基于生境質量的粵港澳大灣區生態網絡識別

楊文越,葉泓妤

華南農業大學林學與風景園林學院,廣州 510642

近年來,經濟活動的增加以及高強度且無序的土地開發導致了生態環境污染、自然資源枯竭、生物多樣性喪失、自然生態系統破壞和全球氣候變化等問題[1-4]。人類活動對生態系統的強烈干擾成為社會經濟可持續發展所面臨的全球性生態安全挑戰。我國快速城市化發展提高了人們物質水平和生活質量,同時也導致生態空間被大量擠占、局部區域生態退化等問題[5],對生態網絡的連通性、完整性和生態安全帶來嚴重威脅[6-7]。黨的二十大報告指出,加快實施重要生態系統保護和修復重大工程,堅持山水林田湖草沙一體化保護和系統治理,提升生態系統多樣性、穩定性和持續性。由此,通過識別生態網絡和提升自然生境質量推進國土空間生態保護修復,對國土空間可持續發展起著積極作用,也是當前我國推動生態文明建設的重大戰略舉措以及保障國家生態安全的重要戰略任務。

生態網絡是通過識別對生態過程起保護作用的生態源地、生態廊道、生態戰略點等關鍵要素形成網絡空間體系[8-9],提高生境質量和保護生物多樣性,進而形成維持生態系統功能可持續發揮作用的生態安全格局[10-11]。伴隨著近幾十年來生態系統面臨的巨大壓力,生態廊道、生態網絡和生態安全格局的研究受到地理學和景觀生態學等學科的日益重視[12-13]。識別生態網絡及生態安全格局遵循“確定生態源地-構建阻力面-識別廊道”的方法較為普遍[14-15],其關鍵意義在于保護和控制基本生態過程[16]。優化生態網絡被認為是提升自然生態系統服務價值的有效方法[17],通過生態網絡空間分類管控、增加踏腳石、提升連通性等方法探討生態網絡的優化[18-19],最終實現區域生態安全的保障。生態源地確定和生態廊道識別是識別生態網絡的關鍵步驟。生態源地的確定通常依據自然保護區、風景名勝區、森林公園以及生態紅線區域進行選擇[20-21],或構建綜合評價指標體系定量識別生態源地,例如計算生態系統服務價值[22-23]、生態敏感性[24]、粒度反推法和熱度分析法等[25]。形態空間格局分析(Morphological Spatial Pattern Analysis,MSPA)關注自然斑塊面積和空間分布,強調景觀連通性,使得生態源地的選取更具科學性。在已有研究中,生境質量通常作為生態源地選擇的指標之一,主要通過土地利用、植被覆蓋和InVEST模型(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs)的生境質量(Habitat Quality)模塊進行評估[26-27],但較少考慮生境質量時空變化對研究區的影響。在生態廊道識別中,最小累積阻力模型和電路理論是目前應用較廣泛的方法[7,28-30]。電路理論突破最小累積阻力模型只能識別最小成本路徑的局限性,模擬生物流隨機擴散的過程以確定最優路徑作為生態廊道,更好地體現景觀生態過程流通性。生態廊道的識別多集中于線性要素的位置確定,確定生態廊道寬度對其功能的發揮和生態網絡空間范圍識別具有重要作用[20,31]。但識別廊道寬度的指標在選擇上存在主觀性強的問題,且廊道寬度的空間梯度較大,使其準確性和空間精度存疑。本文結合MSPA、景觀連通性分析和生境質量評估的長時間序列時空格局進行生態源地確定,并運用電路理論模擬分析累積電流值的方法,確定生態廊道的空間位置和寬度,以期提高生態廊道寬度確定的客觀性和空間精度。

粵港澳大灣區是國家戰略和國家綜合實力體現的重要地區,同時也是建設用地開發與生態用地保護的矛盾最突出的區域,生境質量下降且生態網絡破碎化加劇[32-35],生態安全形勢嚴峻,亟需從景觀生態學視角對其生態網絡進行研究。本文主要有以下研究目標:(1)研究粵港澳大灣區生境質量時空演化特征,并結合MSPA識別生態源地;(2)運用電路理論識別生態廊道、生態“夾點”和生態障礙點等生態網絡關鍵要素,形成生態網絡;(3)確定粵港澳大灣區生態網絡中重點保護和優先修復的關鍵區域,并提出相應的生態保護、修復和優化建議。

1 研究數據與方法

1.1 研究區域

粵港澳大灣區(21°25′N-24°30′N,111°12′E-115°35′E)位于中國南方地區(圖1),由廣州、深圳、佛山、東莞、惠州、中山、珠海、江門、肇慶9市和香港、澳門兩個特別行政區構成,土地總面積約5.6萬km2。粵港澳大灣區河網密集廣布,水道縱橫交錯;地形西北高,東南低,山地集中在北部,平原主要分布于中部和沿海地區。從2000年至2020年,粵港澳大灣區建設用地占比從7.47%上升至16.12%,土地開發與生態保護之間矛盾突出,生態安全面臨嚴峻挑戰。

圖1 粵港澳大灣區地理位置圖和2000-2020年土地利用空間分布圖Fig.1 Geographical location of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area and its land use spatial distribution from 2000 to 2020基于自然資源部標準地圖服務網站GS(2019)4342號標準地圖制作,底圖邊界無修改

1.2 數據來源

本文研究數據及來源如下:(1)粵港澳大灣區行政邊界矢量數據,來源于全國地理信息資源目錄服務系統(https://www.webmap.cn/);(2)分辨率30m的2000年、2010年和2020年土地利用類型柵格數據,包括九種土地利用類型,來源于自然資源部(http://www.globallandcover.com/),用于MSPA以及評估生境質量和生境風險指數分析;(3)分辨率30m的數字高程模型(DEM)數據來源于地理空間數據云平臺(http://www.gscloud.cn/)提供的ASTER GDEM,用于提取高程和坡度數據;(4)分辨率250m的2020年歸一化植被指數數據(NDVI),來源于美國地質勘查局提供的MODIS影像MOD13Q1產品(https://lpdaac.usgs.gov/)。為了數據分析的嚴謹性和精確度,將上述數據統一轉換為一致的分辨率(100m×100m)。

1.3 研究方法

本文技術路線如圖2所示:首先使用InVEST模型對粵港澳大灣區內景觀斑塊的生境質量和生境風險指數進行定量評估,同時基于MSPA識別其景觀要素,并根據其景觀連通性和生境質量確定生態源地。其后,選取土地利用類型、生境風險指數、NDVI、高程和坡度五個阻力因子構建生態阻力面,通過電路理論識別生態廊道、生態“夾點”和生態障礙點。最終,得出粵港澳大灣區生態網絡研究結果,為其國土空間生態保護和修復提供科學依據。

圖2 生態網絡識別流程圖Fig.2 Framework for identifying ecological networksInVEST:生態系統服務和權衡的綜合評估Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs;MSPA:形態學空間格局分析Morphological Spatial Pattern Analysis;NDVI:歸一化植被指數Normalized Difference Vegetation Index

1.3.1InVEST模型評估生境質量

本文使用InVEST3.10.2模型內置的生境質量模塊(即Habitat Quality模塊)定量評估粵港澳大灣區內的景觀斑塊生境質量,其后根據生境質量狀況對篩選的生態源地進行分級。生境質量模塊基于2000年、2010年和2020年30m分辨率的土地利用類型柵格數據,提取生境威脅源數據,定量評估威脅源對生境的負面影響,以計算不同年份的生境質量指數并劃分為4個等級:低生境質量(0-0.25)、較低生境質量(0.25-0.50)、較高生境質量(0.50-0.75)和高生境質量(0.75-1.00)。InVEST模型生境質量模塊計算公式如下:

(1)

(2)

式中,Qxj為某種土地利用類型j中柵格x的生境質量指數,Hj為土地利用類型j的生境適宜性,Dxj為土地利用類型j中柵格x的生境威脅水平,k為半飽和常數(一般取值0.05),y為r威脅源柵格圖上的所有柵格,Yr是指r威脅源柵格圖上的一組柵格,wr為威脅源r的權重,ry為柵格y的威脅值,irxy為威脅源r的柵格y對柵格x的威脅值,βx為威脅源對柵格x的可達性水平(本文未考慮受法律保護程度,將其設為1),Sjr為生境類型j對威脅因子r的敏感度。生境威脅源相關參數和權重設置主要參考InVEST模型指導手冊及相關文獻(表1、2)[36-39]。

表1 生境威脅源及其最大影響距離、權重及衰減類型Table 1 Habitat threats and its maximum impact distance, weight and attenuation type

表2 不同土地利用類型的生境適宜性及其對威脅源的敏感性參數Table 2 Habitat suitability and threat sensitivity parameters in areas with different land use types

1.3.2基于MSPA的生態源地確定

生態源地指在景觀生態過程中提供重要生態系統服務的關鍵自然斑塊[40],具有較高的生境質量和景觀連通性[22-23]。MSPA是一種基于數學形態學的分類處理方法,能夠將二值圖像像素分為核心區、孤島、孔隙、邊緣區、橋接區、環道和支線7類互斥景觀類型[41]。基于粵港澳大灣區2000年、2010年和2020年30m分辨率的土地利用類型柵格數據,將生物多樣性良好的林地、草地、灌木地、濕地、水域5類要素作為前景要素(Foreground),將人造地表、裸地和耕地作為背景要素(Background)[42],通過Guidos Toolbox3.0軟件進行MSPA生成七類景觀類型。將2020年MSPA結果中面積大于10km2的核心區進一步篩選為生態源地[43]。

景觀連通性是生物在斑塊之間遷移的便利或阻礙程度[44],運用Conefor 2.6軟件計算2000年、2010年和2020年的景觀斑塊可能連通性指數(PC)和整體連通性指數(IIC)的平均值,以更好地反映各斑塊的景觀連通性[42]。其中,將斑塊連通距離閾值與連通概率分別設置為2000m與0.5。最后,綜合三個年份的生境質量和景觀連通性結果將生態源地劃分為3個等級。景觀連通性的計算公式如下:

(3)

(4)

1.3.3阻力面構建和生態廊道識別

生態廊道是在動物遷徙過程中生態源地之間的低阻力生態通道,連通生態網絡內各要素的流動[45]。本文基于電路理論連接度模型中電荷隨機游走的特性[46],模擬物種個體或基因流在某一阻力面中的遷移擴散過程[47],從而得到合理的物種擴散路徑作為生態廊道。

基于2020年土地利用類型柵格數據、NDVI數據和DEM數據,選擇了5個阻力因子以構建生態阻力面,分別是土地利用類型、生境風險指數、NDVI、高程和坡度[38,48-49]。其中,生境風險指數運用InVEST 3.10.2模型內置的生境風險評估模型(Habitat Risk Assessment Model)計算,以反映人類活動對生態系統的干擾程度,生境風險指數越高越不適宜生物棲息。各阻力因子的權重通過層次分析法確定(表3),將各分級指標的生態阻力因子在空間上疊加,得到粵港澳大灣區綜合生態阻力面。利用Circuitscape中的Linkage Mapper模塊識別生態廊道路徑。此外,針對已有的生態廊道寬度識別的準確性和空間精度問題,利用累積電流確定廊道寬度值,根據自然斷點法以寬度2.01km作為分界劃為一級廊道和二級廊道。

表3 阻力因子及其權重Table 3 Resistance factors and their weights

1.3.4生態“夾點”和生態障礙點識別

生態“夾點(Pinch point)”表示生態源地連通性的景觀關鍵點。根據電路理論,生態“夾點”具有高電流密度和不可替代性,該區域退化或損失極有可能切斷生態源地之間的連通,是應考慮重點保護的生境。生態“夾點”利用Circuitscape軟件的Pinchpoint Mapper模塊,選擇“all to one”模式迭代運算。

與生態“夾點”相對應,生態障礙點指物種在生態源地間移動的受阻區域。根據電路理論,設置移動窗口搜索半徑,計算清除障礙點后電流恢復值的大小以識別生態障礙點,移除生態障礙點可增加生態源地間的連通性。生態障礙點利用Circuitscape軟件的Barrier Mapper模塊,選擇“Maximum”模式迭代運算。

2 結果

2.1 粵港澳大灣區生境質量時空演化特征

圖3顯示了2000年、2010年和2020年粵港澳大灣區的生境質量評估結果及其空間格局。2000、2010和2020年粵港澳大灣區全域生境質量平均值分別為0.77、0.76和0.71,生境質量總體水平較高但呈下降趨勢。相比2000-2010年,2010-2020年期間整體生境質量下降趨勢加快,下降了6.58%。2000年至2020年期間,粵港澳大灣區的高生境質量區域(0.75-1.00)面積下降3.14%,低生境質量區域(0-0.25)面積增加8.64%,較高生境質量(0.50-0.75)和較低生境質量(0.25-0.50)區域的面積分別減少0.06%和5.41%。

圖3 粵港澳大灣區2000年、2010年和2020年的生境質量評估結果Fig.3 Habitat quality assessment in the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area in 2000, 2010 and 2020

從空間格局上,生境質量指數值從大灣區中心向外圍邊緣呈遞增態勢,中部區域的生境質量指數差異較小。以2020年為例,高生境質量和較高生境質量的區域總面積占比64.94%,主要分布在大灣區外圍區域,尤其是肇慶、惠州和江門,山體較多且植被覆蓋率高,有助于構筑生態系統保護的屏障。低生境質量區域面積總占比16.14%,集中分布在廣州、深圳和佛山等高度城鎮化建設、較好經濟狀況的中部核心區域。較低生境質量區域面積占比18.92%,主要分布在江門中部、惠州中部、廣州北部和南部以及珠海等城鎮化建設程度相對不高的區域。2000-2020年,粵港澳生境質量退化的空間格局呈現出中部和南部退化較嚴重,而周邊退化較輕微的空間特征,并且生境質量下降嚴重的區域主要為廣州中部、佛山中東部、中山北部和東莞。

2.2 粵港澳大灣區生態網絡識別

2.2.1生態源地的空間分布

圖4顯示了粵港澳大灣區2020年的MSPA結果。其中,核心區總面積為28283.13km2,約占大灣區總面積的51.52%。對比生境質量評估結果可見,大灣區生境質量較高的區域在空間分布上與核心區基本一致,說明大灣區具有較好的生態基礎。基于MSPA結果,提取出117個面積較大的核心區作為生態源地,總面積為25977.25km2,占核心區總面積的91.85%,占大灣區的47.32%。然后,根據景觀連通性和生境質量評估結果將生態源地劃分為3個等級:一級生態源地(7個)、二級生態源地(13個)和三級生態源地(97個)(圖5),其面積分別占大灣區的35.64%、5.61%和6.06%。從土地利用類型來看,林地是粵港澳大灣區生態源地的主體,面積為21370.51km2,占生態源地總面積的82.27%,說明林地在維持區域生態安全中發揮關鍵作用。其次是水域和草地,面積分別為2217.51km2和1833.57km2,分別占生態源地總面積的8.53%和7.06%。

圖4 粵港澳大灣區2020年的MSPA結果Fig.4 MSPA of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area in 2020

圖5 粵港澳大灣區生態源地分布圖Fig.5 Distribution of ecological sources in the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

一級生態源地主要集中在大灣區外圍四周的丘陵山區,包括肇慶七星頂-鼎湖山、西北部的江門天露山和古兜山、東南部的惠州蓮花山-白盆珠、東北部的惠州南昆山-羅浮山。二級和三級生態源地主要分布在大灣區中部,包括澳門環島山地區域、廣州白云山-帽峰山、中山五桂山、珠海黃楊山等。由于大灣區中部地區生態資源較稀缺,導致該區域生態源地破碎化相對嚴重。

2.2.2生態廊道的分布和寬度

結合粵港澳大灣區生態源地,基于生態阻力面構建(圖6)和電路理論共生成243條生態廊道(圖7),將廊道按照累積電流確定范圍并計算廊道寬度,生態廊道總面積為1510.38km2,平均寬度為1.19km,以寬度2.01km作為分界劃為一級和二級廊道。研究區內生態廊道總長1273.84km,其中,一級廊道共104條,全長595.96km,是整個大灣區主要的物質流與能量流的有效連通通道;二級廊道共139條,全長677.88km,是較小區域范圍內連通不同生態源地的路徑。從土地利用類型來看,水域、林地和耕地是生態廊道的主要土地利用類型,面積分別407.16km2、365.66km2和314.78km2,分別占比26.96%、24.21%和20.84%。

圖6 粵港澳大灣區生態阻力面構建Fig.6 Construction of resistance surface in the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

圖7 粵港澳大灣區生態網絡識別區域Fig.7 The ecological network area identified by the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

由圖7可見,粵港澳大灣區生態廊道的空間分布并不均衡,主要分布在西南部和中東部地區。西北部地區生態狀況較好,生境斑塊完整度較高,因此連接西北部的生態廊道較少。東部生態源地較為分散,因而廊道結構較為復雜,對維持生態安全起到重要作用的廊道主要分布在經濟狀況較好的城市邊界區域,說明城市之間的生態源地聯系較弱,受人類活動干擾的風險較高。例如,一級廊道主要分布于廣州與佛山交界的白坭河,廣州與東莞交界、江門與珠海交界的珠江流域,且長度較長,廊道的穩定性較差;二級廊道主要分布于廣州北部珠江流域附近,以及深圳與東莞、惠州交界處的南門山附近,較好地連接了各個重要生態源地。

2.2.3生態“夾點”與生態障礙點的空間分布

生態廊道上的生態“夾點”形成的主要原因是生物通過該區域的概率大,但其周邊一定范圍內分布著阻力較高的景觀,是易斷裂、需重點保護的區域。疊加生態阻力面,發現粵港澳大灣區處于高阻力區域的生態“夾點”(即需重點保護的生態區域)88處,共計5.72km2(圖8)。生態夾點集中在珠江流域下游,佛山北部與廣州、肇慶接壤處。“夾點”的土地利用類型主要包括耕地、灌木地、林地和河流。將“夾點”區域納入生態網絡重點保護區域,是保障生態廊道連通性和生態功能有效發揮的關鍵。

圖8 粵港澳大灣區生態“夾點”和障礙點區域空間分布Fig.8 Spatial distribution of ecological “pinch points” and barriers in the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

生態障礙點是阻礙生物擴散移動的景觀,其修復對生態系統連通性和整體功能具有重要意義,應作為優先修復區。根據電路理論的分析結果,累計電流恢復值高值區的生態障礙點(即需優先修復的生態區域)共188處,總面積約為211.19km2(圖8),主要分布在廣州中部、惠州中部、深圳中部和東北部、珠海西部以及江門南部。其中,面積超過1km2的障礙點64個,主要分布在廣州和惠州交界附近、以及深圳中部和北部。這些地區生態用地破碎片較嚴重,生態廊道狹窄,實際處于斷裂狀態。部分生態障礙點與生態“夾點”重疊(面積為3.49km2),這些生態障礙點是連接生態源地之間唯一的生物廊道,沒有其他可替代的路徑,亟需采取措施進行生態修復。

2.3 粵港澳大灣區生態網絡保護修復與優化

針對生態網絡中的不同空間要素特征及其對人類活動的敏感性,粵港澳大灣區城市群應制定不同的生態保護、修復與優化措施。具體措施如下:

一是確定需要嚴格保護的生態源地。對肇慶七星頂-鼎湖山、惠州南昆山-羅浮山和蓮花山-白盆珠、江門天露山和古兜山等一級生態源地的保護范圍進行擴大,納入市級或縣級的生態保護紅線劃定范圍并嚴格落實生態保護措施,加強山地、丘陵及森林生態系統保護,建設北部連綿山體森林生態屏障;對二級生態源地和三級生態源地,可通過增設或整合自然保護地的方式加強管控,保證區域內景觀的連續性和完整性。

二是劃定生態廊道控制范圍以穩定生態系統服務功能。分析生態廊道到城鎮開發邊界的距離,為生態廊道預留一定緩沖區范圍以提升其抗干擾能力,避免未來城市擴張破壞生態廊道;對于城鎮開發邊界內的廊道,應結合防護綠地、附屬綠地串聯生態源地之間的生境破碎斑塊。另外,粵港澳大灣區水網密布、水域較多,應促進陸生動物生態廊道與水域廊道相結合,形成藍綠空間結合的生態網絡體系。此外,考慮是否將生態廊道劃入生態保護紅線內,實行嚴格保護。

三是優先維護與提升具有重要連通性功能的廊道,修復相對阻力較大的廊道。對于廊道上的生態“夾點”,例如珠江流域下游的“夾點”區域受到建設空間擠占,應重點保護并限制土地利用類型轉換,避免生態功能喪失;佛山北部與廣州、肇慶接壤處城鎮化程度不高的“夾點”區域可實施拓寬生態廊道寬度策略,提升生態網絡連通效率和穩定性。對于廊道上的生態障礙點,例如廣州中部、惠州中部、深圳中部和東北部的障礙點區域可采取退耕還林還草、生態再綠化、建設野生動物廊道等工程措施,改善其生態環境質量,恢復其廊道功能,提高生態網絡的連通性。對于承擔重要遷徙功能的一級生態廊道,應優先進行生態“夾點”提升與生態障礙點修復,保證物種遷移與物質能量正常流動。

3 討論

粵港澳大灣區生境質量總體上較好,但作為國家戰略重點區域,其生境喪失、生境質量下降以及生境破碎程度加劇等問題值得重點關注。粵港澳大灣區西北和東北部地形以山地和丘陵為主,自然生態空間以林地為主,因此不易受人類活動影響;中部自然生態空間以耕地為主,是人類居住和經濟活動的集中區域。2000-2020年,佛山、中山等地區大量灘涂、坑塘,以及肇慶和惠州的林地、草地、耕地等轉化為城市建設用地。因此,粵港澳大灣區生境質量受威脅源的影響,主要表現為在人口增長和經濟發展等社會經濟因素驅動下,城市建設用地擴張侵占了部分草地、林地和濕地的原有生境,形成新的威脅源,生境面積和質量下降(圖3)。此外,城鎮擴張影響了生境斑塊的景觀格局,高生境質量的斑塊具有破碎化的趨勢,低生境質量的斑塊破碎化嚴重且具有集聚性,與已有的研究結論基本一致[50-51]。

本文在識別生態網絡中,基于MSPA景觀要素識別選取生態源地,并根據長時間序列的景觀連通性和生境質量評估劃分生態源地等級,充分考慮生態源地之間的連通性和區域的生境質量時空演變特征,減少景觀破碎化的影響[52]。基于層次分析法綜合考慮土地利用類型、植被覆蓋度、生態風險指數、坡度和高程因素構建生態阻力面,理論上更接近實際狀態下的人類活動對生態系統的干擾程度[38],能有效減少數據冗余、客觀性更強[53]。同時,利用電路理論模擬物種的隨機游走,更準確、更詳細地分析了物種遷移路徑,并根據累積阻力值有效地識別了生態廊道、生態“夾點”和生態障礙點的位置和范圍[38,46]。通過識別和劃定國土空間重點保護和生態修復的關鍵區域,可以彌補已有相關研究對生態要素整體規劃意識的不足[54],從整體保護和系統修復方面實現國土空間格局優化。

從生態網絡各組成部分的地理空間位置看,粵港澳大灣區的生態源地主要分布在外圍四周的丘陵山區,中部地區分布稀疏,形成半包圍的態勢,這些區域天然植被覆蓋度較高、生物資源豐富,生態系統服務功能價值高,與前人研究結果類似[55-56];生態廊道主要位于城市之間的邊界區域,形成中部多西部少的分布,構成大灣區生態網絡的主體構架,這是因為分布于西部的肇慶、江門的生態源地受人類活動影響較小,景觀破碎程度較低[57];根據生態“夾點”和生態障礙點劃定了國土空間生態保護與重點修復的關鍵區域,并提出了相應的保護和修復措施,尤其注意修復珠江流域附近的生態障礙點與生態“夾點”重疊的區域,修復后可降低生態廊道阻斷的風險,對生態廊道的維持與保護具有積極意義,結果證明本文所識別的生態“夾點”和生態障礙點符合研究區實際,驗證了對生態網絡識別的合理性。

《粵港澳大灣區發展規劃綱要》強調了保護重要生態系統和修復重大工程、構建生態廊道和保護生物多樣性網絡的重要性。生態網絡識別對指導國土空間規劃和生態保護紅線劃定具有重要意義,參考《廣東省國土空間生態修復規劃(2021-2035年)》對提出的“兩屏、一帶、一網”,以及《珠三角發展規劃綱要》提出的“一屏一帶兩廊多核”的生態安全格局,在粵港澳現狀生態網絡的基礎上,將一級生態源地納入生態保護紅線。惠州和肇慶擁有大面積的生態源地區域,作為粵港澳大灣區的生態屏障,應嚴控生態保護紅線,保證生境質量以維持其生態系統功能。通過電路理論完善生態廊道規劃,改善整個景觀生態系統的空間連通性,增強城市群恢復韌性。識別的生態保護與重點修復的關鍵區域是對粵港澳大灣區現有生態保護策略的補充和完善。未來的規劃應從生態網絡視角重點優化耕地景觀格局,加強林地和濕地保護,從而促進粵港澳大灣區的整體經濟發展與生態保護的協調,保障其生態安全。

4 結論

本文以粵港澳大灣區為研究區域,首先基于InVEST模型對其2000年、2010年和2020年生境質量時空演化特征進行研究,其后,通過MSPA確定其生態源地,利用電路理論提取生態廊道以及識別生態“夾點”與生態障礙點,從而對粵港澳大灣區生態網絡進行研究,以期為粵港澳大灣區國土空間生態保護和修復提供科學建議。主要結論如下:(1)生境質量呈現中心向邊緣遞減的變化趨勢,中部區域的指數差異較小,生境質量高的區域主要集中在肇慶市、惠州市和江門市。(2)基于MSPA選取117個核心區作為生態源地,并將生態源地劃分為三個等級,一級、二級和三級生態源地分別為7個、13個和97個。(3)基于電路理論,提取出243條生態廊道,總長1273.84km,并根據廊道寬度劃分生態廊道級別,識別出一級廊道104條,二級廊道139條。廊道分布不均衡,主要分布在西南部和中東部地區。(4)運用電路理論判別88個生態“夾點”和188個生態障礙點,分別作為重點保護區面積為5.72km2,以及優先修復區面積為211.19km2。基于識別的粵港澳大灣區生態網絡,提出了保護修復與優化的措施,包括確定需要嚴格保護的生態源地,劃定生態廊道控制范圍,優先提升與修復具有重要連通性功能的廊道。建設用地盡量避開生態源地以及生態廊道,為物種生存及遷徙提供良好的條件。在生態保護的前提下,加強生態網絡的保護和修復,盡可能減少大規模的生產建設活動以及其他人類活動干擾。

本文在已有相關研究的基礎上,根據長時間序列的景觀連通性和生境質量評估劃分生態源地等級,并引入生態風險指數作為阻力因子,以評估人類活動對生態系統的干擾程度;目前對于生態廊道寬度確定的相關研究較少且方法尚未成熟,本文通過累積電流強度確定生態廊道寬度值,在廊道寬度識別的方法思路上有一定探索。但是,本文可能存在一定的局限性:其一,土地利用類型的水域和海域作同一化處理,缺乏對海域的深入探究,而陸海統籌是國土空間規劃的重要指導思想,未來可探索海岸帶陸海統籌生態安全,構建陸域和近岸海域的一體化生態網絡;其二,交通基礎設施建設促進經濟發展,但阻礙了野生動物的移動和減少基因流動,還需進一步探究如何在交通基礎設施脅迫下開展生態網絡規劃,分析交通基礎設施對生態網絡的潛在影響。