摘要：為保護(hù)和修復(fù)青藏高原生態(tài)系統(tǒng)，我國(guó)在青藏高原實(shí)施了一系列政策與生態(tài)工程。全面掌握生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)狀況對(duì)科學(xué)制定區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)與恢復(fù)策略具有重大意義。本文選取植被凈初級(jí)生產(chǎn)力、植被覆蓋度、水源涵養(yǎng)、土壤保持和防風(fēng)固沙5個(gè)指標(biāo)，利用地面和遙感數(shù)據(jù)并結(jié)合生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和權(quán)衡的綜合評(píng)估（Integrated valuation of ecosystem services and trade-offs，InVEST）模型、修正的通用水土流失方程（Revised universal soil loss equation，RUSLE）和修正風(fēng)蝕方程（Revised wind erosion equation，RWEQ）等方法，評(píng)估2000—2019 年青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度與恢復(fù)潛力。結(jié)果表明：青藏高原生態(tài)系統(tǒng)功能逐步提升，但部分地區(qū)仍有退化趨勢(shì)。其中，生態(tài)系統(tǒng)基本穩(wěn)定的面積最大，占比為42.03%；青藏高原植被覆蓋度恢復(fù)潛力指數(shù)為29.57%。其中，植被覆蓋度恢復(fù)潛力指數(shù)較大的地區(qū)主要位于青藏高原中西部。政府未來應(yīng)因地制宜，對(duì)水熱環(huán)境較好且恢復(fù)潛力大的地區(qū)積極采取相關(guān)措施，對(duì)生態(tài)恢復(fù)潛力大但恢復(fù)難度較高的地區(qū)采取人工修復(fù)和自然恢復(fù)相結(jié)合的方法，提高生態(tài)工程效率。

關(guān)鍵詞：青藏高原；生態(tài)系統(tǒng)；恢復(fù)程度；恢復(fù)潛力

中圖分類號(hào)：X171.4文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A文章編號(hào)：1007-0435（2023）04-1211-15

Analysis on Ecological Restoration in Different Ecogeographical

Divisions of the Tibetan Plateau

CHEN Mei-qi SHAO Quan-qin NING Jia LIU Guo-bo LIU Shu-chao NIU Li-nan ZHANG Xiong-yi HUANG Hai-bo

（1. Key Laboratory of Land Surface Pattern and Simulation， Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research， CAS，

Beijing 100101， China; 2. University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 100049， China; 3. Qinghai University， Xining， Qinghai"Province 810016， China）

Abstract：To protect and restore degraded ecosystems，China has implemented a number of policies and ecological projects in the Tibetan Plateau. It is of great significance to grasp the state of ecosystem restoration for making relevant strategies scientifically. Based on various data and models such as InVEST，RUSLE and RWEQ，five indicators of the net primary productivity （NPP），the fractional vegetation cover （FVC），the water conservation，the soil retention and the windbreak and sand fixation were calculated. As a result，the degree and potential of ecosystem restoration in the Tibetan Plateau from 2000 to 2019 had been comprehensively analyzed. The results showed as below：（1） The ecosystem function of the Tibet Plateau was gradually improved，but there was still a tendency of degradation in some areas. The regions exhibiting ‘basically remained stable’ covered the largest area，accounting for 42.03% of the Tibet Plateau. （2） The restoration potential index of the FVC in the Tibet Plateau was 29.57%. The regions with high FVC recovery potential index are mainly located in the central and western regions of the Tibetan Plateau. Policies for ecological restoration should be different for such regions. The government should prioritize the restoration strategies in areas with better climatic conditions and high restoration potential. For the areas with high potential for ecological restoration but with extreme difficulty，it is suitable to integrate artificial restoration and natural restoration to obtain a better effect of ecological projects.

Key words：Tibet Plateau;Ecosystem;Ecological restoration degree;Restoration potential

青藏高原被稱為“世界屋脊”和“地球第三極”，是全球氣候變化的敏感區(qū)，是我國(guó)重要的生態(tài)安全屏障。該地區(qū)不僅是黃河、長(zhǎng)江等多條重要河流的發(fā)源地，還是我國(guó)現(xiàn)代冰川集中分布地區(qū)，有“亞洲水塔”之稱［1］。受其獨(dú)特的地理位置和海拔的影響，青藏高原生態(tài)系統(tǒng)類型豐富多樣，具有森林、灌叢、高寒草原、高寒草甸和高寒荒漠等陸地生態(tài)系統(tǒng)，為不同生物區(qū)系的相互交匯與融合提供了特定的空間，使該地區(qū)成為現(xiàn)代許多物種的分化中心，是我國(guó)重要的生物多樣性資源寶庫之一［2］。但在高寒環(huán)境下，青藏高原生態(tài)系統(tǒng)較為敏感脆弱［2］，對(duì)氣候變化和人類活動(dòng)帶來的影響反應(yīng)更為強(qiáng)烈，其生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能以及重要物種的種群數(shù)量和結(jié)構(gòu)現(xiàn)已發(fā)生深刻變化［3］，突出表現(xiàn)為草原退化、冰川退縮、水土流失嚴(yán)重和生物多樣性下降等，嚴(yán)重影響其生態(tài)安全屏障功能的發(fā)揮［2］，對(duì)下游生態(tài)安全造成威脅［4］。對(duì)此，我國(guó)政府持續(xù)部署了天然林資源保護(hù)、退耕還林還草、退牧還草、西藏生態(tài)安全屏障保護(hù)與建設(shè)、三江源生態(tài)保護(hù)和修復(fù)與祁連山生態(tài)保護(hù)與建設(shè)綜合治理等一系列生態(tài)工程，建立了重點(diǎn)生態(tài)功能區(qū)轉(zhuǎn)移支付、森林生態(tài)效益補(bǔ)償、草原生態(tài)保護(hù)補(bǔ)助獎(jiǎng)勵(lì)、濕地生態(tài)效益補(bǔ)償?shù)壬鷳B(tài)補(bǔ)償機(jī)制，有效遏制了青藏高原生態(tài)系統(tǒng)的進(jìn)一步惡化，提升了青藏高原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能［5］。但生態(tài)恢復(fù)是一個(gè)復(fù)雜的過程，涉及生態(tài)系統(tǒng)的組成、結(jié)構(gòu)和功能之間的多重相互作用［6］，生態(tài)工程實(shí)施的成果可能需數(shù)十年甚至百年才能顯現(xiàn)。因此我們需定期開展相關(guān)的科學(xué)監(jiān)測(cè)和評(píng)估，為生態(tài)工程的科學(xué)實(shí)施與管理提供依據(jù)，確保生態(tài)工程成效。

國(guó)際上，2004年國(guó)際生態(tài)修復(fù)協(xié)會(huì)（Society for Ecological Restoration，SER）［7］提出了恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)最大程度上由本地物種組成，具有維持可持續(xù)發(fā)展或穩(wěn)定所必需的所有功能群和保證物種種群繁衍等9個(gè)相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，為評(píng)估恢復(fù)是否完成提供了依據(jù)；2019年SER及其全球科學(xué)和生態(tài)保護(hù)界的專家同行共同協(xié)商制定了《生態(tài)修復(fù)實(shí)踐國(guó)際原則和標(biāo)準(zhǔn)》［8］，提煉了McDonald等［9］從業(yè)者提出的原則和概念，總結(jié)了生態(tài)恢復(fù)基于本地參考生態(tài)系統(tǒng)，旨在協(xié)助自然恢復(fù)過程和尋求可實(shí)現(xiàn)的最高恢復(fù)水平等8項(xiàng)原則，為解釋、定義和評(píng)估生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)程度提供了框架?；谝陨显瓌t和標(biāo)準(zhǔn)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者通常選取與生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、生態(tài)系統(tǒng)組成和生態(tài)系統(tǒng)功能相關(guān)的多個(gè)參數(shù)［10-11］，建立指標(biāo)體系［12］或制定綜合指數(shù)［13］，全面評(píng)估生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度。目前，已有多名學(xué)者就青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)這一問題做過研究［14-17］，但這些學(xué)者都著重關(guān)注生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量或功能某一具體參數(shù)的變化，并不能全面、系統(tǒng)地評(píng)估青藏高原生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)程度，對(duì)青藏高原長(zhǎng)時(shí)間序列生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度與恢復(fù)潛力的研究較少。

本文利用Sen趨勢(shì)法，計(jì)算了2000—2019年青藏高原植被凈初級(jí)生產(chǎn)力（Net primary productivity，NPP）、植被覆蓋度（Fraction vegetation coverage，F(xiàn)VC）、水源涵養(yǎng)、土壤保持和防風(fēng)固沙5個(gè)指標(biāo)的變化斜率，并進(jìn)行Mann-Kendall趨勢(shì)檢驗(yàn)；根據(jù)生態(tài)恢復(fù)程度判斷依據(jù)，評(píng)估了區(qū)域整體生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度；采用基于“地帶頂極生態(tài)本底—生態(tài)現(xiàn)狀—生態(tài)恢復(fù)潛力”的生態(tài)恢復(fù)潛力評(píng)估方法［18］，評(píng)估了區(qū)域整體生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)潛力，為優(yōu)化青藏高原生態(tài)保護(hù)和修復(fù)相關(guān)政策提供決策依據(jù)，進(jìn)一步推動(dòng)青藏高原生態(tài)環(huán)境保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展。

1材料與方法

1.1研究區(qū)概況

青藏高原位于亞洲大陸中部，是世界上海拔最高的高原，平均海拔超過4 000 m，我國(guó)境內(nèi)部分西起帕米爾高原，東至橫斷山脈；南自喜馬拉雅山脈南緣，北至昆侖山—祁連山北側(cè)，介于北緯26°00′12″～39°46′50″，東經(jīng)73°18′52″～104°46′59″之間［19］。該地區(qū)具有獨(dú)特的自然條件和豐富多樣的生態(tài)系統(tǒng)，在我國(guó)氣候系統(tǒng)穩(wěn)定、水資源供應(yīng)、生物多樣性保護(hù)等方面具有重要的生態(tài)安全屏障作用。2020年，青藏高原農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)面積占陸地面積的0.87%，森林生態(tài)系統(tǒng)面積占11.75%，草地生態(tài)系統(tǒng)面積占57.42%；聚落生態(tài)系統(tǒng)面積占0.04%；水體與濕地生態(tài)系統(tǒng)面積占5.70%，荒漠生態(tài)系統(tǒng)面積占24.22%（圖1）［20］。

1.2數(shù)據(jù)來源

1.2.1植被凈初級(jí)生產(chǎn)力數(shù)據(jù)MOD17 A3產(chǎn)品提供有分辨率為500 m×500 m的年度凈初級(jí)生產(chǎn)力信息，該數(shù)據(jù)模擬精度較高，其精度經(jīng)過驗(yàn)證［21］，已被多位學(xué)者用于青藏高原植被凈初級(jí)生產(chǎn)力的相關(guān)研究［21-24］。因此，本文植被凈初級(jí)生產(chǎn)力數(shù)據(jù)直接采用MODIS遙感產(chǎn)品MOD17 A3，重采樣得到2000—2019年1 km分辨率的NPP數(shù)據(jù)集。

1.2.2植被覆蓋度數(shù)據(jù)本文主要基于2000—2019年的MODIS遙感產(chǎn)品MOD13 A2，采用像元二分法計(jì)算得到時(shí)間分辨率為16天的植被覆蓋度數(shù)據(jù)，經(jīng)最大合成法和重采樣得到2000—2019年1 km分辨率的年植被覆蓋度數(shù)據(jù)。

1.2.3青藏高原生態(tài)地理分區(qū)數(shù)據(jù)本文以鄭度等人［25］制定的全國(guó)生態(tài)地理分區(qū)為基礎(chǔ)，將青藏高原劃分為11個(gè)生態(tài)地理區(qū)（表1和圖2）。

1.2.4氣象數(shù)據(jù)氣象數(shù)據(jù)包括溫度、降水等，來源于國(guó)家氣象科學(xué)數(shù)據(jù)中心（https：//data.cma.cn/）。使用AUNSPLINE軟件對(duì)溫度和降水進(jìn)行插值，將插值結(jié)果與國(guó)家氣象信息中心提供的0.25°×0.25°日值降水格點(diǎn)數(shù)據(jù)結(jié)合，生成2000—2019年青藏高原1 km逐月溫度和降水?dāng)?shù)據(jù)集，計(jì)算得到2000—2019年青藏高原多年平均年均溫和多年平均年均降水量及多年氣溫和降水變化趨勢(shì)（圖3和圖4）［26］。

1.3研究方法

1.3.1生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度評(píng)估指標(biāo)體系本文基于邵全琴［27］和王壯壯［28］等學(xué)者的研究成果，同時(shí)考慮各指標(biāo)之間的相關(guān)性，剔除了具有自相關(guān)的指標(biāo)，結(jié)合青藏高原區(qū)域特點(diǎn)，從生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量、生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)兩個(gè)方面選取了5個(gè)一級(jí)指標(biāo)和7個(gè)二級(jí)指標(biāo)，構(gòu)建青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度評(píng)估指標(biāo)體系（表2）。

1.3.2生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)估算與驗(yàn)證

（1）水源涵養(yǎng)量

本文水源涵養(yǎng)量主要以水量平衡法［29］為基本原理，綜合運(yùn)用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和權(quán)衡的綜合評(píng)估（Integrated valuation of ecosystem services and trade-offs，InVEST）模型及《生態(tài)紅線劃定指南》中的方法進(jìn)行計(jì)算，計(jì)算公式如下：

Q_wr=P-ET-R （1）

其中，Q_wr為水源涵養(yǎng)量（mm）；P為降水量（mm）；ET為地表實(shí)際蒸散量（mm），R為地表徑流量（mm）。各參數(shù)計(jì)算方法詳見參考文獻(xiàn)［30］。

基于河道徑流數(shù)據(jù)對(duì)集水區(qū)內(nèi)的水源涵養(yǎng)量進(jìn)行驗(yàn)證，利用沱沱河站、直門達(dá)站、吉邁站和唐乃亥站4個(gè)水文站在1990—2018年的年徑流總量監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)各水文站控制流域范圍內(nèi)同時(shí)期的生態(tài)系統(tǒng)年水源涵養(yǎng)量模擬結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)證，水文站年徑流量和其集水區(qū)年水源涵養(yǎng)量的R2為0.83（Plt;0.001）。

（2）土壤保持量

本文中土壤保持量定義為生態(tài)系統(tǒng)在沒有植被覆蓋和任何水土保持措施時(shí)的土壤侵蝕量與現(xiàn)實(shí)狀況下土壤侵蝕量的差值［30］。公式如下：

SK=（A_q-A_r）×M （2）

式中，SK為計(jì)算單元上的生態(tài)系統(tǒng)土壤保持量（t·a^-1）；A_q為計(jì)算單元上無植被保護(hù)下的潛在土壤侵蝕模數(shù)（t·hm^-2·a^-1）；A_r為計(jì)算單元上現(xiàn)實(shí)覆被狀態(tài)下的土壤侵蝕模數(shù)（t·hm^-2·a^-1）；M為計(jì)算單元面積（hm2）。

其中，土壤侵蝕量利用修正的通用水土流失方程（Revised universal soil loss equation，RUSLE）［30］計(jì)算，公式如下：

A=R×K×L×S×C×P （3）

式中，A為土壤水蝕模數(shù)（t·hm^-2·a^-1）；R為降雨侵蝕力因子（MJ·mm·hm^-2·h^-1·a^-1）；K為土壤可蝕性因子（t·hm²·h·hm^-2·MJ^-1·mm^-1））；L為坡長(zhǎng)因子，S為坡度因子；C為覆蓋和管理因子，取值范圍為 0～1；P為水土保持措施因子，取值范圍為 0～1。各參數(shù)計(jì)算方法詳見參考文獻(xiàn)［30］。

基于沱沱河站、直門達(dá)站、吉邁站和唐乃亥站4個(gè)水文站在1990—2018年的輸沙量監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)各水文站控制流域范圍內(nèi)同時(shí)期的生態(tài)系統(tǒng)年土壤流失量模擬結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)證，水文站含沙量和其集水區(qū)年土壤流失量的R²為0.62（Plt;0.001）。

（3）防風(fēng)固沙量

生態(tài)系統(tǒng)防風(fēng)固沙量是裸土條件下的潛在土壤風(fēng)蝕量與實(shí)際植被狀況下土壤風(fēng)蝕量之間的差值［30］。計(jì)算公式如下：

FS=（SLp-SLr）×M （4）

式中，F(xiàn)S為生態(tài)系統(tǒng)防風(fēng)固沙量（t·a^-1）；SLp為計(jì)算單元上無植被保護(hù)下的潛在土壤風(fēng)蝕模數(shù)（t·hm^-2·a^-1）；SLr為計(jì)算單元上現(xiàn)實(shí)覆被狀態(tài)下的土壤風(fēng)蝕模數(shù)（t·hm^-2·a-¹）；M為計(jì)算單元面積（hm2）。

其中，土壤風(fēng)蝕量利用修正風(fēng)蝕方程（Revised wind erosion equation，RWEQ）［30］進(jìn)行評(píng)估，

SL=Q_x/X （5）

Q_x=Q_max［1-e^（x/s）2］ （6）

Q_max=109.8（WF×EF×SCF×K′×COG） （7）

s=150.71（WF×EF×SCF×K′×COG）^{-0.371 1} （8）

式中，SL表示土壤風(fēng)蝕模數(shù)（kg·m^-2），X表示地塊長(zhǎng)度（m），Q_x表示地塊長(zhǎng)度x處的沙通量（kg·m^-1）；Q_max表示風(fēng)力的最大輸沙能力（kg·m^-1）；s表示關(guān)鍵地塊長(zhǎng)度（m）；WF表示氣象因子；EF表示土壤可蝕性成分；SCF表示土壤結(jié)皮因子；K′表示土壤糙度因子；COG表示植被因子，包括平鋪、直立作物殘留物和植被冠層。各參數(shù)計(jì)算方法詳見參考文獻(xiàn)［30］?；谙嚓P(guān)文獻(xiàn)［31-32］利用137CS測(cè)定的風(fēng)蝕模數(shù)數(shù)據(jù)對(duì)RWEQ模型估算的同區(qū)域均值風(fēng)蝕模數(shù)進(jìn)行對(duì)標(biāo)驗(yàn)證，得到R2=0.51（Plt;0.05）。

1.3.3生態(tài)系統(tǒng)變化趨勢(shì)和恢復(fù)程度評(píng)估方法

本文以2010年為分界點(diǎn)，采用最小二乘法分別計(jì)算 2000—2010 年、2010—2019年兩時(shí)段內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的變化斜率P（Pgt;0.05判定為轉(zhuǎn)好，-0.05≤P≤ 0.05判定為基本穩(wěn)定，Plt;-0.05判定為轉(zhuǎn)差；侵蝕模數(shù)和風(fēng)蝕模數(shù)相反），對(duì)生態(tài)系統(tǒng)在2000—2019年間的生態(tài)恢復(fù)態(tài)勢(shì)進(jìn)行判斷（如：連續(xù)轉(zhuǎn)差、保持穩(wěn)定和連續(xù)轉(zhuǎn)好等）［27］，可忽略氣候變化引起的突變。

本文依據(jù)邵全琴等人［27］提出的判斷標(biāo)準(zhǔn)，利用Sen趨勢(shì)法計(jì)算2000—2019年生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)5個(gè)指標(biāo)的空間變化斜率，進(jìn)行Mann-Kendall趨勢(shì)檢驗(yàn)。根據(jù)各個(gè)指標(biāo)的變化斜率進(jìn)行判斷，得到轉(zhuǎn)好、基本穩(wěn)定和轉(zhuǎn)差 3類變化趨勢(shì)空間分布數(shù)據(jù)，后對(duì)各指標(biāo)變化趨勢(shì)空間分布數(shù)據(jù)進(jìn)行疊加分析，并根據(jù)表3判斷青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度。

1.3.4生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)潛力評(píng)估方法采用基于“地帶頂極生態(tài)本底—生態(tài)現(xiàn)狀—生態(tài)恢復(fù)潛力”的生態(tài)恢復(fù)潛力評(píng)估方法［18］，對(duì)青藏高原生態(tài)恢復(fù)潛力進(jìn)行評(píng)估。將國(guó)家級(jí)和省級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)的生態(tài)系統(tǒng)作為同一生態(tài)地理區(qū)同一生態(tài)系統(tǒng)類型的頂極生態(tài)本底，選擇青藏高原2017—2019年平均植被覆蓋度作為其生態(tài)現(xiàn)狀，與擬合的地帶性頂極生態(tài)本底進(jìn)行比較，計(jì)算生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)，公式如下：

ERPI=（ER_t-ER_c）/ER_t×100% （9）

式中：ERPI為生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)；ERt為地帶頂極生態(tài)本底值；ERc為生態(tài)恢復(fù)現(xiàn)狀值。生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)越大，則生態(tài)恢復(fù)潛力越大。

2結(jié)果與分析

2.1青藏高原生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量變化趨勢(shì)

2.1.1植被覆蓋度變化趨勢(shì)2000—2019 年青藏高原植被覆蓋度年均變化速率為 0.02%·a^-1，整體呈現(xiàn)多年微弱增加趨勢(shì)。其中，年均植被覆蓋度增加區(qū)域主要位于青藏高原的HIIC1和HIIA/B1，其變化速率分別為 0.18%·a^-1 和0.13%·a^-1；年均植被覆蓋度減少區(qū)域主要位于青藏高原中部的HIC2和HIB1，其變化速率均為-0.10%·a^-1（圖5a）。采用Mann-kendall方法對(duì)植被覆蓋度變化斜率進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)，減少趨勢(shì)通過 0.05顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域主要分布在HIC2地區(qū)，面積占比為 13.35%；增加趨勢(shì)通過 0.05顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域主要分布在HIIC1和HIID1交界處，面積占比為 2.95%；變化趨勢(shì)未通過顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域面積占比為64.51%（圖5b）。

2010—2019年青藏高原平均年最大植被覆蓋度較2000—2010年增加0.26%。兩個(gè)時(shí)段內(nèi)，青藏高原植被覆蓋度持續(xù)轉(zhuǎn)好的面積占比約為5.77%。此外，約有43.95%的區(qū)域植被覆蓋度保持穩(wěn)定，5.81%的區(qū)域植被覆蓋度持續(xù)轉(zhuǎn)差（表4）。其中，持續(xù)轉(zhuǎn)好的區(qū)域主要分布在青藏高原東北部祁連山區(qū)和環(huán)青海湖一帶，持續(xù)轉(zhuǎn)差的區(qū)域主要分布在HIC2和HIB1等地的局部地區(qū)（圖6）。

2.1.2植被凈初級(jí)生產(chǎn)力變化趨勢(shì)2000—2019年青藏高原植被NPP平均變化斜率為0.38 gC·m-2·a-2。其中，大部分地區(qū)植被NPP增加，面積占比為57.41%；VA6西部地區(qū)減少最為顯著（圖7a）。對(duì)青藏高原植被NPP的變化趨勢(shì)進(jìn)行Mann-Kendall顯著性檢驗(yàn)，增加趨勢(shì)通過 0.05 顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域主要分布在HIIC1，HIC1西部和HIC2東部地區(qū)，面積占比為29.8%；減少趨勢(shì)通過0.05顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域主要分布在VA6西部地區(qū)，面積占比為0.7%（圖7b）。

2010—2019年青藏高原植被NPP較2000—2010年增加1.67%。兩個(gè)時(shí)段內(nèi)，青藏高原植被NPP保持穩(wěn)定區(qū)域面積最大，主要分布在青藏高原中西部，面積占比為63.93%；持續(xù)轉(zhuǎn)好區(qū)域主要分布在HIIC1，面積占比為10.01%；持續(xù)變差區(qū)域主要分布在VA6西部，面積占比僅為0.84%（圖8，表4）。

2.2青藏高原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化趨勢(shì)

2.2.1水源涵養(yǎng)服務(wù)變化趨勢(shì)2000—2019年青藏高原陸地生態(tài)系統(tǒng)水源涵養(yǎng)量整體呈減少趨勢(shì)，年均變化速率為-11.8 m³·hm^-2·a^-1（圖9a）。年均水源涵養(yǎng)量增加區(qū)域主要位于HIB1中東部、HIC1和HIIC1地區(qū)；減少區(qū)域主要位于HIIA/B1地區(qū)。對(duì)水源涵養(yǎng)量變化斜率進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)，減少趨勢(shì)和增加趨勢(shì)通過 0.05 顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域面積占比為 18.87%和 4.23%，未通過顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域面積占比為 60.78%（圖9b）。

與2000—2010年相比，2010—2019年青藏高原年均水源涵養(yǎng)量下降了2.26%。兩個(gè)時(shí)段內(nèi)，青藏高原陸地生態(tài)系統(tǒng)水源涵養(yǎng)量持續(xù)轉(zhuǎn)好區(qū)域面積占12.95%，保持穩(wěn)定區(qū)域面積占13.54%，持續(xù)轉(zhuǎn)差區(qū)域面積占21.18%（表5）。其中，水源涵養(yǎng)服務(wù)持續(xù)轉(zhuǎn)差地區(qū)主要分布在HIIA/B1地區(qū)（圖10）。

2.2.2土壤保持服務(wù)變化趨勢(shì)2000—2019年青藏高原水蝕區(qū)水蝕模數(shù)呈降低趨勢(shì)，年均變化速率為-0.015 t·hm^-2·a^-1；土壤保持量呈增加趨勢(shì)，年均變化速率為 1.06 t·hm^-2·a^-1，青藏高原生態(tài)系統(tǒng)土壤保持服務(wù)功能逐步提升，其中增加區(qū)域主要位于HIIC1和HIIA/B1東部地區(qū)（圖11a）。對(duì)土壤保持變化斜率進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)，減少趨勢(shì)通過 0.05 顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域極小，面積占比為0.03%；增加趨勢(shì)通過0.05 顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域多位于青藏高原東部地區(qū)，面積占比為10.61%；未通過顯著性檢驗(yàn)的區(qū)域面積占比為 68.01%（圖11b）。

與2000—2010年相比，2010—2019年青藏高原水蝕區(qū)年均土壤水蝕模數(shù)下降了51.78%，年均單位面積土壤保持量上升了15.02%。兩個(gè)時(shí)段內(nèi)，青藏高原水蝕區(qū)土壤保持服務(wù)持續(xù)轉(zhuǎn)好區(qū)域面積占0.88%，主要位于HIIC1地區(qū)；保持穩(wěn)定區(qū)域面積占82.21%；僅0.01%的區(qū)域土壤保持量持續(xù)轉(zhuǎn)差（圖12，表5）。

2.2.3防風(fēng)固沙服務(wù)變化趨勢(shì)2000—2019年青藏高原風(fēng)沙區(qū)風(fēng)蝕模數(shù)年均變化速率為-0.43 t·hm^-2·a^-1，防風(fēng)固沙量年均變化速率為-0.61 t·hm^-2·a^-1，生態(tài)系統(tǒng)防風(fēng)固沙服務(wù)功能大部分地區(qū)保持穩(wěn)定，但HIC2地區(qū)明顯降低（圖13a）。對(duì)防風(fēng)固沙變化斜率進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)，減少趨勢(shì)和增加趨勢(shì)通過0.05顯著性檢驗(yàn)的面積占比分別為32.79%和2.77%，未通過顯著性檢驗(yàn)的面積占比為 58.46% （圖13b）。

與2000—2010年相比，2010—2019年青藏高原風(fēng)蝕區(qū)年均土壤風(fēng)蝕模數(shù)下降了26.95%，年均防風(fēng)固沙量下降了34.59%。兩個(gè)時(shí)段內(nèi)，青藏高原風(fēng)蝕區(qū)防風(fēng)固沙服務(wù)持續(xù)轉(zhuǎn)好的區(qū)域僅占0.50%，保持穩(wěn)定的區(qū)域占54.98%，持續(xù)轉(zhuǎn)差的區(qū)域占16.38%，主要位于HIC2地區(qū)（圖14，表5）。

2.3青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度

2000—2019 年生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度空間差異較大（圖15，表6），生態(tài)系統(tǒng)基本穩(wěn)定的面積最大，占青藏高原面積的42.03%，主要分布在HID1，HIID1和HIID2等地區(qū)；部分要素恢復(fù)與部分要素轉(zhuǎn)差的面積次之，占比為 25.46%，主要分布在HIC2等地區(qū)。生態(tài)恢復(fù)程度較高和高的面積占比分別為 4.13%和0.19%，主要分布在HIIC1等地區(qū)。有所轉(zhuǎn)差、較明顯轉(zhuǎn)差和明顯轉(zhuǎn)差的面積占比分別為 12.59%，2.35%和0.13%，主要分布在HIB1和HIC2交界處，即那曲市東部（安多縣、色尼區(qū)和聶榮縣）。

2.4青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)潛力

2017—2019年在頂極生態(tài)狀況下青藏高原區(qū)植被覆蓋度在空間上由東南向西北遞減，平均植被覆蓋度為35.34%（圖16a），同期實(shí)際植被覆蓋度與頂極本底尚有10.45%的差距，生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)為29.57%（圖16b）。其中，植被覆蓋度恢復(fù)潛力指數(shù)較大的地區(qū)主要位于青藏高原中西部，即HIC1，HIC2，HID1，HIIC2，HIID1，HIID2和HIID3地區(qū)。

2017—2019年森林生態(tài)系統(tǒng)在頂極生態(tài)狀況下的植被覆蓋度為90.02%，森林現(xiàn)狀與頂極植被覆蓋度的差距為12.23%，生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)為13.59%；草地生態(tài)系統(tǒng)在頂極生態(tài)狀況下的植被覆蓋度為46.15%，草地現(xiàn)狀與頂極植被覆蓋度的差距為11.69%，生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)為25.33%；荒漠生態(tài)系統(tǒng)在頂極生態(tài)狀況下的植被覆蓋度為7.52%，荒漠現(xiàn)狀與頂極植被覆蓋度的差距為4.03%，生態(tài)恢復(fù)潛力指數(shù)為53.59%。

3討論

本文利用InVEST，RUSLE和RWEQ等方法，選取NPP、FVC、水源涵養(yǎng)、土壤保持和防風(fēng)固沙5個(gè)指標(biāo)，從生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)兩方面對(duì)2000—2019年青藏高原生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)程度和潛力進(jìn)行分析。研究發(fā)現(xiàn)，2000—2019年青藏高原FVC和NPP整體呈上升趨勢(shì)，西部地區(qū)基本穩(wěn)定，東部地區(qū)呈上升趨勢(shì)，其中VA6地區(qū)FVC基本穩(wěn)定，NPP呈下降趨勢(shì)；水源涵養(yǎng)量整體呈下降趨勢(shì)，西部和東北地區(qū)水源涵養(yǎng)能力改善，而東南地區(qū)則呈下降趨勢(shì)；土壤保持量呈上升趨勢(shì)，土壤水蝕總體減弱，HIIA/B1地區(qū)明顯減弱，HIIC1和HIID1地區(qū)部分增強(qiáng)；防風(fēng)固沙量呈下降趨勢(shì)，土壤風(fēng)蝕總體減弱，東北部分地區(qū)增強(qiáng)。本文采用模型變量參數(shù)控制法［30］，分析氣候變化和人類活動(dòng)對(duì)青藏高原NPP變化的貢獻(xiàn)率，得到氣候變化對(duì)NPP增加的貢獻(xiàn)率為89.92%，表明NPP增加與青藏高原氣候暖濕化［33-34］密切相關(guān)。其中，VA6地區(qū)NPP下降的主要原因是降水量增多，導(dǎo)致空氣濕度變大，蒸騰作用減弱，植物生長(zhǎng)受到抑制［24，35］。此外，降水還主導(dǎo)了青藏高原水源涵養(yǎng)變化趨勢(shì)［36］。利用RUSLE方程，估算固定氣候（多年平均氣候）下風(fēng)蝕模數(shù)的變化速率，得到2000—2019 年青藏高原風(fēng)蝕模數(shù)年均變化速率為0.08 t·hm^-2·a^-1，防風(fēng)固沙量年均變化速率為-0.08 t·hm^-2·a^-1，表明風(fēng)蝕模數(shù)下降受氣候變化的影響較大，主要與該時(shí)期風(fēng)速減弱［37-38］有關(guān)，風(fēng)速減弱代表風(fēng)力的最大輸沙能力減弱，導(dǎo)致土壤風(fēng)蝕模數(shù)下降。此外，雖然溫度升高、降水量增加有利于植被生長(zhǎng)，從而提升防風(fēng)固沙功能，但溫度升高也同時(shí)造成了蒸散量的增加，土壤水分流失更多［39］，其對(duì)防風(fēng)固沙帶來的消極影響可能遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于其積極影響，且潛在土壤風(fēng)蝕模數(shù)和實(shí)際土壤風(fēng)蝕模數(shù)的下降也可能是防風(fēng)固沙量下降的原因。

在氣候變化和人類活動(dòng)的共同作用下，2000—2019年青藏高原生態(tài)恢復(fù)程度表現(xiàn)出明顯的空間異質(zhì)性，HIIC1地區(qū)生態(tài)恢復(fù)程度高，而HIB1和HIC2交界處，即那曲市色尼區(qū)及其北部區(qū)縣生態(tài)恢復(fù)程度明顯轉(zhuǎn)差。其中，氣候變化是HIIC1地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度高的主要因素。該地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)面積最大，氣溫和降水量的增加不僅能提高植被生產(chǎn)力，還能擴(kuò)大水體面積，使生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)向合理化方向發(fā)展［23，40］。此外，在HIIC1地區(qū)同時(shí)實(shí)施了天然林資源保護(hù)工程、退耕還林還草工程、退牧還草工程、三江源生態(tài)保護(hù)和建設(shè)工程、三北防護(hù)林建設(shè)工程和祁連山生態(tài)保護(hù)和修復(fù)工程等工程，遏制了草地退化趨勢(shì)，對(duì)該地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)起到了一定的積極作用［40］。那曲市色尼區(qū)及其北部區(qū)縣生態(tài)恢復(fù)程度明顯轉(zhuǎn)差受人類活動(dòng)影響較大，過度放牧和土地覆被變化是草地退化的主要驅(qū)動(dòng)因素［41］。雖然政府已經(jīng)采取了退牧還草工程、限牧禁牧、生態(tài)補(bǔ)獎(jiǎng)等措施，但在局部地區(qū)只能發(fā)揮有限的作用［37］。此外，部分地區(qū)破壞草原生態(tài)問題仍長(zhǎng)期存在，如企業(yè)違法違規(guī)開采砂石且只開采不治理等［42］，造成嚴(yán)重破壞。

本文采用基于“地帶頂極生態(tài)本底—生態(tài)現(xiàn)狀—生態(tài)恢復(fù)潛力”的生態(tài)恢復(fù)潛力評(píng)估方法，對(duì)青藏高原植被覆蓋度恢復(fù)潛力進(jìn)行評(píng)估。結(jié)果表明，青藏高原中西部生態(tài)恢復(fù)潛力較高，且荒漠生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)潛力最高。對(duì)此，建議政府未來應(yīng)因區(qū)分策，考慮地區(qū)的投入產(chǎn)出水平，對(duì)水熱環(huán)境較好且恢復(fù)潛力大的草地生態(tài)系統(tǒng)積極采取措施，制定高投入、高回報(bào)的相關(guān)政策；對(duì)生態(tài)恢復(fù)潛力大但恢復(fù)難度較高的荒漠生態(tài)系統(tǒng)應(yīng)采取人工修復(fù)和自然恢復(fù)相結(jié)合的方法，制定更加合理有效的政策，避免投入大量資金但恢復(fù)效果卻很有限的現(xiàn)象出現(xiàn)［43］。

本文從生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)兩方面選取5個(gè)指標(biāo)對(duì)青藏高原生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度進(jìn)行評(píng)估，明晰青藏高原生態(tài)恢復(fù)程度，有利于優(yōu)化調(diào)整相關(guān)生態(tài)恢復(fù)政策，提高生態(tài)工程效率。但各指標(biāo)間的顯著性和相對(duì)重要性也存在差異，設(shè)置指標(biāo)權(quán)重對(duì)于生態(tài)恢復(fù)效益評(píng)估具有重要意義［28］，未來的研究中可設(shè)置指標(biāo)權(quán)重，進(jìn)一步提高生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度評(píng)估指標(biāo)體系的合理性。

4結(jié)論

近二十年來，在氣候變化和人類活動(dòng)的共同作用下，青藏高原生態(tài)系統(tǒng)惡化趨勢(shì)得到遏制，生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)逐步改善，基本呈東高西低的空間分布格局。其中，青藏高原東部地區(qū)生態(tài)恢復(fù)程度較高，西部基本穩(wěn)定，但中部及南部部分地區(qū)草原仍存在退化趨勢(shì)，區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)與修復(fù)仍面臨挑戰(zhàn)。我們應(yīng)以生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度的評(píng)估結(jié)果為依據(jù)，結(jié)合土地利用和生態(tài)恢復(fù)潛力，及時(shí)優(yōu)化相關(guān)政策和措施，系統(tǒng)布局各類生態(tài)工程，探索長(zhǎng)期有效的生態(tài)治理措施，為推動(dòng)青藏高原生態(tài)環(huán)境保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展服務(wù)。

參考文獻(xiàn)

［1］國(guó)家發(fā)改委，自然資源部，水利部，等. 青藏高原生態(tài)屏障區(qū)生態(tài)保護(hù)和修復(fù)重大工程建設(shè)規(guī)劃（2021-2035 年）［EB/OL］. https：//www.ndrc.gov.cn/xxgk/zcfb/ghwb/202112/P02021 1221312151424398.pdf，2021-12-20/2022-11-22

［2］孫鴻烈，鄭度，姚檀棟，等. 青藏高原國(guó)家生態(tài)安全屏障保護(hù)與建設(shè)［J］. 地理學(xué)報(bào)，2012，67（1）：3-12

［3］張憲洲，楊永平，樸世龍，等. 青藏高原生態(tài)變化［J］. 科學(xué)通報(bào)，2015，60（32）：3048-3056

［4］湯秋鴻，劉星才，周園園，等. “亞洲水塔”變化對(duì)下游水資源的連鎖效應(yīng)［J］. 中國(guó)科學(xué)院院刊，2019，34（11）：1306-1312

［5］國(guó)務(wù)院新聞辦公室. 《青藏高原生態(tài)文明建設(shè)狀況》白皮書（全文）［EB/OL］. http：//www.scio.gov.cn/ztk/dtzt/37868/38707/index.htm，2018-07-18/2022-11-22

［6］WEN X，THEAU J. Assessment of ecosystem services in restoration programs in China：A systematic review［J］. Ambio，2020，49（2）：584-92

［7］Society for Ecological Restoration International Science amp; Policy Working Group. The SER international primer on ecological restoration［EB/OL］.https：//cdn.ymaws.com/www.ser.org/resource/resmgr/custompages/publications/ser_publications/ser_primer.pdf，2004-10/2022-7-25

［8］GANN G D，MCDONALD T，WALDER B，et al. International principles and standards for the practice of ecological restoration（Second edition）［J］. Restoration Ecology，2019，27（S1）：S3-S46

［9］MCDONALD T，GANN G D，JONSON J，et al. International standards for the practice ofecological restoration - including principles and key concepts［EB/OL］. https：//pureportal.inbo.be/en/publications/international-standards-for-the-practice-of-ecological-restoratio，2016-12/2022-11-21

［10］RUIZ-JAEN M C，MITCHELL A T. Restoration Success：How Is It Being Measured？［J］. Restoration Ecology，2005，13（3）：569-577

［11］WORTLEY L，HERO J M，HOWES M. Evaluating Ecological Restoration Success：A Review of the Literature［J］.Restoration Ecology，2013，21（5）：537-543

［12］邵全琴，樊江文，劉紀(jì)遠(yuǎn)，等. 三江源生態(tài)保護(hù)和建設(shè)一期工程生態(tài)成效評(píng)估［J］. 地理學(xué)報(bào)，2016，71（1）：3-20

［13］LI T，LU Y H，F(xiàn)U B J，et al. Gauging policy-driven large-scale vegetation restoration programmes under a changing environment：Their effectiveness and socio-economic relationships［J］. Science of the Total Environment，2017，607：911-919

［14］張江，袁旻舒，張婧，等. 近30年來青藏高原高寒草地NDVI動(dòng)態(tài)變化對(duì)自然及人為因子的響應(yīng)［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2020，40（18）：6269-6281

［15］王濤，趙元真，王慧，等. 基于GIMMS NDVI的青藏高原植被指數(shù)時(shí)空變化及其氣溫降水響應(yīng)［J］. 冰川凍土，2020，42（2）：641-652

［16］蘭翔宇，葉沖沖，王毅，等. 1995-2014年青藏高原水源涵養(yǎng)功能時(shí)空演變特征及其驅(qū)動(dòng)力分析［J］. 草地學(xué)報(bào)，2021，29（S1）：80-92

［17］張曉瑤，陸林，虞虎，等. 青藏高原土地利用變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值影響的多情景模擬［J］. 生態(tài)學(xué)雜志，2021，40（3）：887-898

［18］邵全琴，樊江文，劉紀(jì)遠(yuǎn)，等. 重大生態(tài)工程生態(tài)效益監(jiān)測(cè)與評(píng)估研究［J］. 地球科學(xué)進(jìn)展，2017，32（11）：1174-1182

［19］張鐿鋰，李炳元，鄭度. 論青藏高原范圍與面積［J］. 地理研究，2002（1）：1-8

［20］劉良云，張肖. 2020年全球30米地表覆蓋精細(xì)分類產(chǎn)品V1.0.［DB/OL］，https：//data.casearth.cn/sdo/detail/5fbc7904819aec 1ea2 dd7061，2021-08-12/2022-09-26

［21］王亞暉，唐文家，李森，等. 青海省草地生產(chǎn)力變化及其驅(qū)動(dòng)因素［J］. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2022，31（2）：1-13

［22］劉旻霞，焦驕，潘竟虎，等. 青海省植被凈初級(jí)生產(chǎn)力（NPP）時(shí)空格局變化及其驅(qū)動(dòng)因素［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2020，40（15）：5306-5317

［23］陳舒婷，郭兵，楊飛，等. 2000—2015年青藏高原植被NPP時(shí)空變化格局及其對(duì)氣候變化的響應(yīng)［J］. 自然資源學(xué)報(bào)，2020，35（10）：2511-2527

［24］ZHANG Y，HU Q W，ZOU F L. Spatio-Temporal Changes of Vegetation Net Primary Productivity and Its Driving Factors on the Qinghai-Tibetan Plateau from 2001 to 2017［J］. Remote Sensing，2021，13（8）：1566

［25］鄭度. 中國(guó)生態(tài)地理區(qū)域系統(tǒng)研究［M］. 北京：商務(wù)印書館，2008：270-295

［26］LIU G B，SHAO Q Q，F(xiàn)AN J W，et al. Change Trend and Restoration Potential of Vegetation Net Primary Productivity in China over the Past 20 Years［J］. Remote Sensing，2022，14（7）：1634

［27］邵全琴，劉樹超，寧佳，等. 2000—2019年中國(guó)重大生態(tài)工程生態(tài)效益遙感評(píng)估［J］. 地理學(xué)報(bào)，2022，77（9）：2133-2153

［28］王壯壯，王浩，馮曉明，等. 重點(diǎn)脆弱生態(tài)區(qū)生態(tài)恢復(fù)綜合效益評(píng)估指標(biāo)體系［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2019，39（20）：7356-7366

［29］沈鈺仟，肖燚，歐陽志云，等. 基于生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量的水源涵養(yǎng)服務(wù)評(píng)估——以西南五省為例［J］. 山地學(xué)報(bào)，2020，38（6）：816-828

［30］邵全琴，樊江文. 三江源生態(tài)保護(hù)和建設(shè)工程生態(tài)效益監(jiān)測(cè)評(píng)估［M］. 北京：科學(xué)出版社，2018：44，107-124

［31］李俊杰，李勇，王仰麟，等. 三江源區(qū)東西樣帶土壤侵蝕的137Cs和210Pbex示蹤研究［J］. 環(huán)境科學(xué)研究，2009，22（12）：1452-1459

［32］嚴(yán)平，董光榮，張信寶，等. 137Cs法測(cè)定青藏高原土壤風(fēng)蝕的初步結(jié)果［J］. 科學(xué)通報(bào)，2000（2）：199-204

［33］劉杰，汲玉河，周廣勝，等. 2000—2020年青藏高原植被凈初級(jí)生產(chǎn)力時(shí)空變化及其氣候驅(qū)動(dòng)作用［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2022，33（6）：1533-1538

［34］傅伯杰，歐陽志云，施鵬，等. 青藏高原生態(tài)安全屏障狀況與保護(hù)對(duì)策［J］. 中國(guó)科學(xué)院院刊，2021，36（11）：1298-1306

［35］劉長(zhǎng)雨，謝保鵬，楊潔，等. 青藏高原不同退化梯度下植被蒸散發(fā)的時(shí)空格局研究［J］. 草地學(xué)報(bào)，2023，31（1）：252-262

［36］蘭翔宇，葉沖沖，王毅，等. 1995—2014年青藏高原水源涵養(yǎng)功能時(shí)空演變特征及其驅(qū)動(dòng)力分析［J］. 草地學(xué)報(bào)，2021，29（S1）：80-92

［37］TENG Y M，ZHAN J Y，LIU W，et al. Spatiotemporal dynamics and drivers of wind erosion on the Qinghai-Tibet Plateau，China［J］. Ecological Indicators，2021，123：107340

［38］丁一匯，李霄，李巧萍. 氣候變暖背景下中國(guó)地面風(fēng)速變化研究進(jìn)展［J］. 應(yīng)用氣象學(xué)報(bào)，2020，31（1）：1-12

［39］孫鵬森，劉寧，劉世榮，等. 川西亞高山流域水碳平衡研究［J］. 植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，40（10）：1037-1048

［40］張海燕，樊江文，邵全琴，等. 2000-2010年中國(guó)退牧還草工程區(qū)生態(tài)系統(tǒng)宏觀結(jié)構(gòu)和質(zhì)量及其動(dòng)態(tài)變化［J］. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2016，25（4）：1-15

［41］XIONG Q L，XIAO Y，LIANG P H，et al. Trends in climate change and human interventions indicate grassland productivity on the Qinghai-Tibetan Plateau from 1980 to 2015［J］. Ecological Indicators，2021，129：108010

［42］中國(guó)環(huán)境報(bào). 西藏那曲色尼區(qū)砂石開采違法違規(guī)問題突出嚴(yán)重破壞高寒草原生態(tài)環(huán)境［N］. 中國(guó)環(huán)境報(bào)，2022-04-15（3）

［43］ZHANG Y Y，YANG Y J，CHEN Z X，et al. Multi-criteria assessment of the resilience of ecological function areas in China with a focus on ecological restoration［J］. Ecological Indicators，2020，119：106862

（責(zé)任編輯 閔芝智）