空间冲突（spatial conflict）的研究始于二十世纪六七十年代福柯^[1]、列斐伏尔^[2]、哈维^[3]和吉登斯^[4]等研究者对空间的分析与研究，并得到了学术界的日益重视，成为近年来社会地理学最重要的研究领域（方向）之一。虽然至今学术界还没有形成对空间冲突概念的统一解释，但其核心要义是指一定地域范围内的各区域要素的重构与再结构化过程^[5]。综合国内外空间冲突研究，主要包括通过构建指标体系^[6]、空间冲突指数^[7]或空间冲突度模型^[6]，运用问卷调查^[8]、模糊综合评价^[9]、访谈^[9]、层次分析^[9]或遥感和GIS分析^{[8, 10]}等方法和手段，在城乡空间生产过程及特征^[11]、城市化过程中区域剥夺与调控模式^[12]、旅游地和城市商业发展空间竞争^[13]、城市管治与空间整合^[14-16]，以及城市化地区空间冲突测度^[7]、城市发展空间冲突^{[17, 18]}、土地利用空间冲突^{[9, 19]}、文化旅游活动空间冲突^[6]、空间规划^{[8.20, 21]}等领域开展了研究，并取得了丰富的成果。

生态移民具有扶贫和生态建设的双重意义^[22-24]，是一种特殊的人口迁移过程^{[25, 26]}，其实质是区域空间组成的物质元素、社会元素和制度元素等在区域空间（迁入区）的重构过程，理论上，这种各种空间要素必然会在迁入区地域范围内的重组和再结构化过程中产生空间冲突。目前，生态移民研究主要集中在移民安置规模^[27-30]、迁入地选择^[31]、移民范围^[32]、移民模式^[33]、生态移民政策^[34]、生态移民农户响应^[35]及生态移民效益评估^[36]等方面，却鲜有生态移民空间冲突研究。

生态移民过程是生态压力空间转移的过程，形成了对迁入区生态系统的扰动，生态风险客观存在。生态移民规模大和集中安置的特点，导致迁入区自然地理过程与人类活动过程之间发生激烈的交互作用，空间冲突十分复杂，其空间冲突的生态风险机理及其促进迁入区空间有序性成为亟待回答的科学问题，是一项具有重要科学研究和理论实践意义的探索性工作。本文以国内最大的生态扶贫移民安置区——宁夏红寺堡区为例，构建研究区空间冲突模型，并结合地理探测器模型，揭示干旱区生态移民空间冲突的生态风险分异机制，为空间冲突突发危机状态下的生态安全及空间发展提供理论和决策参考。

红寺堡区地处宁夏中部干旱带山间盆地区域，其东经105°43'—106°42'E，北纬37°28'—37°37'N（图 1）。全区以缓坡丘陵地形为主，平均海拔1345m，属温带大陆性气候。年平均气温8.4℃，年日照时数为3036.4小时，日照时数长，降水量小，较为集中，且年际变化大，平均降水量277mm。吴忠市红寺堡区在1999年开始开发建设，在2009年正式成立。该区域主要安置宁南山区7县（区）易地扶贫搬迁户。目前，区域总面积2767km²，辖3乡2镇、1个街道、61个行政村、2个城镇社区，自1999年开发建设以来，已累积搬迁人数20.5万人。2015年，全区生产总值156104万元，人均可支配收入17875.4元。红寺堡区2015年人口密度高达71.32人/km²，已超出干旱、半干旱区人口承载力7—20人/km²的范围^[37]，红寺堡区人地关系逐渐紧张。

图 1(Fig. 1)

图 1 红寺堡区区位图 Fig.1 Geographical Location of Study Area

研究数据主要包括1995、2000、2005、2010和2015年五期空间分辨率为30m×30m的Landsat/TM遥感影像，在ENVI5.0和Arc GIS10.1支持下，对遥感影像进行波段合成、几何精矫正、裁剪、解译、矢量化等处理，根据全国土地资源的分类系统，并结合红寺堡区地域特点及野外实地调查校正，在Arc GIS软件的支持下，采取人机交互解译，得到研究区1995—2015年7类土地利用类型矢量图，分别为耕地、林地、草地、水域、建设用地、沙地和未利用地。通过随机取样方法，得到了分类结果Kappa的检验值，5期遥感影像解译平均精度达到80%以上，满足研究工作的需求。

空间冲突是各方势力抢夺空间资源的博弈，其必然伴随着空间资源的开发和利用而产生，而生态移民对迁入区的强干扰介入，必定引起迁入区空间格局和空间功能的改变。空间格局的变化对其空间生态功能所产生的效应（负效应或正效应）可反映空间冲突水平，即其空间生态功能产生的负效应越大，空间开发所造成的空间生态风险越大，区域的空间冲突水平越高。本文构建了基于景观生态学理论的空间冲突生态风险模型^[38]，绘制研究区的空间冲突生态风险图，并根据测算结果来研究红寺堡20年来空间冲突的生态风险的时空变化。

根据风险源—风险受体—风险效应的风险评价模型^[39]及J. Peterseil^[39]、陈利顶^[40]等学者的研究，本文选取对空间生态风险有深刻的影响的外部压力因子（P）、空间脆弱性指数（E）和空间单元稳定性指数（S）分别作为生态风险源指标、暴漏性指标及风险效应指标^{[41, 42]}。对研究区空间冲突的生态风险进行科学测算。本文根据研究区范围、空间分辨率和斑块状况，以等间距系统采样法，将研究区划分为3km×3km的样地对空间冲突进行空间可视化处理，得到372个空间方格作为评估单元。计算各空间方格内的空间冲突指数，以定量评估其空间冲突的生态风险状况。据此，本文将红寺堡区的空间冲突模型概括为空间冲突=外部压力+空间暴漏性－空间稳定性，表达式为：

(1)

式中：SC为空间冲突指数；P为空间外部压力、E为空间暴漏性指数、S为空间稳定性指数。SC值在[0-1]之间，SC值越大，空间冲突越不可控，生态风险越大。其中，利用景观生态指数中的面积加权平均拼块分型指数，计算研究区景观的复杂性，用以表征由于移民迁入对研究区空间单元的生态干扰程度^[43]。

(2)

式中：i为拼块类型（i = 1, ···, m）；j为拼块数目（j = 1, ···, n）；P_ij、a_ij分别为分割的空间单元的斑块周长和斑块面积，A为研究区总面积；P为面积加权平均拼块分型指数，反映景观格局受人类活动的干扰程度。

利用脆弱度指数来反映研究区空间单元暴露情况，用来描述空间单元被外部破坏的程度，表明空间单元的稳定程度^[44]。根据研究区土地利用状况，采用Delphi法，对研究区土地利用的脆弱度进行排序，由高到低：建设用地1、耕地2、草地3、沙地4、未利用地5、林地6、水域7，标准化处理后得到各景观的脆弱度指数E。

利用景观破碎度指数，反映了空间形态的破碎程度，并表明研究区空间单元的稳定^[39]。随着移民工作的不断开展，研究区空间斑块结构趋向破碎化、复杂化和异质性，故用斑块密度来表示破碎度。公式为：

(3)

式中：i为拼块类型（i = 1, ···, m）；n_i为研究区各空间单元内斑块数，A为分割空间单元的面积。PD为景观破碎度指数，反映研究区空间单元稳定性，利用下式将各空间单元稳定性指数进行标准化处理。

(4)

式中：S为空间稳定性指数，PD同上，PD_max和PD_min为研究区内空间单元斑块密度的最大值和最小值。

“地理探测器”模型成功应用于探测地方性疾病形成原因^[31]，已经被广泛应用于其他研究领域，其模型如下：

(5)

式中：P_{D, U}为空间冲突生态风险的主要影响因素的探测指数；n_{D, i}为下一级样本数量；n为全区样本数量；i和m为影响因素的分类数（i = 1, ···, m）；全区σ_U²为空间冲突的方差；σ_{UD, i}²为下一级研究区的方差。假设σ_{UD, i}² ≠ 0，模型成立，其取值区间为[0, 1]，P_{D, U} = 0时，表明研究区空间冲突随机分布。

通过对五期红寺堡生态移民安置区空间网格冲突生态风险分布情况进行分析，并根据周国华等的倒“U”型空间冲突演变轨迹规律及研究区空间冲突生态风险分布情况^[40]，将红寺堡安置区空间冲突划分为稳定可控[0.0，0.4）、基本可控[0.4，0.7）、基本失控[0.7，0.9）和严重失控[0.9，1.0）4个级别。应用Arc GIS软件的空间分析功能得到1995—2015年红寺堡区的空间冲突生态风险图，从而对研究区空间冲突水平进行分析。

通过计算红寺堡移民区1995—2015年的空间冲突的生态风险指数发现：红寺堡1995、2000、2005、2010和2015年空间冲突指数的平均值分别为0.617、0.625、0.454、0.476和0.459，属于基本可控范围（表 1、图 2）。其中，基本可控级别的空间单元占比基本保持不变，在31.45%—48.39%之间，稳定可控区的面积比例增加2.1倍，对红寺堡移民安置区空间冲突生态风险的调控起到重要作用。基本可控、基本失控和严重失控三级的空间单元占比呈波浪递增趋势，1995—2015年红寺堡区严重失控级别的空间单元增幅最大，增长了1. 55倍。表明红寺堡区部分地区空间冲突生态风险水平较为严重，并有逐步严重发展的趋势，也是红寺堡移民安置区今后冲突调控的重点。

表 1(Tab. 1

表 1 1995—2015年红寺堡区的空间冲突指数测算结果统计 Tab.1 The Calculated Result of Spatial Conflict Index in Ningxia Hongsibu During 1995—2015

表 1 1995—2015年红寺堡区的空间冲突指数测算结果统计 Tab.1 The Calculated Result of Spatial Conflict Index in Ningxia Hongsibu During 1995—2015

图 2(Fig. 2)

图 2 1995—2015年红寺堡区的空间冲突指数变化 Fig.2 Index Variation of Spatial Conflict in Hongsibu in 1995—2015年

通过计算得到各空间单元的空间冲突的生态风险指数，利用Arc GIS软件制作研究区空间冲突图，对研究区20年来空间冲突的生态风险进行描述和空间分析（图 2）。由图 2可看出，稳定可控区的空间冲突值最小，严重失控区的空间冲突值最大，中间依次为基本可控区、基本失控区。1995—2015年，移民安置区各等级空间冲突的面积变化较为显著，且以稳定可控、基本可控及基本失控为主，冲突风险状况由较高转向中度，整体趋于好转。从空间分布上看，严重失控冲突区逐步向西部转移，主要集中在建设用地变化扩张地区，其面积增长12600hm²；基本失控冲突区主要分布在红寺堡镇、太阳山镇、柳泉乡地区，且面积比例由1995年的29.84%减少至2015年的13.44%；基本可控冲突区是研究区的主要冲突类型，所占比例下降17.9%；分布在罗山附近、柳泉乡南部、大河乡西北部的稳定可控区面积增加76500hm²，所占比例上升至33.6%。近年来，红寺堡区空间格局变化较大，其中建设用地的综合开发与整理、工业园区的建设以及研究区自然环境的恶劣及移民生产方式的粗放，使得红寺堡区沙地、未利用地变化频繁，空间冲突水平增加，特别是生产生活用地与生态建设用地间的相互竞争与剥夺形成的空间冲突问题是其生态风险问题的主要表现形式。

通过对红寺堡区空间冲突的生态风险水平的测算，发现不同景观类型之间的空间冲突的生态风险间存在差异（图 3）。1995—2015年，耕地的空间冲突的生态风险水平以基本可控、基本失控为主，比重之和达到63.63%以上，稳定可控上升1.72%。林地空间冲突的生态风险以稳定可控、基本可控为主，其中基本可控级的空间单元占比呈上升趋势，且冲突水平最低，但其冲突强度逐步增加。至2015年林地空间单元基本可控级别比重达68.96%。草地空间冲突的生态风险以稳定可控、基本可控为主，至2015年两者空间单元占比之和达到94.07%，而其他冲突级别所占比重，呈现降低趋势。草地的冲突强度呈逐步降低趋势，由于草地是研究区的景观基质，所以草地的空间冲突生态风险水平构成中仍占据主要地位。水域空间冲突的生态风险以稳定可控和基本可控为主，两者空间单元占比之和达到76.91%，其中基本失控级，在1995—2005年期间增加11.31%，而在2005—2010年期间减少76.59%。红寺堡地区的限制开发条件是水域，扬黄灌溉工程解决红寺堡移民安置区人畜的饮水问题。

图 3(Fig. 3)

图 3 1995—2015年红寺堡移民安置区不同用地类型的空间冲突等级变化 Fig.3 The Spatial Conflict Level Changes of Different Land Use Types in Hongsibao Resettlement Area During 1995 to 2015

建设用地空间冲突的生态风险以基本可控、基本失控与严重失控型冲突为主，其中严重失控级别占比呈上涨趋势，1995—2015年增加13.42%。表明红寺堡移民安置区城区的扩建、弘德工业园区的建设等导致移民区严重失控等级空间冲突的生态风险增强态势，为冲突调控的重点。沙地空间冲突的生态风险以基本可控和基本失控为主，两者比重之和达到65%以上。其中严重失控级别呈增长趋势，1995—2015年严重失控级别增加17.83%。表明沙地受到人类活动影响较大。未利用地空间冲突的生态风险以基本可控和基本失控两个等级，两者空间单元占比之和达到78.94%。其中稳定可控级别的未利用地空间冲突的生态风险比重在2015年有所增加，而严重失控级别的未利用地空间冲突的生态风险比重呈下降趋势，2005—2015年严重失控级别下降5.45%。

整体而言，红寺堡区整体空间冲突的生态风险变化幅度为13.3%，其中1995—2000年、2000—2005年、2005— 2010年和2010—2015年的变化量分别占总变化量的7.98%、14.12%、3.17%和3.47%，空间冲突的生态风险呈降低趋势。从表 2可以看出，研究区7种土地利用类型中，草地的空间冲突的生态风险贡献率最大，水域最小；草地的空间冲突的生态风险在研究期间逐渐减小，耕地、林地和未利用地的趋势呈先增长后降低的趋势，建设用地和沙地呈增长趋势，不同景观类型的平均空间冲突的生态风险分别为草地>耕地>建设用地>沙地>未利用地>林地（水域）。空间冲突的生态风险水平主要受到土地类型的综合生态效益影响，其与空间单元受到人类活动干扰强度成正比，与空间单元的生态服务价值及其抵抗外界干扰的能力成反比。依据红寺堡区生态系统服务价值研究成果，7种土地利用类型的生态效益由高到低分别为：草地>耕地>林地（水域）>未利用地>沙地>建设用地。研究区空间单元的生态服务价值越高，抵抗人类活动干扰的能力越强，其空间冲突的生态风险程度越低，即空间冲突的生态风险水平受土地利用类型抵抗干扰能力的影响较强。红寺堡区草地与耕地面积之和占研究区总面积的86%以上，说明研究区草地与耕地的破碎化分割对红寺堡安置区空间冲突潜在影响最大，而建设用地的整合与扩张对红寺堡安置区空间冲突生态风险水平影响增强。

表 2(Tab. 2

表 2 红寺堡生态移民安置区1995—2015年不同土地利用类型空间冲突指数 Tab.2 Ecological Land Use Patterns of Hongsibu Resettlement Area in 1995-2015 Landscape Spatial Conflict Index

表 2 红寺堡生态移民安置区1995—2015年不同土地利用类型空间冲突指数 Tab.2 Ecological Land Use Patterns of Hongsibu Resettlement Area in 1995-2015 Landscape Spatial Conflict Index

空间景观格局的变化影响区域空间冲突的生态风险水平的分异，在研究红寺堡区空间冲突的生态风险水平基础上，本文选取能反映景观格局变化情况的12个指数，利用Arc GIS软件对研究区空间冲突的生态风险与各指数进行分级匹配，再利用地理探测器模型，分别计算各指标对区域空间冲突的生态风险的决定力q值，对影响红寺堡安置区空间冲突的生态风险的主导因素进行分析（表 3）。1995—2015年间移民安置区的空间冲突的生态风险主要受景观脆弱度指数、聚合度指数、面积加权平均斑块分维数指数、斑块凝聚度指数和斑块密度指数的影响。其中，面积加权平均斑块分维数指数反映景观要素镶嵌的复杂性和景观格局总体特征，用以表示其对空间单元的干扰效应，其值越低，则空间冲突的生态风险越大。景观脆弱度指数是衡量土地利用单元对外界干扰、压力的抵抗力的重要指标。景观聚合度指数与相似景观节点的聚集程度密切相关，即景观聚合度指数增大，则区域空间的脆弱性减小，空间冲突的生态风险对不同景观要素的生态效益存在差异，景观脆弱度指数可表征空间冲突的生态风险对研究区生态空间的扰动程度。斑块密度可衡量土地利用的稳定性和表示人为对景观单元的干扰强度，斑块聚集度与斑块密度均表示斑块水平异质性，即斑块聚集度越大，斑块密度越小，研究区空间单元破碎度增加，抵抗外界干扰能力降弱，则空间冲突表现增强，其生态风险也越大。这说明外界的干扰程度增强、景观生态效益水平降低、土地斑块的复杂和破碎会导致空间冲突加剧。随着研究区移民不断迁入，耕地被大量开垦、建设用地扩张使红寺堡区景观土地斑块复杂度和破碎度增大，与此同时，“三北”防护林、城北生态绿化工程和退耕还林等措施的实施，积极改善了安置区的生态环境，增加了区域空间的生态效益，其对红寺堡生态移民安置区空间开发和生态环境矛盾的调整具有重要意义。

表 3(Tab. 3

表 3 空间冲突影响因素探测值 Tab.3 Determination of Influencing Factors of Spatial Conflict Index Factors

表 3 空间冲突影响因素探测值 Tab.3 Determination of Influencing Factors of Spatial Conflict Index Factors

红寺堡安置区的空间冲突的生态风险是其可持续发展的核心问题。本文利用ENEI和Arc GIS技术，基于景观生态学原理，通过构建综合空间冲突的生态风险模型，对移民安置区1995—2015年空间冲突的生态风险水平变化进行描述和分析，得出以下结论：

（1）在研究期间，研究区空间冲突的生态风险以稳定可控和基本可控为主，主要以罗山为中心向周围区域呈扩散状增加。2005—2010年，基本失控和严重失控面积比例增加，稳定可控和基本失控面积比例降低。1995—2005年和2010—2015年，稳定可控和严重失控比例增长，其他等级空间冲突比例均降低，表明红寺堡区空间冲突整体呈降低趋势，其生态风险程度逐步降低。随着红寺堡区20万移民的迁入，人口密度、耕地的开垦量和建设用地不断增加，同时实施的生态造林工程、退耕还林工程对沙地、未利用地进行改造，使红寺堡区生态环境逐渐好转，居民的生存环境也得到改善，从而使研究区的空间冲突的生态风险总体下降。

（2）不同生态效益的土地利用类型空间冲突的生态风险值也存在差异，水域、林地、草地和耕地的空间冲突较弱，主要以稳定可控和基本可控为主；而建设用地、沙地和未利用地的冲突态势较强，主要是在基本失控和基本可控级别，且严重失控水平的空间冲突进一步加剧。

（3）根据对红寺堡区空间冲突的生态风险的评价情况，为了安置区生态环境的良性发展，改善移民生产、生活条件及促进安置区的可持续发展，提出如下建议：科学选址，合理规划移民安置区人口容量，避免选址过于集聚、优质土地被过度开垦及人口过多带来环境压力问题。发展现代化高效农业和地域特色农业，合理进行农业及其他资源的开发。加强安置区生态环境保护和建设，加强未被破坏的自然生态环境区域和已经遭到破坏的区域的生态管理和人工生态修复，以增强研究区生态系统的稳定性。因区制定不同的冲突管理策略，针对基本失控和严重失控区，管理的重点是合理规划城镇建设发展和产业结构调整；针对稳定可控和基本可控区，管理重点应是营造防护林生态体系和基本农田建设。

生态扶贫移民安置区是一个受到自然和人类活动强介入的双重影响的复杂区域，本文所构建的空间冲突的生态风险模型、采用的格网技术及等级划分的确定等待进一步完善；此外，受评价单元内部异质性、遥感影像分辨率和土地景观类型划分不够细致等因素影响，本文今后应加强相关方面研究，提高数据精度，构建更为适合的评价模型，为移民安置区过程中区域可持续发展与生态安全提供更为科学的理论与技术支持。