城市群國土空間生態修復區域診斷
——以粵港澳大灣區為例

唐正宇，馮 舒，俞 露，湯沫熙，夏 麗，崔麗娜

（1.深圳市城市規劃設計研究院股份有限公司，廣東 深圳 518052；2.廣東省數字城市規劃和空間配置工程技術研究中心，廣東 深圳518052；3.廣州市圖鑒城市規劃勘測設計有限公司，廣州 511300；4.自然資源部國土空間規劃研究中心，北京 100812）

由于城鎮化進程加快，大型城市群日益涌現，城市高密度、高強度發展加劇自然景觀破碎化，持續影響區域生態網絡的連通性和穩定性，城市群及周邊區域的生態安全保障和國土空間生態保護與修復研究備受關注（吳健生 等，2020）。隨著“編制國土空間生態保護修復規劃”“實施全國重要生態系統保護和修復重大工程”“山水林田湖草沙為生命共同體”和《全國重要生態系統保護和修復重大工程總體規劃（2021—2035年）》等重大決策與重要政策出臺，自然資源部、國家發展改革委、國家林業和草原局等部門會同其他相關部門，在全國布局25個生態保護和修復試點工程，并提出“三區四帶”全國重要生態系統保護和修復重大工程總體布局，指出國土空間生態保護與修復工作的主攻方向（吳鋼 等，2019；關鳳峻 等，2021；王秀明 等，2022）。國土空間生態保護修復成為破解資源環境約束、提高生態系統服務質量和推進區域高質量發展的必然選擇。

國土空間生態保護與修復工作已在多個尺度上開展，涉及生態修復理論探索、生態修復區域識別、生態修復規劃編制方法等關鍵內容（傅伯杰，2021；葉玉瑤 等，2021；涂婧林 等，2022）。生態修復區域識別是開展國土空間生態修復工作的基礎，一般依據生態安全格局、生態系統服務功能、生態敏感性、生境質量、重要保護區、水源地等指標，綜合劃定生態保護和修復區域（袁媛 等，2022；曹秀鳳 等，2022；翟香 等，2022）。其中，“生態安全格局—生態修復區域診斷”的研究范式應用最為廣泛，多利用形態學空間格局分析（Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA）、最小累積阻力模型（Minimum Cumulative Resistance,MCR）、電路理論和重力模型等方法構建區域生態網絡，再結合生態障礙區和生態系統退化區等劃定修復區域（Li et al., 2021；柳建玲 等，2021；Yang et al., 2021）。但已有研究多側重于依據生態安全格局中關鍵生態組分識別生態修復區域，且多集中在市、縣等行政區域范圍。將生態安全格局與人類活動干擾相結合，探討以城市群為對象的區域一體化生態環境協同保護與修復的研究較少，尤其缺少從跨區域國土空間生態修復模式和近岸海域、生態功能區等重要區域的深化分析。如何在重點考慮城市群生態網絡格局系統性和連通性的基礎上，納入人類活動干擾影響因素，診斷生態保護與修復區域，構建適用于城市群國土空間生態修復區域識別的技術范式，是亟需探索的重要方向。

隨著城市群城鎮空間持續擴張，粵港澳大灣區面臨著生態環境保護與人類社會發展之間的突出矛盾（王文靜 等，2020），國土空間生態保護與修復仍存在整體統籌力度弱、局部措施落地難等問題。從城市群視角診斷國土空間生態修復區域，推進生態環境協同治理，構建國土空間生態保護和修復的重要技術范式，可為灣區生態建設一體化與可持續發展提供基礎支撐。因此，本研究在城市群生態網絡協同構建工作（郭晨 等，2022；馮舒 等，2022）基礎上，進一步完善灣區生態網絡格局，納入人類活動干擾，診斷灣區生態修復和保護區域，探討陸域生態網絡關鍵功能區、近岸海域和跨區域國土空間的生態保護與修復。以期為未來灣區國土空間生態保護和修復提供參考。

1 研究區概況、數據與方法

1.1 研究區概況

粵港澳大灣區包括廣東省的廣州、深圳、珠海、佛山、惠州、東莞、中山、江門、肇慶9市和香港、澳門2個特別行政區，陸地總面積5.6萬km2（圖1），具有極強的開放性、生態性、海洋性和系統性特征（葉有華 等，2021）。2019 年2 月，中共中央、國務院（2019）印發《粵港澳大灣區發展規劃綱要》，提出“打造生態防護屏障實施重要生態系統保護和修復重大工程，構建生態廊道和生物多樣性保護網絡，提升生態系統質量和穩定性”，明確了灣區國土空間生態保護與修復的工作方針和路線。對標世界級城市群和宜居宜業宜游優質生活圈的戰略定位，灣區生態環境保護總體形勢依然嚴峻，積極開展生態保護與修復對美麗灣區建設意義重大。

圖1 粵港澳大灣區地理位置Fig.1 Location of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

1.2 數據來源及處理

數據包括DEM、土地利用、人口、道路、夜間燈光等。1）DEM 數據：采用地理空間數據云平臺①http://www.gscloud.cn/的GDEMV2數字高程數據，分辨率為30 m；2）地表覆蓋數據：采用2020 年全球30 m 精細地表覆蓋產品（GLC_FCS30-2020）②http://data.casearth.cn/，包括旱地、水澆地、常綠闊葉林、落葉闊葉林、針葉林、灌木林、草地、裸地、水體、不透水面等29 個地表覆被類型，將其重分類為林地、草地、耕地、水體、不透水面和裸地；3）人口數據：源于WorldPop 人口密度數據集③https://www.worldpop.org/，分辨率為100 m，為保障數據精度，基于七普區縣級人口數據（香港、澳門為全區人口數據），以灣區總人口和城市各區人口為基礎，修正WorldPop 人口密度數據；4）道路網數據：來源于OpenStreetMap 共享數據④http:www.openstreetmap.org/，主要包括國道、省道、高速與鐵路等；5）夜間燈光數據：采用原美國國家海洋大氣管理局NOAA 下屬的國家環境信息中心⑤https://eogdata.mines.edu/的NPP/VIIRS 夜間燈光合成產品，空間分辨率約為500 m。該數據具有較高的靈敏度，能探測到不同規模和強度的人類活動，常用于人類活動的監測和分析。考慮邊界景觀要素的完整性，將數據分析范圍沿研究區邊界向外緩沖5 km⑥生態網絡構建需充分考慮生態要素的流動性、生態系統的完整性以及生態空間的聯動性，在更大范圍內確定生態源地、構建阻力面和模擬最小路徑，能夠最大程度上保障區域生態網絡構建的有效性。考慮粵港澳大灣區邊界區域景觀要素的完整性，并結合各阻力因子的最大影響范圍（在阻力因子分級里，距生態源地距離的最大級別為4 000 m），將研究區范圍向外緩沖5 km開展數據分析。。所有數據的分辨率統一為30 m×30 m，投影方式為WGS_1984_UTM_Zone_50N。

1.3 研究方法

利用人類足跡、MSPA、MCR 和重力模型等，評估灣區人類干擾，構建生態網絡，綜合診斷灣區國土空間生態修復區域，并分別提出修復措施。技術流程如圖2所示。

圖2 國土空間生態修復區域診斷技術流程Fig.2 The diagnostic technical workflow for territorial space ecological restoration area

1.3.1 人類干擾評估 人類足跡指數（Human Footprint Index, HFI）是量化人類干擾對區域生態環境影響的常用指標（劉世梁 等，2018），被廣泛應用在自然保護區的生態功能區劃（Li et al., 2018）和人類活動強度定量評價（Allan et al., 2017）等方面。基于人類足跡體系的總體研究架構，并考慮區域特征以及數據可用性，選取人口、土地利用、夜間燈光和交通4 類影響因素評估人類干擾強度（Sanderson et al., 2002；焦勝 等，2021），計算公式為：

式中：HFI為人類足跡指數，指數越大，人類活動的干擾越強。根據人類干擾強度，將研究區域劃分為低干擾區（0＜HFI≤0.25）、較低干擾區（0.25＜HFI≤0.35）、中等干擾區（0.35＜HFI≤0.45）、較高干擾區（0.45＜HFI≤0.55）、高干擾區（0.55＜HFI≤1）（Tapia-Armijos et al., 2017）；HII 表征人類影響指數，HIImax和HIImin分別指人類影響指數最大和最小值（周婷 等，2021；焦勝 等，2021），計算公式為：

其中：IPop、ILanduse、INightlight和IAccess的含義及說明見表1所示。

表1 人類足跡指數計算因子及說明Table 1 The factors and introduction of human footprint index

1.3.2 生態網絡構建 按照“生態源地識別-阻力面構建-生態廊道提取-生態節點判別”的研究路徑，構建灣區生態網絡。

1）生態源地識別。首先，采用形態學空間格局分析（MSPA）方法（Wickham et al., 2009; Saura et al., 2011），將土地利用類型中林地和水體設置為前景，對數據進行二值化處理，運用Guidos Toolbox 的八鄰域圖像細化分析方法，將前景數據劃分為7種景觀類型（Forman, 1995; Soille et al., 2009）。其次，參考跨區域尺度的常用指標，即面積＞10 km2的核心區斑塊作為備選生態源地（楊彥昆 等，2020），再利用Conefor 2.6，將斑塊連通的距離閾值設定為2 400 m（沈欽煒 等，2021），連通概率設置為0.5，進行核心區連接度評價。最后，根據可能連通性指數（Probability of Connectivity, PC）確定生態源地。

2）阻力面構建。選取土地利用類型、海拔、坡度、距道路的距離、距生態源地的距離和人口密度作為阻力因子，基于層次分析法賦予各類阻力因子權重，通過空間疊加生成景觀阻力面（王浩 等，2021；馮舒 等，2022）。

3）生態廊道提取。MCR模型以起始生態源地和目標生態源地的最短路徑，表征生態要素遷移需克服的生態阻力（黃雪飛 等，2019）。基于Arc-GIS10.2 Cost Path 分析工具，識別最小成本路徑作為潛在生態廊道（陳南南 等，2021；楊凱 等，2021）。具體公式為：

式中：MCR是生態源地之間的最小累積阻力；m和n為生態源地；Dij代表j生態源地到i生態源地的空間距離；Ri為i生態源地的生態阻力系數；fmin表征最小累積阻力和生態過程之間的正相關關系。

基于重力模型定量評價生態源地間的相互作用強度，可判定潛在生態廊道的相對重要程度，有助于識別重要生態廊道（尹海偉 等，2011）。具體公式為：

式中：Gij為源地i與源地j間的相互作用強度；Dij為源地i和源地j間廊道阻力標準值；Ni和Nj分別表示源地i和源地j的權重；Si和Sj分別為源地i和源地j的面積；Pi和Pj分別為源地i和源地j的平均阻力值；Lmax為區域內最小累積阻力值的最大值；Lij代表源地i到源地j的最小累積阻力值。G值越高表明斑塊間空間關聯性越強，廊道作用越明顯。選取G值＞1的潛在生態廊道作為一級生態廊道（陳小平 等，2016），其余劃分為二級生態廊道。

4）生態節點與踏腳石判別。生態節點是景觀格局中生態功能的薄弱環節，存在于物種遷移的最大耗費路徑和最小成本路徑的交匯處（陳小平等，2016）。利用ArcGIS10.2 水文分析工具提取阻力面的“山脊線”，將其與生態廊道的交匯點設置為生態節點（黃木易 等，2019）。踏腳石是在水平生態過程具有關鍵功能的景觀組分，有助于形成生態廊道的替代路徑，增強生態網絡連通性（齊松 等，2020；劉一丁 等，2021）。已有研究表明，生態廊道寬度達到1 200 m 時，既滿足動植物遷移、傳播和生物多樣性維護的功能需求，也兼顧生態廊道的內部生境（朱強 等，2005）。設置生態廊道600 m 緩沖區，將與緩沖區相交的核心區斑塊（面積＞10 km2的非生態源地斑塊）作為生態網絡的踏腳石。

1.3.3 國土空間生態修復區域識別 人類活動對生態系統的持續干擾，將會威脅到區域生態安全（李沖 等，2021），隨著人類活動干擾強度的增加，對生態系統生境質量的影響程度將加深（周婷 等，2021）。應用“生態網絡構建-人類干擾評估-空間疊置分析”的城市群國土空間生態修復區域識別方法，將生態源地、生態廊道、生態踏腳石等生態網絡要素和人類干擾疊加，劃定生態修復區與生態保育區（表2）。

表2 粵港澳大灣區國土空間生態修復區域識別方法Table 2 The territorial space ecological restoration diagnostic methods of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

2 結果分析

2.1 人類干擾評估

圖3-a 顯示，粵港澳大灣區人口密度影響高值區主要為深圳、東莞、廣州、佛山、香港、澳門、中山和珠海等城市。土地利用類型影響（圖3-b）高值區集中分布于灣區中部，沿珠江口入海河流沿岸分布，土地利用類型以耕地和不透水面為主，覆蓋廣州、深圳、佛山、中山等城市的建成區域，低值區集中分布于肇慶、廣州東部、惠州東部和江門西部，土地利用類型為林地。夜間燈光影響（圖3-c）高值區集中分布于廣州、佛山、深圳、中山等城市的中心城區，而低值區域為灣區部分連綿山體防護帶和南部近岸海域防護帶。交通影響（圖3-d）集中分布于深圳、廣州、東莞、佛山和中山，并沿路網向外輻射。

圖3 粵港澳大灣區人類足跡影響指數（a.人口密度；b.土地利用類型；c.夜間燈光；d.交通）Fig.3 The influence index of human footprint (a.population density; b.landuse; c.nightlight; d.access)

總體上，粵港澳大灣區人類活動對生態環境的干擾強度高、影響范圍廣（圖4-a），人類活動低、較低、中等、較高和高干擾區面積分別為14 275.74、6 816.50、9 196.20、12 861.87和15 839.35 km2，其中高和較高干擾區面積占研究區總面積的48.65%（圖4-b）。具體而言，灣區范圍內高干擾區集中分布于深圳、東莞、廣州南部、佛山和中山北部，以及其他城市的建成區，該類區域不透水面廣泛分布。較高干擾區主要分布于惠州西北部、廣州東部、佛山與肇慶交界區域、江門中部、珠海、深圳和香港部分區域，多為城市建成區的邊緣地帶。中等干擾區主要分布于肇慶、廣州東部、惠州東部和江門西部，沿高速、國道、鐵路和省道等呈現網狀分布格局。較低干擾區零星分布于灣區各城市的林地、灌木等用地及其周邊區域。低干擾區集中分布于灣區北部山體連綿防護帶和南部近岸海域防護帶，生態系統相對穩定。

圖4 粵港澳大灣區人類足跡指數分布格局（a.人類活動干擾強度；b.各等級干擾區域的面積）Fig.4 The spatial distribution of human footprint index of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area (a.interference intensity of human activities; b.the area for different interference region)

2.2 生態網絡識別

研究區共識別出生態源地40個，總面積1.88萬km2，約占灣區總面積的33%，主要分布于肇慶、惠州及南部沿海地區，中部地區尤其是東莞分布相對較少（圖5-a）。基于生態阻力面共提取出780 條潛在生態廊道，總長6 710.16 km，近40%的生態廊道分布在肇慶，東莞與澳門的生態廊道較短。基于源地間相互作用力，識別出一級廊道287條，二級廊道493 條。一級生態廊道主要集中分布于肇慶、惠州、江門和廣州東部，這些地區源地間的連通性與空間關聯性較強。二級生態廊道散布于研究區，主要是距離較遠生態源地間形成的廊道。此外，共識別出生態節點892 處，設置踏腳石41 處。其中，肇慶與惠州市的生態節點數最多，其次是廣州與江門。踏腳石主要分布于江門、肇慶、佛山、惠州和廣州等市。

圖5 粵港澳大灣區生態網絡和生態源地聯系（a.生態網絡；b.源地間的聯系強度）Fig.5 Ecological network and the connection of ecological sources of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area (a.ecological network; b.the connection of ecological sources)

通過重力模型計算結果繪制生態源地OD 聯系圖（圖5-b），結果顯示：相互作用力較強的源地集中分布于肇慶、廣州東部、惠州，主要是以18號、23 號、20 號、7 號、13 號源地為主的陸域生態源地和南部近岸海域的40 號源地。陸域范圍的生態源地涵蓋了四會綏江國家濕地公園、花都湖國家濕地公園、燕都國家濕地公園、東江國家濕地公園、封開國家地質公園、象頭山國家級自然保護區、云開山國家級自然風景區以及若干省級自然保護區，生境質量良好，生態系統較為穩定。近岸海域的40 號生態源地依托珠江、西江、譚江、深圳河、淡澳河等河流連接陸域生態源地，陸海源地、廊道、踏腳石等生態要素構成緊密聯系、相互影響的生態整體，提升了陸海生態源地間的連通性、整體性和系統性，通過陸海之間水體流動、物種遷移等生態過程，帶動陸海生態系統的物能循環與轉化。

研究區生態網絡整體呈現“兩橫四縱”的格局特征（圖6）。“兩橫”包括北部連綿山體生態屏障和南部近岸海域生態防護帶。其中，北部連綿山體生態屏障沿肇慶北部向灣區東部延伸，經佛山北部和廣州北部，止于惠州北部區域，主要由途徑區域的源地、連接廊道和踏腳石共同構成；灣區南部惠東海龜國家自然保護區、鐵爐嶂森林公園、西貢東郊野公園、珠江口中華白海豚國家自然保護區、鳳凰山風景旅游區等保護區和大亞灣、大鵬灣、鎮海灣、廣海灣等近岸海域以及周邊的重要廊道構成近岸海域生態防護帶，將珠海、澳門、香港、廣州、深圳和惠州等城市緊密相連。“四縱”包括東部、西部的陸域廊道和中部的2條水域廊道。東部陸域廊道涵蓋肇慶市西南部—佛山西部—江門市西部的生態源地、重要廊道、踏腳石以及河排森林公園、錦江水庫等重點保護區域；西部陸域廊道主要由惠州東部的生態源地和相連的重要廊道構成；中部的2 條水域廊道分別為沿西江連接肇慶中西部與南部近岸海域源地和沿東江—珠江連接廣州北部、惠州西北部與南部近岸海域源地的通道。

圖6 粵港澳大灣區生態網絡格局Fig.6 Ecological network pattern of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

2.3 國土空間生態修復區域診斷

灣區生態源地受人類活動干擾相對較低，56.79%（10 660.13 km2）的生態源地分布在低干擾區內。分布于較低、中等、較高和高干擾區的源地面積分別為3 423.85、3 532.24、1 139.86、15.32 km2；中等及以上干擾區主要受交通因子的影響，而低干擾區多為山地丘陵，林地分布廣泛，僅受少量的人類活動影響。診斷出一級源地修復區1 155.18 km2，占源地總面積的6.14%，集中分布在各源地斑塊的邊緣區域；二級源地修復區3 532.24 km2，占源地總面積的18.79%，主要呈分散分布態勢，鑲嵌于源地斑塊內部（圖7）。

圖7 粵港澳大灣區生態源地修復區Fig.7 Ecological source restoration area of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

灣區廊道修復長度為1 362.71 km （表3），占生態廊道總長的20.31%，多位于惠州、廣州東北部、肇慶中部和南部、江門和中山（圖8-a），主要分布在城市集中建設區與自然空間的交匯區和水系周邊與城區的邊界區域。此外，東莞廊道修復長度占市內廊道總長度的44.36%；肇慶廊道修復長度最大，但占市內廊道總長度比例較小（12.27%）；深圳廊道修復長度占市內廊道總長度的比例最低（7.23%），在一定程度上反映深圳人類活動集中區域較好地避開了市內生態廊道。

圖8 粵港澳大灣區廊道修復區（a）和踏腳石修復區（b）Fig.8 Ecological corridor and stepping stones restoration area of the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area(a.corridors restoration area; b.stepping stones restoration area)

灣區踏腳石修復區面積為833.82 km2（見表3），約67.75%的修復區分布在江門和肇慶，是保護灣區西北部生態源地與南部近岸海域源地動植物保護以及物質遷移和能量流動的關鍵區域（圖8-b）。此外，踏腳石修復區集中分布于踏腳石邊緣區域，利用Bigmap 進行分析，發現踏腳石修復區與G78、G355、G358 等交通干道相交較多，人類交通可能對踏腳石的生態過程造成干擾，需采取措施減弱交通道路帶來的不利影響，保護與提升相交區域的生態功能。

3 討論

3.1 陸域國土空間生態保護與修復

陸域國土空間生態保護與修復應以生態網絡結構完整為基礎，保障生態系統功能為核心，因地制宜地提出國土空間生態修復與保護措施。

1）以生態控制、用地排查和自然修復為主，實施源地生態保護和修復措施。一級源地修復區應圍繞源地構筑生態控制帶和緩沖帶，在生態控制帶內限制開發建設、耕種和采礦等活動，降低人類干擾，在緩沖帶內合理培育綠色基礎設施，改善生境質量，維護生物多樣性；二級源地修復區應重點排查源地內部用地類型，涉及違規建設用地時，須有序退出，涉及零星居民點和小規模耕地時，可在不擴大現有耕地規模前提下，保留生活必需的少量種植。此外，源地修復區應以自然修復為主，實施天然林和河流濕地保護，并制定地質災害防護措施。

2）加強陸域生態廊道沿線綠化建設與保護，開展水域生態廊道綜合整治，提升生態網絡整體連通性和系統性。針對分布于廣州、肇慶、惠州等城市建成區以及城市邊緣與自然空間交匯地帶的陸域廊道修復區，在優化城市發展模式，防止建設用地過度蔓延擠壓自然空間的同時，重視綠色基礎設施的規劃布局，加強生態廊道沿線的綠化建設，可通過設置一定范圍的綠化保護帶，減少人類活動對生態廊道的影響，優化陸域生態廊道網絡的連通性；對于珠江、西江、東江和曾江等水系沿岸區域的水域生態廊道，需結合灣區各市水資源相關專項規劃，通過“水岸共治”的理念，加強河道管控與沿岸濕地保護力度，治理水系整體污染，維持河流系統的生態穩定。

3）發揮踏腳石生態功能與跳板作用，增強與生態斑塊的連通性。參照粵港澳三地相關政策，結合地方級自然保護區（縣、市、省級）申報，對踏腳石生態環境實施整體保護，通過林分改造和退耕還林還草等生態工程，提高踏腳石的自然度，恢復踏腳石的生態功能；在G78、G355 和G358 等主要道路沿線區域，通過原生植被種植、土壤改良等修復措施保護原生生物和生境。此外，結合“三區四帶”全國重要生態系統保護與修復、廣東省萬里綠道規劃和珠三角周邊山地、丘陵及森林生態系統保護等工作，進一步將踏腳石融入生態網絡格局，提高踏腳石與大型生態斑塊的連接度，充分發揮其溝通各棲息地的“跳板”作用。

3.2 近岸海域國土空間生態保護與修復

近岸海域海陸交互作用頻繁，快速城市化過程容易出現生境質量降低和陸海生態斑塊破碎化問題（殷炳超 等，2018），作為陸海聯結的關鍵帶，是陸海統籌發展和國土空間生態修復的重要區域。

粵港澳大灣區近岸海域重點生態保護與修復區域包含重要河口（珠江、西江等）、重點海島（上川島、下川島等）、重要港口（惠州港、深圳港等）、紅樹林保護區和國家級自然保護區（珠江口中華鱘、惠東海龜等）（圖9）。近岸海域生態修復應以自然修復為主、人工修復為輔作為導向，從生態系統整體性和流域系統性出發，實施以紅樹林、河口和海島等生態系統為核心的近岸海域一體化修復。如在紅樹林種植與保育初期，構建有助于紅樹林固定和附著生長的綜合性生態修復系統，增強抵御風浪和潮汐沖刷的能力，進而提升紅樹林的生態系統功能。此外，灣區近岸海域生態保護與修復可結合各市智慧海洋和海洋生態預警監測體系建設，構建海洋生態系統保護和修復大數據中心和綜合性管理平臺，進一步融合海洋災害預警、資源監管、環境監測、遙感影像和氣候氣象等多源大數據，實現信息資源的跨區域開放共享，打破數據和信息壁壘，從而更好地服務近岸海域國土空間生態修復，提升灣區近岸海域生態系統的穩定性和抗干擾性。

圖9 粵港澳大灣區近岸海域國土空間生態修復重點位置Fig.9 The territorial space ecological restoration key areas of coastal in the Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area

3.3 跨區域國土空間生態保護與修復協同機制

由于缺乏整體性合作協調工作機制和受區域本位主義理念的影響，跨區域部門在職能整合、資源利用、信息交流和利益共享上存在障礙（肖攀 等，2021），難以形成有效的國土空間生態修復跨區域協同機制。因此，亟需組建能聚焦區域生態環境整體利益的層次更高、權力更大的跨域協同治理機構來應對跨區域協同問題（胡建華 等，2021）。

在明確灣區源地修復區、廊道修復長度、踏腳石修復區和生態保育區位置、規模和修復措施的前提下，以國土空間生態修復動態監測為先導，明晰生態修復區與生態保育區的保護現狀，對比國土空間生態修復的近、中和遠期規劃，形成國土空間生態修復預警信息。按照預先設定的處置預案自動組建國土空間生態修復專項工作小組，針對城市內、城市間（含/不含港澳）的具體生態修復問題，制定解決方案并實施，形成“動態監測預警—預警信息上報—應急處置—監督考核”的國土空間生態保護與修復的創新模式（圖10），推動粵港澳大灣區國土空間生態修復逐步實現區域一體化發展。

圖10 跨區域國土空間生態保護與修復模式Fig.10 Trans-regional territorial space ecological protection and restoration schema

4 結論

從生態系統整體統籌視角，綜合考慮人類社會系統和自然生態系統，診斷粵港澳大灣區國土空間生態修復區域，并探討生態保護與修復策略。得出的主要結論包括：1）粵港澳大灣區人類活動干擾強度高、影響范圍廣。高干擾區集中分布于深圳、東莞、廣州南部、佛山、中山北部和其他城市中心建成區；2）灣區生態網絡整體呈現“兩橫四縱”的格局特征，包括北部連綿山體生態屏障、南部近岸海域生態防護帶、東部與西部的2條陸域廊道和中部的2 條水域廊道；3）灣區生態源地修復區4 687.42 km2，廊道修復長度為1 362.71 km，踏腳石修復區833.82 km2，主要分布于肇慶、惠州和江門市；4）結合陸域、近岸海域和跨區域國土空間生態修復區的特點，提出源地生態控制、廊道沿線綠化、踏腳石林分改造、紅樹林生態保育等國土空間生態修復措施，推動區域生態網絡結構改善與功能優化；5）粵港澳大灣區亟待突破區域本位主義理念，凝聚國土空間生態修復協同處置的共識，組建跨域協同治理機構，主導國土空間生態修復工作。針對城市內、城市間（含/不含港澳）國土空間生態修復問題，創新跨區域工作模式與協同機制，形成“動態監測預警—預警信息上報—應急處置—監督考核”的國土空間生態保護與修復的創新模式，推進灣區國土空間生態安全與可持續發展。

本研究初步構建“生態網絡格局—人類活動干擾—修復區域診斷—修復策略研究”的城市群國土空間生態修復方法，可為區域人地關系協調、生態系統的結構連通性和功能完整性的提升提供參考。但仍存在一些不足：1）人類足跡指數的評估因子僅包涵人口、土地利用、夜間燈光和交通4類，未來應增加更多具有區域特色的因子，更精準的量化灣區人類活動；2）提出國土空間生態修復策略，但策略與生態修復工程布局的深度融合依賴于政府主導和政策支持，未來應將區域生態網絡構建和生態安全保障納入相關規劃編制、政策制定的過程，構建自上而下、縱（橫）向傳導的國土空間生態修復策略實施機制；3）大灣區具有制度上的特殊性，對于跨域協同治理機構的組建，需針對粵港澳三地的國土空間生態修復的政策和相關制度機制進行深化研究。城市群國土空間生態修復既是動態變化的過程，也是不斷探索和改進的過程。未來，需進一步完善跨區域協同修復框架，結合跨區域國土空間生態修復規劃相關政策、國土空間生態修復區域識別技術體系構建、海陸統籌、智慧化動態監測和區域一體化發展等，更深入地開展粵港澳大灣區國土空間生態修復，更好地發揮粵港澳三地優勢，形成跨區域、跨層級、跨制度國土空間生態修復的應用示范，為保障城市群生態安全提供參考。