng)變換。由圖6可見，在東平湖南水北調(diào)入湖口處南部高流速區(qū)域，水動(dòng)力使得湖泊內(nèi)源性污染物質(zhì)再懸浮，致使入湖口輸水通道SPM質(zhì)量濃度值約為沿岸流速較慢區(qū)域的2倍；其次因水動(dòng)力擾動(dòng)頻繁，航道成為SPM質(zhì)量濃度相對(duì)較高區(qū)域。SPM質(zhì)量濃度空間分布隨入湖流場(chǎng)變換，逐漸由66 mg/L降低為32 mg/L，同時(shí)由于水流局部渦旋導(dǎo)致高質(zhì)量濃度SPM聚集區(qū)，直至湖區(qū)北部水流變緩之后，流場(chǎng)開始對(duì)SPM質(zhì)量濃度分布基本無影響。由圖7可見，2019年Chl-a質(zhì)量濃度隨水體流場(chǎng)、流速等發(fā)生變化形成羽狀分布形態(tài)，調(diào)水客水Chl-a質(zhì)量濃度低于湖內(nèi)水體，對(duì)于湖內(nèi)Chl-a質(zhì)量濃度有極大的稀釋作用[36]。南水北調(diào)工程實(shí)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(dòng)水體，水體中營(yíng)養(yǎng)鹽的分布與存在形式快速改變，并通過內(nèi)源污染物再懸浮，改變水體懸浮泥沙、透明度等環(huán)境因子，影響水體富營(yíng)養(yǎng)化和藻類生長(zhǎng)情況[38-39]，進(jìn)而導(dǎo)致Chl-a質(zhì)量濃度發(fā)生變化。

圖6 調(diào)水時(shí)段SPM質(zhì)量濃度空間分布

圖7 調(diào)水時(shí)段Chl-a質(zhì)量濃度空間分布

5 結(jié) 語

基于多源遙感影像的反演結(jié)果符合東平湖春季SPM與Chl-a質(zhì)量濃度變化規(guī)律，南水北調(diào)工程實(shí)施前后東平湖春季SPM與Chl-a質(zhì)量濃度呈現(xiàn)3個(gè)階段的顯著變化特點(diǎn)；各階段二者濃度總體上呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)趨勢(shì)，特別是SPM質(zhì)量濃度較高區(qū)域負(fù)相關(guān)趨勢(shì)顯著。南水北調(diào)使東平湖形成活性流動(dòng)水體，調(diào)水期水動(dòng)力及換水周期已成為東平湖水環(huán)境變化的主要驅(qū)動(dòng)因素。在大汶河流域及南水北調(diào)東線輸水干線水質(zhì)達(dá)標(biāo)的情況下，如何控制調(diào)水流速、流向等，解決調(diào)水引起的底質(zhì)再懸浮，以便調(diào)蓄湖泊達(dá)到自我修復(fù)的生態(tài)平衡系統(tǒng)，是亟須關(guān)注的科學(xué)問題。