干旱地區生態移民土地利用變化生態風險
——以寧夏紅寺堡區為例

王 鵬,王亞娟,劉小鵬,2,陳 曉,孔福星

(1.寧夏大學資源環境學院, 寧夏 銀川 750021;2.寧夏(中阿)旱區資源評價與環境調控重點實驗室, 寧夏 銀川 750021)

生態移民是被賦予了具有扶貧和生態建設雙重意義的特殊的人口遷移過程[1]，指把位于生態脆弱區或重要生態功能區、生態環境嚴重破壞地區，以及自然環境條件惡劣且已喪失基本生存條件地區的貧困人口向其它地區遷移的過程[2-3]。生態移民過程實質上是區域空間結構重構，是各種空間要素在遷入區地域范圍內的重新組合和再結構化的過程，這勢必會對區域生態環境造成干擾和破壞，引起生態系統失衡，加大區域生態風險程度。目前，針對生態移民的研究大多注重移民生計評估[4]、農戶收入效應評價[5]、安置區優化選擇[6]和補償機制與政策[7]等方面，對生態移民安置區生態風險評價卻鮮有報道。

生態風險是指一個種群、生態系統或整個景觀的正常功能受到外界某些不確定的災害或事故的影響，導致系統內部某些要素、結構或其自身健康、生產力、經濟價值等功能的下降，甚至喪失，從而危及整個生態系統的安全和健康[8]，是評估區域生態環境可持續發展的重要依據。生態風險評價是伴隨著環境管理的目標和環境觀念的轉變而逐漸興起并得到發展的一個新的研究領域[9-10]，經歷了由單風險源、單一受體的局地小尺度評價到多風險源、多受體的大尺度區域評價再到景觀水平評價的發展歷程，能夠預測未來生態的不利影響，評估某種因素導致生態變化的可能性，為環保管理部門分析和預測生態變化、生態后果之間關系以及為生態風險管理和環境監測提供依據和決策支持[11]。土地利用變化是自然環境與人類活動的直接反映，可能導致景觀結構和功能的改變，而且不同土地利用模式和強度的生態效應具有區域和累積特征，可在景觀生態系統的結構和組成中直接反映[12]，因此基于土地利用類型結構進行區域生態風險評價成為生態學、地理學以及相關學科的研究領域的熱點話題。Paukert等基于土地利用數據和景觀結構指數構建生態威脅指數，對科羅拉多流域的生態風險進行評價[13]；喬蕻強等采用土地利用數據，利用相對風險模型對石羊河流域生態風險進行定量分析[14]；周汝佳等基于土地利用變化，在RS與GIS技術支持下，借助地統計分析法和空間自相關分析法對鹽城海岸帶生態風險進行分析[15]；徐蘭等以土地利用數據和遙感數據為基礎，運用景觀生態學理論，定量分析了農牧交錯帶典型流域——洋河的生態風險時空變化特征[16]。目前相關研究大多以土地利用變化數據為基礎，采用景觀格局指數構建生態風險指數，但在表示景觀損失度和景觀脆弱度時具有很大的主觀性，加大了生態風險評價結果的不確定性。因此本文以全國最大的生態移民集中區——紅寺堡區為例，采用土地利用指數和景觀結構指數相結合的方法構建生態風險指數，對紅寺堡區生態風險進行綜合評價，以期為區域生態移民過程中生態安全和環境管理提供理論依據和技術支持。

1 研究區概況

紅寺堡區地處寧夏中部干旱地帶，介于105°43′-106°42′E，37°28′-37°37′N，是承接寧夏東西南北的地理中心(圖1)。全區平均海拔1 240～1 450 m，屬于典型的溫帶大陸性氣候，年平均氣溫8.4℃，平均無霜期155 d，日照時間長，年日照時數3 036.4 h。境內降水量少而集中且年際變化大，年平均降水量277 mm左右。1995年，該區域成為國家大型水利樞紐工程—寧夏扶貧揚黃灌溉工程(“1236”工程)的主戰場。1999年成立中共紅寺堡開發區工委。2009年，吳忠市紅寺堡區成立。該區域主要安置同心、海原、原州、彭陽、西吉、隆德、涇源7縣(區)易地扶貧搬遷戶。全區總面積2 767 km2，轄2鎮3鄉、1個街道、61個行政村、2個城鎮社區，總人口約189 566人，其中回族人口占總人口的62.3%。2015年，全區實現地區生產總值(GDP)15.61億元，三次產業結構為29.6%、42.6%和27.8%。

圖1 研究區地理位置Fig.1 Geographical location of study area

2 研究方法

2.1 數據來源與處理

以研究區1995、2000、2005、2010年和2015年TM遙感影像為基礎數據，在ENVI5.0對TM影像進行幾何校正、圖像配準等多項綜合處理。依據全國土地資源分類系統，再結合研究區的土地利用現狀特點，按照區分差異性、歸納共同性的方法，將研究區分為耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地6種土地利用類型。在ArcGIS軟件的支持下，采取人機交互解譯，后經GPS野外采樣點實地考察校正，得到研究區1995、2000、2005、2010、2015年的土地利用矢量圖，結合實地調查采樣點數據，對分類結果進行精度檢驗后發現五期影像解譯Kappa指數均大于0.85，達到研究所需要求。

2.2 指標體系的建立

2.2.1 土地利用指標

(1)土地利用程度：

式中，D表示土地利用程度綜合指數,Ri表示第i類土地利用程度分級指數,Bi表示第i類土地利用程度分級面積百分比[17]。土地利用程度分級指數是將土地利用程度，按照土地自然綜合體在社會因素影響下的自然平衡狀態分為4級，其中未利用地為1，林地、草地以及水域為2，耕地為3，建設用地為4。

(2)耕地墾殖指數：

式中,K為耕地墾殖指數,G為耕地面積,A為研究區域土地總面積。

(3)植被覆蓋度指數：

式中,M為植被覆蓋度指數,L為研究區域林地總面積,C為研究區域草地總面積,A為研究區域土地總面積。

2.2.2 景觀指標

(1) 景觀多樣性指數：指不同類型的景觀在空間結構、功能機制和時間動態方面的多樣化和變異性，它可以反映景觀類型的多少和所占比例的變化，揭示景觀的復雜程度[18]。

式中,H為景觀多樣性指數，Pi為研究區域第i類土地利用類型占總面積的比，m為研究區土地利用類型的總數。

(2)景觀優勢度指數：用于測定景觀結構組成中斑塊類型支配景觀的程度，表示一種或幾種類型斑塊在一個景觀中的優勢或程度[19]。

式中,I為景觀優勢度指數，Hmax為最大多樣性指數，Hmax=lnm。I越大，表明組成景觀各類型所占比例差異大；I越小，表明景觀是由多個比例大致相等的類型組成；I為0時，則表示組成景觀各種類型所占比例相等。

(3)景觀破碎度指數：

式中,F表示研究區域綜合景觀破碎度指數，N表示景觀格局中景觀的總斑塊數，A表示研究區景觀總面積。

2.2.3 基于土地利用指標和景觀生態指標的綜合生態風險指標模型 基于土地和景觀生態指標的綜合生態風險指標模型：

式中,E代表綜合生態風險指數，Wi表示各個指標相對于生態風險的權重，bi表示各個指標的值，由于各個指標統計來源不一，數據值和單位不統一，為使所選指標數據能夠進行簡單的加減計算，所以對各個指標進行歸一化處理。其中，權重值Wi通過利用熵權法和層次分析法計算得到[20]，計算過程中判斷矩陣的判定是通過咨詢相關專家后得到。各指標權重如表1所示。

表1 研究區各指標權重Table 1 Weight of each indicator in the study area

2.3 生態風險指數模型

生態風險指數反映了土地利用景觀結構與綜合區域生態風險之間的經驗聯系[21-22]。

式中，ERI表示研究區的生態風險指數，m為土地利用類型數量，Ai表示研究區內第i類土地利用類型的總土地利用面積，Ti為第i類土地利用類型所反映的生態風險強度參數，A為研究區域土地利用類型的總面積[23-24]。本文中所使用的生態風險強度參數Ti是通過參考臧淑英等[25]的研究成果以及咨詢相關專家對研究區自身的土地利用特征狀況進行修正后得出的。生態風險強度參數依次為：耕地0.1425，林地0.0249，草地0.0463，水域0.0565，建設用地0.2516，未利用地0.1153[25-26]。

2.4 地理探測器機理分析法

地理探測器是基于GIS空間疊加技術和集合論，用以識別多因子之間交互作用的模型方法[27]，在分析地理要素格局演變和地域空間分異等方面應用十分廣泛[28]。

借鑒地理探測器模型，引入生態風險分異決定力指標q。假定研究區域存在生態風險指數y，y被采集在研究區域內，由采樣單元i(i=1，2，3，…，n，n為總采樣單元數)組成的格點系統，假設A={Ah}是可能存在的一種影響生態風險分異的因素，h=1，2，3，…，L，L為因素分類數，Ah代表因素A不同的類型。一個類型h對應空間上一個或多個子區域。為了探測因素A與生態風險指數y的空間相關性，將生態風險指數y圖層與因素A圖層疊置，在因素A的第h類型(對應一個或多個區域)，y的離散方差被記為σ2，因素A對σ2指數y的決定力大小為：

3 結果與分析

3.1 研究區土地利用變化分析

研究期間，紅寺堡生態移民安置區土地利用發生顯著變化(表2)。耕地面積呈現出先增后減再增的“N”型變化趨勢，1995—2000年處于移民初期，大量開墾土地進行耕種，致使耕地面積迅速上升；2000—2005年，由于安置區自然條件匱乏，無法保障搬遷人口基本的生產生活，部分移民出現返遷現象，大量耕地被閑置和撂荒，加之退耕還林還草政策影響，耕地面積急劇下降；2005—2015年，紅寺堡區安置了大量來自南部山區的貧困人口，并于2009年成立了吳忠市紅寺堡區，為促進經濟發展，保證居民生產生活，不斷開墾土地進行耕種，耕地面積逐年增加。林地面積一直處于增加狀態，20年間共增加4 167.34 hm2。一方面得益于國家退耕還林還草政策，另一方面受安置區后期生態保護和建設的影響。草地面積在1995—2000年間下降明顯，共減少25 394.56 hm2；2000—2005年出現短暫的上升，但僅增加312.51 hm2；2005—2015年草地面積持續下降。移民初期，主要通過大量開墾草地進行耕種，草地面積驟減，2000—2005年受國家退耕還林還草政策的影響，草地面積有所增加；2005—2015年間大量安置南部山區的貧困人口，不斷開墾草地進行農作物種植和安置區建設，致使草地面積下降。水域面積在研究期間雖有波動，但整體處于增加的變化態勢，1995—2015年共增加了672.19 hm2，除受氣候因素影響外，大興水利工程、修建水壩等人類活動是促使水域面積增加的主要影響因素。建設用地面積呈先減后增的“V”型變化，1995—2005年建設用地面積下降，主要原因是危房改造，將大量危房拆遷后集中建設；2005—2015年隨著移民工程的順利展開，移民數量逐年增加，區域發展和人口數量的增加，導致紅寺堡安置區建設面積逐年擴張，其他土地利用類型不斷轉化為建設用地。1995—2005年未利用地面積不斷增加，主要是耕地撂荒和草地退化造成；2005—2015年移民數量的增加和區域社會經濟的發展，未利用地被合理地開發和利用，其面積不斷下降。

表2 1995—2015年紅寺堡生態移民安置區土地利用變化

3.2 研究區生態風險分析

3.2.1 生態風險指標

(1)由表3可知，土地利用程度經歷了由1995年的221.63增加至2015年的232.18的波動變化，其中1995—2000年和2005—2015年間處于增加的狀態，2000—2005年處于下降狀態，表明隨著社會經濟的發展，建設用地的增加和未利用地的減少，使得土地利用程度明顯增大，說明人類對土地的利用程度加劇，波動變化也說明不同時期的移民工程和移民政策對安置區土地利用程度具有明顯的影響作用。耕地墾殖度先由1995年的25.37%增加至2000年的32.49%，而后下降至2015年的32.47%，移民初期的開墾種植是耕地墾殖度增加的主要原因；2000年開始受國家政策導向影響，耕地面積開始減少，耕地墾殖度下降，2005年移民工程持續進行，移民數量的增加和社會經濟發展的需求，促使耕地面積增加，耕地墾殖度不斷增加。1995—2000年植被覆蓋度下降9.03%，主要是草地面積大量減少帶來的結果；2000—2010、2010—2015年間植被覆蓋度的上升與下降與林地面積增加量和草地的減少量密不可分。

(2)景觀多樣性指數在1995—2015年間處于持續上升的變化態勢，由1995年的0.8529增加至2015年的1.0427，表明20年間紅寺堡生態移民安置區整體景觀的復雜程度增加。景觀優勢度指數由1995年的0.5200下降至2015年的0.2569，說明占優勢地位的景觀類型面積不斷減少。主要是由于草地在研究區景觀類型中占有明顯的優勢地位，而耕地的開墾和安置區房屋和道路的建設占用了大量的草地面積，使得草地的優勢度降低。景觀破碎度在研究期間不斷增大，主要是安置區的社會經濟發展與建設使得周圍土地破碎化程度加大。

綜上所述，耕地墾殖度指數、景觀優勢度指數和植被覆蓋率指數與生態風險呈負相關，而土地利用程度、景觀多樣性指數和景觀破碎度指數與生態風險呈正相關。紅寺堡移民安置區在生態移民前，其生態風險來源于水資源匱乏、土地沙化和氣候干旱等自然環境的干擾以及人類過度放牧、肆意開墾等人類活動。而生態移民后，該區域的生態風險主要來源于安置區房屋、交通道路、工礦用地以及基礎設施等建設用地不斷侵略和剝奪其他土地利用類型，尤其是對林地、草地等生態用地的剝奪；除此之外，區域社會經濟的發展，產業結構的調整以及相應的區域發展政策的頒布和實施也是導致區域生態風險變化的主要原因之一。

根據上述公式計算得到基于土地利用指標和景觀生態指標的生態風險指數(表3)，由此可以看出，1995年紅寺堡生態移民安置區生態風險指數為0.3972，1995—2000年其生態風險指數上升0.4124，而后研究區生態風險指數開始下降，2015年生態風險度下降為0.3235，從而可看出紅寺堡生態移民安置區生態風險程度呈下降趨勢。研究期間研究區生態風險度雖有明顯波動，但就研究始末來看，生態風險度明顯下降，主要原因是移民初期由于經驗不足，土地利用狀況不合理，安置區位置選擇以及建設發展具有強烈的主觀性，加之移民政策導向的影響，致使安置區生態風險度增加；移民后期經驗水平不斷提高，土地利用及其規劃不斷優化升級，安置區選擇及其建設和管理更加科學，其生態風險程度逐年下降。

3.2.2 生態風險空間分布 利用ArcGIS軟件對紅寺堡生態移民安置區土地利用矢量圖進行裁剪，得到各鄉鎮的土地利用矢量圖，在ArcGIS軟件中進行空間分析，得到各個土地利用類型面積。利用生態風險指數模型計算各個鄉鎮的生態風險指數，為將生態風險指數空間化表達，將生態風險指數劃分為五個等級，即最高風險區、較高風險區、中等風險區、較低風險區和最低風險區(圖2)。從圖中可以看出，1995—2015年間，紅寺堡生態移民安置區各鄉鎮生態風險空間分布變化較大，不同類型區間均有轉換。1995年最高風險區分布在紅寺堡鎮和太陽山鎮，較高風險區分布在柳泉鄉，而大河鄉和新莊集鄉則主要以中等和較低風險區為主；2005年紅寺堡生態移民安置區生態風險主要以較高和中等風險區為主，而最低風險區分布在新莊集鄉；2015年紅寺堡生態移民安置區生態風險主要以中等和較低風險區為主，而大河鄉以較高風險區為主，太陽山鎮以最低風險區為主。1995—2005年各鄉鎮生態風險均呈現下降趨勢，其中，太陽山鎮的生態風險水平下降最為明顯，由最高風險區下降至中等風險區；主要是由于揚黃灌溉等水利工程的建立和退耕還林還草政策的實施，使得該區域生態更加安全，生態風險指數減小。2005—2015年紅寺堡生態移民安置區生態風險整體有所下降，但各鄉鎮不同風險類型間發生較大轉換，主要是受到生態保護政策和相關移民政策驅動影響，同時與政府領導的主觀性密切相關。

表3 1995—2015年紅寺堡移民安置區生態風險指標及風險值Table 3 Ecological risk index and risk value of Hongsibu migrants resettlement area, 1995-2015

圖2 紅寺堡生態移民安置區生態風險空間分布Fig.2 Spatial distribution of ecological risk in Hongsibu ecological resettlement area

3.3 安置區生態風險影響分異的因素分析

地理空間要素影響生態風險的分異。基于研究期紅寺堡區生態風險評價，對影響其生態風險形成的各類土地利用面積和生態風險指標因子進行分級，即采用直接等分法將耕地、林地、草地、水域、建設用地和未利用地，以及土地利用程度、耕地墾殖度、植被覆蓋度、景觀多樣性指數、景觀優勢度指數和景觀破碎度指數等12項指標分為五級，分別計算各指標對生態風險分異決定力q值。依據地理探測器模擬可知(表4)，紅寺堡區各類景觀面積的變化對生態風險影響分異決定力q值依次為林地(0.9028)>草地(0.8469)>耕地(0.7653)>建設用地(0.7151)>水域(0.6583)>未利用地(0.5027)；在6項生態風險評價影響指標因子中，植被覆蓋度(0.9159)>土地利用程度(0.8673)>景觀破碎度指數(0.8572)>耕地墾殖度(0.8236)>景觀優勢度指數(0.7835)>景觀多樣性指數(0.7249)。隨著國家對生態環境保護的重視以及生態移民工程的推進，不僅要求移民安置區實現區域社會經濟的發展，保障安置區移民們的生活水平和質量，同時也要注重生態建設與保護，實現自然環境系統、社會經濟系統以及生態系統的可持續發展，真正實現生態移民“移得來，穩得住”的穩定局面。因此在通過揚黃灌溉工程和基本農田建設，增強農田生產能力，保障生態移民安置區經濟發展和生態安全的同時，應注重安置區生態用地面積的增加與建設，如在生態移民安置區居住地、農田水渠與道路兩旁建設園林景觀；增加綠化面積，建立綠化帶等措施，以此來增加安置區植被覆蓋度和降低其生態風險程度。

表4 各影響因素對生態風險分異的決定力地理探測結果

4 結論與討論

紅寺堡生態移民安置區在1995—2015年間土地利用發生巨大變化，各類土地利用類型間均出現轉換。其中，耕地、林地、水域以及建設用地面積增加明顯，而草地面積不斷減少，未利用地面積研究期間雖有明顯波動變化，但研究時段始末變化不大。草地面積下降是其他土地利用類型面積增加的主要來源，而建設用地面積增加幅度最大，成為研究區土地利用變化最顯著的特征。從土地利用指數來看，紅寺堡安置區土地利用程度不斷加劇，耕地墾殖度增加，植被覆蓋度下降明顯，雖然實行退耕還林還草政策，但草地面積下降明顯，而林地面積增加量遠不及草地減少量。從景觀指數來看，研究區景觀異質性程度在增加，景觀優勢度明顯下降，單一土地類型占主導地位的作用降低，但由于草地面積廣布，故其優勢度明顯大于其他土地利用類型。景觀破碎度指數在1995—2015年間不斷增大，隨著安置區建設的不斷完善，各鄉鎮周邊的土地不斷被占用，使得各鄉鎮彼此之間的聯系更為密切，距離更近，使其分布更為集中。但隨著安置區建設的推進，大片整塊分布的土地被房屋、道路、溝渠分割成為零星分布的小片狀土地，分布越來越分散，土地利用趨向于破碎化。探其原因主要是安置區人口數量的增長，基礎設施的不斷完善以及經濟水平的不斷提高帶動區域整體實力水平的增強，進而導致土地利用的變化。

1995—2015年間紅寺堡生態移民安置區生態風險指數呈現下降的變化趨勢。各鄉鎮生態風險在空間分布上具有顯著差異，且不同類型風險區間轉換頻繁，生態風險變化缺乏規律性。主要原因是安置區建設具有很大的隨機性。除此之外，安置區早期建設中安置點的選擇及其建設受主要領導者主觀意愿影響，缺乏合理的規劃方案和行動計劃也是導致安置區生態風險隨機分布的主要原因。

通過地理探測器對影響紅寺堡生態移民安置區生態風險因子進行探測發現，林地、草地和植被覆蓋度等指標因子對安置區生態風險具有較大影響，因此通過揚黃灌溉工程和基本農田建設，增強農田生產能力，保障生態移民安置區經濟發展和生態安全的同時，應注重安置區生態用地面積的增加與建設，以此來增加安置區植被覆蓋度和降低其生態風險程度。隨著移民工程的推進以及我國對生態環境保護和土地資源可持續利用的重視，生態環境保護政策的頒布和實施，生態保護、擺脫貧困和經濟發展成為生態移民地區發展的主要方向。因此，紅寺堡安置區在發展過程中不僅要追求經濟實力的提升，同時也要注重生態安全的保障，將生態安全放在全區發展的重要位置。