孫新豐，池圣慧，王有寧*，李嘉旭

(1.湖北工程學院 生命科學技術(shù)學院，湖北 孝感 432000；2.孝感市孝南區(qū)農(nóng)業(yè)科學研究所,湖北 孝感 432000)

水體富營養(yǎng)化已經(jīng)成為許多內(nèi)陸湖所面臨環(huán)境問題，也是改善水體環(huán)境面臨的棘手問題之一，其導致水體中藻類的大量繁殖。藻類中的葉綠素a含量較為穩(wěn)定，方便人們測定，因此，葉綠素a濃度是衡量水體富營養(yǎng)化程度的重要參數(shù)[1]。

遙感衛(wèi)星數(shù)據(jù)對于水體監(jiān)測具有監(jiān)測面積廣、監(jiān)測時間長、監(jiān)測效率高等優(yōu)勢[2]，隨著近年來各個國家科技不斷發(fā)展，世界上許多國家都發(fā)射了一些民用的高分辨率的光學遙感衛(wèi)星，例如中國的高分一號和高分二號、美國的Landsat 8、法國的Spot 6等新型遙感衛(wèi)星為內(nèi)陸湖泊中的中小型湖泊的水質(zhì)測量提供了新的、便捷的方法。Landsat 8號衛(wèi)星新增的深藍波段對成像質(zhì)量優(yōu)化較好，更有助于水面質(zhì)量檢測精度的提升[3]。水體的光譜特性是由于水體中含有各種生物活性物質(zhì)的散射性質(zhì)與吸收度決定的[4]，葉綠素a是水體中各種浮游植物中含有的常見色素，在一定程度上能夠顯示出水體中藻類植物的生物量，反映出水體處于的營養(yǎng)狀態(tài)，對水體具有重要的指示意義。葉綠素a的遙感反演研究在水色遙感研究中處于較為重要的位置，內(nèi)陸湖泊的葉綠素a濃度的反演算法起源于海洋遙感，由于海洋環(huán)境較為簡單，因此出現(xiàn)了許多高精度算法[5]，但是內(nèi)陸地區(qū)地表水體的光學相對復雜，建立精度高、適用性強的葉綠素a反演模型的難度較大。目前利用光譜特征來構(gòu)建模型測算葉綠素a濃度的主要方法有經(jīng)驗法、半經(jīng)驗/半分析法、分析法[6-10]。

基于上述背景，本文以孝感市澴東湖為研究對象，通過獲取的Landsat 8 OLI遙感數(shù)據(jù)，結(jié)合熱乙醇法測定葉綠素a濃度數(shù)據(jù)建立有關(guān)于的澴東湖水系葉綠素a遙感反演模型[11]，分析當季澴東湖水域水體富營養(yǎng)化狀況，以期為澴東湖水域環(huán)境治理提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

澴東湖位于孝感市東部，位于北緯30°47' ～ 30°54'，東經(jīng)113°59' ～ 114°11'，江漢平原東北部，湖北省中北部偏東，由三湖一河(包括王母湖、野豬湖、童家湖和府河)和周邊濕地組成(見圖1)，澴東湖生態(tài)保護已被納入全國54個生態(tài)良好湖泊保護試點項目，其水體環(huán)境質(zhì)量與區(qū)域生態(tài)保護密切相關(guān)。水域面積為53.7 km2，流域面積為902.1 km2，平均海拔低于50 m，湖底高程為18.7 m，年平均降水量為1000 ～ 1200 mm，年平均氣溫為16.2 ℃。隨著孝感經(jīng)濟的不斷發(fā)展和城市不斷向外擴張，大量的城鎮(zhèn)、鄉(xiāng)鎮(zhèn)的生活污水、工業(yè)廢水、農(nóng)業(yè)面源污染物等超標排入湖泊，導致近年來部分湖泊有機污染物超標，水體富營養(yǎng)化較為嚴重。

圖1 澴東湖區(qū)位與采樣點分布圖

1.2 遙感數(shù)據(jù)與處理

Landsat 8衛(wèi)星美國陸地衛(wèi)星計劃(Landsat)的第八顆衛(wèi)星，OLI(陸地成像儀)共有9個波段：海岸波段(B1， 0.433 ～ 0.453 μm)、藍波段(B2， 0.450 ～ 0.515 μm)、綠波段(B3， 0.525 ～ 0.600 μm)、紅波段(B4， 0.630 ～ 0.680 μm)、近紅外波段(B5， 0.845 ～ 0.885 μm)、短波紅外1(B6， 1.560 ～ 1.660 μm)、短波紅外2(B7，2.100 ～ 2.300 μm)、全色波段(B8， 0.500 ～ 0.680 μm)、卷云波段(B9，1.360 ～ 1.390 μm)。本文選用了2020年10月22日地理空間數(shù)據(jù)云的遙感數(shù)據(jù)，其中的B4和B5波段數(shù)據(jù)用于葉綠素a的遙感反演研究。

根據(jù)Landsat 8 OLI數(shù)據(jù)特點以及澴東湖水質(zhì)反演的技術(shù)要求，先獲取澴東湖Landsat 8衛(wèi)星OLI影像數(shù)據(jù)下載，對獲取的澴東湖Landsat 8衛(wèi)星OLI影像數(shù)據(jù)進行預處理，最終澴東湖泊裁剪圖如圖2所示。

圖2 預處理標準假彩色合成顯示圖

1.3 水樣采集與葉綠素a測定

2020年11月15日，設置澴東湖采樣點69個，分別為王母湖26個采樣點，野豬湖30個采樣點，童家湖13個采樣點，采樣點分布見圖1，對每個采樣點進行編號，王母湖采樣點的編號為W1～W26，野豬湖采樣點的編號為Y1～Y30，童家湖采樣點的編號為T1～T13。每個采樣點取2個水樣裝瓶帶回實驗室待測，同時用GPS記錄采樣點經(jīng)緯度。

每一個采樣點取200 mL水樣，經(jīng)濾紙(直徑25 mm Whatman GF/F玻璃纖維濾膜或國產(chǎn)0.45 μm孔徑混合纖維濾膜)過濾[12]，之后將濾膜向內(nèi)對折，放入10 mL的離心管中，將帶樣品濾紙的離心管放入-20 ℃的低溫冰箱中或者冰箱的冷凍室中。為保證樣品完全冷凍，至少一晝夜后才能萃取測定。用熱乙醇法測定樣品葉綠素a含量(μg/L)，將樣品經(jīng)過水浴、萃取、過濾、定容，將定容完的萃取液，以90%的乙醇作為參比液在紫外分光光度計上進行比色，測定在波長665 nm和750 nm處萃取液和鹽酸酸化后的吸光度[11]。計算公式為：

Chl-a=27.9×[(E665-E750)-(A665-A750)] ×V乙醇/V水樣

式中：Chl-a為熱乙醇法測定葉綠素含量(μg/L)，E665為乙醇萃取液在波長665 nm處的吸光度，E750為乙醇萃取液在波長750 nm處的吸光度，A665為酸化后的乙醇萃取液在665 nm處的吸光度，A750為酸化后的乙醇萃取液在750 nm處的吸光度，V乙醇萃取液定容之后的體積(mL)，V水樣為過濾水樣的體積(L)。

經(jīng)熱乙醇法測得澴東湖水域采樣點(王母湖為W1 ～ W26，野豬湖為Y1 ～ Y30，童家湖為T1 ～ T13)葉綠素a濃度如表1所示。

表1 熱乙醇法測得澴東湖水域采樣點葉綠素a濃度表

2 結(jié)果與分析

2.1 葉綠素a反演模型

將經(jīng)過預處理后的Landsat 8 OLI的B3 ～ B5波段的波譜反射率與實測的葉綠素a濃度值進行相關(guān)性分析[13]，在王母湖、野豬湖、童家湖3個湖泊的葉綠素a實測數(shù)據(jù)中，隨機選取14個實測點作為Landsat 8葉綠素a濃度反演模型的驗證點，所選取的驗證點不加入Landsat 8葉綠素a濃度反演模型的構(gòu)建。根據(jù)部分文獻以及各種研究分析的經(jīng)驗[14-15]，進行了單波段、波段比值等組合算法，得到3個湖泊相關(guān)系數(shù)的平均值，如表2所示。

由表2可以看出，構(gòu)建的葉綠素a遙感反演模型相關(guān)系數(shù)大多在0.1到0.4之間，其中波段組合B5/B4在10個模型中Chl-a相關(guān)系數(shù)最好，相關(guān)系數(shù)為0.753，與實測數(shù)據(jù)相關(guān)性較強，以波段組合B5/B4分別建立3個湖泊葉綠素a反演模型，如圖3所示。野豬湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為：[Chl-a]=23.779×(B5/B4)-2.101，R2=0.6941。王母湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為：[Chl-a]=48.507×(B5/B4)-8.5165，R2=0.652。童家湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為：[Chl-a]=71.921×(B5/B4)+1.0834，R2=0.6652。

表2 各波段組合算法與葉綠素a實測相關(guān)系數(shù)表

圖3 澴東湖葉綠素a濃度反演模型

2.2 模型精度驗證

隨機選取王母湖未參與模型構(gòu)建點5個、野豬湖未參與模型構(gòu)建點5個、王母湖未參與模型構(gòu)建點4個，利用隨機獲取的點來進行模型精度評價，各點數(shù)據(jù)見表3。

表3 驗證點濃度(μg/L)與圖像獲取點濃度(μg/L)對比表

由表3得到的王母湖、野豬湖、童家湖驗證點數(shù)據(jù)，本實驗所用的精度評價指標為決定系數(shù)(R2)[14]、標準誤差(RMSE)、中值絕對百分誤差(ME)以及平均絕對百分誤差(MAPE)[15]，其中RMSE(ERMS)、ME(EM)、MAPE(EMAP)的表達式為：

通過對反演精度檢驗得出王母湖葉綠素a濃度反演決定系數(shù)R2=0.9117(y=1.0077x+0.5847)，標準誤差(RMSE)、中值絕對百分誤差(ME)以及平均絕對百分誤差(MAPE)分別為RMSE=0.3367 μg/L、ME=13.91%、MAPE=24.018%。野豬湖葉綠素a濃度精度檢驗決定系數(shù)R2=0.9203(y=0.837x+0.3745)，標準誤差(RMSE)、中值絕對百分誤差(ME)以及平均絕對百分誤差(MAPE)分別為RMSE=0.2895 μg/L、ME=17.26%、MAPE=19.575%。童家湖葉綠素a濃度決定系數(shù)R2=0.957(y=0.9871x-3.5636)，標準誤差(RMSE)、中值絕對百分誤差(ME)以及平均絕對百分誤差(MAPE)分別為RMSE=0.4258 μg/L、ME=11.37%、MAPE=12.028%。三個湖泊檢驗結(jié)果表現(xiàn)均較好，其中標準誤差、中值絕對百分誤差、平均絕對百分誤差均在容許范圍內(nèi)，表明該模型在澴東湖(王母湖、野豬湖、童家湖)葉綠素a濃度反演上具有可信度，具有一定的實用性。

2.3 反演結(jié)果

通過對澴東湖水系的3個湖泊輻射定標、大氣校正、區(qū)域裁剪、掩膜處理等操作后，將上述模型導入到ENVI中，根據(jù)實測數(shù)據(jù)，利用ENVI中的波段運算方法構(gòu)成的葉綠素a濃度遙感反演模型，最終得出3個湖泊的葉綠素a濃度分布圖(見圖4)。從圖4中可以看出王母湖葉綠素a濃度總體趨勢不是特別明顯，但是湖中心(深水區(qū))葉綠素a濃度的大致范圍15 μg/L到25 μg/L之間，周邊部分區(qū)域葉綠素a濃度較高，葉綠素a濃度超過了30 μg/L，有發(fā)生水體富營養(yǎng)化的可能。野豬湖葉綠素a濃度在空間分布上有一定的差異性，葉綠素a的梯度較為明顯，呈現(xiàn)出湖中心(主要為深水區(qū))濃度低，靠近湖岸區(qū)(主要為淺水區(qū))濃度高的空間分布趨勢。童家湖葉綠素a濃度普遍較高，基本上都超過了40 μg/L，湖心地區(qū)(深水區(qū))葉綠素a濃度大致在40 μg/L到45 μg/L。部分靠近湖岸地區(qū)(淺水區(qū))葉綠素a濃度超過50 μg/L，基本上處于水體富營養(yǎng)狀態(tài)。

圖4 澴東湖葉綠素a濃度反演結(jié)果

在水域環(huán)境中，葉綠素a濃度值超過一定的數(shù)值就會有水體富營養(yǎng)化的風險[16]，因此以50 μg/L為富營養(yǎng)化的臨界點[17]，制作出澴東湖水體葉綠素a濃度超標圖，如圖5所示。王母湖北面有小部分區(qū)域的葉綠素a濃度超過了50 μg/L，其余水域超標面積較小，整體而言，王母湖水質(zhì)環(huán)境較好，富營養(yǎng)區(qū)域面積較低。野豬湖東南和西南兩面均有極小一部分葉綠素a濃度超標，其余地方基本沒有超標，整體而言，野豬湖水質(zhì)環(huán)境也較好，整個水體中葉綠素a含量在3個湖中最少，葉綠素a濃度超標區(qū)域也較少。童家湖湖岸周邊(淺水區(qū))的大部分地區(qū)葉綠素a濃度均超過50 μg/L，富營養(yǎng)區(qū)域較多，整體而言，童家湖葉綠素a濃度超標面積遠超王母湖和野豬湖，平均水體葉綠素a含量在3個湖中也最多，水體環(huán)境較差。

圖5 澴東湖水體葉綠素a超標濃度分布圖

3 結(jié)論與討論

3.1 結(jié)論

1)因葉綠素a的散射特性和光學特性，本文利用Landsat 8 OLI數(shù)據(jù)中B3、B4、B5 3個與葉綠素a濃度相關(guān)性較高的波段，來進行反演模型的構(gòu)建，本文進行了11個波段的組合，其中單個波段與葉綠素a濃度相關(guān)系數(shù)較低，并不能很好地構(gòu)建葉綠素a遙感反演模型，因此采用波段比值來進行葉綠素a遙感反演模型的構(gòu)建，其中相關(guān)系數(shù)最好的就是B5/B4波段組合，與葉綠素a的相關(guān)系數(shù)達到0.753，其余的R值都低于0.6，以此波段組合建立遙感反演模型：野豬湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為[Chl-a]=23.779(B5/B4)-2.101(R2=0.6941)，王母湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為：[Chl-a]=48.507(B5/B4)-8.5165(R2=0.652)，童家湖Landsat 8葉綠素a濃度反演模型為：[Chl-a]=71.921(B5/B4)+1.0834(R2=0.6652)。用3種模型構(gòu)建時隨機選出的驗證點驗證，王母湖、野豬湖、童家湖決定系數(shù)R2分別為0.9117、0.9203、0.957，均大于0.9，驗證曲線的擬合度較好。王母湖、野豬湖、童家湖標準誤差RMSE分別為0.3367 μg/L、0.2895 μg/L、0.4258 μg/L，標準誤差均小于0.5 μg/L，遙感反演方程的精確度較高。王母湖、野豬湖、童家湖的中值絕對百分誤差、平均絕對百分誤差分別為13.91%、17.26%、11.37%以及24.018%、19.575%、12.028%，該反演模型的準確度也在可接受的范圍之內(nèi)。反演結(jié)果可信度較高，具備一定的科學嚴謹性。

2)通過對澴東湖水系的野豬湖、王母湖、童家湖葉綠素a濃度的反演結(jié)果顯示，3個湖泊葉綠素a濃度分布都具有一定的空間差異性，靠近部分岸邊的淺水區(qū)的葉綠素a濃度明顯高于湖心的深水區(qū)。在3個湖泊中童家湖葉綠素a濃度普遍較高，湖中心(深水區(qū))的平均葉綠素a濃度超過了40 μg/L，湖岸邊的區(qū)域(淺水區(qū))大部分地區(qū)葉綠素a濃度超過了50 μg/L。王母湖、野豬湖湖心深水區(qū)的葉綠素a濃度在20 μg/L到25 μg/L，湖岸的淺水區(qū)濃度只有少部分地區(qū)超過了30 μg/L。相較于童家湖，王母湖、野豬湖的葉綠素a濃度較低，葉綠素a濃度超標區(qū)域也少，整體水域環(huán)境較好。童家湖葉綠素a濃度超標嚴重，超標區(qū)域面積較大，整體水質(zhì)環(huán)境較為惡劣。

3.2 討論

1)本研究獲取的2020年10月22日Landsat 8 OLI影像數(shù)據(jù)，由于當時氣溫較低，浮游植物的生物量較少，提取遙感圖像時獲取的反射率較低[18]，葉綠素a濃度與實際葉綠素a濃度可能有一定的偏差。

2)王母湖連接著鄧家河，北面區(qū)域是鄧家河河水匯入地，可能由于鄧家河兩岸有較多的農(nóng)田、住戶以及部分養(yǎng)殖業(yè)，導致產(chǎn)生了許多生活污水、化肥、生活垃圾以及有機農(nóng)藥大量流入河流，通過鄧家河匯聚到王母湖中，并且王母湖水域面積較小，自凈能力較差[19]，造成了王母湖北面小部分地區(qū)葉綠素a濃度過高，王母湖湖岸邊其他葉綠素a濃度超標地方均有許多村鎮(zhèn)，許多人口聚集地，其產(chǎn)生的生活污水對王母湖產(chǎn)生了一定的影響，導致葉綠素a濃度少量超標。野豬湖東南面有下馬溪河的河水匯入，可能由于河水匯入點周圍空間較為狹小，水體流動性較差，導致污染物較為容易在周圍堆積，從而造成東南面水體富營養(yǎng)化，西南面可能也是因為部分區(qū)域水體流動性較差導致部分區(qū)域葉綠素a濃度超標。但由于野豬湖水域面積較大，其自凈能力比王母湖和童家湖自凈能力較強，可能北面匯入的楊店河的河水匯入點面積較大，流動能力較強，并沒有污染物堆積，因此北邊葉綠素a濃度沒有超標。童家湖水體中葉綠素a濃度大面積超標，可能由于其被圍墾后的水域面積較小，水的流動性較差，導致水體自凈能力差。周邊養(yǎng)殖業(yè)較為盛行，污水產(chǎn)出量較大，再加上界河和彭家河攜帶的河岸生活污水、化肥、有機農(nóng)藥等污染物的河水匯入，童家湖中的有機污染物也較多，從而導致了童家湖水體富營養(yǎng)化嚴重，水體中葉綠素a濃度普遍高于野豬湖和王母湖。