水災風險視角下粵港澳大灣區濱海圍田的保護策略研究

摘要：圍田是綜合治田治水的土地利用形式之一，在濱水地區起防洪排澇作用。極端氣象災害頻繁，水災風險日益增大，同時城市化建設對土地資源的需求量也在不斷上升，如何平衡建設開發與人民安全生活是濱海圍田空間發展的研究重點。文章以濱海圍田為研究對象，通過遙感影像提取粵港澳大灣區濱海圍田空間結構，對濱海圍田的規模、空間分布、圍墾強度、地類轉換等情況進行研究，結果表明粵港澳大灣區濱海圍田存在3大問題：圍田用地規模減小，蓄洪能力變弱;圍田分布破碎化，抵擋風浪能力有限;城鄉建設用地持續侵占圍田用地，水災風險增加。在此基礎上從圍田分區保護、區域整體格局保護、生態防洪、完善規范體系4個方面提出提升水災應對能力的濱海圍田保護策略，為大灣區的濱海圍田保護提供策略建議。

關鍵詞：粵港澳大灣區;濱海圍田;水災風險;保護策略

中圖分類號：TU984.2;X43 文獻標志碼：A 文章編號：1005-9857（2024）12-0078-10

0 引言

受低緯度熱帶天氣和中高緯度天氣系統的交替影響，大灣區氣候復雜多變，容易面臨洪水、臺風風暴潮、暴雨洪澇等水災威脅，是災種繁多、危害嚴重的區域。1980年以來，我國整體海平面年均上升3.4mm[1]。1980—2020年，珠江口沿海海平面上升速率超出全國平均水平，為3.5mm/a，2010—2020年的上升速率更是達到9.3mm/a[2]。2013年的“天兔”臺風、2017 年的“天鴿”臺風、2018 年的“山竹”臺風分別給大灣區造成巨大經濟損失。廣州在2020年的特大暴雨中共有400多處積水;深圳2018年和2019年的暴雨對人民生命安全造成嚴重威脅[3]。

近年來，生態防災已逐漸成為主流，在城市綜合防災規劃中占據著重要地位。以日本、美國為代表的災害頻發國家，很早就開始借助綠色生態系統的天然抵御力，依靠“山、水、林、田、草”等生態要素建立起保障城市安全的天然防災系統[4]。圍田是一種筑堤擋水護田的土地利用方式，圍堤上有涵閘，圍田于內，擋水于外，有效降低洪澇災害;圍堤內是低洼的田地[5]，作為自然生態要素“田”能夠在濱海城市的防災減災建設中發揮性能，成為大灣區面對水災風險的生態防災天然屏障。

圍田可以有效防止海水倒灌，通過調節水位，減緩雨水和河水的流速，從而降低洪水的發生概率和影響程度。在城市化進程中，圍田還可以作為城市防洪設施的一部分，減少城市內澇和洪災風險。圍田的作用機制主要包括水源儲存和水位調節兩個方面。通過圍田的建設，可以將降雨和河水儲存起來，形成水源儲備，從而在干旱季節為農田和城鎮提供充足的水源。同時，通過調節水閘的開關，控制水位的上升和下降，從而實現對水流的調節和控制。在實際應用中，圍田已經在我國的江南地區得到了廣泛的應用。例如，浙江的西塘古鎮、江蘇的揚州瘦西湖等地，都建有大面積的圍田，有效地保護了當地的農田和城鎮。

圍田空間結構具有獨特的光譜特征，利用此特點，通過遙感影像可對粵港澳大灣區圍田空間結構進行提取[6-7]。本文借助ArcGIS和ENVI5.2平臺，對1980—2020年粵港澳大灣區9個不同時相的粵港澳大灣區8景衛星遙感影像進行解譯。提取出40年內的濱海圍田空間信息，對其時空演變特征進行分析，總結其面臨的問題。最后，提出對大灣區濱海圍田保護與修復的策略。

1 數據來源和研究方法

1.1 研究區概況

粵港澳大灣區（TheGuangdong-HongKong-MacaoGreaterBayArea，GBA）位于中國南部，東、西、北三個方向皆與內陸相鄰，南邊為珠江入海口且與中國南海相連，介于東經111°59'至115°28'和北緯23°56'至22°51'之間，總面積為5.6萬km2，是以海灣為依托的城市群。粵港澳大灣區共包括廣州、深圳、珠海、佛山、惠州、東莞、中山、江門、肇慶9個地級市和香港、澳門2個特別行政區。

1.2 數據來源

本文選取的遙感數據源來自美國國家地質調查局（UnitedStatesGeologicalSurvey，USGS）中Landsat系列衛星遙感影像數據，主要包括MSS、TM 與OLI_TIRS三種遙感衛星影像，獲取大灣區1980年、1985年、1990年、1995年、2000年、2005年、2010年、2015年與2020年9個不同時相的衛星遙感影像，共72景，包括1980年8景Landsat3 MSS影像，1985年、1990年、1995年、2000年、2005年與2010年48景Landsat5TM 影像，2015年與2020年16景Landsat8OLI_TIRS影像。為了保證圍田信息提取結果的精確性，需先對遙感數據進行預處理工作，包括圖像校正、圖像增強、圖像融合、圖像裁剪與圖像鑲嵌等部分。

1.3 濱海圍田的解譯與提取

1.3.1 海岸線的解譯與提取

海岸線提取是確定濱海圍田空間研究范圍的前提，目前，國際上并沒有統一的標準。根據《海島海岸帶衛星遙感調查技術規程》，對粵港澳大灣區的海岸線提取分為自然岸線和人工岸線兩種類型[8]。人工岸線的提取，運用目視解譯法并借助ArcGIS軟件，精確地將水陸之間的分界線識別并標記為人工岸線。自然岸線的提取，運用閾值分割法通過ENVI軟件，對海岸線進行自動提取。借助軟件中的BandMath功能，采用歸一化水體指數（NDWI）與歸一化差異水體指數（MNDWI）對瞬時水位線進行提取，其數學表達式為：

同時，為避免各時期所提取的海岸線存在重疊、交叉的情況，本文以2020年提取的海岸線為基準，依次解譯其余年份的遙感影像，僅對發生變化的海岸線部分進行調整，最終提取出其余8個時期的海岸線。

1.3.2 圍田空間的解譯與提取

濱海圍田的范圍以前文提取的海岸線為外側范圍線，從海岸線側的圍田垂直向陸地內側延伸直至出現建設用地、草地等非圍田的其他性質用地邊界線或橋梁、道路等為內側范圍線。圍田水利系統由水網、堤岸、渠等組成，最為明顯的便是圍田的水網及堤岸。相關研究顯示，圍田的空間結構具有獨特的光譜特征，利用此特點，通過遙感影像可以對粵港澳大灣區圍田空間結構進行提取，提取分為圍田的水網和堤岸兩部分[6-7]。堤岸的提取，由于與其他用地差別較大，可以明顯識別，故通過ArcGIS軟件運用目視解譯法確定。水網的提取，運用閾值分割法，借助ENVI5.2軟件利用歸一化水體指數（NDWI）對水網結構進行自動提取。最后，結合歷史影像通過人工目視解譯與提取的圍田空間進行比對校正，從而確定圍田空間。

1.3.3 濱海圍田的圍墾強度系數

將某一時期內每千米海岸線上的濱海圍田用地規模定義為圍墾強度系數（CoastalReclamationIndex，CRI），反映了濱海地區不同城市在不同時期的濱海圍田強度，可以得出粵港澳大灣區某區域濱海圍田在不同時期的圍墾程度，數學表達式如下：

2 濱海圍田時空演變特征分析

2.1 濱海圍田的累計用地規模

濱海圍田累計用地規模是指該年份實際現存的濱海圍田面積數。從整體范圍上看，粵港澳大灣區濱海圍田累計用地規模在1980—2020年呈現先增加后減少的趨勢。1980—2005年，濱海圍田累計用地規模持續快速增加，2005—2020年，濱海圍田累計用地規模持續緩慢減少。截至2020年，粵港澳大灣區濱海圍田累計用地規模達45870.01hm2（圖1）。

粵港澳大灣區各城市濱海圍田在不同年份的累計用地規模變化趨勢各不相同，可以呈現出3種變化趨勢：先增加后減少、持續減少和波浪線形變化。在1980—2020年期間，東莞、廣州、深圳、珠海與粵港澳大灣區整體濱海圍田累計用地規模變化相同，均呈現先增加后減少的趨勢。截至2020年，珠海、深圳、東莞和廣州濱海圍田累計用地規模分別為10196.20hm2、601.87hm2、754.77hm2 和5687.87hm2。香港濱海圍田累計用地規模呈現一直減少的趨勢，2020 年圍田累計用地規模為1114.60hm2。江門濱海圍田累計用地規模呈現“增加—減少—增加”的波浪線形變化趨勢，江門2020年濱海圍田累計用地規模為22655.04hm2;惠州和中山的濱海圍田累計規模呈現“增加—減少—再增加—再減少”的波浪線形變化趨勢，惠州、中山2020年濱海圍田累計用地規模為2306.90hm2、2552.76hm2（圖2）。

2.2 濱海圍田的空間分布

從濱海圍田的空間分布特征來看，1980 年以來，粵港澳大灣區濱海圍田重點變化區域集中分布在深圳、江門、珠海、廣州、中山5個城市，空間分布的變化特征可分為4個階段。濱海圍田的空間分布階段性變化特征如下：

（1）1980年：濱海圍田主要呈散點狀零星分布

1980年粵港澳大灣區濱海圍田用地規模較少，零星分布在濱海地區。其中，澳門和東莞沒有濱海圍田，珠海、廣州、中山、惠州僅有少量濱海圍田，用地規模在100～600hm2，深圳、江門、香港濱海圍田用地規模相對較大，均在1500hm2以上。

（2）1980—1995年：濱海圍田沿海岸線連接成多條線狀分布

粵港澳大灣區濱海圍田在1980—1995年期間，用地規模迅速上升。大部分城市濱海圍田的新增用地規模沿其海岸線方向橫向分布，整體呈多條線狀分布。

（3）1995—2005年：濱海圍田向縱深方向延伸呈帶狀分布

粵港澳大灣區濱海圍田的累計用地規模在1995—2005年期間保持小幅度新增，其中，廣州、江門、珠海、中山新增的濱海圍田主要沿縱深方向擴張，整體來看新增的濱海圍田在原來的線狀基礎上逐漸增厚，呈現帶狀分布。

（4）2005—2020年：濱海圍田總體空間不再連續，規模呈塊狀分布

粵港澳大灣區濱海圍田的累計用地規模在2005—2020年期間保持小幅度減少，其中，廣州和惠州濱海圍田的規模在2005—2010年期間小幅增加，江門濱海圍田的用地規模在2010—2020年大幅度上升，其余城市的濱海圍田用地規模在各時期均逐漸減少。空間分布上，濱海圍田的新增部分趨于使原來的帶狀轉變為組團狀，塊狀分布明顯，較多城市的減少部分將原本形成的線狀和帶狀圍田空間規模打破。從大灣區整體范圍上看，總體空間不再連續，濱海圍田規模呈塊狀分布。

2.3 濱海圍田的圍墾強度

圍墾強度系數反映了某一年份各城市濱海圍田的累計用地規模與海岸線長度的比值關系，代表了濱海圍田在海岸線上的平均深度，圍墾強度系數越大，說明該時間段岸線上濱海圍田趨于垂直于岸線的縱深方向分布，反之，則說明沿海岸線橫向分布。除了江門濱海圍田的累計圍墾強度系數處于持續增強的變化趨勢和香港濱海圍田的累計圍墾強度系數處于持續緩慢減弱的變化趨勢，大灣區其他城市濱海圍田的累計圍墾強度系數均呈現先增強后緩慢減弱的趨勢，其中2005年出現高峰值，累計圍墾強度系數達到31.04hm2/km（圖3）。

2.4 濱海圍田空間地類轉換

2.4.1 圍田地類轉換面積特征

通過ArcGIS10.2平臺對提取的粵港澳大灣區濱海圍田轉換類型進行面積量算與數學運算，得出用地類型轉換的新增用地規模、減少用地規模與實際用地規模變化情況。圍田轉換新增用地規模指每個時期由某土地利用類型轉換為圍田的面積;圍田轉換減少用地規模指每個時期由圍田轉換為其他土地利用類型的面積。土地利用類型的確定參考中科院1980—2020年土地利用遙感監測數據集（LUCC），最終確定的與圍田進行地類轉換的用地類型為耕地（不包含圍田）、林地、草地、城鄉建設用地、海洋和其他用地，共6類用地類型。

（1）1980—2005年：轉換新增規模多為耕地（不包含圍田）和其他用地

1980—2005年處于粵港澳大灣區濱海圍田累計用地規模增長的階段，其中，新增規模為62657.81hm2，減少規模為16967.09hm2。新增規模以耕地（不包含圍田）、海域和其他用地為主，新增規模依次為29185.71hm2、9648.58hm2、19809.08hm2，同時輔以小規模的草地、林地和建設用地，減少用地規模以城鄉建設用地和其他用地為主。

（2）2005—2020年：轉換減少規模以城鄉建設用地和其他用地為主

2005—2020年，粵港澳大灣區濱海圍田累計用地規模持續緩慢減少。圍田新增用地規模中，耕地（不包含圍田）和其他用地轉換為圍田的規模最大，分別為3188.91hm2、2545.83hm2。受海洋保護和圍海相關政策的限制，僅小幅度向海面擴張。轉換減少規模中，以城鄉建設用地和其他用地為主，分別為6841.59hm2、6659.6hm2，此階段城市高速發展，大量人口涌入城市造成土地資源緊張，城市建設出現規模化地侵占圍田的現象。

2.4.2 轉換類型演變階段特征

實際轉換規模包括每個時期由某用地類型轉換為圍田的面積與圍田轉換為某用地類型的面積兩部分，是指圍田與某用地類型進行地類轉換的過程中，使得某用地類型用地規模發生增減的面積，即這兩部分面積之差，其中正值表示該時期圍田轉換為某用地類型，使得某用地類型用地規模有所增加，圍田用地規模相應減少;負值表示某用地類型轉換為圍田，使得圍田用地規模有所增加，該用地類型規模減小。

與粵港澳大灣區濱海圍田空間進行地類轉換的各類型用地與圍田的實際轉換規模呈現先減后增的變化趨勢。在2005年以前，實際由各類用地轉換成圍田，2005年以后，圍田用地規模減小，即大多是由圍田轉換為城鄉建設用地和其他用地（圖4）。

3 圍田在演化過程中暴露出的不利于水災防范的問題

濱海圍田是大灣區當前可直接用作災害緩沖區的生態系統。濱海圍田通過將濱海城市與海域隔離開，拉大海域與內陸間的距離，減少臺風風暴潮等對城市的直接沖擊，從而降低水災帶來的破壞和損失。緩沖區的防護作用分為橫向和縱向兩個方面，可以說，緩沖區的空間布局和規模直接影響對災害的緩沖效果，在一定程度上反映其應對災害的防御能力。對粵港澳大灣區濱海地區來說，濱海圍田的緩沖防護作用以海岸線為基準，平行于岸線分布的濱海圍田是橫向防護，垂直于岸線的濱海圍田是縱向緩沖，共同抵御水災風險。從粵港澳大灣區濱海圍田近年的用地規模和其沿岸線橫縱向的空間格局演變情況看，濱海圍田作為海洋和城市之間的災害緩沖區起到的防護效應正在變弱。

3.1 圍田用地規模減小，蓄洪能力變弱

從粵港澳大灣區濱海圍田的用地規模演變情況來看，累計用地規模在1980—2020年呈現先增加后減少的趨勢。1980—2005年，濱海圍田累計用地規模持續快速增加，2005—2020年，濱海圍田累計用地規模持續緩慢減少（圖5）。2005年以來，粵港澳大灣區濱海圍田用地規模的減少導致城市在發生暴雨、洪澇等水災風險時，圍田內可用作蓄滯洪的面積減少，造成排水能力和蓄洪能力的減弱。圍田排水功能出現問題，城市中的積水無法及時排到城市外，不僅加大城市的經濟損失，還會給救災工作增加難度。由于圍田蓄洪能力的減弱，甚至可能會出現圍區內無法容納的超量積水向城市倒灌，造成對城市的二次傷害。

3.2 圍田分布破碎化，抵擋風浪能力有限

濱海圍田對濱海城市的防護作用主要通過緩沖區將致災因子和承災體阻隔開，以此有效抵御災害的多方向攻擊。粵港澳大灣區的濱海圍田在沿海岸線的縱向和橫向上分布趨于破碎化，僅能對有濱海圍田分布的海岸線地區起到防護作用。而每次水災攻擊點的位置并不固定，當濱海城市在該攻擊方向上并無濱海圍田分布時，即使城市其他區域被濱海圍田包圍，也無法為城市抵擋風浪的襲擊，濱海圍田提供的防御作用十分有限。圍田碎片化之后濱海空間更容易被破壞，不易修復。

3.3 城鄉建設用地持續侵占圍田用地，水災風險增加

2005年以后，城市高速發展，大量人口涌入城市造成土地資源緊張，原本作為緩沖區的濱海圍田空間被城市開發建設占用，海灣及河口海域面積縮小，阻塞入海河道，影響洪水下泄，改變地表—地下間的水循環特征，加劇風暴潮等海洋災害的破壞作用，并直接對近海防護工程造成影響。另外，圍填海項目在1990—2008年間的建設速度較快，圍填海工程主要通過圍海、填海方式擴大濱海城市的用地資源，使得城市部分的濱海地區延伸至海域中，沒有濱海圍田保護的城市直面不斷上升海平面的侵蝕和風暴潮等海洋災害的沖擊[11]。2004年12月26日，印度尼西亞蘇門答臘島附近海域發生里氏9級地震并引發海嘯，造成印度洋沿岸各國人民生命和財產的重大損失，海嘯過后發現海灘上民房已經延伸到海邊，很多房屋都建造在“圍海造田”的土地上[12]。當地居民在圍田內從事農業生產時，有些居民為求便利，選擇直接在圍田中間搭建房屋以在農忙時臨時居住。部分地區出現多處房屋沿著圍田內部的圍埂橫向建設布局，形成小型村莊居民點，頻繁的搭建自建房行為對圍田空間的生態系統造成破壞。

4 基于水災防御能力提升的濱海圍田保護策略

從水災風險視角看，在40年的演變中，粵港澳大灣區已暴露出濱海圍田橫向分布破碎化、縱深向變薄的問題，這就導致對災害的緩沖效應大幅減變弱，由此，需重點提升濱海圍田的水災防御能力。

4.1 劃定濱海圍田保護區

通過對濱海圍田進行保護區范圍劃分，控制城鎮建設的占用，維持粵港澳大灣區濱海圍田空間的用地規模和質量。通過對粵港澳大灣區濱海圍田空間現狀的考察，結合各省市城市未來發展和相關規劃戰略部署的需要，確定濱海圍田保護區。

4.1.1 劃定保護區

粵港澳大灣區以下4類濱海圍田應當劃入濱海圍田保護區范圍：起到水利灌溉、水土保持等功能的濱海圍田;陸海自然保護地、生態保護區紅線范圍內的濱海圍田;農作物、漁業生產產量良好，永久基本農田保護紅線范圍內的濱海圍田;歷史悠久的濱海圍田。

對于確需退田還湖、還林、還海的濱海圍田，以及現已或即將劃入城鄉建設用地的濱海圍田將不劃入濱海圍田保護區范圍內。

在濱海圍田保護區范圍內禁止以下行為：禁止建設對圍區有污染性的設施;禁止可能影響圍田空間結構安全等的活動;禁止進行任何與濱海圍田保護措施無關的、影響圍田保護與管理的工程。同時，處于基本農田保護紅線、生態保護紅線、海陸自然生態地范圍內的濱海圍田，嚴格按照各省市國土空間總體規劃和相關管理規定進行保護管理。

4.1.2 開展分類保護

對濱海圍田保護區范圍內的各保護對象提出保護措施：圍堤適當加寬加厚，延續圍堤使用壽命;歷史留下的竇閘及時修復破損部位，需重建的采取現代結構;保證水流暢通和防止泥砂淤積。

濱海圍田保護范圍的劃定具有權威性，任何單位和個人不得破壞或擅自改變。對保護區范圍內確需進行的重大建設工程，需要提前對上級報備，且以保障濱海圍田安全為前提，對于破壞區域重新劃定保護區范圍線，做到占補平衡。

4.2 保護濱海圍田的空間完整性

粵港澳大灣區部分地區濱海圍田空間被建設用地侵占，整體空間形態不再連續。對于面積較大，完整連續的濱海圍田，需要注重其完整性保護。對于已被破壞、較為零碎的濱海圍田，需要科學合理地修復再生。

對于用地規模較大，結構較為完整的濱海圍田，如江門、珠海等區域的濱海圍田，需要注重其完整性的保護。必須禁止因城市建設等原因對該區域濱海圍田進行大規模的開發，對于圍區中已經存在的具有破壞性的設施進行拆除，盡量避免可能發生的危險，形成完整的濱海圍田防澇生態系統。

對于用地規模小、分布較為零散的濱海圍田，如深圳、中山、東莞等區域的濱海圍田，需要注重修復再生。盡可能完善濱海圍田建設，減少個人行為的破壞，及時對損壞區域進行修復。

4.3 生態保護與防洪要求有機結合

保護濱海圍田的生態環境，有助于保證濱海圍田的穩定性，使其更好地發揮緩沖效應。在淡咸水交匯處形成酸性硫酸鹽土，適合紅樹林生長。水陸交織之地多水生植物水松，水松可以做防風林，圍岸常年受到風浪侵蝕、雨水浸泡，可以利用水松根以固堤岸[13];圍堤外的淺灘種植菱蘆，形成內外雙重防護的生態防災結構，增強濱海圍田的防護能力，抵御部分水災風險，保持圍田結構的穩定和圍內正常農漁業生產。在未來的城市建設中，可考慮保留圩堤和堤壩上的植物，梳理水系、清除現狀水網淤泥使之貫通，圍田內部的濕地、溝渠、水閘、排灌設施等相互配合，構建水—綠疊合的圍田內部藍綠網，發揮濱海圍田防洪澇作用的同時，提高城鄉生態用地。此外，基于原有圍田肌理的街坊式布局劃定居住組團，即住區由圍田堤劃分為小單元，各單元配套公共服務設施、公共空間體系和多樣化的游憩節點，創造“城市—圍田”再生綠色空間[5]。

4.4 完善圍田建設標準及相關規劃

粵港澳大灣區濱海城市現在未出臺圍田建設標準及相關規劃，各城市可以結合當地的實際情況，因地制宜，完善有關濱海圍田的地方性標準。根據不同地理位置條件的圍田，制定不同的工程防洪排澇標準。如對于內陸小溪、河流旁邊的圍田，達到普通防洪要求即可。對于濱海空間的圍田，特別是發生過臺風災害或容易遭受洪澇、風暴潮等危害的地區，如深圳、珠海等城市則要提高防洪排澇標準，以抵御來自海洋、氣候變化的嚴重水災風險。在未來，無論是新建圍田項目或是老舊圍田修復治理工程，所有單位和人員都應嚴格遵守相關規定和要求，按標準或規劃實施建設。東莞、惠州等濱海圍田分布較少的城市，可以在圍田工程建設規劃開展前期，依據當地的歷史災情、地理條件等情況制定詳細的建設標準，為后期的項目建設打下基礎。

5 結論與討論

粵港澳大灣區濱海圍田近40年的演變揭示了一條典型的“擴張—收縮”軌跡。1980—2005年，圍田用地規模快速增長，主要通過灘涂地和其他用地的轉換實現，空間分布從散點狀逐漸向線狀、帶狀集中，重點分布在深圳、江門、珠海、廣州、中山等城市。2005年后，用地規模開始減少，空間結構完整性被打破，圍墾強度整體呈現先增強后減弱的趨勢。濱海圍田的演變歷程反映了區域經濟發展與生態保護之間的矛盾。前期圍墾活動雖推動了經濟發展，但也導致了空間結構破碎化和生態系統功能退化等問題，增加了水災風險。后期用地規模的減少和空間結構的調整，雖在一定程度上緩解了壓力，但生態修復和防災能力提升仍面臨挑戰。

面向濱海圍田的可持續發展，未來研究需在技術方法與治理路徑上實現雙重突破。技術層面，亟須融合多源高分辨率遙感數據與地面水文監測網絡數據。治理層面，需以韌性理論為指導，推動“生態修復—防災工程”協同體系建設：一方面，通過劃定韌性保護區、優化圍田空間形態與排水廊道布局，重塑濕地生態緩沖功能;另一方面，將圍田系統納入大灣區國土空間規劃“一張圖”管理，統籌生態保護紅線與災害防控標準，建立彈性管控機制。實踐操作中，建議試點“基于自然的解決方案”，例如通過紅樹林濕地修復與生態化海堤建設，增強圍田區域對風暴潮與洪澇的消納能力。此外，需突破傳統圍墾工程的技術范式，推動跨學科協作，將生態學、災害學與空間規劃深度融合，制定兼顧圍田歷史功能與未來需求的適應性管理策略。最終，通過“科學監測-空間優化-工程創新-政策協同”的全流程治理，實現濱海圍田從被動防災向主動韌性轉型，為全球河口灣區人地矛盾協調提供中國范式。

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