任偉祥，吳曉東，聶洪峰，肖春蕾，葛緒廣，楊久蕓，羅 璐

(1：中國(guó)自然資源航空物探遙感中心，北京 100083) (2：中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)，北京 100083) (3：中國(guó)地質(zhì)科學(xué)院，北京 100037) (4：湖北師范大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，黃石 435002)

水體中可見(jiàn)光波段的可用光輻射被稱為光合有效輻射(PAR)，它是能被水生植物直接利用的有效光成分，在水環(huán)境中扮演著重要角色[1-2]. 光在射入水體之后由于受到水中顆粒物質(zhì)、有色溶解性有機(jī)物(CDOM)及水體本身的吸收、散射、折射等進(jìn)而發(fā)生衰減[3-4]. 在湖泊中，當(dāng)PAR衰減到一定水平時(shí)便很難滿足沉水植被的生存，因此開(kāi)展湖泊水體光學(xué)衰減特性的研究對(duì)水環(huán)境的管理與修復(fù)有重要意義[5]. 光學(xué)衰減系數(shù)(Kd)是衡量水體PAR衰減特性的有效指標(biāo)，也有研究稱之為漫射衰減系數(shù)[6]. 傳統(tǒng)的湖泊水體Kd研究是使用水下照度計(jì)等原位測(cè)量?jī)x器測(cè)定特定位置處的Kd值并分析其影響因素[7]. 如徐德瑞等對(duì)東太湖夏季的光學(xué)衰減特性展開(kāi)研究，得出有機(jī)懸浮物(OSS)和無(wú)機(jī)懸浮物(ISS)是影響Kd值的主要原因[8]. 李凱迪等發(fā)現(xiàn)浮游植物生物量和懸浮物(SS)是影響程海水體光學(xué)特性的主要因素，而CDOM的影響較弱[9]. 這一方法的優(yōu)點(diǎn)在于測(cè)定的結(jié)果準(zhǔn)確，但由于測(cè)定繁瑣，不利于開(kāi)展大范圍、長(zhǎng)時(shí)序的監(jiān)測(cè)[10].

利用遙感對(duì)湖泊水環(huán)境進(jìn)行高時(shí)空分辨率的動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)能夠極大地節(jié)約成本和提高效率，已經(jīng)有許多研究開(kāi)展了對(duì)水體光學(xué)衰減特性的遙感反演探索[11-12]. TM/ETM+/OLI系列、MODIS、OLCI和MERIS等衛(wèi)星傳感器數(shù)據(jù)類型都被證實(shí)可以建立起較好的反演模型[13-15]. 如Lei等基于MODIS數(shù)據(jù)建立洪澤湖的Kd值反演模型，決定系數(shù)R2達(dá)到了0.82，模型精度較高[16]. 目前建立的Kd值反演模型有分析模型、半分析模型和經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ偷榷喾N類型. 分析模型和半分析模型從固有光學(xué)物理特性出發(fā)來(lái)計(jì)算水體的Kd值，這一類模型在大洋水體中有很好的效果，原因在于海洋往往深度大，水體清澈，控制水體光學(xué)特性的SS等外界因素較少[17-19]. 與之相對(duì)應(yīng)，內(nèi)陸淺水湖泊水環(huán)境狀況復(fù)雜多樣，易受干擾性強(qiáng)，區(qū)域之間差異性大，分析模型往往不能取得理想的效果，因此更多的是利用原位數(shù)據(jù)建立經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，?dāng)然，經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ鸵苍诖笱笏w中有著很好的應(yīng)用[16,18]. 簡(jiǎn)單經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭饕抢脝尾ǘ闻cKd值之間的相關(guān)性建立起來(lái)，包括線性、指數(shù)、對(duì)數(shù)、高次多項(xiàng)式等. 除單波段外，波段比和波段經(jīng)簡(jiǎn)單運(yùn)算后的值也被廣泛用于反演模型構(gòu)建，并取得了不錯(cuò)的效果[20-21]. Shen等利用Sentinel-3A OLCI數(shù)據(jù)在太湖建立了反演Kd值的多元波段比經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?R2=0.81)，同時(shí)又與以往研究的線性模型、波段比指數(shù)模型以及半分析QAA模型進(jìn)行比較，效果均不如其研究中建立的模型[21]. Majozi等利用MERIS數(shù)據(jù)在肯尼亞Naivasha湖建立遙感反演經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，模型精度最高時(shí)平均絕對(duì)百分比誤差僅為18%[22]. 王珊珊等針對(duì)太湖開(kāi)發(fā)了基于GOCI影像的多元線性反演模型，并分析太湖光學(xué)衰減特性的分布狀況[23]. Song等通過(guò)Landsat TM/ETM+/OLI和MODIS數(shù)據(jù)對(duì)我國(guó)東北地區(qū)20余個(gè)湖庫(kù)構(gòu)建Kd值反演模型，利用多元逐步回歸分析，選定紅/藍(lán)、近紅外/紅的波段比參數(shù)[15].

大冶湖位于湖北省黃石市，屬長(zhǎng)江中游典型淺水湖泊. 不同于太湖、巢湖這一類大型湖泊，大冶湖是中型淺水湖泊的代表，它擁有和長(zhǎng)江中下游許多湖泊類似的水量和流域范圍，同時(shí)也是典型的受污染湖泊. 選擇大冶湖為研究對(duì)象能為在長(zhǎng)江流域所占比例更多的中型湖泊提供參考. 歷史上的黃石是著名的礦業(yè)城市，尤以大冶為最. 但正是由于工礦業(yè)的長(zhǎng)期發(fā)展造成了大冶湖水環(huán)境惡化，加之大冶湖西北大冶市的城市化發(fā)展，湖泊富營(yíng)養(yǎng)化趨勢(shì)加快[24]. 近年來(lái)隨著黃石市戰(zhàn)略發(fā)展規(guī)劃的布局調(diào)整，發(fā)展模式逐漸由“環(huán)磁湖發(fā)展”轉(zhuǎn)變?yōu)椤碍h(huán)大冶湖發(fā)展”，大冶湖面臨的環(huán)境壓力將會(huì)更大. 因此，針對(duì)大冶湖開(kāi)發(fā)快速有效的監(jiān)測(cè)方法十分必要. 光學(xué)特性直接關(guān)系到水體的清澈與否和沉水植被的生存，是富營(yíng)養(yǎng)化湖泊生態(tài)修復(fù)的重要基礎(chǔ)參數(shù)，以往已經(jīng)有研究利用原位數(shù)據(jù)探索大冶湖的水體光學(xué)特性，初步厘清了大冶湖水體光學(xué)特性的主要影響因素，但由于時(shí)間尺度短，獲取數(shù)據(jù)量有限，不能十分全面地反映大冶湖的光學(xué)特性分布狀況[25]. 本文以大冶湖為研究對(duì)象，基于多年原位調(diào)查數(shù)據(jù)和Landsat 8 OLI影像數(shù)據(jù)開(kāi)發(fā)大冶湖Kd的遙感反演經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ停⒎治龃笠焙w光學(xué)衰減特性的分布狀況、時(shí)間變化特征與影響因素，以期為大冶湖的生態(tài)修復(fù)與管理提供參考，同時(shí)為長(zhǎng)江中下游淺水湖泊的水體光學(xué)特性遙感研究提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況與樣點(diǎn)分布

大冶湖流域地處長(zhǎng)江流域中游，屬亞熱帶季風(fēng)氣候，氣候濕潤(rùn). 常年平均水域面積約為63.4 km2，平均水深2.7 m，湖體呈東西走向，湖岸線長(zhǎng)139.8 km[24]. 沿湖有大大小小40余條入湖河流，最大的一條為西側(cè)的大港，湖水由東側(cè)匯入長(zhǎng)江[26]. 大冶湖的湖泊形態(tài)受到了人類活動(dòng)的影響，西側(cè)紅星湖、三里七湖、尹家湖已經(jīng)演化為深入大冶市內(nèi)部的城市子湖(圖1). 根據(jù)大冶湖湖盆形態(tài)和水文特征，在湖內(nèi)開(kāi)敞水域均勻布設(shè)了15個(gè)樣點(diǎn)(圖1)，其中部分年份由于冬季的水位降低，西側(cè)部分點(diǎn)位沒(méi)有采集樣品.

圖1 研究區(qū)域位置與采樣點(diǎn)分布Fig.1 Location of study area and sampling sites

1.2 樣品的采集與測(cè)定

于2017-2019年逐季度在大冶湖開(kāi)展野外調(diào)查并采集水樣，時(shí)間均選在晴朗無(wú)風(fēng)的上午. 采樣時(shí)原位測(cè)定Kd值. 方法為使用上海嘉定學(xué)聯(lián)儀表廠的ZDS-10W型水下照度計(jì)，在每個(gè)點(diǎn)位由水面起始逐層向下記錄PAR值，每向下10 cm設(shè)一個(gè)層，每層記錄3個(gè)有效數(shù)據(jù)，最終以3個(gè)數(shù)據(jù)的平均值代表本層PAR值. 在每個(gè)點(diǎn)位處由各層的PAR值計(jì)算Kd值.

透明度(SD)和水深也在采樣現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定，其中SD使用30 cm黑白塞氏盤測(cè)定，水深使用便攜式水深儀(SM-5A，Speedtech)測(cè)定. 使用有機(jī)玻璃采水器采集水面表層以下50 cm處的混合水樣并盛裝于經(jīng)酸洗的聚乙烯瓶中，低溫避光保存并迅速帶回實(shí)驗(yàn)室測(cè)定分析，所有指標(biāo)在采樣次日完成測(cè)定. 測(cè)定的指標(biāo)包括濁度(Turb)、總氮(TN)、總磷(TP)、SS、葉綠素a(Chl.a)濃度和CDOM. Turb使用便攜式水質(zhì)監(jiān)測(cè)儀(EXO2，YSI)測(cè)定，TN濃度使用過(guò)硫酸鉀消解法測(cè)定，TP濃度使用鉬銻抗分光光度法測(cè)定，SS濃度使用烘干差值法測(cè)定，Chl.a濃度使用90%丙酮法測(cè)定，實(shí)驗(yàn)方法參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[27].

使用350 nm處的吸收系數(shù)(a(350))來(lái)間接代表CDOM濃度. 水樣通過(guò)0.22 μm孔徑的濾膜過(guò)濾，濾液的前20 mL棄置不用. 之后在紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì)(UV2700，Shimadzu)下掃描200～800 nm范圍內(nèi)的吸光度，掃描間隔為1 nm. 掃描光譜用來(lái)計(jì)算a(350)，具體方法參考文獻(xiàn)[28].

1.3 影像數(shù)據(jù)的獲取與處理

Landsat 8 OLI影像數(shù)據(jù)共有9個(gè)波段，分別為：海岸波段B1(Coastal，0.433～0.453 μm)、藍(lán)色波段B2(Blue，0.450～0.515 μm)、綠色波段B3(Green，0.525～0.600 μm)、紅色波段B4(Red，0.630～0.680 μm)、近紅外波段B5(NIR，0.845～0.885 μm)、短波紅外波段B6(SWIR1，1.560～1.660 μm)、短波紅外波段B7(SWIR2，2.100～2.300 μm)、全色波段B8(Pan，0.500～0.680 μm)和卷云波段B9(Cirrus，1.360～1.390 μm). 參與到本研究敏感波段分析中的為前7個(gè)波段.

從美國(guó)地質(zhì)調(diào)查局網(wǎng)站(https://earthexplorer.usgs.gov/)下載Landsat 8 OLI影像，影像在研究區(qū)內(nèi)無(wú)云. 共下載了13景影像，其中在2017-2019年期間與原位數(shù)據(jù)匹配了8景影像、100對(duì)數(shù)據(jù)，影像與對(duì)應(yīng)野外調(diào)查時(shí)間差值不超過(guò)一周. 其中70對(duì)用于構(gòu)建經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ停?0對(duì)用于模型的精度檢驗(yàn). 影像在2017-2019年間各年份和各季度之間的分布情況見(jiàn)表1，其余年份均在夏季匹配了1景影像.

下載的影像經(jīng)過(guò)輻射定標(biāo)和大氣校正處理后，各像元值除以10000以得到地表反射率值. 由于本研究中并未建立實(shí)測(cè)遙感反射率與衛(wèi)星計(jì)算遙感反射率之間的關(guān)系，故直接使用地表反射率值建立反演模型. 大氣校正使用波譜科學(xué)研究所(Spectral Sciences Inc.)開(kāi)發(fā)的FLAASH大氣校正模型，已有研究證實(shí)這一模型的校正精度可以很好地適用于定量遙感反演研究[29-31].

1.4 數(shù)據(jù)處理

Kd值的擬合計(jì)算公式為：

表1 下載的影像在各年份各季度之間的分布情況(2017-2019年)

(1)

式中，z表示PAR測(cè)量位置距水面的深度；E(z)和E(0)分別表示表示深度為zm和0 m時(shí)的PAR強(qiáng)度值. 擬合的數(shù)據(jù)個(gè)數(shù)需大于3個(gè)，決定系數(shù)R2需大于0.95[32].

Pearson相關(guān)系數(shù)用以衡量各指標(biāo)之間的相關(guān)性大??；使用Excel 2016和OriginPro 2020實(shí)現(xiàn)回歸分析，決定系數(shù)R2代表擬合精度的高低. 顯著性報(bào)表中，有P<0.05(顯著)和P<0.01(極顯著)兩級(jí)顯著水平，P>0.05 表示不顯著.

除決定系數(shù)外，使用測(cè)量值與預(yù)測(cè)值之間的相對(duì)誤差(RE)、平均絕對(duì)百分比誤差(MAPE)和均方根誤差(RMSE)來(lái)衡量模型反演的精度. 計(jì)算公式為[14]：

(2)

(3)

(4)

式中，Kd測(cè)與Kd估分別為原位實(shí)測(cè)得到的Kd值和反演計(jì)算得到的Kd值，N為參與檢驗(yàn)的樣本數(shù).

2 結(jié)果與分析

2.1 大冶湖實(shí)測(cè)水體基本性質(zhì)

大冶湖水體基本理化參數(shù)和光學(xué)特性指標(biāo)情況如表2. 總體上大冶湖的富營(yíng)養(yǎng)化狀況處于中等水平，TN平均濃度為(2.06±1.94) mg/L，TP平均濃度為(0.206±0.159) mg/L，它們?cè)谀觌H之間的變化較年內(nèi)之間的變化要大，在年內(nèi)往往夏季的濃度要高于冬季.

Kd的歷年平均值為(2.86±1.01) m-1，最高時(shí)達(dá)到6.75 m-1，其中2018年夏、秋季水平較高，平均為(3.60±0.57) m-1，在空間上西部湖區(qū)的Kd值要高于東部湖區(qū). SD的跨度較大，最低時(shí)僅24 cm，出現(xiàn)在2018年冬，可能與冬季水位下降以及采樣時(shí)較大風(fēng)浪的擾動(dòng)有關(guān)，最高可達(dá)95 cm，平均為(44±12) cm.

Turb、SS、Chl.a和吸收系數(shù)a(350)的波動(dòng)范圍均比較大(表2). Turb最高時(shí)為55.13 FNU，平均為(23.92±11.45) FNU，SS的波動(dòng)范圍為3.50～75.00 mg/L，平均為(27.15±18.24) mg/L，部分批次的樣品值普遍偏高，往往是淺水湖泊在風(fēng)浪下攪動(dòng)沉積物造成的. Chl.a濃度平均為(19.86±23.43) μg/L，波動(dòng)范圍為1.74～94.57 μg/L，其中2018、2019年夏季的藻華暴發(fā)較為嚴(yán)重，測(cè)定的Chl.a值顯著高于其他年份(P<0.01)，平均值分別為(57.69±15.52) μg/L和(47.91±20.18) μg/L.a(350)平均為(4.92±3.08) m-1，2018年夏季水平最高，平均為(10.35±0.30) m-1，且出現(xiàn)了最高值10.94 m-1，這一批次樣品a(350)值要顯著高于其他批次(P<0.01).

表2 大冶湖理化與光學(xué)特性指標(biāo)的均值、標(biāo)準(zhǔn)差、最大值與最小值

2.2 大冶湖光學(xué)衰減的主要影響因素

Kd與各類影響光學(xué)特性的指標(biāo)之間的Pearson相關(guān)系數(shù)如表3所示. 結(jié)果顯示，SS、Turb、a(350)和Chl.a均是影響大冶湖水體光學(xué)衰減特性的重要因素，這與大冶湖前期的研究結(jié)果類似[25]. 以SS、Turb為代表的水體固體顆粒物對(duì)大冶湖水體光學(xué)衰減特性影響最大，其次為CDOM吸收系數(shù)a(350). 在前期的研究中，Chl.a與Kd的相關(guān)系數(shù)最大，是最重要的影響因素，而在本次的結(jié)果中相關(guān)性不及SS，這可能是由于前期研究在2018年開(kāi)展，當(dāng)年湖體藻類生物量較大，導(dǎo)致Chl.a貢獻(xiàn)較高.

表3 Kd與各光學(xué)影響指標(biāo)之間的Pearson相關(guān)系數(shù)

2.3 遙感反演估算模型的構(gòu)建

計(jì)算Kd值與各波段之間的相關(guān)關(guān)系以確定大冶湖水體光學(xué)衰減特性的敏感反演波段，有的研究對(duì)Kd值取自然對(duì)數(shù)以增加數(shù)據(jù)的穩(wěn)定性，減弱方差，本研究中也一并計(jì)算[33]. 結(jié)果顯示，單波段中B3和B4與Kd值的相關(guān)性最強(qiáng)，分別達(dá)到了-0.873和-0.876(P<0.01)，原始Kd的計(jì)算效果普遍優(yōu)于取自然對(duì)數(shù)處理后的數(shù)據(jù)效果(圖2). 圖2中也展示了波段比和其他簡(jiǎn)單運(yùn)算得出的值中與Kd保持較好相關(guān)關(guān)系的組合，包括(B1/B3)、(B1/B4)、(B1/B5)和(B1-B2)，相關(guān)系數(shù)分別為0.870、0.893、-0.885和0.821(P<0.01).

圖2 Landsat 8 OLI影像各波段值及部分波段組合與Kd之間的Pearson相關(guān)關(guān)系Fig.2 Pearson correlation between band values and some band combinations of Landsat 8 OLI images and Kd

基于以上敏感波段，分別構(gòu)建線性模型、指數(shù)模型、二次多項(xiàng)式模型三類一元一般模型和多元逐步回歸模型. 用于構(gòu)建模型的數(shù)據(jù)集范圍為0.89～6.75 m-1，平均為(3.08±0.97) m-1，用于檢驗(yàn)的數(shù)據(jù)集范圍為0.70～4.29 m-1，平均為(2.33±0.90) m-1. 結(jié)果如表4所示，二次多項(xiàng)式模型的效果要普遍優(yōu)于線性模型和指數(shù)模型，利用多元逐步回歸方法構(gòu)建的模型雖然精度優(yōu)良，但也并沒(méi)有十分出眾. 整體上效果最好的模型是波段比(B1/B4)的二次多項(xiàng)式模型，其R2=0.79，MAPE=23.90%，RMSE=0.89 m-1，將這一模型下的預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值進(jìn)行對(duì)比發(fā)現(xiàn)，各點(diǎn)均勻分布在1∶1線的周圍，線性擬合的決定系數(shù)達(dá)到R2=0.79(圖3a)，且大部分估計(jì)誤差值RE在0.15以下(圖3b)，說(shuō)明該模型可以很好地反演大冶湖的水體光學(xué)衰減特性.

表4 基于各波段或波段組合構(gòu)建的最優(yōu)模型*

圖3 估計(jì)與實(shí)測(cè)Kd值對(duì)比(a)及估計(jì)值RE分布(b)Fig.3 Comparison between estimated and measured Kd(a) and RE distribution of estimated value (b)

2.4 反演模型的應(yīng)用

利用前文構(gòu)建的波段比二次模型對(duì)2013-2020年大冶湖的Landsat 8 OLI影像進(jìn)行處理計(jì)算. 圖4展示了大冶湖歷年各個(gè)季度Kd值的空間分布狀況. 從各個(gè)季度之間來(lái)說(shuō)，大冶湖的Kd值呈現(xiàn)出以夏季最高、春秋次之、冬季最低的趨勢(shì)，且在夏季往往顯著高于冬季(P<0.05)，夏季的歷年平均為(4.42±0.66) m-1，范圍為1.45～9.12 m-1. 在空間分布上，西部湖區(qū)的Kd值整體上要高于東部湖區(qū)，不過(guò)這一趨勢(shì)在冬季表現(xiàn)得不明顯. 西南角紅星湖子湖水域，海螺山港、牛皮港、中北部林家咀港、東南部大泉港入湖口附近水域以及東北部五湖、太白湖水域是高值分布區(qū)，其中紅星湖子湖區(qū)最高時(shí)可達(dá)8.86 m-1左右，中部大部分湖區(qū)屬于低值區(qū)，尤其是在冬季，中部湖區(qū)歷年平均值基本不超過(guò)2.00 m-1.

圖4大冶湖Kd平均值的空間分布Fig.4 Spatial distribution of average Kd of Lake Daye

以每年夏季的Kd平均值為代表，2013-2020年大冶湖Kd整體上表現(xiàn)為下降趨勢(shì)(圖5)，這說(shuō)明大冶湖水體光環(huán)境在逐漸好轉(zhuǎn). 最高值出現(xiàn)在2013年，平均為(5.53±1.68) m-1，最低值出現(xiàn)在2020年，平均為(3.56±0.74) m-1.

圖5 2013-2020年夏季大冶湖平均Kd變化Fig.5 Average tendency of Kd change of Lake Daye in summer of 2013-2020

3 討論

3.1 反演模型的性能含義與對(duì)比

SS直接影響水體的清澈狀況，與內(nèi)陸湖泊水體的光學(xué)衰減特性之間有著緊密的聯(lián)系[15,20,34-35]. SS也是影響大冶湖Kd的主要影響因素. 以往的研究顯示，造成湖泊渾濁程度增加的懸浮態(tài)顆粒物質(zhì)多能由近紅外波段(NIR)和紅光波段(Red)的遙感反射率反演獲得[36-37]，如Ondrusek等利用MODIS的紅光波段(645 nm)建立反演Chesapeake Bay的模型，效果良好[38]. 而本研究中建立起來(lái)的Kd反演模型也用到了紅光波段(B4)，且Kd與B4的單波段相關(guān)性也較高(圖2)，這一方面證明了水體懸浮物對(duì)水下光衰減特性的重要影響作用；另一方面也說(shuō)明在內(nèi)陸淺水湖泊，用于反演懸浮物特性的波段在一定程度上也可以用來(lái)估算光學(xué)衰減特性. 以往針對(duì)太湖、洞庭湖、洪澤湖、珠江口、巴倫西亞Albufera水域等地區(qū)的研究也能得出類似的結(jié)果[14,16,20,39-40]. 不過(guò)，這些研究均是針對(duì)水體懸浮物水平較高的水域展開(kāi)的，如果是十分清澈的湖泊或大洋水域，效果則可能不明顯[41-42].

基于此，有許多研究?jī)H使用Red波段建立單波段反演模型并取得了不錯(cuò)的效果，包括線性模型[43]和指數(shù)模型[14]，這些模型在大冶湖也表現(xiàn)良好，但精度上仍然不如前文構(gòu)建的波段比二次模型(表5). NIR/Green、Blue/Green的波段比算法在本研究中的效果不夠明顯(表5；NIR/Green：R2=0.56，MAPE=38.4%，RMSE=1.64 m-1；Blue/Green：R2=0.58，MAPE=31.6%，RMSE=1.03 m-1)，這些組合可能更加適合偏清澈的內(nèi)陸水體或大洋水體，它們對(duì)水體中的Chl.a濃度更加敏感[44-45]. Red/Blue波段比算法相較于前兩種有所提升(表5，R2=0.62，MAPE=27.5%，RMSE=0.92 m-1)，不過(guò)這一波段比可能更容易受到大氣中水汽和顆粒物等的干擾，在使用時(shí)需謹(jǐn)慎.

綜上，本研究開(kāi)發(fā)的波段比算法更適合大冶湖這一類受SS影響大于其他因素，但其他因素仍扮演重要角色的內(nèi)陸水體. 值得強(qiáng)調(diào)的是，用于開(kāi)發(fā)大冶湖光學(xué)衰減特性反演模型的原位Kd值數(shù)據(jù)集范圍為0.70～6.75 m-1，超過(guò)這一范圍時(shí)模型的效果可能會(huì)降低或不再適用.

表5 已開(kāi)發(fā)的Kd反演模型在大冶湖中的應(yīng)用對(duì)比

3.2 模型的誤差分析

本研究中構(gòu)建出的一系列反演模型精度均較高，效果最好的波段比二次模型MAPE值僅有23.9%. 造成誤差的原因有很多，局部的風(fēng)速變化、定位的精度、水下照度計(jì)的讀數(shù)等均會(huì)對(duì)數(shù)據(jù)測(cè)定和反演結(jié)果造成影響[21]. 原位Kd值的測(cè)定與影像獲取之間的時(shí)間差也是造成預(yù)測(cè)誤差的一項(xiàng)重要原因，本研究中選取了與野外調(diào)查時(shí)間差值在一周以內(nèi)的影像進(jìn)行分析，這一時(shí)間窗口仍具有較好的數(shù)據(jù)質(zhì)量，并能獲取相對(duì)足量的影像. 大氣校正也是對(duì)反演精度產(chǎn)生影響的因素之一[46]，但這一因素造成的誤差效果仍存在爭(zhēng)議. 有研究發(fā)現(xiàn)未經(jīng)人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)校正的數(shù)據(jù)建立起的反演模型要比經(jīng)過(guò)校正的數(shù)據(jù)模型效果更好、精度更高，說(shuō)明在一定情況下大氣校正可能不是影響渾濁水體光學(xué)特性反演誤差的必要原因[14].

除以上原因之外，與水體Kd值關(guān)系密不可分的幾個(gè)主要光學(xué)影響因子也有可能對(duì)反演模型的精度造成影響[47]. 通過(guò)計(jì)算各組數(shù)據(jù)在模型中的相對(duì)誤差RE與SS、Chl.a和CDOM吸收系數(shù)a(350)之間的線性關(guān)系后發(fā)現(xiàn)，預(yù)測(cè)值相對(duì)誤差與(SS/Chl.a)比值之間存在統(tǒng)計(jì)上的顯著線性正相關(guān)關(guān)系，但決定系數(shù)并不高(圖6，R2=0.21，P<0.05)，并且與SS和Chl.a之間的關(guān)系也很微弱(圖6，SS：R2=0.17；Chl.a：R2=0.06)，因此可以證明雖然SS、Chl.a會(huì)對(duì)反演模型的精度產(chǎn)生影響，但在大冶湖中表現(xiàn)得并不明顯. 結(jié)果顯示，隨著水體(SS/Chl.a)比值的提高，RE也有所升高，這與Shi等的研究結(jié)論相反[14]. 說(shuō)明雖然SS與Kd一樣和模型中的紅光波段保持較好的相關(guān)度與敏感性，本身也是水下光場(chǎng)分布的主要影響因素，但在其濃度達(dá)到一定程度時(shí)，也容易對(duì)反演預(yù)測(cè)造成干擾，尤其是在風(fēng)浪擾動(dòng)等局部氣象條件變化的情況下；同時(shí)這也說(shuō)明由于內(nèi)陸湖泊水體環(huán)境的復(fù)雜性，各地區(qū)影響遙感反演誤差的因素與模式不盡相同. 另外，CDOM作為一類能夠?qū)λ斐芍苯佑绊懙奈镔|(zhì)，在相當(dāng)程度上影響了湖泊水體的光學(xué)衰減特性[48-49]. 正是由于其良好的光學(xué)敏感特性，在遙感反演過(guò)程中容易被識(shí)別，因此對(duì)光學(xué)衰減反演模型的相對(duì)誤差沒(méi)有產(chǎn)生顯著影響(圖6).

圖6 點(diǎn)位誤差值RE與光學(xué)影響因子之間的關(guān)系Fig.6 Relationship between RE and optical influence factors

3.3 大冶湖光學(xué)衰減特性的時(shí)空變化機(jī)制

作為長(zhǎng)江中下游的中型湖泊，大冶湖具有許多長(zhǎng)江中下游地區(qū)湖泊的典型特性，如水深較淺、水量適中、出現(xiàn)富營(yíng)養(yǎng)化等. 研究大冶湖的水體光學(xué)特性，能夠?yàn)殚L(zhǎng)江中下游地區(qū)許多湖泊的相關(guān)研究提供思路[41,49-50].

大冶湖水體的Kd值無(wú)論在季度上還是空間上都表現(xiàn)出很大的差異性(圖4)，這可能受制于多方面的原因. 前文已述，SS是影響大冶湖水體Kd值的最主要因素，這與大部分內(nèi)陸淺水湖泊相同. 清澈的海洋水體以及部分河口區(qū)水體Kd值分布往往只受浮游生物的影響，而內(nèi)陸淺水湖泊的Kd值由于較淺的水深和較復(fù)雜的自然地理?xiàng)l件而受制于多方面因素影響，最主要并且是最直接的因素就是SS[15-16]. 尤其是渾濁程度較高的湖泊，有研究計(jì)算得出SS能夠控制太湖95%以上的Kd值分布的結(jié)論[14].

造成水體SS水平提高的重要因素之一就是底層沉積物的再懸浮，這一規(guī)律在淺水湖泊中尤甚[25,50-51]. 太湖和滆湖都是相對(duì)渾濁的淺水湖泊，它們水下光場(chǎng)的分布也都以SS影響為主，以往針對(duì)它們的研究都得出了沉積物再懸浮強(qiáng)烈影響水體SS濃度與Kd值分布的結(jié)論[31,52]. 湖泊表面風(fēng)速的大小是引起湖水?dāng)噭?dòng)的主要原因，計(jì)算動(dòng)態(tài)比率指數(shù)可以客觀衡量湖泊沉積物的再懸浮特性受風(fēng)驅(qū)動(dòng)影響的敏感性，計(jì)算方法為湖泊水域表面積的平方根除以平均水深，以0.8 km/m為閾值，超過(guò)這一值就表明風(fēng)驅(qū)動(dòng)容易造成沉積物懸浮[53-54]. Zhang等利用這一指標(biāo)計(jì)算太湖風(fēng)驅(qū)動(dòng)對(duì)湖水?dāng)_動(dòng)的影響，得出的值為25.6 km/m，遠(yuǎn)超限定閾值，證明太湖極易受風(fēng)力影響而發(fā)生沉積物懸浮[52]. 粗略計(jì)算大冶湖動(dòng)態(tài)比率指數(shù)，值約為2.95 km/m，也超出了閾值，因此風(fēng)的干擾是提高大冶湖Kd水平并驅(qū)動(dòng)其空間分布的一項(xiàng)重要外界因素. 這也是冬季湖心區(qū)域的Kd值高于湖岸區(qū)域的原因，冬季大冶湖地區(qū)的風(fēng)速往往較大，中心開(kāi)敞水域的風(fēng)速會(huì)高于湖岸地區(qū)，且湖底本就稀疏的沉水植被也基本消亡，綜合造成湖心Kd值略高的現(xiàn)象.

除了風(fēng)速以外，入湖河流攜帶懸浮態(tài)顆粒物質(zhì)的匯入并引起局部地區(qū)的水體攪動(dòng)也是造成SS升高的主要原因[8,55-56]. 在程海的研究中，雨季陸源性輸入是抬升局部水域SS濃度的重要因素之一[9]. 大冶湖的入湖河流眾多，發(fā)源于兩側(cè)山地的河港在徑流量增大時(shí)會(huì)攜帶大量泥沙和陸源腐殖質(zhì)匯入湖中，如北部的林家咀港、西南的牛皮港入湖口附近水域的Kd值高值均可能是由入湖河流的匯入造成的.

Chl.a是影響大冶湖Kd值分布的又一重要因素，它的產(chǎn)生主要是由于水體中的藍(lán)藻等大量繁殖造成的[57-58]. Chl.a的貢獻(xiàn)在夏季比較突出. 夏季大冶湖大部分湖區(qū)均有不同程度的藻類繁殖，部分湖區(qū)甚至出現(xiàn)藍(lán)藻暴發(fā)的現(xiàn)象，從而直接抬高了夏季大冶湖的Kd值水平(圖4b). 同時(shí)，藍(lán)藻水華的暴發(fā)也會(huì)抬升湖泊的SS水平，這也從另一方面加劇了SS對(duì)湖泊Kd的貢獻(xiàn).

人類活動(dòng)可以直接改變大冶湖的Kd值分布[59]. 西南角的紅星湖是大冶湖深入大冶市的小子湖，已經(jīng)演化為了相對(duì)獨(dú)立的城市湖泊，受到周圍城市建設(shè)與生產(chǎn)活動(dòng)的深度影響，人為排放污染物等人類活動(dòng)大幅提升了紅星湖的Kd值(圖4a)[60].由于大冶湖東南角的大泉港水域被人為隔開(kāi)成為民垸，也造成了該水域的Kd值與其他水域產(chǎn)生明顯差異(圖4a～c). 另外，東北部的五湖、太白湖湖區(qū)相較于中部開(kāi)敞大湖區(qū)來(lái)說(shuō)更加封閉，且周圍村莊環(huán)繞，更容易造成陸源物質(zhì)的向心集聚并抬高Kd值水平[55,61].

近年來(lái)，隨著大冶湖周邊一系列諸如水生植被恢復(fù)等治理政策的實(shí)施，大冶湖的水體光環(huán)境正在逐步改善(圖5). 不過(guò)，2019年出現(xiàn)了異常的高值，查詢氣象數(shù)據(jù)后發(fā)現(xiàn)影像獲取當(dāng)日大冶市風(fēng)速較高，造成沉積物的懸浮，且2019年夏季大冶湖藻類活動(dòng)較為活躍，進(jìn)而提升了Kd值.

4 結(jié)論

本研究利用2017-2019年大冶湖實(shí)測(cè)Kd值與對(duì)應(yīng)Landsat 8 OLI影像，建立了大冶湖水體光學(xué)衰減特性的經(jīng)驗(yàn)反演模型，并分析Kd的時(shí)空變化特性與影響、響應(yīng)機(jī)制，獲得主要結(jié)論如下：

1)利用(B1/B4)構(gòu)建的波段比二次模型(Kd=9.61(B1/B4)2-2.41(B1/B4)-6.40)是最優(yōu)模型，R2=0.79，MAPE=23.9%，RMSE=0.89 m-1；

2)大冶湖Kd值的主要影響因素為SS和Turb，其次為CDOM和Chl.a；

3)大冶湖Kd值夏季最高，冬季最低，空間上有西部高于東部的趨勢(shì)，具體分布模式與形成機(jī)制受風(fēng)速、陸源匯入、人為活動(dòng)和區(qū)域微生物活動(dòng)等的控制；

4)將模型應(yīng)用于多年影像數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)大冶湖Kd值近年來(lái)逐漸減小.