何培民，段元亮，刘 巧，刘金林，刘 炜，张建恒,3，方建光，蒋增杰，吴海龙，李信书，汤坤贤，李可俊，李娟英,3，赵 爽，常佳楠，张建琳，包炎琳，赵子滔，张梅菁

(1.上海海洋大学海洋生态与环境学院，上海 201306；2.上海海洋大学水产种质资源发掘与利用教育部重点实验室，上海 201306；3.自然资源部大都市区国土空间生态修复工程技术创新中心，上海 200003；4.中国水产科学研究院黄海水产研究所，山东 青岛 266000；5.江苏海洋大学，江苏 连云港 222005；6.自然资源部第三海洋研究所，福建 厦门 361005)

海洋生态系统(Marine Ecosystem)在维系自然界物质循环、净化环境、缓解温室效应等方面发挥着重要作用。21世纪是“海洋世纪”，但人类活动对海洋不合理开发使得海洋生态环境变得更为脆弱，海水污染、资源浪费、资源枯竭等海洋环境问题日益突出。2005年，国际千年生态评估计划报告指出，由于经济发展和生态资源过度开发，全球超过60%的海洋生态系统服务功能在退化，其中超过35%的红树林和超过20%的珊瑚礁被破坏，另有20%的珊瑚礁正逐步退化；部分地区海岸带湿地损失已超过30%[1]。至今全世界仍然有三分之一的海岸生态系统处于严重退化状态[2]。

我国近岸海域富营养化仍然比较严重，致使近海藻华生态灾害频繁发生。2000—2019年期间，我国近海平均每年单细胞有害藻华事件达50～80次[3]，2007年起我国黄海已连续15 a大规模暴发绿潮，且近年来金潮暴发正演变为我国新型海洋生态灾害。上述生态灾害严重威胁国家海洋生态安全，近海富营养化防治已刻不容缓。

本研究针对我国近海富营养化问题，分别介绍了近海生态修复工程技术及封闭海域、半封闭海域、开放海域水体生态修复效果，旨在为我国近海富营养化海域生态治理提供参考。

1 我国近海环境现状仍然十分严峻

随着国家和各级政府不断发力，近海生态环境整体趋好，环境恶化势头逐步遏制，但我国海洋生态环境现状仍然十分严峻，富营养化问题依旧突出。

1.1 我国近海陆源排污和水产养殖自身污染趋势

陆源污染物持续输入是导致我国近海富营养化加剧的主要原因。据报道，陆源排放对近岸海域的污染贡献占70%以上[4]。2007—2017年期间，我国每年大约有1 102～1 653万吨化学需氧量(COD)、164～237万吨硝态氮、15.0～60.7万吨氨氮、5.0～7.6万吨亚硝态氮、18.0～35.9万吨总磷等通过河流直接排入近海。其中2010—2017年期间，直排海污染源废水中硝态氮、亚硝态氮排放量总体不变，而氨氮、总磷、COD分别下降64.57%、42.64%、57.96%[5]。

我国近海水产养殖投喂饵料造成的污染不容忽视。由于海水网箱养殖过程中大量投饲野杂鱼，饵料系数最高可达1∶7，这对附近海域造成巨大营养负荷[6-7]。徐姗楠等(2008)[8]曾对象山港网箱养殖区调查发现，网箱中心区营养状态指数(E)超标31倍。海水网箱养殖每养成1吨鱼类，向环境输入氮、磷分别高达161 kg和32 kg[9]。挪威峡湾地区大西洋鲑(Salmosalar)网箱养殖环境监测数据显示，每生产1吨大西洋鲑，则向环境中排放11 kg溶解无机氮和1.81 kg溶解无机磷[10]。我国是海水养殖大国且养殖产量逐年递增，2019年我国海水养殖产量为2 065.33万吨，其中鱼类养殖产量已达160.58万吨。如果平均按照1∶3饵料系数计算，大约使用了480万吨饵料投喂，这相当于有320万吨饵料直接进入海水，使近海富营养化进一步加剧。

1.2 我国近海富营养化依然严重，赤潮、绿潮、金潮三潮齐发

2010—2019年夏季我国近海未达到I类水质海域约为9×104～18×104km2，呈现逐年下降趋势，这说明水质在逐渐变好。2019年夏季我国近海未达到I类水质海域面积最低，总面积为89 670 km2，其中II类、III类、IV类、劣IV类水质海域面积分别为34 330、18 440、8 560、28 340 km2。2012—2019年夏季，我国近海富营养化面积约为5×104～10×104km2，总体亦呈下降趋势，特别是轻度富营养化面积下降更为明显。2019年夏季我国近海富营养化海域总面积为42 710 km2，与2012年相比，下降60%左右[11]，其中东海富营养化海域面积最大，为32 190 km2[5]，占我国近海富营养化海域总面积75.4%，应列为重点防控区。

近年来，由微藻和大型藻类形成的有害藻华事件持续增加。2007—2019年，我国近海每年赤潮暴发数量和面积分别为35～82次、1 991～14 102 km2，总体呈下降趋势[11]。自2007年以来，我国黄海连续每年暴发绿潮，2007—2019年间我国黄海每年绿潮暴发涉及面积为1 500～58 000 km2，最大覆盖面积为21～2 100 km2，每年对山东、江苏省近海生态、渔业和旅游业造成重大影响[12]。2020年自然资源部在江苏辐射沙洲紫菜养殖筏架海区开展绿潮源头防控试验，防控效果显著，黄海绿潮暴发最大面积与2019年相比约减少了60%，这为今后黄海绿潮防控与治理工作奠定了坚实基础。此外，2012年上海海洋大学何培民教授团队在长江口附近海域发现大规模金潮，面积超过400 km2；2017年初，金潮铜藻侵袭江苏省辐射沙洲条斑紫菜(Neoporphyrayezoensis)养殖区，造成经济损失约5亿元[13-15]。

2 我国近海富营养化海域生态修复方法与策略

2.1 生态修复定义与主要方法

生态修复(Ecological Remediation/Restoration)是指协助受损和退化的自然生态系统进行恢复、重建和改善的过程。具体说，生态修复是在生态学原理指导下，以生物修复为基础，结合物理修复、化学修复及工程技术措施，通过优化组合，使之达到最佳效果和最低耗费的一种综合修复污染环境的方法[16]。国内外治理海域污染采用的方法主要有：物理方法、化学方法、生物方法等3类。其中物理方法成本较高；化学方法易造成二次污染，多应用于局部海域突发事件；而生物方法成本低、对环境友好、易规模化，被科研人员广泛应用于多种场合[17]。

2.2 近海富营养化海域生态修复策略

我国近海海域面积辽阔，而近海环境最突出的问题是氮、磷浓度超标[17]。因此，开展海洋生态修复工作迫在眉睫。近海海域生态修复是利用生物本身的生理特性治理水体富营养化，目前主要有植物修复、动物修复、微生物修复等方式。其中，水生植物修复是治理富营养化水体氮、磷污染的重要手段，用于海域生态修复的海洋水生植物主要有红树、滨海盐沼植物、海草、大型海藻、浮游植物等，其中红树林、滨海盐沼植物、海草场、海藻场为降低海洋富营养化做出了重大贡献。

大型海藻栽培已被国内外公认为近海富营养化海域生态修复的最佳途径之一，也是现阶段应用于海洋生态系统修复最多的生物[8]。开展大型海藻栽培可一举多得[18-19]：①通过海上人工大规模栽培生产大量海藻生物质，加工为海藻健康食品或工业原料，获得巨大经济效益；②大型海藻栽培大量吸收海水中的无机氮、磷等物质，显著缓解海区富营养化状态，并抑制赤潮发生；③大型海藻通过光合作用大量吸收CO2和碳酸盐(碳汇)，并提高海水pH值，防止海洋酸化；④海藻叶片可为海洋动物提供优质隐蔽的栖息地、产卵地及繁殖地，并可提供天然饵料。2019年，我国大型海藻总产量为254万吨[20]，按照藻体中氮、磷、碳元素平均含量计算[21]，我国仅大型海藻栽培产业，就直接从近海富营养化海水中移出57.6万吨碳、11.52万吨氮、5 760吨磷。焦念志(2021)[22]估算我国大型海藻初级生产力(固碳量)为3.52 Tg/a，其中移出碳通量0.68 Tg/a。

2.3 近海富营养化海域生态修复发展趋势

将海洋水生植物、海洋动物修复和微生物修复方法相结合，通过生态系统和食物链等人工操纵手段，以期达到更好的生态修复效果。目前国内外在大型海藻规模化栽培和海藻场基础上，构建了近海海域多营养层级综合养殖系统(Integrated Multi-trophic Aquaculture，IMTA)、海洋牧场(Marine Ran-ching)，利用“藻-贝-鱼”人工生态系统净化和修复近海生态环境，并通过海洋生物资源增殖，进一步保护和养护海洋生物栖息地，在保护生态环境前提下实现经济效益最大化，这有望成为近海生态修复的主流模式。

3 近海海域大型海藻生态修复基本模式

近海海域大型海藻生态修复基本模式主要有大型海藻栽培、构建海藻场2种模式。

3.1 大型海藻栽培生态修复模式

我国是大型海藻栽培大国，大型海藻栽培产量一直位居世界之首。我国沿海主要栽培海带(Saccharinajaponica)、裙带菜(Undariapinnatifida)、羊栖菜(Hizikiafusifarme)、鼠尾藻(Sargassumthunbergii)、铜藻(Sargassumhorner)、条斑紫菜、坛紫菜(Neoporphyrahaitanensis)、龙须菜(Gracilarialemaneiformis)、真江蓠(Gracilariaverruco)、麒麟菜属(Eucheuma)、石花菜(Gelidiumamansii)、红毛菜(Bangiaatropurpurea)、石莼(Ulvalactuca)、礁膜属(Monostroma)、浒苔(Ulvaprolifera)等种、属[19]。我国已形成了山东省海带和裙带菜、江苏省条斑紫菜、福建省和广东省龙须菜等大规模人工栽培藻场，区域内每年很少发生赤潮灾害[23-24]，栽培期间海区水质甚至可高达I—II类[25]，可见生态修复效果十分明显。其中，桑沟湾海带栽培海区研究表明，海带产量以8.45万吨计算，每年可移出2.8万吨碳和1 538吨氮[26]；江苏省辐射沙洲条斑紫菜栽培区研究结果表明，266.6 km2条斑紫菜栽培和收获可移除3 688.15吨氮和105.61吨磷[27]。江苏省连云港海州湾紫菜养殖区研究显示，2018年江苏省海州湾2.7×108m2紫菜养殖区年产条斑紫菜1.05万吨，可固氮量约为569.1吨[28]。半封闭海湾象山港海带栽培海区研究表明，每年象山港可移除297吨氮和42吨磷[29]；南澳深澳湾龙须菜栽培海区研究表明，15 km2的龙须菜栽培和收获可移除2 212吨氮、174吨磷和1.33万吨碳，并释放氧气3.47万吨[24]。

3.2 海藻场生态修复模式

海藻场(Seaweed Bed，也称海藻床)生态系统是一种以大型底栖藻类为主，辅以其他浮游生物、游泳动物、底栖动物等生物群落共同构成，位于水深20～30 m以内的硬质底质上的海洋生态系统[30-31]。该生态系统是海洋中初级生产力最高的区域之一，其初级生产力占全球海洋初级生产力的10%～30%，在海岸带海域发挥着重要的生态功能：减缓水流、形成鱼虾贝类生息场所、吸收氮磷等营养盐、固定CO2等[31-33]。因对海藻场保护不太重视，全球海藻场退化十分严重。我国海藻场研究起步相对较晚，2017—2019年上海海洋大学章守宇教授团队对我国沿海从南到北(海南10个、广西4个、广东3个、福建6个、浙江8个、江苏1个、山东10个、河北3个、辽宁7个)共52个区域的40个海藻场进行了实地调查，发现最高平均生物量可达30 kg/m2，主要优势种为铜藻、海带、裙带菜、海黍子(Sargassummiyabei)、海蒿子(Sargassumpallidum)、瓦氏马尾藻(Sargassumvachellianum)、亨氏马尾藻(Sargassumhenslowianum)和匍枝马尾藻(Sargassumpolycystum)等[31]。

为防止海藻场的继续衰退，我国在山东、浙江、福建、广东等沿海省份均实施了不同规模的海藻场修复工作[34-37]。其中，山东省长岛已投入大量资金构建海藻场，通过改善水质以吸引海参和海胆等珍贵海洋动物栖息，提高渔民经济收入。浙江省南麂列岛先后开展铜藻、羊栖菜、鼠尾藻、海带等大型海藻场建设，涉及海域面积150 hm2，核心区面积30 hm2；浙江省枸杞岛铜藻场达1.5×104m2、瓦氏马尾藻场达2×104m2，福建省平潭坛紫菜海藻场达5 000 m2[38]。此外，中国水产科学研究院南海水产研究所黄洪辉研究员团队在深圳和惠州大亚湾分别构建了1 600 m2和8 500 m2的马尾藻场。

4 大型海藻生态修复案例

4.1 上海市金山城市沙滩封闭海域生态修复案例

2004—2006年，上海市金山区政府在杭州湾北岸建设了封闭海域城市沙滩，面积为1.75 km2，水源取自杭州湾海域。围隔堤坝合拢时水体为劣IV类海水，富营养化十分严重，浮游植物密度几乎达到赤潮暴发临界水平。

2006—2008年，上海海洋大学何培民教授团队在城市沙滩围隔海区首次使用大面积栽培大型海藻真江蓠的方法进行生态修复，发现大型海藻栽培对富营养化封闭海区具有显著生态修复效果。2006年9月开始大规模栽培真江蓠，1个月后与非修复区相比，修复区水体活性磷几乎检测不出，无机氮已达到I类水质标准，修复区氨态氮、硝态氮、亚硝态氮、活性磷分别降低了92.0%～92.8%、34.7%～78.7%、46.5%～88.3%、49.8%～100.0%，高锰酸盐指数(CODMn)、5日生化需氧量(BOD5)、叶绿素a(Chl a)含量分别降低了19.4%～28.9%、18.0%～39.4%、22.6%～70.3%，溶氧(DO)含量比对照区增加6.8%～19.4%，水体透明度增加2.7%～12.6%。修复区海水水质自2006年11月起均转变为I～II类，其中2006年12月至2007年2月间均为I类海水。2006年10月至2007年5月间营养状态指数均小于1。6个月后水体中已检测不出氨态氮，透明度由原先的0.5 m提升至3.0～6.0 m。栽培真江蓠后，整个封闭海域浮游藻类密度一直控制在1×107个/m3以下。封闭海域大型海藻生态修复匹配模式估算表明，维持1.72 km2封闭海域常年处于II类均值水质，需栽培真江蓠18.0吨，维持海区常年处于I类均值水质，需栽培真江蓠21.8吨[8]。

4.2 山东省半封闭海域桑沟湾多营养层级生态养殖生态修复案例

桑沟湾是位于我国山东半岛的半封闭海湾，面积约144 km2，是我国重要的规模化海水养殖海湾。该湾自20世纪50年代开始就开展了海带筏式养殖，目前主要养殖种类为海带、长牡蛎(Crassostreagigas)、栉孔扇贝(Azumapectenfarreri)、刺参(Oplopanaxelatus)、皱纹盘鲍(Haliotisdiscus)等，其中海带年产量约8万吨(干重)，长牡蛎产量6万吨，栉孔扇贝1.5万吨。多年来，桑沟湾海带养殖一直处于主体地位，随着养殖种类多样化，逐步实践并发展了大型海藻、贝类、海参、鱼类等多种多营养层次生态养殖模式，其中以“海带-鲍-海参”、“海带-牡蛎-海参”等形式的筏式多营养层级生态养殖模式，以及鳗草(Zosteramarina)床海区海珍品底播生态养殖模式的应用最为广泛，并取得了显著的经济、生态、社会效益[39-41]。以“海带-鲍-海参”多营养层级生态养殖模式为例，每个养殖单元(4条浮梗)可增加产值1.68万元，综合效益提高30%以上，所提供的食物供给功能服务价值远高于鲍单养和海带单养，价值比分别为2.06∶1和9.83∶1[42]。多营养层次生态养殖模式在提供优质蛋白、产生经济效益的同时，还兼具水质调控、气候调节等生态服务功能。据估算，桑沟湾海带养殖每年可移除2.8万吨碳和1 538吨氮[26]；年际尺度的溶解无机碳收支估算结果表明，桑沟湾整体表现为“碳汇”，固碳强度达1.39×105吨/年[43]。国内外多种不同方法的研究均证实，桑沟湾规模化养殖虽已开展了30多年，但水质和沉积环境质量仍保持在Ⅰ类水平[44-45]。近些年来，以多营养层级生态养殖模式为核心的“桑沟湾模式”在世界范围内得到了广泛认可[46]。2016年，联合国粮农组织(FAO)和亚太水产养殖中心网络(NACA)将桑沟湾生态养殖模式作为亚太地区12个可持续集约化水产养殖的典型成功案例之一，并向全世界进行了推广[47]。

4.3 江苏省开放海域大型海藻栽培生态修复案例

江苏沿海辐射沙洲作为世界最大的潮间带辐射状水下沙脊，其滩涂面积日益淤积扩大，生态系统区域特色鲜明。然而，据海洋环境质量公报显示，陆上污染输入耦合内源养殖污染使该海域富营养化明显，环境质量退化严重。

自20世纪80年代初以来，辐射沙洲海域逐渐形成了以经济红藻条斑紫菜为主要栽培品种的海水养殖产业。随着人类对海藻食品和产品需求的日益提高，其栽培面积和产值也不断增加，已形成价值200亿的条斑紫菜行业经济产业链，且基于条斑紫菜生态修复潜力而建立的生态修复模式和牧场经济也逐步形成。因此，对辐射沙洲海域条斑紫菜栽培牧场生态修复能力和碳汇贡献的研究已成为在该海域建立生态修复手段和策略的重要基点。2013—2014年上海海洋大学何培民教授团队对辐射沙洲海域开展的全年水质监测结果显示，辐射沙洲海域条斑紫菜核心栽培区(养殖面积约133.3 km2)营养盐浓度显著低于非养殖区，通过栽培和采收每月可移除8.04～1 495.72吨氮和0.19～43.86吨磷，栽培季节总共移除3 688.15吨氮和105.61吨磷。栽培133.3 km2的条斑紫菜可使辐射沙洲离岸5 km至100 km海域水体氮指标达III类海水标准，磷达到II类标准。条斑紫菜栽培总产量约5.895万吨(干重)，总销售额达65.08亿元[27]。

5 结论与展望

综上所述，大型海藻规模化栽培对富营养化海域具有十分显著的生态修复效果。我国近海富营养化比较严重，频繁引起藻华灾害发生[48-49]，为此，我国更需要发展大型海藻栽培产业，并通过规范有序开展规模化大型海藻栽培和收获，有效控制和削减近海富营养化程度，最终抑制赤潮、绿潮、金潮等发生。同时，大型海藻也是一种健康海产品，具有较高的经济价值，目前我国海藻产业已达2 000多亿元，可见大型海藻栽培产业的发展不但可以治理近海富营养化环境问题，还可以带来巨大的经济效益和社会效益。美国前藻类学会主席Charlie Yarish教授在2014年世界养殖大会上就提出应用大型海藻经营海洋污染物的理念，即通过大型海藻把海洋污染物转化为经济价值的产品，这与我国现在倡导的污染物资源化利用理念相一致。若我国能更好地发展多营养层次生态养殖、海洋牧场等模式，将会带来更大的经济效益。总之，研究人员需坚守“自然修复为主，人工修复为辅”的生态修复理念，在沿海富营养化海域治理过程中，上述生态修复工程技术有望得到广泛应用。