旅游干擾下的天山北坡水蝕經濟損失評估
——以西白楊溝流域山地景區(qū)為例

桂海月，王新軍*，常夢迪，閆立男，馬克，李菊艷，賈宏濤

（1.新疆農業(yè)大學草業(yè)與環(huán)境科學學院，烏魯木齊 830052；2.新疆土壤與植物生態(tài)過程實驗室，烏魯木齊 830052；3.新疆維吾爾自治區(qū)水土保持與生態(tài)環(huán)境監(jiān)測總站，烏魯木齊 830011）

旅游作為人為干擾自然的重要形式之一，其在給旅游目的地帶來經濟文化繁榮的同時，也會對生態(tài)環(huán)境產生負向性干預，使得區(qū)域水蝕態(tài)勢日益嚴峻，給社會經濟的可持續(xù)發(fā)展帶來明顯的負面效應，已引起世界各國的廣泛關注[1]。全球受水蝕影響的土地面積已達1.09×109hm2，其中7.51×106hm2的土地遭受嚴重侵蝕[2]，平均每年造成3.37×107t 農產品及8.0×109美元的損失[3]。水蝕表征在降雨、地表徑流等外營力作用下，土壤發(fā)生解體、運輸及沉積的過程，是生態(tài)退化的主體表現(xiàn)[4-5]。土壤與植被作為構成生態(tài)環(huán)境最基本的因子，對人為干擾響應較為敏感，可直接反映旅游干擾下的水蝕及其造成的生態(tài)環(huán)境效應與經濟損失[6]。我國已有22%的旅游區(qū)因開展旅游活動導致生態(tài)環(huán)境退化、水蝕加劇[7]。因此，定量估算旅游干擾下水蝕經濟損失對區(qū)域經濟可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

目前，已有諸多國內外學者采用生態(tài)系統(tǒng)關鍵參數表征旅游干擾對生態(tài)環(huán)境的影響，研究對象多以旅游活動直接干擾的土壤、植被為主，內容主要側重旅游干擾對植被群落特征、土壤理化性質的影響研究[8-9]。而“旅游-植被-土壤性質”關系鏈的研究主要涉及旅游干擾對植物群落與土壤理化性質、草地植被和土壤的生態(tài)化學計量特征、植物多樣性與土壤生化特征等方面[6，10-11]，鮮有關注不同旅游干擾強度下因土壤理化性質改變及群落特征破壞所引發(fā)的水蝕經濟損失評估研究。此外，諸多水蝕經濟損失研究表明，土壤、植被與水蝕經濟損失之間具有復雜的相互作用，且不同旅游干擾強度下的土壤理化性質與植被群落特征的改變將影響區(qū)域水蝕強度和經濟損失變化[12-13]。因此，定量分析土壤理化性質、植被群落特征以及水蝕經濟損失變化是實現(xiàn)區(qū)域經濟可持續(xù)發(fā)展的關鍵。

西白楊溝流域位于新疆天山北坡山地區(qū)，屬干旱區(qū)生態(tài)脆弱帶，具有流域單元完整，降水強度大、頻率高，水蝕顯著的特征，是天山北坡受水蝕及旅游干擾的典型區(qū)域。近年來，西白楊溝流域山地旅游開發(fā)加劇，旅游干擾使得土壤結構改變、植被蓋度降低，引起了土壤可蝕性及生物措施因子的動態(tài)變化，因此旅游干擾將是天山北坡水土流失的重要研究方向之一[14]。鑒于此，本研究以西白楊溝流域山地景區(qū)為例，基于樣地調查數據，結合中國土壤流失方程（Chinese soil loss equation，CSLE）與水蝕經濟損失評估模型，定量估算不同旅游干擾強度下水蝕經濟損失，探討旅游干擾對土壤理化性質和植被的影響特征，揭示旅游干擾下景區(qū)水蝕強度及經濟損失變化規(guī)律，以期為天山北坡山地景區(qū)旅游開發(fā)、生態(tài)環(huán)境保護以及水土資源的可持續(xù)利用提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

西白楊溝流域（圖1）位于新疆維吾爾自治區(qū)天山北坡中麓——烏魯木齊縣甘溝鄉(xiāng)內，距烏魯木齊市區(qū)約75 km，地理坐標為87°03′～87°14′E、43°21′～43°27′N。流域面積約72.04 km2，地處中山區(qū)與低山區(qū)的過渡帶，地勢總體呈西南高、東北低，海拔約1 918～3 800 m，地面自然坡降為3.2%～5.1%[14]。流域屬溫帶大陸性氣候，多年平均降雨量為452 mm，降雨主要集中于5—9月，占全年降水量的75.59%，且水流易在短期內集中并沖蝕地表，造成大面積的水蝕，水蝕強度以輕度為主[14-15]。受地形、氣候影響，植被具有典型山地垂直分布特征，海拔1 600～2 800 m主要以喬木、灌木為主，1 600 m 以下以多年生禾本科雜草為主[16]，群落優(yōu)勢種為草地早熟禾（Poa pratensis）、針茅（Stipacapillata）、細果苔草（Carex stenocarpa），伴生種有天山羽衣草（Alchemilla tianschanica）、大萼委陵菜（Potentilla conferta）、阿爾泰狗娃花（Heteropappus altaicus）、草原勿忘草（Myosotis suaveolens）等[17]。

1.2 數據獲取與處理

1.2.1 樣區(qū)布設與樣品采集

在確保樣地的坡度、土壤質地、植被類型等特征基本一致的前提下，于2018 年7 月28—30 日（旅游旺季及植被生長旺盛期）進行樣區(qū)布設及樣品采集。旅游干擾強度根據蒙古包附近地表踩踏痕跡、裸露程度進行分區(qū)，可直觀反映旅游干擾強度大小。為定量研究旅游干擾對水蝕的影響，設置4 個樣區(qū)（圖1）[18]：重度干擾（Severe disturbance，SD），游客極多，踩踏痕跡明顯，地表裸露程度高，植被覆蓋度為6.87%，水蝕嚴重；中度干擾（Moderate disturbance，MD），較多游客到達，踩踏痕跡較為明顯，地表裸露程度較高，植被覆蓋度為50.90%；輕度干擾（Light disturbance，LD），偶有游客到達，有踩踏痕跡，地表裸露程度較低，植被覆蓋度為77.07%；1個對照組（No disturbance，ND），幾乎無游客到達，少有踩踏痕跡，地表無踩踏，植被覆蓋度為89.80%。每個樣區(qū)設置3個樣地，每個樣地連續(xù)設置5 個1 m×1 m 的樣方，共計60 個樣方，記錄各樣方內植被覆蓋度。每個樣地內均采用五點混交法采集0～20 cm 表層土壤，用環(huán)刀（100 cm3）取樣測定容重，裝入自封袋，帶回實驗室，土樣分為兩份，一份用于測定含水量，另一份去除植被根系及石礫后烘干、研磨、過篩，用于測定土壤理化性質。

圖1 研究區(qū)位置及樣區(qū)布設Figure 1 Location of the study area and layout of sample area

收集2016—2018 年天山北坡烏魯木齊縣農業(yè)用水價格、水庫建設投資費用、主要肥料類型及單價、小麥單產及價格、2017—2019年《中國縣域統(tǒng)計年鑒》[19]等資料，并輔以問卷調查形式確定不同干擾強度下旅游頻次。降雨侵蝕力選取距研究區(qū)約8.69 km 的烏魯木齊牧試站點1981—2018 年日降水數據（https：//data.cma.cn）進行計算。

1.2.2 植被蓋度、土壤理化性質的測定

采用數碼照相法測定研究區(qū)內樣地的植被覆蓋度[20]；采用堿解擴散法測定堿解氮；碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定有效磷；火焰光度法測定速效鉀；重鉻酸鉀氧化容量法測定土壤有機質；環(huán)刀法測定土壤容重；鋁盒烘干稱質量法測定土壤含水量；Microtrac Bluewave S350 激光粒度儀測定土壤組分；濕法測定土壤粒徑的體積分數[21]。每個樣品重復測定3 次，結果取平均值。

1.3 研究方法

1.3.1 土壤理化性質、植被覆蓋度數據分析

利用Excel 2016 和SPSS 20 軟件對數據進行處理分析，采用單因素方差分析（One-way ANOVA）和最小顯著性差異法（LSD）比較不同旅游干擾強度處理間的差異顯著性，用Pearson 相關系數分析土壤理化性質、植被覆蓋度與水蝕經濟損失相關性。

1.3.2 土壤水蝕量估算方法

基于樣地調查，本研究采用Liu 等[22]參考美國通用土壤流失方程（Universal soil loss equation，USLE）針對中國實際提出的適用于全國范圍的CSLE 模型，定量估算ND、LD、MD、SD的年均土壤侵蝕量：

式中：A為土壤侵蝕模數，t·hm-2·a-1；R為降雨侵蝕力因子，MJ·mm·hm-2·h-1·a-1，采用章文波等[23]估算方法，取近30 年均值344.47 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為坡長因子，采用Foster等[24]提出的參數，取均值2.43；S為坡度因子，采用McCool 等[25]緩坡坡度法，取均值1.97；B為生物措施因子；E為工程措施因子；T為耕作措施因子，根據谷歌高分辨率影像解譯與實地調查情況，確定研究區(qū)內無相關工程措施和耕作措施，故賦值為1[18]。

（1）土壤可蝕性因子K指土壤具有抵御雨滴打擊、徑流沖刷的能力，其計算公式[26]為：

式中：fsand為砂粒（2～0.05 mm）含量,%；fclay為黏粒（＜0.002 mm）含量，%；fsilt為粉砂粒（0.05～0.002 mm）含量，%；C為有機碳含量，%；f′sand=1-fsand/100。

（2）生物措施因子B表征地表覆被攔截、減弱雨滴對土壤侵蝕作用的能力。本研究采用蔡崇法等[27]根據生物措施因子B與植被覆蓋度FC 的關系式進行B值的估算，其值介于0～1之間。公式如下：

式中：FC為植被覆蓋度，%。

1.3.3 水蝕經濟損失評估體系

水蝕經濟損失評估體系的建立是西白楊溝流域山地景區(qū)水蝕經濟損失評估的前提，本研究借鑒目前較為成熟的水蝕經濟損失評估方法[28-30]及山岳型旅游地自然、文化等特征，構建山岳型旅游地水蝕經濟損失評估模型，具體指標參數詳見表1。

2 結果與分析

2.1 旅游干擾對土壤理化性質、植被覆蓋度的影響

除土壤容重外，各樣區(qū)含水量、土壤飽和含水量及孔隙度隨旅游干擾強度增加而降低（表2），主要由于人為踩踏造成土壤板結，容重增大，土壤滲透與攔蓄能力下降。除土壤容重外，ND的土壤含水量、飽和含水量及孔隙度顯著高于SD（P＜0.05），而LD、MD 差異不顯著（P＞0.05），與ND 相比，SD 土壤含水量、飽和含水量及土壤孔隙度的降幅分別為51.67%、32.23%、13.30%。

由表2 可知，土壤堿解氮含量為188.10～234.13 mg·kg-1，有效磷含量為131.88～227.91 mg·kg-1，速效鉀含量為133.33～449.81 mg·kg-1，土壤有機質含量為104.49～206.84 g·kg-1，整體上表現(xiàn)為土壤堿解氮、有效磷及有機質含量均隨干擾強度增加呈下降趨勢，而速效鉀含量整體卻趨于增加趨勢。其原因可能為土

壤堿解氮、有效磷主要存在于土壤表層，且與有機質含量密切相關，旅游干擾致使枯枝落葉層破壞，植物歸還量減少，土壤有機質含量下降，土壤堿解氮、有效磷含量隨之降低，而土壤速效鉀含量升高則可能與旅游踩踏造成土壤板結、速效鉀淋失量減少有關。

與ND 相比，LD、MD、SD 植被覆蓋度降幅分別為14.18%、43.32%、92.35%，呈現(xiàn)隨干擾強度增加植被覆蓋度顯著降低趨勢（P＜0.05，表2）。由于7—9 月為植物生長旺盛期及旅游旺季，大量游客聚集景區(qū)，踩踏、磨損等不當行為使得景區(qū)草本植被群落結構破壞嚴重，地表裸露程度擴大，植被活性與再生機能下降，造成植被覆蓋度明顯下降。

表2 旅游干擾對土壤理化性質、植被覆蓋度的影響Table 2 Impact of tourism disturbance on soil physical and chemical properties and vegetation coverage

2.2 旅游干擾對水力侵蝕量的影響

降雨侵蝕力、坡度及坡長因子由景區(qū)降雨量和地形決定，無需考慮其在不同旅游干擾強度下的差異；而土壤可蝕性與生物措施因子隨著旅游干擾強度的加重而變化，是旅游干擾土壤侵蝕研究動態(tài)變化的關鍵因素。隨著干擾強度的增加，土壤可蝕性K值、生物措施B值顯著增加，土壤侵蝕量呈顯著增長趨勢（P＜0.05）。土壤可蝕性K值為0.01～0.03 t·hm2·h·hm-2·MJ-1·mm-1；生物措施因子B值為0～0.99；年均土壤侵蝕模數A值為0～43.96 t·hm-2·a-1（圖2），與LD 相比，MD、SD 年均土壤侵蝕模數增幅分別為79.31%、204.79%。可見土壤、植被作為景區(qū)生態(tài)環(huán)境的重要組成部分，承擔著旅游干擾的壓力，即表現(xiàn)為干擾強度增加，土層結構破壞加深，植被覆蓋度下降，地表植被攔蓄保墑功能削弱，地面徑流擴大，土壤侵蝕程度加劇。

圖2 不同旅游干擾強度下土壤可蝕性因子K值、生物措施因子B值及土壤侵蝕模數關系Figure 2 Relationship between soil erodibility factor K value，biological measure factor B value and soil erosion modulus under different tourism disturbance intensity

2.3 旅游干擾對水蝕經濟損失影響

2.3.1 旅游干擾對場內經濟損失影響

LD 場內各項經濟損失均表現(xiàn)為土壤養(yǎng)分損失（7.7×103元·hm-2·a-1）＞植被多樣性損失（3.8×103元·hm-2·a-1）＞水源涵養(yǎng)損失（5.0×102元·hm-2·a-1）＞土地廢棄損失（76 元·hm-2·a-1）＞土壤流失損失（38 元·hm-2·a-1）＞作物減產損失（32 元·hm-2·a-1）（圖3a）。其中，土壤養(yǎng)分損失約為植被多樣性損失的2.03 倍，占據場內經濟損失的主導地位，占比達62.97%（圖4a）。表明LD 場內經濟損失最直接表現(xiàn)為土壤中堿解氮、有效磷、速效鉀及有機質等營養(yǎng)元素的流失，土地生產力下降，旅游資源的可持續(xù)發(fā)展受到威脅。MD、SD 植被多樣性損失均高于土壤養(yǎng)分損失，分別達1.17×104、2.49×104元·hm-2·a-1，約占場內經濟損失的48.57%、57.75%（圖3a）。

整體而言，場內經濟損失中以土壤養(yǎng)分損失與植被多樣性損失為主，其中土壤養(yǎng)分由LD 的7.7×103元·hm-2·a-1增至SD 的1.64×104元·hm-2·a-1，增加113%；植被多樣性損失由LD的3.8×103元·hm-2·a-1增至SD 的2.49×104元·hm-2·a-1，增幅達555.26%。干擾強度為輕度時，土壤養(yǎng)分損失高于植被多樣性損失，居首位；干擾強度為中度、重度時，土壤養(yǎng)分損失則低于植被多樣性損失，反映了旅游干擾強度達到中度干擾以上時，植被多樣性損失最高。

2.3.2 旅游干擾對場外經濟損失影響

場外經濟損失中，LD、MD、SD泥沙滯留損失均高于泥沙淤積損失（圖3b），約占場外經濟損失的56.91%（圖4b）。與場內經濟損失相比，場外經濟損失雖遠低于場內經濟損失（圖3c），但場外經濟損失對社會影響更大。由于泥沙淤積與滯留不僅引起河床抬高，降低河道泄洪與攔蓄功能，更使得河道綜合利用效益降低，威脅下游工農業(yè)生產和人民生命財產安全，且水土流失過程中的泥沙屬于非點源污染物，攜帶著大量有毒有害物質，進入水體后，給受納水體帶來污染，造成水環(huán)境破壞。

圖3 不同旅游干擾強度下場內經濟損失、場外經濟損失及水蝕經濟總損失Figure 3 On-site economic loss，off-site economic loss and total water erosion economic loss under different tourism disturbance intensity

圖4 不同旅游干擾強度下場內經濟損失、場外經濟損失及水蝕經濟總損失中各項損失指標占比Figure 4 Proportion of various loss in on-site economic loss，offsite economic loss and total water erosion economic loss under different tourism disturbance

場外經濟損失中泥沙滯留損失由LD 的58 元·hm-2·a-1增至SD 的206 元·hm-2·a-1，增加255.17%；泥沙淤積損失由LD 的44 元·hm-2·a-1增至SD 的156 元·hm-2·a-1，增幅為254.55%。地表覆土遭遇水蝕后滯留與淤積在河道中的土壤侵蝕量分別為30%、24%，嚴重堵塞地面徑流通道，削弱排水性能，且恢復費用法相較于影子工程法，其評估結果為最低價值，故而造成泥沙滯留損失高于淤積損失。

2.3.3 旅游干擾對水蝕經濟總損失影響

LD 水蝕經濟總損失以土壤養(yǎng)分損失占據首位，高達62.45%；MD、SD 土壤養(yǎng)分損失占比低于植被多樣性，分別降至44.58%、37.67%（圖4c）?？赡苁怯捎谕寥佬再|在旅游干擾初期表現(xiàn)出明顯的影響效應，但干擾達到一定強度后，影響效應增加較小。表現(xiàn)為土壤養(yǎng)分隨著干擾強度的增加而減少，植被群落間形成激烈的養(yǎng)分競爭，造成植被覆蓋度顯著降低，眾多無法適應旅游干擾的物種消失，植物多樣性大幅減少，進而導致植被多樣性損失高于土壤養(yǎng)分損失。

場內經濟損失由LD 的1.22×104元·hm-2·a-1增至SD 的4.31×104元·hm-2·a-1，增幅為253.28%；場外經濟損失由LD 的102 元·hm-2·a-1增至SD 的361 元·hm-2·a-1，增幅為253.92%；水蝕經濟總損失由LD 的1.23×104元·hm-2·a-1增至SD 的4.34×104元·hm-2·a-1，增幅為252.85%（圖3c），場內經濟損失、場外經濟損失及水蝕經濟總損失均隨干擾強度的增加呈上升趨勢，表明干擾強度增加，土壤、植被自身的抗干擾和恢復能力降低，生態(tài)環(huán)境破壞，水蝕程度擴大，水蝕負效益增加顯著。

2.4 土壤理化性質、植被覆蓋度與旅游干擾水蝕經濟損失的關系

水蝕經濟損失與土壤容重呈極顯著正相關（P＜0.01），與土壤含水量、孔隙度、飽和含水量、土壤有機質及植被覆蓋度呈極顯著負相關（P＜0.01），與土壤堿解氮、有效磷呈顯著負相關（P＜0.05，表3）。

表3 土壤理化性質、植被覆蓋度與水蝕經濟損失之間相關性分析Table 3 Correlation analysis between soil physical and chemical properties，vegetation coverage and water erosion economic loss

選取土壤容重、含水量、孔隙度、飽和含水量、土壤有機質及植被覆蓋度與水蝕經濟損失進行多元線性回歸，得y=1.16×105-4.01×104x1-1.70×104x2+1.07×104x3-4.20×104x4-1.28×104x8-4.98×104x9（R2=0.97），結果表明土壤容重、含水量、孔隙度、飽和含水量、土壤有機質及植被覆蓋度中，植被覆蓋度變化對旅游干擾水蝕經濟損失響應最為敏感，植被覆蓋度每減少1%，水蝕經濟損失增加4.98×104元。

3 討論

植被、土壤作為旅游引起生態(tài)環(huán)境變化的重要指標，其影響效應主要取決于干擾強度和影響范圍[7]。山地旅游在其開發(fā)過程中，可對植物群落、土壤性狀產生不可避免的負面影響，本研究發(fā)現(xiàn)，隨著游客踩踏程度的加重，土壤理化性質與植被覆蓋度受到的影響增大，由此產生的土壤侵蝕量也隨之增加，這一結果與許中旗等[34]的研究結論一致。此外，景區(qū)土壤侵蝕量還受地形坡度、排水條件、氣候等自然因子的影響[35]，但主導因子仍為干擾強度。天山北坡屬國家級水土流失重點區(qū)，其特殊的地形、氣候條件決定了生態(tài)環(huán)境的脆弱性。隨著區(qū)域旅游經濟的迅猛發(fā)展，生態(tài)環(huán)境面臨嚴峻的挑戰(zhàn)，水土資源環(huán)境成為制約其經濟社會發(fā)展的重要因素[36]。西白楊溝流域作為天山北坡水蝕典型區(qū)，旅游干擾所造成的危害除土壤侵蝕加劇外，還表現(xiàn)為對景區(qū)植被群落健康的損害、對植被生態(tài)系統(tǒng)的擾動，進而導致景區(qū)生態(tài)環(huán)境質量下降。土壤理化性質與植被覆蓋度對旅游干擾水蝕經濟損失響應較為敏感，其中植被覆蓋度對其響應敏感度更高，進一步印證了朱明勇等[13]的研究成果。本研究樣地設置主要集中于蒙古包附近0～50 m 范圍內，盡管旅游干擾所占面積與整個流域相比較小，但游客對于土壤、植被的踩踏必然會對整個流域產生影響，造成本地植被消失、外來物種入侵、土壤板結等不良影響[37]。

單位面積水蝕經濟損失與旅游干擾強度、土壤侵蝕量具有顯著相關性。本研究通過定量分析發(fā)現(xiàn)，干擾強度高于輕度時，以植被多樣性損失為主，其次為土壤養(yǎng)分損失，這與周濤等[12]、朱明勇等[13]研究結果相異，其原因可能在于土壤侵蝕指標的界定、參數的選取、評估方法與結果表達的差異以及人為干擾下土壤侵蝕危害性更高等因素所致[5，13]。此外，景區(qū)游客成為旅游資源受益者的同時，還需承擔旅游干擾造成的經濟損失，依據水土保持生態(tài)補償政策與“誰污染誰付費”的環(huán)境經濟學原理，ND、LD、MD、SD區(qū)游客承擔損失費用分別為0、21.03、17.74、26.05 元·人-1。中度干擾下游客承擔費用低于輕度、重度干擾，可見中度干擾更有利于景區(qū)經濟的發(fā)展，這證實了孫飛達等[11]的研究結果。

本研究雖已開展了旅游干擾下土壤、植被等的水蝕經濟損失評估，但缺乏對降雨、地形因子與水蝕經濟損失關聯(lián)性研究，且騎馬作為景區(qū)旅游中一種常見的娛樂項目，多在旅游景點集中使用，騎馬項目的開展使得景區(qū)土壤、植被遭受毀壞與踐踏，地表裸露程度進一步擴大，水蝕現(xiàn)象嚴峻。Cole 等[38]與王慶鎖等[39]認為馬匹踐踏與游客踩踏對土壤、植被破壞程度不一，所造成的水蝕情況相異，產生的水蝕經濟損失也存在差異。因而馬匹踐踏對景區(qū)水土、植被等造成的影響需進一步探討。

4 結論

本研究以西白楊溝景區(qū)為案例地，基于樣地調查數據，采用CSLE模型及水蝕經濟損失評估模型，定量分析了旅游干擾-土壤、植被-水蝕經濟損失的關系。結論如下：

（1）除土壤容重、速效鉀外，土壤理化性質與植被覆蓋度隨旅游干擾強度的增加呈下降趨勢，且無干擾區(qū)土壤理化性質、植被覆蓋度顯著高于重度干擾區(qū)。

（2）土壤可蝕性因子、生物措施因子及土壤侵蝕模數均隨旅游干擾強度的增加呈顯著增長趨勢。與輕度干擾區(qū)相比，重度干擾區(qū)土壤可蝕性因子、生物措施因子及土壤侵蝕模數增幅分別為111.58%、44.03%、204.79%。

（3）隨著旅游干擾強度的增加，水蝕經濟損失各項指標中尤以土壤養(yǎng)分損失與植被多樣性損失占比最高，二者占比總計超過92%，且干擾強度高于輕度時，植被多樣性損失高于土壤養(yǎng)分損失，占據水蝕經濟損失的首位。

（4）相較于土壤因子，植被因子對水蝕經濟損失響應更為敏感，為此需結合土壤侵蝕參數分析，加強景區(qū)植被管理，控制旅游干擾強度，降低土壤侵蝕所帶來的生態(tài)風險。