唐縣未利用地轉型的生態(tài)風險變化研究*

趙麗，陳雅倩，蘇孟維，王雪燕，許皞

(河北農(nóng)業(yè)大學國土資源學院，河北保定，071000)

0 引言

在國家生態(tài)文明建設和鄉(xiāng)村振興戰(zhàn)略背景下，關注和重視土地利用的生態(tài)效應，對實現(xiàn)美麗中國目標和保障土地資源的可持續(xù)利用意義重大。隨著我國城鎮(zhèn)化的快速推進，建設用地與耕地爭地矛盾日益加劇，土地的稀缺性更為凸顯。未利用地作為重要的土地后備資源，將未利用地轉型已成為解決土地矛盾問題的一個重要途徑。但在未利用地轉型過程中，人們往往偏重于土地所帶來的經(jīng)濟效益而忽視了其生態(tài)效應。因此，探討未利用地轉型前后的生態(tài)風險變化，并剖析影響其變化的主要因素，對促進區(qū)域土地合理利用和保持生態(tài)平衡有重要意義。

生態(tài)風險評價是指綜合利用環(huán)境學、生態(tài)學、地理學、數(shù)學等學科知識，分析與評價某一種或多種壓力對生態(tài)系統(tǒng)可能帶來的損害[1]。隨著人類對生態(tài)環(huán)境和健康安全的重視程度提高，土地生態(tài)風險研究成為全球研究熱點，受到國內(nèi)外學者的廣泛關注[2-3]。

學者們從不同角度展開土地生態(tài)風險的研究，包括從氣候變化[4]、土地過度開墾[5]、工業(yè)化進程加快[6]等多個角度研究其對土地造成或可能造成的生態(tài)風險；研究尺度從全球尺度到國家、省、市、縣甚至微觀地塊尺度[7-9]，其中以市(區(qū))、縣、流域尺度研究居多[10-11]；時間尺度從幾年、幾十年到上百年不等[12-13]；評價方法的選擇上，采用物元模型[14]、CA-Markov模型[15]、PSR模型[16]、熵權-集對模型[17]等進行土地生態(tài)風險評價。

從研究對象范圍來看，多是針對區(qū)域全部土地，也有專門就某一種土地類型，如單獨就耕地[18]、濕地[19]、城市土地[20]、未利用地[21]等進行生態(tài)風險研究。但現(xiàn)有針對未利用地的生態(tài)風險研究中，多是從未利用地開發(fā)適宜性角度對其進行生態(tài)風險評價[22]，從未利用地轉型視角探討轉型前后生態(tài)風險的研究較為少見。

因此，本文選取低山丘陵區(qū)唐縣作為研究區(qū)域，以區(qū)域未利用地為研究對象，以2000年唐縣未利用地為基數(shù)，探討未利用轉型后(2007年、2018年)與轉型前(2000年)的生態(tài)風險變化情況，并分析各因素指標對生態(tài)風險的影響程度，以期為區(qū)域未來土地資源的利用與管理以及生態(tài)環(huán)境的保護提供重要參考。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

河北省保定市唐縣地處114°27′～115°03′E，38°37′～39°09′N。唐縣土地總面積為1 414.21 km2，海拔在41～1 840 m之間，縣域地勢西北高，東南低。唐縣屬暖溫帶大陸性季風氣候，年平均降雨量為 575 mm，年平均蒸發(fā)量為1 520.90 mm。

以唐縣2000年未利用地作為研究對象，研究區(qū)域面積共90 244.97 hm2，占全縣面積的63.81%，是占比最大的土地利用類型。其中，未利用地包括荒草地、裸巖石礫地、田坎、沙地、沼澤地及其他未利用地，荒草地面積為60 453.45 hm2，占全縣未利用地面積的73.81%，在全縣大量分布，裸巖石礫、田坎、沙地、沼澤地及其他未利用地分別占21.49%、4.42%、0.12%、0.02%和 0.14%。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

土地利用數(shù)據(jù)(2000年、2007年、2018年)來源于地理空間數(shù)據(jù)云中空間分辨率為30 m的Landsat系列數(shù)據(jù)產(chǎn)品，影像軌道編號為124/33。利用ENVI5.0軟件對遙感影像數(shù)據(jù)進行解譯處理，將土地利用劃分為耕地、林地、草地、城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、交通用地、水域和未利用地7種地類。分類的精度采用Kappa系數(shù)檢測，各期該系數(shù)值均在0.80以上，滿足分類精度要求。

為保證分類的準確性，對分類結果進行抽樣實地驗證，準確率在95%以上。社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)來源于2000、2007和2018年中國縣域統(tǒng)計年鑒。氣象數(shù)據(jù)來源于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)，NDVI數(shù)據(jù)來源于中國科學院資源環(huán)境科學數(shù)據(jù)中心的中國月度植被指數(shù)空間分布數(shù)據(jù)集。選取2000、2007和2018年3個時期數(shù)據(jù)，其中，選取2007年為中間節(jié)點，主要考慮到2007年研究區(qū)域開展了大量土地整治工程，土地利用覆被變化明顯，未利用地大量減少，而本文旨在分析未利用地轉型前后的風險變化，因此選取2007年作為中間節(jié)點進行研究。

土地利用主導功能的轉型是土地利用轉型的表現(xiàn)之一[23]，運用生產(chǎn)、生態(tài)與生活功能來涵蓋不同土地利用類型，土地類型的主導功能基于主體意愿進行確定[24](表1)。

表1 “三生”空間分類

2 生態(tài)風險評價研究方法

2.1 生態(tài)風險評價模型與評價單元確定

綜合考慮唐縣未利用地轉型情況及生態(tài)特征，從風險源、風險受體暴露度和風險效應三方面構建未利用地轉型的風險評價模型，根據(jù)客觀性、可行性和動態(tài)發(fā)展性等原則來確定風險評價指標體系。以網(wǎng)格作為評價單元，參考相關研究[25-26]，漁網(wǎng)采用平均斑塊面積的2～5倍比較適宜，本研究中的平均斑塊面積為20.1 hm2，因此本文以1 km×1 km的漁網(wǎng)為研究單元，共1 376個評價小區(qū)，分別獲取各個評價小區(qū)的生態(tài)風險值。

2.2 未利用地轉型生態(tài)風險量化與空間表達

2.2.1 風險源

風險源是指具有潛在危害因素的環(huán)境體系，反映研究區(qū)面臨的可能風險壓力大小，人類活動、農(nóng)田施用化肥、農(nóng)藥、農(nóng)膜以及開展建設活動等均會對區(qū)域有潛在的生態(tài)風險。因此，參照何昊[27]、孫洪波等[28]的研究，并結合研究區(qū)實際情況，選取農(nóng)田面源壓力、人口壓力、道路密度和建設用地比例4個指標。

2.2.2 風險受體暴露度

風險受體暴露度反映可能發(fā)生風險的大小，景觀的破碎化程度、形狀指數(shù)等指標在一定程度上能夠反映風險受體的空間耐受性。如景觀破碎化會阻礙種群間的交流，改變原生境環(huán)境，降低生態(tài)系統(tǒng)的抗干擾能力，使生物多樣性減少，從而使區(qū)域生態(tài)風險增加。參照相關研究[9, 28]選取景觀破碎度、形狀指數(shù)、平均最近鄰體距離、聚集度指數(shù)4個指標反映風險受體暴露度。

2.2.3 風險效應

風險效應值是風險受體對各風險源所做出的響應，根據(jù)相關研究[27-29]并結合實際情況，選取可以反映風險效應的指標，本文選取植被覆蓋度、多樣性指數(shù)、土地利用指數(shù)、凈初級生產(chǎn)力4個指標。不同的植被覆蓋度其抵抗生態(tài)風險的能力不同；多樣性指數(shù)在一定程度上反映小區(qū)條件的均質性和差異性；土地利用指數(shù)反映對土地利用的強度狀況；凈初級生產(chǎn)力反映其生產(chǎn)能力，能夠反映出土地的本底條件。

2.2.4 生態(tài)風險評價

本文采用熵權法確定風險評價指標權重，熵值越小，代表該項指標所表達的信息越多，權重越大，重要性越強。采用極差法對指標進行標準化，運用綜合指數(shù)法分別計算研究區(qū)土地風險源、風險受體暴露度和風險效應，將3項值求和確定研究區(qū)土地生態(tài)風險。權重具體計算方法如下。

1)計算第i個評價對象第j項的指標比重。

(1)

式中：pij——指標比重；

zij——指標數(shù)值；

n——評價對象個數(shù)。

2)計算第j項指標信息熵。

(2)

式中：ej——指標信息熵；

k——常數(shù)，其中k=1/lnn。

3)計算信息熵冗余度。

dj=1-ej

(3)

式中：dj——信息熵冗余度。

4)計算第j項指標的熵權。

(4)

式中：wj——指標權重；

m——指標總數(shù)。

風險指數(shù)計算公式

ERI=Sn+Xn+En

(5)

式中：Sn——第n個評價單元的風險源指數(shù)；

Xn——第n個評價單元的風險暴露度；

En——第n個評價單元的風險效應值；

Snh——第n個評價單元內(nèi)h類風險源指標的標準值；

h——風險源指標的個數(shù)；

ωh——第h個風險源指標的權重；

Xnk——第n個評價單元內(nèi)第k個風險受體指標的標準值；

k——風險受體指標的個數(shù)；

ωk——第k個風險受體指標的權重；

Enz——第n個評價單元內(nèi)第z個風險效應指標的標準值；

z——風險效應指標的個數(shù)；

ωz——第z個風險效應指標的權重。

具體指標及算法詳見唐縣未利用地轉型生態(tài)風險評價指標體系表(表2)。

表2 唐縣未利用地轉型生態(tài)風險評價指標體系

其中，S1為農(nóng)田面源壓力；S耕i為網(wǎng)格i內(nèi)耕地面積(hm2)；Qj為區(qū)域農(nóng)作物施用化肥、農(nóng)藥和農(nóng)膜數(shù)量(t)；S播i為網(wǎng)格i內(nèi)農(nóng)作物播種面積(hm2)；S2為人口壓力；S城i為網(wǎng)格i內(nèi)城鎮(zhèn)和居民點面積(hm2)；Qp為區(qū)域人口總數(shù)(人)；Sz為區(qū)域土地總面積(hm2)；S3為道路密度；L道i為網(wǎng)格i內(nèi)道路長度(m)；Si為網(wǎng)格i面積(m2)；S4為建設用地比例；S建i為網(wǎng)格i內(nèi)建設用地面積(hm2)；S土i為網(wǎng)格i內(nèi)土地面積(hm2)；X1為景觀破碎度；Nij為網(wǎng)格i內(nèi)景觀j的斑塊數(shù)；Sij為網(wǎng)格i內(nèi)景觀j的面積(hm2)；X2為形狀指數(shù)；E為景觀中所有斑塊邊界的總長度(m)；A為景觀總面積(hm2)；X3為平均最近鄰體距離，hij為網(wǎng)格i內(nèi)景觀斑塊j與最近鄰體的距離，N為具有鄰體的斑塊總數(shù)；X4為聚集度指數(shù)；Xmax為X4的最大值；Pij為斑塊類型i和j相鄰的距離；n為斑塊類型數(shù)；E1為多樣性指數(shù)；Pik為網(wǎng)格i中土地利用類型k占網(wǎng)格內(nèi)土地總面積百分比；E2為植被覆蓋指數(shù)；S林i為網(wǎng)格i內(nèi)林地面積(hm2)；S草i為網(wǎng)格i內(nèi)草地面積(hm2)；S其他i為網(wǎng)格i內(nèi)其他用地面積(hm2)；E3為土地利用指數(shù)；Ak為土地利用類型k土地利用程度分級指數(shù)；各土地利用程度分級指數(shù)：耕地3、林地2、草地2、城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地4、交通用地4、水域2、未利用地1；Ck表示k類型土地面積占總面積的比例；E4為植被凈初級生產(chǎn)力。

2.3 未利用地轉型的生態(tài)風險貢獻率

本研究采用生態(tài)風險貢獻率反映未利用地轉型對唐縣生態(tài)風險的影響，如式(6)所示。

(6)

式中：CR——未利用地轉型的生態(tài)風險貢獻率；

CRt+1——某種土地利用變化類型所反映的變化末期土地利用類型所對應的生態(tài)風險值；

CRt——某種土地利用變化類型所反映的變化初期土地利用類型所對應的生態(tài)風險值；

CA——土地利用變化類型的面積；

TA——研究區(qū)總面積；

i——土地利用類型，1～7分別表示耕地、林地、草地、城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、交通用地、水域和未利用地。

CR值為正值，表示該類型土地末期較初期生態(tài)風險增加，反之則為負值。其中，值越大，表示該類型對生態(tài)風險的影響越大，反之則越小。

3 結果與分析

3.1 未利用地轉型

2000—2018年唐縣未利用地轉型方向主要以草地、林地和耕地為主，從轉型后的用地類型和數(shù)量來看，生產(chǎn)用地面積和生活用地面積顯著增加，生態(tài)用地面積減少，轉型后生態(tài)用地面積仍占研究區(qū)主要部分(表3)。

表3 唐縣未利用地轉型前(2000年)、轉型后(2007年和2018年)各用地類型面積變化情況

2000—2018年，生產(chǎn)用地面積和生活用地面積分別增加了15 805.91 hm2和6 169.70 hm2，生態(tài)用地面積則減少了21 975.62 hm2。2000—2007年和2007—2018年均顯示生產(chǎn)和生活用地面積增加，生態(tài)用地面積減少，表明隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展，開發(fā)未利用地成為當?shù)亟鉀Q土地供需矛盾的重要舉措，同時也表明當?shù)貙ㄔO用地的占用持續(xù)增加。

依托ArcGIS10.2平臺，通過對研究區(qū)2000、2007和2018年3期土地利用圖進行疊加分析，未利用地生態(tài)空間面積大量減少，主要轉化為草地生態(tài)空間、林地生態(tài)空間和耕地生產(chǎn)空間(圖1)。其中，2000—2007年，未利用地有54.99%保持穩(wěn)定，41.76%轉為草地、林地和耕地(其中轉為草地、林地和耕地的比率分別為16.02%、14.32%和11.42%)，轉為城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地和交通用地的面積所占比例相對較少，不足5%。2007—2018年，未利用地有46.25%保持穩(wěn)定，47.44%轉為草地、林地和耕地(比例分別為17.69%、12.68%和17.07%)，4.63%轉為城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、交通用地?？傮w來說，未利用地轉型使研究區(qū)土地利用分布格局發(fā)生了較大的改變，同時也表明了近年來唐縣未利用地開發(fā)利用程度較高。

3.2 生態(tài)風險評價結果分析

通過上述構建生態(tài)風險評價指標體系和根據(jù)式(5)對研究區(qū)未利用地轉型前后生態(tài)風險進行評價，基于ArcGIS 10.2平臺采用自然斷點法將生態(tài)風險值劃分為5個等級，分別為低風險區(qū)(0～0.106)、較低風險區(qū)(0.106～0.165)、中風險區(qū)(0.165～0.235)、較高風險區(qū)(0.235～0.319)和高風險區(qū)(0.319～0.624)，各等級生態(tài)風險比例及生態(tài)風險平均值見表4。結果顯示，未利用地轉型前后，研究區(qū)總體處于較低生態(tài)風險水平。由表4可知未利用地轉型前后(2000—2018年)，生態(tài)風險值分別為0.079、0.116和0.107，綜合生態(tài)風險呈先上升后下降趨勢。未利用地轉型前(2000年)，低風險等級比例達到88.45%。未利用地轉型后，生態(tài)風險呈現(xiàn)上升趨勢，比例明顯減少，與2000年相比，2007年處于低等級生態(tài)風險的土地面積有所減少，減少為64.47%；處于較低、中、較高和高風險區(qū)的土地面積均有增加，其中較高風險區(qū)和高風險區(qū)面積比例由2000年的0.74%增加至6.67%，增加面積比例值為5.93%。2018年與2007年相比，低風險區(qū)面積比例有一定程度的增加，增加至73.21%，同時高風險區(qū)面積比例有所增加，增加至2.04%，中風險區(qū)和較高風險區(qū)面積比例有所減少。

表4 唐縣未利用地轉型前(2000年)、轉型后(2007年和2018年)各等級生態(tài)風險比例及風險平均值

從空間角度來看(圖2)，未利用地轉型后，研究區(qū)南部生態(tài)風險值高于北部區(qū)域。北部的羊角鄉(xiāng)、石門鄉(xiāng)、川里鎮(zhèn)、倒馬關鄉(xiāng)北部生態(tài)風險值較低，其生態(tài)風險值低于0.165，北店頭鄉(xiāng)、高昌鎮(zhèn)、都亭鄉(xiāng)等南部區(qū)域生態(tài)風險值相對較高。這與其地形條件以及開發(fā)后的土地利用類型直接相關，由于南部區(qū)域地勢相對平坦，未利用地主要開發(fā)為城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、交通用地和耕地，建設用地所占比重較大，居民點密集，從而加大了農(nóng)田面源壓力和人口壓力，使得風險源指數(shù)增加。北部區(qū)域為山地丘陵區(qū)，未利用地多被利用為林地、草地，風險源指數(shù)相對較低。另外，由于未利用地的開發(fā)利用，使得原有較完整的景觀變得破碎，風險暴露度有所增加，從而導致生態(tài)風險的增加。同時，土地利用類型的相互轉化，導致多樣性指數(shù)增加，而未利用地、草地、林地等被城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、交通用地等占用，導致植被覆蓋度降低，生態(tài)系統(tǒng)中的不確定因素增多，從而導致生態(tài)風險增加?？傮w來看，2000—2018年未利用地轉型后較轉型前，生態(tài)風險有一定程度的增加。

(a)轉型前(2000年)

基于ArcGIS10.2平臺，以各指標值和綜合生態(tài)風險值的柵格圖為基礎，運用空間分析工具將未利用地轉型生態(tài)風險評價中選取的指標與綜合生態(tài)風險值進行相關性分析(圖3)，從而更進一步的探討對該地區(qū)生態(tài)風險影響較大的因素。各指標與生態(tài)風險值的相關性為：土地利用指數(shù)(0.837)>建設用地比例(0.814)>農(nóng)田面源壓力(0.802)>人口壓力(0.791)>聚集度指數(shù)(0.682)>道路密度(0.623)>景觀破碎度(0.428)>平均最近鄰體距離(0.422)>植被凈初級生產(chǎn)力NPP(0.403)>多樣性指數(shù)(0.175)>植被覆蓋指數(shù)(0.112)>形狀指數(shù)(0.057)。由此可見，生態(tài)風險值與形狀指數(shù)的相關性最小，與土地利用指數(shù)的相關性最大，土地利用程度越高，原有生態(tài)環(huán)境被破壞的就越嚴重；隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展，建設用地面積不斷擴張，加劇了當?shù)厣鷳B(tài)風險的程度；未利用地作為土地后備資源，將其開發(fā)為耕地是保證糧食產(chǎn)量的重要舉措，但是在農(nóng)作物的種植過程中，噴灑化肥、農(nóng)藥及地膜使用后的不妥善管理對當?shù)剞r(nóng)田帶來嚴重的污染，因此加劇了生態(tài)風險；區(qū)域人口壓力增大，地方通過不斷加大對土地的利用來滿足當?shù)鼐用竦纳钌a(chǎn)需要，直接導致建設用地的擴張，人類的干擾造成原有生態(tài)環(huán)境的破壞，從而加大生態(tài)風險。因此，根據(jù)相關性分析結果，在未來的風險管控中，應合理規(guī)劃開發(fā)未利用地，注重風險源頭的管控，加強生態(tài)建設，從而降低生態(tài)風險。

圖3 生態(tài)風險值與評價指標的相關性

3.3 未利用地轉型對生態(tài)風險的影響

本文采用土地利用轉型生態(tài)風險貢獻率來分析未利用地轉型所引起的區(qū)域生態(tài)風險的改變，對2000—2018年未利用地轉化為其他土地利用類型的生態(tài)風險貢獻率進行統(tǒng)計，結果如圖4所示。結果顯示，未利用地轉型為其他土地利用類型中，除轉為林地生態(tài)風險降低外，轉為其余土地利用類型生態(tài)風險程度均較未利用地有所提高。其中，耕地生態(tài)風險貢獻率最高，為61.07%；其次為城鎮(zhèn)和農(nóng)村居民點用地、草地，生態(tài)風險貢獻率分別為25.41%和15.15%；交通、水域由于其所占面積比例相對較小，生態(tài)風險貢獻率在5%以下。林地有助于降低生態(tài)風險，生態(tài)風險貢獻率為-7.40%。從三生空間角度看，生態(tài)空間轉化為生產(chǎn)空間和生活空間是導致研究區(qū)生態(tài)風險程度提高的主要原因。總體上看，未利用地轉型帶來的生態(tài)環(huán)境負向影響大于正向影響，從而使得生態(tài)風險值呈現(xiàn)增大趨勢。

圖4 2000—2018年未利用地轉化為其他土地類型的生態(tài)風險貢獻率

4 討論與結論

4.1 討論

從風險源、風險受體暴露度、風險效應方面構建未利用地轉型的風險評價模型，充分考慮了風險發(fā)生的內(nèi)在機理，揭示了唐縣未利用地轉型前后(2000—2018 年)生態(tài)風險的變化情況。研究結果顯示未利用地轉型后生態(tài)風險略有提高。未利用地轉型后(2018年)，風險源指數(shù)、風險受體暴露度和風險效應值較轉型前(2000年)都有所增加，從而導致綜合生態(tài)風險值的提高。未利用地轉型改變了土地利用類型空間分布格局，造成斑塊的破碎化，景觀破碎程度提高，景觀形態(tài)更復雜，同時，隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展，建設用地比例增加，人口密集區(qū)也對當?shù)厣鷳B(tài)造成壓力，這與傅麗華[31]、趙越等[32]、王慧芳等[33]研究中關于生態(tài)風險提升的原因基本一致。

從生態(tài)風險概念內(nèi)涵角度構建風險評價模型的研究方法已經(jīng)比較成熟[10, 33]，因此本研究從生態(tài)風險的內(nèi)在機制方面構建風險評價模型，但不同于以往學者對生態(tài)風險的研究角度，本文基于“三生空間”考慮土地利用主導功能的轉型，分析未利用地轉型前后的生態(tài)風險變化情況，有利于探究不同土地利用主導功能轉換對生態(tài)造成的影響，從而為未來未利用地的轉型提供參考。本文土地利用類型呈現(xiàn)未利用地生態(tài)空間向林地、草地生態(tài)空間和耕地生產(chǎn)空間轉化的趨勢，轉型后生態(tài)空間仍然占據(jù)主要部分，然而轉型后生態(tài)風險提高，主要是源于未利用地向其他土地利用類型的轉變造成景觀破碎，向耕地和建設用地的轉變導致生態(tài)風險貢獻增加，從而導致環(huán)境惡化。在土地利用轉型過程中，不僅要考慮區(qū)域經(jīng)濟的發(fā)展，也要注重生態(tài)建設，比如，在開發(fā)為耕地的區(qū)域，雖然耕地的主導功能是生產(chǎn)，但是可以考慮發(fā)展生態(tài)農(nóng)場，使能量和物質流動形成良性循環(huán)，這種形式的轉型既利于經(jīng)濟的發(fā)展，也利于生態(tài)環(huán)境的改善。本文也存在不足之處，如在對生態(tài)風險評價指標的權重賦值時采用熵權法進行了確權，但由于區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)存在復雜性，可咨詢當?shù)鼐用竦囊庖?，對指標權重進行修正，采取主客觀相結合的方式進行賦權，從而提高未利用地轉型生態(tài)風險評價的科學性。

4.2 結論

本研究通過構建唐縣未利用地轉型生態(tài)風險評價模型，分析土地利用轉型、風險源、風險受體暴露度、風險效應及綜合生態(tài)風險的變化情況，從而揭示了唐縣未利用地轉型對生態(tài)風險的影響，并提出了風險調控措施和建議，得到以下結論。

1)2000—2018年，未利用地生態(tài)空間面積顯著減少，草地生態(tài)空間、林地生態(tài)空間和耕地生產(chǎn)空間面積顯著增加，土地利用類型由生態(tài)空間向生活空間和生產(chǎn)空間轉化。

2)未利用地轉型后，研究區(qū)生態(tài)風險略有提高，轉型前后的生態(tài)風險值分別為0.079(2000年)、0.116(2007年)、0.107(2018年)，總體處于較低風險水平；低風險區(qū)面積比例降低，中高風險區(qū)面積比例增加?？臻g分布上，研究區(qū)南部生態(tài)風險值高于北部區(qū)域，羊角鄉(xiāng)、石門鄉(xiāng)、川里鎮(zhèn)、倒馬關鄉(xiāng)北部生態(tài)風險值較低，北店頭鄉(xiāng)、高昌鎮(zhèn)、都亭鄉(xiāng)等南部區(qū)域生態(tài)風險值相對較高。

3)2000—2018年，與生態(tài)風險值相關性較大的因素有土地利用指數(shù)、建設用地比例、農(nóng)田面源壓力、人口壓力，應合理規(guī)劃開發(fā)未利用地，注意從風險源頭進行生態(tài)管控，加強生態(tài)建設，從而降低生態(tài)風險。