基于GF-1衛(wèi)星WFV數(shù)據(jù)的潘家口水庫水質(zhì)參數(shù)遙感估算模型研究

翟召坤，盧善龍，暴 柱，馬 津，王 萍，戴 乙

（1.中國科學(xué)院 遙感與數(shù)字地球研究所，中國科學(xué)院 數(shù)字地球重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，遙感科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100101；2.國家基礎(chǔ)地理信息中心，北京 100830；3.山東科技大學(xué) 測繪科學(xué)與工程學(xué)院，海島（礁）測繪技術(shù)國家測繪地理信息局重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 青島 266590；4.海河流域水環(huán)境監(jiān)測中心 引灤工程分中心，河北 唐山 063700；5.水利部海河水利委員會(huì)，海河流域水資源保護(hù)局，海河流域水環(huán)境監(jiān)測中心，天津 300170）

1 研究背景

水質(zhì)監(jiān)測是水質(zhì)狀況評價(jià)和水污染防治的主要依據(jù)，傳統(tǒng)水質(zhì)監(jiān)測主要采用實(shí)地采樣和實(shí)驗(yàn)室分析等手段，以點(diǎn)帶面評價(jià)水體水質(zhì)，監(jiān)測精度高，但僅局限于部分區(qū)域，無法全面反映水生態(tài)系統(tǒng)的總體時(shí)空變化，且費(fèi)時(shí)、費(fèi)力、成本較高［1］。遙感技術(shù)以客觀準(zhǔn)確、監(jiān)測范圍廣、定期重返的優(yōu)勢為水質(zhì)監(jiān)測提供了新的途徑，克服了常規(guī)方法空間代表性差的缺點(diǎn)，并可發(fā)現(xiàn)一些常規(guī)方法難以揭示的污染源和污染物的遷移特征［2-3］，隨著水污染問題的日漸嚴(yán)重，遙感技術(shù)在水質(zhì)監(jiān)測方面發(fā)揮著越來越大的作用。內(nèi)陸湖泊、水庫屬于二類水體，受人類活動(dòng)影響，富營養(yǎng)化程度較高，水體組分和光譜特征較海洋也更為復(fù)雜［4］，海洋水色反演模型適用性受限，且水域面積相對較小，對遙感數(shù)據(jù)空間分辨率具有較高的要求，因此，利用陸地衛(wèi)星多光譜數(shù)據(jù)發(fā)展區(qū)域化的經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ褪莾?nèi)陸湖泊、水庫水質(zhì)監(jiān)測的主要方法，目前用于內(nèi)陸水體水質(zhì)監(jiān)測的中等空間分辨率的陸地衛(wèi)星主要有Landsat TM/ETM+/OLI、HJ-CCD、ASTER和GF1-WFV等。

潘家口水庫是天津、唐山及灤河下游的重要水源地，近年來，隨著國民經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和城市規(guī)模的不斷擴(kuò)大，水庫上游及周邊工業(yè)、生活廢污水排放量急劇增加，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化程度較高，且?guī)靺^(qū)網(wǎng)箱養(yǎng)魚規(guī)模已超過水庫承載能力，致使庫區(qū)水質(zhì)進(jìn)一步惡化。此外，水庫上游水土流失嚴(yán)重，也是造成庫區(qū)水污染的一個(gè)重要因素。目前水庫通過瀑河口、燕子峪、潘家口和潘家口水庫壩上4個(gè)監(jiān)測斷面的水質(zhì)情況來評價(jià)庫區(qū)水質(zhì)狀況，隨著庫區(qū)水質(zhì)惡化情勢加劇，水庫不同區(qū)域的水質(zhì)情況呈現(xiàn)較大差異，現(xiàn)有監(jiān)測斷面已經(jīng)無法準(zhǔn)確刻畫庫區(qū)水質(zhì)污染真實(shí)狀況，急需引入水質(zhì)遙感監(jiān)測方法。

搭載在高分一號(hào)（GF-1）衛(wèi)星上的4臺(tái)寬幅相機(jī)（Wide Field of View，WFV）空間分辨率為16 m，均優(yōu)于Landsat8-OLI和HJ-CCD數(shù)據(jù)；單個(gè)傳感器幅寬為200 km，且具備全球4d重訪能力，均優(yōu)于Landsat8-OLI和ASTER數(shù)據(jù)。該數(shù)據(jù)已被證明在內(nèi)陸湖泊、水庫水環(huán)境監(jiān)測方面具有很好的應(yīng)用效果和前景：梁文秀等［5］從輻射、光譜和空間3個(gè)方面客觀評價(jià)GF1-WFV的數(shù)據(jù)特征，結(jié)果表明，GF1-WFV數(shù)據(jù)在大范圍中小型內(nèi)陸水體環(huán)境動(dòng)態(tài)監(jiān)測方面具有良好的應(yīng)用前景；朱利等［6］將GF1-WFV數(shù)據(jù)應(yīng)用于太湖水質(zhì)遙感監(jiān)測，并將監(jiān)測結(jié)果與HJ-1A數(shù)據(jù)監(jiān)測結(jié)果進(jìn)行對比，表明GF1-WFV與HJ1A-CCD數(shù)據(jù)對水質(zhì)參數(shù)的反演結(jié)果具有一致性，可有效反映葉綠素a濃度、懸浮物濃度、透明度和富營養(yǎng)化指數(shù)的空間變化規(guī)律；Li等［7］將GF1-WFV數(shù)據(jù)應(yīng)用于鄱陽湖懸浮顆粒物監(jiān)測，取得了較好的效果；Tian等［8］利用GF1-WFV和MODIS數(shù)據(jù)，對香港西北部后海灣的總懸浮物濃度進(jìn)行監(jiān)測，為沿海和內(nèi)陸水質(zhì)定量監(jiān)測提供方法參考。前人在潘家口水庫水質(zhì)監(jiān)測和評價(jià)方面的研究均以水質(zhì)監(jiān)測斷面數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)［9-11］，無法客觀準(zhǔn)確地掌握庫區(qū)水質(zhì)的空間分布特征。為了更準(zhǔn)確的掌握庫區(qū)水質(zhì)的空間分布規(guī)律及探索新的監(jiān)測手段，本文以2016年10月在潘家口水庫開展的星-地協(xié)同水環(huán)境觀測試驗(yàn)數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，以2016年10月11日GF1-WFV影像和30個(gè)實(shí)測水質(zhì)樣點(diǎn)數(shù)據(jù)為數(shù)據(jù)源，通過特征波段或波段組合反射率與實(shí)測水質(zhì)參數(shù)的相關(guān)性分析，構(gòu)建了潘家口水庫葉綠素a和溶解氧的遙感估算模型，并分析了各水質(zhì)參數(shù)的空間分布特征及可能的影響原因。

2 研究區(qū)域概況與數(shù)據(jù)源

2.1 研究區(qū)概況潘家口水庫位于河北省承德市和唐山市的交界處，地跨承德、寬城、興隆、遷西四縣（圖1），壩址在遷西縣桃園村北部的灤河干流上，直接流入庫區(qū)的河流有灤河干流、柳河和瀑河，其中灤河干流徑流量最大，柳河和瀑河是灤河干流的支流，流量較小。

圖1 研究區(qū)位置

2.2 遙感數(shù)據(jù)本研究使用GF-1衛(wèi)星16 m空間分辨率多光譜CCD影像，傳感器為WFV3，該數(shù)據(jù)有藍(lán)、綠、紅和近紅外4個(gè)波段（表1），其空間分辨率16 m，幅寬800 km，重訪周期4 d，獲取時(shí)間為2016年10月11日。GF1-WFV3數(shù)據(jù)預(yù)處理主要包括輻射定標(biāo)、大氣校正、正射校正和幾何校正。

（1）輻射定標(biāo)。輻射定標(biāo)利用ENVI軟件，將GF1-WFV3獲取的DN值通過輻射定標(biāo)公式（式（1））和絕對定標(biāo)系數(shù)轉(zhuǎn)化為輻亮度。

式中：Lλ為轉(zhuǎn)化后輻亮度，W ·m-2·sr-1· μm-1；λ為波長；Gain為定標(biāo)增益，W·m-2·sr-1·μm-1；DN為衛(wèi)星載荷觀測值；Offset為定標(biāo)偏移量，W·m-2· sr-1· μm-1，空缺值為0。

定標(biāo)系數(shù)采用中國資源衛(wèi)星應(yīng)用中心提供的2016年國產(chǎn)陸地觀測衛(wèi)星絕對輻射定標(biāo)系數(shù)（表2）。

表1 GF-1號(hào)衛(wèi)星光譜范圍

表2 GF-1號(hào)衛(wèi)星WFV相機(jī)2016年絕對輻射定標(biāo)系數(shù)

（2）大氣校正利用ENVI軟件中的FLAASH模塊將輻亮度轉(zhuǎn)化為反射率。該模塊使用MODTRAN大氣校正模型，其中，輸入?yún)?shù)中的高程信息使用覆蓋研究區(qū)的90 m空間分辨率的SRTM-DEM數(shù)據(jù)，光譜響應(yīng)函數(shù)由中國資源衛(wèi)星應(yīng)用中心提供的數(shù)據(jù)制作而成。

（3）正射校正使用ENVI軟件的RPC Orthorectification模塊完成；幾何校正以15 m空間分辨率的Landsat8-OLI影像為基準(zhǔn)，通過在研究區(qū)選取控制點(diǎn)完成對GF1-WFV3影像的幾何精校正，確保校正誤差小于0.5個(gè)像元。

（4）由于水質(zhì)參數(shù)估算只對水體進(jìn)行，需對研究區(qū)水體進(jìn)行提取。本研究使用歸一化差異水體指數(shù)（NDWI）［12］（式（2））對研究區(qū)水體進(jìn)行掩膜處理，得到水體影像，其中，Green為高分?jǐn)?shù)據(jù)綠光波段反射率，NIR為高分?jǐn)?shù)據(jù)近紅外波段反射率。

2.3 實(shí)測水質(zhì)參數(shù)由于潘家口水庫庫容較大、來水相對穩(wěn)定及周邊排污口位置固定分布的特點(diǎn)，排入水庫的污水種類、數(shù)量及空間分布相對固定，因此，常規(guī)污染物的種類、數(shù)量和空間分布短時(shí)間內(nèi)具有相對穩(wěn)定性［13］。2016年10月8日，在潘家口水庫庫區(qū)共采集30個(gè)水樣（圖1），并利用多參數(shù)水質(zhì)儀測得了各樣點(diǎn)的葉綠素a和溶解氧濃度（表3）。本研究選用20個(gè)樣點(diǎn)的實(shí)測數(shù)據(jù)進(jìn)行遙感估算模型的構(gòu)建，利用剩余的10個(gè)樣點(diǎn)的實(shí)測數(shù)據(jù)進(jìn)行模型的精度評價(jià)。由于取樣時(shí)間和衛(wèi)星過境時(shí)間間隔較短，因此，兩者間的差異對本文的水質(zhì)參數(shù)估算研究沒有明顯影響。

3 研究方法

本研究采用最鄰近像元匹配方法進(jìn)行采樣點(diǎn)與柵格像元的匹配，為進(jìn)一步削弱隨機(jī)噪聲、數(shù)值匹配和幾何誤差的影響，取匹配后柵格像元鄰近像元陣的均值代替該點(diǎn)的反射率。對遙感反射率與葉綠素a和溶解氧濃度實(shí)測值進(jìn)行相關(guān)性分析，選取與水質(zhì)參數(shù)線性相關(guān)性最強(qiáng)的波段或波段組合，確定適用于潘家口水庫遙感水質(zhì)監(jiān)測的估算模型。

3.1 模型構(gòu)建本研究提取了采樣點(diǎn)及鄰近3×3、5×5像元陣的平均反射率，并計(jì)算影像各波段不同大小像元陣的均值（圖2），可知，取3×3陣列時(shí)，反射率均值已趨于穩(wěn)定，像元陣增大時(shí)，均值不再顯著變化，因此，取采樣點(diǎn)鄰近的3×3像元陣的平均反射率代替該點(diǎn)的反射率。

表3 各樣點(diǎn)實(shí)測水質(zhì)參數(shù)

圖2 采樣點(diǎn)不同大小像元陣反射率均值變化圖

本研究首先參考現(xiàn)有模型使用的敏感波段或者波段組合對GF1-WFV數(shù)據(jù)與各水質(zhì)參數(shù)實(shí)測值進(jìn)行相關(guān)性分析，但由于傳感器性能和模型地域性的差異，結(jié)果發(fā)現(xiàn)這些波段或波段組合與葉綠素a和溶解氧濃度實(shí)測值相關(guān)性不高，且針對于多光譜數(shù)據(jù)葉綠素a濃度估算的半分析方法構(gòu)建比值模型（B4/B3）與實(shí)測值相關(guān)性也不高（表4）。參考現(xiàn)有模型使用的波段或波段組合，本研究發(fā)展了其他波段組合并與實(shí)測水質(zhì)參數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析，與現(xiàn)有模型進(jìn)行對比（表4），并根據(jù)相關(guān)系數(shù)大小對波段組合進(jìn)行篩選。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，葉綠素a濃度與波段組合（B2-B1）/（B2+B1）相關(guān)性最高，溶解氧濃度與波段組合（B2-B1）相關(guān)性最高。對實(shí)測水質(zhì)參數(shù)與其敏感波段組合進(jìn)行線性擬合（圖3），得到了葉綠素a和溶解氧估算模型（式（3）（4）），式中，X1=（B2-B1）/（B2+B1），X2=B2-B1，B1、B2、B3、B4為GF1-WFV數(shù)據(jù)的第1—4波段反射率。根據(jù)高分一號(hào)遙感數(shù)據(jù)的光譜特征，其藍(lán)光波段和綠光波段對浮游植物葉綠素都比較敏感，能夠探測水中葉綠素分布情況，可作為葉綠素a的識(shí)別變量，而溶解氧的高低與浮游植物生長情況息息相關(guān)，也可作為溶解氧的間接識(shí)別變量。因此，使用GF1-WFV數(shù)據(jù)的B1和B2波段組合構(gòu)建的模型可滿足庫區(qū)水質(zhì)監(jiān)測需要。

圖3 實(shí)測葉綠素a和溶解氧濃度與遙感特征波段反射率相關(guān)性分析

表4 GF1-WFV數(shù)據(jù)反射率與各水質(zhì)參數(shù)實(shí)測值相關(guān)性分析

3.2 精度評價(jià)在模型構(gòu)建過程中，本研究使用線性、對數(shù)、二次多項(xiàng)式和指數(shù)模型對遙感反射率和實(shí)測水質(zhì)參數(shù)進(jìn)行了相關(guān)性分析，并對各估算模型進(jìn)行評估。其中，在葉綠素a估算模型中，指數(shù)模型相關(guān)性最高，線性和二次多項(xiàng)式模型相關(guān)性次之；在溶解氧估算模型中，線性和指數(shù)模型相關(guān)性最高，二次多項(xiàng)式模型相關(guān)性次之（表5和表6）。

表5 葉綠素a估算評估模型

表6 溶解氧估算評估模型

將各估算模型應(yīng)用于整個(gè)研究區(qū)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，指數(shù)模型、對數(shù)模型和二次多項(xiàng)式模型估算值存在異?；蛴谐^實(shí)測值范圍的情況（表7），而線性模型的估算結(jié)果與實(shí)測情況較為相符，且線性模型具有直觀和普適性強(qiáng)的優(yōu)點(diǎn)，也具有很強(qiáng)的容差性，可正確反映各水質(zhì)參數(shù)的空間分布情況。因此，本研究使用線性模型來構(gòu)建水質(zhì)參數(shù)估算模型。

表7 指數(shù)、對數(shù)和二次多項(xiàng)式估算結(jié)果統(tǒng)計(jì)值

相對誤差可反映水質(zhì)參數(shù)估算值與實(shí)測值的偏差程度（式5），均方根誤差可表明樣本的離散程度（式6），式中，MV和EV為水質(zhì)參數(shù)實(shí)測值和估算值。計(jì)算剩余10個(gè)樣點(diǎn)的水質(zhì)參數(shù)實(shí)測值和估算值的相對誤差和均方根誤差（表8），結(jié)果表明，葉綠素a和溶解氧估算值與實(shí)測值的均方根誤差分別為0.17 μg/L和0.28 mg/L，相對誤差分別為14.3%和23.9%，總體平均相對誤差為19.1%，模型估算結(jié)果理想，可滿足庫區(qū)水質(zhì)監(jiān)測需求。

表8 葉綠素a和溶解氧濃度實(shí)測值與估算值相對誤差

4 水庫污染分析

根據(jù)各水質(zhì)參數(shù)反演模型，得到了庫區(qū)不同區(qū)域的水質(zhì)參數(shù)的統(tǒng)計(jì)分析和空間特征。由估算結(jié)果的空間分布（圖4）可知，葉綠素a濃度在水庫上游及瀑河支流水域相對較低，在水庫中下游水域相對較高；溶解氧濃度在水庫上游及瀑河支流水域相對較高，在水庫中下游水域相對較低。

根據(jù)潘家口水庫現(xiàn)有監(jiān)測斷面分布位置，將庫區(qū)分為7部分水域，分別對各水質(zhì)要素進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。其中，區(qū)域A為瀑河口斷面以北水域，區(qū)域B為瀑河口斷面東部瀑河支流水域，區(qū)域C為瀑河口斷面至燕子峪斷面水域，區(qū)域D為燕子峪斷面至潘家口斷面水域，區(qū)域E為潘家口斷面西部水域，區(qū)域F為潘家口斷面東部水域，區(qū)域G為潘家口斷面至潘家口水庫壩上斷面水域（圖1）。結(jié)果表明，葉綠素a濃度在區(qū)域A、B、C相對較低，濃度分別為1.21±0.23 μg/L、1.06±0.21 μg/L和1.41±0.21 μg/L，而溶解氧濃度在這3個(gè)區(qū)域內(nèi)相對較高，濃度分別為5.43±0.82 mg/L、5.26±1.47 mg/L和4.32±0.81 mg/L；區(qū)域D、E、F、G的葉綠素a濃度相對較高，濃度分別為1.67±0.21 μg/L、1.72±0.15 μg/L、1.67±0.19 μg/L和1.77±0.16 μg/L，而這4個(gè)區(qū)域內(nèi)溶解氧濃度相對較低，濃度分別為3.58±0.76 mg/L、3.25±0.76 mg/L、3.25±0.99 mg/L和2.81±0.64 mg/L（表9）。

水庫投餌網(wǎng)箱養(yǎng)魚污染量大、周邊生活污水垃圾處理程度不高、工礦區(qū)污染增加等是影響庫區(qū)水質(zhì)的主要原因。根據(jù)海河流域水資源保護(hù)局的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)，潘家口水庫養(yǎng)魚網(wǎng)箱數(shù)量自2014年起無明顯增加趨勢，為了進(jìn)一步分析不同區(qū)域水質(zhì)參數(shù)差異的原因，本研究參考2014年9月份潘家口水庫養(yǎng)魚網(wǎng)箱遙感解譯結(jié)果，分別統(tǒng)計(jì)了上述分區(qū)水域內(nèi)網(wǎng)箱占比、安裝投餌器的網(wǎng)箱占比情況（表9），結(jié)果表明，區(qū)域A、B、C網(wǎng)箱占比和安裝投餌器的網(wǎng)箱占比相對較小，網(wǎng)箱占比分別為3.75%、2.35%和3.96%，安裝投餌器的網(wǎng)箱占比分別為6.10%、7.45%和6.49%，而這3個(gè)區(qū)域的葉綠素a濃度相對較低、溶解氧濃度相對較高；雖然區(qū)域D網(wǎng)箱占比僅為4.36%，但安裝投餌器的網(wǎng)箱占比高達(dá)11.77%，因此，區(qū)域D水體富營養(yǎng)化程度相對較高，區(qū)域E、F、G網(wǎng)箱占比和安裝投餌器的網(wǎng)箱占比相對較大，網(wǎng)箱占比分別為9.69%、5.68%和5.96%，且區(qū)域E和區(qū)域G安裝投餌器的網(wǎng)箱占比高達(dá)12.01%和17.80%，而這4個(gè)區(qū)域葉綠素a濃度相對較高，溶解氧濃度相對較低。網(wǎng)箱占比和安裝投餌器網(wǎng)箱占比的多少與葉綠素a濃度的高值區(qū)和溶解氧濃度的低值區(qū)存在明顯的相關(guān)性。在水樣采集過程中，工作人員也發(fā)現(xiàn)庫區(qū)上游水域網(wǎng)箱養(yǎng)魚相對比較規(guī)范，大多數(shù)網(wǎng)箱中魚類是自然生長的狀態(tài)，不投放餌料；中下游水域網(wǎng)箱養(yǎng)魚相對無序，且大多數(shù)網(wǎng)箱安裝餌料投放設(shè)備，魚餌含有豐富的有機(jī)質(zhì)，進(jìn)入水體后為浮游植物生長提供了足夠的營養(yǎng)鹽，藻類等浮游植物生長旺盛［30-31］，消耗大量的溶解氧，導(dǎo)致區(qū)域D、E、F、G葉綠素a濃度升高和溶解氧濃度下降。庫區(qū)周邊旅游船只、農(nóng)家院和水上飯店等旅游設(shè)施主要分布在區(qū)域E，且岸上無任何垃圾處理手段，糞便等大量生活垃圾直接入庫；F區(qū)域東側(cè)有劍峰礦業(yè)排污口（圖4中紅色圖標(biāo)），將大量工業(yè)生產(chǎn)廢污水排入庫區(qū)，造成區(qū)域E和F水體富營養(yǎng)化程度較高，這也是區(qū)域E、F的葉綠素a濃度相對較高而溶解氧濃度相對較低的又一原因。

圖4 潘家口水庫葉綠素a和溶解氧估算結(jié)果空間分布

表9 潘家口水域各水質(zhì)要素與各部分水域網(wǎng)箱面積和數(shù)量統(tǒng)計(jì)結(jié)果

5 結(jié)論

采用2016年10月11日GF1-WFV數(shù)據(jù)和潘家口水庫30個(gè)實(shí)測水質(zhì)樣本建立了葉綠素a和溶解氧的遙感估算模型，精度評價(jià)結(jié)果表明，葉綠素a和溶解氧濃度模型估算值與實(shí)測值相對誤差分別為14.3%和23.9%，總體平均相對誤差為19.1%，模型可滿足庫區(qū)水質(zhì)監(jiān)測需要。

從各水質(zhì)要素空間分布圖可知（圖4），水庫中下游水域的葉綠素a濃度相對較高，溶解氧濃度相對較低。入庫河流含有大量的營養(yǎng)物質(zhì)，是影響燕子峪斷面以上水域水質(zhì)狀況的主要因素，應(yīng)重點(diǎn)加強(qiáng)上游的水土流失治理工作及河流周邊工業(yè)、生活廢污水排污口的治理工作；燕子峪斷面以下水域水質(zhì)狀況的主要影響因素為網(wǎng)箱養(yǎng)魚和周邊工業(yè)生產(chǎn)、生活污水的排放，應(yīng)重點(diǎn)加強(qiáng)養(yǎng)魚網(wǎng)箱清理工作、庫區(qū)周邊生活污水的處理工作和劍峰礦業(yè)排污口的治理工作。

GF1-WFV影像以其覆蓋范圍大、重訪周期短的優(yōu)勢，可實(shí)現(xiàn)小型水域水質(zhì)狀況的周期性動(dòng)態(tài)監(jiān)測，為庫區(qū)水質(zhì)監(jiān)測和水污染防治提供重要的科學(xué)依據(jù)，但區(qū)域化的經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ蛯?shí)測數(shù)據(jù)與衛(wèi)星數(shù)據(jù)間的同步性依賴較大，如何確定潘家口水庫水體各組分的吸收系數(shù)、散射系數(shù)和后向散射系數(shù)等固有光學(xué)量，通過光在水體中的輻射傳輸過程建立較嚴(yán)格的數(shù)學(xué)物理關(guān)系，最終確定潘家口水庫水質(zhì)參數(shù)反演的生物光學(xué)模型，使其具有更高的反演精度和普適性，是下一步研究工作的重點(diǎn)。

致謝：感謝海河流域水環(huán)境監(jiān)測中心引灤工程分中心王少明主任在水樣采集過程中的協(xié)助工作；感謝海河流域水環(huán)境監(jiān)測中心對水樣進(jìn)行化驗(yàn)并提供了監(jiān)測斷面的常規(guī)監(jiān)測數(shù)據(jù)；感謝國家高分專項(xiàng)應(yīng)用技術(shù)中心提供的高分一號(hào)衛(wèi)星數(shù)據(jù)。