海湾营养物质的来源较多, 包括流域面源、沿岸点源、海水养殖排放、大气沉降和地下水输入等。不同海湾, 其营养物质的来源组成比例各异。例如厦门湾总氮的输入以流域面源为主, 占85.1%, 沿岸城市污水输入占9.1%, 大气沉降输入占4.0%, 海水养殖输入占1.8%^[11]1]1]1]。对于巴西Paranaguá 湾, 无机氮的输入中, 流域面源输入占68%, 沿岸城市污水输入占21%, 而大气沉降输入占5%^[12]。另外, 在一些海湾, 营养物质通过地下水输入的通量也不容忽视。例如, 美国佛罗里达Biscayne湾南部, 地下水输入营养物质所占的比例与大气沉降输入的相当, 均为10%左右^[13]。海湾不同形态的营养物质, 其来源比例也不一样。如胶州湾, 其硝态氮、活性磷酸盐和硅酸盐的流域输入均多于大气沉降输入, 而氨态氮则相反^[14]。另外, 不同季节和历史时期, 海湾营养物质的来源组成也存在差异。例如, 大亚湾夏季硝态氮的大气沉降输入大于河流输入, 在冬季却相反^[14]。随着经济的发展, 在营养物质输入海湾通量增加的同时, 其输入的形态组分也发生变化。例如, 近百年来, 美国Narragansett湾总氮的输入量增加了73%^[15]。在20世纪早期, 由于自然土壤过程和牲畜废物排放, 50%~75%的氮沉降是氨态氮; 而到21世纪初, 因石化燃料的大量使用, 60%~66%的氮沉降为硝态氮^[15]。因此, 营养物质输入海湾的来源比例不同, 既与营养物质自身的性质有关, 也可能与海湾沿岸及其流域化肥使用状况、气候条件及经济发展状况等因素有关。

可见, 海湾营养物质来源较复杂, 特别是随着我国沿海地区经济的高速发展, 海湾营养物质的来源组成、形态比例及通量等发生了明显变化。但是, 目前对营养物质输入海湾的形态、比例、通量变化及其与人类活动的关系, 尚缺乏深入认识, 仍有待进一步研究。而识别海湾氮、磷等营养物质的来源和贡献, 是削减氮、磷污染负荷和控制海湾富营养化的关键所在, 对于制定环境综合管理措施十分重要。

国内外已有相关研究报道了氮、磷、硅等营养物质进入海洋后的形态、分布及其迁移转化过程^[16]。海湾中营养物质的生物地球化学过程主要包括：输移过程, 各形态之间的相互转化过程, 沉积物— 海水界面交换过程, 海洋生物生产过程, 颗粒沉降过程, 以及矿化成岩过程等^[17]。营养物质的存在形态及其分布, 受到化学、生物、水文及地质等因素的影响。例如, 水体中溶解有机氮在有氧条件下可以转化为无机氮^[18]。沉积物的氧化还原条件, 会影响硝化作用和反硝化作用, 以及沉积物中磷的形态^[19]。微生物也会分解颗粒态营养物质, 使其转变为无机氮和活性磷酸盐等^[20]。海洋沉积物作为营养物质重要的源或汇, 对海水中营养物质的收支起到重要作用^[21]。海水网箱养殖也会改变海湾中营养物质的迁移转化过程。例如, 大亚湾海水网箱养殖区沉积物中氨态氮、活性磷酸盐向上覆水扩散的平均通量分别为692.9和36.5 μ mol/(m²· d), 远高于对照区, 表明海水网箱养殖大大提高了营养物质由沉积物向海水的扩散通量^[22]。

海湾水体滞留时间的长短对营养物质的迁移转化过程会产生重要影响。有研究表明, 海湾水体滞留时间与氮的反硝化作用正相关^[23], 美国Chesapeake、Narragansett和Ochlockonee湾的水体滞留时间分别为7.6个月、0.85个月和0.1个月, 其各自反硝化消耗的氮占其总输入量的比例分别对应为26.1%、19.3%和10.7%^[23], 存在明显差别。相对于开阔海域而言, 硝态氮通过径流输入夏威夷Kaneohe湾后, 海水硝态氮持续高浓度的时间会更长^[24]。

近几十年来, 人类活动导致海湾中营养物质组分结构发生了显著改变。例如, 1981年, 胶州湾海水氮磷比值为18, 而到2001年, 海水氮磷比值上升到57^[5]。在美国Chesapeake湾, 输入海湾的氮、磷浓度及其比值也在近几十年逐渐升高, 其水质在20世纪80年代以后开始明显下降^[25]。

半封闭性海湾由于海水交换周期长, 物理自净能力弱, 营养物质更容易聚集, 引起富营养化^[23], 并会导致海水溶解氧下降, 甚至发生底层海水缺氧现象。同时, 海湾富营养化会导致沉积物氧化还原条件等理化环境的改变, 可能会影响沉积物中痕量金属的形态及其在沉积物— 水界面交换过程, 进而影响其活性及生物可利用性等^[26~28]。

营养物质的迁移转化, 一方面可反映海湾环境状况在人类活动影响下的变化, 另一方面又是阐释海湾生态系统演变的依托。然而, 在人类活动影响下, 海湾营养物质迁移转化过程正经历着前所未有的重大变化。尽管已开展了一些的研究, 但对营养物质在半封闭性海湾长期滞留聚集条件下迁移转化过程与机制的认识仍十分有限, 亟待深入展开相关研究, 以认知其与人类活动引起的海湾环境演变之间的关系。

人类活动引起的大量营养物质输入, 改变了海湾营养物质的浓度、形态和组分结构, 可能会对浮游植物群落结构产生重要影响。以胶州湾为例, 近50年来, 由于营养物质大量输入引起水体富营养化, 导致浮游植物优势种更替明显^[29]。营养物质的形态变化, 也会影响浮游植物对营养物质的吸收过程, 进而改变浮游植物群落间的竞争和演替进程。例如, 甲藻塔玛亚历山大藻（Alexandrium tamarense）和微型原甲藻较易吸收溶解有机磷, 这使得它们在低浓度活性磷酸盐环境下有竞争优势^[30]。营养物质输入也会改变海湾原有的营养物质组分结构, 可导致浮游植物群落结构发生变化, 甚至出现根本性的转变, 进而可能导致生物群落在较短时间内发生演替。氮、磷、硅正常比例加富条件对海水中生长速度快的小型硅藻有利, 但海湾中氮硅比值大幅度上升时, 其浮游植物群落结构却从硅藻主导群落向甲藻、蓝藻和定鞭金藻等主导群落转变^[31]。美国的Narragansett湾营养物质组分结构发生的变化, 可能是导致海湾甲藻数量增多、硅藻数量下降的重要原因^[32]。

营养物质输入海湾及其引起浮游植物群落结构的改变, 也会导致浮游动物群落优势种类发生显著变化。例如, 海水氮、磷含量增加, 可使超微型和微型浮游生物成为优势种, 导致其摄食者──小型浮游动物的数量也相应增加, 而大、中型浮游动物的比例却会因饵料限制而下降^[33]。在西班牙的Mar Menor湾, 胶质类浮游动物大量增加可能与营养物质浓度的升高及氮磷比值的改变相关^[34]。另外, 富营养化引起的溶解氧下降, 也会影响浮游动物的群落结构。例如, 小型甲壳类对低氧的耐受能力比大型浮游动物的强^[35]。营养物质变化还可通过浮游生物群落结构及环境的改变, 影响其他高营养级生物的群落结构。

可见, 营养物质输入可能会对海湾生物群落结构产生明显影响, 但有机态和无机态营养物质浓度变化对海湾生物群落结构的影响过程与机制, 以及氮、磷、硅等营养物质组分结构异化对海湾生物群落演替的影响规律等仍未得到充分认识, 亟待深入研究。

营养物质输入可通过改变海洋生物群落的组成和生物粒级结构, 影响食物网结构^[36]。美国San Francisco湾食物网中多个营养级的生物可能受到富营养化的影响, 如硅藻所占比重下降, 浮游动物中枝角类与桡足类数量之间的比例降低, 并对高营养级（如鲈鱼）等产生不利影响^[37]。30多年来, 在美国Sacramento-San Joaquin湾, 由于营养物质浓度、形态及其组分结构的变化, 导致浮游植物群落结构由硅藻向甲藻再到蓝细菌演替, 使海湾的主要食物链发生显著变化：1982年以前, 食物链以硅藻→ 真宽水蚤→ 胡瓜鱼占主导; 1983— 1999年, 鞭毛藻→ 伪镖水蚤→ 鲈鱼的食物链逐渐占优; 2000年以后, 则以蓝细菌→ 窄腹剑水蚤属→ 银河鱼的食物链为主^[38]。可见, 富营养化可能导致海湾食物网营养级生物趋于小型化。

浮游植物→ 浮游动物→ 肉食动物为经典食物链, 而溶解有机物→ 细菌→ 原生动物→ 小型浮游动物为微食物环, 微食物环是经典食物链的补充。研究发现, 大量有机营养物质输入会促进微食物环的发展, 但会抑制经典食物链的发展^[39]。在Kaš tela湾, 富营养化还会促使异养性鞭毛虫和纤毛虫等原生动物增殖, 使更多细菌被原生动物摄食而参与到微食物环^[40], 从而可能对生态系统的能量传递过程产生不利影响。

营养物质输入还可通过改变物质和能量在食物网的传递效率, 影响海湾生态功能。食物网物质与能量的传递取决于生物功能群（浮游植物、浮游动物和游泳生物）的组成及其转换效率^[41]。研究表明, 随着东海原甲藻（Prorocentrum donghaiense）数量的增加, 捕食者卤虫摄取东海原甲藻的物质转化效率逐渐降低^[42]。室内模拟实验发现, 细菌→ 鞭毛虫→ 纤毛虫→ 浮游动物食物链的能量传递效率, 随着营养物质浓度的升高而逐渐降低^[43]。

营养物质输入引起的海湾生态环境变化, 不仅影响到碳等生命基本元素的传递过程, 也会改变痕量金属元素的传递过程。如氮能促进镍在浮游植物东海原甲藻细胞内的累积, 因而促进镍在浮游动物中华哲水蚤（Calanus sinicus）的吸收, 影响镍在浮游食物链上的传递过程^[44]。

虽然目前对生物群落结构变化引起海湾生态系统功能改变的研究已经取得了一些的进展, 但对生物群落结构与生态系统功能变化之间关系的研究尚处于现象分析阶段, 对环境变化、生物群落结构改变与生态系统功能的关联机制的认识还十分有限。海湾食物网结构及食物链的能量传递效率对上述生态环境变异的响应机制等重要问题亟待回答。

海湾流域输入的营养物质来源复杂、数量较大。因此, 如何通过建立流域面源模型, 弄清流域输入海湾的营养物质通量及其变化规律极其重要。目前, 流域面源模型已经取得较大的进展, 如建立了SWMM, SWAT和BASINS等多种流域水文水质模型^[45]。国内外通常利用SWMM和SWAT模型, 研究区域径流产生的各种水文过程, 模拟伴随着产汇流过程产生的水污染负荷量^[46]。另外, 美国环保署的BASINS流域模型整合了HSPF, SWAT, PLOAD和AGWA等水文模型, 在非点源污染等领域也有较广泛的应用^[47]。

海湾生态环境演变趋势的预测, 一般通过海洋生态动力学模型的模拟来完成。海洋生态动力学模型是一种将各营养层生物的分布与变化、有机物的产生与食物条件、摄食和环境要素相关联的方法, 是将物理、化学和生物过程定量化的途径, 对深化人类对海洋生态环境过程的认识起到非常重要的作用。海洋生态动力模型于20世纪80年代后快速发展。一个能够预测海湾生态环境演变趋势的模型要求：①能够综合考虑各种生态因子的影响; ②能够定量化描述生态过程, 阐明生态机制; ③能够动态模拟和预测生态系统的变化状况^[48]。从现有的海洋生态系统模型来看, 对海洋水动力环境的描述日益细化, 例如三维水动力模型已普遍应用, 对垂直方向的湍流描述多采用湍流闭合方案^[49], 因此, 海洋动力模型方面已比较成熟。随着人们对化学过程和生物过程的认识不断加深, 模型中对这些过程的描述将渐趋具体化, 对生态系统要素划分越来越细, 模型的复杂程度逐渐加大。在过程上则更加注重描述营养物质的生态过程, 例如, 模型中考虑硅的营养物质限制作用, 以及不同粒级浮游生物的营养物质吸收和摄食等^[50]。

海湾生态环境的演变与流域环境状况及其变化趋势息息相关^{[51, 52]}, 因而对流域内营养物质的迁移转化等一系列过程的模拟, 是预测海湾生态环境演变趋势的必要条件。因此, 构建集海湾流域与海域为一体的海湾生态动力学模型, 对预测营养物质输入影响下我国海湾生态环境演变趋势具有重要意义。

近十几年来, 国内外学术界和管理界逐渐关注基于生态系统的海洋管理理论^[53~55]。基于生态系统水平的海洋综合管理理论, 强调对海洋生态系统结构完整性与功能稳定性的保护, 实现生态系统平衡、健康和安全的目标。海洋生态系统的综合管理, 一般是针对特定地形区域生态系统单元而进行的管理, 生态系统单元的划分必须与管理的空间尺度相适应。海湾往往是相对独立和完整的生态系统单元, 因而成为海洋生态系统管理理论研究与实践的试验田。基于生态系统水平的管理理念已经在一些海湾及其他海岸带管理中得到初步实践。例如, 厦门市及沿岸海湾尝试从以控制污染的环境质量管理过渡到基于生态系统的管理理念的生态功能保障管理（在污染治理的基础上实施生态修复）^[56]。2007年11月, 波罗的海沿岸国家和欧共体实施了HELCOM波罗的海行动计划（The Helsinki Commission (HELCOM) Baltic Sea Action Plan）, 这是一个基于生态系统方法的政府间海洋环境保护与管理的实施计划, 包括一系列生态目标、营养物质输入效应的检验和实施的过程监视^[57]。但是, 这些实践活动往往很少考虑生态系统结构的完整性和功能的稳定性, 也较少强调生态系统健康的理念; 同时, 其污染物输入总量控制往往以环境容量为指标, 未考虑污染物对生态系统结构与功能的影响。

国内外对海洋生态系统健康评价方法和指标体系已有一定的认识^{[58, 59]}。海洋生态系统健康状况的指标主要包括环境干扰指标、生态系统结构和功能指标。目前, 环境干扰指标筛选的方法及其代表性相对成熟。但生态系统结构指标往往只考虑生物种群的多样性、优势度及生物量等, 而未考虑生态系统的营养级结构及食物链长度等; 生态系统功能一般以初级生产力等为指标^[58], 缺乏生态系统功能在物质循环及能量流动方面的意义。因此, 海湾生态系统结构和功能的特征指标需考虑营养级结构、食物链长度、营养级之间物质能量传递效率等指标。可见, 海湾生态系统健康评价体系在生态系统稳定性、完整性和可持续性等的体现上, 都需要作进一步探讨。

目前, 往往利用环境容量评估不同水质目标情景下, 海湾对污染物的最大容纳量。这种以水质标准为依据的环境容量, 为环境保护部门以水质功能区为标准, 执行入海污染物的总量控制提供了依据, 但仍具有明显的局限性。一方面, 由于现行水质标准自身存在不合理性; 另一方面, 水质目标与生态系统结构完整和功能稳定的关联性不强, 得出的环境容量未能说明海湾生态系统环境承载力。因此, 很有必要发展以生态系统结构和功能为核心的生态容量理论, 从生态系统稳定和平衡的角度给出污染物质输入海湾的允许量（包括物质形态、总量及季节变化量等）。

由以上分析可见, 现有基于生态系统水平的海湾综合管理理论和实践, 与实现生态系统平衡、安全及可持续发展的目标, 仍有较大差距。目前, 基于生态系统水平的海湾综合管理理论存在几点不足：①往往仅局限于海湾本身的管理, 忽略了对海域与流域的综合考虑, 以及对流域土地利用和产业布局规划的调控; ②建立的海湾生态系统健康评价体系未能充分反映海湾生态系统结构完整性与功能稳定性; ③以环境容量确定污染物排放总量的理念科学依据不足。因此, 基于生态系统水平的海湾综合管理的理论和方法体系尚处于探索阶段, 需要深入研究, 形成更为系统的理论体系。尤其针对基于生态容量的污染物总量及其形态控制策略、基于生态系统结构完整性与功能稳定性的海湾生态系统健康评价体系理论及方法等, 还有待深入研究, 以期完善基于生态系统水平的海湾综合管理理论, 为海湾可持续发展提供科学支撑。

一般而言, 海洋中的无机态氮和有机态氮之间会发生转化, 硝态氮、亚硝态氮和氨态氮的之间也会发生转化, 溶解态氮与颗粒态氮之间也可相互转化; 氮在海水— 沉积物界面会发生交换。然而, 与开阔海域相比, 由于氮营养物质易在半封闭性海湾长期滞留聚集, 上述过程可能发生特殊的变化。对于海湾磷和硅等营养物质, 同样可能会发生与开阔海域不同的迁移转化过程。同时, 由于上述营养物质形态的改变, 导致氮、磷、硅等营养物质之间的比例及其各形态之间的比例发生显著改变。目前, 对于海湾长期滞留聚集的营养物质形态及组分结构的变化过程与机理尚缺乏认知, 同时由于营养物质的这些变化可能会影响到海湾生态系统的结构与功能, 因此, 营养物质在海湾长期滞留聚集条件下特殊的迁移转化过程与机理, 是国际海洋生态环境研究中亟需攻克的前沿科学问题, 深入展开相关研究显得十分迫切。

营养物质浓度、形态及组分结构的变化, 可能会直接对海洋浮游植物群落产生影响。海湾浮游植物群落的变化, 会改变其摄食者浮游动物的群落结构, 如胶州湾与大亚湾的浮游动物均出现胶质化和优势种组成简单化的现象^{[60, 61]}。上述浮游生物群落结构的变化, 可能进一步导致其他高营养级生物群落结构的改变, 如1980— 2007年, 大亚湾海域鱼类群落发生了明显的变化, 鱼类种类数减少, 优势种更替明显^[62]。生物群落结构的这些变化会改变海湾的食物网结构, 可能影响生态系统的物质循环和能量流动功能, 并威胁到海湾生态系统的稳定性。目前, 对于营养物质浓度、形态及组分结构变化影响海湾生态系统结构和功能的过程与机理的研究仍处于探索阶段, 尚缺乏系统认识。因此, 海湾中营养物质特殊的变化过程对其生态系统结构和功能的影响机制是国际海洋生态学研究的前沿, 其中, 认知营养物质变化对海湾食物网结构及其能量传递的影响过程与机制是其关键所在。

目前基于生态系统水平的海洋综合管理理论愈来愈受到国际上的重视, 其核心在于保护生态系统的结构和功能, 综合考虑生态、社会和经济之间的平衡^[63]。对于海湾而言, 在空间上, 海湾生态系统水平的综合管理不仅限于海湾本身的管理, 还包括海湾流域的管理; 在目标上, 海湾综合管理需以生态系统平衡、健康和安全为目标, 以生态系统结构完整性和功能稳定性为主要指标, 以提高生态系统的可持续发展能力为目的; 在思路上, 海湾综合管理需以陆海统筹为指导思想, 将海湾流域纳入管理范围, 以海湾生态系统综合承载能力为基础, 协调海湾地区的海域与土地利用规划和产业布局规划等。目前, 基于生态系统水平的海湾综合管理理论的研究刚起步, 由于对海湾环境变化与其生态系统结构及功能变化之间的关系缺乏深入认识, 尚难以形成对营养物质输入影响海湾生态环境的系统性认识。

致谢：本文得到黄良民研究员、陈敏教授、宋金明研究员、谭烨辉研究员、黄文锐教授和项目其他参与专家的帮助, 在此表示衷心感谢。