先升后降：2000—2020年博爾塔拉河流域景觀生態(tài)風險演變

賀 洋

李 倞

徐 昉*

生態(tài)文明建設(shè)是實現(xiàn)人與自然和諧共生的重要途徑。近幾十年來，快速的城市化發(fā)展造成城鄉(xiāng)土地利用類型顯著變化，引起生態(tài)環(huán)境退化和生態(tài)系統(tǒng)嚴重失衡[1-2]，解決人工開發(fā)建設(shè)與生態(tài)系統(tǒng)保護之間的矛盾是關(guān)鍵。景觀生態(tài)風險評價重點關(guān)注在人與自然相互作用下，景觀空間結(jié)構(gòu)變化危害生態(tài)安全的可能性和損失[2-3]。中國西北干旱地區(qū)生態(tài)環(huán)境脆弱。人類大多生活在荒漠包圍水系的干旱區(qū)綠洲[4]，其中水系多是以冰川積雪融水、雨水與地下水為補給的內(nèi)陸河流，在維護與穩(wěn)定干旱區(qū)脆弱生態(tài)系統(tǒng)上發(fā)揮巨大作用[5]，但其同時也是干旱區(qū)生態(tài)最為薄弱的一環(huán)。干旱區(qū)生態(tài)環(huán)境一旦惡化便很難恢復(fù)[6]，亟須通過科學手段進行分析防控。因此，對干旱區(qū)內(nèi)陸河流域景觀生態(tài)風險的研究具有重要的現(xiàn)實意義。

景觀生態(tài)風險評價起源于20世紀90年代的區(qū)域生態(tài)風險評價，引入景觀格局因子，更關(guān)注區(qū)域空間的時空異質(zhì)性和尺度效應(yīng)。威廉·羅姆(William Romme)開發(fā)了量化景觀格局的指標[7]，此后，景觀指數(shù)常被納入景觀生態(tài)風險評價[8]。陳利頂?shù)纫跃坝^多樣性、優(yōu)勢度、破碎度和分離度為評價指標，研究人類活動與景觀結(jié)構(gòu)之間的關(guān)系[9]。之后，陳鵬等首次嘗試選取破碎度、分離度、優(yōu)勢度和脆弱度來構(gòu)建景觀損失度指數(shù)[10]，以此作為評價區(qū)域生態(tài)環(huán)境狀況指數(shù)，之后大量研究多基于此模型。

目前，國內(nèi)外學者對景觀生態(tài)風險評價的研究對象以城市[11]、流域[12]、濕地[13]等類型為主，也有一些針對生態(tài)敏感區(qū)如農(nóng)牧交錯帶[14]、生態(tài)屏障區(qū)[15]、海岸帶[16]、干旱區(qū)內(nèi)陸河流域[10]的研究。已有一些學者對瑪納斯河、伊犁河谷、塔里木河等西北干旱區(qū)流域典型綠洲進行了研究[1，17-19]，但對于其他較小的內(nèi)陸河流域卻研究不足，且大多數(shù)研究多以行政區(qū)或網(wǎng)格為評價單元劃分，一定程度上割裂了原有的自然地理聯(lián)系，影響評價結(jié)果的準確性[2]。

新疆博爾塔拉河(以下簡稱“博河”)流域具有典型干旱區(qū)自然環(huán)境特點，高山環(huán)繞盆地，荒漠包圍綠洲，以博河、賽里木湖和艾比湖組成的濕地流域體系是穩(wěn)定其生態(tài)系統(tǒng)的重要存在，但正經(jīng)歷著濕地面積萎縮、土地荒漠化加劇的嚴重危機。目前對于博河流域的研究主要關(guān)注在艾比湖和博河流域水文特征變化、生態(tài)安全、水域生態(tài)健康評估等方面[20-25]。本文從博河流域景觀整體格局的角度出發(fā)，將研究區(qū)以流域劃分風險小區(qū)，充分考量空間異質(zhì)性，希望能夠為西北干旱區(qū)生態(tài)建設(shè)規(guī)劃提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)為博河流域所在的博爾塔拉蒙古自治州(以下簡稱“博州”)和雙河市整個區(qū)塊，其中雙河市是由新疆生產(chǎn)建設(shè)兵團管理的直轄縣級市，地理上包含在博州范圍內(nèi)。博州屬于新疆西北部邊緣地區(qū)，地處歐亞大陸腹地，西、北、南三面環(huán)山，中間是谷地平原，東部艾比湖盆地為全州最低處(圖1)。博州氣候?qū)俦睖貛Т箨懶愿珊禋夂颍偯娣e2.7萬km2，劃分為博樂市、阿拉山口市、精河縣與溫泉縣4個行政區(qū)。2000—2020年，博州常住人口由42.4萬人增長至48.8萬人[26-27]。博州經(jīng)濟情況總體平穩(wěn)增長，目前博州產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)雖然屬于“三、二、一”類型，但其第一產(chǎn)業(yè)所占比例仍然較大，第三產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)單一、缺乏優(yōu)勢[28]。

圖1 研究區(qū)高程DEM及博爾塔拉河水系圖

1.2 數(shù)據(jù)來源

本文使用的土地利用數(shù)據(jù)來源于G L O B E L A N D 3 0平臺(h t t p://w w w.globallandcover.com/)，空間分辨率大小為30m，沿用GLOBELAND30平臺對土地利用類型的劃分(圖2)。本文所用的DEM數(shù)據(jù)來源于地理空間數(shù)據(jù)云平臺(http://www.gscloud.cn/)的ASTER GDEM數(shù)據(jù)集，柵格精度為30m，用于做水文分析提取河網(wǎng)劃分集水區(qū)。

圖2 研究區(qū)2000、2010、2020年土地利用類型圖

2 研究方法

本研究按流域進行風險小區(qū)的劃分，構(gòu)建景觀生態(tài)風險評價模型后，由Fragstats軟件計算得到景觀指數(shù)，再由ArcGIS軟件計算其空間分布，并利用GeoDA軟件進行空間自相關(guān)性分析。最后對以上研究結(jié)果進行分析，對博河流域景觀生態(tài)風險演變提出結(jié)論與建議。

2.1 按子流域劃分風險評價單元

依據(jù)水系流量等級可以將流域劃分為多個子流域[29]。基于DEM數(shù)據(jù)，在ArcGIS 10.3軟件中利用水文分析模塊進行流域分割，對原始DEM數(shù)據(jù)進行填洼、流向分析、流量統(tǒng)計、流量劃分及流域提取等相關(guān)操作。由此得到158個子流域(圖1)，面積均值為154.93km2。

2.2 景觀生態(tài)風險評價模型構(gòu)建

景觀指數(shù)高度濃縮量化了景觀結(jié)構(gòu)組成和空間特征[30]。參考同類型干旱區(qū)流域研究[18]，本研究選取景觀干擾度指數(shù)、脆弱度指數(shù)和損失度指數(shù)作為風險評價指標，得到景觀生態(tài)風險指數(shù)[10，16，31](圖3)。其中，損失度指數(shù)反映遭遇干擾時各景觀類型所受到的生態(tài)損失差別[32]。景觀生態(tài)風險評價模型構(gòu)建完成后，利用Fragstats軟件批量導(dǎo)入158個評價單元的土地利用柵格數(shù)據(jù)進行指數(shù)計算。

圖3 景觀生態(tài)風險指數(shù)評價模型

2.2.1 景觀干擾度指數(shù)

景觀干擾度指數(shù)反映了不同景觀生態(tài)受外界干擾的程度，受到的干擾越少，其內(nèi)部生態(tài)就越穩(wěn)定，生態(tài)風險也越低[31]。景觀干擾度指數(shù)由景觀破碎度、分離度和優(yōu)勢度指數(shù)加權(quán)計算得到[10，16]。Ci表示景觀類型i的破碎度指數(shù)，反映景觀類型被干擾的破碎程度，由景觀類型i的斑塊數(shù)目Ni與景觀類型i的總面積Ai計算得到；Si表示景觀類型i的分離度指數(shù)，反映景觀類型中斑塊個體分布的離散程度；Di表示景觀優(yōu)勢度指數(shù)，景觀優(yōu)勢度越高則景觀多樣性越小，與香農(nóng)均度指數(shù)SHEI呈相反趨勢。a、b、c表示各指數(shù)的權(quán)重，且a＋b＋c＝1。參考相關(guān)研究[10，18-19，25]，a、b、c分別賦值為0.5、0.3、0.2。Ni、Ai、Si、SHEI均可由Fragstats軟件計算得到。

2.2.2 景觀脆弱度指數(shù)

景觀脆弱度指數(shù)表示各景觀類型在保持其景觀完整性和生物多樣性方面的敏感性[14]。脆弱度指數(shù)越高，代表該景觀類型越脆弱和不穩(wěn)定。對人造地表、森林、灌木地、草地、耕地、水體、濕地、裸地、冰川永久積雪地依次賦值1～9，并進行歸一化處理，得到脆弱度指數(shù)。

2.3 空間分析方法

2.3.1 土地利用類型變化空間分析

在ArcGIS中基于3期土地利用數(shù)據(jù)通過相交等操作進行比較，得到土地利用轉(zhuǎn)換類型的空間分布圖，作為分析景觀生態(tài)風險原因的基礎(chǔ)。

2.3.2 景觀生態(tài)風險空間分析

將景觀生態(tài)風險指數(shù)賦予到各風險小區(qū)的幾何中心點上，利用ArcGIS統(tǒng)計工具的普通克里金插值模型進行空間差值。采用自然斷點法將景觀生態(tài)風險區(qū)分為低風險區(qū)(LERI≤0.007 8)、較低風險區(qū)(0.007 80.016 4)，得到研究區(qū)景觀生態(tài)風險空間分布圖，之后進一步得到景觀生態(tài)風險等級變化分布圖。

2.4 全局和局部自相關(guān)分析

為了進一步探究景觀生態(tài)風險空間分布的關(guān)聯(lián)性，借助GeoDa軟件進行全局自相關(guān)性分析和局部自相關(guān)性分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 景觀格局指數(shù)的時序變化

參考相關(guān)研究[20]，選取斑塊面積比例、斑塊平均面積等景觀指數(shù)，運用Fragstats軟件計算得出景觀及類型水平的指數(shù)值。分析統(tǒng)計結(jié)果得出，博河流域的基質(zhì)景觀類型為草地，2000年面積為14 722.08km2，2020年下降到12 137.67km2，占比由59%下降到48%；裸地、耕地為其主要景觀類型，裸地面積在第一個10年間快速增加，占比由20.21%上升到26.94%，在后10年間又降低至23.9%；耕地面積在2個時段內(nèi)連續(xù)增長。研究區(qū)內(nèi)有一定面積的特殊用地類型，如冰川永久積雪用地。其他景觀類型，如濕地、水體和森林，雖然面積較小，但其變化對整體景觀格局影響較大。

斑塊平均面積在一定程度上反映了景觀破碎度，數(shù)值越小，表示其越破碎。研究期間，耕地數(shù)值均為最大，灌木地均為最小；斑塊密度同樣反映景觀破碎化及異質(zhì)性程度，森林的斑塊密度最大，其次草地、灌木地、裸地的斑塊密度也相對較高，但均在逐漸降低；面積加權(quán)的平均形狀因子AWMSI是評估景觀空間格局復(fù)雜程度的重要指標之一，值越大說明斑塊形狀越復(fù)雜、越不規(guī)則[20]，草地的AWMSI值最高，在2000年后先降低又升高，其次為裸地和耕地，裸地數(shù)值逐漸降低。綜合來看，3年優(yōu)勢度指數(shù)分別為0.44、0.40和0.35，可以得知整個地區(qū)景觀豐富度較高且持續(xù)增加。

3.2 土地利用類型的時空變化分析

2000—2010年，土地轉(zhuǎn)換類型主要為由草地轉(zhuǎn)為裸地和森林(圖4)，其次為裸地、草地轉(zhuǎn)為耕地；也有大面積水體退化為裸地、森林退化為草地。2010—2020年，土地轉(zhuǎn)換類型主要為裸地轉(zhuǎn)為水體和濕地，草地轉(zhuǎn)為耕地，草地與裸地、草地與森林互相動態(tài)轉(zhuǎn)換。綜合來看，20年來草地存在大面積退化，耕地擴張，水體濕地面積大幅縮小后又有明顯恢復(fù)，森林面積有一定增加。

圖4 2000—2020年主要土地利用轉(zhuǎn)換類型面積變化對比圖

2000—2010年，在溫泉縣西部山體上、阿拉山口市、精河縣南部、博樂市中南部有大量草地退化為裸地(圖5)。裸地、草地轉(zhuǎn)為耕地主要是由于生產(chǎn)用地開發(fā)，常出現(xiàn)在綠洲周邊。2010—2020年，大量裸地轉(zhuǎn)為水體，主要在艾比湖周邊；其次仍有大面積草地轉(zhuǎn)為耕地與人造地表。草地轉(zhuǎn)為裸地面積相較于前10年有明顯減少趨勢，耕地、裸地轉(zhuǎn)為草地的面積增大(圖6)。縱觀2000—2020年(圖7)，最主要的土地轉(zhuǎn)換類型仍然是由草地轉(zhuǎn)為裸地，其次是草地轉(zhuǎn)為森林。

圖5 2000—2010年土地利用類型變化空間分布圖

圖6 2010—2020年土地利用類型變化空間分布圖

圖7 2000—2020年土地利用類型變化空間分布圖

3.3 流域景觀生態(tài)風險時空變化分析

博河流域2000、2010和2020年平均景觀生態(tài)風險指數(shù)分別為0.011 37、0.011 45和0.011 00，整體變化不大，呈先增加后降低的趨勢。

3.3.1 流域景觀生態(tài)風險的時序變化

研究區(qū)內(nèi)各個時期景觀生態(tài)風險等級占比有較大差異，2000和2010年以中風險區(qū)面積最多，其次為較高和較低風險區(qū)；2020年以較低風險區(qū)和中風險區(qū)面積最多。2000—2010年，高風險區(qū)面積增幅較大，增多的高風險區(qū)主要為較高和中風險區(qū)風險升級，整體景觀生態(tài)風險呈惡化局面；2010—2020年，較高風險區(qū)面積降幅較大，較低風險區(qū)面積增幅較大，風險等級降低的趨勢明顯，高風險區(qū)面積基本保持不變，整體景觀生態(tài)風險呈好轉(zhuǎn)局面。

縱觀20年間風險區(qū)面積轉(zhuǎn)變，主要為較高風險區(qū)和中風險區(qū)風險降級，低風險區(qū)面積減少，較低風險區(qū)和中風險區(qū)面積增多，較高風險區(qū)面積大量減少，高風險區(qū)面積在前10年增多，后10年基本保持不變。

3.3.2 流域景觀生態(tài)風險的空間分異

2000年，高風險區(qū)主要分布在艾比湖東側(cè)荒漠區(qū)(圖8)，位于全疆年大風日數(shù)最多的阿拉山口下風向[33]，大面積是裸地，脆弱度和破碎度較高，由此導(dǎo)致高風險；較高風險區(qū)分布在溫泉縣西部的大面積山前草地、博樂市北部及阿拉山口市的草地區(qū)，博樂市博河南部綠洲-荒漠交錯帶。溫泉縣西部為博河上流地帶，河谷濕地面積逐年縮減，過度放牧造成草場退化[34]，博樂市北部同樣是由于小營盤鎮(zhèn)一帶的牧業(yè)村對草原的影響，南部綠洲-荒漠交錯帶也有一些草地森林的退化。對比2000—2010年土地利用類型變化空間分布圖，較高風險區(qū)均有大面積土地退化。低風險區(qū)和較低風險區(qū)分布于綠洲地帶附近及周邊人為干擾少的地區(qū)，如精河縣西部森林、草地、裸地、耕地和人造地表混合地帶，生態(tài)系統(tǒng)較為穩(wěn)定。2010年，艾比湖東側(cè)荒漠區(qū)高風險區(qū)面積增長，但較高風險區(qū)面積縮減，風險等級空間分布變化不大；2020年，除艾比湖東側(cè)荒漠區(qū)高風險區(qū)外，沒有其他高風險區(qū)，較高風險區(qū)面積全面縮減，博樂市和精河縣內(nèi)大面積地區(qū)成為較低風險區(qū)。

圖8 景觀生態(tài)風險等級分布圖

2000—2010年，風險惡化區(qū)主要分布在艾比湖周邊地區(qū)(圖9)，這些地方主要是草地、水體轉(zhuǎn)為裸地，灌木地轉(zhuǎn)為裸地、草地等不同程度的土地退化地區(qū)；2010—2020年，風險改善區(qū)較為明顯，分布在艾比湖區(qū)域，土地轉(zhuǎn)換類型主要為裸地轉(zhuǎn)為濕地和水體，其余大面積風險改善區(qū)和裸地面積減少，森林、水體、濕地面積增加有關(guān)；風險惡化區(qū)較上一個10年減少。可見，自2010年以后，博河流域整體景觀生態(tài)風險情況呈降低趨勢，但局部地區(qū)的生態(tài)仍在持續(xù)惡化。

圖9 景觀生態(tài)風險等級變化分布圖

3.4 自相關(guān)性分析檢驗

2000、2010、2020年研究區(qū)全局莫蘭指數(shù)分別為0.309、0.220、0.291，均大于0，且通過正態(tài)分布顯著性檢驗，說明研究區(qū)景觀生態(tài)風險指數(shù)整體呈正相關(guān)，空間之間存在相互影響。由局部自相關(guān)性分析得到的聚類地圖(圖10)可知，空間關(guān)聯(lián)顯著性強的區(qū)域主要為高-高聚集和低-低聚集，與3個年份高風險區(qū)和低風險區(qū)相吻合。

圖10 2000—2020年聚類地圖

4 討論與結(jié)論

4.1 討論

對于西北干旱區(qū)，地區(qū)的環(huán)境容量很大程度上取決于水資源的承載能力[35]，綠洲城區(qū)均依水而建、依水而興。研究發(fā)現(xiàn)，干旱區(qū)流域高風險區(qū)多分布在具有一定特征的綠洲-荒漠交錯帶，湖泊萎縮、河流斷流，從而影響水域周邊及下游地區(qū)[1，17，19，36]。同時，隨著大量人工開發(fā)與土地退化，極易對土地類型較為單一的脆弱生態(tài)系統(tǒng)造成惡劣影響。

近幾十年來，博州人口數(shù)量大量增長，人居綠洲面積持續(xù)擴大，工業(yè)、農(nóng)業(yè)用水量激增，造成水資源污染及短缺，加劇了土地鹽漬化、荒漠化情況，影響了土地類型的正常轉(zhuǎn)換。通過以上對景觀格局、土地利用變化和景觀生態(tài)風險變化的分析可知，造成景觀生態(tài)風險的原因主要有以下幾點。1)首要原因是博河流域水量逐年減少，湖面蒸散量大，以及受阿拉山口大風天氣影響，艾比湖在20世紀50—90年代末水體面積急劇縮小，湖底裸露，植被大面積減退，鹽堿灘蔓延，艾比湖周邊地區(qū)已成為中國西部沙塵暴主要策源地之一，整個流域的生態(tài)系統(tǒng)受到嚴重影響。2)以草地轉(zhuǎn)為裸地為主的土地退化，草地分離度增加造成損失度增加。近年來博州氣候明顯變暖，降雨量減少和蒸發(fā)量增加造成干旱惡劣天氣增多，暖冬氣候影響牧場春季生產(chǎn)返青[37]；另外，博州產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)中第一產(chǎn)業(yè)比例仍然較重，無節(jié)制墾荒、過度放牧及不合理利用水資源造成草地生態(tài)系統(tǒng)承載量過高[38]。3)植被覆蓋具有調(diào)節(jié)綠洲氣候環(huán)境的作用，在博河南北兩側(cè)局部地區(qū)的荒漠林地由于受人類活動影響，轉(zhuǎn)為草地裸地，不利于涵養(yǎng)水源，調(diào)節(jié)局部氣候能力降低，氣候惡化又反向影響植被覆蓋，造成惡性循環(huán)。

2000年以前，由于急于推動經(jīng)濟建設(shè)發(fā)展，博州出現(xiàn)大量毀林開荒、濫砍濫伐的現(xiàn)象，造成當?shù)刂脖毁Y源損失嚴重。2001年新疆開始實施公益林生態(tài)效益補償機制后[39]，貫徹落實國務(wù)院頒布的《退耕還林條例》，博州在多地實施植樹造林、森林撫育政策，森林面積大幅增長。2000年后，研究區(qū)內(nèi)連續(xù)幾年降雨量增多，入湖水量隨之增加，艾比湖水域面積有所恢復(fù)，但用水量依舊巨大。博州政府嚴格實施退地減水政策，減少地下水開采，積極進行水庫建設(shè)，緩解艾比湖用水壓力[40]。2015年，艾比湖濕地國家級自然保護區(qū)管理局申請將位于保護區(qū)內(nèi)的哈薩克村納入生態(tài)移民計劃，以減少用水和保護環(huán)境，2017年已移民完成。艾比湖面積隨著近年來降雨量的增加有顯著增加。2000—2010年，研究區(qū)內(nèi)天然草原的退化持續(xù)加重；2011年，國家針對新疆、內(nèi)蒙古等傳統(tǒng)牧區(qū)實行禁牧補助和草畜平衡獎勵政策以后，草地縮減速率減緩，天然草原生態(tài)環(huán)境得到明顯改善。隨著國家一系列生態(tài)保護修復(fù)措施的實施，博河流域整體的景觀生態(tài)風險值在2010年后有所降低，環(huán)境治理成效初顯。但整體來看，生態(tài)環(huán)境局部改善與部分退化并存，仍需提防邊治理邊破壞的現(xiàn)象[41]。

4.2 結(jié)論

通過研究結(jié)果分析與討論，得出以下結(jié)論。

1)研究地區(qū)2020年景觀優(yōu)勢度為0.35，景觀類型較為多樣均衡。20年來，草地作為其基質(zhì)景觀類型，面積占比降低10.37%。其中，6.52%的面積轉(zhuǎn)換為裸地，1.75%的面積轉(zhuǎn)換為森林；裸地面積先大幅度增加后減少；耕地面積持續(xù)增加，主要由草地和裸地轉(zhuǎn)出。

2)研究期內(nèi)森林、草地的斑塊平均面積增加，斑塊密度降低，破碎度降低；森林、濕地、水體的景觀損失度均降低。

3)研究期內(nèi)，流域平均景觀生態(tài)風險指數(shù)先增加后降低，較低風險區(qū)面積由23.73%增長到41.12%，較高風險區(qū)面積由27.79%減少至8.47%，高風險區(qū)面積從2.96%增加到4.55%，整體上風險增高的趨勢已經(jīng)被抑制。高風險區(qū)一直分布在艾比湖東側(cè)荒漠區(qū)。艾比湖東側(cè)荒漠地帶是風險治理的重點地區(qū)，多年的治理未得到明顯成效，而其他地區(qū)持續(xù)貫徹生態(tài)保護政策，見效較大。

基于以上分析與結(jié)論，針對博河流域的生態(tài)環(huán)境具體保護與提升，提出以下幾點建議。

1)整體來看，博河流域的可持續(xù)發(fā)展需一定程度地控制人口數(shù)量，減緩?fù)恋亻_發(fā)，持續(xù)優(yōu)化產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)，推動綠色、低碳、循環(huán)經(jīng)濟體系建設(shè)。

2)對于艾比湖周邊高風險區(qū)，重點在于保護水源、改良土壤、恢復(fù)植被，構(gòu)建穩(wěn)定的生態(tài)群落；制定詳盡的艾比湖及博河、精河取水用水保護條例，多方面加強水源防控；依托三北防護林政策大力培育人工防風林，使艾比湖周邊荒漠地區(qū)轉(zhuǎn)為保護新疆西北部整體生態(tài)的天然屏障。

3)對于較高風險區(qū)，加強耕地-草地-灌木地-森林的整體保護，重視天然林保護與人工林種植；在綠洲到荒漠、綠洲到高山草甸的山前地帶，協(xié)調(diào)好農(nóng)牧業(yè)開發(fā)與生態(tài)保護的關(guān)系，必要時實行退耕禁牧政策。

4)對于轉(zhuǎn)換頻率高的中風險區(qū)，關(guān)注其景觀結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化，及時調(diào)控，限制大規(guī)模的城市建設(shè)開發(fā)。加強濕地、灌木地的持續(xù)性保護，降低其破碎度與分離度。

5)對于較低和低風險區(qū)，制定可持續(xù)的生態(tài)發(fā)展政策，防止風險等級的升高。對于新疆獨特的荒漠和冰川雪地生態(tài)系統(tǒng)，要嚴格保留一定的生態(tài)緩沖地帶，防止人類過度干擾。

注：文中圖片均由賀洋繪制。