全世界一半以上的人口生活在沿海大约60km的范围内，随着人类社会的不断发展，海岸带已成为人类活动最为集中的地区，也是生态环境受到人类活动影响最重的地区。海岸带具有十分明显的资源多样性和丰富性特点，它是人类生存和经济社会发展的重要物质基础保证。海岸带地处海洋生态系统和陆地生态系统交错的典型生态过渡带，物质体系、能量体系、结构体系、功能体系之间所形成的界面交互作用，导致生态环境的多样性和变异性，从而形成海岸带丰富的生物多样性和高生物生产力。全世界人口在250万以上的城市有三分之二位于河口海岸带附近，并且海岸带的城市人口还在不断增加（Vallega, 2005）。从1980年－2003年，美国的海岸带地区居住人口增加了75％（Crossett et al., 2004），而中国大陆12个沿海省、直辖市和自治区面积虽只占全国陆地国土面积的14%，却集中了全国50%以上的大城市、40%的中小城市、60%的国内生产总值（GDP），高度的人口分布（葛美玲&封志明，2008）。

人类活动的过分集中，社会与经济的高度发展，不可避免地对海岸带资源环境产生巨大压力，生态环境不断恶化，海岸带逐渐成为一个地圈的脆弱带，海岸带健康也逐渐被人们所关注，大量的成果被发表（图1），越来越多的政府管理者开始把海岸带健康及保护当成一个新的环境管理目标（Xu et al., 2004）。

图1  2000-2005年国际海岸带研究文献的增长趋势

关于海岸带健康的影响主要有以下几个方面：

1.人类健康受到威胁：海洋生物供给35亿地球人的食物，人类健康受到海洋食物的直接影响赋存于其中的微生物及化学物质。在全世界的海岸中，有害藻华爆发次数越来越多（HABs）。2006年，我国共发现赤潮93次，较2005年增加约13%；赤潮累计发生面积约19,840km2，大面积赤潮集中在渤海湾、长江口外和浙江中南部海域。赤潮主要影响到沿岸鱼类和贝类养殖。有研究显示，赤潮发生时海岸带居民患各种疾病的概率比未发生赤潮时高出54％（Kirkpatrick et al, 2006）。

海岸带环境污染物如汞和PCBs也是对人类健康的巨大威胁。汞污染主要是从燃煤电厂释放进入大气再进入海洋，最后有微生物获取并进入食物链，最终对人类健康产生威胁，已有的研究表明受汞污染的鱼类将导致心脏疾病（Guallar,2002）。PCBs是人工合成的化学毒素，是致癌物并且影响大脑发育，可以长距离运移并累积在动物的粗纤维内。研究显示人工饲养的三文鱼的PCB含量是天然三文鱼的10倍(Hites et al., 2004)。我国每年约近150亿吨污水(占入海排污口污水排海总量的37.8%)排入海水增养殖区，致使养殖海域营养盐超标严重，水体呈富营养化状态，四类和劣四类水质的面积超过55%。养殖环境恶化不仅导致养殖生物病害猖獗，还使养殖生物体内有毒、有害物质的残留量增高，食用安全性大大降低，对人体健康产生许多危害。

此外，每年近20亿吨的污水排入滨海旅游区海域，海水中粪大肠菌群和病原体含量升高，2007年7月国家环保总局公布海水浴场的水质报告显示，青岛第一海水浴场的粪大肠菌群超过2000个/升，对人类健康造成直接威胁。

2.生态结构、功能遭到破坏：人类活动对海岸带生态系统结构及功能造成了显著的破坏。以渤海区域为例，由于工业和生活污水的大量排海，特别是部分排污口的连续超标排放，致使排污口邻近海域生态环境持续恶化，超过60%的排污口邻近海域生态环境质量处于极差状态；海水污染程度加重，80%以上的监测区域海水质量为四类和劣四类，43%的排污口邻近海域全部为劣四类水质；底栖环境恶劣，沉积物质量大都劣于三类国家标准，底栖生物群落结构退化，耐污种增多，大部分排污口邻近海域底栖经济贝类难以生存，甚至出现了超过30km2的无底栖生物区。有研究表明，藻类吸收硝酸盐后开始疯狂生长，它们死后，海洋沿岸一带就会产生一片巨大的缺氧水域，形成死亡地带，其生态环境将日益恶化。由于分解硝酸盐的反硝化细菌（denitrifying bacteria）已消耗过度，在充满腐败物质的排水沟中，它们平均能消耗16％的硝酸盐，即使在污染不严重的溪流中，它们也只能消耗全部硝酸盐的43％，细菌分解效率每况愈下，这就对沿海的藻类生长起了促进作用，从而形成一个恶性循环。此外，围海造地工程导致我国沿海湿地面积每年以2×104公顷的速度减少。滨海湿地面积的大幅减小，导致许多重要的经济鱼、虾、蟹和贝类等海洋生物的产卵、育苗场所消失，海洋渔业资源遭受严重损害；生物多样性迅速下降，长途迁徙的鸟类饵料数量减少，削弱了鸟类栖息地的功能。海岸带附近建造的核电站排放的热水，改变了水体的生物、物理和化学系统，对着海洋生物有着显著的影响（Ahn et al., 2006）。

3.经济活动受到影响和损失： 随着改革开放不断深入，我国海岸带的海洋渔业经济产业结构也不断发生变化。1996年捕捞和养殖的比例为62：38，到了2000年为58：42，出现了从传统的捕捞向养殖的转变。海岸带健康状态也直接影响到了产业经济，如1998年8月渤海湾地区的大面积赤潮，造成了海岸带养殖业的巨大损失，仅烟台浅海和滩涂养殖损失达9951.2万元，河北省海水养殖业的经济损失达1.12亿元。海岸带区域突发事件，如溢油事件对海岸带生态环境的破坏也不可忽视，据统计，1987年至1996年10年间，我国发生溢油事故为1856起，平均每两天发生一起，总溢油量达5803吨，因船舶溢油事故而给旅游业、海水养殖业、盐业造成的经济损失平均每年超过了10亿元（孙斌，2004）。

人类健康、生物健康与生态系统健康三者实际上是密不可分的，互相影响的互动关系(McMichael, 2002)。生态系统的平衡，从而影响整个系统的健康。越来越多的机构和国际组织开始关注海洋、海岸带健康系统，并设立了各种项目，如美国和加拿大政府联合资助的“Assessing the state of ecosystem health in the Great Lakes (Shear, 1996)”, 加拿大政府资助的“Ecosystem approach to Human health (IDRC, 2002)”等。90年代中期全球环境基金(GEF）和它的科学技术指导小组(STAP)开始对GEF涉及两个或两个以上国家共有的国际水域的各类活动进行协调。1996年2月，来自政府间海洋学委员会(IOC)、ICSU的海洋研究委员会(SCOR)和SCOPE、国际地圈与生物圈项目(IGBP)、STAP和其他组织生物、地学官员们聚集在巴黎计划开展一项海洋评估项目。在讨论中，明确了海洋环境和资源与社会经济发展及人类增长的关联性，强调有必要密切关注陆地和海洋之间的相互作用。GEF倡导并于1996年提供了资金开展了一个大规模项目，即GIWA，对全球国际水域（Transboundary Waters Assessment）进行全面、综合和统一的评估，覆盖淡水流域及相关海岸系统（图2）。该项目取得了很好的预期，发展了一些有特色针对人类影响下海洋及海岸带生态系统的评估方法（Halpern et al., 2008）。最近GEF正在筹划进行第二期全球国际水域评估，其项目名称为："Development of the Methodology and Arrangements for the GEF Transboundary Waters Assessment Programme (TWAP)"，这个项目将从2009年到2010年，其目标是联合国际科学家和各个国际科研组织针对5种水体发展全球和区域的评估应用方法，海岸带水域的评估将会成为其中一个重点。

图2 GIWA主要国际水域水质评价区域分布图. 资料来源：http://www.unep.org/dewa/giwa/

在欧洲，欧盟的《水框架指令》（The European Water Framework Directive(WFD)，建立了一系列针对海岸带环境的协议，发展新的方法来评价海岸带健康状态（Borja, 2005）。其目的是阻止欧盟水资源进一步恶化，保护并在必要的时候改善它们的状况，以期在2015年前获得良好水质。其中，需要回答的重要问题是：谁来对“在确定水域的特点、分析水质或确定环境质量标准时，管理者和科研工作者们应采用哪些方法”的问题作出决策？在这些决策中合理的精确程度有多大?谁能对上述程序进行控制？这些决策对公众和非政府组织等群体的透明度有多大?将如何考虑这些决策的经济因素？多高的费用(如：用于保护措施的定性和分析的费用)是合理的，谁来决定这种平衡？

为了实施WFD，必须制定和测试得以评估参考条件、估计生态状态的标准以及把生态状态与水域负荷联系起来的方法(Nielsen et al., 2003)。基于此，不同的学者针对各自研究的地区对海岸带健康状态评价提出了不同研究方法：Krause-Jensen等(2005)利用蔓草的生长高度作为生物学指标来评价丹麦海岸带水体的健康状况，他利用1900年以来的大量历史数据作为参考，对海岸带水体的生态状况进行评估，但他也认为，这种方法由于个体差异推广到其他水域会有风险；Pettine et al (2007)用未分级的富营养化指数（UNTRIX）作为参考值，计算了意大利海域的富营养化状态；Bald(2005)用多元统计的方法对西班牙北部的Basque海岸带的物理化学指标进行计算，评估了该地区的健康状态；Labrune et al(2006)运用三个生物指数（H, AMBI和BQI）对法国里昂海湾的健康质量进行了评估；Ben-Tzvi et al(2004) 利用退化指数（Deterioartion Index, DI）对红海的Aqaba湾的珊瑚礁的健康状态进行了评估；Broeg & Lehtonen(2006)利用 3种底栖动物聚集的多种生物标记，对波罗的海海岸带地区的污染状态进行了评估；利用古生态学方法，恢复过去原始生态环境，从而作为与现今生态环境比较的参考值对海岸带环境进行评估也不断被使用（Clarke et al, 2003; Andersen et al., 2004）。

综合起来，对海岸带健康评估主要建立在以下几个方面：

1.　　 海岸带区域的划分。由于各个海岸带环境的不同，因此海岸带区域可由经纬度地理位置的不同分为不同的生态区域，不同的生态区域评价的要素和方法也相应有所不同；

2.　　  分类：由于海岸带健康状态重点在评估水体的质量，因此构成海岸带不同的水体（图3），如河口，峡湾，珊瑚礁等也具有不同的水文特点，其水动力特性如盐度，潮差，深度，流速等都不相同，需要区别对待，目前将海岸带水体划分的方案大约有15－20种（Borja et al., 2003, 2004）；

图3 海岸带水动力环境及分类示意图

3.　　  建立物理－化学元素的参考值：通常用研究区域的人类活动影响最小的状态值作为该区域的或该种类型下的海岸带健康环境参考值（Bald et al., 2005, Loureiroa et al., 2006）种参考值(Andersen et al., 2004)，意大利有关部门就建立了一系列富营养化指数(TRIX)来对海岸带健康状来进行评价(Pettine et al., 2006)；

4.　　  建立生物元素参考值：生态环境的变化往往直接影响到海岸带水体中的生物特性，利用微生物、浮游动物、巨型藻类、底栖生物、鱼类的聚集特征，赋存状况等作为指标，建立海岸带健康参考值为常用方法（Diaz et al., 2004; Muxika et al., 2007; Borja et al, 2004）；

5.　　  综合方法：实际上，目前的研究趋势已不单单孤立地看待已有的各个物理化学或者生物参数，而是把相关因素综合起来进行考虑，建立一个综合的指标体系。需要指出的是，不少学者开始注意到，海岸带健康不能只关注水体的质量状况，也应该考虑其载体如底质、生物的质量状况（Borja, 2004），并建立相关的标准。

我国学者也一直在跟踪这一国际动态并做了大量研究：王红莉等（2005）采用统计回归、灰色预测等方法建立渤海湾海岸带水污染负荷预测模型；黄奕龙等（2006）用国家环保总局推荐的综合污染指数法对深圳湾海域的水体进行了评价；孙优善等（2007）用单因子评价法对胶州湾近岸海域水质进行了评价；岳平（2008）用灰色聚类评价法对海口湾近岸海域8个监测区水质进行了评价；还有针对持久性有机污染物的一些研究（凌晰等，2008）。

这些研究具有以下一些特点：（1）采用的海岸带水质的评价标准均为1997年由国家海洋局第三海洋研究所和青岛海洋大学负责起草的海水水质标准（中华人民共和国国家标准， GB3097-1997），使用的监测规范为海洋监测规第7部分：近海污染生态调查和生物监测（中华人民共和国国家标准，GB17378.71998）。在海水水质标准中，将海域按照不同的使用功能和保护目标分为4类，并没有考虑海岸带不同水体的特殊性，对于有关新出现的物理化学指数也没有进行考虑，对海岸带生物元素的参考值（本底值）也没有进行考虑，在对待如“确定水域的特点、分析水质或确定环境质量标准”的方法学和分类学上没有进行深入的探讨，对海域使用决策中合理性没有深入研究，因此，已满足不了现在对于海岸带健康日益增高的评价需求；（2）在所发表的SCI论文中，对海岸带的样品监测标准样品基本上都来自国外（主要见于SCI文献），一是国内的技术水平对于标样提取纯度和权威性不如国外，二是我国在这一方面起步较晚，己经丧失了很多领域的话语权，而由于海岸带研究是新兴学科，所以应该尽快在该领域开发我们自己的可被国际认可的标样，以满足科学研究和调查的需求。

随着全球变化日益成为一个全球科学界研究的热点，在人类高度密集的海岸带区域，健康的主题也日益为人们所关注。海岸带健康系统应考虑不同的水体特征、多指标、多载体的系统评估，建立一个可以进行对比的海岸带数据库，开发具有国际认可的海岸带健康监测的标准样品，更好地为生活在海岸带区域的人类健康环境服务。同时，本研究也是众多的国际组织和机构所共同关心的焦点，该项目的申请与执行将有利于提高我国在国际科研活动和组织上的知名度，促进可持续发展研究，为发展中国家的海岸带综合管理提供依据，培养我们自己的国际科研活动的组织者和发起者，对推动海岸带科学研究有着重要意义，是大势所趋。