近海污染的生态修复技术研究进展

钱 伟,冯建祥,宁存鑫,朱小山*,王秋丽,蔡中华



近海污染的生态修复技术研究进展

钱 伟1,2,冯建祥3,宁存鑫1,4,朱小山1,2*,王秋丽5,蔡中华1

(1.清华大学深圳研究生院,海洋科学与技术学部,广东 深圳 518055；2.清华大学环境学院,北京 100084；3.中山大学,生命科学学院,广东 广州 510275；4.哈尔滨工业大学深圳研究生院,土木与环境工程学院,广东 深圳 518055；5.辽宁省环境监测实验中心,辽宁 沈阳 110161)

随着现代社会经济的快速发展,近岸海域污染已成为世界性难题,严重影响近海海洋生态系统.如何对受损海洋生态系统进行修复成为当前海洋环境科学的热点问题.本文结合国内外的研究进展,扼要阐述了海洋生态修复的基本原理;并按生态系统不同营养级——生产者(植物)、消费者(动物)和分解者(微生物)梳理了当前主要的近海污染生态修复技术及其研究现状;分析其在修复实践中可能存在的问题并提出进一步的研究方向.本文可为控制海洋污染,保护海洋生态系统,开展海洋生态修复理论与实践研究,以及制定海洋生态保护政策提供有益的参考.

海洋污染；海洋生态；生态修复；海洋资源；生物修复

作为连接陆地与海洋的过渡地带,近海海洋生态系统受海陆共同作用,蕴藏着丰富的自然资源,孕育了多种多样的生态系统,包括河口、海湾、滨海湿地、红树林、海草(藻)床、珊瑚礁等.但同时,近岸海域也是脆弱的生态敏感区,在人类活动与全球变化的影响下承受巨大的压力.2002~ 2005年完成的国际千年生态评估计划报告指出[1],由于经济的发展和生态资源的过度开发,目前全球超过60%的海洋生态系统服务功能在退化.全球超过35%的红树林、超过20%的珊瑚礁被破坏,而另有20%的珊瑚礁在退化;部分地区海岸带湿地损失超过30%.非洲北部,北美洲的美国,南美洲的巴西、哥伦比亚、秘鲁等,亚洲的日本,欧洲的挪威、芬兰、丹麦、瑞典、德国、法国、意大利、希腊、前苏联等国家地区近海水体确认有富营养化问题[2],全世界三分之一的海岸生态系统处于严重退化危险之下[3].我国的近海海洋生态状况也非常严峻.20世纪50年代以来,由于围海造地、围海养殖、填滩造陆、港口建设等,我国已丧失大量海湾面积;天然红树林面积减少约73%;珊瑚礁减少80%.根据2016年中国海洋环境状况公报统计,我国近岸海域污染严重,辽东湾、长江口、杭州湾、珠江口的近岸区域出现重度富营养化现象.面积在100km2以上的海湾中,有16个海湾海水水质劣于第四类海水水质标准[4].近海海洋作为人类宝贵的空间资源、赖以生存的生态系统的重要组成部分,海洋污染与生境破坏都将导致生物多样性丧失以及生态失衡,严重制约了其生态系统功能的发挥.为了合理利用和有效保护近海生态系统,必须在社会经济发展的同时兼顾生态保护与修复.本文结合目前的生态修复理论,针对近海污染问题,梳理近年来热点讨论的生态修复技术,总结成功经验,发现潜在问题,以期为相关领域的基础研究和政府决策部门提供参考.

1 海洋生态修复概念

生态修复是指停止对生态系统的人为干扰,减轻生态压力,依靠生态系统的自我平衡能力使其向有序的方向进行演化,并逐步恢复到一定功能水平的过程;或者利用生态系统的自我恢复能力,辅以人工措施,使受损生态系统逐步恢复或向良性循环方向发展的过程[5].当前,生态修复的主要研究内容涵盖生态系统的结构与功能以及系统内各组分的相互作用机制与生态学过程,主要关注系统的稳定性、多样性、抗逆性、生产力与可持续性、先锋群落与顶级群落的发生、发展机理与群落演替规律,寻找不同干扰条件下生态系统的受损过程及其响应机制,建立生态系统退化的诊断及其评价指标体系,对生态系统退化过程进行动态监测、模拟、预警及预测等[3].事实上,一个完整的生态系统修复工程中,生态系统的各个组分必然要原位历经自然的生态过程[3],涉及的生态学原理包括有限制因子原理、能量流动原理、种群密度制约及分布格局原理、生态适应性理论、生态位原理、演替原理、生物入侵理论、生物多样性原理、功能群构建原理等[6].在生态修复实践中,基于干扰与演替原理、功能构建原理来制定合理的修复方案,并对其可行性进行论证,以尽可能保证修复行为或目标系统向预期方向发展是常见的措施[3,7].

关于海洋生态修复,目前国内外尚无清晰统一的概念.一般来讲,海洋生态修复的总体目标是:在停止或减少人为干扰基础上,采用适当的生物、生态及工程技术,逐步恢复退化或受损海洋生态系统的结构和功能,最终达到海洋生态系统的自我持续状态[8-9].在具体的海洋污染生态修复实践中,采用的生态修复技术包括物理、化学、生物等多个方面,其中生物技术应用较多,包括微生物、植物和动物修复技术[8].

2 近海海洋生物修复技术

2.1 微生物修复技术

微生物修复技术是指利用微生物或微生物菌群来降解环境中的有机物或有毒有害物质,使之减量化甚至无害化,从而使环境质量得到改善,生态得到恢复或修复的技术.微生物修复已成功应用于土壤、地下水和河流的污染治理,在近海海洋污染修复方面,也已经取得令人瞩目的成果,对包括有机污染物(如石油类、农药、挥发酚等)和重金属等污染物的治理方面开展了大量的研究.

2.1.1 海洋有机物污染的微生物修复 石油、农药以及持久性有机物污染(POPs)已成为国内外主要的海洋有机物污染问题[10].随着海洋溢油事件的不断发生,特别是重大海洋油污染事件的爆发,使海洋石油污染受到高度关注.石油的组分包括链烷烃、环烷烃、芳香烃以及非烃类化合物.微生物主要通过脱氢作用、羟化作用、过氧化作用等,在酶促系统共同作用下完成自身的代谢功能,同时通过不同的途径分解转化这些烷烃、芳香烃以及中间产物如烯烃等,最终使石油污染无害化[11-12].在实际环境中,能够降解石油类污染物的微生物大量存在,但是土著微生物对石油类污染物的自然降解效率很低.通过人为添加活性物质、营养物质以及接种高效降解菌株等手段可以促进微生物对石油的降解[13].添加表面活性剂扩大油类的弥散面积,可以增强细菌、真菌对石油烃的吸收和降解[14].微生物实际上在生长过程中自身也会产生表面活性剂如糖脂、脂肽、多糖脂和中性类脂衍生物等代谢产物,增加石油组分的可溶性,进一步扩大石油降解率[15].例如王冬梅[16]以石油烃降解微生物菌剂和铜绿假单胞菌株A6为对象,发现鼠李糖脂可提高菌剂细胞的表面疏水性和石油降解效果,对石油中的正二十三烷和正三十三烷的降解率分别较对照提高了21.5%和33.7%.此外,添加营养物质可以保证微生物的最大增长速率,从而取得良好的修复效果[17].例如,添加亲油性肥料作为微生物强化剂,已成功应用于修复受溢油污染的海岸.但针对不同类型的污染物,其添加的最适营养物不尽相同[18].在以色列海滩的一项现场试验表明,聚脲醛树脂(F-1)和以此为氮源的石油降解菌活性菌剂,增强了细菌对不能利用F-1的土著微生物的竞争优势,成功地提高了石油烃的生物降解效果[19].另外,接种高效降解菌群可能是增强重油微生物降解的一个有效途径[20].不同类型微生物对碳源的利用目标和方式有所不同,经优化组合可选出石油降解优势菌群.宁卓等[21]优选出由细菌、酵母菌和霉菌组成的高效菌群,不仅能有效降解超重油,而且对重质原油和轻质原油表现出更好的降解能力,降解率分别为56.93%、65.66%、82.69%.但微生物降解菌剂限于其生物特性,往往存在稳定性差、菌体易流失、反应启动速度慢、优势菌种浓度低、与土著竞争处于弱势且易被原生动物捕食等问题.近年来研究发现,采用载体进行固定化是提高微生物降解菌剂有效性和稳定性的重要方向.经载体固定化后,不仅可提高接种微生物的数量和活性,也提高了微生物细胞的稳定性和降解效率.例如2010年“7·16”大连海洋溢油事件发生后的近海环境修复中,将降解石油的活性菌种负载在沸石载体上,促其形成生物膜,加速了石油净化,10个月后的油污平均去除率达到58.14%[22].另外,以虾加工废料中的几丁质、壳聚糖鳞片或贝壳等海洋特有材料为载体,对外源菌群固定化后,菌群存活率和降解活性大大提高,烃类去除率达到75%左右,对风化溢油修复效果显著[23-24].尽管,微生物修复石油污染的研究取得了丰硕成果,但是需要指出,海上溢油往往具有突发性,并且石油的组分复杂,含有多种难降解物质,其中甚至包括一些对于微生物生长有害的毒性物质,限制微生物对石油的降解,因此有关微生物降解石油的时效性、稳定性和耐受性仍有待深入研究.

与降解石油不同,海洋土著微生物可以有效降解农药和POPs.一些海洋微生物具有特殊的代谢途径,可将农药和POPs作为代谢底物,加以利用、降解.例如,微生物sp.(命名为PF32)能以甲基对硫磷为唯一碳源[25],对高浓度甲基对硫磷(100mg/L)的降解率超过99%.腊样芽胞杆菌()能高效降解海水中的甲胺磷,在受甲胺磷污染的海水养殖区修复中起重要作用[26].郑天凌等[27]从沿岸海域分离了38株有机磷农药的耐药菌,其中两株菌对甲胺磷农药具有明显的降解作用,在10d内对甲胺磷的降解率均超过53%.假交替单胞菌(sp.)能高效降解氯氰菊酯和溴氰菊酯,其降解效率分别为75.6%和90.9%,可用于海水养殖环境中拟除虫菊酯类农药残留污染的生物修复[28].细菌(),几乎能仅以硝基酚作为代谢底物进行生命活动,可耐受浓度高达1.8mmol/L的硝基酚胁迫,并可将其完全降解[29].能以硝基芳烃为氮源,并在其诱导下产生亚硝酸还原酶、加氧酶和硝基还原酶,从而将包括硝基苯和硝基甲苯在内的多种污染物快速降解[30-31].微生物也对新型的POPs有着一定的降解作用.例如,PAHs作为一种新型的POPs污染物,以其在环境中半衰期较长和致癌、致畸、致突变的性质而受到人们的重视.微生物联合修复PAHs是一种重要的生物修复方法,它通过多种微生物共存的生物群体,在其生长过程中降解PAHs(图1),同时依靠各种微生物之间相互共生增殖及协同代谢作用进一步降解环境中的PAHs,并能激活其它具有净化功能的微生物,从而形成复杂而稳定的微生态修复系统[32].目前,大量具有有机物降解能力的海洋土著微生物已被筛选出来,这些微生物虽属不同的门类,但都具有相同的有机污染物去除能力,为利用微生物修复技术治理海洋有机物污染带来曙光[33].

图1 微生物对多环芳烃(PAHs)的降解途径

2.1.2 重金属污染的微生物修复 微生物对重金属污染的修复机理研究目前还不透彻,大多停留在实验室阶段,且大多针对土壤污染修复,海洋重金属污染修复研究相对较少.总的来说主要集中在海洋细菌对重金属的吸附性、耐受性及活化与转化方面[34].

微生物对重金属的吸附及其吸附机理,包括细胞外吸附、细胞表面吸附和细胞内累积等已有较为清晰的论述[35].细胞外吸附是指微生物通过分泌胞外聚合物(EPS)络合或沉淀重金属离子.细胞表面吸附则是指带正电的重金属离子通过与细胞表面特别是细胞外膜、细胞壁带负电组分(如羧基、磷酸根、羟基、巯基和氨基等)相互作用而被吸附到细胞表面.胞内累积是指进入细胞内的重金属离子被微生物通过区域化作用将其固定于代谢不活跃的区域(如液泡),或与细胞内的热稳定蛋白(如金属硫蛋白MT)、络合素以及多肽结合转变成为低毒形式并形成沉淀而被固定.与陆地环境不同,海洋环境的流动性迫使海洋细菌必须具备粘附结构或分泌粘性EPS(如多糖等)以保证一个相对稳定的生境,而多糖与重金属具有高亲和性,显示海洋细菌在重金属的吸附去除方面具有更为广阔的应用前景.Umezawa[36]系统研究了167株海洋细菌,发现均能产生EPS.Zotti等[37]证实来自意大利利古里亚海24个重金属污染沉积物样品的曲霉属和青霉菌属细菌均对重金属产生积累.Abd-Elnaby等[38]进一步研究了3种从埃及地中海分离的嗜冷杆菌对重金属的吸附性能,发现它们可以不同程度地吸附Pb2+、Cu2+和Cd2+,其中Pb2+比其他两种金属离子更容易被吸附,在最佳培养条件下可达到91.47mg Pb2+/g新鲜细胞.除了单纯的吸附作用以外,一些菌群还可通过“吸附-解吸附-再吸附”的方式循环富集环境中的重金属如Zn、Cd、Hg,而且富集能力随着重金属含量的增加而提高[39].这些细菌的吸附作用实际上是可诱导的代谢依赖型过程:即在重金属的胁迫下,微生物启动了多条新的能量代谢反应(乳糖、α甲基-D甘露糖苷、葡萄糖-1磷酸)以加快交换吸附和细胞增殖,而这两条途径正是从细菌个体和微生物群体两个层次上提高了对金属的吸附富集能力[10].

海洋细菌对重金属的耐受性近年来开始受到重视.Joo等[40]在研究硫酸盐还原菌对重金属污染水体的生物修复作用时,发现硫酸盐还原菌可以有效去除海洋环境中的Cd、Ni和Cr3种重金属离子,在浓度为1.0´10-4mg/L时,Cd、Ni和Cr的有效去除率分别达99.9、98.3和74.2%.从海绵中分离出的蜡样芽胞杆菌菌株Pj1(strain Pj1),则对氯化汞、甲基汞、以及氯化镉和硝酸铅表现出良好的耐受性,显示出应用于水体汞、镉和铅污染处理的潜力[41].细菌对重金属的耐受性与其抗性基因的表达有关.例如,Jung等[42]发现了芽孢杆菌在重金属胁迫下抗性相关基因CadC的表达,并研究了包括重金属外排泵和解毒酶相关的基因组序列,提出利用重金属敏感基因开发重金属特异生物传感器的设想.

海洋细菌对重金属的活化与转化研究仍较少.目前已经发现,海洋细菌对重金属的转化,包括氧化、还原、甲基化、脱甲基化等作用,能最终使有毒重金属离子转化为无毒物质或沉淀,降低重金属的危害[43].

简而言之,筛选和利用微生物治理海洋污染已成为海洋生态修复领域的热点.但随着研究的深入,科学家亦发现一些微生物添加剂在现场应用中并未能发挥预期的效果[44].可能的原因与污染物浓度以及微生物自生生长有关:污染物浓度过低则不能维持目标微生物的生长,高浓度时会对微生物具有灭杀作用,也不利于微生物降解修复[45];或微生物的生长受到自然环境中的其他物质以及捕食者的抑制;也可能是微生物利用了自然环境中的其它物质而不是污染物,或微生物受到某种阻碍未能接触到污染物,从而无法起到降解作用[46].另外值得注意的是,污染物的降解往往是多个物种共同作用下的结果,因此物种之间的交互关系研究可能是探究微生物降解污染物成功的关键[11,47-48].已有研究发现,不同菌种的组合使用,可以获取比单种微生物更好的效果.例如,胡凌燕等将6株细菌和1株真菌混合串联降解石油,最终的石油降解率可以提高到75.9[49].宁卓等[21]优选出由细菌、酵母菌和霉菌组成的高效菌群,对原油的降解率最高可达82.69%.张锐等[50]采用复合微生物菌剂修复深圳湾污染水体,总氮降低了52.1%,总磷降低了57.6%,明显优于单一菌剂的净化作用[50].未来的研究应不局限于单个高效降解菌株或单一菌群的筛选,还应考虑多种细菌甚至是细菌与更高等生物的组合作用.另一方面,许多学者致力于优化降解条件和探索微生物的其它降解途径,取得了不少成果. Athanasios等[51]研究了供氧情况对微生物降解敌草隆的影响,发现需氧状态下微生物对敌草隆的降解率接近60%,而厌氧条件下可达95%.Kan等[52]的研究发现,以磷灰石和几丁质作为添加改良剂都可以提高微生物的生长速率,并诱导相关细菌种群产生硫化物、铁还原剂、磷增溶剂等,这些都可以明显提高海洋沉积物中Cu、Cr、Zn等重金属的减少和固定,显示出了对海洋沉积物重金属污染进行原位修复的巨大潜力.表1总结了海洋环境中修复重金属污染的部分微生物种类[48].但需要指出,海洋污染物的种类繁多,成分复杂,不同的微生物对不同类型的污染物修复或降解机制不同,最适应用条件也不同[18],将微生物生态修复技术有效的应用于实际污染治理当中,依然面临诸多的挑战.

表1 修复重金属污染的微生物及吸附重金属的种类

2.2 植物修复技术

植物修复是一种以植物忍耐、分解或超量积累某些化学元素的生理功能为基础,利用植物来吸收、转化、降解、固定、挥发和富集污染物的环境污染治理技术[54].植物修复技术具有有效、廉价、不易造成二次污染等优点,在处理污染物的同时还能增强海洋环境的景观效果,逐渐在污染修复中受到青睐.目前,植物修复技术在河口、海湾和湿地盐沼都取得了显著的治理效果,对近海有机污染、重金属污染、富营养化都有较强的净化能力,但植物修复因为是自然过程,一般比较缓慢,时间较长[54].

2.1.2 植物对有机污染的修复 植物对有机污染物的超量积累是其主要修复机制之一[10].例如,红树植物秋茄()对两种多氯联苯(PCB47、PCB155);水生浮萍(和)对杀真菌剂达灭芬(di-methomorph),均有较强的累积作用[10,55].其中,秋茄根部对PCBs 的生物富集系数为0.6～1.2,而栽种有秋茄的沉积物中PCBs 的残留浓度下降了5.28%~15.46%.维管植物(例如空心莲子草、天竺草、芦苇、慈姑等)主要通过组织截留和富集的方式有效去除水体中的原油污染[56].除此以外,植物与其他生物的协同作用也是植物对有机物污染修复的重要方式.例如,滨海湿地的红树及其根部微生物所构成的红树微生态系对石油、PAHs、PCBs和农药等有机物污染有着良好的修复潜力.与无红树微生态系相比,红树微生态系可更高效和更快速地降解柴油、甲胺磷和芘,并能对石油污染产生的PCBs和PAHs进行高浓度富集[57-58].除红树植物外,已发现多种大型海藻有效降解石油污染物的能力与其附着的石油分解细菌对石油烃的转化作用密不可分[59-60].Parrish等[61]指出,植物可以促进微生物对污染物的转化和降解,而微生物降解有机污染物或改变污染物的存在形态反过来减轻污染物对植物的毒害,提高植物的耐受性、促进植物对污染物的吸收转化.这种植物-微生物作用尤其对难降解有机污染物的去除具有重要意义.目前有关植物与其他生物的协同作用的研究仍较少,生物种类的搭配方式、协同作用机制、修复的效果以及具体的修复技术等仍需进一步研究.在具体的修复技术方面,除了直接栽种修复植物以外,浮动床植物修复技术是目前应用较为广泛的一种海洋生态修复技术.Huang等[62]通过浮动床植物修复工艺,展示了海马齿()在海水有机污染修复中的应用潜力.美国纽约市环保局将一系列互花米草浮垫应用于牙买加海湾生态修复.浮床上植物的根能从水表生长到水下,可为水生生物提供栖息地;其根部基质和多孔结构对水中污染物的吸附与降解是起高效修复作用的主要原因.

2.2.2 植物对无机污染的修复 植物对海洋环境中无机污染(主要包括海水和沉积物中的重金属污染和富营养化等)的修复同样以吸收和富集为主.例如海马齿()对Cu、Zn、Cd3种重金属离子联合暴露下的生物富集系数(BCF)均大于10,呈现出很强的生物富集效应,并且其根部的重金属耐受浓度高达1000mg/kg时,也未出现明显的生长抑制,证明海马齿具有很强的海洋重金属修复潜能[33].此外,碱蓬、大米草、互花米草、芦苇和香蒲等都可以不同程度的富集和转移湿地水体和土壤中的重金属(Cu、Zn、Cd、Cr、Pb、As、Hg)和营养盐(TN、TP)[63-64].其中,碱蓬生长周期短,生物量较大,可及时收割处理,对于受Cu、Zn、Cd污染严重的滨海地区,可优先选择碱蓬来进行修复[65].已有报道发现,碱蓬在盐度和重金属的双重胁迫下依然可以在一个月内去除超过75%的Cu、Zn和Cd.而对于Hg污染严重的海滩,可选择种植大米草.大米草可以吸收有机汞,将有机汞部分转化为无机汞而较多地积累在植株的地下部,在环境污染的植物修复方面有重要的利用价值[66].在Cu、Pb、Zn污染较严重的湿地或近岸,可以种植互米花草,通过收割富集重金属的互米花草地上部分可有效降低其生长环境中水体或沉积物中的重金属质量分数[67].

藻类吸收、富集重金属的机理主要是将污染物吸附在细胞表面,或是与细胞内配体结合,其中羟基是起主要作用的基团.已知很多藻类有较强的重金属富集能力,具有很好的净化海水重金属污染的潜力(表2)[68].例如,Yu等[69]的研究证明马尾藻对深圳近海水域的重金属具有显著的富集作用,对水体中的Cu、Zn和Cr的去除率可分别达到38.8%、34.7%和44.9%.Ye 等[70]发现红藻在适宜的pH值及生长条件下对污染水体中10mg/L的Cd和Pb的修复效率分别达到70%和90%.

目前,已经有大量研究证实,在富营养化海区和养殖海区栽培大型海藻,可对富营养化水体具有显著的修复效果.如表3所示,按照理论上大型海藻组织中氮、磷含量可推算出海藻转移水体中氮、磷的能力[71].经济价值较高的大型海藻,如江蓠属、紫菜属、海带属等海藻可充当海洋系统的修复者.大型海藻紫菜()和耐盐沉水植物川蔓藻()均对无机氮磷有较高的去除率,当川蔓藻生物量达到4627g Fw/m2时,水体中TN和TP的去除率分别达到74.6%和85.4%;而紫菜组织中氮和磷的积累量分别可高达61.3%和9.9%,充分显示了它们控制海域富营养化、重建滨海湿地的巨大潜力[72]. Sousa等[73]对葡萄牙Mondego、Tagus河口盐沼湿地进行了长期定位观测,发现海岸米草()在形成地上(下)生产力的过程中对营养盐保持着很高的同化率和周转率,并且能通过沉降作用减轻水体富营养化.此外, Kwon等[74]发现部分底栖微藻如菱形藻属(sp.)可以适应高营养环境,且储存吸收能力强,有可能成为原位富营养化植物修复的适用物种.

表2 不同种类大型海藻对氮、磷的转移能力

显然,不同的植物物种对不同类型的污染物的清除能力不尽相同,在利用植物修复技术时需要因地制宜的筛选物种与最适条件.此外,还需要注意野外环境中许多干扰植物生长的胁迫因素,如温度波动、化学沉降、天敌取食及病害等,都会对植物修复的效果产生负面影响;野外环境中污染物分布的异质性、植物生存环境的异质性也会影响植物的修复效率并对修复结果的评估造成误差[75].如何应对上述挑战,成为今后一段时期内植物修复研究的重要方向.

表3 不同种类大型海藻对氮、磷的转移能力

2.3 动物修复技术

作为海洋生态系统中处于食物链上端的动物来说,它们在生态修复上所起的作用也越来越引起人们的重视,其中研究最多的是海洋底栖软体动物[76].由于这些动物底栖生活,活动范围相对固定,在污染物监测和环境评估上具有重要潜力.大量研究证实,底栖软体动物对污染水体的低等藻类、有机碎屑、无机颗粒物具有较好的净水效果,如贻贝、河蚌、牡蛎、螺蛳等.近10a来,对底栖软体动物在生态修复上的应用主要集中于3类:净水效果的研究、富集重金属的研究、以及监测水环境的研究[77].在净水效果方面,主要是利用水生动物来净化富营养化水体,即通过放养滤食性和噬藻体的鱼类、浮游动物、底栖生物或其他生物来减少藻类等浮游植物对水体造成的危害.从群落水平上看,部分植食性浮游动物和滤食性动物能把富营养化水域的藻类生物量控制在极低的水平,从而限制浮游植物的过量增长,改良水质.例如Wu等[78]在富营养化盐田湾研究了鱼类与龙须菜及海带的共培养比例,发现龙须菜为海带产量的1.26倍时,可以实现对水体N的富集，并通过鱼类的摄食达到去营养化的目的.以色列的科研人员通过实验室规模的研究证明,海螺能吸收水体里过量的P、S等营养元素,并吃掉部分腐败型微小生物,利于水质的保洁.弗吉尼亚湾的牡蛎可以每周将全湾的海水过滤一遍.贻贝能通过滤食,有效的去除上述污染物,净化水体.泥蚶对Cu、Pb、Cd 3种重金属离子均具有较高的累积能力,其对3种重金属的生物富集系数分别为:210.16~1178.66、128.15~603.84和198.84~ 659.37[79].2011年,纽约市环保局在布鲁克林的Fresh Creek为罗纹贻贝的生长建造了几处人工基质,并定期对贻贝的生长、基质状况和水质进行监测.其主要目标是测试贻贝在去除污染物、净化水质方面的有效性,为进一步利用贻贝来提高牙买加湾水质提供实践基础.富集重金属的研究中,国内学者马藏允研究发现,紫贻贝、魁蚶、褶牡蛎、菲律宾蛤以及刺海参对Cu、Zn、Pb等有较强的富集能力[80].其中菲律宾蛤对Zn的富集能力最高,体内Zn的含量是水体的400~800倍.此外,对于Hg污染严重的水域,则选择养殖紫贻贝作为净积累者,因为紫贻贝对Hg的富集能力较高.而对于生物监测的应用,不少欧洲国家已将贻贝作为环境指示生物,启动了“贻贝预警计划”[81].

3 问题与展望

近海生态系统具有海洋与陆地双重属性,不仅具有极端重要性,而且具有极端脆弱性,容易受到人类活动的影响.对海洋受污染环境进行治理,不仅需要考虑环境工程方案,包括控制污染物排放总量,截污减排,清淤疏浚等;还需要辅以生态修复手段使受损海洋生态系统的结构和功能得到逐步恢复,并最终向良性循环方向发展.事实上,生态系统具有自我调节和自我净化能力,生态系统不同等级的生产者、消费者和分解者在物质循环和能量流动中均发挥着重要作用,可以有效吸收、降解和转化环境中的有害物质,实现生态修复.基于上述原理,已经开发或正在研究中的海洋生态修复方法充分利用了微生物、植物和动物等各种类型的海洋生物.美国牙买加海湾生态修复工程中,至少两种海洋动物(牡蛎和罗纹贻贝)、两种海洋植物(鳗草和海白菜)以及一个微生物和植物聚集而成的藻床系统获得有效应用.我国的近海污染生态修复近年来也取得长足的进步.广州南海水产所在大亚湾构建并优化了“鱼-藻(龙须菜)”混养,“鱼-贝(太平洋牡蛎)”间养为主的多种修复技术联合应用的生态修复模式,并取得了较好的生态与经济效益[82].除了针对污染去除与净化水质,海洋生态修复还兼具生境恢复和资源养护的功能.美国在路易斯安娜萨宾自然保护区和德克萨斯海岸带地区,利用“梯状湿地”技术,在浅海区域修建缓坡状湿地,湿地建好后在上面种植互花米草及其它湿地植被,缓解了德州近岸水产养殖导致的富营养化,同时起到生态护岸作用,还可为海洋生物提供栖息地[83].我国中科院海洋所在莱州湾、荣成湾和海州湾的污染修复中,利用海草(藻) +人工鱼礁构建技术显著了提高了当地的生境水平.修复5a后,莱州湾渔礁区域生物量增加到非礁区的1.45倍;荣成湾生物资源密度平均提高12倍;海州湾重要经济鱼类聚集种类最高达7种[84].整体而言,海洋生态修复工作无论在理论还是工程实践方面,已经呈现欣欣向荣的景象.然而,考虑到,生态系统具有复杂的生物与环境的网络关系和交互功能,海洋生态修复工作或许还需要注意以下几个方面:(1)海洋生态修复的监测.生态系统监测应被列为海洋生态修复的重要组成部分,包括修复前监测和修复后监测.通过修复前监测,可以了解生境和生物资源的受损程度,确定现存生态系统的特点,并有助于确定修复目标和修复方式[85].修复后监测是自修复计划正式实施以后对修复的全过程进行监测.通过长期的系统监测可以对比修复系统与自然系统的特点,便于准确确定退化生态系统修复的生态变动过程及变动方向[86].因此,制定生态监测实施标准和规程对于复杂的生态修复项目十分必要,如美国的加利福尼亚区域海带修复计划中制定了海带恢复和监测规程[88];美国牙买加海湾牡蛎礁和鳗草生态修复试点项目中都有明确的监测计划.(2)海洋生态修复后的评价.在复杂的环境条件作用下,生态修复的目标和效果可能会偏离既定的修复轨道[87].实际上,生态修复本身是对生态系统的又一次干扰,很难保证所有修复行为均对目标系统起到正效应[7].以广西为例,近几年来进行红树林恢复面积累计约3000hm2,但保存面积仅剩下约1000hm2.因此,对海洋生态修复效果进行后评价十分必要.国外部分学者据此将海洋生态修复的过程细分为修复计划准备、健康状况评估、修复计划制定、修复行动实施、修复后评估和管理等5个阶段[88].(3)海洋生态修复的管理.海洋生态修复的管理是海域管理的重要组成部分,不仅涉及对海洋生态系统在修复前后的全面了解,还包括对生态修复全程的监测、评估与研究,应从规划开始,一直持续到修复效果达到预定目标.在海洋生态修复管理中,有关外来种的影响受到高度关注.以互花米草为例,其在污染修复、水质净化、保滩护岸、促淤造陆、景观美化等方面的功能广为人知,但互花米草对我国近海生态系统的破坏同样毋容置疑,已被列为“入侵种”[89].美国于20世纪70年代从中国引进亚洲鲤鱼以改善河湖生态,净化水体.但近年来,亚洲鲤鱼已在美国过度繁殖,危害当地的生态环境[90].因此在开展生态修复时,应严格执行生态修复管理,本地种优先,必须采用外来种的,应先进行外来物种风险评估,加强对其传播途径的控制,防止外来有害物种的入侵[91].总之,近海海洋生态修复应遵循生态学基本原理,在分析生态系统结构与功能基础上,通过筛选和优化适合特定生态条件下的单一或不同生物组合,达到对环境的修复和生态调控作用,获得经济效益与环境效益的统一.

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Research progress of ecological restoration for coastal pollution.

QIAN Wei1,2, FENG Jian-xiang3, NING Cun-xin1,4, ZHU Xiao-shan1,2*, WANG Qiu-li5, CAI Zhong-hua1

(1.Division of Ocean Science and Technology, Graduate School at Shenzhen, Tsinghua University, Shenzhen 518055, China；2.School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；3.School of Life Sciences, Sun Yat-Sen University, Guangzhou 510275, China；4.School of Civil and Environmental Engineering, Shenzhen Graduate School Harbin Institute of Technology, Shenzhen 518055, China；5.Liaoning Province Environmental Monitoring Experiment Center, Shenyang 110161, China)., 2018,38(5)：1855~1866

With the rapid development of economy and urbanization, coastal water pollution has become a worldwide issue, with adverse effects widely observed in coastal marine ecosystems. Restoring the marine ecosystems under contamination hence became a hotspot topic of marine environmental science, which has attracted significant attention from domestic and foreign experts. In this paper, based on recent progress, the principles of marine ecological restoration were briefly summarized. The methods based on marine organisms, including ecosystem producers (plants), consumers (animals) and decomposers (microbes), were found to play active roles in this field. Meanwhile, instances of restoration of marine ecology were introduced. These contents are useful for protection of marine ecosystem and development of relevant restoration policy.

marine pollution；marine ecology；ecological restoration；marine resource；bioremediation

X55

A

1000-6923(2018)05-1855-12

2017-09-22

海洋公益性行业科研专项(201305021-1);国家自然科学基金资助项目(41373089);国家重点研发计划科技基础资源调查专项(2017FY100703);深圳市基础研究项目(JCYJ20150331151536446, JCYJ20150529164918736,JCYJ20160531195354516)

* 责任作者, 副研究员, zhu.xiaoshan@sz.tsinghua.edu.cn

钱 伟(1992-),男,安徽池州人,清华大学环境科学与工程系博士研究生,主要从事海洋生态环境毒理研究.