近岸海域是陆地、海洋、大气系统的耦合区域，各种环境过程相互作用相对活跃。与陆地毗连，近岸海域在海洋生态系统中最富生物多样性，拥有生态服务功能最高，是多种鱼类及海洋生物的重要栖息地，构建了整个海洋生态系统的重要基础^[1]。其丰富的生物活动不仅为全世界提供了大量渔业捕捞量，还为人类的生产、生活与休闲活动提供了多种资源，是人类重要的生存环境。我国幅员辽阔，海岸线绵延漫长，近岸海域具有重要的战略地位。其蕴藏了丰富的矿产、渔业和旅游资源，对其开发、利用和保护对国民经济增长具有重要意义。改革开放以来，沿海地区已成为经济增长最迅速，人口覆盖最密集，社会发展最繁盛的区域，对整个中国的经济增长贡献突出。

近岸海域生态系统受到陆地与海洋的双向作用影响，对人类活动的响应非常敏感，生态系统脆弱性强。由于人类沿岸活动加剧，近岸海域富营养化和赤潮问题频繁出现，引起了全球范围内的广泛关注^[2-4]。欧盟海洋战略框架指令(european union marine strategy framework directive)将近岸海域赤潮定义为由于人类活动，水体中营养盐富集引起藻类等初级生产力生物量增加，导致有机物平衡改变、水质恶化的现象^[5]。赤潮不仅严重破坏海洋生态系统平衡、影响渔业，造成直接经济损失，还通过直接接触或食物链富集危害人类健康。赤潮已经成为一大海洋灾害，引起了各国政府及科学界的高度重视。我国的渤海周边海域、东海长江口邻近海域和南海近岸海域是3个典型的赤潮高发区。形成赤潮的藻类能够通过多种途径，如产生毒素、损伤海洋生物鳃组织、改变水体理化环境等危害海洋生物生存，或使生物染毒，从而危及海水养殖、人类健康和生态安全。在此背景下，本文在分析近岸海赤潮研究的基本理论基础上，结合国内外对近岸海域赤潮研究的方法与成果，探讨我国近岸海域赤潮灾害控制的途径与技术方案，为近海生态环境管理与保护提供参考与理论依据。

1   近岸海域赤潮发生机制的研究方法与基本理论

1.1   近岸海域赤潮发生机制的主要研究方法

海洋表层水体浮游植物的生长机理一直是海洋生态系统动力学研究的重要科学问题。近岸赤潮发生机制的研究的通过对浮游植物生物量的获取，主流的研究方法可以大致分为现场观测、卫星遥感观测与模型模拟^[6]。

现场观测是对浮游植物生物量最直接的研究方式，浮游植物藻华现场观测研究始于大西洋近岸海域，19世纪末就有对其的研究^[6]。随科技发展，自1931年起，欧洲北海大部分海域开始以月为单位对浮游植物进行长期观测^[7]。然而这种长期连续观测仅在发达国家部分地区得到实现，因此，目前对赤潮发生机理的理解具有较强的地域性倾向^[2]。自20世纪60年代，以美国为例的海洋技术强国开始海洋监测平台的研究，浮标、潜标系统成为海洋环境调查的重要监测设备。其中，自动监测浮标具有连续、长期、在线自动观测等优点，且能在恶劣气候环境下继续工作，是近岸赤潮监测预警的有效途径^[8]。如美国国家海洋与大气管理局(national oceanic and atmospheric administration, NOAA)的国家浮标资料中心(national data buoy center, NDBC)提供了大量全球浮标采集海洋资料数据。2004年，厦门市海洋与渔业环境监测站在其附近海域布设了5台海洋水质在线监测浮标，并成功进行了同安湾赤潮短期预报工作^[9]。随后，山东、广西、海南、浙江、广东、河北等省份也先后建设了近岸海域水质浮标在线监测系统，截至2014年，全国含在建的，不含国家海洋局系统的海洋水质浮标在线监测系统总数达到67套^[10]。另外，船只走航采样也是浮游植物生物量信息采集的一种重要途径，主要通过现场仪器测定或获取海水样品进行实验室测定。尽管现场观测数据能够提供最为准确的信息，但受限于时间与经济成本，发展中国家难以实现短周期连续观测，而浮游植物快速的生长率和海洋多变的气候环境也使连续时间序列及大尺度空间序列数据采集困难。

卫星水色遥感观测，自1978年美国航空航天局(NASA)发射了搭载在Nimbus7卫星上的海洋水色Coastal Zone Color传感器(CZCS)，在过去40年间发展迅速。学者们以CZCS水色传感器数据反演了全球叶绿素a浓度并建立了全球浮游植物分布图谱，证明了以卫星获取表层水体叶绿素a浓度信息的可行性。此后，第二代、第三代海洋水色卫星相继发射，进一步推动了浮游植物生物量遥感反演的研究进程。遥感技术弥补了现场观测的弱点，其观测范围大、时效性强特点能够实现其他方法所不能达成的海域全局长系列连续观测。遥感不仅是高覆盖、高同步的海洋水色数据来源，而且降低了时间、经济成本，扩展了海洋学研究时间与空间广度，促进了浮游植物生态学发展^[11]。

模型模拟是研究污染物入海后输移规律的途径，建立模型能够探明污染物在水体中的时空分布变化，明确污染物对近岸生态系统的影响。对于近岸海域，由于河口-海岸尺度的生态系统自然环境条件复杂^[2]，经济、建设时间成本高，受时间空间尺度限制大等原因^[12]，物理模型的建立比较困难，因此，目前对物理模型的研究相对较少，数值模型是海洋生态系统研究的主要方法。

数值模型对赤潮发生机理的研究，主要的模拟内容是水生态系统动力过程、营养盐循环、浮游植物的生命周期等^[13]。对数值模型的研究经历了一系列的发展，从单一营养物质负荷到多状态变量复合影响，从水体一维模型到多维动态模型，从单一藻类生长到水体动力学、生态动力学耦合过程。上世纪20年代，学者们即对春季赤潮的发生机制进行了研究，他们认为初级生产力的变化特征主要与太阳辐射能量与温度垂直结构相关^[14]。这些定性认识在1935年被挪威学者Sverdrup上升至理论高度^[15]。Sverdrup理论揭示了挪威海春季藻华发生的物理、生物过程耦合机制。1949年Riley与Stommel等建立了一维垂直数学模型，模拟了北大西洋浮游植物的季节性变化^[16]，自此海洋生态学由定性描述走向了定量模拟^[17]。直至上世纪80年代，对生态动力学的研究均主要以Riley模型为基础。此后，数值模型经历了从零维模型到三维模型的发展，耦合了生物、化学、物理等多学科交叉的复杂过程。我国对海洋生态学的研究自1958年的海洋普查开始，在上世纪80年代前，研究内容主要以现场调查为主；90年代开始，随着一系列重大项目带动，逐渐开始对模型的研究。赤潮发生模拟研究的发展趋势是多学科、多专业相结合，借助船舶走航监测、站点监测和卫星遥感等多种手段获取的海洋数据可作为赤潮生物量预报预测的基础。在此基础上，生态动力学模型还在赤潮预测预报工作中进行了发展与应用。王洪礼等依据食物链关系，建立了营养盐-浮游植物-浮游动物间耦合的生态动力学模型^[18]。Wong等基于浮游植物生消周期与垂直湍流混合的关系建立了近岸藻华暴发预测模型^[19]。然而由于这些模型受限于对海洋生态环境机理认知不足，目前较多的依赖于假设与经验关系^[20]，难以全面的考虑赤潮暴发的所有环节(如水气边界处理以及浮游动物动力学等)^[21]。

1.2   近岸海域赤潮发生机制的初步认识

赤潮发生的主要原因有水质因素，生物因素和环境因素三方面。其中，水质因素主要为水体富营养化即水体中营养物质的富集。对地表水藻华的研究主要开始于上世纪60年代，早期多以P为限制因子，Vollenweider建立了P与浮游植物生物量(叶绿素a)的信号响应方程，他发现75%的叶绿素a浓度变化可以用P输入解释，证明了营养盐增加与浮游植物生物量的相关关系^[22]。而对近岸海域赤潮相关研究却直到90年代才得到学术界的重视^[23]。早期对近岸海域赤潮相关的理解很大程度上受到湖泊概念的影响^[2]，认为系统的某种状态响应与营养物质的输入紧密联系，并呈直接线性关系，以此为依据，早期河口与近岸海域学者们建立了以营养盐输入变化作为信号，以浮游植物生物量、初级生产力、溶解氧以及浮游植物分解等现象作为对信号响应的一系列关系式。

尽管Vollenweider模型理论成功在部分海域得到了应用^[24]，但由于近岸海域N、P生物化学循环过程与地表水环境具有一定区别^[25-26]，在很多区域却不适用。当时的研究认为，N为海洋水体的限制因子^[23]，然而在人类活动影响下，近岸水体营养盐输入增多，N制约主要发生在深海这样的稳定海域。近岸海域也可能呈现P制约、Si制约以及N、P共同制约状态，并且限制性的营养盐可能随季节、环境条件不同而变化。如Elser等发现，仅单独增加N或P营养盐输入对基础生产力的促进作用远小于同时增加两种元素的作用，从而证明了N、P的共同制约效应。因此，营养盐比(nutrient ratios)更适合作为浮游植物生长驱动因子进行研究^[2]。沿岸营养盐的输入影响了水体的营养盐比，而营养盐比与区域浮游植物群落结构息息相关。以珠江口为例，2004~2006年间，海域Si/N呈下降趋势，对Si需求量低的藻类得到了更优势的生产环境，浮游硅藻类的生长优势被甲藻逐步取代^[27]。同时，藻类群落结构的改变将影响摄食者生长，进而影响整个生态系统。

此外，生物因素与环境因素也是影响赤潮发生的主要原因。Hickel在统计德国湾黑尔戈兰岛附近海域34 a浮游植物生物量时发现，由于水文条件制约，营养盐浓度的增加并没有造成浮游植物生物量的增长^[28]。Edwards等对大西洋东北部和北海赤潮长序列空间分布进行研究后认为，环境因子如温度、盐度和北大西洋涛动(NAO)对赤潮的暴发影响比营养盐浓度的增加更强^[29]。因此，不同环境条件下，外源输入的营养盐吸收率及转化为生物量的通路是不同的^[2]。在明确仅以营养物质作为赤潮发生原因的局限性后，考虑近岸海域生态系统整体对营养物质响应的复杂性以及生态系统的差异性，学者们通过识别生态系统生物学特征以及气候变化、季风、海流等环境因素，充分考虑了不同生态系统对营养盐的敏感性特征^[30]。生态系统对营养盐负荷的响应被划分为直接响应与间接响应两类，更真实的体现了近岸海域生态系统赤潮相关要素的变化。直接响应包括：叶绿素、初级生产力、浮游植物生物量增加；有机碳沉降；氮磷比、硅氮比改变；藻华形成周期改变；植物群落类型改变。间接响应包括：海底生物群落、海底生物量、水生植物类型改变；种群多样性改变；水体透明度与透光率降低；沉积物理化性质改变；底层溶解氧降低；浮游植物摄食者死亡率、食物链结构变化等。此外，学者们还肯定了生态系统逆响应的可能性，认为由营养盐负荷引起的初级生产力变化可以反作用于水体中营养盐浓度，形成营养盐的逆响应^[31]。Hughes等针对美国加利福尼亚州中部艾尔克豪恩河口近岸海域18个研究点，对可能影响水体富营养化的因子进行主成分分析。他们发现，影响近岸海域富营养化的主要因素是物理环境的特征，包括感潮范围、水深、水温、盐度、距河口距离以及浊度，而并非营养盐输入。他们认为，职能部门可以通过对生态环境的管控，减轻当地海域富营养化问题，恢复生态系统活力^[3]。

近年来，全球气候变化驱动下的水动力和水质时空变化等问题成为水文学科研究的热点与趋势。Radiarta和Saitoh发现区域风况、海水表层温度及径流输入是影响叶绿素a浓度的主要驱动力^[32]。Fu等发现区域气候因子、径流及人类养殖活动等对渤海海域叶绿素a浓度时空特征具有一定影响^[33]。气候变化背景下的水文条件改变对近岸富营养化状况的影响主要包括：暴雨冲刷带来的大量陆源污染，极端干旱造成的海湾交换周期延长、自净能力减弱，海水层化现象加强利于鞭毛藻类种群生长，影响浮游植物群落位置与生产力水平^[34-35]。具体来说，水温升高不仅影响水体密度、表面张力和粘性等物理特性，还加快了生化反应速率，影响水生物酶活性等，有助于污染物质的代谢去除，对水体自净能力具有积极的意义^[35-36]。然而增加的微生物活性同时促进了沉积物中营养盐的释放，增加富营养状况^[37]。另外，温度提前升高也促进了浮游植物提前生长。美国切萨皮克湾的研究表明，同种条件下，0.8~1.1℃温度升高将藻类生物量峰值由夏季提前至春末^[38]。同时，表层水温升高改变水温层格局，促进近海海水垂向交换作用。海水的层化强度、分布和动态变化也对浮游植物群落结构具有重要的影响。由于有毒藻类更适应升高的水温并具有更强的垂向移动能力，蓝藻、沟鞭藻类等有毒藻类的生长、暴发的频次与强度均有所增加^[34]。

图  1  近岸海域赤潮概念图

Fig.  1  Concept map of HABs in coastal regions

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2   近岸海域赤潮的控制途径

2.1   外源营养物管控

尽管不同海域对营养盐负荷的敏感性不同，造成富营养化的关键因子也有所区别，但控制、切断外源营养物输入仍然是降低富营养化发生可能性的有效手段。常见的措施包括管理措施与工程措施两部分。

管理措施主要指政府职能部门完善水质指标与污水排放标准，建立相应的健全的法律法规，并严格执行污水排放的监督管理。加强水质调查监测，建立定期、定点监测网络，提高野外监测水平，实现环保部门、渔业部门及农业部门多部门协同合作的管理决策体系，保证各项工作能够做到有法可依、执法必严、违法必究。此外，还需加强环保宣传教育工作，提高公众环保意识，推进公众参与，加强沿海地区居民对富营养化危害、防治的认识，实现符合长远意义的经济与环境的和谐发展。日本在上世纪70年代制订颁布了《濑户内海环境保护特别措施法》，实施后成果显著，除大阪湾外，输入濑户内海的总磷和总氮量降低了50%，赤潮发生次数降低了三分之一^[39]。美国自1980年代开始对切萨皮克湾进行全面治理，通过多州协调行动、强化环保职权、流域问责制与污染物总量控制等管控手段，目前也取得了一定成绩。

工程措施主要指通过工程手段截断营养盐输入、控制污染物入海通量。截污工程通过切断陆源污染物排放路径，可以从根本上控制富营养化发生的人为因素。近年来，青岛市通过推进河道截污整治工程，基本实现了入海河流截污，对改善入海河口附近海域水生境具有积极作用^[40]。台湾大鹏湾2003年通过拆除了围海养殖设施、建立了人工湿地与污水处理工程，减轻了海域富营养状态，改善了附近海域水质^[41]。

2.2   内源污染控制

内源污染控制的主要方法分为物理与生物方法。其中，物理方法主要有清淤与深水曝气等。清淤多用于河口海域，主要为清除淤积底泥、维护航道通畅，而由于清淤过程能够去除富集营养盐的沉积物层，也能够有效改善水体水质。但是，在水动力条件复杂的近岸海域，清淤地点与深度必须经过严格分析控制，工程开始前必须对海域营养状况历史演进状况、营养盐在沉积物中转化过程、微生物环境以及氧化还原环境进行调研，以此来防止沉积物中的营养盐释放出来，成为内源污染源，反而导致水质恶化。因此，以清淤实现近海富营养化治理较为困难。深水曝气是通过工程手段向底泥中曝气，增加沉积物与水界面溶解氧浓度，从而控制底泥中磷的释放，更多的应用于湖泊、水库等相对稳定环境。生物方法主要指引进水生植物对水体进行修复，通过增强水生态系统自净能力来达到营养盐吸收控制的目的。微藻、大型藻类、陆生水草、红树林等植物能够对营养盐起到很好的吸收作用。Fei对福建、广东、广西、香港等海域养植区的大型藻类对水体富营养化吸收作用进行分析并提出了适用于水产养殖区的藻类种属^[42]。季仲强通过实验模拟与现场采样研究了海带对可溶性无机氮与活性磷酸盐的吸收特征与影响因素，确定了大型藻类对营养盐污染修复的作用^[43]。

2.3   有害赤潮的应急处置对策

由于赤潮发生机理复杂，富营养化治理并不能从根本上防治有害赤潮的暴发，因此，仍需加强有害赤潮的应急处置办法，最大程度的降低其危害。赤潮的管理涉及多部门密切合作，通过建立完善的海洋灾害应急管理体系降低赤潮危害。如美国建立了专门的行政应急管理机构，形成了完善的法规体系，最大程度利用了NOAA的先进预警技术，具有高效的运转机制^[44]。近岸海域赤潮的治理方法也是目前学术界的热门议题，近年来发展了许多新的治理方法。如Kim等应用分散性粘土对韩国海域赤潮暴发进行抑制^[45]。在我国，改性粘土法治理赤潮已取得了许多成功。如2005年南京玄武湖的蓝藻水华应急处置工程^[46]与2016年广西防城港附近海域的球形棕囊藻赤潮消除工程^[47]。

目前控制富营养化的核心机制均通过对溶解氧、营养盐处理来实现。然而由于富营养化发生以及赤潮发生机制尚不明确，目前还没有准确的模型能够预测人工干预下生态系统的响应。人工治理后的生态系统，在长期演进过程中是否能够真正得到改善目前仍不能确定。另外，对水质的治理效果取决于治理工程的规模，而由于治理效果的不确定性，在经济效益评估方面也具有很强的不确定性^[48]。因此，职能部门在制定赤潮治理方案时还需谨慎进行预算。出于以上原因的考虑，在进行富营养化治理的同时，现阶段仍需加强近岸水体水质的监控，预防赤潮灾害的发生。水质监测的实施往往需要将现场观测、遥感反演和模型模拟有机结合，三者互相补充，互相验证。通过现场观测与卫星遥感技术识别问题，再通过数值模型对问题进行验证并进行机理分析；或通过模型模拟发现问题，通过现场观测与遥感卫片加以证实。

3   结论与展望

海洋生产总值是我国生产总值的重要组成，经济建设与环境保护的不协调发展带来的污染负荷超过自然水体自净能力，导致局部经济发达地区近岸海域赤潮灾害频发。虽然我国各级管理部门近年来开展了不少环境治理工程，但关注点主要集中在陆地，对近海岸水环境治理成效并不显著。尽管已有不少赤潮灾害治理方法，国际上也有很多值得借鉴的成功经验，但是这些技术依靠的理论基础仍不成熟，且目前对治理成果的评价大多是短期的，缺乏长期跟踪研究。因此，在现有研究的基础上，今后的工作可以从以下几方面展开：

(1) 加强近岸海域赤潮灾害发生机理研究，进一步明确环境演变与外源营养盐输入对水生态系统影响的机制。应明确近岸海域有别于陆地水体的藻类种群特异性，并综合考虑海水盐度变化对藻类群落组成的影响，建立近岸藻类群落与不同浓度营养盐的响应关系。此外，也应定量研究气候变化与人类活动对生态系统的多重胁迫作用，确定水质指标对气候变化与人类活动的敏感性，尤其是多因素影响下的营养盐迁移、转化、富集机制。

(2) 在机理研究的基础上，可以加强赤潮模型优化研究。赤潮过程模型多以确定性的微分方程进行模拟，而气候因子、营养盐输入浓度、浮游植物生长活动等因素实际上都具有不确定性，因此，目前的模拟可能产生较大误差。近年来，学者们已经进行了模型不确定性分析、随机微分方程描述方法建立以及非过程模型建立等工作，这些都是今后进行赤潮模拟研究的重要领域。

(3) 目前对赤潮灾害的研究多将流域、河口、近岸海域作为独立的对象开展，将三者作为整体进行系统性研究的较少，难以将源头、过程、以及末端结合起来。另外，机理研究大多将营养盐循环、浮游植物生态动力学过程分离开来，也少有耦合食物链、有毒物质循环等过程的研究。今后的工作应加强流域-河口-近岸海域的水环境、水生态系统整体性研究。建立陆地与海洋间的联系，加强多学科交叉研究，为近岸海域环境问题解决提供科学基础。

(4) 目前我国对大部分近岸海域水质监测仍未实现长期连续监测，不能及时发现赤潮发生动态变化，对赤潮暴发的应急机制也因此难以达到预防层面。另外，考虑到近岸水环境复杂性特征与生态系统演进的不确定性，还需对已取得的修复效果进行长期观察。因此，各地方管理部门应加强近岸水质监测，不仅利于及时发现灾害事件，制定适应于近岸海域的生态治理修复措施，还能为科研部门提供长系列水质数据，为推进深入研究工作提供基础，对指导我国水资源保护和可持续发展利用具有重要意义。