随着城市化进程不断推进, 城市群逐渐成为我国推进新型城镇化与优化国土空间发展结构的重要载体，但不断扩张的城镇用地引发了一系列生态问题。根据《广东省环境质量公报(2010—2018)》, 粤港澳大湾区城市群的黑臭水体数占全省黑臭水体总数的63.2%, 城市群剧烈人地交互过程导致跨界性和区域性污染问题^[1]。因此, 城市群要实现区域可持续发展, 迫切需要从整体生态协同保护和修复的宏观角度提出措施, 以保障区域生态安全和人类福祉^[2]。2020年, 自然资源部印发的《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划(2021—2035年)》的通知中指出“应实施推进粤港澳大湾区生物多样性保护, 构建生态廊道和生物多样性保护网络。”因此, 从面向生态协同的角度, 开展湾区城市群生态网络构建及优化, 对于协调湾区国土空间生态保护和城镇化发展之间的关系具有重要作用。

生态网络是以景观生态学为基础, 围绕生态空间开展生态源地、廊道、节点识别与网络格局的构建过程^[3]。合理的生态网络有助于扩大生境面积、增加生境斑块间的功能联系^[4], 提升区域生态系统服务, 是保障城市与区域生态安全的有效途径^[5]。近年来, 国内外学者围绕生态网络格局构建开展了大量的理论和实践研究, 研究内容和方法日趋成熟, 研究空间范围涉及市域、省域、流域和城市群区域尺度^[6—11]。构建区域性生态网络格局, 系统识别生态源地、构建生态阻力面、提取生态廊道和节点, 探讨人类活动和土地利用变化对区域生态格局的影响, 逐渐成为当前生态网络研究热点^[12]。围绕这一领域相关学者开展诸多研究, 如运用MSPA方法^[13]、景观格局指数、景观连通性评估^[14]、生态敏感性和生态重要性^[15]共同识别生态源地；MCR模型综合考虑多种因素利用主观赋值法构成的阻力面生成生态廊道^[16]等。然而, 目前多数研究停留于对生态网络格局的现状识别层面, 鲜有学者从跨区域角度开展生态网络构建过程中生态协同问题的探讨, 较少通过构建生态与城镇双网络格局, 综合考虑分析双网络的空间关系角度, 探讨城市群区域中究竟存在哪些生态协同需求, 以及不同城市、区域间应该采取怎样的生态协同策略等。

综上所述, 如何构建湾区生态和城镇双网络格局, 以及如何进一步考虑湾区城市群中不同城市间的生态协同策略？是构建湾区国土空间生态保护修复优化需解决的重要科学问题。基于此, 本文以粤港澳大湾区城市群为例, 通过综合运用形态空间格局分析(MSPA)、景观格局指数、最小累积阻力(MCR)模型等方法确定生态源地和经济社会源地, 结合生态廊道、交通廊道、生态节点等识别, 构建湾区城市群区域的生态网络格局与城镇网络格局。研究双网络格局的空间关系与干扰, 探讨湾区城市群跨区域生态协同的建议, 为广东省和其他湾区城市群区域的国土空间生态保护修复优化提供依据与技术支撑。

1 研究区概况与数据来源 1.1 研究区域概况

粤港澳大湾区位于北纬21°—25°, 东经111°—116°之间(图 1), 包括珠江三角洲9个城市、香港和澳门的城市群区域, 总面积达5.6万km²。全区以亚热带季风气候为主, 水热资源丰富, 平均气温约为21.9℃, 多年平均降水量达到1929.8 mm。地形地貌主要包括低山、丘陵和三角洲平原, 同时还拥有河岸、海滨、森林和农田等多样的生态景观。截至2023年底, 总人口约为8630.11万人, GDP突破14万亿元人民币(约合1.97万亿美元), 是中国经济活力最强、人口最密集的区域之一, 在国家经济发展大局中拥有重要的战略地位。但是, 湾区经济的快速腾飞, 也让生态本底面临破碎化, 城市生态压力剧增^[17]。因此, 为了实现湾区绿色可持续发展, 协调经济发展与生态保护之间的关系变得尤为迫切。

1.2 数据来源

本研究涉及到的数据包括土地利用数据、数字高程模型(DEM)、交通网络数据、全国1—5级河流空间分布数据等。数据来源和相关说明参见表 1。以上数据是在ArcGIS 10.8平台进行合并和裁剪后得到的, 选择30 m×30 m作为栅格数据文件的像元大小, 投影方式统一为WGS_1984_UTM_Zone_50N。

2 研究方法 2.1 生态网络格局构建

构建生态网络遵循“识别源地-构建阻力面-提取廊道”的研究范式^[18]。利用形态学空间格局分析方法(MSPA)、景观格局指数、景观连通性等方法识别源地；再通过空间主成分分析构建阻力面；最后使用MCR模型和重力模型方法提取生态廊道、叠加生态要素得到生态节点等共同构建生态网络。

2.1.1 生态源地识别

生态源地是构建生态网络的重要基础, 是生物多样性维持和生态系统功能的关键区域^[19], 选取面积较大、景观优势度高和景观连通性良好的生态斑块作为研究区的生态源地。

首先, 运用MSPA方法识别生态斑块, 选取土地利用数据中的耕地、林地、草地、灌木地、湿地作为前景文件, 赋值为2, 其他值则作为背景, 赋值为1, 导出30 m×30 m的二值栅格图。使用Guidos Toolbox 2.8的八邻域分析方法进行MSPA分析, 边缘宽度设置为90 m, 对核心区、孤岛等7类景观类型要素的运算结果进行统计(表 2)^[20], 其中核心区类型作为面积较大、完整性较高的斑块, 适合作为生态斑块进一步分析^[21]。

其次, 景观格局指数作为分析区域内景观变化的重要指标, 可以分析区域内景观格局的空间演变。选取景观破碎度指数、形状指数、优势度指数等(表 3), 使用Fragstats 4软件, 将提取得到的生态斑块栅格数据导入^[22], 筛选出景观优势度高、稳定性好的斑块作为核心生态斑块进一步分析。

最终, 景观连通性可以有效判断景观斑块之间的连通性, 识别重要的生态源地。选取斑块重要性指数(dPC)用于评价景观连通性, 基于Conefor Sensinonde 2.6软件进行景观连通性评估, 选择面积大于10 km²的核心生态斑块进行详细分析^[23], 边缘宽度设置为30 m, 考虑研究区内的包含有多个省级自然保护区、近海与海岸湿地及国家保护动植物。选取焦点物种辅助选择距离阈值, 根据已有研究中黑脸琵鹭和白鹭等水鸟的觅食半径不超过5 km^[24—25], 一些中小型哺乳动物和两栖爬行动物的平均扩散范围在0.5—1 km^[26—27], 分别设置扩散距离阈值为0.5、1.0、1.5、2.0、3.0、4.0、5.0、6.0 km共8种情景, 连通概率设为0.5, 观察不同距离阈值下单个生态斑块面积及其重要性值的变化情况^[28—29]。通过对比分析, 最终确定5 km作为距离阈值。根据斑块重要指数(dPC)计算结果, 筛选出dPC值排名前30的核心生态斑块, 在ArcGIS 10.8中结合自然保护区边界数据进行检验与叠合, 识别出研究区生态源地。公式如下：

(1)

式中, PC值代表了在所有斑块都存在时, 景观整体可能的连通性指数, PC_i-remove指在缺少斑块i后, 剩余斑块组成的景观可能的连通性指数。因此, 当dPC_i值越高时, 就说明缺少该斑块时, 整体的可能连通性指数变化量大, 表示该斑块在景观连通中的重要性越大。

2.1.2 生态廊道提取

阻力因子的权重分配是准确表示区域整体阻力的重要环节。为了提高权重的客观性, 选取空间主成分分析(SPCA)来确定阻力因子的权重。该方法结合了主成分分析和空间分析的优点, 可以消除由于因子间存在的潜在相关性而导致的信息冗余, 并能综合分析数据的空间特征^[30]。阻力因子选取土地利用类型、坡度、海拔、距水源距离(选＞1km²面积的)、距道路距离等指标, 参考相关文献^[31—32], 将指标划分为1—5级, 阻力因子值越小, 抵抗外界干扰能力越强, 生态安全水平越高(表 4, 图 2)。在ArcGIS 10.8中对各阻力因子的栅格数据进行SPCA, 得到主成分特征值、贡献率及主成分载荷矩阵, 用每个主成分的方差贡献率表示每个因子的权重(表 5、表 6)。最终, 将各因素的加权总和作为MCR模型的成本数据得到生态阻力面。

生态廊道包括生物迁徙廊道和河流廊道。河流廊道从全国1—5级河流空间分布数据集中提取, 在ArcGIS 10.8中提取水系中心线, 划分一、二级水系廊道, 根据《粤港澳大湾区水鸟生态廊道建设规划(2020—2025年)》提出的对于廊道的选择原则以及水系实际情况, 宽度分别设置为1000 m、500 m。MCR模型用于描述和预测物体或个体在空间中运动的模型, 常用于研究动物迁徙。可以根据其提取生物迁徙廊道, 公式如下：

(2)

式中, MCR是指生态源j通过所有单元的最小累积阻力值：f表示MCR与D_ij和R_i之间的正相关关系, D_ij为生态源从j穿过景观表面i的空间距离；R_i为景观表面i对物种迁徙产生的阻力。

重力模型能够定量评估生态源地之间的相互作用强度, 可以描述生态廊道的有效性和连接斑块的重要性。通过重力模型^[32], 筛选斑块引力强度≥800的一级重要廊道、以及引力强度在0—800之间的二级一般廊道, 按自然断点法分为宽度600 m、100 m^[33—34]。

2.2 城镇网络格局构建

城镇网络格局主要由经济社会源地、交通廊道和生态干扰点组成。粤港澳大湾区城市群城市建成区经济活动集中、人口集聚、对周边地区的经济辐射带动作用, 构成了充满活力的社会经济源地。首先, 基于对粤港澳大湾区城市建成区特点的分析, 以及对区域内重要经济活动的地理分布的匹配考量, 选取土地利用类型中的人造地表, 识别面积大于1km²的斑块作为经济社会源地, 确保每一地市、区县都有相应的经济社会源地^[35]。其次, 交通廊道从研究区的道路系统中提取, 参照《城市道路工程设计规范》标准和相关文献, 将铁路、高速、国道设为一级交通廊道, 宽度设置为150m, 省道设为二级交通廊道, 宽度设置为120m^[36]。交通廊道作为城市间经济要素流通的载体外, 还阻隔了生态源地连通性及生态系统的稳定性。最后, 选取交通廊道与生态廊道的交汇处作为生态干扰点, 共同构建形成城镇网络格局。

2.3 生态节点提取和双网络格局空间关系识别

生态节点包括生态关键点和生态干扰点。生态关键点是源地连接的重要“踏脚石”, 在生物迁徙、扩散过程中起到关键作用^[37]。选取生态廊道中生物迁徙廊道与河流廊道、生物迁徙廊道与核心生态源点的交汇处作为生态关键点^[35], 使用ArcGIS 10.8软件中Intersect和Kernel Density工具进行提取和可视化, 并统计生态关键点的数量。生态干扰点通常指由于人为因素导致生态过程、生态功能受到负面影响的特定节点。选取生态廊道与交通廊道的交汇处作为生态干扰点, 使用相同的工具包进行提取和可视化, 并统计其数量。选取生态廊道占经济社会源地面积比和交通廊道占生态源地面积比, 用于识别交通廊道对生态源地的干扰及经济社会源地占用生态廊道等状况等。

3 结果与分析 3.1 生态源地与经济社会源地的识别

根据MSPA分析结果显示, 在核心区要素内, 林地、耕地和草地在网络结构要素占比上更为突出, 占各自总面积的比例分别为92.20%、68.12%和80.98%。在孤岛要素内, 它们的孤岛总面积占比不到2%, 表明林地、耕地和草地具有较好的完整性, 适合作为生态斑块进行进一步的分析。

其次, 核心区景观指数结果显示(表 7), 林地和耕地的LPI指数较高, 表明林地和耕地具有较高的景观优势度。相反, 草地的PD和LSI指数均高于耕地和林地, 表明草地斑块更为破碎化, 斑块边缘更为复杂, 容易受到人类活动的干扰的影响。因此, 将耕地和林地选定为进一步分析的核心生态斑块。

最后, 根据斑块重要指数dPC计算结果, 叠合自然保护区边界数, 整理得到30个生态源地, 总面积为21205.0 km²。其中, 最大的斑块面积为7742.93 km², 是西北部的鼎湖山自然保护区, 最小的斑块面积为29.54 km², 是肇庆燕岩地质地貌省级自然保护区(表 8)。生态源地分布格局表明, 中部核心地带生态源地分布稀少, 包括广州南部、佛山和东莞；而西北部的肇庆、广州北部、惠州东部北部和江门的生态源地分布较多。

经济社会源地共识别出422个, 总面积7629.35 km²。其中人类生产生活较为频繁的城镇区域分别是广州、佛山、东莞、深圳等；面积均大于900 km²(表 9)。经济社会源地的空间分布呈现中心集聚特征, 主要集中在广州南部、佛山、深圳、东莞、中山北部, 少数分布于惠州西北部、广州东部、佛山与肇庆交接区域、江门中部、珠海、香港特别行政区、澳门特别行政区等(图 4)。

3.2 生态廊道与交通廊道的提取

生态廊道包括生物迁徙廊道和河流廊道。2020年生物迁徙廊道中, 通过引力强度分段提取、去除重叠和经过2个以上生态源点(生态源地的斑块中心点)的路径等过程, 得到引力强度>800的一级廊道共有57条, 引力强度在0—800之间的二级廊道共有348条, 生物迁徙廊道共计405条, 总面积4310.56 km², 长度21458.85 km(图 5)。一级廊道形成的生态环线分布于研究区外围, 起到连接主要生态源地的作用；而研究区中部缺少重要生态源地和一级廊道。2020年河流廊道的总面积为4196.42 km², 长度为3224 km(表 10, 图 5)。其中, 一级河流廊道位于珠江流域, 包括东江、西江、北江等, 是重要的水源涵养地, 拥有国家级重点保护的动植物, 如黑脸琵鹭、白鹭等, 承担着维持生物多样性的重要功能；二级河流廊道主要为西江支流贺江、新兴江；东江支流秋香江、西枝江；北江支流绥江等, 具有辅助一级廊道减少沉积物、联通城市内河功能。

交通廊道总面积为4562.11 km², 长度达到30679.81 km(图 5)。空间分布以广州、佛山、深圳、澳门、香港等城市为核心, 点状式向外辐射, 联动粤西、粤东两翼道路发展。将生态廊道和交通廊道叠加得到综合廊道(图 5), 交通廊道的长度和面积大于生物迁徙廊道和河流廊道, 并有较多的重叠区域, 反映出研究区在快速城市化的过程中, 导致核心生态源地受到人类活动干扰频繁, 生境斑块破碎化严重, 阻碍生态要素的流动。

3.3 两类生态节点的数量及空间分布特征

两类节点的数量在数量和空间分布上呈现明显差异性。2020年, 生态关键点共有1011个, 其中二级生物迁徙廊道与一、二级河流廊道、核心生态源点形成的生态关键点数量较多, 数量分别为331、389、174个；生态关键点分布则集中在珠江下游入海口、西江流域上下游区域(图 6)。生态干扰点共有7527个, 其中二级生物迁徙廊道与一级交通廊道形成的生态干扰点较多, 数量为4883个；而生态干扰点则广泛分布于北部和珠江东岸, 表明此区域生态网络受到的人类活动干扰更明显(图 6)。生态干扰点是生态关键点的7倍, 反映出表明研究区受人类活动干扰较大, 影响生态空间整体稳定性。

3.4 生态与城镇网络格局的空间关系与干扰识别

2020年, 研究区生态网络格局与城镇网络格局空间特征不同, 其中生态网络格局呈外环形屏障分布, 城镇网络格局呈现向内核区域聚集, 核心城市的生态破碎度较高(图 7)。不同城市的生态网络格局特征差异性明显。其中, 深圳、珠海、佛山、东莞、中山、香港和澳门的生态源地面积占区域生态源地总面积的比例较低, 均低于5%, 视为生态源地强需求区；广州、江门的生态源地占比均不超过20%, 视为生态源地中需求区；肇庆、惠州城市生态源地占比较高, 分别为44.26%和25.55%, 城市生态空间本底、生态产品和服务供给能力较好, 视为生态源地弱需求区。此外, 广州、佛山、东莞、深圳四个城市的经济社会源地面积占区域经济社会源地总面积的比例较高, 分别为20.50%, 16.90%、15.00%和12.30%, 表明城市建设用地面积较大, 生态源地和生态格局受到人工设施的影响可能性较高(图 8)。

选取生态廊道相交部分占社会经济源地面积的比例、交通廊道相交部分占生态源地面积的比例分别反映对生态网络格局的干扰程度。结果显示, 香港、东莞、深圳等城市的生态源地受交通廊道的干扰较大, 比例分别为18.4%、18.2%和15.7%, 说明城市内部破碎化严重, 需要控制城市内部交通网络的无序扩散。广州、肇庆、江门、佛山、惠州、东莞等城市的经济社会源地与生态廊道相交部分面积比例较大, 均超过14%, 需要增强对生态廊道的保护(图 8)。综上, 生态源地与生态廊道均受到城镇发展过程中不同程度的干扰, 影响生态与城镇发展之间的协同平衡发展。

3.5 生态协同模式构建

基于双网络格局空间特征和干扰状况, 依据区域不同的生态用地类型, 将研究区的生态协同划分为源地、流域和滨海生态协同三种类型。其中, 源地生态协同带依托外围生态源地的环状区域森林连接而成。不仅为粤港澳大湾区城市群提供了重要的生态屏障作用, 同时也作为纽带桥梁, 将北部岭南国家公园生态供给输送至内核城市群, 为其提供生态和物质支撑。流域生态协同带是依托西江、东江、珠江流域, 统筹联动上下游生态保护和修复需求, 建立流域生态收益分享机制等, 形成以河流生态廊道连接形成的生态协同类型。滨海生态协同依托滨海湿地和水鸟生态廊道, 推动珠三角、香港、澳门三地开展区域生态协同, 包括目前已经先行先试的协同保护修复深圳湾红树林湿地, 以及协同构建黑脸琵鹭珍稀水鸟迁徙廊道等。三类生态协同带是广东“一核一带一区”新发展格局体系的具体体现(图 9)。

基于三种研究区生态协同类型, 构建城市群生态协同模式框架。首先, 从生态系统服务和功能区角度出发, 根据不同城市的生态源地需求差异, 划分为高、中、低需求区。其次, 针对关键点和干扰点, 建立跨区域动态监测、协同保护和修复区域, 提高城市内部小型斑块的生境质量, 管控人类活动对生物栖息地的干扰。第三, 增加生态廊道和生态网络的连通性。在交通廊道两侧增加绿色屏障, 利用绿道缓解道路对于物种迁徙造成的隔离效应, 在关键节点设立涵洞、高架桥等生物通道。针对已经受到干扰的廊道, 通过增加线性城市绿色空间、湿地水域等方式, 促进城市间的跨区域生态要素的互联互通(图 10)。

4 讨论与建议

本研究利用MSPA、景观格局指数和景观连通性筛选粤港澳大湾区生态斑块, 结合自然保护区数据, 识别生态源地。相对于直接选取生态保护红线内的斑块, 或仅通过MSPA分析、景观格局指数等单个方法识别生态源地, 这种方法更科学严谨。通过空间主成分分析赋值阻力因子, 提供了比主观赋值更科学的方法。建立生态网络和城镇网络格局, 分析它们的空间相关性和干扰关系, 有助于深入了解城镇化对生态空间的影响。基于研究结果开展讨论和提出建议如下：

(1) 与粤港澳大湾区生态格局其他研究及广东省国土空间生态修复规划的对比。截至2020年, 粤港澳大湾区的各级自然保护区面积为28408.8km^2[38], 本研究识别得到的生态源地面积为21205.0 km², 约占研究区面积的38%, 与相同区域生态网络构建研究相比, 总体相对较少。主要原因是在源地识别方面, 综合考虑了自然生境破碎程度及斑块间的景观连通性, 并将其纳入识别条件对生态源地进行了多重筛选, 识别出具有核心价值的源地斑块。而其他研究由于构建生态网络并非主要研究目的, 因此源地筛选条件较为宽泛^[38—39]。与《广东省国土空间生态修复规划》^[40]相比, 本文构建的三种区域生态协同类型源地、流域和滨海生态协同, 与规划中提出的主要修复任务相契合。源地生态协同与粤港澳大湾区外围丘陵浅山生态屏障保护和修复区域基本保持一致, 覆盖了天露山、鼎湖山、三桂山-笔架山、南昆山-罗浮山、莲花山等生态保护和修复单元。流域生态协同, 与规划中提出的保护修复重点流域推进重要生态系统保护修复任务相一致, 覆盖了西江、东江、珠江三角洲网河区等3个生态修复单元, 统筹联动上下游生态保护和修复需求。滨海协同则与规划中提出的蓝色海洋生态屏障保护和修复任务相一致, 覆盖了珠江河口、大亚湾-大鹏湾、雷州半岛滨海湿地等15个生态保护和修复单元, 统筹推进河口、海湾、海岛海岸带修复。提出的三个生态协同类型与规划中的修复任务进行对比验证, 提升了可靠度。

(2) 湾区城市群跨区域生态协同重点区域识别。本研究构建的双网络格局中交汇所得到的生态干扰点共7527个, 核心城市间的交汇处存在明显的空间交叉关系, 主要原因是核心城市内部道路网络密集、景观破碎度高, 城市间物质交流频繁, 增加了行政区交界处的生态压力。应将生态干扰点密集区域作为重点修复区和地方政府调控和治理对象。其他城市群研究得到相似的结论, Dai等^[6], 将城市群生态景观格局与产业格局的交叉点, 设置为生态经济战略节点, 作为地方政府跨区域治理重要对象；Zhai等^[41]识别生态夹点多集中于人口稠密的城市地区, 替代性较弱, 建议将夹点区纳入生态圈优先保护区。

(3) 湾区城市群跨区域生态协同的建议。(1)机制协同。以区域资源环境承载力为基础, 拓宽跨域合作渠道, 推进构建跨区域生态协同机制。鼓励有条件的都市圈建立统一的湾区海岸带规划及管理委员会, 推进跨区域基础设施共建共享, 促进互联互通, 实现生态协同治理。(2)责任协同, 各地经济发展水平、产业结构不同, 应以“命运共同体”思想为指导, 结合各地的人口经济环境禀赋, 探讨厘定“共同但有区别”的责任, 实现利益责任的协同。(3)政策协同。综合运用协同优化大湾区生态环境保护协议、国土空间规划、环境标准、绿色金融税收等政策体系, 培育互认互通的生态产品市场和建立跨地区生态收益分享机制等。

5 结论

本研究从湾区城市群双网络格局构建及生态协同策略等关键科学问题出发, 以粤港澳大湾区为例, 构建了湾区城市群区域生态与城镇双网络格局, 并通过耦合“节点、廊道、源地、网络”四类空间要素, 阐明了湾区城市群区域双网络格局的空间关系与干扰特征。本研究共提取生态源地30个, 总面积21205.0 km²; 经济社会源地422个, 总面积7629.35 km²; 生态廊道、交通廊道总面积分别为8506.98 km²和4562.11 km², 共同构成了外环形生态屏障和城镇发展内循环网络。识别出生态关键点1011个、生态干扰点7527个, 对其进行针对性修复和保护可显著改善生态连通性。识别研究区具有源地协同、流域协同和滨海协同等三种生态协同类型, 并提出了构建城市群跨区域生态协同模式框架。未来应围绕机制、责任和政策等方面, 实现湾区城市群跨区域生态协同, 促进人与自然协调发展。