粵港澳大灣區生態安全格局及重要生態廊道識別

韋家怡 ，李鋮*，吳志峰 ，張莉，吉冬青，程炯

1.廣州大學地理科學與遙感學院，廣東 廣州 510006；2.廣東省科學院生態環境與土壤研究所/華南土壤污染控制與修復國家地方聯合工程研究中心/廣東省農業環境綜合治理重點實驗室，廣東 廣州 510650；3.自然資源部大灣區地理環境監測重點實驗室，廣東 深圳 518060；4.南方海洋科學與工程廣東省實驗室，廣東 廣州 510458；5.華南農業大學資源環境學院，廣東 廣州 510642

隨著快速城市化的推進，大量自然景觀被城市基礎設施取代，引發了諸多環境問題，如生態系統受損、生物多樣性下降、城市熱島效應等（Cao et al.，2021）。如何協調城市建設空間與生態空間的矛盾，改善區域生態環境，成為當下國土空間規劃工作的重點和難點。生態安全格局，是針對區域生態環境問題，在排除干擾的基礎上，保護和恢復生物多樣性，維持生態系統結構和過程的完整性，實現對區域生態環境問題有效控制和持續改善的區域性空間格局（馬克明等，2004）。生態安全格局作為國土空間三大戰略格局之一，是緩解城市化發展與生態保護間矛盾的重要途經，對合理配置資源和保障國土空間可持續發展意義重大。

目前，生態安全格局識別方面已初步形成“生態源地-生態阻力面-生態廊道”的主流研究范式（Peng et al.，2019）。生態源地是促進生態過程的關鍵斑塊（Peng et al.，2018a），可通過直接識別法和綜合評價指標法識別。直接識別法，即直接選取關鍵生態要素或篩選地類識別源地，例如以自然保護區或大片生態用地作為源地（丁宇等，2019；馬世發等，2021）。但是，這種方法忽略斑塊自身生態環境質量，具有一定局限性。綜合評價指標法，注重生態系統功能并將其量化，應用更加廣泛（Peng et al.，2019）。例如，基于生態系統功能進行源地識別（毛誠瑞等，2020），或將生態系統功能與形態空間格局分析（Li et al.，2020）、人類生態需求（Jiang et al.，2021）、土地退化風險（Peng et al.，2018b）和生態敏感性評價（彭建等，2017a）等指標體系結合進行源地識別。通過綜合評價指標法進行源地識別時，當前也有兩種不同的做法。一種是關注生態系統自身功能屬性（吳茂全等，2019）。例如，基于生境質量、生物多樣性等生態系統功能（張劍波，2016；周汝波等，2020）識別源地。另一種，除了關注生態系統本身，還綜合考慮生態系統與社會系統間的關系。因為生態源地會受到人類活動的干擾，在進行源地識別時需要將其納入考慮。例如，Jiang et al.（2021）耦合生態系統功能和人類生態需求，進行源地識別。生態敏感性能夠反映自然環境和人類活動對生態系統的干擾程度（歐陽志云等，2000），需要與生態系統功能評價相結合進行源地的識別。陳德權等（2019）和王浩等（2021）選用植被覆蓋度、高程、坡度、土地利用類型和土壤侵蝕指標進行生態敏感性評價，完成廣東省源地識別。王秀明等（2022）結合水土流失和石漠化敏感性，完成粵港澳地區源地識別?，F有研究在高度城市化區域進行源地識別時，未考慮環境污染敏感性因子。

生態廊道是物質和能量在源地間流動的關鍵載體（Kang et al.，2021），是生態安全格局的重要組成部分。廊道如“經絡”、“骨架”般連接源地，具有保護生物多樣性、維系生態過程等功能。廊道保護與建設是循序漸進的過程，受生態保護成本等因素制約，規劃過程中不能對所有廊道采取相同措施。各廊道的位置和質量不同，其中重要生態廊道起著關鍵作用（Xiao et al.，2020）。因此，在識別生態安全格局基礎上，應當進一步識別重要生態廊道。廊道識別方法包括經驗判斷法（官衛華等，2007）、最小累積阻力模型（簡稱MCR模型）（Jiang et al.，2021）和電路理論（Huang et al.，2020）。其中，MCR模型因具有良好的適應性和可擴展性被廣泛應用（Jiang et al.，2019）。但是，MCR模型識別廊道后，未能分析廊道屬性特征，無法進一步表征廊道重要性。重力模型可有效表征廊道重要性（孔繁花等，2008）。但是，傳統重力模型識別重要廊道時，未考慮生態斑塊的自身功能和連通性（Xiao et al.，2020）。景觀連通性對于廊道十分重要（Foltête，2019）。重力模型和連通性指數相結合是評價廊道重要性的有效方法（Xiao et al.，2020；古璠等，2017），但尚未得到廣泛應用。

粵港澳大灣區具有建設世界級城市群的基礎條件，其歷經多年高強度開發，面臨水質下降（王金華等，2020）和大氣污染（張寶春等，2011）等環境污染問題。在該地區開展生態安全格局識別，有助于促進粵、港、澳三地環境協同治理進程。雖然前人（如Jiang et al.，2021；周汝波等，2020）做過粵港澳大灣區的生態安全格局識別，但是在評價體系中未納入環境污染敏感性因子，對環境污染約束的考慮不足。識別重要生態廊道時，傳統重力模型忽略了生態斑塊的自身功能和連通性。鑒于此，本研究在前人基礎上作出改進：（1）引入環境污染敏感性因子，輔助識別生態源地，并以自然保護區和港澳郊野公園重疊率驗證結果；（2）基于修正重力模型，結合連通性指數，進一步識別重要生態廊道，以期為推進環境協調治理工作提供參考。

1 研究區概況及數據來源

1.1 研究區概況

粵港澳大灣區（21.33°—24.23°N，111.21°—115.25°E）位于中國華南地區珠江流域中下游，由珠江三角洲9個城市和香港、澳門2個特別行政區組成（圖1）。屬亞熱帶季風氣候，河網密布，北部區域多分布山地，植被種類豐富。南部沿海區域廣泛分布濱海濕地生態系統，海岸帶生態系統復雜，是動植物生物多樣性集中的區域，擁有多處以保護闊葉林和野生動物為主的自然保護區和森林公園?！痘浉郯拇鬄硡^發展規劃綱要》提出將踐行生態文明理念，建設美麗灣區作為發展戰略定位之一。人口高度集聚、工業化發展以破壞環境為代價，使得該地區面臨水體、大氣等環境污染問題。具體表現為：生活污水、工業廢水排放超出海域自凈能力，珠江口海水水質常年處于劣四類（王金華等，2020）；電力、陶瓷、鋼鐵和有色金屬冶煉行業眾多，相比國際灣區，PM2.5和 O3濃度較高（湛社霞，2018）。

圖1 研究區位置圖Figure 1 Location of the study area

1.2 數據來源

本研究所用數據包括土地利用、道路、植被覆蓋、土壤、高程、年均降雨、潛在蒸散發、自然保護區、風景名勝區、港澳郊野公園興趣面（Area of Interest，AOI）、港澳工廠類別興趣點（Point of Interest，POI）、PM2.5年均濃度、水環境與大氣環境重點排污企業、夜間燈光以及部分現行國家標準相關信息等，數據來源及分辨率見表1。

表1 數據來源Table 1 Data source

2 研究方法

2.1 生態源地識別

2.1.1 生態功能重要性評價

生態功能重要性評價的代表性模型包括InVEST模型、ARIES模型和SolVES模型，其中InVEST模型的開發程度、操作性和科學合理性較成熟，被廣泛應用（李敏，2016，王耕等，2021）。因此，本研究選取InVEST模型進行生態功能重要性評價。參考《廣東省主體功能區劃》、《廣東省生態紅線劃定指南》及前人研究（陳德權等，2019；王浩等，2021），結合研究區自然稟賦，選取生境質量（朱杰等，2020）、碳儲量（Sun et al.，2017；Hu et al.，2020）、土壤保持（潘美慧等，2010；張海波，2014）和水源涵養（Bai et al.，2019）4種指標進行生態功能重要性評價。

2.1.2 生態系統敏感性評價

生態系統敏感性指生態系統遭受外界干擾時，引發環境問題的難易程度。當前研究仍處發展階段，指標體系尚未形成統一標準（吳獻文等，2021）。評價方法包括層次分析法和綜合指標法，多數研究進行生態系統敏感性評價時，較少考慮生態環境問題（康秀亮等，2007）。因此，本研究綜合區域實際環境問題，選取生境、水、土壤和大氣四方面（表2），利用綜合指標法進行生態系統敏感性評價：（1）區域內經濟活動頻繁，生態用地流失嚴重，以土地利用類型、植被覆蓋表征生境敏感性；（2）以距水體距離和距水環境重點排污企業距離，表征水環境敏感性；（3）基于土壤侵蝕量，表征土壤環境敏感性；（4）以 PM2.5年均濃度值和距大氣環境重點排污企業距離，參考環境空氣敏感區功能區（中華人民共和國生態環境部，2016）分類標準，進行大氣環境敏感性分級。國家標準行業衛生防護距離范圍為50—4400 m（中華人民共和國衛生部，2012；中華人民共和國衛生部，2013），因此選擇4400 m為間距劃分大氣環境敏感性。

表2 生態系統敏感性評價指標體系Table 2 Evaluation index system of ecological sensitivity

2.1.3 生態源地識別及其驗證

針對單項評價結果，采用析取法（熊善高等，2018）得到綜合評價結果。參考《全國生態功能區劃 (修編版)》，將生態功能重要性評價結果劃分為一般重要、中等重要、較重要和極重要4級，將生態敏感評價結果劃分為低敏感、中度敏感、高度敏感和極敏感4級。以極重要和極敏感區域進行源地初篩，剔除面積小、分布零散的斑塊，完成源地識別（周汝波等，2020；康潔銘等，2020）。將識別結果與國家級、省級自然保護區疊加，以面積重疊率驗證結果合理性（Xiao et al.，2020）。因港澳不設自然保護區，故將港澳郊野公園納入驗證過程。

2.2 生態廊道識別

2.2.1 最小累積阻力模型（MCR模型）

MCR模型源于累積耗費距離理論，認為物種在源地間遷徙需耗費成本。相比其他模型，該模型能較好地模擬景觀對空間運動過程的阻礙作用，揭示景觀格局和生態過程的相互作用（彭建等，2017b）。本研究使用MCR模型識別廊道，包括兩個步驟：（1）構建生態阻力面，反映物種遷徙的難易程度。若僅通過景觀類型賦值，會忽略景觀內部的空間異質性。本研究考慮地形和人類活動阻力指標，利用夜間燈光和地表曲率修正景觀阻力面（Zhang et al.，2017）。（2）識別生態廊道。廊道是源地間生物遷徙、聯系的最佳路徑，是生態系統中物質和能量流動的通道。以源地中心點為生態節點，綜合源地間距離和生態阻力，提取最小阻力路徑，即廊道（Dong et al.，2020）。

2.2.2 廊道識別及其寬度設置

基于最小累積阻力模型，逐點生成最小阻力路徑后，產生大量冗余路徑。去除重疊和經過2個以上生態節點的路徑，并用 ID字段對生態廊道進行編號?！吨槿堑貐^水鳥生態廊道建設規劃 (2020—2025年)》提出，未來規劃廊道平均寬度為1000—1500 m。在此范圍內以100 m為步長，分析廊道地類占比情況。

2.2.3 重要生態廊道識別

重力模型能表征地理要素在空間上的流動特征和不同要素的相互作用，模擬生態流在源地間流動所產生的關聯，定量表征廊道重要性（吳健生等，2020）。但是，傳統重力模型忽略了斑塊間生態重要性、敏感性和連通性。景觀連通性指數通常包括整體連通性（IIC）、可能連通性（PC）和斑塊重要性指數（dPC），其中dPC指數能較好地評價源地間的連通性水平（楊志廣等，2018）。因此，本研究以生態重要性和敏感性修正重力模型，結合dPC連通性指數實現廊道分級。為降低數據量綱差異影響，在數據處理前需對原始數據進行對數處理（Xiao et al.，2020）。針對重力模型和連通性評價結果，基于等間距法進行廊道分級，并使用四象限法對結果予以展示（Xiao et al.，2020）。

3 結果

3.1 生態功能重要性和敏感性評價

生態功能重要性綜合評價結果顯示，極重要區32552.6 km2，占研究區總面積58.7%，以林地為主（90.5%），沿著江門西南部、佛山西部、肇慶西北部、廣州東北部、惠州東部、深圳和香港沿海部分地區環繞分布，分布特征呈現四周高中部低（圖2）。單項重要性評價結果顯示，生境質量高值區主要分布在林地廣布的山地丘陵區（圖 2a）。單位碳儲量范圍在119—360 t·hm?2間，肇慶、惠州、江門和廣州承載了研究區內近 81.9%的碳儲量（圖 2b）。土壤保持高值區主要位于江門南部、廣州惠州交界處、惠州東南部、深圳大鵬灣和香港郊野公園等地區（圖2c）。水源涵養最大值為 1969.8 mm·hm?2，具有顯著空間異質性，由西北部、東部向中部山地丘陵遞增（圖2d）。

圖2 生境質量（a）、碳儲量（b）、土壤保持（c）、水源涵養（d）和生態重要性分級（e）Figure 2 Habitat quality (a), carbon storage (b), soil conservation (c), water conservation (d) and ecological importance classification (e)

生態系統敏感性綜合評價結果顯示，極敏感區33845.5 km2，占研究區總面積61.0%，主要分布區域為外圍的林地（78.2%）、水域（8.8%）和耕地（7.9%）（圖3），中部水體區域、佛山南部、中山北部和珠海東部是主要高值區。單項生態敏感性評價結果呈現出明顯的空間異質性。生境質量敏感性呈四周高中間低分布特征（圖 3a），水環境敏感高值區主要位于中部地區，分布于河流交匯處和入?？?，如西江、綏江和北江交匯處、順德水道、珠江水系等（圖3b）。土壤侵蝕以低敏感為主，中度敏感區（453.7 km2）和高度敏感區（235.9 km2）較少（圖 3c）。區域大氣環境敏感程度整體不高，呈西高東低特征。因考慮了重點排污許可企業的空間分布，大氣環境敏感區域分布于肇慶東南部、江門北部和中部、以及沿海的部分風景名勝區和香港郊野公園等（圖3d）。

圖3 生境（a）、水環境（b）、土壤環境（c）、大氣環境（d）和生態敏感性分級（e）Figure 3 Habitat (a), water (b), soil (c), atmosphere(d) and ecological sensitivity classification (e)

3.2 生態安全格局識別

生態源地、生態節點和生態廊道共同構成粵港澳大灣區生態安全格局（圖 4a）。本研究共識別出28塊生態源地（圖4a）。生態源地面積為20370.8 km2，占研究區總面積的36.7%，以林地為主。將生態源地與31個國家級、省級自然保護區、8個港澳郊野公園疊置分析（圖 4b、c），發現自然保護區、郊野公園有67.0%落入源地。重疊率較低處位于肇慶西江魚類保護區、惠州白盆珠保護區部分區域和港澳郊野公園。這些地區接近海岸帶，多位于島嶼上或面積較小。區域生態阻力值為0—317（圖4a），廣州（17.7%）、佛山（14.0%）和東莞（13.8%）生態阻力值占比較高，而澳門（111.4）、東莞（86.7）和深圳（85.4）的生態阻力均值較高。廊道識別結果顯示，廊道總長2300.4 km，主要于研究區外圍，呈環狀分布（圖5a）。廊道1000—1500 m緩沖區內，林地比例為82.7%—85.5%；隨寬度遞增，林地占比下降，而耕地、水體和建設用地比例上升（圖5b）。

圖4 生態安全格局（a）、生態源地驗證（b）和驗證案例（c）Figure 4 Ecological security pattern(a), validation of ecological source (b) and sample of validation (c)

圖5 生態廊道編號（a）和不同寬度廊道地類占比（b）Figure 5 Number of ecological corridors (a) and proportion of land use type in different corridors widths (b)

3.3 重要生態廊道識別

采用等分法對廊道進行重要性分級（圖 6a）。結果顯示，研究區共有 25條高重要廊道，長度為1552.3 km，占總廊道長度的67.5%，呈西多東少分布，主要位于肇慶、江門西南部、廣州東北部、惠州內部及廣州惠州連接處，主要為林地、耕地和水域?；谶B通性指數，采用等分法將廊道進行分級（圖 6b）。結果顯示，高連通性廊道有 8條，總長847.3 km（占比36.8%），低連通性廊道有28條，總長1453.2 km（占比63.2%）。區域內廊道連通性普遍較低，高連通性廊道主要位于北部地區的肇慶市、佛山市北部、廣州市和惠州市，少數位于江門市內部。

圖6 生態廊道重要性（a）、連通性（b）、重要性-連通性四象限圖（c）和重要性分級結果（d）Figure 6 Importance (a), connectivity (b), importance-connectivity four-quadrant diagram (c) and priority classification of ecological corridors classification (d)

綜合考慮重要性和連通性，采用四象限法，將廊道劃分為四個級別（圖6c、d）。其中，高重要-高連通廊道3條，長度371.0 km，長度占比16.1%，分布于肇慶市內部，江門市內部及廣州市和惠州市之間。高重要-低連通廊道22條，長度為1181.3 km，長度占比51.4%，呈西多東少規律，貫穿于江門市內部、江門市與佛山市之間、佛山市西部及其與肇慶市連接處，少數分布于東部的廣州市和惠州市之間，以及惠州內部。低重要-高連通廊道5條，長度為476.3 km，長度占比20.7%，位于肇慶市西南部及廣州、佛山連接處。低重要-低連通廊道6條，長度為271.8 km，長度占比11.8%，位于研究區南部沿海地區珠海市和中山市連接處、以及深圳市與惠州市、香港的延伸處，少數位于肇慶市南部，生態阻力值較高。

4 討論

本研究發現，生態源地主要由林地組成，呈環狀分布，多位于研究區北部林地廣布的肇慶和惠州，少量散布于江門、珠海和中山；中部平原地區除了少數林地，幾乎無生態源地，與前人研究結果類似（Jiang et al.，2021；周汝波等，2020）。Hu et al.（2019）和 Jiang et al.（2021）發現，粵港澳大灣區生態系統服務供應的熱點區域主要位于北部高森林覆蓋區以及高密度河網區和海岸帶，而中部一些城市（即澳門、東莞、佛山和廣州），由于城市化水平高，自然生態系統遭到破壞，生態風險較高，不存在或者僅存在較少生態源地。此外，本文以自然保護區、港澳郊野公園與源地面積的重疊率進行驗證，顯示重疊率達67%，表明生態源地多位于生態保護邊界范圍內，是生態保護的重點區域，與前人結果一致（Peng et al.，2018b；李怡等，2021）。

生態功能重要性和敏感性評價結果，呈現出明顯的空間分異規律。具體來說，生態功能重要性高值區主要位于研究區外圍山地，低值區位于中部平原。生境質量、碳儲量高值區主要分布于植被覆蓋較高的林地；土壤保持高值區主要位于江門南部、廣州惠州交界處，惠州東南部，深圳大鵬灣和香港郊野公園等區域；水源涵養高值區由東北-西南方向，向東西兩側遞減，低值區位于中部平原地區。前人針對綜合生態功能（Zhao et al.，2018；Zhou et al.，2019）和單一生態功能（生境質量，Jiao et al.，2021；碳儲量，吳雋宇等，2020；土壤保持，林媚珍等，2021；水源涵養，王世豪等，2020）的研究，也發現類似規律。王浩等（2021）、甘琳等（2018）和吳獻文等（2021）基于自然生態因子、城市擴張因子和生態服務因子進行生態系統敏感性評價，發現研究區高敏感區多位于外圍林地和山區，因此這些區域的生態系統易受干擾。單因子生態敏感性評價結果略有不同：相比外圍林地和山區，研究區中西部水環境和大氣環境生態敏感性更高，主要源于該區域河網密布和大氣污染水平較高，是進行生態修復和保護的重點區域（Cheung et al.，2003；湛社霞，2018）。但是，受限于數據可獲得性，本研究采用距離因子來間接表征水體和大氣污染敏感性，有一定局限性，未來可嘗試基于直接的大氣或水體污染數據來識別環境污染敏感區。

本研究識別的廊道位于源地之間，其分布特征主要受區域自然稟賦的影響?？紤]到傳統重力模型在識別重要生態廊道時的缺陷（Xiao et al.，2020），本研究使用生態系統重要性和敏感性評價結果修正重力模型，并結合連通性指數，識別重要生態廊道。修正重力模型和連通性指數的研究結果相互補充：前者顯示西部區域廊道重要性較高，而后者顯示北部區域廊道連通性較高。研究區高重要廊道呈西多東少特征，這是由于西部肇慶和江門分布的源地受人類活動影響較小，保存較好，景觀破碎程度較低（虞文娟等，2020），源地間相互作用力大。高連通廊道北多南少，這是由于北部廊道起著維系西北部和東北部源地物種遷徙、能量交換的作用；南部廊道受珠江入?？谧韪簦B通性程度不高（吳健生等，2020）。依據重要性和連通性，廊道被劃分為不同類型，應有針對性地采取保護和管理措施（Williams et al.，2005）。高重要-高連通廊道貫穿于研究區的西北、西南和東北，位于重要源地之間和生態保護區內，累積阻力值較小，生態服務供給能力較高，對于物種豐富度、遷徙和珍惜瀕危動物保護起重要作用（Li et al.，2020；吳健生等，2020；牛沛航等，2021）。此類廊道應嚴格管控，禁止破壞，加強保護。高重要-低連通廊道位于相鄰源地間，距離較短，累積阻力較小，對于物種遷徙很重要，但是連通性差，可通過增設綠帶、拓寬廊道寬度，增加景觀連通度的方法加強保護（史娜娜等，2021）。低重要-高連通廊道距離長，累積阻力值較大。此類廊道雖然生境適宜性低，但是高連通性對維持生態系統安全、穩定性和整體性具有重要意義（吳茂全等，2019），應以維護為主，加強生態修復為輔（張玥等，2020）。低重要-低連通廊道面臨較大生態阻力，對整體連通性貢獻較低。此類廊道主要位于研究區的生態恢復區（Li et al.，2020），應重點關注生態脆弱區，有針對性地進行生態恢復，避免受人類活動過多干擾，以保障生態過程有效流通（何建華等，2020）。需要注意的是，本文構建綜合評價體系和生態阻力面賦值時，不可避免地存在主觀設定閾值問題，這也是當前研究的共性問題（Xiao et al.，2020）。

5 結論

生態源地和生態廊道是區域生態安全格局的重要組成部分，如何科學識別至關重要。本研究通過構建綜合評價指標體系，識別粵港澳大灣區的生態源地，利用修正重力模型和連通性指數識別重要生態廊道，構建區域生態安全格局。結果顯示：

（1）生態功能重要性和生態系統敏感性高值區主要位于研究區外圍山地，低值區位于中部平原地區。單因子生態敏感性評價結果略有不同：研究區中西部水和大氣環境敏感性較高，易出現污染問題，是進行生態修復和保護的重點區域。

（2）研究區生態源地總面積為20371 km2，主要位于研究區北部林地廣布的山地丘陵區，與自然保護區邊界高度重合，而中部平原地區幾乎無生態源地。

（3）研究區共有潛在生態廊道36條，總長2300 km，呈東西兩側環繞式分布。其中，高重要-高連通、高重要-低連通、低重要-高連通和低重要-低連通廊道分別為3條、22條、5條和6條。高重要廊道大多位于研究區西部，而高連通廊道多位于北部。依據廊道重要性和連通性特征，應因地制宜地采取措施進行保護和管理。