王 鵬,王亞娟,劉小鵬,陳 曉,孔福星

1 寧夏大學資源環(huán)境學院, 銀川 750021 2 寧夏(中阿)旱區(qū)資源評價與環(huán)境調(diào)控重點實驗室, 銀川 750021

生態(tài)移民區(qū)別于環(huán)境移民[1]、工程移民[2]、氣候移民[3]等,其內(nèi)涵同于我國易地扶貧搬遷的概念[4],它是指把位于生態(tài)脆弱區(qū)或重要生態(tài)功能區(qū)、生態(tài)環(huán)境嚴重破壞地區(qū),以及自然環(huán)境條件惡劣且已喪失基本生存條件地區(qū)的貧困人口向其他地區(qū)遷移的過程[5],對遷出區(qū)具有生態(tài)保護和降低貧困的雙重意義[6]。但對遷入?yún)^(qū)而言,生態(tài)移民過程也是將遷出區(qū)生態(tài)壓力向遷入?yún)^(qū)空間轉(zhuǎn)移的過程,理論上會對遷入?yún)^(qū)生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生不同程度擾動或破壞。國外生態(tài)移民研究主要集中在生態(tài)移民合法性的反思、后續(xù)生計、土地和環(huán)境問題以及文化變遷和沖突等方面[7],而我國對于生態(tài)移民的研究則主要集中在生態(tài)移民生計評估[8]、安置模式構(gòu)建[9],以及生態(tài)移民環(huán)境容量[10]、生態(tài)移民環(huán)境效益[11]、生態(tài)移民生態(tài)環(huán)境影響驅(qū)動機制[12]以及對生態(tài)移民安置區(qū)農(nóng)戶滿意度[13]、土地利用變化[14]、資源優(yōu)化配置[15]等方面,但對生態(tài)移民安置區(qū)的生態(tài)風險評價研究卻鮮有報道。

生態(tài)風險評價是伴隨著環(huán)境管理的目標和環(huán)境觀念的轉(zhuǎn)變而逐漸興起并得到發(fā)展的一個新的研究領(lǐng)域[16- 17],其發(fā)展經(jīng)歷了從環(huán)境風險評價到生態(tài)風險評價再到區(qū)域生態(tài)風險評價的發(fā)展歷程,風險源也由單一風險源擴展到多風險源,風險受體由單一受體發(fā)展為多受體,評價范圍由局地擴展到區(qū)域景觀水平[18]。其研究主要是運用模型法[19]、熵值法[20]、暴露-反應(yīng)法[21]等方法,結(jié)合遙感和GIS技術(shù)[22],對流域[23]、礦區(qū)[24]、自然保護區(qū)[25]等開展風險源、風險受體、危害表征以及暴露-效益等要素的度量和識別,并制定相應(yīng)的管理模式和策略。目前,國外生態(tài)風險評價主要圍繞這區(qū)域、流域、沿海、土地利用進行一些新的研究與探索,就其發(fā)展趨勢看,生態(tài)風險評價正向大區(qū)域、多層次與計算機輔助分析的方向發(fā)展,特別是多層次模型與統(tǒng)計學工具的應(yīng)用將起到更大的作用[26]。我國生態(tài)風險評價研究起步較晚,且多集中在對國外生態(tài)風險評價基礎(chǔ)理論、方法和制度的探討方面,而重點研究領(lǐng)域也主要集中在生態(tài)風險評價指標體系的建立與評價標準確定的探討、水環(huán)境生態(tài)風險評價、區(qū)域生態(tài)風險評價、景觀生態(tài)風險評價、流域生態(tài)風險評價以及“3S”技術(shù)在生態(tài)風險評價中的應(yīng)用等方面。但其日臻完善的評價理論和方法為生態(tài)風險評價提供了有力的科學依據(jù)和技術(shù)支持。

2001年以來,國家對居住在生存環(huán)境惡劣、“一方水土養(yǎng)不起一方人”地區(qū)的貧困人口組織實施了易地扶貧搬遷,累計搬遷680萬余人?！笆濉逼陂g,全國計劃易地扶貧搬遷貧困人口1000萬人。本文以我國最大的生態(tài)扶貧移民集中區(qū)—寧夏紅寺堡區(qū)為例,采用目前國內(nèi)外學者較為認可的生態(tài)風險評價的方法—景觀格局指數(shù)法,充分利用“3S”技術(shù)對紅寺堡安置區(qū)生態(tài)風險進行研究評價,以期為區(qū)域生態(tài)移民過程中生態(tài)安全和環(huán)境管理提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。

1 研究區(qū)域

紅寺堡區(qū)地處寧夏中部干旱帶,介于105°43′—106°42′E,37°28′—37°37′N,屬于山間盆地區(qū)域,是承接寧夏東西南北的地理中心(圖1)。全區(qū)地勢南高北低,平均海拔1240—1450m,屬于典型的溫帶大陸性氣候。年平均氣溫8.4℃,平均無霜期155d,年日照時數(shù)3036.4h,日照時間長。境內(nèi)降水量少而集中且年際變化大,平均降水量277mm。1995年,該區(qū)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(zhàn)場。1999年成立中共紅寺堡開發(fā)區(qū)工委。2009年,吳忠市紅寺堡區(qū)成立。該區(qū)域主要安置同心、海原、原州、彭陽、西吉、隆德、涇源7縣(區(qū))易地扶貧搬遷戶。2015年,區(qū)域總面積2767km2,轄2鎮(zhèn)3鄉(xiāng)、1個街道、61個行政村、2個城鎮(zhèn)社區(qū),總?cè)丝诩s189566人,其中回族人口占總?cè)丝诘?2.3%。

圖1 研究區(qū)地理位置Fig.1 Geographical location of study area

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

以研究區(qū)1995年、2000年、2005年、2010年和2015年TM遙感影像為數(shù)據(jù)源,在ENVI遙感軟件的支持下,對TM影像進行幾何校正、圖像配準等綜合處理。依據(jù)全國土地資源分類系統(tǒng),再結(jié)合研究區(qū)的土地利用現(xiàn)狀特點,按照區(qū)分差異性、歸納共同性的方法,將研究區(qū)分為耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地、沙地和未利用地7種景觀類型。在ArcGIS軟件的支持下,采取人機交互解譯,后經(jīng)GPS野外采樣點實地考察校正,得到研究區(qū)1995、2000、2005、2010、2015年的景觀格局矢量圖,選取樣本分離度均高于1.88,五期影像解譯Kappa指數(shù)均大于0.85,達到解譯精度需求。最后基于這7種景觀類型建立生態(tài)風險指數(shù),利用地統(tǒng)計學中的空間分析方法和ArcGIS軟件,得到研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)空間分布圖,進而對研究區(qū)生態(tài)風險空間特征的動態(tài)變化進行了分析和研究。

2.2 生態(tài)風險小區(qū)的劃分

圖2 生態(tài)風險小區(qū)的劃分Fig.2 Division of the ecological risk area

為了將生態(tài)風險指數(shù)空間化,在考慮研究區(qū)范圍和工作量大小的基礎(chǔ)上,依據(jù)研究區(qū)景觀斑塊平均面積的2—5倍的原則,本文將研究區(qū)劃分為3km×3km的風險小區(qū),劃分方式為等間距系統(tǒng)采樣法,共劃分372個風險小區(qū)。計算每一個風險小區(qū)內(nèi)各類景觀的綜合生態(tài)風險指數(shù),以此作為風險小區(qū)中心點的生態(tài)風險水平(圖2)。

2.3 景觀生態(tài)風險指數(shù)的構(gòu)建

生態(tài)風險的大小取決于區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)受外部干擾的強弱和內(nèi)部抵抗力的大小,不同的景觀類型在保護物種、維護生物多樣性、完善整體結(jié)構(gòu)與功能、促進景觀結(jié)構(gòu)自然演替等方面的作用存在差別,且不同的景觀類型對外界干擾的抵抗能力也不同[27]。利用ArcGIS 10.2,將研究區(qū)域矢量圖轉(zhuǎn)化為柵格圖,采用景觀格局分析軟件Fragstats 3.4對景觀格局特征參數(shù)在景觀水平和類型水平兩種尺度上進行計算和分析,通過不同的景觀格局指數(shù)疊加構(gòu)建景觀損失指數(shù)(Ri)來反映不同景觀類型所代表的生態(tài)系統(tǒng)受體在受到人為干擾后,其自然屬性損失的程度。景觀損失指數(shù)為景觀干擾度指數(shù)(Si)和景觀脆弱度指數(shù)(Ei)的綜合[28]。本文從區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的景觀結(jié)構(gòu)出發(fā),選取景觀破碎度指數(shù)、景觀分離度指數(shù)、景觀優(yōu)勢度指數(shù)、景觀干擾度指數(shù)、脆弱度指數(shù)和損失度指數(shù)構(gòu)建綜合生態(tài)風險指數(shù),分析研究區(qū)域景觀生態(tài)風險大小及變化情況。

2.3.1 景觀干擾度指數(shù)

景觀干擾度指數(shù)(Si)用來反映不同景觀所代表的生態(tài)系統(tǒng)受到外部干擾的程度,區(qū)域所受干擾越大,生態(tài)風險也就越大[29]。借鑒相關(guān)文獻[30-32],景觀干擾度指數(shù)可通過景觀破碎度(Ci)、景觀分離度(Ni)和景觀優(yōu)勢度(Di)的權(quán)重疊加而獲得,計算公式及含義如下表所示(表1)。

表1 景觀格局指數(shù)計算方法

表中ni為景觀類型的斑塊數(shù),Ai為景觀類型的總面積,A為景觀總面積；Qi為斑塊出現(xiàn)的樣方數(shù)/總樣方數(shù),Mi為斑塊的數(shù)目/斑塊總數(shù),Li為斑塊的面積/總面積;a、b、c分別為破碎度、分離度和優(yōu)勢度的權(quán)重,且a+b+c =1,依據(jù)相關(guān)參考文獻及專家意見,對三個指標分別賦以0.5、0.3和0.2的權(quán)值

2.3.2 景觀脆弱度指數(shù)

不同的景觀類型在維護生物多樣性、保護物種、完善景觀整體結(jié)構(gòu)和功能、促進景觀結(jié)構(gòu)自然演替等方面的作用是有差別的,所以不同景觀類型對來自外部干擾的抵抗能力的大小也是不同的[34]。景觀類型抵御外部干擾的能力越弱,則脆弱度越大,生態(tài)風險越大。這種差異性與自然演替過程中所處的階段有關(guān)。處于初級演替階段食物鏈結(jié)構(gòu)簡單、生物多樣性指數(shù)小的生態(tài)系統(tǒng)對外部干擾抵抗能力較小,較為脆弱[35]。由于人類活動是景觀類型的主要干擾因素之一,而土地利用類型則是人為因素與自然因素對景觀結(jié)構(gòu)作用的綜合反應(yīng)。針對研究區(qū)實際情況,在借鑒他人研究成果[36-38]的基礎(chǔ)上,將本區(qū)的7種土地利用類型的脆弱性分級,由高到低依次是：沙地7、未利用地6、林地5、草地4、水域3、耕地2、建設(shè)用地1,進行歸一化處理后得到各景觀類型的脆弱度指數(shù)Ei。

2.3.3 景觀損失度指數(shù)

景觀損失度指數(shù)(Ri)反映了不同景觀類型所代表的生態(tài)系統(tǒng)在受到自然和人為干擾時其自然屬性損失的程度[39]。利用不同指數(shù)疊加來表示某一景觀的損失度,其表達式為：

Ri=Si×Ei

式中,Ri為景觀類型的損失度指數(shù),Si為景觀類型干擾度指數(shù),Ei為景觀類型的脆弱性指數(shù)。

2.3.4 景觀生態(tài)風險指數(shù)

用景觀干擾度指數(shù)和景觀脆弱度指數(shù)的乘積來表示景觀損失指數(shù),指不同景觀類型遭遇干擾時所受到的生態(tài)損失的差別[40]。利用景觀損失指數(shù)和景觀組分的面積比重構(gòu)建生態(tài)風險指數(shù),用于描述一個樣地內(nèi)綜合生態(tài)損失的相對大小,以便通過采樣的方法將景觀空間結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化。

式中ERIi為第個風險小區(qū)的景觀生態(tài)風險指數(shù),Ri為類景觀的景觀損失度指數(shù),Aki為第個風險小區(qū)內(nèi)景觀類型的面積,Ak為第個風險小區(qū)的面積。

2.4 空間分析法

為了在綜合生態(tài)風險的空間分析中研究景觀的空間規(guī)律性和等級結(jié)構(gòu),在生態(tài)風險系統(tǒng)采樣的基礎(chǔ)上,利用地學統(tǒng)計的變異函數(shù)方法,通過半方差函數(shù)進行理論變異函數(shù)的擬合,利用插值法編制生態(tài)風險級別圖[41],從而完成對生態(tài)風險評價空間分布情況的直觀描述和空間結(jié)構(gòu)的分析,得到紅寺堡移民安置區(qū)的生態(tài)風險時空變化規(guī)律。其計算公式為：

式中：r(h)為變異函數(shù),h為步長即配對抽樣的空間間隔距離,N(h)為間隔距離為h時的樣點對數(shù),Z(xi)和Z(xi+h)分別為景觀生態(tài)風險指數(shù)在空間位置xi和xi+h上的觀測值。

2.5 地理探測器機理分析方法

地理事物空間分布的差異性,深受經(jīng)濟社會或自然要素影響,探明其機理是地理學研究的重要內(nèi)容,“地理探測器”研究方法首次應(yīng)用于地方性疾病形成原因的探測[42]。其模型如下：

3 結(jié)果分析

3.1 安置區(qū)土地利用/覆被變化

由表2中的各類土地利用類型面積比例可以看出,1995—2015年研究區(qū)域的土地利用景觀類型以草地為主,草地景觀面積占景觀總面積的比重分別為68.3%、58.8%、58.8%、58.6%、57.8%,呈逐年遞減的趨勢。其次是耕地,耕地景觀面積占景觀總面積的比例由1995年的25.5%增加到2000年的32.5%,而后降低至2005年的27.2%,2005—2015年耕地景觀面積占景觀總面積的比例逐年增加,2015年已達到32.5%。林地、水域、建設(shè)用地面積比例較小,但是在研究期間也呈現(xiàn)出明顯的增長趨勢。土地利用變化率反映了土地資源數(shù)量的變化程度,從土地利用類型變化率上可以看出,1995—2015年間研究區(qū)草地面積的變化率為負值,其余景觀類型的變化率均為正值,其中林地和建設(shè)用地的土地利用變化率最大,分別為29.57%和78.90%。在1995—2000年間,耕地、林地、水域、沙地變化率均為正值,說明其面積增加,其中沙地的變化率最大,為24.92%；2000—2005年間,耕地和水域的變化率降低,分別為-3.28%和-1.11%,林地變化率持續(xù)增加,草地無變化,未利用地變化率驟增,達到112.91%；2005—2010年間,耕地、水域、建設(shè)用地的變化率大幅度增加；2010—2015年間,耕地變化率逐步增加,林地變化率變緩,建設(shè)用地變化率最大,達到55.53%。

3.2 安置區(qū)景觀格局指數(shù)分析

利用景觀格局指數(shù)軟件Fragstats 3.4和Excel 2007的統(tǒng)計分析功能,按照表1給出的計算公式,得到研究區(qū)1995、2000、2005、2010、2015年各景觀類型的景觀指數(shù)(表3)。1995—2015年間紅寺堡土地利用類型發(fā)生了較大的變化。由表3可以看出,在整個研究期內(nèi),研究區(qū)斑塊數(shù)量增加,整體破碎度提高。研究區(qū)景觀類型主要以草地和耕地為主,耕地和草地面積變化也比較大,但是一直分布比較廣泛,優(yōu)勢度指數(shù)較大,為研究區(qū)的主要景觀類型。研究期間耕地斑塊數(shù)量增加,景觀分離度下降,優(yōu)勢度增加。建設(shè)用地面積增加幅度較大,斑塊數(shù)量持續(xù)增加,景觀優(yōu)勢度增加,分離度減小,對景觀格局影響較大。林地面積持續(xù)上升,分離度和優(yōu)勢度 呈現(xiàn)出先降低后增加的變化特點。草地的斑塊數(shù)明顯增多,由1995年的112個增加至2015年的208個,由于面積的變化,致使景觀的破碎度指數(shù)不斷增大,由此導(dǎo)致破碎化程度不斷加深。而草地的分離度也不斷增大,空間分布特征由最初的大片塊狀集中分布變?yōu)樾K隨機散落分布。

表2 1995—2015年紅寺堡移民安置區(qū)土地利用類型/覆被變化

表3 1995—2015年紅寺堡景觀類型格局指數(shù)

從表4可以看出,研究區(qū)間,紅寺堡移民安置區(qū)整體生態(tài)風險指數(shù)變化幅度僅7.7%,其中1995—2000年、2000—2005年、2005—2010年、2010—2015年變化量占總變化量的19.72%、14.91%、1.61%、1.58%,區(qū)域生態(tài)風險值數(shù)變化速度呈降低的趨勢。在7種土地利用類型中,草地的生態(tài)風險指數(shù)貢獻率最大,建設(shè)用地最?。谎芯科陂g草地的生態(tài)風險值呈較小的趨勢,沙地和未利用地呈先增加后減少的趨勢,耕地、林地、水域、建設(shè)用地呈增加的趨勢,不同景觀類型的平均生態(tài)風險指數(shù)值依次為草地>耕地>沙地>未利用地>林地>水域>建設(shè)用地,說明研究區(qū)草地的占用和破碎化分割對紅寺堡移民安置區(qū)生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟發(fā)展的生態(tài)風險潛在影響最大。

表4 紅寺堡移民安置區(qū)1995—2015年不同土地利用類型景觀生態(tài)風險指數(shù)

3.3 安置區(qū)生態(tài)風險的空間分析

圖3 紅寺堡移民安置區(qū)生態(tài)風險空間分布Fig.3 Spatial distribution of ecological risk in Hongsibu resettlement area

通過計算得到各個風險小區(qū)的綜合生態(tài)風險指數(shù),利用ArcGIS中的克里金空間插值法進行插值,對插值得到的紅寺堡安置區(qū)生態(tài)風險分布圖的ERI進行屬性分類符號設(shè)置,利用ArcGIS將研究區(qū)的生態(tài)風險劃分為低風險區(qū)(0.0065≤ERI≤0.0114)、較低風險區(qū)(0.0114≤ERI≤0.0163)、中風險區(qū)(0.0163≤ERI ≤0.0213)、較高風險區(qū)(0.0213≤ERI≤0.0262)和最高風險區(qū)(0.0262≤ERI≤0.0311)。利用地統(tǒng)計學分析方法,計算出變異函數(shù),利用球狀模型進行擬合檢驗,并利用插值法制作研究區(qū)域的生態(tài)風險級別圖,統(tǒng)計各個風險級別所占的面積。從而對研究區(qū)生態(tài)風險進行直觀描述和風險等級的空間分析。由圖3可以看出,1995—2015年期間,生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險變化顯著。生態(tài)風險等級以較低風險區(qū)、中風險區(qū)和較高風險區(qū)為主,經(jīng)歷了由較高到中度的轉(zhuǎn)變,生態(tài)風險整體趨于好轉(zhuǎn)。從空間分布上來看,最高生態(tài)風險區(qū)和較高生態(tài)風險區(qū)逐步向南部轉(zhuǎn)移,有北部的大塊區(qū)域收縮成南部的小塊區(qū)域,其面積不斷下降,分別減少了22435hm2和52051hm2；中生態(tài)風險區(qū)主要分布在紅寺堡鎮(zhèn)、太陽山鎮(zhèn)、柳泉鄉(xiāng)以及大河鄉(xiāng)地區(qū),且面積比例由1995年的27.4%增加至2015年的47.5%。較低風險區(qū)主要分布在新莊集鄉(xiāng),所占比例上升至25%；分布在平羅山附近、柳泉鄉(xiāng)南部、新莊集鄉(xiāng)東部的最低生態(tài)風險區(qū)面積增加了13475hm2,所占比例上升5%。安置區(qū)各等級生態(tài)風險的面積變化差異較大,由表5可以看出,研究期間,研究區(qū)的生態(tài)風險等級以較低風險區(qū)和中風險區(qū)為主,1995、2000、2005、2010、2015、兩者的面積比例分別為50%、56.2%、78.2%、61%、73%。各個生態(tài)風險等級區(qū)域向高等級區(qū)域和低等級區(qū)域的動態(tài)轉(zhuǎn)化均有出現(xiàn),其中較低風險區(qū)面積在研究期間呈現(xiàn)出先增加后減少的波動態(tài)勢,但研究時段內(nèi)該等級的面積總數(shù)上升了8.9%,生態(tài)移民過程中建設(shè)用地面積的擴張和交通用地對草地的分割是較低風險區(qū)面積波動的主要原因；在研究期間,較高風險區(qū)和最高風險區(qū)面積呈現(xiàn)出波動減小的趨勢,而最低生態(tài)風險區(qū)面積隨時間在不斷遞增。

表5 克里金插值法的研究區(qū)生態(tài)風險等級面積

Ⅰ：最低風險區(qū) Minimum risk area; Ⅱ：較低風險區(qū) Lower risk zone; Ⅲ：中等風險區(qū) Medium risk area; Ⅳ：較高風險區(qū) Higher risk zone; Ⅴ：最高風險區(qū) Highest risk area

3.4 安置區(qū)生態(tài)風險主導(dǎo)因素

區(qū)域景觀生態(tài)風險受各種因素的綜合影響,本文選取了能夠反映景觀格局變化的14項指標,對影響區(qū)域生態(tài)風險的主導(dǎo)因素進行探測研究。首先利用ArcGIS軟件進行數(shù)據(jù)處理得到生態(tài)風險分級與各指數(shù)分級匹配結(jié)果。根據(jù)地理探測器計算模型,對各土地利用類型的多項景觀格局指數(shù)進行分級分區(qū),計算得到各指數(shù)對土地生態(tài)安全指數(shù)的影響力(表6)。由此可知,1995—2015年安置區(qū)區(qū)域景觀生態(tài)風險的形成主要受到景觀斑塊數(shù)、景觀破碎度、景觀優(yōu)勢度、景觀損失度、斑塊密度等因素的影響。

表6 生態(tài)風險影響因素探測值

4 討論與結(jié)論

生態(tài)移民安置區(qū)的生態(tài)風險程度和狀況是生態(tài)移民可持續(xù)發(fā)展的保障。如何將生態(tài)移民安置區(qū)的生態(tài)風險定量化表達是生態(tài)移民可持續(xù)發(fā)展的核心問題。本文以遙感數(shù)據(jù)為基礎(chǔ),在ARCGIS軟件支持下,基于景觀生態(tài)學原理,利用景觀格局指數(shù)構(gòu)建綜合生態(tài)風險指數(shù),對移民安置區(qū)的土地利用類型、景觀結(jié)構(gòu)的變化及其生態(tài)風險的時空變化進行描述和分析,得出以下結(jié)論：

(1)紅寺堡移民安置區(qū)的主要景觀為草地和耕地,研究期間紅寺堡移民安置區(qū)土地利用類型變化明顯,各類土地利用類型間的轉(zhuǎn)化都有發(fā)生,導(dǎo)致景觀格局變化顯著。其中草地面積變化最大,減少了29744hm2,主要是由于移民安置區(qū)的建設(shè)和發(fā)展以及人類的活動占據(jù)了大量的草地,導(dǎo)致草地面積大量的減少。耕地面積在移民開始時期逐步增加,但受到退耕還林、還草政策的影響在2000—2005年間面積開始減少,由于移民安置區(qū)發(fā)展的需求,自2005年開始耕地面積開始緩慢增長,至2015年耕地面積占總面積的32.5%,相比1995年增加了8820hm2。林地面積在研究期間呈現(xiàn)出緩慢增長的趨勢,究其原因主要是保護生態(tài)環(huán)境的需要和大羅山自然保護區(qū)的建立,致使林地面積逐年增加。研究區(qū)地處中部干旱帶,為滿足生產(chǎn)和生活的需要建立了許多水庫,是水域面積增加的主要原因。建設(shè)用地面積增多主要是由于安置區(qū)房屋、道路以及公共服務(wù)建設(shè)用地面積的增加所導(dǎo)致的。沙地和未利用地在研究始末面積幾乎保持一致,但是研究期間面積波動變化明顯,主要由多種風險源綜合作用的結(jié)果。

(2)研究區(qū)土地利用類型的變化使得景觀格局隨之發(fā)生改變,研究區(qū)景觀整體斑塊數(shù)逐年增加,破碎化程度不斷加深。研究期間草地面積減少,耕地、林地、水域、建設(shè)用地面積增加。耕地景觀的破碎度指數(shù)、優(yōu)勢度指數(shù)、干擾度指數(shù)也隨之增加,致使損失度指數(shù)變大,說明耕地受干擾程度不斷增強,損失程度增大。政府實施的退耕還林政策對林地的保護已有成效,致使其面積和斑塊數(shù)以及優(yōu)勢度指數(shù)在研究期間不斷增加。建設(shè)用地面積增加幅度較大,斑塊數(shù)量持續(xù)增加,景觀優(yōu)勢度增加,分離度減小,對景觀格局影響較大。

(3)對比研究區(qū)1995年、2000年、2005年、2010年和2015年五期綜合生態(tài)風險面積比例變化表和空間分布圖,可以看出研究區(qū)生態(tài)風險空間差異大,各風險等級面積均有所變化,生態(tài)風險指數(shù)以低、中等級為主,大體以羅山為中心向周圍區(qū)域呈擴散狀增加。1995—2000年,最低生態(tài)風險和較低生態(tài)風險面積比例增加,其他等級生態(tài)風險面積比例均下降。2005—2010年,最低生態(tài)風險、較低生態(tài)風險和較高生態(tài)風險面積比例增加,中生態(tài)風險面積比例下降。2010—2015年,最低生態(tài)風險和中生態(tài)風險面積比例增加,較低生態(tài)風險和較高生態(tài)風險面積比例降低。研究始末,最低生態(tài)風險、較低生態(tài)風險和中生態(tài)風險面積比例增加,其他生態(tài)風險面積比例降低,說明研究區(qū)整體生態(tài)風險有所下降,生態(tài)風險程度降低。

紅寺堡安置區(qū)生態(tài)風險程度逐漸降低,但生態(tài)風險程度變化起伏大,而且不具有規(guī)律性,同時隨著安置區(qū)建設(shè)以及人類活動范圍的不斷擴張、安置區(qū)生態(tài)環(huán)境的保護與建設(shè)對景觀格局產(chǎn)生巨大影響,使其生態(tài)風險存在較大空間差異。除此之外,安置區(qū)移民習俗以及生產(chǎn)生活方式等都會引起生態(tài)風險。本文所構(gòu)建的生態(tài)風險值是以景觀格局指數(shù)為指標來評價紅寺堡移民安置區(qū)的相對生態(tài)風險,并不具有絕對性,但是研究區(qū)景觀格局的變化勢必會引起生態(tài)風險的變化,利用多時段的景觀結(jié)構(gòu)信息結(jié)合空間統(tǒng)計的方法可以定量的描述研究區(qū)相對景觀生態(tài)風險程度,揭示生態(tài)風險的空間分布特征和動態(tài)變化。

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