王 鵬,王亞娟,劉小鵬,2,陳 曉,孔福星

(1.寧夏大學資源環(huán)境學院, 寧夏 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, 寧夏 銀川 750021)

生態(tài)移民是被賦予了具有扶貧和生態(tài)建設(shè)雙重意義的特殊的人口遷移過程[1]，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)的貧困人口向其它地區(qū)遷移的過程[2-3]。生態(tài)移民過程實質(zhì)上是區(qū)域空間結(jié)構(gòu)重構(gòu)，是各種空間要素在遷入?yún)^(qū)地域范圍內(nèi)的重新組合和再結(jié)構(gòu)化的過程，這勢必會對區(qū)域生態(tài)環(huán)境造成干擾和破壞，引起生態(tài)系統(tǒng)失衡，加大區(qū)域生態(tài)風險程度。目前，針對生態(tài)移民的研究大多注重移民生計評估[4]、農(nóng)戶收入效應評價[5]、安置區(qū)優(yōu)化選擇[6]和補償機制與政策[7]等方面，對生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險評價卻鮮有報道。

生態(tài)風險是指一個種群、生態(tài)系統(tǒng)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(tǒng)內(nèi)部某些要素、結(jié)構(gòu)或其自身健康、生產(chǎn)力、經(jīng)濟價值等功能的下降，甚至喪失，從而危及整個生態(tài)系統(tǒng)的安全和健康[8]，是評估區(qū)域生態(tài)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展的重要依據(jù)。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[9-10]，經(jīng)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(qū)域評價再到景觀水平評價的發(fā)展歷程，能夠預測未來生態(tài)的不利影響，評估某種因素導致生態(tài)變化的可能性，為環(huán)保管理部門分析和預測生態(tài)變化、生態(tài)后果之間關(guān)系以及為生態(tài)風險管理和環(huán)境監(jiān)測提供依據(jù)和決策支持[11]。土地利用變化是自然環(huán)境與人類活動的直接反映，可能導致景觀結(jié)構(gòu)和功能的改變，而且不同土地利用模式和強度的生態(tài)效應具有區(qū)域和累積特征，可在景觀生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和組成中直接反映[12]，因此基于土地利用類型結(jié)構(gòu)進行區(qū)域生態(tài)風險評價成為生態(tài)學、地理學以及相關(guān)學科的研究領(lǐng)域的熱點話題。Paukert等基于土地利用數(shù)據(jù)和景觀結(jié)構(gòu)指數(shù)構(gòu)建生態(tài)威脅指數(shù)，對科羅拉多流域的生態(tài)風險進行評價[13]；喬蕻強等采用土地利用數(shù)據(jù)，利用相對風險模型對石羊河流域生態(tài)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(shù)支持下，借助地統(tǒng)計分析法和空間自相關(guān)分析法對鹽城海岸帶生態(tài)風險進行分析[15]；徐蘭等以土地利用數(shù)據(jù)和遙感數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，運用景觀生態(tài)學理論，定量分析了農(nóng)牧交錯帶典型流域——洋河的生態(tài)風險時空變化特征[16]。目前相關(guān)研究大多以土地利用變化數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，采用景觀格局指數(shù)構(gòu)建生態(tài)風險指數(shù)，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(tài)風險評價結(jié)果的不確定性。因此本文以全國最大的生態(tài)移民集中區(qū)——紅寺堡區(qū)為例，采用土地利用指數(shù)和景觀結(jié)構(gòu)指數(shù)相結(jié)合的方法構(gòu)建生態(tài)風險指數(shù)，對紅寺堡區(qū)生態(tài)風險進行綜合評價，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)概況

紅寺堡區(qū)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(qū)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(shù)3 036.4 h。境內(nèi)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(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。全區(qū)總面積2 767 km2，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s189 566人，其中回族人口占總?cè)丝诘?2.3%。2015年，全區(qū)實現(xiàn)地區(qū)生產(chǎn)總值(GDP)15.61億元，三次產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)為29.6%、42.6%和27.8%。

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、2000、2005、2010年和2015年TM遙感影像為基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，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(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(jīng)GPS野外采樣點實地考察校正，得到研究區(qū)1995、2000、2005、2010、2015年的土地利用矢量圖，結(jié)合實地調(diào)查采樣點數(shù)據(jù)，對分類結(jié)果進行精度檢驗后發(fā)現(xiàn)五期影像解譯Kappa指數(shù)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(shù),Ri表示第i類土地利用程度分級指數(shù),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(shù)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(tài)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(shè)用地為4。

(2)耕地墾殖指數(shù)：

式中,K為耕地墾殖指數(shù),G為耕地面積,A為研究區(qū)域土地總面積。

(3)植被覆蓋度指數(shù)：

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

2.2.2 景觀指標

(1) 景觀多樣性指數(shù)：指不同類型的景觀在空間結(jié)構(gòu)、功能機制和時間動態(tài)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(shù)，Pi為研究區(qū)域第i類土地利用類型占總面積的比，m為研究區(qū)土地利用類型的總數(shù)。

(2)景觀優(yōu)勢度指數(shù)：用于測定景觀結(jié)構(gòu)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(yōu)勢或程度[19]。

式中,I為景觀優(yōu)勢度指數(shù)，Hmax為最大多樣性指數(shù)，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(shù)：

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

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

式中,E代表綜合生態(tài)風險指數(shù)，Wi表示各個指標相對于生態(tài)風險的權(quán)重，bi表示各個指標的值，由于各個指標統(tǒng)計來源不一，數(shù)據(jù)值和單位不統(tǒng)一，為使所選指標數(shù)據(jù)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(quán)重值Wi通過利用熵權(quán)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(guān)專家后得到。各指標權(quán)重如表1所示。

表1 研究區(qū)各指標權(quán)重Table 1 Weight of each indicator in the study area

2.3 生態(tài)風險指數(shù)模型

生態(tài)風險指數(shù)反映了土地利用景觀結(jié)構(gòu)與綜合區(qū)域生態(tài)風險之間的經(jīng)驗聯(lián)系[21-22]。

式中，ERI表示研究區(qū)的生態(tài)風險指數(shù)，m為土地利用類型數(shù)量，Ai表示研究區(qū)內(nèi)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(tài)風險強度參數(shù)，A為研究區(qū)域土地利用類型的總面積[23-24]。本文中所使用的生態(tài)風險強度參數(shù)Ti是通過參考臧淑英等[25]的研究成果以及咨詢相關(guān)專家對研究區(qū)自身的土地利用特征狀況進行修正后得出的。生態(tài)風險強度參數(shù)依次為：耕地0.1425，林地0.0249，草地0.0463，水域0.0565，建設(shè)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(shù)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(tài)風險分異決定力指標q。假定研究區(qū)域存在生態(tài)風險指數(shù)y，y被采集在研究區(qū)域內(nèi)，由采樣單元i(i=1，2，3，…，n，n為總采樣單元數(shù))組成的格點系統(tǒng)，假設(shè)A={Ah}是可能存在的一種影響生態(tài)風險分異的因素，h=1，2，3，…，L，L為因素分類數(shù)，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(qū)域。為了探測因素A與生態(tài)風險指數(shù)y的空間相關(guān)性，將生態(tài)風險指數(shù)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(qū)域)，y的離散方差被記為σ2，因素A對σ2指數(shù)y的決定力大小為：

3 結(jié)果與分析

3.1 研究區(qū)土地利用變化分析

研究期間，紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)土地利用發(fā)生顯著變化(表2)。耕地面積呈現(xiàn)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(qū)自然條件匱乏，無法保障搬遷人口基本的生產(chǎn)生活，部分移民出現(xiàn)返遷現(xiàn)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(qū)安置了大量來自南部山區(qū)的貧困人口，并于2009年成立了吳忠市紅寺堡區(qū)，為促進經(jīng)濟發(fā)展，保證居民生產(chǎn)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(tài)，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(qū)后期生態(tài)保護和建設(shè)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(xiàn)短暫的上升，但僅增加312.51 hm2；2005—2015年草地面積持續(xù)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(qū)的貧困人口，不斷開墾草地進行農(nóng)作物種植和安置區(qū)建設(shè)，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(tài)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(shè)用地面積呈先減后增的“V”型變化，1995—2005年建設(shè)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(shè)；2005—2015年隨著移民工程的順利展開，移民數(shù)量逐年增加，區(qū)域發(fā)展和人口數(shù)量的增加，導致紅寺堡安置區(qū)建設(shè)面積逐年擴張，其他土地利用類型不斷轉(zhuǎn)化為建設(shè)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(shù)量的增加和區(qū)域社會經(jīng)濟的發(fā)展，未利用地被合理地開發(fā)和利用，其面積不斷下降。

表2 1995—2015年紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)土地利用變化

3.2 研究區(qū)生態(tài)風險分析

3.2.1 生態(tài)風險指標

(1)由表3可知，土地利用程度經(jīng)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(tài)，2000—2005年處于下降狀態(tài)，表明隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展，建設(shè)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(qū)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(xù)進行，移民數(shù)量的增加和社會經(jīng)濟發(fā)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(jié)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(shù)在1995—2015年間處于持續(xù)上升的變化態(tài)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(tài)移民安置區(qū)整體景觀的復雜程度增加。景觀優(yōu)勢度指數(shù)由1995年的0.5200下降至2015年的0.2569，說明占優(yōu)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(qū)景觀類型中占有明顯的優(yōu)勢地位，而耕地的開墾和安置區(qū)房屋和道路的建設(shè)占用了大量的草地面積，使得草地的優(yōu)勢度降低。景觀破碎度在研究期間不斷增大，主要是安置區(qū)的社會經(jīng)濟發(fā)展與建設(shè)使得周圍土地破碎化程度加大。

綜上所述，耕地墾殖度指數(shù)、景觀優(yōu)勢度指數(shù)和植被覆蓋率指數(shù)與生態(tài)風險呈負相關(guān)，而土地利用程度、景觀多樣性指數(shù)和景觀破碎度指數(shù)與生態(tài)風險呈正相關(guān)。紅寺堡移民安置區(qū)在生態(tài)移民前，其生態(tài)風險來源于水資源匱乏、土地沙化和氣候干旱等自然環(huán)境的干擾以及人類過度放牧、肆意開墾等人類活動。而生態(tài)移民后，該區(qū)域的生態(tài)風險主要來源于安置區(qū)房屋、交通道路、工礦用地以及基礎(chǔ)設(shè)施等建設(shè)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(tài)用地的剝奪；除此之外，區(qū)域社會經(jīng)濟的發(fā)展，產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的調(diào)整以及相應的區(qū)域發(fā)展政策的頒布和實施也是導致區(qū)域生態(tài)風險變化的主要原因之一。

根據(jù)上述公式計算得到基于土地利用指標和景觀生態(tài)指標的生態(tài)風險指數(shù)(表3)，由此可以看出，1995年紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險指數(shù)為0.3972，1995—2000年其生態(tài)風險指數(shù)上升0.4124，而后研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)開始下降，2015年生態(tài)風險度下降為0.3235，從而可看出紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險程度呈下降趨勢。研究期間研究區(qū)生態(tài)風險度雖有明顯波動，但就研究始末來看，生態(tài)風險度明顯下降，主要原因是移民初期由于經(jīng)驗不足，土地利用狀況不合理，安置區(qū)位置選擇以及建設(shè)發(fā)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(qū)生態(tài)風險度增加；移民后期經(jīng)驗水平不斷提高，土地利用及其規(guī)劃不斷優(yōu)化升級，安置區(qū)選擇及其建設(shè)和管理更加科學，其生態(tài)風險程度逐年下降。

3.2.2 生態(tài)風險空間分布 利用ArcGIS軟件對紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)土地利用矢量圖進行裁剪，得到各鄉(xiāng)鎮(zhèn)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(tài)風險指數(shù)模型計算各個鄉(xiāng)鎮(zhèn)的生態(tài)風險指數(shù)，為將生態(tài)風險指數(shù)空間化表達，將生態(tài)風險指數(shù)劃分為五個等級，即最高風險區(qū)、較高風險區(qū)、中等風險區(qū)、較低風險區(qū)和最低風險區(qū)(圖2)。從圖中可以看出，1995—2015年間，紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)各鄉(xiāng)鎮(zhèn)生態(tài)風險空間分布變化較大，不同類型區(qū)間均有轉(zhuǎn)換。1995年最高風險區(qū)分布在紅寺堡鎮(zhèn)和太陽山鎮(zhèn)，較高風險區(qū)分布在柳泉鄉(xiāng)，而大河鄉(xiāng)和新莊集鄉(xiāng)則主要以中等和較低風險區(qū)為主；2005年紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險主要以較高和中等風險區(qū)為主，而最低風險區(qū)分布在新莊集鄉(xiāng)；2015年紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險主要以中等和較低風險區(qū)為主，而大河鄉(xiāng)以較高風險區(qū)為主，太陽山鎮(zhèn)以最低風險區(qū)為主。1995—2005年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)生態(tài)風險均呈現(xiàn)下降趨勢，其中，太陽山鎮(zhèn)的生態(tài)風險水平下降最為明顯，由最高風險區(qū)下降至中等風險區(qū)；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(qū)域生態(tài)更加安全，生態(tài)風險指數(shù)減小。2005—2015年紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險整體有所下降，但各鄉(xiāng)鎮(zhèn)不同風險類型間發(fā)生較大轉(zhuǎn)換，主要是受到生態(tài)保護政策和相關(guān)移民政策驅(qū)動影響，同時與政府領(lǐng)導的主觀性密切相關(guān)。

表3 1995—2015年紅寺堡移民安置區(qū)生態(tài)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(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險空間分布Fig.2 Spatial distribution of ecological risk in Hongsibu ecological resettlement area

3.3 安置區(qū)生態(tài)風險影響分異的因素分析

地理空間要素影響生態(tài)風險的分異?；谘芯科诩t寺堡區(qū)生態(tài)風險評價，對影響其生態(tài)風險形成的各類土地利用面積和生態(tài)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(shè)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(shù)、景觀優(yōu)勢度指數(shù)和景觀破碎度指數(shù)等12項指標分為五級，分別計算各指標對生態(tài)風險分異決定力q值。依據(jù)地理探測器模擬可知(表4)，紅寺堡區(qū)各類景觀面積的變化對生態(tài)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(shè)用地(0.7151)>水域(0.6583)>未利用地(0.5027)；在6項生態(tài)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(shù)(0.8572)>耕地墾殖度(0.8236)>景觀優(yōu)勢度指數(shù)(0.7835)>景觀多樣性指數(shù)(0.7249)。隨著國家對生態(tài)環(huán)境保護的重視以及生態(tài)移民工程的推進，不僅要求移民安置區(qū)實現(xiàn)區(qū)域社會經(jīng)濟的發(fā)展，保障安置區(qū)移民們的生活水平和質(zhì)量，同時也要注重生態(tài)建設(shè)與保護，實現(xiàn)自然環(huán)境系統(tǒng)、社會經(jīng)濟系統(tǒng)以及生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展，真正實現(xiàn)生態(tài)移民“移得來，穩(wěn)得住”的穩(wěn)定局面。因此在通過揚黃灌溉工程和基本農(nóng)田建設(shè)，增強農(nóng)田生產(chǎn)能力，保障生態(tài)移民安置區(qū)經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)安全的同時，應注重安置區(qū)生態(tài)用地面積的增加與建設(shè)，如在生態(tài)移民安置區(qū)居住地、農(nóng)田水渠與道路兩旁建設(shè)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(qū)植被覆蓋度和降低其生態(tài)風險程度。

表4 各影響因素對生態(tài)風險分異的決定力地理探測結(jié)果

4 結(jié)論與討論

紅寺堡生態(tài)移民安置區(qū)在1995—2015年間土地利用發(fā)生巨大變化，各類土地利用類型間均出現(xiàn)轉(zhuǎn)換。其中，耕地、林地、水域以及建設(shè)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(shè)用地面積增加幅度最大，成為研究區(qū)土地利用變化最顯著的特征。從土地利用指數(shù)來看，紅寺堡安置區(qū)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(shù)來看，研究區(qū)景觀異質(zhì)性程度在增加，景觀優(yōu)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(yōu)勢度明顯大于其他土地利用類型。景觀破碎度指數(shù)在1995—2015年間不斷增大，隨著安置區(qū)建設(shè)的不斷完善，各鄉(xiāng)鎮(zhèn)周邊的土地不斷被占用，使得各鄉(xiāng)鎮(zhèn)彼此之間的聯(lián)系更為密切，距離更近，使其分布更為集中。但隨著安置區(qū)建設(shè)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(qū)人口數(shù)量的增長，基礎(chǔ)設(shè)施的不斷完善以及經(jīng)濟水平的不斷提高帶動區(qū)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(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險指數(shù)呈現(xiàn)下降的變化趨勢。各鄉(xiāng)鎮(zhèn)生態(tài)風險在空間分布上具有顯著差異，且不同類型風險區(qū)間轉(zhuǎn)換頻繁，生態(tài)風險變化缺乏規(guī)律性。主要原因是安置區(qū)建設(shè)具有很大的隨機性。除此之外，安置區(qū)早期建設(shè)中安置點的選擇及其建設(shè)受主要領(lǐng)導者主觀意愿影響，缺乏合理的規(guī)劃方案和行動計劃也是導致安置區(qū)生態(tài)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(tài)移民安置區(qū)生態(tài)風險因子進行探測發(fā)現(xiàn)，林地、草地和植被覆蓋度等指標因子對安置區(qū)生態(tài)風險具有較大影響，因此通過揚黃灌溉工程和基本農(nóng)田建設(shè)，增強農(nóng)田生產(chǎn)能力，保障生態(tài)移民安置區(qū)經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)安全的同時，應注重安置區(qū)生態(tài)用地面積的增加與建設(shè)，以此來增加安置區(qū)植被覆蓋度和降低其生態(tài)風險程度。隨著移民工程的推進以及我國對生態(tài)環(huán)境保護和土地資源可持續(xù)利用的重視，生態(tài)環(huán)境保護政策的頒布和實施，生態(tài)保護、擺脫貧困和經(jīng)濟發(fā)展成為生態(tài)移民地區(qū)發(fā)展的主要方向。因此，紅寺堡安置區(qū)在發(fā)展過程中不僅要追求經(jīng)濟實力的提升，同時也要注重生態(tài)安全的保障，將生態(tài)安全放在全區(qū)發(fā)展的重要位置。