黄水沟调水工程对博斯腾湖矿化度影响分析

胡春明; 娜仁格日乐null; 马金锋; 李曜; 尤立; Chun-ming HU; Narengerile; Jin-feng MA; Yao LI; Li YOU

中国农村水利水电 ›› 2021 ›› (3) : 17-22.

水环境与水生态

黄水沟调水工程对博斯腾湖矿化度影响分析

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The Influence of Huangshuigou Water Transfer Project on the Mineralization in Bosten Lake

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摘要

黄水沟调水工程改变博斯腾湖水动力条件，引起湖区及下游水体矿化度改变。为探讨工程影响极其适宜的运行方式，采用MIKE21软件构建水动力水质二维数值模型并设计不同情景方案。模拟结果显示：工程运行可降低全湖矿化度并改善矿化度空间分布不均，当调水量为3 亿m³/a时效果最优，全湖年均矿化度可降低86 mg/L，缓解博斯腾湖咸化风险。工程运行导致矿化度从博斯腾湖转移至下游孔雀河，出水矿化度由912 mg/L增至940 mg/L，浓度变化对下游灌区作物影响有限。

Abstract

The Huangshuigou Water Transfer Project has changed the hydrodynamic conditions of Bosten Lake， which causes a different mineralization in Bostan Lake and downstream. To explore the influence and the optimal operation mode of the project， this paper applies MIKE21 software to establish a two-dimensional hydrodynamic water quality model. Duo to the simulation results of five scenarios， the Huangshuigou Water Transfer Project can lower the level of mineralization and the uneven spatial distribution in Bosten Lake. The annual mineralization in Bosten Lake would reduce by 86 mg/L by diverting 3×10⁸ m³/a runoff from Kaidu River to Huangshuigou River， which also leads to the mineralization relocating from Bosten Lake to downstream. Fortunately， the outflow mineralization degree has changed from 912 mg/L to 940 mg/L， which means a small risk to the irrigated area downstream.

关键词

博斯腾湖 / 调水工程 / 矿化度 / MIKE21 / 水动力条件

Key words

Bosten Lake / water transfer project / mineralization / MIKE21 / hydrodynamic conditions

基金

中国科学院中-斯海上丝绸之路联合科教中心子项目

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胡春明 , 娜仁格日乐null , 马金锋 , 李曜 , 尤立. 黄水沟调水工程对博斯腾湖矿化度影响分析[J].中国农村水利水电, 2021(3): 17-22

Chun-ming HU , Narengerile , Jin-feng MA , Yao LI , Li YOU. The Influence of Huangshuigou Water Transfer Project on the Mineralization in Bosten Lake[J].China Rural Water and Hydropower, 2021(3): 17-22

引调水工程是优化水资源空间配置、缓解区域水资源短缺、提高水安全保障的重要举措^［1-3］。近年来，由于水污染问题日益突出，引调水工程也不断用于提升水环境^［4，5］、改善区域生态^［6，7］。但由于工程改变了区域水资源时空分配特征，对生态环境不可避免带来相应影响^［8-10］。

干旱区内陆湖泊由于封闭流域独立的水循环系统，受气候变化及人类活动影响较大^［11］，诸多湖泊均出现入湖水量下降、入湖盐分增多、矿化度上升等问题^{［12，13］}。博斯腾湖是我国最大内陆湖泊，由于上游焉耆盆地耕地面积持续增加，随农田排水进入博斯腾湖的盐分不断上升^{［14，15］}。据估算，入湖总盐量自20世纪50年代末约75 万t已增至约210 万t^［16］。鉴于水动力条件对博斯腾湖矿化度的影响作用^［17-19］，有研究提出调整出流口位置等工程措施以优化湖区矿化度^{［16，20］}。

博斯腾湖流域通过污染源治理及生态保护工程已大幅削减入湖污染物总量^［21］，2018年实施黄水沟生态调水工程（引开都河水恢复黄水沟径流）以期进一步改善博斯腾湖水质。调水工程改变博斯腾湖水动力条件的同时也对盐分平衡产生影响，但其影响程度及运行管理方式尚存在不确定性。

本文采用MIKE21软件构建博斯腾湖水动力水质二维数值模型，模拟不同工程方案的运行效果，并分析对博斯腾湖及下游的影响，继而为工程实际运行管理提供理论依据和参考。

1 研究区域

博斯腾湖位于新疆巴音郭楞蒙古自治州，属西北干旱-半干旱地区，既是上游开都河、黄水沟、清水河、曲惠沟、乌拉斯台河等水系的尾闾，也是下游孔雀河的源头。黄水沟生态调水工程实施前，上游水系仅开都河有持续径流汇入，其他河流基本断流。下游孔雀河依靠湖泊西南角的扬水站提升湖水补给（图1）。

图1 博斯腾湖水系图

Fig.1 The water system of Bosten Lake

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博斯腾湖由大小湖区组成：大湖区为开阔水面，水位 1 047.0 m时，面积1 064.1 km²，容积73.03 亿m³，平均水深约7.5 m；小湖区已退化为沼泽湿地和诸多小湖。黄水沟湿地位于大湖区西北侧，截流、净化上游污水并由堤坝与大湖区分隔，但少量污水仍通过渗漏进入大湖区。

受水动力条件影响，博斯腾湖矿化度空间、时间差异较明显（图2）。矿化度浓度空间分布上，临近黄水沟湿地的监测点7为1 730 mg/L，而临近开都河口的监测点14仅951 mg/L；时间差异上，全湖矿化度浓度年际差异较大。

图2 博斯腾湖矿化度

Fig.2 The mineralization of Bosten Lake

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2 研究方法

2.1 MIKE21模型

采用广泛应用于水文水环境的MIKE21软件进行数值模拟^［22］，模拟范围为大湖区（1 048.0 m高程内）。基于博斯腾湖浅水湖泊特征，分别采用MIKE21 HD及MIKE21 Transport模块构建垂向平均的二维水动力、水质模型，模型计算参数及边界条件设置如表1。

表1 模型计算参数及边界条件设置情况

Tab.1 Parameters and boundary conditions of MIKE21

项目		设置情况
计算参数	计算网格	边长约50 m的三角形不规则网格
	计算时间及步长	2013年1月1日-2016年10月15日^*，步长5 min
	初始水位及浓度	2013年1月1日实测水位及2012年10月实测浓度
边界条件	黄水沟污水入流	假定水量水质年内变化、年际不变；结合实测水质数据，率定月均水质、水量
	开都河东支入流	采用逐月的月均流量、水质实测数据
	扬水站（东、西泵站）出水	采用逐月的月均水量实测数据
	降雨、蒸发	采用逐月的月均降雨量、蒸发量实测数据
	风向、风速	鉴于湖流受风场影响较大的特征^[19]，采用逐月统计数据
	地下水补给、排泄	忽略

注：*表示鉴于收集的水质实测数据到2016年10月15日，模型运算到该日为止。

模型采用2013-2016年水质、水量、水位及气象等基础数据，从巴音郭楞蒙古自治州生态环境局、气象局及塔里木河流域管理局收集。

2.2 模型验证

模型基于2013-2016年数据采用3年率定1年验证，围绕水位以及17个国家地表水环境质量监测点矿化度数据进行验证，模拟值及实测值对比图3。

图3 水位及矿化度模拟验证情况

Fig.3 Verification of water level and mineralization

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采用均方根误差［RMSE，式（1）］及纳什效率系数［NSE，式（2）］验证模型精度^{［23，24］}：RMSE表征两组数据序列之间的偏差；NSE表征数据模拟精度，小于0表明模拟结果不可信，接近0表示结果总体可信但过程模拟误差较大，接近1表示模拟结果可信度高。

R M S E = \sqrt[]{\frac{1}{N} \sum_{i = 1}^{n} (Q_{0}^{i} - Q_{s}^{i})^{2}}

（1）

N S E = 1 - \frac{\sum_{i = 1}^{n} (Q_{0}^{i} - Q_{s}^{i})^{2}}{\sum_{i = 1}^{n} (Q_{0}^{i} {- \bar{Q_{0}})}^{2}}

（2）

式中：Q₀ 为实测值；Q_s 为模拟值；

\bar{Q_{0}}

为实测值的平均值。

根据验证结果：水位模拟结果可信（RMSE为0.056，NSE为0.97）；矿化度模拟结果总体可信，但过程模拟误差较大（RMSE为180，NSE为0.17）。矿化度过程模拟误差较大的原因主要在于：模拟采用月均值统计数据，而实测值为单次数据，存在偶然性；紧邻黄水沟及开都河口的各模拟点受边界条件影响显著。

若以年均数据验证，矿化度模拟结果可信程度显著增高（RMSE为86，NSE为0.57）。总体来看，模拟结果在月份尺度上误差较大，但在全年尺度上总体可信。

2.3 数据处理与分析

采用SPSS18.0对模拟结果进行平均值及标准差分析，对方案效果进行两配对样本非参数检验。

3 结果分析

3.1 方案设计

根据黄水沟多年平均径流量（2.91 亿m³）及年内分配规律，设计黄水沟生态调水工程年调水量0、1、2、3 亿m³ 4种方案，以分析不同运行方式对博斯腾湖矿化度影响。调水量为0的方案一可视为工程实施前的零方案情景。

结合王亚俊^［16］、韩龙喜^［20］的设想，在方案四的基础上构建方案五（将扬水站由矿化度浓度较低的西南角迁移至浓度较高的东南角），以分析后续工程实施必要性。

表2 工程方案设计

Tab.2 Design of projects

工程方案	开都河东支年径流量	黄水沟年径流量/亿m³	扬水站位置
方案一	现状值	0	西南角
方案二	现状值减少1 亿m³	1	西南角
方案三	现状值减少2 亿m³	2	西南角
方案四	现状值减少3 亿m³	3	西南角
方案五	现状值减少3 亿m³	3	东南角

3.2 模拟结果

各方案2016年模拟结果见表3，20年10月15日矿化度浓度场模拟情况如图4。

表3 各方案2016年均矿化度浓度 (mg/L)

Tab.3 Simulation results of mineralization in 2016 year

	点1	点2	点3	点4	点5	点6	点7	点8	点9	点10
方案一	1 055±138	1 181±22	1 199±11	1 207±9	1 218±12	1 240±23	1 524±72	1 278±38	1 192±25	1 166±21
方案二	960±90	1 051±9	1 069±11	1 068±14	1 041±12	1 021±18	889±46	1 005±25	1 047±26	1 057±16
方案三	960±84	1 046±10	1 063±12	1 062±15	1 034±13	1 013±19	871±57	996±30	1 041±30	1 054±16
方案四	960±86	1 037±14	1 054±14	1 052±17	1 024±15	1 002±21	845±74	982±39	1 032±39	1 049±18
方案五	798±103	909±16	930±16	932±19	907±18	886±27	749±59	866±35	907±27	920±18
	点11	点12	点13	点14	点15	点16	点17	全湖平均	出水
方案一	1 161±32	1 202±34	1 103±53	1 012±67	1 195±15	1 207±2	1 208±3	1 107±107	912
方案二	1 069±24	1 131±32	1 005±31	936±50	1 048±14	1 090±16	1 098±16	1 034±61	936
方案三	1 068±24	1 132±33	1 004±28	938±48	1 042±14	1 083±16	1 092±16	1 028±63	939
方案四	1 065±26	1 132±39	1 001±27	940±51	1 034±15	1 074±17	1 082±18	1 021±65	940
方案五	935±18	1 013±40	854±45	790±100	912±21	950±21	955±25	895±66	952

注：表中数据格式为“平均值±标准差”。

图4 矿化度模拟结果

Fig.4 Simulation of mineralization

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随着工程调水量增加，方案二、三、四的博斯腾湖年均矿化度分别较方案一降低73、79、86 mg/L。在方案四基础上实施扬水站东迁的方案五，湖水平均矿化度进一步降低126 mg/L，该结果也印证了王亚俊^［16］、韩龙喜^［20］的设想。调水工程同时导致出水矿化度上升：方案二、三、四的出水矿化度分别上升24、27、28 mg/L，方案五上升40 mg/L。

方案一的全湖平均矿化度标准差为107 mg/L，17个模拟值的离散程度较大，表明博斯腾湖矿化度空间差异性较大；其他四个方案的标准差为61~66 mg/L，各监测点的矿化度离散程度减小，矿化度分布不均的情况得到减缓。

黄水沟工程实施后，方案二、三、四对湖区各监测点的矿化度平均改善程度如图5：监测点7现状矿化度浓度最高且临近工程入湖口，降低幅度最大；受黄水沟入流影响，监测点6及监测点8降低幅度其次；而位于出水口的监测点1、12、13、14降低幅度较小。

图5 黄水沟调水工程对矿化度改善效果

Fig.5 Improvements of huangshuigou water transfer project on mineralization

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3.3 方案效果

两配对样本非参数检验可表征两个方案实施前后是否带来较大差异，根据检验结果（表4）：相伴概率均小于显著水平0.05。黄水沟生态调水量每增大1 亿m³/a，均可带来湖水矿化度显著变化；扬水站迁移工程亦将显著影响湖水矿化度。

表4 各方案两配对样本非参数检验结果

Tab.4 Results of paired samples nonparametric test

配对样本

方案一-

方案二

方案二-

方案三

方案三-

方案四

方案四-

方案五

相伴概率P

0.001

4 讨论

湖水矿化度取决于入湖水体矿化度、湖水增量、湖水盐分交换率、水面蒸发量、出湖水量以及出湖水体矿化度之间的平衡关系^［17］。

黄水沟生态调水工程实施前（方案一），博斯腾湖入湖口及出湖口较近的水动力条件导致地表径流对全湖水体交换促进作用有限，入湖淡水仅与西南湖区的小部分湖水混合，带来了偏低的湖水盐分交换率及出湖水体矿化度。黄水沟生态调水工程（方案二、三、四）带来矿化度降低的原因在于两方面：一是湖水盐分交换率提高；二是西南湖区矿化度相应上升，出水矿化度相对增加。扬水站东迁工程（方案五）降低矿化度也是由于湖水盐分交换率以及出水矿化度的增大。

在工程效果上，黄水沟生态调水量为3 亿m³/a的方案四对于降低博斯腾湖矿化度最有利，且经过4年的模拟运行，全湖平均矿化度可降低至接近淡水的1 021 mg/L，极大缓解博斯腾湖咸化风险。实施扬水站东迁工程虽然可将全湖平均矿化度降低至895 mg/L，但其工程必要性已相对较弱。

调水工程改变水资源时空分布的同时，对区域生态环境也产生系列影响^［6］。黄水沟生态调水工程为流域内调水，仅改变部分径流入湖方式，对水资源施工分布影响较小。但工程改变了湖区水动力条件，势必影响流域污染物浓度空间分布。在湖泊尺度上，工程运行导致矿化度空间差异减小，湖区矿化度总量降低。但在流域尺度上，工程运行并不能减少矿化度总量，出水矿化度上升表明矿化度从博斯腾湖转移至下游孔雀河。

矿化度是干旱区土壤盐碱化重要原因，地下水及灌溉水则是矿化度的主要来源^［25］。部分地区实施调水工程增加受水区的水资源量，继而缓解地下水矿化度影响，如民勤绿洲调水工程^［26］及塔里木河下游生态补水工程^［27］。黄水沟生态调水工程并不改变下游孔雀河的水量，反而加大孔雀河矿化度。基于模拟结果，当调水量3 亿m³/a时，出水矿化度由912 mg/L增加为940 mg/L，博斯腾湖出水仍为淡水，相比于普遍应用的微咸水灌溉^［28］，出水矿化度浓度对下游灌区作物影响有限。

5 结论

（1）黄水沟生态调水工程运行可降低博斯腾湖矿化度，并改善矿化度空间分布不均。根据模拟结果，当调水量为3

亿m³/a时效果最优，全湖年均矿化度可降低86 mg/L。

（2）黄水沟生态调水工程运行将博斯腾湖平均矿化度降低至接近淡水的1 021 mg/L，极大缓解博斯腾湖咸化风险，后续实施扬水站东迁工程的必要性较弱。

（3）黄水沟生态调水工程在流域尺度上并不能减少矿化度总量，矿化度从博斯腾湖转移至下游孔雀河。根据模拟结果，调水量3 亿m³/a时，出水矿化度由912 mg/L增加为940 mg/L，博斯腾湖出水仍为淡水，浓度变化对下游灌区作物影响有限。

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2020-05-14	2021-03-15
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2021-04-07

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