海草及海草场生态系统研究进展

王锁民，崔彦农，刘金祥，夏曾润

(1.草地农业生态系统国家重点实验室，兰州大学草地农业科技学院，甘肃 兰州 730020；2.岭南师范学院热带草业科学研究所，广东 湛江 524048)



海草及海草场生态系统研究进展

王锁民1，崔彦农1，刘金祥2，夏曾润1

(1.草地农业生态系统国家重点实验室，兰州大学草地农业科技学院，甘肃 兰州 730020；2.岭南师范学院热带草业科学研究所，广东 湛江 524048)

海草是分布于全球各地浅海中的重要沉水被子植物，具有极高的应用价值；海草与周围环境形成一个独特的生态系统——海草场生态系统，是生物圈中最具生产力的水生生态系统之一，且强大的吸收和固碳能力使其成为全球最大的碳库之一；海草场具有多种重要的生态服务功能；被广泛视为是理想的“生态哨兵”来衡量近海岸生态系统健康状况。如今由于自然因素和人为破坏活动的双重干扰，全球海草种的数量和海草场的覆盖面积正在急剧减少，海草生存状况面临严峻的考验，约14%的海草种处于灭绝的边缘，1/3的海草场彻底消失。目前，海草监测工程和以生境恢复与人工移植为主的海草保护恢复工程已经开始实施，并取得初步成效，对今后全球范围内海草保护恢复工作具有重要指导作用，但该工程还仅仅处于起步阶段，取得更多技术理论上的突破和政策上的支持才能实现挽救濒危海草种及缓解海草场生态系统破坏现状的目标。本文通过对全球海草及海草场生态系统研究成果的总结，阐述了海草和海草场对全球生物圈的重要性以及面临的严峻生存压力，以期提高公众对海草的认识，并唤起人们保护海草的意识。

海草；海草场生态系统；碳库；生态哨兵；保护和恢复

海草(seagrass)属于大型沉水被子植物，具有高等植物的一般特征，能完全适应水中生活，是唯一可以在海水中完成开花、结实以及萌发这一生长发育过程的被子植物。海草广泛分布于全球温带和热带海岸地区，能够覆盖几千公里长的海岸线，由于海草的生长需要较高的光照强度，所以海草的生长区域被严格限定在浅海海域[1]，其深度一般不超过20 m[2]。大多数海草生长在潮下带，只有大叶藻属(Zostera)、虾海藻属(Phyllospadix)和喜盐草属(Halophila)的部分种可以生活在潮间带[3]。所有海草都拥有地下茎，可以进行无性繁殖，唯有大叶藻(Zosteramarina)[4]和海菖蒲(Enhalusacoroides)[5]可以在海水中传粉，能同时进行无性繁殖和有性繁殖。海草为了适应完全浸没在水中的生长环境，进化出了一些独特的生理和形态特征，如体内气体运输通道、表皮叶绿体和水中迁移能力等，且为了给自身根和茎供给足够的氧气，海草适宜生长在松软的沉积物上，对海底沉积物的稳定具有重要作用[6-8]。

海草与周围环境形成了一个独特的近海岸生态系统——海草场生态系统，为地球生物圈提供了极其重要的生态服务功能[9-12]，是全球最高产的水生生态系统之一[13]，对缓解全球气候变暖、监测近海岸地区生态系统健康等具有重要作用。

1 海草的起源、分布及其应用价值

海草起源于陆地被子植物，且大部分是七千万年前由同一种被子植物进化而来，并在几百万年前重新进入海洋并形成自己独特的生活习性[8]，这就使得它们与其他迁移到海洋生态系统中的植物类群如盐沼植物、红树林和藻类等之间形成了一个明显的区别：其在进化历程的任何时期，种群丰度都没有超过100个种。如今，地球上现存海草仅有12个属，约72种[3,14-16]，与已知陆地被子植物约25万个种相比，其物种多样性水平极低。

Short等[17]根据物种丰度、物种分布范围、热带和温带影响将全球海草分为六大区系：地中海区系、温带北大西洋区系、温带北太平洋区系、温带南大洋区系、热带大西洋区系和热带印度-太平洋区系，其中温带北大西洋海区物种多样性很低，只有5个种；热带印度-太平洋区系是全球海草多样性最为丰富的地区，整个区域内最多可以发现25个海草种。

由于海草种类较为单一，且它们长期生活在肉眼不可见的海底，历史上海草与人类的联系并不紧密，但随着近100年来研究人员将越来越多的注意力转移到这些地球上最古老的物种，海草逐渐进入大众的视野，与人类生活息息相关[13,18]。首先，海草已经在渔业生产中得到了利用，由于海草中含有大量食用海藻酸、淀粉、甘露醇及钾、钠、氯、镁、锰、铁、钴及大量碘等生物体所需的常量、微量元素，以大叶藻为主要成分的复合肥料已经成为海胆和海参养殖中无法替代的饵料[19]；近期将海草应用在家畜养殖中，以期提高家畜的抗病能力、生长速度、肉质等的尝试也逐步展开[20]。其次，海草干草，尤其是大叶藻属和虾海藻属海草干草，具有抗腐蚀和保温耐用的特点，常被加工为编织、隔音及保温材料；在我国北方地区，沿海的渔民常用海草作建造屋顶的材料，能起到极佳的保温和防雨功效[21]。最后，海草在工业和医药方面也有所贡献，海草是提炼碘、铁、钙、氯化钾等工业原料的廉价原料，也是制造人造骨骼和牙齿的理想材料[22]，且在中医中被认为具有降脂降压、减肥等功效。

2 海草场生态系统

2.1 全球最具生产力的生态系统

海草场生态系统是地球上最具生产力的生态系统之一，由于缺乏长期和有效的监测手段，全球海草覆盖面积很难得到确切的统计数据，目前学术界认为海草场的面积约为300000～600000 km2，不到全球海洋总面积的0.2%[23-24]。但据统计，海草场初级生产力的年净生产量高达1012 g DW/m2，与红树林和珊瑚礁相当，这使得海草场生态系统逐渐成为近年来研究的热点[25-26]。海草作为单子叶被子植物，可以在水中完成光合作用，海草的光合速率约为3～13 mg O2/(g DW· h)[27]，可以吸收海水中的大量CO2和HCO3-，转化为有机碳，海草每年固定的有机碳高达27.4 Tg，占海洋每年固定有机碳的10%[24]。同时，海草完整的叶、茎和根茎为细菌、真菌、藻类乃至中小型无脊椎动物提供了良好的附着和生长基质，这些以蓝细菌、底栖硅藻和大型藻类为代表的附生生物的初级生产力往往会超过海草本身，被认为是海草初级生产力的重要贡献者[28-30]。此外，海草场水体中存在大量浮游生物，某些浮游生物也能进行光合作用，对海草场的初级生产力也有一定的贡献[31]。

海草是海洋众多食物网的基础，经过海洋植食性动物的采食作用，海草固定的有机碳的15%～50%会流入食物网，供给海底生物的生长[25]；24.3%输出至与其相邻的生态系统中，维持其他生态系统的稳定[32]，在连接海洋和陆地生态系统的过程中发挥着重要的纽带作用[33]。此外，这些有机碳对滋养海草场土壤有重要作用，且由于海草场土壤大多数为厌氧型，海底缺乏火源等原因，储存在海草场土壤中的有机碳非常稳定，数量巨大[34-35]；Fourqurean等[36]认为整个海草场生态系统储存的有机碳高达19.9 Pg，这使得海草场生态系统成为全球“碳库”的代表。

2.2 高效的生态服务功能

海草场生态系统并不是孤立存在的，它是海岸带地区复杂生态系统的重要组成部分，对珊瑚礁、红树林、盐沼和牡蛎礁的正常和健康运行具有重要作用[37-39]；同时每年1.9万亿美元的产出使其具有极高的经济价值[40]，它支撑着海洋渔业和沿海地区数百万人口的生计[41-42]；海草是许多濒危物种如海龟、儒艮和海牛等的食物来源[43]，也是多种小型藻类和无脊椎动物的附着体，许多海洋生物的良好育婴场所，且海草交织在一起的叶片为小型动物提供了一个立体的掩蔽场所[44-46]，所以海草场相比于其相邻生态系统具有更复杂的物种多样性和更高的生物密度；海草独特的叶片结构如同一个过滤器，可以清洁海水中的悬浮沉积物，根、茎、叶都能吸收海水中过量的养分，直接参与养分循环[18]，同时粗大的根茎结构能够有效稳定海岸地区的底质，这对保护海岸线、减轻风暴等自然灾害对海岸的侵蚀具有重要意义。

2.3 理想的生态哨兵

海草场生态系统被广泛认为是衡量海岸生态系统健康的指示器[13,47-48]。海草具有生态哨兵的功能，被人们称为“沿海金丝雀”。它们能对水质下降、底质(沉积物)破坏，尤其是人为活动引起的水体富营养化做出各种生理生化反应，通过对海草生长状况的监测就能评估海草场生态系统和其相邻生态系统的健康状况。目前用生物标记技术来检测大叶藻体内养分或酶含量的方法已经成为一种衡量海岸地区水体富营养化程度的有效手段[48]。且海草对许多重金属具有明显的富集作用，如泰莱草(Thalassiatestudinum)能大量富集海水中的As[49]；通过对海草地上部重金属含量的检测，便可以反映对应海区重金属污染程度[50]。虽然珊瑚礁也具有类似海草场的生态哨兵功能，但是海草几乎遍布全球除两极外的任何地区，所以作为生态哨兵具有更普遍的适用性。因此，海草场生态系统在欧盟2000年通过的水环境保护方针《欧盟水框架指令》(EU Water Framework Directive)中扮演着重要的角色[51-53]。

3 海草和海草场生态系统破坏现状

与地球上其他植物种相比，海草在地球上显得势单力薄，每个海草种都是极其珍贵的活化石，但根据国际自然保护联盟(IUCN)对海草种的灭绝风险评估显示，这些在地球上成功繁衍了近1亿年的生物正在处于最困难的时期，约14%的海草种已经被IUCN红名单归为濒危物种类别，且这些海草种的数量仍然在继续下降[54]。Short等[18]通过对海草的生长状态、种群密度、分布范围、以及生态学研究的综合考量，认为全球范围内约有1/3的海草种的数量出现不同程度地下降，一些种的数量的估测值虽然没有达到IUCN红名单标准的临界值，但是如果不采取保护措施，任其继续退化下去，这些海草种迟早会进入濒危物种的行列。同时当前濒危种海草的分布面积正在明显减小，任何轻微的干扰都可能导致它们永久消失[54]。从海草分布区系来看，温带北太平洋区系的海草灭绝风险最高，几乎所有海草种都濒临灭绝；温带北大西洋区系和地中海区系海草的灭绝风险相对较低，这主要是由于这些地区的海草场面积较广阔，海草数量庞大所致，但统计数据显示这里近50%的海草种的数量已经在下降，海草生长状况同样不容乐观；热带海草区系海草种类多样，但由于数据的不足，约24%的海草种的数量目前还未知，一些特有种由于生长缓慢、再生速率低，数量呈现每年1%～2%的轻微下降趋势[55]。海草作为地球上最古老的生物之一，具有极高的科学研究价值、经济价值和生态价值，任何一个种的消失都是地球生物圈不可挽回的损失。

迄今为止，由于受到全球海草地图测绘缺乏的限制，研究者对浊水系研究力度不够，以及科学界对一些地理区域不够重视等原因，全世界还没有一个整体地、全面地量化海草场退化面积的手段。虽然近年来一些地区的海草场面积正在逐步增加，如美国弗罗里达坦帕湾自1982年至今，海草场增加了27 km2[56]；葡萄牙蒙德哥海湾海草场面积在1997-2002年间增加了超过1.5 km2[57]；Barillé等[58]监测到法国布尔纳夫湾诺氏大叶藻(Zosteranoltii)覆盖面积从1991年的2 km2增加到了2005年的近6 km2；瓦登海地区截至2010年已经恢复了近100 km2的海草场[52]，但这些看起来卓有成效的恢复工作是建立在原有海草生境的基础上，都是在海草被破坏地区采取应急保护措施之后取得的成效，这对于缓解全球范围海草退化趋势来说杯水车薪。Waycott等[55]的研究表明，全球所有已知的海草区都在退化，自1980年以来，海草场面积正在以每年110 km2的速度减少，至今已经有超过170000 km2的海草区消失，占全球已知海草场面积的1/3，且年平均退化速度还正在逐年加快，如今海草场年退化速率已经接近2%，是海草再生速度的10倍以上，与红树林退化速度相当[59]，甚至高于热带雨林的退化速度[60]。要知道，如今近海岸海区对人类社会来说已经变为一个不可或缺的重要组成部分，目前约40%的人口定居在近海岸地带，海草和建立在海草生境基础上的捕鱼业、养殖业以及能源采集业等是这些地区的重要食物来源和经济支柱[18]；同时，海草生态系统作为全球最大的“碳库”之一，储存着大量的“蓝碳”[61]，海草场面积的不断下降会抑制无机碳的固定效率，加剧全球气候变暖的趋势。因此，海草场在全球范围内高速、大面积地退化势必会对整个生物圈的稳定以及人类社会的发展产生严重的威胁。

4 海草退化的双重诱因——自然因素和人为破坏活动

海草场生态系统一直被认为是一种高度动态的生态系统，在多数情况下，它们在时间和空间尺度上都能保持动态平衡[62]。但由于海草生长需要较强的光照和疏松多氧的沉积物等条件，它们的生活区域被严格限定在近海岸地带，其自然条件并不适宜被子植物的生长，海草生长过程中随时要面临海浪的冲刷和破坏性极强的自然灾害[63]，同时这些地区与人类活动区高度重叠，人为因素往往是近海岸生态系统、尤其是脆弱的海草场生态系统遭到破坏的最主要原因。自然因素和人为破坏活动的双重作用打破了海草场的动态平衡，造成全球海草场生态系统在极短的时间内大面积退化[13]。

4.1 自然因素多重作用

海草不同于其他大型藻类和浮游植物的一个最主要特征是它们必须依附于海底平面生长，保证海草场的稳定和到达海草场表面的可利用光是海草正常生长的前提。海底火山喷发、地震等的发生会改变海底地形，造成沉积物的再悬浮，从而损伤海草根系，同时阻碍光线透过，影响海草光合作用，且这种海底平面的活动并不会对海藻和浮游植物造成显著地影响，从而进一步加剧了海草面对这些竞争性植物的弱势地位。如今极端气候活动日趋频繁[64]，如热带风暴、飓风、台风等多发的地区，大型风浪会对海草场这种浅水生态系统造成毁灭性的破坏，澳大利亚哈维湾仅由于热带风暴就已经造成了1000 km2的海草场消失[65]。过去20～30年来，生物入侵已经成为一个严重威胁海草的不可忽视的生物因素，全球范围内已经确定的入侵到海草场生态系统中的外来种有28种，其中64%的种被认为是对海草有害，且这些外来种一旦在海草生境中成功生存并开始繁衍，将很难被清除[13]。近年来，全球气候变暖，夏季海草场平均海水温度上升4～5 ℃，导致一些对高温敏感的海草如大叶藻、南极根枝草(Amphibolisantarctica)和大洋波喜荡草(Posidoniaoceanica)大面积死亡[66-68]。其他一些自然灾害如洪水、疾病、食草动物的爆发等自然灾害都时刻威胁着海草的生长[69]。同时，海草不仅仅是面临某一种环境因素的挑战，特定地区的海草往往面对着多种因素的多重压力，不同因素之间是相互联系和制约的，如风暴对海草生长不利，但一旦风暴减少，大量附生藻类或者腹足类动物会由于海水冲刷力不够而大量附着在海草叶片上，抑制海草的生长[13]。因此，复杂多变的自然条件对海草的生长来说是一个极为不稳定的因素，各种破坏性自然因素的综合作用及其后续影响很大程度上制约着海草的生长。

4.2 人为活动的破坏性影响

自然因素是不可控的，但发生的频率相对较低，人为因素才是当前海草面临的最主要威胁[62,70]。人为活动造成的水质下降是海草退化的本质原因，而海水透光度的减弱和富营养化的加剧是水质下降最直接的表现。

与陆地被子植物一样，光照强度是影响海草生长的决定性因素[71]，海水透光度的下降会阻碍阳光到达海草场表面，抑制海草光合作用，造成海草死亡[72]。研究者认为海草生活的海底环境必须能接收到入射到海水表面光照强度的11%才能维持海草正常的生长发育[1,73]，如二药藻(Haloduleuninervis)的正常生长发育要求接收的光子必须大于10 mol/(m2·d)，否则海草的光合作用将无法顺利进行[71]。人类活动是导致近海岸海区海水透光度下降的最主要原因：海岸地区的城镇化使开垦土地、港口建设等活动增多，海底不稳定底质的再悬浮使海水浊度增加；大型船舶、水下运输管道、通信电缆都会对海草形成光遮蔽；大量生活污水，工业废水污染使海水透明度下降；无节制的捕鱼业和海产养殖业也对海水透光度有一定影响[19,74]。有研究表明，在自然生境中，海草与浮游植物、附生植物，尤其是大型藻类对生存空间和环境中的氮素竞争非常激烈[75-77]，且海草可接收到的光强受这些竞争性植物的限制，从而阻碍海草的光合作用，抑制植株生长[78]，同时，光合作用产物和能量的缺少使植物吸收的氨盐向氨基酸和其他含氮有机化合物的转化受阻[79-80]，从而产生氨盐毒害。由于人类活动造成的全球气候变暖、CO2浓度升高、海平面上升和水体富营养化等原因，如今近海岸地区的环境非常适合于浮游植物、附生植物和大型藻类等的生长[78,81-82]，在海草场上方形成一层加厚的吸光墙，进一步压缩海草的生存空间，抑制海草的光合作用，从而引起海草的大量死亡[83-85]。

海水富营养化的危害主要体现在海水对海草单株的毒害方面。富营养化往往由过量的氮素输入到海岸地区引起，大量农业化肥的使用，未经严格处理的工业和生活废水随着河流进入海草场，使得许多河口地区的氮排放量是以前的30～50倍，虽然有研究显示海草场生态系统固氮效率最高可以达到140 mg N/(m2·d)，海草自身及海草场生态系统内的大量固氮微生物都能固定海水中的氮素[86]，但并不是越多氮输入对海草的生长越有利，当氮素(硝态氮、铵态氮、有机氮)浓度大于一定临界值时，就会伴随着海草覆盖率的大范围减小[87]。Fertig等[88]在美国新泽西沿海河口地区对大叶藻的研究发现：随着河口地区海水氮素含量的不断增加，大叶藻的生物量和光合利用效率均明显下降，当进入海草场的氮远远超过海草固氮能力时，海草将受到铵盐毒害，一些正常生理过程受到抑制。海水中过量的重金属也对海草具有毒害作用，重金属进入海草体内会抑制海草酶活性和光合磷酸化从而抑制海草的光合作用[50]。其他如农药、杀虫剂、去污剂等有毒化学品也不同程度影响海草的生长状况[89]。另外，富营养化海区往往会伴随着海水盐度的升高，虽然海草能适应海水高达600 mmol/L的盐度，但由于历史上海水的盐度一直都很稳定，海草虽然极其耐盐，但其生活区域海水的盐度相对稳定，人为因素导致的海水盐度突然增大会破坏海草体内碳氧平衡，造成海草死亡，同时海水渗透势的降低也一定程度上会制约海草的生长[90]。Sandoval-Gil等[91]对地中海海草耐盐性的研究表明，地中海2种优势海草种海神草(Cymodoceanodosa)和波喜荡草在超盐条件下净光合速率降低10%～20%，生长均受到明显的抑制。可见海水富营养化对海草的生长发育极为不利，且这种毒害很难预防和恢复，如何限制近海岸地区海水富营养化是目前研究人员亟待解决的问题。

海草场与人类生活区的重叠使得这种人为破坏不可避免，但海草场生态系统的动态本质使得它们有恢复和再生的能力，对人为破坏活动的约束和保护恢复方针的制定是目前缓解海草退化危机必须实施的手段。

5 海草保护与恢复

过去10年，全球范围内大量海草保护区的建立是人类认识到全球海草危机，并开始为保护海草迈出了第一步，这些全球性工程主要包括海草监测和恢复工作两部分。海草普查和全球海草监测网是目前最大的两个海草场监测行动[70]。海草监测工程旨在对全球海草和海草场进行长期和全面的观测，总结世界各地海草的现状，提升对海草的科学认识。随着研究人员将越来越多的视线转向海洋，海草监测技术也得到长足发展。如利用航空影像(aerial photographs)技术对海草场进行航拍，再通过地理信息系统(GIS)手段对图像进行数字化，可以轻易获得海草分布、密度、生长状况等指标[92]；最近科学家开始尝试利用空间遥感技术(spatial remote sensing)来进行海草大面积监测，但这种技术目前还处于试验阶段，需要进一步完善后才能广泛使用[58]。监测技术的进步是海草保护恢复工程的保障，因地制宜地使用不同技术方法监测海草，并进行数据交流、补充、融合等是目前海草监测工程的主要任务。

海草恢复工程主要采取生境改良和人工移植两种恢复策略。生境改良即通过保护、改善或模拟生境的方法，使海草通过自然繁衍而逐步恢复，这主要集中在海水降低富营养化和改善水质方面[56,93-94]。如研究人员1987年对瓦登海海水养分含量的严格控制，使得该地区海草破坏状况得到明显改善[95]。最近澳大利亚在其河口地区推广了一种废水回收方案：生活和工业废水必须在园艺业和水产养殖业重新利用后才可以排入河口地区，这对该地区海草生长具有显著促进作用[96]。其他一些对重金属、农药、防污剂以及杀虫剂等有毒物质流入海草区的限制措施，也是生境改良工作必须实施的。生境改良是最佳的海草恢复策略，但这些工作是长期项目，短期效果不明显，同时需要大量的财政支持，且与大多数人的经济利益矛盾，所以成功开展起来难度较大。目前而言，人工移植是最为快速和可行的海草恢复手段，多数海草都能进行无性繁殖，有性繁殖概率非常低，海草种子适宜播种在粘浊的底质上，在沙质底质上很难萌发和传播，且当前海草场大型藻类大量爆发，未成熟的种子往往会由于海藻的遮蔽窒息而死[97]。所以人工移植是当前全球海草最有效的恢复方法，早在1960年美国弗罗里达湾就已经开始尝试采用移植的方法恢复海草场，但最初的移植工作只是在0.01～0.10 km2的小范围尝试[98-99]，随着人们对海草的重视程度越来越高，1 km2以上的人工移植尝试已经非常普遍，其主要策略为将移植单元通过锚定的方法稳定在移植区域的底质上[95]。研究人员尝试了很多海草移植方法，如草皮法、草块法、根状茎法等[69,100-101]，但能否成功存活并稳定建植还是一个难点。目前看来，移植地的选址是海草移植成功与否的最关键因素。van Katwijk等[95]认为在海草场依旧存在，或者海草场刚消失不久(1970s以后)的地区进行人工移植的效果最好。如在曾经大量出现波喜荡草的海区移植其他海草种很难成功，而移植波喜荡草建植的成功率高达95%～98%[99]，可能原因是由于这些地区没有过激的水体运动或者存在天然的水力屏障，如诺氏大叶藻 (Zosteranoltii) 和大叶藻两种海草只有在海沟或海底山峰的底部才能生长[102]，且光照和水质条件更符合海草生长所需，穴居动物的干扰也更少。其次，供体移植海草植株的选择也是人工移植过程中不可忽视的关键因素。适合的移植植株必须具备以下条件：能够适应当地的自然环境，具有在移植地区生存和扩张的能力；供体有足够的基因多样性并且避免近亲繁殖[99,103]。为此，移植必须防止移植海草与其他自然海草场或邻近生态系统隔离，避免基因流动被抑制[104-105]。其他一些因素如锚定深度、锚定密度、扦插朝向、移植季节以及后期养护等都是海草人工移植过程中必须考虑的问题[100,106-108]，所以目前成功移植的海草种类也十分有限，大多数成功移植工作都是针对大叶藻属[109]和波喜荡草属[99]展开，且对移植地区长期评估还非常少。海草人工移植技术还不够完善，需要开展更多的试验研究和实践工作。

至今全球海草保护和恢复工程还处于起步阶段，大多数尝试和成果还主要集中在美国、澳大利亚以及欧洲发达国家，其他国家和地区的参与度还不高，且由于目前学术界对海草的研究相比于其他被子植物而言还相当匮乏，大量海草生理学、生态学、遗传组学信息稀缺[110]，使得海草保护和恢复实践困难重重，研究人员要更系统地研究海草及海草场生态系统，为海草保护和恢复提供更坚实的理论基础。

6 展望

海草场生态系统是一种典型的热带亚热带海洋生态系统，是近海岸地区重要组成部分，其生产力、生态功能、鱼类生物量和经济价值等方面均与珊瑚礁和红树林相近，如今人类在海岸地区的活动使得海草与人们生活息息相关。尽管如此，人们对海草的关注还远远不及珊瑚礁和红树林。这主要表现在海草受到的学术关注度和公众认识度两个方面：首先学术界对海草的研究起步较晚，目前每年发表的有关海草的研究是珊瑚礁和红树林的1/50；其次由于海草只能生活在水下阴暗环境，这种不可见的特性使它们很难得到大量的公众认识，如今教材和科普读物中也很难见到有关海草的内容。加强对海草的宣传，提高学术界重视程度是目前保护海草的首要任务。海草灭绝风险评估结果不容乐观，但这种风险评估体系的初步建立对海草保护具有重要意义，对海草种数量水平的评定体系有助于及时发现海草种的不良生长状态，可在海草场出现大面积退化前采取补救措施。但目前对所有海草种数量的评估还不够完善，且评估仅仅是对海草数量的客观反映，并无法深入分析特定地区影响海草生长的特定限制因子，以便及时采取因地制宜的保护措施。今后海草灭绝风险评估体系的发展应与全球性海草保护和恢复工程紧密联系，利用先进的监测和保护恢复手段，进一步推动全球范围内海草全面拯救工作。

海草保护和恢复工程的最终目的是在保证海草场及其相邻生态系统的健康稳定和人类在近海岸地区生活生产不受严重影响的前提下，尽一切可能使海草数量全面恢复到自然状态，是一个需要大量的投资以及长期坚持的工程。目前而言，全球海草保护和恢复工程的目标是维持当前海草数量和覆盖面积不再大面积退化，并尽可能加强海草保护和恢复的理论研究和实践活动，为以后实现海草和海草场的全面恢复和再生打下坚实的基础。

[1] Duarte C M. Seagrass deep limit. Aquatic Botany, 1991, 40: 363-377.

[2] Dennison W C, Batiuk R A. Assessing water quality with submersed aquatic vegetation. Bioscience, 1993, 43(2): 86-94.

[3] Hemminga M A, Duarte C M. Seagrass Ecology[M]. Cambridgeshire: Cambridge University Press, 2000.

[4] Olesen B. Reproduction in Danish eelgrass (ZosteramarinaL.)stands: size-dependence and biomass partitioning. Aquatic Botany, 1999, 65(1/4): 209-219.

[5] Duarte C M, Uri J S, Agawin N S R,etal. Flowering frequency of philippine seagrasses. Botanica Marina, 1997, 40(6): 497-500.

[6] Yang Z D. The geographical distribution of sea-grasses. Transactions of Oceanology and Limnology, 1979, (2): 41-46.

[7] Fonseca M S. Sediment stabilization byHalophiladecipiensin comparison to other seagrasses. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1989, 29(5): 501-507.

[8] Les D H, Cleland M A, Waycott M. Phylogenetic studies in the Alismatidae, II: Evolution of the marine angiosperms (Seagrasses) and hydrophily. Systematic Botany, 1997, 22(3): 443-463.

[9] Bos A R, Bouma T J, de Kort G L J,etal. Ecosystem engineering by annual intertidal seagrass beds: Sediment accretion and modification. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2007, 74(1/2): 344-348.

[10] Barbier E B, Hacker S D, Kennedy C,etal. The value of estuarine and coastal ecosystem services. Ecological Monographs, 2011, 81(2): 169-193.

[11] García-Marín P, Cabaço S, Hernández I,etal. Multi-metric index based on the seagrassZosteranoltii(ZoNI) for ecological quality assessment of coastal and estuarine systems in SW Iberian Peninsula. Marine Pollution Bulletin, 2013, 68(1/2): 46-54.

[12] Thomson J A, Burkholder D A, Heithaus M R,etal. Extreme temperatures, foundation species, and abrupt ecosystem change: An example from an iconic seagrass ecosystem. Global Change Biology, 2015, 21(4): 1463-1474.

[13] Orth R J, Carruthers T J B, Dennison W C,etal. A global crisis for seagrass ecosystems. Bioscience, 2006, 56(12): 987-996.

[14] Yang Z D. The ecological studies on sea-grasses of China. Marine Sciences, 1982, (2): 34-37.

[15] Phillips R C, Meneze G. Seagrass[M]. Washington DC: Smithsonian Institution Press, 1988.

[16] Zheng F Y, Qiu G L, Fan H Q,etal. Diversity, distribution and conservation of Chinese seagrass species. Biodiversity Science, 2013, 21(5): 517-526.

[17] Short F T, Carruthers T J B, Dennison W C,etal. Global seagrass distribution and diversity: A bioregional model. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2007, 350(3): 3-20.

[18] Short F T, Polidoro B, Livingstone S R,etal. Extinction risk assessment of the world’s seagrass species. Biological Conservation, 2011, 144(7): 1961-1971.

[19] Eklöf J S, de la Torre-Castro M, Gullström M,etal. Sea urchin overgrazing of seagrasses: A review of current knowledge on causes, consequences, and management. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2008, 79(4): 569-580.

[20] Rengasamy R R K, Radjassearin A, Perumal A. Seagrasses as potential source of medicinal food ingredients: Nutritional analysis and multivariate approach. Biomedicine and Preventive Nutrition, 2013, 3(4): 375-380.

[21] Fan H Q, Zheng X W. Review on research of seagrass photosynthesis. Guangxi Sciences, 2007, 14(2): 180-192.

[22] Li Y G. The artificial bone made by seagrasses. Chinese Medical Device, 1992, 18: 8.

[23] Charpy-Roubaud C, Sournia A. The comparative estimation of phytoplanktonic, microphytobenthic and macrophytbenthic primary production in the oceans. Marine Microbial Food Webs, 1990, 4(1): 31-57.

[24] Duarte C M, Middelburg J J, Caraco N. Major role of marine vegetation on the oceanic carbon cycle. Biogeosciences and Disscusions, 2005, 2(1): 1-8.

[25] Duarte C M, Chiscano C L. Seagrass biomass and production: A reassessment. Aquatic Botany, 1999, 65(1/4): 159-174.

[26] Qiu G L, Lin X Z, Li Z S,etal. Seagrass ecosystems: Contributions to and mechanisms of carbon sequestration. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(6): 1825-1832.

[27] Erftemeijer P L A, Osinga R, Mars A E. Primary production of seagrass beds in South Sulawesi (Indonesia): a comparison of habitats, methods and species. Aquatic Botany, 1993, 46(1): 67-90.

[28] Larkum A W D, Orth R J, Duarte C M. Seagrasses: biology, ecology and conservation. Marine Ecology, 2006, 27(4): 431-432.

[29] Moncreiff C A, Sullivan M J, Daehnick A E. Primary production dynamics in seagrass beds of Mississippi sound: the contributions of seagrass, epiphytic algae, sand micro flora, and phytoplankton. Marine Ecology Progress Series, 1992, 87(1): 161-171.

[30] Pollard P C, Kogure K. The role of epiphytic and epibenthic algal productivity in a tropical seagrass,Syringodiumisoetifolium(Aschers.) Dandy, community. Australian Journal of Marine and Freshwater Research, 1993, 44(1): 141-154.

[31] Li W T, Zhang X M. The ecological functions of seagrass meadows. Periodical of Ocean University of China, 2009, 39(5): 933-939.

[32] Bouillon S, Connolly R M, Lee S Y. Organic matter exchange and cycling in mangrove ecosystems: Recent insights from stable isotope studies. Journal of Sea Research, 2008, 59(1/2): 44-58.

[33] Duarte C M, Cebrián J. The fate of marine autotrophic production. Limnology and Oceanography, 1996, 41(8): 1758-1766.

[34] Orem W H, Kendall C H, Lerch H E,etal. Geochemistry of Florida Bay sediments: Nutrient history at five sites in eastern and central Florida Bay. Journal of Coastal Research, 1999, 15(4): 1055-1071.

[35] Serrano O, Meteo M A, Dueas-Bohórquez A,etal. ThePosidoniaoceanicamarine sedimentary record: A holocene archive of heavy metal pollution. Science of the Total Environment, 2011, 409(22): 4831-4840.

[36] Fourqurean J W, Duarte C M, Kennedy H,etal. Seagrass ecosystems as a globally significant carbon stock. Nature Geoscience, 2012, 5(7): 505-509.

[37] Dorenbosch M, van Riel M C, Nagelkerken I,etal. The relationship of reef fish densities to the proximity of mangrove and seagrass nurseries. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2004, 60(1): 37-48.

[38] Duke N C, Meynecke J O, Dittmann S,etal. A world without mangroves. Science, 2007, 317: 41-42.

[39] Heck K L, Carruthers T J B, Duarte C M,etal. Trophic transfers from seagrass meadows subsidize diverse marine and terrestrial consumers. Ecosystems, 2008, 11(7): 1198-1210.

[40] Duarte C M, Borum J, Short F T,etal. Seagrass Ecosystems: Their Global Status and Prospects[M]. Cambridgeshire: Cambridge University Press, 2008.

[41] de la Torre-Castro M, Rönnbäck P. Links between humans and seagrasses-an example from tropical East Africa. Ocean and Coastal Management, 2004, 47(7/8): 361-387.

[42] Unsworth R K F, Cullen L C. Recognising the necessity for Indo-Pacific seagrass conservation. Conservation Letters, 2010, 3(3): 63-73.

[43] Green E P, Short F T. World atlas of seagrasses. Botanica Marina, 2003, 47(3): 259-260.

[44] Beck M W, Heck K L, Able K W,etal. The identification, conservation, and management of estuarine and marine nurseries for fish and invertebrates. Bioscience, 2001, 51(8): 633-641.

[45] Heck K L, Hays C, Orth R J. A critical evaluation of the nursery role hypothesis for seagrass meadows. Marine Ecology Progress Series, 2003, 253(1): 123-136.

[46] Nagelkerken I, Sheaves M, Baker R,etal. The seascape nursery: A novel spatial approach to identify and manage nurseries for coastal marine fauna. Fish and Fisheries, 2015, 16(2): 362-371.

[47] Cardoso P G, Pardal M A, Lillebø A I,etal. Dynamic changes in seagrass assemblages under eutrophication and implications for recovery. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2004, 302(2): 233-248.

[48] Burkholder J M, Tomasko D A, Touchette B W. Seagrasses and eutrophication. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2007, 350(1/2): 46-72.

[49] Fourqurean J W, Cai Y. Arsenic and phosphorus in seagrass leaves from the Gulf of Mexico. Aquatic Botany, 2001, 71(4): 247-258.

[50] Huang D J, Huang X P. Researches on seagrass pollution ecology and their prospects. Transactions of Oceanology and Limnology, 2007, 7(B12): 182-188.

[51] Foden J, Brazier D P. Angiosperms (seagrass) within the EU water framework directive: A UK perspective. Marine Pollution Bulletin, 2007, 55(1/6): 181-195.

[52] Dolch T, Buschbaum C, Reise K. Persisting intertidal seagrass beds in the northern Wadden Sea since 1930s. Journal of Sea Research, 2013, 82(5): 134-141.

[53] Shi Q C. EU Water Framework Directive and its implementation. China Water Resources, 2005, 22: 65-66.

[54] Mace G M, Collar N J, Gaston K J,etal. Quantification of extinction risk: IUCN’s system for classifying threatened species. Conservation Biology, 2008, 22(6): 1424-1442.

[55] Waycott M, Duarte C M, Carruthers T J B,etal. Accelerating loss of seagrasses across the globe threatens coastal ecosystems. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2009, 106(30): 12377-12381.

[56] Greening H S, Janicki A. Toward reversal of eutrophic conditions in a subtropical estuary: Water quality and seagrass response to nitrogen loading reductions in Tampa Bay, Florida, USA. Environmental Management, 2006, 38(2): 163-178.

[57] Cardoso P G, Brandão A, Pardal M A,etal. Resilience ofHydrobiaulvaepopulations to anthropogenic and natural disturbances. Marine Ecology Progress Series, 2005, 289(1): 191-199.

[58] Barillé L, Robin M, Harin N,etal. Increase in seagrass distribution at Bourgneuf Bay (France) detected by spatial remote sensing. Aquatic Botany, 2010, 92(3): 185-194.

[59] Valiela I, Bowen J L, York J K. Mangrove forests: One of the world’s threatened major tropical environments. Bioscience, 2001, 51(10): 807-815.

[60] Achard F, Eva H D, Stibig H J,etal. Determination of deforestation rates of the World’s humid tropical forests. Science, 2002, 297: 999-1002.

[61] Nelleman C, Corcoran E, Duarte C M,etal. Blue carbon: The role of healthy oceans in binding carbon. Revista Brasileira De Ciência Do Solo, 2009, 32(2): 589-598.

[62] Fonseca M S, Kenworthy W J, Whitfield P E. Temporal dynamics of seagrass landscapes: A preliminary comparison of chronic and extreme disturbance events. Biologia Marina Mediterranean, 2000, 7: 373-376.

[63] Preen A R, Marsh H. Response of dugong to large-scale loss of seagrass from Hervey. Wildlife Research, 1995, 22(4): 507-519.

[64] Hegerl G C, Hanlon H, Beierkuhnlein C. Climate science: Elusive extremes. Nature Geoscience, 2011, 4(3): 142-143.

[65] Short F T, Burdick D M. Quantifying eelgrass habitat loss in relation to housing development and nitrogen loading in Waquoit Bay, Massachusetts. Estuaries, 1996, 19(3): 730-739.

[66] Seddon S, Connolly R M, Edyvane K S. Large-scale seagrass dieback in northern Spencer Gulf, South Australia. Aquatic Botany, 2000, 66(4): 297-310.

[67] Marba N, Duarte C M. Mediterranean warming triggers seagrass (Posidoniaoceanica) shoot mortality. Global Change Biology, 2010, 16(8): 2366-2375.

[68] Moore K A, Shields E C, Parrish D B. Impacts of varying estuarine temperature and light conditions onZosteramarina(eelgrass) and its interactions withRuppiamaritima(widgeongrass). Estuaries and Coasts, 2014, 37(1): 20-30.

[69] Li S, Fan H Q, Qiu G L,etal. Review on research of seagrass beds restoration. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(9): 2443-2453.

[70] Xu Z Z, Luo Y, Zhu A J,etal. Degradation and restoration of seagrass ecosystem research progress. Chinese Journal of Ecology, 2009, 28(12): 2613-2618.

[71] Collier C J, Waycott M, McKenzie L J. Light thresholds derived from seagrass loss in the coastal zone of the northern Great Barrier Reef, Australia. Ecological Indicators, 2012, 23(4): 211-219.

[72] Ralph P J, Durako M J, Enriquez S,etal. Impact of light limitation on seagrasses. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2007, 350(1/2): 176-193.

[73] Ochieng C A, Short F T, Walker D I. Photosynthetic and morphological responses of eelgrass (ZosteramarinaL.) to a gradient of light conditions. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2010, 382(2): 117-124.

[74] Duarte C M. The future of seagrass meadows. Environmental Conservation, 2002, 29(2): 192-206.

[75] Multer H G. Growth rate, ultrastructure and sediment contribution ofHalimedaincrassateandHalimedamonile, Nonsuch and Falmouth Bays, Antigua, W. I. Coral Reefs, 1988, 6(3): 179-186.

[76] Williams S L. Experimental studies of Caribbean seagrass bed development. Ecological Monographs, 1990, 60(4): 449-469.

[77] Davis B C, Fourqurean J W. Competition between the tropical alga,Halimedaincrassateand the seagrass,Thalassiatestudinum. Aquatic Botany, 2001, 71(3): 217-232.

[78] Irlandi E A, Orlando B A, Biber P D. Drift algae-epiphyte-seagrass interactions in a subtropicalThalassiatestudinummeadow. Marine Ecology Progress Series, 2004, 279(1): 81-91.

[79] Brun F G, Olivé I, Malta E,etal. Increased vulnerability ofZosteranoltiito stress caused by low light and elevated ammonium levels under phosphate deficiency. Marine Ecology Progress Series, 2008, 365(1): 67-75.

[80] Villazán B, Brun F G, Jiménez-Ramos R,etal. Interaction between ammonium and phosphate uptake rate in the seagrassZosteranoltii. Marine Ecology Progress Series, 2013, 488: 133-143.

[81] Sousa-Dias A, Melo R A. Long-term abundance patterns of macroalgae in relation to environmental variables in the Tagus Estuary (Portugal). Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2008, 76(1): 21-28.

[82] Hauxwell J, Cebrian J, Valiela I. Eelgrass (Zosteramarina) loss in temperate estuaries: Relationship to land derived nitrogen loads and effect of light limitation imposed by algae. Marine Ecology Progress Series, 2003, 247: 59-73.

[83] Nayar S, Collings G J, Miller D J,etal. Uptake and resource allocation of ammonium and nitrate in temperate seagrassesPosidoniaandAmphibolis. Marine Pollution Bulletin, 2010, 60(9): 1502-1511.

[84] Bryars S, Collings G J, Miller D J. Nutrient exposure causes epiphytic changes and coincident declines in two temperate Australian seagrasses. Marine Ecology Progress Series, 2011, 441: 89-103.

[85] Han Q Y, Liu D Y. Macroalgae blooms and their effects seagrass ecosystems. Journal of Ocean University of China, 2014, 13(5): 791-798.

[86] Ling J, Dong J D, Zhang Y Y,etal. Research on the status and prospects of N2-fixation microorganisms in seagrass beds ecosystem. Journal of Biology, 2012, 29(3): 62-65.

[87] Touchette B W. The biology and ecology of seagrasses. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2007, 350(1/2): 1-2.

[88] Fertig B, Kennish M J, Sakowicz G P. Changing eelgrass (ZosteramarinaL.)characteristics in a highly eutrophic temperate coastal lagoon. Aquatic Botany, 2013, 104(1): 70-79.

[89] Nielsen L W, Dahllöf I. Direct and indirect effects of the herbicides Glyphosate, Bentazone and MCPA on eelgrass (Zosteramarina). Aquatic Toxicology, 2007, 82(1): 47-54.

[90] Han Q Y, Shi P. Progress in the study of seagrass ecology. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(11): 5561-5570.

[91] Sandoval-Gil J M, Marín-Guirao L, Ruiz J M. The effect of salinity increase on the photosynthesis, growth and survival of the Mediterranean seagrassCymodoceanodosa. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2012, 115(2): 260-271.

[92] Mcdonald J I, Coupland G T, Kendrick G A. Underwater video as a monitoring tool to detect change in seagrass cover. Journal of Environmental Management, 2006, 80(2): 148-155.

[93] Lenzi M, Palmieri R, Porrello S. Restoration of the eutrophic Orbetello lagoon (Tyrrhenian Sea, Italy): Water quality management. Marine Pollution Bulletin, 2003, 46(12): 1540-1548.

[94] Cunha A H, Santos R P, Gaspar A P,etal. Seagrass landscape-scale changes in response to disturbance created by the dynamics of barrier-islands: A case study from Ria Formosa (Southern Portugal). Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2005, 64(4): 636-644.

[95] van Katwijk M M, Bos A R, de Jonge V N,etal. Guidelines for seagrass restoration: Importance of habitat selection and donor population, spreading of risks, and ecosystem engineering effects. Marine Pollution Bulletin, 2009, 58(2): 179-188.

[96] Nayar S, Collings G J, Pfennig P,etal. Managing nitrogen inputs into seagrass meadows near a coastal city: Flow-on from research to environmental improvement plans. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(5): 932-940.

[97] Bos A R, van Katwijk M M. Planting density, hydrodynamic exposure and mussel beds affect survival of transplanted intertidal eelgrass. Marine Ecology Progress Series, 2007, 336(1): 121-129.

[98] Fonseca M S, Kenworthy W J, Thayer G W. Guidelines for the conservation and restoration of seagrasses in the United States and adjacent waters. NOAA Coastal Ocean Program Decision Analysis Series, 1998, 12: 222.

[99] Bastyan G R, Cambridge M L. Transplantation as a method for restoring the seagrassPosidoniaaustralis. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2008, 79(2): 289-299.

[100] Park J I, Lee K S. Site-specific success of three transplanting methods and the effect of planting time on the establishment ofZosteramarinatransplants. Marine Pollution Bulletin, 2007, 54(8): 1238-1248.

[101] Zhang P D, Zeng X, Sun Y,etal. Research progress in seagrass shoot trans planting method. Marine Sciences, 2013, 37(5): 100-107.

[102] van Katwijk M M, Hermus D C R. Effect of water dynamics onZosteramarina: transplantation experiments in the intertidal Dutch Wadden Sea. Marine Ecology Progress Series, 2000, 208: 107-118.

[103] Williams S L. Reduced genetic diversity in eelgrass transplantations affects both population growth and individual fitness. Ecological Applications, 2008, 11(5): 1472-1488.

[104] Olsen J L, Stam W T, Coyer J A,etal. North Atlantic phylogeography and large-scale population differentiation of the seagrassZosteramarinaL. Molecular Ecology, 2004, 13(7): 1923-1941.

[105] Coyer J A, Diekmann O E, Serrao E A,etal. Population genetics of dwarf eelgrassZosteranoltiithroughout its biogeographic range. Marine Ecology Progress Series, 2004, 281: 51-62.

[106] Moore K A, Wetzel R L, Orth R J. Seasonal pulses of turbidity and their relations to eelgrass (ZosteramarinaL.) survival in an estuary. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 1997, 215(1): 115-134.

[107] Martins I, Neto J M, Fontes M G,etal. Seasonal variation in short-term survival ofZosteranoltiitransplants in a declining meadow in Portugal. Aquatic Botany, 2005, 82(2): 132-142.

[108] Li W T, Kim S H, Kim J W,etal. An examination of photoacclimatory responses ofZosteramarinatransplants along a depth gradient for transplant-site selection in a disturbed estuary. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2013, 118(1): 72-79.

[109] Fonseca M S, Kenworthy W J, Courtney F X,etal. Seagrass planting in the southeastern United States: Methods for accelerating habitat development. Restoration Ecology, 1994, 2(2): 198-212.

[110] Procaccini G, Olsen J L, Reusch T B H. Contribution of genetics and genomics to seagrass biology and conservation. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 2007, 350(1/2): 234-259.

[6] 杨宗岱. 中国海草植物地理学的研究. 海洋湖沼通报, 1979, (2): 41-46.

[14] 杨宗岱. 中国海草的生态学研究. 海洋科学, 1982, (2): 34-37.

[16] 郑凤英, 邱广龙, 范航清, 等. 中国海草的多样性、分布及保护. 生物多样性, 2013, 21(5): 517-526.

[21] 范航清, 郑杏雯. 海草光合作用研究进展. 广西科学, 2007, 14(2): 180-192.

[22] 李有观. 用海草制成的人造骨. 中国医疗设备, 1992, 18: 8.

[26] 邱广龙, 林幸助, 李宗善, 等. 海草生态系统的固碳机理及贡献. 应用生态学报, 2014, 25(6): 1825-1832.

[31] 李文涛, 张秀梅. 海草场的生态功能. 中国海洋大学学报, 2009, 39(5): 933-939.

[50] 黄道建, 黄小平. 海草污染生态学研究进展. 海洋湖沼通报, 2007, 7(B12): 182-188.

[53] 石秋池. 欧盟水框架指令及其执行情况. 中国水利, 2005, 22: 65-66.

[69] 李森, 范航清, 邱广龙, 等. 海草床恢复研究进展. 生态学报, 2010, 30(9): 2443-2453.

[70] 许战洲, 罗勇, 朱艾嘉, 等. 海草床生态系统的退化及其恢复. 生态学杂志, 2009, 28(12): 2613-2618.

[86] 凌娟, 董俊德, 张燕英, 等. 海草床生态系统固氮微生物研究现状与展望. 生物学杂志, 2012, 29(3): 62-65.

[90] 韩秋影, 施平. 海草生态学研究进展. 生态学报, 2008, 28(11): 5561-5570.

[101] 张沛东, 曾星, 孙燕, 等. 海草植株移植方法的研究进展. 海洋科学, 2013, 37(5): 100-107.

Research progress on seagrass and seagrass ecosystems

WANG Suo-Min1, CUI Yan-Nong1, LIU Jin-Xiang2, XIA Zeng-Run1

1.StateKeyLaboratoryofGrasslandAgro-ecosystem,CollegeofPastoralAgricultureScienceandTechnology,LanzhouUniversity,Lanzhou730020,China； 2.InstituteofTropicalGrasslandScience,LingnanNormalUniversity,Zhanjiang524048,China

Seagrasses are underwater flowering plants widely distributed in shallow seas often forming vast seagrass based ecosystems. Seagrass ecosystems are one of the most productive aquatic ecosystems in the world and a globally significant carbon store due to the unique features of seagrass which allow efficient photosynthesis underwater. Seagrass ecosystems provide a range of important ecological service functions and they act as biological sentinels used to assess the health of coastal ecosystems. Recently, rapidly decreases in the number of individual seagrass species and the number of seagrass meadows caused by the multiple stressors including natural factors and human effects had led to a situation where 14% of all seagrass species are at risk of extinction and about one-third seagrass meadows have disappeared worldwide. In response to this decline, there has been a significant increase in the number of marine protected areas during the last decade, including seagrass monitoring and restoration projects which aim to prevent the extinction of individual seagrass species and prevent the large scale loss of seagrass meadows throughout the world. Current restoration projects involve habitat improvement through reduction in eutrophication or alteration of hydrology and the use of artificial transplantations which can be an effective method of restoration. Seagrass monitoring and restoration projects have achieved some positive preliminary results and provide useful guidelines for seagrass restoration. However there are challenges including limited theoretical approaches, appropriate technology, and uncertainty of outcome from seagrass transplantation and restoration projects and cost. This paper reviews the research on seagrasses and seagrass ecosystems globally, clarifies their importance to the biosphere and the risks to their survival to raise the awareness of the public, government and international agencies of the need to protect seagrass ecosystems.

seagrass； seagrass ecosystem； carbon stock； biological sentinels； protection and restoration

10.11686/cyxb2016025

http://cyxb.lzu.edu.cn

2016-01-19；改回日期：2016-03-08

国家自然科学基金项目(31470503)和教育部博士点基金优先发展领域项目(20130211130001)资助。

王锁民(1965-)，男，甘肃宁县人，教授，博士。E-mail：smwang@lzu.edu.cn

王锁民, 崔彦农, 刘金祥, 夏曾润. 海草及海草场生态系统研究进展. 草业学报, 2016, 25(11): 149-159.

WANG Suo-Min, CUI Yan-Nong, LIU Jin-Xiang, XIA Zeng-Run. Research progress on seagrass and seagrass ecosystems. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(11): 149-159.