水系連通工程下博斯騰湖礦化度時空變化及其驅動因素研究

陳世峰，陳亞寧，周洪華 ，夏振華，葉朝霞，程 勇,楊疆衛，邢延霞，甄炳仁，克帕也木·爾肯，高玉亮

(1.新疆師范大學 地理科學與旅游學院，新疆 烏魯木齊 830054；2.中國科學院新疆生態與地理研究所 荒漠與綠洲生態國家重點實驗室，新疆 烏魯木齊 830011；3.新疆維吾爾自治區塔里木河流域管理局，新疆 庫爾勒 841000)

1 研究背景

干旱區湖泊水環境問題是影響區域可持續發展的重大課題。博斯騰湖位于新疆天山南麓的焉耆盆地，曾是我國最大的內陸淡水湖，也是巴音郭楞蒙古自治州人民的“母親湖”[1]。近幾十年來，在人類水土開發活動和氣候變化的綜合影響下，博斯騰湖出現了水質咸化、有機污染及富營養化等一系列水環境問題，引起了學者和政府的高度關注[2-5]。礦化度是博斯騰湖的主要水質指標之一，反映湖水的鹽度及受到的污染情況[6-8]。研究表明，博斯騰湖礦化度年際變化顯著，1970年左右由淡水湖轉變為微咸水湖，1987年礦化度達到了最高值(1.87 g/L)，2002年降低到1.17 g/L[4,9-10]，2003-2017年礦化度呈現先上升后下降的趨勢。博斯騰湖礦化度年際變化受水鹽基底、開都河來水、農田排水、湖區水位、孔雀河出流、氣候變化等多種因素的影響，且人類活動改變了博斯騰湖的水鹽、水量平衡關系，導致博斯騰湖礦化度年際變化加劇[5,10-12]。

博斯騰湖水環境不但影響流域生態環境安全，也關乎區域社會經濟發展。為了改善博斯騰湖水環境，有學者先后提出了黃水溝引水工程和改變出湖口等措施，以促進水循環從而改善湖泊水質[6,13-15]。巴音郭楞蒙古自治州也相繼采取一系列治理措施：2017年開展了黃水溝治污“會戰”，控制入湖污染物排放；2018年疏通了黃水溝河道，通過該河道向博斯騰湖生態輸水1.14×108m3；2019年4月4日啟動了水系連通工程，將開都河部分水資源通過解放二渠調向黃水溝，同時通過夏爾吾遜分洪閘向黃水溝下泄生態水，兩支河水混合后共同匯入博斯騰湖，此外打開大、小湖隔堤上的生態閘，實現了開都河-黃水溝-大湖區-小湖區的連通。截止2019年10月1日，經黃水溝累計向博斯騰湖生態輸水1.742×108m3。

水系連通工程實施后，博斯騰湖礦化度在時空分布上發生了什么變化？礦化度是否得到了改善？導致礦化度時空變化的主要驅動因子是什么？針對這些問題，本文分析了2019年4-10月博斯騰湖礦化度的時空變化特征，評估了水系連通工程對礦化度的影響，并探討了礦化度年內時空變化的驅動因素，以期為進一步改善博斯騰湖水環境提供科學指導。

2 數據來源與研究方法

2.1 研究區概況

博斯騰湖位于新疆天山南麓的焉耆盆地，屬中生代斷陷湖，由大湖區和小湖區兩部分組成。大湖區是湖體的主要部分，當水位為1 049.1 m時，東西長55 km，南北平均寬20 km，水面面積1 210.2 km2；湖盆呈深碟狀，平均水深7.5 m，最大深度16 m。小湖區位于大湖區的西南部，由達吾松等16個小湖和大片蘆葦沼澤濕地以及部分堿地、牧地等組成，總面積350 km2[1]。大湖西北岸是育葦區，也是博斯騰湖生態系統的重要組成部分，以東風干排為界，北面為黃水溝區，南面為大湖西岸區(簡稱西岸區)[5]。主要補給徑流有開都河、黃水溝、清水河等，其中開都河是常年性河流，出山口多年平均徑流量為35.05×108m3，在寶浪蘇木分水樞紐分為東、西兩支，東支進入大湖，西支進入小湖；黃水溝在1964年建成夏爾吾遜分洪閘后改道進入開都河，而原河道成為該地區的主要排污渠；清水河在洪水季節有少量洪水進入博斯騰湖[5]。湖區多年平均降水量為68.2 mm，年蒸發量為1 800～2 000 mm[16]。

博斯騰湖是我國蘆葦主產地和新疆兩大漁業基地之一，承擔著向孔雀河流域提供農業、工業、生活、生態用水以及向塔里木河下游進行生態輸水等功能，其作用和意義十分重大[17]。研究區博斯騰湖概況圖如圖1所示。

2.2 數據來源

于2019年4、6、8、10月，對博斯騰湖黃水溝區、西岸區、大湖區和小湖區進行了定點采樣，檢測指標包括礦化度(TDS)和水溫(WT)。共布設樣點75個，涵蓋入湖口、出湖口、湖中心、旅游景區、河道、葦區、干排、揚排站等關鍵位置，基本能反映博斯騰湖礦化度空間分布情況，采樣點分布見圖1。除少數河道、干排等由于水淺或靠近岸邊而采自水面下10 cm 外，其余大多數樣點采自水面下50 cm左右，其中TDS采用DDBJ-350型便攜式電導率儀(基本誤差：±1.0%(FS))進行檢測，水溫由PHB-4便攜式酸度計(精度：±1 ℃)測量。入湖、出湖水量及水位數據來源于塔里木河流域巴音郭楞管理局。

圖1 研究區博斯騰湖概況圖

2.3 研究方法

采用ArcGIS 10.6對礦化度進行空間插值，插值方法采用反距離權重法。以“平均值±標準差”的形式表示礦化度的平均值及離散程度。相關分析在SPSS軟件中進行。入湖、出湖礦化度負荷量根據公式(1)～(3)進行計算。

VI=VH·TH+VB·TB

(1)

VO=VK·TK

(2)

VL=VI-VO

(3)

式中：VI、VO、VL分別為入湖、出湖和滯留湖泊的礦化度負荷量，104t；VH、VB、VK分別為黃水溝生態輸水、寶浪蘇木分水樞紐(東、西支)和孔雀河塔什店水文站水量，104m3；TH、TB、TK分別為南大閘、寶浪蘇木和火電廠運煤橋采樣點的礦化度，g/L。

3 博斯騰湖礦化度時空變化特征

3.1 礦化度空間變化特征

于2019年4月4日啟動了博斯騰湖水系連通工程，圖2為博斯騰湖2019年4-10月礦化度的空間分布情況。由圖2可以看出：(1)生態輸水初期(4月份)，黃水溝區大部分水域礦化度為2.0～3.0 g/L，部分農田排渠、揚排站和葦區達到了3.0 g/L以上；西岸區礦化度北部高，南部低，但是部分葦區也較高，為2.0～3.0 g/L；大湖區僅西南角小部分水域礦化度低于1.0 g/L，其余水域均為1.0～1.5 g/L；小湖區西部、中部及大、小湖區隔堤附近的大部分水域礦化度低于1.0 g/L，2號橋附近水域為1.5～2.0 g/L。(2)隨著黃水溝生態輸水(6月份)，黃水溝區主河道礦化度自西向東下降顯著，但是部分揚排站和農田排渠仍然非常高；西岸區絕大部分水域礦化度在2.0 g/L以上，部分葦區達到了3.0 g/L以上；大湖區西北部、東北部及東南部礦化度高于西南角；小湖區西部、中部低，東部、東南部及察鄉泵站葦區較高。(3)水系連通工程實施4個多月后(8月份)，黃水溝區的農田排渠和葦區礦化度均在3.0 g/L以上；西岸區葦區均在2.0 g/L以上，D葦區達到了10 g/L以上；大湖區西南部水域礦化度升至1.0～1.5 g/L，其余水域均為1.5～2.0 g/L；小湖區西北部、開都河西支入湖處及東北部礦化度較低，南部和察鄉泵站葦區較高。(4)到了10月份，黃水溝區中部及南部部分葦區和農田排渠礦化度較高，在3.0 g/L以上，南大閘降低至1.0 g/L以下；西岸區北部、中部較低，南部較高；大湖區大部分水域礦化度為1.0～1.5 g/L，西南部小于1.0 g/L水域擴大十分明顯，西北部出現了礦化度小于1.0 g/L的零星水域；小湖區絕大部分水域礦化度在1.0 g/L以下。

圖2 2019年4-10月博斯騰湖礦化度空間分布

總體而言，2019年4-10月份，博斯騰湖大湖區礦化度為1.5～2.0 g/L的水域呈現出由西北向東北部、東南部，再向全湖擴散的趨勢；小湖區礦化度為1.0～1.5 g/L的水域呈現出由東向西擴散的趨勢；10月份大、小湖區礦化度均明顯降低，表明開都河-黃水溝-大湖區-小湖區連通工程有效促進了大、小湖區水循環，降低了大、小湖區的礦化度。

3.2 礦化度時間變化特征

圖3為2019年4-10月博斯騰湖各分區礦化度的平均值變化。由圖3可以看出：4個分區的礦化度均在8月最高，黃水溝區礦化度6月最低，西岸區、大湖區和小湖區礦化度10月最低；4-6月，黃水溝區礦化度降低，而西岸區、大湖區和小湖區礦化度升高；6-8月，4個分區的礦化度均升高；8-10月，4個分區的礦化度均明顯降低。表明博斯騰湖黃水溝區、西岸區、大湖區和小湖區4個分區的礦化度年內變化具有較高的同步性。

圖3 2019年4-10月博斯騰湖各分區礦化度平均值變化

進一步分析2019年4-10月博斯騰湖在不同時段及整體礦化度時空變化特征，結果如圖4所示。由圖4可見，同一區域不同時段礦化度變化差異顯著：(1)4-6月，黃水溝區77%的樣點礦化度降低，主要分布于干排、葦區及黃水溝河道，而6連揚排站及其附近農田排渠礦化度升高；6-8月礦化度升高的樣點增至71%，干排及葦區礦化度升高顯著，而6連揚排站及其附近農田排渠礦化度降低；8-10月黃水溝區中部河道礦化度有所上升，其余樣點均為降低，尤以葦區及部分干排礦化度降低明顯；整個研究時段4-10月黃水溝區礦化度降低的樣點占比為80%，干排和黃水溝河道礦化度降低明顯，少數葦區有所上升。(2)西岸區4-6月D葦區礦化度上升幅度最大；6-8月大部分葦區礦化度升高，D葦區和W葦區升高最為明顯；8-10月除烏蘭鄉干排略有升高外，其余樣點礦化度均為降低，尤其是D葦區；整個研究時段4-10月西岸區樣點礦化度均為降低，D葦區最為明顯。(3)大湖區4-6月西南部樣點礦化度降低，其余樣點均為升高，尤其是黃水溝和清水河入湖處及落霞灣水域；6-8月黃水溝和清水河入湖處及落霞灣水域礦化度降低，其余水域均為升高，尤其是西南部；8-10月大湖區所有樣點礦化度均為降低，西北部、金沙灘、中南部及隔堤旁礦化度降低較為明顯；整個研究時段4-10月大湖區僅在開都河入湖處礦化度略有升高(升高0.05 g/L)，其余樣點礦化度均為降低，西北部和東南部最為明顯。(4)小湖區4-6月礦化度升高的樣點占比為71%，察鄉泵站葦區和2號橋附近水域礦化度升高最為明顯，礦化度降低的樣點在湖區北部，但變化值較小；6-8月東北部礦化度有所降低，其余樣點均為升高，2號橋附近水域升高較為明顯；8-10月小湖區所有樣點礦化度均為降低，察鄉泵站葦區和2號橋附近水域礦化度降低最為明顯；整個研究時段4-10月小湖區東部礦化度降低，西部礦化度略有升高。

圖4 2019年4-10月博斯騰湖在不同時段及整體礦化度變化特征

4 博斯騰湖礦化度驅動因素分析

4.1 水系連通工程對礦化度的影響

選取黃水溝河道6個關鍵采樣點(1#～6#樣點，見圖1)，對2019年4-10月該6個關鍵采樣點的礦化度變化進行分析，結果見圖5。圖5表明，向黃水溝生態輸水有助于改善黃水溝河道礦化度，如南大閘(5#樣點)礦化度從4月的1.975 g/L降低到了6-10月的平均值0.961 g/L。但黃水溝河道礦化度受排水的影響，輸入黃水溝生態水為低礦化度水，屬于淡水，但在匯入了黃水總干排等排水之后，礦化度升高明顯，沿途整體呈遞增趨勢(圖5)。表明排水入河是黃水溝礦化度升高的主要原因。在水系連通工程下，應嚴格控制入河排渠的水質。

圖5 2019年4-10月黃水溝河道關鍵樣點(1#～6#樣點)礦化度變化

大湖區西北部由于水循環較差，尤其是農田排水、工業廢水和生活污水的排入導致其成為全湖污染最為嚴重的水域，礦化度曾高達3.9 g/L；東南角由于水體交換緩慢，礦化度也較高[5-6,11,13]。在水系連通工程下，大湖區水體交換能力加強。初期(4-6月)由于黃水溝河道高礦化度水的輸入，導致西北角礦化度升高；中后期(6-10月)隨著黃水溝河道礦化度的改善，西北角礦化度也隨之降低(圖4)。但是由于西北部礦化度歷史基底高，在水系連通工程下，水體受到擾動，加上風場等因素的共同驅動[5,18]，造成了1.5～2.0 g/L礦化度水體在湖區的擴散；到了10月份，大湖區水體得到置換和沉淀，礦化度明顯改善(圖2)。

小湖區部分水域水流緩慢、蘆葦腐殖質較多[11]、土地鹽堿化嚴重，在大湖區-小湖區連通工程下，有效促進了水循環，同時造成了1.0～1.5 g/L礦化度水體的擴散和水體的置換(圖2)。4-10月東部礦化度下降明顯，但一定程度上造成了西部礦化度略有上升(圖4)。

綜上所述，開都河-黃水溝-大湖區-小湖區連通工程對改善博斯騰湖礦化度空間分布作用顯著，同時水體在空間的擴散也影響了礦化度年內隨時間的變化。

4.2 水量與礦化度關系分析

影響博斯騰湖大、小湖區礦化度的水量因素有入湖流量、出湖流量和水位等。水系連通工程實施后，博斯騰湖大湖區的入湖徑流主要是開都河東支和黃水溝，出湖口包括兩個生態閘、兩個泵站(在博斯騰湖管理處)，以泵站為主；小湖區的入湖口是開都河西支和兩個生態閘，出湖口是達吾提閘和蓮花閘。本文以匯合大、小湖區出湖水的塔什店水文站徑流為出湖水量。

圖6為2019年4-11月博斯騰湖入湖和出湖流量及水位變化。圖6中依據時間順序，將博斯騰湖水量變化劃分為4個階段：啟動生態輸水至第1次采樣前為第1階段，第1次采樣后至第2次采樣前為第2階段，依次類推。黃水溝生態輸水在第2階段日均輸水量最大，達到了126.0×104m3/d，其次依次為第4階段、第1階段和第3階段(圖6(a))。開都河東支在第3階段的平均流量最大，為134.3 m3/s，其次依次為第2階段、第4階段和第1階段(圖6(b))。大湖區水位呈逐漸上升趨勢，第4階段平均水位最高，為1 048.23 m(圖6(c))。開都河西支流量變化不同于東支，第2階段平均流量最大，為55.5 m3/s，其次依次為第3階段、第1階段和第4階段(圖6(d))。小湖區水位整體上與大湖區水位變化規律一致，4個階段呈逐漸上升趨勢(圖6(e))。塔什店水文站在第3階段平均流量最大，為106.97 m3/s，其次依次為第2階段、第1階段和第4階段(圖6(f))。

圖6 2019年4-11月博斯騰湖入湖和出湖流量及水位變化

博斯騰湖大、小湖區的礦化度與水量因素Pearson相關系數(表1)顯示：大、小湖區礦化度與入湖、出湖流量均呈正相關，其中大湖區礦化度與出湖流量的相關性達到了極顯著性水平；大、小湖區礦化度與水位均呈負相關，但均未通過顯著性檢驗。表明入湖、出湖流量增加(減少)引起了礦化度升高(降低)，水位上升對礦化度具有微弱的稀釋作用。但是根據前人研究，在年際變化上，入湖流量增大會稀釋礦化度，出湖流量增大會通過促進水循環而降低礦化度，水位與礦化度呈極顯著負相關[4,11]。如果沒有其他因素影響大、小湖區礦化度，那么隨著入湖、出湖流量的增加，礦化度會降低。但是在入湖、出湖徑流均增加(減少)的情況下，礦化度也隨之升高(降低)。這表明，在水系連通工程下，由于水體受到擾動、較高礦化度水體在湖區的擴散等因素，導致入湖、出湖流量對礦化度的影響不明顯，直到第4階段水位對礦化度的稀釋作用才凸顯出來。從這個意義上講，出湖口水流礦化度能反映水系連通后水體擾動等情況。分析發現，孔雀河火電廠運煤橋處礦化度與大、小湖區礦化度均呈正相關，相關系數分別為0.997(p<0.01)和0.928。

表1 博斯騰湖大、小湖區礦化度與水量因素的相關系數

4.3 水溫與礦化度關系分析

水溫是湖泊物理、化學和生物過程的主要驅動力之一[19-20]。博斯騰湖2019年4-10月的平均水溫(表2)顯示：4-8月，大、小湖區水溫逐漸升高，變化幅度分別為8.4 和5.8 ℃；8-10月，大、小湖區水溫迅速降低，下降幅度分別為17.3 和15.9 ℃；育葦區4-6月升高5.4 ℃，6-8月變化幅度不大，8-10月下降13.8 ℃。表明博斯騰湖水溫變化幅度依次為大湖區>小湖區>育葦區。博斯騰湖各區域礦化度與水溫的散點圖及線性關系見圖7。分析圖7可知：大、小湖區水溫與礦化度均呈極顯著正相關，相關系數分別為0.650和0.372(p<0.01)；育葦區水溫與礦化度呈顯著正相關，相關系數為0.229(p<0.05)，表明博斯騰湖礦化度與水溫變化密切相關。在大、小湖區，可能是4-8月水溫的逐漸升高引起了湖中可溶性鹽類物質溶解加速，使得湖水礦化度逐漸升高；8-10月水溫的迅速降低使得各種可溶性鹽類的溶解性降低，故礦化度迅速減小[21]。同時，博斯騰湖地處極端干旱區，年均蒸發量可達9.5×108m3，且主要集中在4-8月[5]。隨著湖中大量水分被蒸發，原溶解于被蒸發水中的可溶性鹽仍滯留于湖中，導致湖水礦化度不斷升高。兩者共同作用導致了博斯騰湖礦化度隨水溫升高而增大，隨水溫降低而減小。

圖7 博斯騰湖各區域礦化度與水溫的散點圖及線性關系

℃

表2 2019年4-10月博斯騰湖不同區域月平均水溫

4.4 入湖、出湖礦化度負荷量分析

研究期各階段博斯騰湖入湖、出湖水量及礦化度負荷量如表3。由表3可以看出，第1、第2、第3階段入湖礦化度負荷量小于出湖礦化度負荷量，表明博斯騰湖礦化度排出量大于接收量；第4階段在湖中滯留4.19×104t礦化度，表明入湖礦化度負荷量與大、小湖區礦化度年內變化密切相關，但出湖礦化度負荷量不是礦化度年內變化的主要原因；低礦化度入湖徑流量增加有助于改善博斯騰湖的礦化度，嚴格控制入湖徑流量尤其是黃水溝徑流的礦化度，有助于減小博斯騰湖入湖礦化度的負荷量；出湖徑流量增加有助于降低博斯騰湖礦化度；科學調控入湖、出湖水量并嚴格阻止污水入河、入湖是改善博斯騰湖礦化度的關鍵。

表3 研究期各階段博斯騰湖入湖、出湖水量及礦化度負荷量

5 結 論

本文分析了開都河-黃水溝-大湖區-小湖區連通工程實施后博斯騰湖水質礦化度的時空變化，并探討了驅動礦化度時空變化的影響因素，對進一步改善博斯騰湖水環境具有一定指導意義。主要結論如下：

(1)水系連通工程的實施使黃水溝河道(南大閘)礦化度降低了0.5～1.0 g/L，促進了博斯騰湖大、小湖區水循環，同時造成1.5～2.0 g/L和1.0～1.5 g/L礦化度水體分別在大、小湖區的擴散，但大、小湖區水體得到置換及沉淀后，礦化度改善明顯，尤其是大湖區西北角和東南部、小湖區東部，分別下降了0.3～0.5 g/L和0～1.5 g/L。

(2)博斯騰湖黃水溝區、西岸區、大湖區和小湖區礦化度變化具有較高的同步性，均在8月最高，黃水溝區礦化度6月最低，西岸區、大湖區和小湖區礦化度10月最低。

(3)水系連通工程的實施對促進博斯騰湖水體交換，改善博斯騰湖礦化度空間分布作用顯著；較高礦化度水體的擴散和湖水水位，尤其是水溫等因素共同驅動了礦化度年內隨時間的變化。通過水系連通工程，科學調控入湖、出湖水量并嚴格阻止污水入河、入湖是改善博斯騰湖水質礦化度的關鍵。