全球海洋生态系统正面临着前所未有的威胁, 在海洋污染、过度捕捞、气候变化等多重压力胁迫下, 海洋生态系统结构和功能正发生着深刻变化^[1-2], 面临栖息地退化、物种多样性下降和生态系统功能丧失等风险^[3-5]。世界自然基金会(WWF)报告, 过去50年间, 全球海洋生物多样性下降了近50%, 珊瑚礁生态系统退化面积超过50%, 海洋鱼类种群数量锐减, 海洋生态系统健康面临严峻挑战。

海洋生态系统健康评价是进行生态管理的重要工具, 综合考量生态系统的结构和服务功能, 衡量健康状况, 为保障海洋生态安全、实现可持续发展提供科学依据^[2]。海洋生态系统健康评价方法, 已从传统的单一指标体系发展成多维度、多指标评价的综合方法^[6], 如Halpern等^[7]提出的海洋健康指数法(OHI指数), 欧盟水框架指令指出利用生态质量比(EQR指数)综合评价生态系统健康状况^[7-8]等。前期研究在评价模型构建、指标选取、阈值确定等方面对生态系统健康评价方法进行诸多改进。然而, 不同环境类型水体的区域差异也是影响生态系统健康程度的重要因素之一, 空间异质性应在评价中充分考虑^[9], 需要开展科学分区的深入研究。

海洋生态系统分区的核心在于通过识别不同生态系统的空间异质性, 划分同质区域。通过合理的分区, 将复杂的生态系统划分为各个子区域, 有助于精准识别各区域的生态特点及问题, 最大程度地减少空间利用的冲突, 以维护生态系统服务并进行针对性的保护和管理^[10-12]。目前国内外对海洋生态系统分区的研究不断深入, 并在海洋保护区规划、渔业资源管理、旅游服务业等领域广泛应用^[13]。在生态系统健康评价领域, 胡益峰等^[14]、金余姊等^[15]论述了分区在典型海域健康评价中的重要性, 然而尚缺乏具体的分区方法研究。本文综述了海洋生态系统分区相关方法及应用, 并进一步围绕近海生态系统健康评价分区需求提出新视角, 旨在为该领域的研究提供新的思路。

1 海洋生态系统分区的发展历程 1.1 国际海洋生态系统分区的发展历程

目前国际上对海洋生态系统分区没有明确的定义。“生态区”这一概念最早由加拿大森林学家Orie Loucks于1962年提出, 即具有相似生态系统或期待发挥相似生态功能的陆地及水域^[16]。美国于20世纪30年代建立以海洋资源开发与保护为目的的哈特拉斯角国家海滨区, 为以后的生态分区奠定基础^[17]; 随着联合国人类环境会议提出“海洋生态系统健康”概念^[18], 世界海洋环境保护意识逐渐觉醒, 分区工作逐步向功能化、应用化转变。1992年, 联合国环境与发展大会通过了《21世纪议程》, 首次提出“基于生态系统的海洋管理”理念^[19]; 欧盟提出“栖息地指令”, 建立“Nature 2000”海洋保护区网络, 依据底质类型和水团特征划分管理单元^[20]; 加拿大环境合作委员会(CEC)开展陆海生态系统分类研究^[21], 海洋生态系统分区管理的研究逐渐兴起。

21世纪伊始, 海洋生态系统分区逐渐向着精细化、标准化和法制化发展。2000年, 欧盟正式颁布《水框架指令》(Water Framework Directive, WFD), 并于2003年发布该指令的指导性文件《过渡水体和近海类型、参照状态和分级体系》, 明确指出了根据盐度、经纬度、地质地貌、水文条件等指标的近岸水体分类分区体系^[7]。2007年, 联合国《海洋生态区划》(Marine Ecoregions of the World, MEOWs)将全球海岸带和海洋陆架区域划分为12个生态域、62个生态大区、232个生态区, 是全球首个综合性海洋生物地理分区框架^[22]。2008年, 欧盟发布《海洋战略框架指令》(EU Marine Strategy Framework Directive, MSFD), 要求成员国将海域划分为生物地理分区, 设定“良好环境状态”目标^[23]。2009年, 联合国教科文组织主导《全球公海和深海海底生物地理分类》(Global Open Oceans and Deep Seabed Biogeographic Classification, GOODS), 聚焦国家管辖范围外的海域及水深大于200 m的深海海域, 多维度、多层级对全球海洋进行分类, 实现从“描述性划分”到“管理型分区”的跨越^[24]。2012年, 美国发布《海岸带和海洋生态分类标准》(The Coastal and Marine Ecological Classification Standard, CMECS), 基于2个基础环境(生物地理环境和水生环境)和4个核心组份(水体特征、地形地貌、底质成分、生物群落)的海洋分类分区框架, 推动对生物群落、物种保护、重要栖息地及关键生态系统组成部分的监测、评估、保护、恢复和管理^[25]。2014年, 欧盟发布《海洋空间规划指令》(Maritime Spatial Planning, MSP), 其主要目的是促进可持续发展, 确定海洋空间的不同用途, 以及管理海洋区域的空间用途和冲突。要求成员国制定并实施海洋空间规划, 明确不同海洋区域的功能和用途, 协调海洋经济活动与环境保护^[26-27]。2023年, HELCOM HOLAS 3(2016—2021)发布, 以Assessment Units的分级体系(全海域→分海盆→近岸/外海→近岸水体)对波罗的海进行分层分区, 用于在不同空间尺度上做分类评估与汇总^[28]。

综上所述, 生态系统分区的概念由陆地逐渐向海洋衍生而来, 伴随着社会经济的发展及全球海洋环境保护意识的普遍觉醒, 各个国家和地区陆续建立了依托科学框架与法律工具的多种分类分区体系, 为其海洋生态系统可持续管理和保护提供了技术支撑。

1.2 我国海洋生态系统分区的发展历程与现状

我国对于海洋生态系统分区领域的研究起步较晚, 1989年国家海洋局首次启动全国海洋功能区划, 2002年正式发布《全国海洋功能区划》, 我国海洋分区体系初步形成^{[26, 29-30]}。2004年启动的“908专项” (中国近海海洋综合调查与评价)历时8年, 实现了我国近海环境资源的全覆盖勘测, 获取1.02×10⁶ km²水体数据和6.4×10⁵ km²海底数据, 为分区提供关键科学支撑^[31]。2015年《全国海洋主体功能区规划》发布, 将海洋空间划分为优化开发、重点开发、限制开发和禁止开发4类区域, 我国海洋分区体系进一步完善^[32]。2020年《海洋生态分类指南(试行)》首创“双梁四柱”分类框架, 以生物地理场景和水生场景为“双梁”, 以水体、地形地貌、底质、生物4个组分为“四柱”, 为海洋分区提供标准化工具^[33]。2023年5月编制完成《海洋生态分类》行业标准, 划分了847个分类单元, 在此基础上, 完成三级分区, 将我国近海划分为3个生态一级分区、22个生态二级分区和53个生态三级分区, 该标准于2024年12月正式实施, 作为一项基础性标准, 为后续的海洋生态分区提供统一的分类框架^[34]。2023年12月发布《中国近岸海域生态四级分区(试行)》, 聚焦人类活动密集的近岸海域, 将我国20个三级分区细分为132个四级生态区(表 1)。该分区的完成, 标志着我国全面完成陆海生态分区^[35]。虽然我国海洋分区起步较晚, 但精细的分区体系为全球海洋管理提供新范式。

2 海洋生态系统分区方法概述

梳理现有文献, 海洋生态系统分区方法可以分作3类, 分别是基于关键环境因子的分区方法、基于生物群落特征的分区方法、和基于生态系统服务功能的分区方法, 其分区依据及核心目的各有侧重。

2.1 基于关键环境因子的分区方法

该类方法主要通过经纬度、水深、温度、盐度、底质条件等对海洋生态系统结构和功能起着决定性作用的因子^[36], 划分出具有相似环境特性的生态区域, 强调非生物环境导致的生态系统差异。关键环境因子的识别主要基于对研究区域的长期观测数据和空天遥感数据, 利用主成分分析、聚类分析、模糊分类等方法识别, 在此基础上, 结合地理信息系统技术等手段, 开展海洋生态区域划分。

欧盟《过渡水体和近海类型、参照状态和分级体系》指导性文件指出A型和B型2种分区体系, A型采用盐度、潮差、水深3项指标作为近海区域划分依据; B型方法将经纬度、潮差、盐度作为强制性指标, 深度、流速、浪高、水温、浊度、混合特性、底质成分、水体滞留时间等多项因子作为可选指标, 分别对过渡水域和近岸水域进行分区(表 2)。北海和波罗的海根据盐度及管理评估单元将该区域分为23个子区域(图 1a), 并为不同区域设置不同的参考值和阈值开展富营养化评价^[37]; 德国威悉河基于威尼斯体系, 根据盐度将河流分为淡水区(盐度 < 0.5)、低盐区(0.5 < 盐度 < 5)、中盐区(5 < 盐度 < 18)、多盐区(18 < 盐度 < 30)和海水区(30 < 盐度 < 40), 并对淡水段按形态、滞留时间与利用方式进一步细分, 分区域开展富营养化评价(图 1b)^[38]。2023年, 保护东北大西洋海洋环境公约组织(OSPAR)完成了2015—2020年度第四轮富营养化专题2022-07e《统一程序》(Common procedure)修订版, 在制度层面强化了分区的重要性——先划分海域评估单元, 在几个单元内部先计算营养盐浓度、生态响应、指示物状态等指标, 再判断该单元生态状况^[39]。刘录三等^[40]基于河口的盐度分布、水文特点、地形条件等自然地理因素, 加之对于悬浮物、pH、水温、溶解氧、沉积物等关键环境因子的考虑, 利用层级分区方法对长江口水域进行分区, 分别分为长江口过渡区、长江口外近海区、杭州湾和舟山海区4个区域。

2.2 基于生物群落特征的分区方法

该类方法聚焦典型生物群落的空间分布, 基于物种的丰度、优势种、物种丰富度等能够直接反映生态系统的生物组成与结构特征的因子进行分区, 强调生物反映的生态系统特性, 在海洋生物保护及典型生态系统监测管理中被广泛应用^{[11, 41-45]}。基于不同海域生物群落的长期调查数据, 运用聚类分析等统计方法, 将具有相似生物群落特征的区域划分为同一类生态区域^[46]。该方法在海洋生物多样性保护中具有重要应用价值, 能够准确识别相似生物群落区域, 为生物多样性保护和海洋空间规划等管理行为提供可以依循的生态边界^[47]。

澳大利亚大堡礁海洋公园分区是这类方法的典型案例, 研究人员根据珊瑚的群落特征, 包括种类、密度、生物多样性等, 将大堡礁划分成多个生态区, 并根据各区域生物群落特征针对性地制定管理和保护措施^[48-49]。在国内, 蒋金龙等^[50]以泉州湾为例, 开展海洋生物多样性保护规划, 建立基于海岸带综合管理的海洋生物多样性规划分区体系, 分别为生物多样性严格保护区、生物多样性重点保护区、生物多样性一般保护区、生物多样性保护防治区, 为实际开展海洋生物多样性保护提供指导。

2.3 基于生态系统服务功能的分区方法

该类方法聚焦休闲旅游、渔业生产、交通运输等生态服务功能, 关注人类福祉与生态功能的耦合关系, 强调不同区域生态系统为人类提供服务的差异。生态系统服务能够为空间规划决策提供信息, 直接影响相关部门的规划和管理, 与人类活动联系紧密。海洋空间规划(MSP)为海洋生态系统功能分区提供重要框架, 强调协调海洋空间内不同人类活动与生态保护的关系^[51], 合理安排渔业捕捞区域、旅游开发区域与生态保护区域, 避免不同人类活动之间的冲突。

Arkema等^[52]将生态系统服务纳入沿海空间规划中可以为人类和自然带来更好的结果, 并以伯利兹为例确定了3种生态系统服务(图 2), 分别为渔业捕捞收入、旅游业、沿海生态保护, 基于3种功能对伯利兹沿岸进行分区(共分为9个区域), 验证了基于生态系统服务的空间规划框架使生态系统服务的收益均增加。de Sosa等^[53]提出基于生态系统服务的河口区域划分的概念, 强调合理的分区有助于进行生态系统服务评价, 精准识别不同区域的生态功能与服务潜力。近年来, eDNA在大范围近岸生物地理划分中表现出与传统监测一致的群落格局识别能力, Jacquemot等^[54]和Seymour等^[55]通过分层建模深入了解空间和环境对沿海特定属分布的影响, 捕捉广泛空间尺度上的生物多样性动态, 为群落同质区界定提供了更高通量的数据支撑。

应用该类方法, 我国出台了《省级海洋功能区划编制技术要求(海管字〔2010〕83号)》^[56]和《市县级海洋功能区划编制技术指南(海管字〔2013〕8号)》^[57]将海洋功能区划分为8个一级基本功能区, 包括农渔业区、港口航运区、工业与城镇用海区、矿产与能源区、旅游娱乐休闲区、海洋保护区、特殊利用区、保留区8个功能区, 一级功能区下分别有二级功能区^[30]。《山东省海洋功能区划(2011—2020年)》^[58]于2012年由国务院批复实施, 结合海洋自然环境和自然资源特征、海域开发利用现状、环境保护及海洋经济战略发展需求, 划分了8个类别329个海洋基本功能区, 成为支撑各级政府管理海域使用和海洋环境的重要依据^[59-60]。

2.4 小结

在前期研究中, 生态系统主要基于关键环境因子、生物群落特征及生态系统服务功能3个视角开展分区, 并应用在富营养化评价、海洋生态系统服务评价、海洋生态保护、海洋功能区划等多个领域被广泛应用, 为海洋生态管理提供了重要参考。然而, 在海洋生态系统健康评价领域的应用较少, 袁晓娟等^[61]以山东某海上油田开发项目为例初步阐述分区评价的重要性; 金余娣等^[15]以象山港为例开展分区评价方法研究, 基于水交换特征、水团分布特征、水环境、沉积环境和生物生态特征将象山港分为5个区域。但相关研究尚未形成一套完整、规范的海洋生态系统健康评价的分区方法体系。

3 近海生态系统健康评价分区模式展望

我国沿海地形地貌和水动力环境存在高度的空间异质特征, 导致不同类型水体之间, 以及同类型、不同范围水体之间的生态系统功能存在空间差异, 在开展健康评价时不应将其作为同类水体或一个整体开展评价, 而应该根据其自然属性和不同区域的生态功能差异进行分区评价。典型水体的自然属性一般包括陆源、海源、地下水等不同来源水团的组成与结构, 研究区域水体的交换速率与滞留时间, 以及研究区域的沉降环境特征等, 一般作为海洋生态系统健康评价分区的主要依据。同时, 在分区过程中, 应考虑研究区域的生态服务功能定位差异, 进行精细化调整。

回顾现有成果, 海洋生态系统健康评价分区方法领域的研究尚处于初步探索阶段, 缺乏客观、成熟的方法体系。本文参考欧盟水框架指令(表 2), 针对河口和海湾等典型水体, 初步提出了一套耦合关键分区因子(N)和其他因子(X)的近海生态系统健康评价分区模式(X+N)。该模式选取能够表征研究区域水团特征的指标作为关键分区因子(N), 并进一步选取对研究海域生态健康产生一定影响的其他环境指标作为其他因子(X), 如表 3所示。

河口作为河流与海洋的交汇区, 是陆海相互作用的典型过渡带, 以咸淡水混合形成的盐度梯度为其本质特征。与单一均质的水环境不同, 河口区域的水体由来自陆源、海源不同水团构成, 其盐度分异直接控制河口的物理混合过程及生物分布, 影响着河口的生态系统格局, 是研究河口区域不可忽视的核心指标(N)^{[30, 37, 62-63]}。盐度锋面构成生态过渡边界, 是生物地理隔离的天然屏障。例如, 长江口流域随盐度梯度分异明显, 对应浮游动物群落结构变化显著, 南支水域(盐度0.07)以淡水种剑水蚤(Sinocalanus dorrii)为绝对优势种(优势度0.93), 而口外水域(盐度23.13)以外海种如亚强次真哲水蚤(Subeucalanus subcrassus)和近海种中华哲水蚤(Calanus sinicus)为主^[64-65]。我国于2024年印发团体规范《近岸海域富营养化评价技术规范》, 明确提到河口盐度分区, 并基于盐度分区结果开展富营养化评价^[66], 在我国近岸海域生态系统健康分区评价中可借鉴使用。

《联合国海洋法公约》^[67]规定: 海湾需是明显水曲, 海洋伸入陆地形成明显水曲, 其凹入程度与曲口宽度比例需使水域被陆地环抱, 且水曲面积不小于以湾口宽度为直径的半圆面积; 若湾口宽度≤24 n mile, 则封口线内水域属内水。受陆地环抱及地形的复杂影响, 海湾的生态环境呈现显著空间异质性。然而相较河口, 海湾区域的水体虽同样存在陆源、海源等不同来源, 但往往不存在锋面, 难以通过盐度作为核心指标进行区分。相较开放水体, 海湾的水交换能力受限, 直接影响水体污染物扩散、生物活动范围及生物化学地球循环过程。潮差通过纳潮量(单次潮周期进出水体体积)调控海湾水体交换, 影响沉积动力, 对海湾水体物质循环及交换起决定性作用, 例如, 前期研究表明潮差梯度形成的潮汐峰, 阻碍不同水团融合, 形成生态分区界面, 是海域生态分区的有力参考。同时潮差驱动生态过程与生物分布, 浮游植物、浮游动物及部分底栖生物活动范围随潮汐变化明显; 弱潮区缺氧水团聚集, 底质还原性强, 更易富集重金属和营养盐, 而强潮区的高溶氧环境下有较高的生物多样性^[68-70]。因此, 我们初步提出将潮差作为关键分区因子N, 并结合空间分析软件及统计学方法计算潮差阈值, 对海湾生态系统健康评价进行分区。

4 结语

在国内外海洋生态系统健康评价领域, 现有研究多从模型构建、指标选取、阈值确定等方面对评价方法开展研究和优化, 忽视不同环境类型水体空间异质性对评价结果的影响, 在健康评价的分区方法方面研究不足。本文以生态系统健康分区评价为目的, 初步建立了耦合关键分区因子(N)和其他因子(X)的近海生态系统健康评价分区模式(X+N), 为海洋生态系统健康评价方法从模糊均质到空间异质的转变提供了一个新的研究思路。

然而, 与陆地分区不同, 海洋具有开放性、流动性等特点, 边界确定相较于陆地更为复杂, 考虑因素更多。未来近海生态系统健康评价分区方法仍需从水体垂直分区(河口盐度垂直分区)、海洋灾害频发区(藻华影响区)、极端事件干扰区(台风干扰区)、变化响应(环境治理响应)等方面对N+X模式不断完善; 同时选取典型河口或海湾, 开展大、中、小不同尺度的生态系统健康评价分区实证研究, 提出分区因子的合理阈值, 并开展验证分析, 进一步完善近海生态系统健康评价分区技术方法体系。