三江源區(qū)土壤侵蝕變化及驅(qū)動因素分析

曹巍，劉璐璐，吳丹

(1.中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所陸地表層格局與模擬院重點實驗室，北京 100101；2.成都大學(xué)建筑與土木工程學(xué)院，四川 成都 610106；3.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學(xué)研究所，江蘇 南京 210042)

三江源區(qū)地處青藏高原腹地，是長江、黃河、瀾滄江三大河流的發(fā)源地，是我國青藏高原生態(tài)安全屏障的重要組成部分，具有重要的生態(tài)戰(zhàn)略地位。該地區(qū)海拔高，氣候寒冷，自然環(huán)境惡劣，生態(tài)系統(tǒng)極其脆弱，在全球氣候變化和人類不合理活動的雙重影響下，該地區(qū)生態(tài)狀況持續(xù)退化，出現(xiàn)一系列生態(tài)問題，生態(tài)安全受到嚴重威脅。水土流失加劇是較為突出的問題之一，它會造成土地資源退化、土壤養(yǎng)分流失、江河污染、河道淤積從而加劇洪澇災(zāi)害等危害，嚴重威脅著人類的生存和發(fā)展。為遏制三江源區(qū)生態(tài)系統(tǒng)持續(xù)退化的態(tài)勢，國家于2004年批準了《青海三江源自然保護區(qū)生態(tài)保護和建設(shè)總體規(guī)劃(2005-2012年)》(以下簡稱“三江源一期工程”)，投資75億元開展生態(tài)工程建設(shè)，加強對三江源地區(qū)的生態(tài)保護。工程設(shè)定了6大規(guī)劃目標，其中針對水土流失治理的目標是“工程實施后減少水土流失1139.48萬m3”。經(jīng)過8年的時間，三江源一期工程已于2013年實施完畢，工程實施后三江源區(qū)的水土流失問題是否得到了解決？生態(tài)工程是否發(fā)揮了積極作用？生態(tài)工程是否需要延續(xù)？為了回答這些問題，亟須通過科學(xué)的手段對生態(tài)工程實施后的效果進行評估。

區(qū)域土壤侵蝕研究采用的傳統(tǒng)方法有區(qū)域觀測法、觀測點代表法、站點資料函數(shù)推廣法、泥沙輸移比轉(zhuǎn)換法等[1]。近30年來，土壤侵蝕模型的研究在土壤侵蝕研究中占據(jù)主導(dǎo)地位，始終是土壤侵蝕研究的前沿領(lǐng)域。20世紀50年代美國農(nóng)業(yè)部、Purdue大學(xué)和其他部門基于大量小區(qū)觀測資料和人工模擬降水實驗資料合作建立了通用土壤流失方程(universal soil loss equation, USLE)[2]。1997年，美國農(nóng)業(yè)部自然資源保護局國家土壤侵蝕實驗室構(gòu)建了修正通用土壤流失方程(revised universal soil loss equation, RUSLE)[3]，對USLE方程中各因子的測算方法進行了改進。劉寶元等[4]在USLE的基礎(chǔ)上，建立了中國土壤流失預(yù)報方程(CSLE)。USLE、RUSLE以及CSLE模型均為基于經(jīng)驗方程的土壤侵蝕估算模型，同時一些考慮土壤侵蝕過程的物理模型也相繼推出，如美國的WEPP(Water Erosion Prediction Project)[5]、歐洲的EUROSEM(European Soil Erosion Model)[6]、荷蘭的LISEM(Limburg Soil Erosion Model)[7]等。在眾多模型中，RUSLE模型由于結(jié)構(gòu)簡單、參數(shù)易于獲取，同時考慮了影響土壤侵蝕的多個因素，在世界范圍內(nèi)得到了廣泛應(yīng)用[8-15]。在三江源區(qū)的土壤侵蝕研究方面，吳萬貞等[16-18]、陳瓊等[19]、祁永剛等[20]、劉敏超等[21]開展過大量工作，但關(guān)于生態(tài)工程對三江源區(qū)土壤侵蝕變化的影響研究較少。本研究選擇RUSLE模型，通過模型模擬與GIS空間分析相結(jié)合的方法，對三江源一期工程實施前、后全區(qū)以及各流域的土壤侵蝕狀況進行定量模擬，分析生態(tài)工程實施前、后土壤侵蝕變化特征和原因，客觀評估生態(tài)工程實施的效果，可為生態(tài)工程的滾動實施和長期規(guī)劃，以及三江源區(qū)水土流失防治工作提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

青海三江源區(qū)位于北緯31°39′-36°12′，東經(jīng)89°45′-102°23′，行政區(qū)域涉及玉樹、果洛、海南、黃南4個藏族自治州的16個縣和格爾木市的唐古拉鄉(xiāng)，總面積36.3萬km2，草地約占65%，水體與濕地約占8.5%，森林約占4.7%，農(nóng)田約占0.3%(圖1)。三江源區(qū)以山地地貌為主，山脈綿延、地勢高聳、地形復(fù)雜，海拔在3335～6564 m之間。該地區(qū)氣候?qū)偾嗖馗咴瓪夂蛳到y(tǒng)，為典型的高原大陸性氣候，表現(xiàn)為冷熱兩季交替、干濕兩季分明，年平均氣溫為-5.6～3.8 ℃，其中最熱月(7月)平均氣溫為6.4～13.2 ℃，最冷月(1月)為-6.6～-13.8 ℃。年平均降水量約262.2～772.8 mm，其中6-9月降水量約占全年降水量的75%。年蒸發(fā)量在730～1700 mm之間，年日照時數(shù)2300～2900 h，年太陽輻射量5500～6800 MJ·m-2。

1.2 數(shù)據(jù)來源

本研究使用的數(shù)據(jù)主要包括降水、NDVI(normalized difference vegetation index)、高程以及土壤數(shù)據(jù)等。降水數(shù)據(jù)來源于國家氣象信息中心的1997-2012年逐日降雨量觀測數(shù)據(jù)和空間分辨率為0.25°×0.25°逐日降水量網(wǎng)格數(shù)據(jù)，主要用于降雨侵蝕力的計算。本研究按照國家氣象信息中心關(guān)于降雨數(shù)據(jù)特征值的定義，對降雪、露水等信息進行了剔除；然后采用ANUSPLINE方法對逐日觀測數(shù)據(jù)進行空間插值，得到空間分辨率為1 km的降水量網(wǎng)格數(shù)據(jù)；最后將插值結(jié)果與0.25°的逐日降水網(wǎng)格數(shù)據(jù)進行空間配準，以0.25°的逐日降水網(wǎng)格數(shù)據(jù)為基準，采取總量控制法，對1 km的降水量數(shù)據(jù)進行糾正，得到最終使用的1 km降水量網(wǎng)格數(shù)據(jù)。NDVI數(shù)據(jù)來源于1997-2000年的AVHRR-NDVI和2000-2012年MODIS-NDVI。由于NOAA/AVHRR和MODIS數(shù)據(jù)由不同的衛(wèi)星傳感器觀測得到，它們的輻照強度具有一定差異。為了消除二者的差異，本研究利用AVHRR-NDVI和MODIS-NDVI在2000年的同時期數(shù)據(jù)，對相同時空位置的柵格點進行線性擬合，將兩套數(shù)據(jù)進行歸一化處理。高程數(shù)據(jù)來源于中國科學(xué)院計算機網(wǎng)絡(luò)信息中心國際科學(xué)數(shù)據(jù)鏡像網(wǎng)站提供的SRTM3 V4.1 DEM數(shù)據(jù)，空間分辨率為90 m。土壤數(shù)據(jù)來源于中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心的1∶100萬中國土壤數(shù)據(jù)庫。

圖1 三江源區(qū)位置及其生態(tài)系統(tǒng)類型Fig.1 The location and ecosystem types of the Three-River Headwaters Region

1.3 研究方法

1.3.1土壤侵蝕估算 本研究采用RUSLE模型模擬三江源區(qū)土壤侵蝕量，公式[3]如下：

A=R×K×L×S×C×P

(1)

式中:A為土壤侵蝕模數(shù)(t·hm-2·yr-1)；R為降雨侵蝕力因子(MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1)；K為土壤可蝕性因子(t·h·hm-4·MJ-1·mm-1)；L為坡長因子，無量綱；S為坡度因子，無量綱；C為土地覆蓋和管理因子，取值范圍為0～1，無量綱；P為水土保持措施因子，取值范圍為0～1，無量綱。

(1)降雨侵蝕力因子(R)

降水是引起土壤侵蝕的動力因子。Wischmeier[22]提出以次降水總動能E與30 min最大雨強I30的乘積EI30作為衡量次降水侵蝕能力大小的指標，但次降水過程資料獲取難度較大，資料的整理計算較為煩瑣，因此許多研究將日、月或年降水量與降雨侵蝕力建立了相關(guān)關(guān)系[23]，設(shè)計出許多簡易的降雨侵蝕力計算方法。本研究采用章文波等[24]提出的基于日降水量估算半月降雨侵蝕力的方法計算R因子，該方法已成功應(yīng)用于我國其他多個地區(qū)。由于計算土地覆蓋和管理因子的NDVI數(shù)據(jù)時間分辨率為16 d，為了保持各因子時間步長的一致，本研究將原方法中的時間步長由半月改為16 d，每年共23期。公式如下：

(2)

式中:M為16 d內(nèi)的降雨侵蝕力(MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1)；Dj表示16 d內(nèi)第j天的侵蝕性日雨量(要求日雨量大于等于12 mm，否則以0計算，閾值12 mm與中國侵蝕性降水標準一致)；α、β是模型待定參數(shù)，Pd12表示日雨量12 mm以上(包括等于12 mm)的日平均雨量；Py12表示日雨量12 mm以上(包括12 mm)的年平均雨量。

(2)土壤可蝕性因子(K)

土壤可蝕性因子采用諾謨圖[25]模型計算，數(shù)據(jù)來源于中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心的1∶100萬中國土壤數(shù)據(jù)庫，計算公式如下：

(3)

式中:K為土壤可蝕性值(t·h·hm-4·MJ-1·mm-1)；OM為土壤有機質(zhì)含量百分比(%)；M為土壤顆粒級配參數(shù)，為美國粒徑分級制中(粉粒+極細砂)與(100-黏粒)百分比之積；S為土壤結(jié)構(gòu)系數(shù)；P為滲透等級；Ratio為美國制單位轉(zhuǎn)換為國際制單位的轉(zhuǎn)換系數(shù)，取值為0.1317。

(3)坡度因子(S)

當坡度較小時(坡度小于等于18%)，采用修正的通用土壤流失方程中坡度因子計算公式[3]；當坡度較大時(坡度大于18%)，采用Liu等[26]改進后的計算公式。公式如下：

(4)

式中:S為坡度因子；θ為坡度，單位為%。

(4)坡長因子(L)

采用通用修正的通用土壤流失方程中坡長因子計算公式[3]，公式如下：

(5)

式中:L為坡長因子；θ為坡度，單位為弧度,λ為坡長(m)；β及m為基于坡度計算出的中間參數(shù)。

(5)覆蓋和管理因子(C)

由于植被覆蓋度與C因子之間存在較好的相關(guān)性，本研究采用蔡崇法等[27]建立的植被覆蓋度與C因子的關(guān)系來計算C值，公式如下：

(6)

式中:C為覆蓋和管理因子；f為植被覆蓋度，單位為%。

植被覆蓋度基于植被指數(shù)NDVI數(shù)據(jù)計算得到，公式如下：

(7)

式中:NDVIsoil為純裸土像元的 NDVI值；NDVImax為純植被像元的NDVI值。由于大部分植被覆蓋類型是不同植被類型的混合體，所以不能采用固定的NDVIsoil和NDVImax值，通常根據(jù)NDVI的頻率統(tǒng)計表，計算NDVI的頻率累積值，累積頻率為2%的NDVI值為NDVIsoil，累積頻率為98%的NDVI值為NDVImax。

(6)水土保持措施因子(P)

水土保持措施因子被定義為采取水土保持措施后土壤流失量與順坡種植時的土壤流失量的比值，它反映了作物管理措施對土壤流失量的影響，其值在0～1之間。本研究結(jié)合前人研究成果[8-15]，根據(jù)三江源區(qū)土地利用數(shù)據(jù)為各類型P因子賦值，林地和草地取1，水體與沼澤取0，居民地與建設(shè)用地取0，旱地取0.4，沙地與鹽堿地取1。

1.3.2土壤侵蝕強度分類分級 依據(jù)國家水利行業(yè)標準《土壤侵蝕分類分級標準》(SL 190-2007)，土壤侵蝕依據(jù)其強度一般分為6個不同等級級別，每個級別代表不同的土壤侵蝕嚴重程度，具體分級為：<10 t·hm-2·yr-1為微度侵蝕；10～25 t·hm-2·yr-1為輕度侵蝕；25～50 t·hm-2·yr-1為中度侵蝕；50～80 t·hm-2·yr-1為強烈侵蝕；80～150 t·hm-2·yr-1為極強烈侵蝕；>150 t·hm-2·yr-1為劇烈侵蝕。

1.3.3土壤侵蝕變化的生態(tài)工程與氣候變化貢獻率分析 本研究通過模型變量控制法，將工程實施前、后的氣象因子設(shè)為恒定不變的常量(多年平均值)，而植被覆蓋度用真實值，重新模擬三江源區(qū)1997-2012年的土壤侵蝕量，對比工程實施前、后的多年平均土壤侵蝕量，得到土壤侵蝕變化量。由于氣候要素不變，可以認為此類估算量的變化與氣候變化無關(guān)，主要反映生態(tài)工程的影響。而真實氣候狀況下的變化量反映了氣候變化和生態(tài)工程的綜合影響。因此，對比平均氣溫狀況和真實氣候狀況下工程實施前、后的土壤侵蝕量，可以厘定出生態(tài)工程和氣候變化對土壤侵蝕變化的貢獻率。具體公式如下：

(8)

式中：Cproject是生態(tài)工程的貢獻率;Cclimate是氣候變化的貢獻率;GA_l、GA_p是平均氣溫狀況下工程實施后和實施前的土壤侵蝕量;GR_l、GR_p是真實氣候狀況下工程實施后和實施前的土壤侵蝕量。

1.4 結(jié)果驗證

本研究通過搜集稱多縣生態(tài)系統(tǒng)綜合監(jiān)測站以及德念溝(扎西科)工程監(jiān)測點2個地面監(jiān)測點的土壤侵蝕實測資料(2006-2009年)，與土壤侵蝕模擬結(jié)果進行對比，二者的R2系數(shù)達到0.63(圖2a)；同時，本研究搜集到三江源地區(qū)沱沱河、吉邁以及直門達3個水文站1996-2004年5-10月的逐日輸沙量數(shù)據(jù)，然后從模型模擬結(jié)果中提取各水文站控制流域范圍內(nèi)同時段的土壤流失量，最后將輸沙量與水土流失量建立相關(guān)關(guān)系，二者的R2系數(shù)達到0.892(圖2b)。從兩方面驗證結(jié)果來看，本研究土壤侵蝕模擬結(jié)果的精度達到了后續(xù)評估應(yīng)用的要求。

圖2 土壤侵蝕模數(shù)驗證結(jié)果Fig.2 The verification results of soil erosion modulus

2 結(jié)果與分析

三江源生態(tài)工程的實施期為2005-2012年，為避免與單獨年份進行對比出現(xiàn)的偶然性，本研究選擇工程實施前(1997-2004年)和實施后(2005-2012年)各8年土壤侵蝕模數(shù)和土壤侵蝕量進行評估。

2.1 工程前后三江源區(qū)土壤侵蝕變化分析

2.1.1三江源區(qū)土壤侵蝕變化特征 工程實施前8年，全區(qū)多年平均年土壤侵蝕量為3.0億t·yr-1，土壤侵蝕模數(shù)為10.7 t·hm-2；工程實施后8年，全區(qū)多年平均年土壤侵蝕量為3.2億t·yr-1，土壤侵蝕模數(shù)為11.4 t·hm-2，較工程實施前增加了6.5%，但在工程實施后期(2008-2012年)，土壤侵蝕的年際變化量較小，較為穩(wěn)定(圖3a、b、d)。

圖3 工程實施前、后三江源區(qū)土壤侵蝕模數(shù)及其變化Fig.3 Soil erosion modulus and its change before and after the implementation of ecological project in the Three-River Headwaters Region a.1997-2004年平均土壤侵蝕模數(shù)空間分布 Distribution of soil average erosion modulus during 1997 to 2004; b.2005-2012年平均土壤侵蝕模數(shù)空間分布 Distribution of soil average erosion modulus during 2005 to 2012; c.土壤侵蝕模數(shù)變化空間分布Distribution of the change of soil erosion modulus; d.土壤侵蝕量年際變化 Inter-annual variation of soil loss amount.

盡管土壤侵蝕模數(shù)整體有所上升，從空間分布上看，全區(qū)仍有45.0%的地區(qū)土壤侵蝕模數(shù)有所下降，主要集中在西部的治多、中南部的雜多以及東南部的班瑪?shù)鹊貐^(qū)，平均降幅為15.5%；土壤侵蝕增加地區(qū)主要集中在中部的瑪多、稱多以及東部的河南、瑪沁、同德等地區(qū)，平均增幅約為46.8%(圖3c)。

從土壤侵蝕強度等級方面來看，三江源區(qū)主要以微度和輕度侵蝕為主，局部地區(qū)出現(xiàn)中度及以上的侵蝕強度。工程實施前，微度侵蝕區(qū)占三江源區(qū)面積的56.06%，輕度侵蝕區(qū)約占33.54%，中度侵蝕區(qū)約占6.66%，強度及以上侵蝕區(qū)約占3.73%；工程實施后，微度侵蝕區(qū)的面積有所下降，其他侵蝕等級區(qū)的面積均有所上升。從土壤侵蝕強度變化轉(zhuǎn)移矩陣來看(表1)，工程實施后8年，全區(qū)約8.35%的地區(qū)土壤侵蝕強度等級有所上調(diào)，主要是由微度轉(zhuǎn)為輕度侵蝕，面積占比約為4.38%，主要集中在中部的稱多、瑪多，南部的囊謙、玉樹以及東部的河南、同德、澤庫、瑪沁等地，其次是輕度轉(zhuǎn)為中度侵蝕，面積占比約2.56%，中度及以上等級上調(diào)的面積占比約為1.41%；另一方面，工程實施后8年，全區(qū)約4.32%的地區(qū)土壤侵蝕強度等級有所下降，主要是由輕度轉(zhuǎn)為微度侵蝕，面積占比約為1.80%，其次是中度轉(zhuǎn)為輕度侵蝕，面積占比約為1.35%，中度以上等級下降的面積占比約為1.17%。

2.1.2長江、黃河、瀾滄江流域土壤侵蝕變化特征 長江、黃河、瀾滄江三大流域的土壤侵蝕在工程實施前、后呈截然不同的變化特征。工程實施前，長江、黃河以及瀾滄江流域的多年平均年土壤侵蝕量分別為1.28、0.58和0.62億t·yr-1，多年平均土壤侵蝕模數(shù)分別為9.95、6.71和22.3 t·hm-2。工程實施后，長江流域土壤侵蝕變化不大，與工程實施前基本持衡，變幅為1.5%，但流域內(nèi)約63%的地區(qū)土壤侵蝕模數(shù)有所下降，平均降幅為-14.5%，土壤侵蝕上升區(qū)僅占流域的34%，平均升幅約為31.3%；黃河流域土壤侵蝕量和土壤侵蝕模數(shù)較工程實施前均有大幅增加，平均增幅約為47.1%，流域內(nèi)超過90%的區(qū)域土壤侵蝕模數(shù)呈上升趨勢；瀾滄江流域土壤侵蝕量和土壤侵蝕模數(shù)則較工程實施前均有所下降，平均降幅約為9.8%，土壤侵蝕下降的地區(qū)約占流域面積的56.2%，平均降幅約為-23.4%，土壤侵蝕上升區(qū)約占流域面積的43.8%，平均增幅約為44.2%。

表1 工程實施前、后三江源區(qū)土壤侵蝕強度等級變換面積比例Table 1 Area ratio of soil erosion intensity change before and after the implementation ofecological project in the Three-River Headwaters Region (%)

在土壤侵蝕強度等級變化方面，長江流域各類侵蝕等級區(qū)的總面積變化不大，與工程實施前基本持衡；黃河流域15.9%的地區(qū)土壤侵蝕強度等級有所上升，主要是由微度轉(zhuǎn)為輕度侵蝕，其次是輕度轉(zhuǎn)為中度侵蝕，而土壤侵蝕強度有所下降的地區(qū)僅占黃河流域面積的0.3%，整體來看，黃河流域除微度侵蝕區(qū)外，其他侵蝕等級區(qū)的面積均有所增加，中度侵蝕區(qū)、強度及以上侵蝕區(qū)的面積增幅尤為明顯；瀾滄江流域的土壤侵蝕強度等級明顯高于長江和黃河流域，工程實施后，8.8%的地區(qū)土壤侵蝕強度等級有所上升，主要是由微度轉(zhuǎn)為輕度侵蝕以及由輕度轉(zhuǎn)為中度侵蝕，12.6%的地區(qū)土壤侵蝕強度等級有所下降，主要是由中度轉(zhuǎn)為輕度侵蝕，其次是輕度轉(zhuǎn)為微度侵蝕，整體來看，工程實施后，瀾滄江流域微度和強度侵蝕區(qū)面積有所下降，而輕度和中度侵蝕區(qū)面積有所上升。

2.2 工程前后三江源區(qū)土壤侵蝕變化驅(qū)動因子分析

2.2.1降雨侵蝕力變化分析 三江源區(qū)東部和南部地區(qū)降雨侵蝕力較大，中部和西部地區(qū)相對較小，該空間分布特征與三江源區(qū)降水空間分布特征基本一致。工程實施前8年，多年平均年降雨侵蝕力為1061 MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1，工程實施后8年，增加至1263 MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1，增幅達到19%，全區(qū)超過85%的區(qū)域降雨侵蝕力有所增加，且增加量自西向東呈遞增態(tài)勢(圖4)。在三大流域中，長江流域的年降雨侵蝕力最小，工程實施前8年，長江流域多年平均年降雨侵蝕力為945 MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1，工程實施后8年有所上升，升幅約為15%，自西向東逐漸變大。黃河流域工程實施前8年的多年平均年降雨侵蝕力為1034 MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1，工程實施后8年大幅上升，升幅約為43%，自西向東逐漸遞增。瀾滄江流域由于降水充沛，其平均降雨侵蝕力在3大流域中最高，工程實施前8年，瀾滄江流域多年平均年降雨侵蝕力為1593 MJ·mm·hm-2·h-1·yr-1，工程實施后8年略有下降，降幅為2.2%，下降較明顯的地區(qū)主要集中在流域的西南部。

總體而言，三江源區(qū)降雨侵蝕力以上升為主，這主要與該地區(qū)近年來降水量不斷增加密切相關(guān)。另一方面，三江源生態(tài)保護工程實施以來，開展了大范圍的人工增雨工程，2005-2011年期間共增加降水量388.48億m3，作業(yè)范圍是以黃河源區(qū)為主的55萬km2范圍，這也是黃河流域降雨侵蝕力大幅上升的主要原因之一。降雨侵蝕力的上升，使得形成土壤侵蝕的外營力作用加強，土壤侵蝕加劇的可能性顯著提升。

2.2.2植被覆蓋度變化分析 1997-2012年，三江源區(qū)平均植被覆蓋度呈波動上升趨勢，變化速率為0.39%·yr-1。工程實施前8年，多年平均植被覆蓋度為42.4%，工程實施后上升至46.2%。全區(qū)74.0%的地區(qū)植被覆蓋度有所上升，主要集中在中西部和東北部地區(qū)，增加比例自西北向東南遞減；植被覆蓋度下降的地區(qū)主要集中在中南部和東部，面積約占三江源區(qū)的26.0%(圖5)。從變化的幅度來看，植被覆蓋度增幅明顯高于降幅，增幅超過10%的地區(qū)約占三江源區(qū)面積的25.0%，降幅超過5%的地區(qū)面積占比不足8.0%。在三大流域中，長江流域由于分布著大量荒漠生態(tài)系統(tǒng)，植被覆蓋狀況是三大流域中最差的。工程實施前8年，長江流域多年平均植被覆蓋度為37.0%，工程實施后8年，流域內(nèi)90%的地區(qū)年均植被覆蓋度有所提升，平均提升3.8%，主要集中在流域的中西部。黃河流域的植被狀況明顯好于長江流域，工程實施前8年，多年平均植被覆蓋度為57.2%，工程實施后8年，植被覆蓋度有所增加，平均提升4.2%；瀾滄江流域的平均植被覆蓋狀況與黃河流域較為接近，工程實施前8年多年平均植被覆蓋度為58.9%，工程實施后8年57.0%的地區(qū)植被覆蓋度有所上升，而約40%的地區(qū)植被覆蓋度有所下降，但總體上與工程實施前基本持衡(表2)。

圖4 工程實施前、后三江源區(qū)多年平均年降雨侵蝕力及其變化Fig.4 Annual average rainfall erosivity and its change before and after the implementation of ecological project in the Three-River Headwaters Region a.1997-2004年降雨侵蝕力空間分布Distribution of annual average rainfall erosivity during 1997 to 2004; b. 2005-2012年降雨侵蝕力空間分布Distribution of annual average rainfall erosivity during 2005 to 2012; c. 降雨侵蝕力變化空間分布Distribution of the change of annual rainfall erosivity; d.降雨侵蝕力年際變化Inter-annual variation of the rainfall erosivity.

上述結(jié)果表明，三江源區(qū)的植被覆蓋狀況在工程實施后有了明顯的好轉(zhuǎn)，一方面是由于工程實施后的8年期間，三江源地區(qū)氣候趨向暖濕為主，降水增加，氣溫升高，冰川融水增多，有利于生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)；另一方面，三江源生態(tài)保護工程實施以來，開展了大量的生態(tài)修復(fù)工作，截至2012年，累計完成退牧還草631.22萬hm2，封山育林42.34萬hm2，治理黑土灘18.46萬hm2，治理沙漠化土地4.41萬hm2，草原鼠害防治面積785.41萬hm2，這些重大工程的實施使得三江源區(qū)草地退化趨勢有所遏制，森林面積、郁閉度、蓄積量有所增加，草地退化態(tài)勢基本遏制，區(qū)域內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)狀況得到較明顯改善，有利于全區(qū)土壤侵蝕的防治，減少水土流失。

2.2.3土壤侵蝕變化與驅(qū)動因子的空間疊加分析 為了研究降雨侵蝕力和植被覆蓋度兩大因子對土壤侵蝕狀況的影響作用，本研究對土壤侵蝕模數(shù)、降雨侵蝕力、植被覆蓋度三者在工程實施前、后的變化進行了逐柵格空間疊加分析。表3為經(jīng)過空間疊加分析后，降雨侵蝕力、植被覆蓋度兩大驅(qū)動因子4種主要變化組合下的土壤侵蝕變化情況(4種組合約占全區(qū)面積的92%，其他8%的區(qū)域為土壤侵蝕變化較小區(qū)域，本研究不做討論)。結(jié)果表明：

圖5 工程實施前、后三江源區(qū)多年平均植被覆蓋度及其變化Fig.5 Annual average vegetation coverage and its change before and after the implementation of ecological project in the Three-River Headwaters Region a.1997-2004年植被覆蓋度空間分布Distribution of annual average vegetation coverage during 1997 to 2004; b.2005-2012年植被覆蓋度空間分布Distribution of annual average vegetation coverage during 2005 to 2012; c. 植被覆蓋度變化量空間分布Distribution of the change of annual vegetation coverage; d. 植被覆蓋度年際變化Inter-annual variation of the vegetation coverage.

圖6 三江源區(qū)土壤侵蝕模數(shù)、降雨侵蝕力以及植被覆蓋度變化的空間疊加Fig.6 Spatial overlay of the soil erosion modulus,rainfall erosivity and vegetation coverage in the Three-River Headwaters Region Ⅰ：R增加，F(xiàn)VC下降，A上升區(qū) The region of R increase，F(xiàn)VC decrease，A increase；Ⅱ：R下降，F(xiàn)VC增加，A下降區(qū) The region of R decrease，F(xiàn)VC increase，A decrease；Ⅲ：R增加，F(xiàn)VC增加，A上升區(qū) The region of R increase，F(xiàn)VC increase，A increase；Ⅳ：R增加，F(xiàn)VC增加，A下降區(qū) The region of R increase，F(xiàn)VC increase，A decrease。R 表示降雨侵蝕力 R presents rainfall erosivity；FVC表示植被覆蓋度 FVC presents vegetation coverage；A表示侵蝕模數(shù) A presents erosion modulus.

表3 三江源區(qū)土壤侵蝕模數(shù)、降雨侵蝕力以及植被覆蓋度變化的空間疊加分析結(jié)果Table 3 Spatial overlay analysis results of the soil erosion modulus, rainfall erosivity andvegetation coverage in the Three-River Headwaters Region (%)

(1)三江源區(qū)15.4%的區(qū)域在降雨侵蝕力上升、植被覆蓋度下降時，土壤侵蝕模數(shù)明顯增加，主要集中在河南縣、同德縣、瑪沁縣等東部地區(qū)以及玉樹縣等中南部地區(qū)。降雨侵蝕力的上升導(dǎo)致產(chǎn)生土壤侵蝕的外營力增加，植被覆蓋度的下降使得植被對土壤的保護作用減弱，二者的共同作用使得土壤侵蝕呈上升態(tài)勢，在此種情況下，土壤侵蝕增加最為明顯，平均增幅為53.3%。

(2)9.5%的區(qū)域在降雨侵蝕力下降、植被覆蓋度上升時，土壤侵蝕模數(shù)明顯下降，主要集中在治多縣西北部以及雜多縣東南部。由于降雨侵蝕力和植被覆蓋度兩個因子的變化恰好與情況Ⅰ相反，土壤侵蝕明顯下降，平均降幅為-23.4%。

(3)37.6%的區(qū)域在降雨侵蝕力和植被覆蓋度同時上升時，土壤侵蝕模數(shù)明顯上升。兩個因子同時上升對土壤侵蝕變化產(chǎn)生相反的作用，前者使得土壤侵蝕模數(shù)有增強的可能，而后者對土壤侵蝕具有抑制作用。從最終土壤侵蝕變化的結(jié)果來看，土壤侵蝕最終表現(xiàn)為上升態(tài)勢，這可能與2個因子的變化幅度有關(guān)，前者的平均增幅為42.9%,明顯高于后者的7.6%，因此前者對土壤侵蝕變化占主導(dǎo)作用。盡管植被覆蓋度的增幅相對較小，但與組合Ⅰ相比，組合Ⅲ中降雨侵蝕力升幅更高，而土壤侵蝕增幅卻更小，表明植被覆蓋度的小幅提升仍然發(fā)揮了保持土壤的作用，有效抑制了部分土壤侵蝕的發(fā)生。

(4)29.2%的區(qū)域同樣是在降雨侵蝕力和植被覆蓋度同時上升的情況下，土壤侵蝕模數(shù)出現(xiàn)下降。盡管驅(qū)動因子的變化趨勢與組合Ⅲ一致，但與組合Ⅲ相比，組合Ⅳ中降雨侵蝕力的增幅大幅下降，則外營力的增強態(tài)勢有所減弱，而植被覆蓋度的增幅有所上升，則植被對土壤的保護作用有所增強，此消彼長之后，植被對土壤的保護作用占據(jù)主導(dǎo)地位，使得土壤侵蝕的變化呈下降態(tài)勢。另一方面，從二者變幅的絕對量來看，植被覆蓋度的增幅不足10%，且略低于降雨侵蝕力的增幅，但土壤侵蝕仍然有所下降，這表明相對于降雨侵蝕力而言，土壤侵蝕對植被覆蓋度的變化更加敏感。

總體來看，三江源區(qū)土壤侵蝕模數(shù)的增加主要源于降雨侵蝕力的大幅增加(組合Ⅰ和組合Ⅲ，占全區(qū)53%)，部分區(qū)域土壤侵蝕模數(shù)的下降，主要得益于區(qū)域內(nèi)植被覆蓋度的大幅提升(組合Ⅱ和組合Ⅳ，占全區(qū)38.7%)。

2.3 三江源區(qū)土壤侵蝕變化的氣候與工程貢獻率分析

圖7 平均氣溫狀況下三江源區(qū)工程實施前、后土壤侵蝕量Fig.7 The soil loss amount before and after the project under the average climate pattern

按照土壤侵蝕變化的生態(tài)工程與氣候變化貢獻率厘定方法，本研究模擬了平均氣候條件三江源區(qū)1997-2012年各年的土壤侵蝕量(圖7)。模擬結(jié)果表明，工程實施后，平均氣候條件下多年平均年土壤侵蝕量較工程實施前減少了1600萬t·yr-1，但在真實氣候狀況下，工程實施后的土壤侵蝕量較工程實施前增加了2000萬t·yr-1，按照公式(8)計算得到生態(tài)工程對土壤侵蝕變化的貢獻率為-80%，氣候變化的貢獻率為180%，也即生態(tài)工程實施后由于植被好轉(zhuǎn)從而減少土壤侵蝕的貢獻率達到80%，而氣候變化帶來的降水增強從而加劇土壤侵蝕的貢獻率達到180%，主要由于2000年起三江源地區(qū)因強降水的影響導(dǎo)致年降水量呈現(xiàn)顯著增加趨勢，且降水量以中等強度以上的降水為主[28]，導(dǎo)致降雨侵蝕力上升。

因此，盡管三江源一期生態(tài)工程要減少土壤侵蝕1139.48萬m3的目標并未實現(xiàn)，但可以發(fā)現(xiàn)，如果沒有生態(tài)工程的實施，那么土壤侵蝕增加量要遠高于目前的2000萬t·yr-1。工程實施后，生態(tài)系統(tǒng)宏觀狀況的改善對于遏制土壤侵蝕的加劇依然發(fā)揮出重要作用。

3 討論與結(jié)論

在氣候變化及生態(tài)工程的共同作用下，三江源區(qū)土壤侵蝕量仍有所上升，未實現(xiàn)生態(tài)工程關(guān)于減少土壤侵蝕的目標。人工增雨作業(yè)在促進植被生長、提升植被覆蓋度的同時，也造成了降雨侵蝕力的明顯提高；植被覆蓋度的提升在遏制水土流失方面發(fā)揮了巨大作用，但由于三江源區(qū)嚴酷的生態(tài)環(huán)境，該區(qū)植被根系層淺，固土能力弱，土壤生成能力差，土壤侵蝕和草地退化相互作用形成惡性循環(huán)[29]，因此對于水土保持意義重大的植被根系土壤層及群落結(jié)構(gòu)的恢復(fù)卻極其緩慢[30]；同時，放牧超載現(xiàn)象依然存在[31-32]，牲畜的過度踐踏與啃食對高寒草甸土壤質(zhì)地有著重要影響，使得侵蝕機理更加錯綜復(fù)雜[33]。建議今后科學(xué)部署人工增雨工程，加強減畜減壓工程力度，科學(xué)規(guī)劃草原放牧，在提高草地覆蓋度及產(chǎn)草量的同時，注重群落結(jié)構(gòu)的恢復(fù)?；谕寥狼治g及各項驅(qū)動因素的空間異質(zhì)特性，按照研究中空間疊加分析后所劃定的4種組合區(qū)域，針對性地開展土壤侵蝕防治措施：Ⅰ類組合類型區(qū)域，由于該區(qū)為三江源區(qū)的主要放牧區(qū)，應(yīng)加大減畜工程力度，科學(xué)規(guī)劃草原放牧，促進植被的恢復(fù)，同時加強人工增雨的空間針對性；Ⅱ類組合類型區(qū)域已基本實現(xiàn)良性循環(huán)，應(yīng)加大生態(tài)保護的監(jiān)管力度，繼續(xù)鞏固成果；Ⅲ類組合類型區(qū)域，應(yīng)注重群落結(jié)構(gòu)的恢復(fù)，增強植被根系的固土能力；Ⅳ類組合類型區(qū)域也已實現(xiàn)土壤侵蝕的基本遏制，在進一步提升植被長勢的同時，應(yīng)注重恢復(fù)群落結(jié)構(gòu)，增加優(yōu)良物種多樣性。三江源區(qū)土壤侵蝕防治工作任重道遠，應(yīng)按照長期管護、鞏固成果的需求，建立生態(tài)保護和建設(shè)的長期機制，在防治土壤侵蝕的同時，維護三江源區(qū)整體生態(tài)系統(tǒng)平衡穩(wěn)健的發(fā)展。

本研究通過對生態(tài)保護工程實施前后三江源區(qū)土壤侵蝕變化及其驅(qū)動因素進行分析，得到如下結(jié)論。

(1)生態(tài)保護和建設(shè)一期工程實施后，三江源區(qū)土壤侵蝕增加的趨勢尚未得到遏制，增幅為6.5%，但局部地區(qū)土壤侵蝕狀況有所好轉(zhuǎn)，約占總面積的45%，平均降幅為15.5%；長江流域土壤侵蝕量基本持衡；黃河流域土壤侵蝕量增加明顯，增幅超過45%；瀾滄江流域土壤侵蝕量有所下降，降幅為9.8%。

(2)近年來全區(qū)降水量的持續(xù)增加是導(dǎo)致三江源區(qū)土壤侵蝕量增加的主要原因，工程實施后全區(qū)多年平均年降雨侵蝕力較工程實施前增加了19%，加劇土壤侵蝕的貢獻率達到180%。其中，黃河源區(qū)的降雨侵蝕力增加最為明顯。

(3)植被恢復(fù)對土壤侵蝕變化的貢獻率為-80%，即削弱了80%的土壤侵蝕，得益于工程實施后，三江源區(qū)植被恢復(fù)，74%的地區(qū)植被覆蓋度有所上升，平均提升3.8%。

參考文獻References：

[1] Wang F, Li R, Yang Q K,etal. The methods of soil erosion research at regional scale. Journal of Northwest Forestry University, 2003, 18(4): 74-78.

王飛, 李銳, 楊勤科, 等. 區(qū)域尺度土壤侵蝕研究方法. 西北林學(xué)院學(xué)報, 2003, 18(4): 74-78.

[2] Wischmeier W H, Smith D D. Predicting rainfall erosion losses-a guide for conservation planning. Washington: United States Department of Agriculture, Agriculture Handbook 537, 1978.

[3] Renard K G, Foser G R, Weesies G A,etal. Predicting soil erosion by water: a guide to conservation planning with the revised universal soil loss equation (RUSLE). Washington: United States Department of Agriculture, Agricultural Research Service, 1997.

[4] Liu B Y, Zhang K L, Xie Y. An empirical soil loss equation∥Proceedings 12th international soil conservation organization conference, Vol II: process of soil erosion and its environment effect. Beijing: Qinghua University Press, 2002: 21-25.

[5] Foster G R, Lane L J. User requirements: USDA water erosion prediction project (WEPP)-draft 6.3. Lafayette, IN: USDA, 1987.

[6] Pond R C, Smith D A, Vitek V. The European soil erosion model (EUROSEM): a dynamic approach for predicting sediment transport from fields and small catchment. Earth Surface Processes & Landforms, 1998, 23(6): 527-544.

[7] De Roo A P J, Wesseling C G, Ritsema C J. LISEM: A single-event physically based hydrological and soil erosion model for drainage basins. Hydrological Processes, 1996, 10(8): 1107-1118.

[8] Liu M, Hu Y M, Xu C G. Quantitative study of forest soil erosion based on GIS, RS, and RUSLE-a case study of Huzhong region, Daxing’anling. Research of Soil and Water Conservation, 2004, 11(3): 22-24.

劉淼, 胡遠滿, 徐崇剛. 基于GIS、RS和RUSLE的林區(qū)土壤侵蝕定量研究——以大興安嶺呼中地區(qū)為例. 水土保持研究, 2004, 11(3): 22-24.

[9] Xu Y Q, Shao X M. Estimation of soil erosion supported by GIS and RUSLE: a case study of Maotiaohe Watershed, Guizhou Province. Journal of Beijing Forestry University, 2006, 28(4): 67-71.

許月卿, 邵曉梅. 基于GIS和RUSLE的土壤侵蝕量計算—以貴州省貓?zhí)恿饔驗槔? 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2006, 28(4): 67-71.

[10] Peng J, Li D D, Zhang Y Q. Analysis of spatial characteristics of soil erosion in mountain areas of northwestern Yunnan based on GIS and RUSLE. Mountain Research, 2007, 25(5): 548-556.

彭建, 李丹丹, 張玉清. 基于GIS和RUSLE的滇西北山區(qū)土壤侵蝕空間特征分析—以云南省麗江縣為例. 山地學(xué)報, 2007, 25(5): 548-556.

[11] Qin W, Zhu Q K, Zhang Y. Soil erosion assessment of small watershed in Loess Plateau based on GIS and RUSLE. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2009, 25(8): 157-163.

秦偉, 朱清科, 張巖. 基于GIS和RUSLE的黃土高原小流域土壤侵蝕評估. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報, 2009, 25(8): 157-163.

[12] Li T H, Zheng L N. Soil erosion change in the Yanhe watershed from 2001 to 2010 based on RUSLE model. Journal of Natural Resources, 2012, 27(7): 1164-1175.

李天宏, 鄭麗娜. 基于RUSLE模型的延河流域2001-2010年土壤侵蝕動態(tài)變化. 自然資源學(xué)報, 2012, 27(7): 1164-1175.

[13] Sun W Y, Shao Q Q, Liu J Y. Assessment of soil conservation function of the ecosystem services on the Loess Plateau. Journal of Natural Resources, 2014, 29(3): 365-376.

孫文義, 邵全琴, 劉紀遠. 黃土高原不同生態(tài)系統(tǒng)水土保持服務(wù)功能評價. 自然資源學(xué)報, 2014, 29(3): 365-376.

[14] Zhao Z P, Wang J B, Wu X P,etal. Soil erosion pattern and change in Hinggan League， Inner Mongolia from 1990 to 2005 based on RUSLE. Journal of Arid Land Resources and Environment, 2014, 28(6): 124-129.

趙志平, 王軍邦, 吳曉莆, 等. 1990-2005年內(nèi)蒙古興安盟地區(qū)土壤水力侵蝕變化研究. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2014, 28(6): 124-129.

[15] Yi K, Wang S Y, Wang X,etal. The characteristics of spatial-temporal differentiation of soil erosion based on rusle model: a case study of Chaoyang City, Liaoning Province. Scientia Geographica Sinica, 2015, 35(3): 365-372.

怡凱, 王詩陽, 王雪, 等. 基于RUSLE模型的土壤侵蝕時空分異特征分析—以遼寧省朝陽市為例. 地理科學(xué), 2015, 35(3): 365-372.

[16] Wu W Z, Liu F G, Chen Q,etal. Study on soil erosion types in Three-River Headstream Region. Journal of Earth Sciences and Environment, 2009, 31(4): 423-426.

吳萬貞, 劉峰貴, 陳瓊, 等. 三江源地區(qū)土壤侵蝕類型研究. 地球科學(xué)與環(huán)境學(xué)報, 2009, 31(4): 423-426.

[17] Wu W Z, Zhou Q, Yu B,etal. Characteristics of soil erosion in Three Rivers’ Sources Natural Reserve. Journal of Mountain Science, 2009, 27(6): 683-687.

吳萬貞, 周強, 于斌, 等. 三江源地區(qū)土壤侵蝕特點. 山地學(xué)報, 2009, 27(6): 683-687.

[18] Wu W Z, Liu F G. Analysis on soil erosion in the Three-Rivers Sources Region. Journal of Qinghai University (Nature Science), 2009, 27(4): 78-81.

吳萬貞, 劉峰貴. 青海省三江源地區(qū)土壤侵蝕狀況分析. 青海大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2009, 27(4): 78-81.

[19] Chen Q, Wu W Z, Zhou Q,etal. Synthesis analysis of soil erosion for Three-River Headwater Region based on GIS. Agricultural Science & Technology, 2010, 38(27): 14989-14991, 15039.

陳瓊, 吳萬貞, 周強, 等. 基于GIS的三江源地區(qū)土壤侵蝕綜合分析. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 38(27): 14989-14991, 15039.

[20] Qi Y G, Zhang W, Zhang X Z. Practice and exploration on ecological monitoring of Three River Headwater Region. Soil and Water Conservation in China, 2007, (11): 23-25.

祁永剛, 張衛(wèi), 張小珠. 三江源區(qū)水土保持生態(tài)監(jiān)測實踐與探索. 中國水土保持, 2007, (11): 23-25.

[21] Liu M C, Li D Q, Wen Y M,etal. The spatial analysis of soil retention function in Sanjiangyuan region and its value evaluation. China Environmental Science, 2005, 25(5): 627-631.

劉敏超, 李迪強, 溫琰茂, 等. 三江源地區(qū)土壤保持功能空間分析及其價值評估. 中國環(huán)境科學(xué), 2005, 25(5): 627-631.

[22] Wischmeier W H. A rainfall erosion index for a universal soil loss equation. Soil Science Society of America Journal, 1959, 23(3): 246-249.

[23] Zhang W B, Fu J S. Rainfall erosivity estimation under different rainfall amount. Resources Science, 2003, 25(1): 35-41.

章文波, 付金生. 不同類型雨量資料估算降雨侵蝕力. 資源科學(xué), 2003, 25(1): 35-41.

[24] Zhang W B, Xie Y, Liu B Y. Rainfall erosivity estimation using daily rainfall amounts. Scientia Geographica Sinica, 2002, 22(6): 705-711.

章文波, 謝云, 劉寶元. 利用日雨量計算降雨侵蝕力的方法研究. 地理科學(xué), 2002, 22(6): 705-711.

[25] Wischmeier W H, Johnson C B, Cross B V. Soil erodibility monograph for farmland and construction sites. Journal of Soil & Water Conservation, 1971, 26(5): 189-193.

[26] Liu B Y, Nearing M A, Risse L M. Slope gradient effects on soil loss for steep slopes. Transactions of the ASAE, 1994, 37(6): 1835-1840.

[27] Cai C F, Ding S W, Shi Z H,etal. Study of applying USLE and geographical information system IDRISI to predict soil erosion in small watershed. Journal of Soil and Water Conservation, 2000, 14(2): 19-24.

蔡崇法, 丁樹文, 史志華, 等. 應(yīng)用USLE模型與地理信息系統(tǒng)IDRISI預(yù)測小流域土壤侵蝕量的研究. 水土保持學(xué)報, 2000, 14(2): 19-24.

[28] Li F, Xiao J S, Yan L D. Precipitation pattern of Three-River Source Area in Qinghai from 1964 to 2014. Agricultural Research in the Arid Areas, 2016, 34(5): 282-288.

李璠, 肖建設(shè), 顏亮東. 1964-2014年青海省三江源地區(qū)日降水格局分析. 干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究, 2016, 34(5): 282-288.

[29] Li P, Li Z B, Zhang X C. Researches on effect of vegetation coverage on runoff and sediment. Journal of Soil and Water, 2002, 16(1): 32-34.

李鵬, 李占斌, 張興昌.草灌植被攔蓄徑流和泥沙有效性研究. 水土保持學(xué)報, 2002, 16(1): 32-34.

[30] Shao Q Q, Fan J W, Liu J Y,etal. Assessment on the effects of the first-stage ecological conservation and restoration project in Sanjiangyuan region. Journal of Geographical Sciences, 2017, 71(2): 3-20.

[31] Zhang J P, Zhang L B, Liu W L,etal. Livestock-carrying capacity and overgrazing status of alpine grassland in the Three-River Headwaters region, China. Journal of Geographical Sciences, 2014, 24(2): 303-312.

[32] Zhang L X, Fan J W, Shao Q Q,etal. Changes in grassland yield and grazing pressure in the Three Rivers headwater region before and after the implementation of the eco-restoration project. Acta Prataculturae Sinica, 2014, 23(5): 116-123.

張良俠, 樊江文, 邵全琴, 等. 生態(tài)工程前后三江源草地產(chǎn)草量與載畜壓力的變化分析. 草業(yè)學(xué)報, 2014, 23(5): 116-123.

[33] Lin H L, Zheng S T, Wang X L. Soil erosion assessment based on the RUSLE model in the Three-Rivers Headwaters area, Qinghai-Tibetan Plateau, China. Acta Prataculturae Sinica, 2017, 26(7): 11-22.

林慧龍, 鄭舒婷, 王雪璐. 基于RUSLE模型的三江源高寒草地土壤侵蝕評價. 草業(yè)學(xué)報, 2017, 26(7): 11-22.