我国是一个海洋大国, 长达18000 km的海岸线上分布着河口、海湾、近岸浅海、海草床、珊瑚礁、红树林等多种蕴含丰富海洋资源的生态系统, 是我国沿海地区经济社会发展的重要基础, 承载了约占国内生产总值十分之一的海洋经济产业^[1]。然而, 在人类活动和全球变化的双重压力下, 我国近海生态环境持续恶化, 污染物排放、海岸工程和海上作业、过渡捕捞、外来物种入侵等造成海洋水体环境恶化、海洋生境破坏、海洋生物资源衰竭和海洋生态灾害频发等诸多问题^[2-3]。为了海洋生态系统能够持续为人类经济社会发展服务, 亟需对近海海洋生态环境健康状况进行科学系统的评估, 以推进海洋生态环境的管理和保护工作。

生态系统健康是指生态系统能够长期处于正常状态, 能够保持总体功能的多样性、复杂性和活力, 稳定性高且可持续发展, 受到外界胁迫能够快速恢复正常状态。而海洋生态系统健康的内涵, 不仅包括海洋生态系统自身组成结构和生态功能的完整和稳定, 还包括海洋生态系统为人类提供可持续性服务的健康状态。海洋生态系统健康是一个综合问题, 自20世纪80年代以来, 海洋生态系统健康状况的评估和管理成为一个新的研究领域, 国际上海洋环境管理也逐渐从单一因素的评估转变为海洋生态系统的综合管理^[4]。尽管我国对海洋环境的评价和管理目前还主要集中在海水、沉积物或生物体等某个单一介质^[5-8], 但针对整个生态系统的综合评估也在逐渐起步和发展^[9-10], 并且这也将是我国今后近海海洋生态系统管理的研究重点。

目前, 海洋生态系统健康评估的主要方法包括指示物种法和指标体系法。指示物种法是根据生态系统中的特定物种的健康程度来指示这个生态系统的健康状况, 指示物种往往具有环境敏感性或生态系统特有性, 浮游生物、底栖生物、鱼类、高等水生植物等均可成为指示物种^[10]。指示物种法的优点是简单易行, 但指标单一, 难以反映复杂的生态系统, 且物种筛选标准不明确, 不具有普适性。指标体系法是根据生态系统的结构和功能特征, 在大量复杂的信息中筛选和提取能够表征其特点的参数建立指标体系, 然后依据指标的意义赋予其评价标准和权重系数, 最后基于一个算法或规则建立综合评价体系^[11]。指标体系法能够综合反映生态系统质量状况, 是目前国内外海洋生态系统健康最常用的评价方法。本文系统总结了国内外海洋生态环境健康综合评估方法的研究进展, 并且基于海洋生态环境领域的最近研究成果以及多个评价方法的优点, 构建了一个适用于我国近海海洋生态环境健康状况评估的方法框架。

1 国际近海海洋环境健康评价方法

国际上对近岸海域海洋环境健康的评价方法主要有：保护国际基金会联合美国国家生态学分析与综合研究中心等多家机构联合建立的海洋健康指数(Ocean Health Index, OHI)^[12-13]；美国环境保护署(EPA)、海洋和大气管理局以及鱼类和野生动物管理局为国家沿海评估项目(National Coastal Assessment, NCA)所提交的沿岸海域状况报告中(National Coastal Condition Report, NCCR)所使用的综合评价方法(文中即称该方法为NCA法)^[14]；欧盟为了执行水管理框架, 其下设的"生态状况工作组"于2003年提出了"生态状况综合评价方法"^[9]。本文从评价指标的选取, 指标的赋值、权重和最终评价等级的划分, 评价的应用及优缺点等方面详细介绍3种具有代表性的评价方法。

1.1 评价指标的选取

海洋健康指数(OHI)选取了10个目标：食物供给、传统渔民的捕捞机会、自然产品、碳汇、海岸防护、海岸带生计与经济、旅游与休闲、海洋归属感、清洁水域和生物多样性^[12-13]。OHI看重人类社会与海洋生态系统之间的联系, 因此其多数指标与人类社会直接相关。例如, "食物供给"(包含捕捞渔业和海水养殖两个子目标)、"传统渔民的捕捞机会"、"自然产品"分别从大批量获取海洋食物资源的商业捕捞和海水养殖行为、小规模的且不参与全球渔业贸易的捕捞行为以及获取非食物型自然产品(观赏鱼、珊瑚制品、贝壳等)等不同角度, 全方位评估在可持续性提供给人类社会物质资源方面近岸海洋的能力或健康状况；"旅游与休闲"、"海洋归属感"则评估人类从海洋中获得的生活体验和精神、文化价值方面的享受；而"海岸防护"和"海岸带生计与经济"更是直接评估与海洋有关的经济民生。因此, OHI的指标选取, 涉及海洋与人类社会产生联系的方方面面, 体现的是"以人为本"内涵。

美国沿岸海域状况综合评价方法(NCA)选取了5个相互并列的评价指数：水环境质量指数(Water Quality Index), 沉积环境质量指数(Sediment Quality Index), 底栖生物指数(Benthic Index), 沿岸栖息地指数(Coastal Habitat Index)和鱼类组织残毒指数(Fish Tissue Contaminants Index)。每个指数(Index)中包含了多个评价指标(Indicator), 如表 1所示。NCA方法所选择的指标主要聚焦于海洋环境参数, 这也反映出该方法所评价的核心是海洋生态系统的自身状态。

欧盟生态状况综合评价方法的指标体系, 将评价要素分成三类：生物学要素, 物理化学要素和水文形态学要素, 每个要素下筛选了数个具体指标, 如表 2所示。可以看出, 欧盟生态状况综合评价方法所选取的具体指标与NCA方法比较接近, 仅在指标的分组、分类上有差异。

1.2 指标的赋值、权重及评价等级的划分

海洋健康指数评价体系中每个目标值的计算都综合考虑4个维度——现状、趋势、压力和恢复力, 其中趋势、压力和恢复力构成了近期发展趋势^[13]。每个目标得分(I_i)是现状(x_i)和近期发展趋势(x_{i, F})得分的平均值(即现状和近期发展趋势各占50%的目标权重), 而近期发展趋势则是趋势(T_i)、压力(p_i)和恢复力(r_i)的函数(具体计算方法见表 3)。由于海洋健康指数10个目标(包括子目标)之间具有较大的差异, 因此每个目标参考点的选择以及4个维度的计算都具有各自的模式。海洋健康指数目标的得分采用百分制, 分数越高表明健康状况越好。在计算最终得分时, 每个目标的重要性由其权重(α_i)来决定, 但是该评价方法本身并没有对针对目标的权重做出说明和限定, 因此可根据海洋健康评价的侧重点、对国民经济社会的重要性以及区域的差异等做出相应的调整和优化。

美国沿岸海域状况综合评价方法(NCA)中某区域每个指数的计算分为两步：第一是评估每个监测站位该指数及其包含指标的等级并赋分(3个等级："好"=5, "一般"=3, "差"=1), 第二是根据区域内所有监测点的情况, 确定区域指数等级。这意味着NCA方法评价顺序是层层递进的, 可总结为：先指标后指数, 先站位后区域；指标的等级决定指数的等级, 而站位的等级决定区域的等级。根据一个区域内所有监测站位的评级, 通过面积加权累积分布函数计算该区域划分为不同等级的面积比例。具体的评级规则如表 4所示。NCA依赖于监测站位的现场调查数据, 尽管没有复杂的算法, 但要对所有指标建立科学合理的等级之间的临界值, 且同一指标的等级临界值还具有明显的区域差异。此外, 除了沿岸栖息地指数是通过比较近期和历史数据计算得到以外, 其他指数和指标均通过现场调查监测数据获得, 即NCA指数反映的是某一区域特定时间下的特定状态。

欧盟生态状况综合评价方法以未受干扰水域的评价要素参数值作为评价参考基准, 将评价等级分为"优"、"良"、"中"、"差"、"劣"5等, 评价的原则是按照生物学要素＞物理化学要素＞水文形态学要素的优先级进行逐级评价, 生物学要素决定了评价等级的上限^[15-16]。具体来说, 首先要对生物学因素进行评价, 如果生物学因素为"优", 则进一步评价物理化学要素和水文形态学要素, 最终评价结果为"优"、"良"或"中"；如果生物学因素为"良", 则只进一步评价物理化学要素, 最终评价结果为"良"或"中"；如果生物学要素为"中"、"差"、"劣", 则无需评价其他要素, 最终评价结果对应为"中"、"差"、"劣"。可以看出, 生物学要素是该评价体系的核心, 一片海域健康与否首先取决于其中的浮游植物、大型藻类和底栖生物是否健康, 其中底栖生物的流动性小、生活史短, 能快速反应环境变化, 是生物学要素的核心评价内容。

1.3 评价方法的应用及其特点

海洋健康指数提供了一个标准的、定量的、透明直观且具有开放性的评价方法, 它揭示海洋健康的变化及趋势, 可从不同的时空尺度对海洋生态系统的健康进行评价和比较^[13]。海洋健康指数是一个宏观的、与人类社会联系极其紧密的指标, 可服务于政府决策, 从而实现经济社会和海洋健康的和谐、可持续发展。海洋健康指数最终的量化得分有助于不同区域之间的比较, 但某些目标的内涵决定了评价结果中包含较多的主观因素和不确定性。海洋健康指数是一个针对全球海洋的评价指标, 在具体应用中还应根据评价的出发点对计算模型进行适当修正, 才能更准确的体现区域特点。此外, 参考点选择、数据源的获取及其一致性, 都会影响最终的评价结果。

美国沿岸海域状况综合评价方法和欧盟生态状况综合评价方法主要以海洋生态环境为评价主体, 通过多参数体系全面评估河口和沿岸海域的生态环境质量。美国沿岸海域状况综合评价方法的数据来源于评估区域环境因子的现场调查, 以点带面, 在测定方法一致的前提下数据源的一致性强, 最终通过统一的标准划定等级, 可操作性强。但是美国沿岸海域状况综合评价方法中的评价参数无权重上的差别, 以总体状况为目标, 更接近于海洋环境普查；现场调查数据只能反映特定时间下的状态, 且数据源之间的时间差可能会造成不同区域比较产生一定的偏差, 这一不足可以通过持续的监测和定期更新评估来弥补。

欧盟生态状况综合评价方法则突出生物学要素在生态环境中的重要性, 然而该方法评价基准的选择采用类型专属区域背景值的方法, 操作性较差, 而且各国在应用时标准不统一, 在判别分析生物学要素和一般物理化学要素时可能会采用不同的指标计算方法。此外, 由于评价基准是未受人类干扰海域的背景值, 因此评价结果反映的是人为干扰对近海生态环境的响应而不包含自然变化。

2 我国近海海洋环境健康状况的综合评价

自20世纪80、90年代开始, 海洋生态系统作为一个整体, 其健康状况的度量、评价和管理成为一个新的研究领域, 而我国在该领域的研究并没有落后太多。在20世纪末和21世纪初, 我国就已针对海洋中不同载体的环境质量, 出台了一系列标准文件, 如《海水水质标准》(GB3097—1997)、《海洋沉积物质量标准》(GB18668—2002)和《生物体质量标准》(GB18421—2001)等^[17-19]。早在2003年, 我国学者即在莱州湾海域首次采用指标体系法进行了海洋生态系统健康状况的评价^[20]。为了进一步提高海洋生态系统健康评价的规范性。2005年, 原国家海洋局发布了海洋行业标准《近岸海洋生态健康评价指南》(以下简称《指南》), 规定了珊瑚礁、海草床、红树林、河口与海湾5类海洋生态系统的健康评价方法^[21]。《指南》的评价框架与美国沿岸海域状况综合评价方法比较接近, 但指数与指标的选取有所不同。NCA方法中的指数为等权重, 而《指南》则赋予了5个指数不同的权重, 并将指标的赋值与指数的权重值相结合, 最终归一化为百分制的得分。从权重组成来看, 生物指数占据了50%的权重, 这说明在《指南》的评价体系中, 海域的健康状况很大程度上取决于生物要素的健康状况, 这又与欧盟生态状况综合评价方法中以生物学要素为最高优先级类似。《指南》的出台具有重要意义, 一方面为我国海洋健康评价的发展奠定了基础并提供了参考, 另一方面提供了评价标准使不同区域的评价结果具有可比性。

最近十几年来, 国内海洋环境健康评价领域的研究日趋增加, 所使用的评价框架多种多样。部分学者直接根据《指南》对相关海域进行环境健康评价^[22-24], 部分学者则将国际上的评价框架适当调整后应用到国内, 如王秋璐等基于美国沿岸海域状况综合评价方法(NCA)的框架对渤海湾近岸海域的健康状况进行了评估, 结果处于一般和好之间^[25]；温泉等根据中国沿海实际情况系统修正了海洋健康指数的计算模型, 并用于中国近海的健康评估, 结果全国沿海地区总体得分为59(百分制)^[13]。也有不少学者致力于新的海洋环境健康评价方法的构建, 以期提升评价体系的科学性和可操作性。

目前, 国内学者应用最多的评价体系, 是分层次的综合指标体系法, 最常用的三组指标包括以海洋生物丰度和群落结构为主的生物生态指标、以水和沉积物的物理化学参数为主的环境指标以及人类社会经济学指标, 或者直接简化为生物生态和环境因子两组指标。学者们对生物生态组和环境因子组具体指标的选择具有较高的一致性, 如生物生态组中通常涵盖初级生产力、浮游动植物和底栖生物的多样性和丰度等指标, 环境因子组通常包括水体的营养盐、溶解氧、pH、透明度、污染物以及沉积物的有机质、污染物等指标。而人类社会经济学指标的选取却存在多个不同的角度, 既有反映海洋生态文明的海洋科技投入、海洋文化宣传等指标, 也有反映人类社会对海洋生态环境压力的污水排放和污染物入海量等指标。人类活动在近岸海洋环境的变化中扮演重要的角色, 因此也有学者采用"压力—状态—响应"模型(Pressure-State-Response, PSR)来进行海洋环境健康评估, 以体现人类活动对海洋生态环境健康的影响, 但对压力、状态和响应子系统的指标选择却有较大差异, 例如：在广西近海的一个评价案例中, 人类海洋产业的产能、污染物的排放以及自然灾害被定义为压力, 海洋的生物生态状况和环境质量被定义为状态, 而响应则是人类社会对海洋环境变化所采取的积极应对^[26]；而在山东近海的一个评价案例中, 则将陆源输入定义为压力, 水环境质量为状态, 浮游和底栖生物的密度为响应^[27]。PSR模型有时也被简化为"状态—响应"模型, 例如在山东半岛蓝色经济区, 李延峰等仅选取环境因子和生态响应两类指标进行生态环境健康, 其中生态响应中包含了生物类群指标和生态灾害指标^[28]。对比来看, PSR模型和分层次的综合指标体系法并没有本质区别, 在应用中压力、状态和响应也是并列的3个层次。

指标的赋值和权重是整个评价体系中极其重要的一环, 直接决定了最终的评价结果。目前, 我国海洋环境健康评价方法常用的指标赋值方法分为两类: 一类是划定临界范围, 落在某一具体范围内的指标获得相应的等级；另一类是与基准点进行比较, 根据比值的大小确定等级。两类方法各有优缺点, 前一种方法涵盖了某一具体指标可能出现的所有值, 但落在同一范围内的指标具有相同等级, 在所划分等级数量有限的条件下, 无法体现级内差异, 尤其是无法反映某些极端环境状况；后一种方法可以精确量化不同环境的差异, 但是结果完全依赖于基准点的选取, 选取标准不同可能会造成完全不同的结果。无论是划定临界范围还是选取参考基准, 三部国家标准文件(GB3097—1997、GB18668—2002、GB18421—2001)仍然是众多评价方法的选择依据。例如, 《指南》中pH、溶解氧、无机氮和活性磷酸盐等水环境指标的等级划分依据第一和第二类海水标准, 有机碳含量和硫化物含量等沉积环境指标的等级划分依据第一类和第二类沉积物；在山东半岛的评价案例中, 以第一类海水水质为水环境指标的基准值^[28], 而在廉州湾和珠海近岸则使用第二类海水水质^[29-30]；在胶州湾的评价案例中, 则直接应用三部标准文件中的等级划分规则^[9]。确定指标权重的方法主要有层次分析法和熵权法, 层次分析法主要依靠专家的分析判断对每个层次中组成因素的相对重要性进行两两判断, 将比较结果转化为分值并结合矩阵计算得出最终的权重值；熵权法则体现的是评价对象在某项指标上值的差异, 差值越大熵值越小, 对应的指标权重越高^[31]。从方法上看, 层次分析法赋权更多的体现了海洋生态系统健康运行的内部机制和各因素的相互影响, 同时带有一定的主观性；而熵权法赋权则纯粹客观的从数据之间的差别出发, 更适用与不同区域之间的对比。除此之外, 也有些评价方法直接简化为因子得分的算术平均值或仅在最终评级中提高生物生态指标的优先级。

3 我国近海海洋环境健康综合评价普适新框架的构建

在系统分析国内外海洋健康评价方法的基础上, 本文的目标是构建一个可在河口、海湾等近海生态系统中具有普适应用范畴的海洋环境健康状况综合评价的框架体系。海洋生态系统涉及多领域、多学科, 影响海洋环境健康的因子数量庞大且复杂, 为了同时确保健康评估方法的科学性和可行性, 指标的选取主要遵循主导性和可操作性原则, 同时要考虑指标的稳定性和区域差异性。评价海洋环境健康状况的最终目的是实现人类对海洋资源环境的可持续利用, 因此人类社会经济学的相关指标在反映海域健康状况中十分重要。鉴于此, 我们采用指标体系法构建近海健康评价普适"双核"框架, 即以海洋生态系统自身的状态为评价内核, 而以人类社会经济学指标为评价外核(图 1)；内核要素是海洋环境健康的基础和前提, 外核要素是海洋环境健康之于人类的价值体现。

3.1 内核要素纲要

选指标。以海洋生态系统自身的状态为主的内核评价是本文所构建的评价框架的核心, 其评价要素构成和具体的指标如表 5所示。内核评价体系由生物、水体和沉积物3个评价因素构成, 涵盖了海洋生态系统中的所有介质和载体。在每个评价要素下, 遵循主导性、科学性和可操作性性原则, 筛选4—5个具体的指标来反映其健康状况, 一共筛选出13个评价指标。同之前的多数评价方法相比, 本文在评价指标筛选方面做出了一定的优化, 例如在水体环境方面, 经常使用到的透光率、透明度、浑浊度等指标均和悬浮物浓度密切相关, 经常被并列使用的无机氮和无机磷指标反映的都是营养盐水平, 而温度、盐度等指标对海洋健康状况的影响会体现在其他指标的变化中, 因此本框架通过进一步精简优化, 使每个指标均可独立、直接的反映海洋健康状况的某个方面。

定标准。内核要素的13个指标均为可量化指标, 每个指标的具体数值均可通过海洋环境调查监测获取, 为了便于比较和计算, 所有指标均需通过基准值进行归一化(取值为0—1, 数值越高表示健康状况越好)。考虑到区域差异性, 归一化标准值的选取在有常年监测结果的情况下选取常年监测结果的平均值, 否则选取相关国家标准。具体的归一化方法, 根据指标特性的不同分为两类, 对于取值越高越有利于海洋环境健康的指标(如pH、溶解氧等), 归一化公式为：

(1)

式中, I_i为指标i的归一化值, Mea_i为指标i的实际监测值, Ref_i为指标i的基准值, 且当计算出的I_i大于1时其取值为1；对于取值越低越有利于海洋环境健康的指标(如富营养化指数、污染物等), 归一化公式为：

(2)

式中, I_j为指标j的归一化值, Mea_j为指标j的实际监测值, Ref_j为指标j的基准值, 且当计算出的I_j大于1时其取值为1。此外, 水体和沉积物中污染物(重金属和有机污染物等)所包含的具体种类, 可根据特定区域的实际情况有所差异, 但应能够体现该区域主要的污染状况。

定规则。在获取了具体指标的归一化数值之后, 通过一定的评价规则逐级往上即可完成整个海域健康状况的评估。评价规则包含两方面内容：指标权重的确定和评价等级的划分。在以往的评价框架中, 多通过层次分析法、熵权法、主成分分析法、模糊综合评价、灰色关联度法等方法来确定权重, 这些方法或者会带有主观判断, 或者依赖于指标数据的分布, 最终评价结果有很高的不确定性。为了提高评价方法的确定性、客观性和普适性, 本框架中某一评价要素下不同指标权重的确定原则为：负面偏离基准值的程度越大, 权重越高。具体计算公式如下：

(3)

式中, W_i为指标i的权重。而最终某一评价要素(E)的得分为：

(4)

内核要素评价的是海洋生态系统自身的状态, 而生物群落则是海洋生态系统的核心, 因此本文评价框架中, 生物群落的优先级高于水体环境和沉积物质量, 这将在最终的评级规则中体现。根据3个评价要素的得分, 将海洋生态系统自身状态的评价等级划分为优、良、中、差、劣5个等级(表 6)。

3.2 外核要素纲要

外核要素的评价指标主要包括两个方面: 一是人类从海洋获取的经济产出, 包括渔业捕捞、海水养殖、其他海洋资源的利用(化工和制药等)以及与海洋相关的其他经济产出；二是海洋带给人类的精神享受和文化价值。与内核要素相比, 外核要素的指标难以准确量化, 且不同海区由于沿岸地区经济社会发展重心的不同可能会有较大差异, 因此对于外核指标我们保持开放、弹性选取, 选取的原则是能够客观的反映某地区对海洋的开发利用程度。在本文中, 我们推荐以沿海地区的海洋生产总值、受保护的海域面积和涉海旅游人数分别作为经济产出、文化价值的普适性指标。外核要素各指标同样进行归一化计算, 通常情况下地区的海洋生产总值是逐年递增的, 因此我们选取地区设定的年度目标作为归一化基准值, 若没有该目标值则以过去5 a内的最大值为归一化基准值(我国经济社会发展通常以5 a为一个阶段)；文化价值指标的归一化基准值同样选取过去5 a内的最大值。具体的归一化方法参照内核要素指标, 具体指标的归一化类型选择详见表 7。各指标和要素之间均采用等权重的计算方法, 即外核要素的总得分为经济产出和文化价值两个要素得分的算术平均值, 最终取值同样为0—1, 数值越高表示海洋给予人类经济社会的价值越高, 表征人类开发利用海洋的程度越高。

本文构建的普适评价框架的最终结果将保留内核要素的评级和外核要素的评分两部分(内核评级+外核得分), 这一方面是由于两部分指标之间差异较大, 不具备可比性；另一方面, 保留两部分结果可以为平衡海洋环境保护和经济社会发展、实现海洋资源的可持续利用提供更明确的指导, 例如"优+0.2"意味着可以适当提升海洋资源开发利用的力度, 而"差+0.8"则可能意味着过度开发带来了海洋生态环境问题。在针对评价结果进行管理决策时, 内核要素具有更高的优先级, 经济社会的发展应该以海洋生态环境的健康为前提, 这也是本文所构建海洋健康"双核"普适评价框架的核心要义。

总的来说, 本文所构建的海洋环境健康评价框架, 在吸纳国内外主流的海洋环境健康评价体系优点的同时, 更具特色和优势。首先, "双核"架构核心突出、层次分明, 外核以内核为基础和前提, 而内核要素中则以生物群落为核心。其次, 指标的取值、归一化和权重均取决于客观的监测、统计数据或相关的标准和背景值, 客观性和可操作性更强。最后, 本框架最大的优势在于, "双核"评价结果对科学管理决策、实现海洋经济可持续发展具有鲜明的指导意义, 尤其对我国来说, 海洋经济产业占GDP的比重不断升高, 海洋开发利用带来的环境健康问题也逐渐凸显, 如何平衡两者的关系至关重要, 而这也正是本框架的"双核"评价结果所要提供的信息。

4 结语

随着人类对海洋环境资源开发利用程度的不断加大, 海洋生态环境持续恶化的问题越来越突出。平衡海洋经济开发和生态环境保护之间的矛盾, 是实现海洋可持续发展的必然要求。因此, 建立一套诊断海洋生态环境健康状况、评估海洋经济发展速度与生态环境承载力是否匹配的科学体系, 十分迫切。包括中国在内的世界各国已在海洋环境健康评价领域做出了诸多努力并建立起一系列评价框架, 但仍需进一步优化和完善。本文在系统总结国内外典型海洋环境健康评价体系的基础上, 吸纳不同体系的优势, 构建了一个以海洋生态系统自身状态为内核、以人类社会经济学指标为外核的"双核"评价框架。该框架的核心内涵是：人类利用海洋环境资源发展经济, 必须以维护海洋生态环境的健康为前提。然而, 海洋生态系统十分复杂, 人们对海洋生态系统的认知也在不断提升, 因此我们期望在不改变核心内涵的前提下, 该评价框架的科学性和可操作性也能够得到不断的优化和完善, 以期能够更好的服务于健康海洋建设。