基于我国受威胁海洋鱼类分布与捕捞压力的保护空缺分析

1.北京大学生命科学学院, 北京 100871; 2.北京大学海洋研究院, 北京 100871; 3.国家海洋环境监测中心, 大连 116023; †通信作者, E-mail: jxyao@pku.edu.cn

摘要从专业物种数据库(IUCN, OBIS 和 GBIF)、文献数据库和专著中提取并整合分布在我国海域的 86 种受威胁海洋鱼类的基础信息数据, 利用 GIS 技术得到热点分布区域和捕捞压力格局, 通过比较物种丰度图层和脆弱度指数加权丰度图层, 探讨我国受威胁海洋鱼类的分布与受威胁状况, 并结合现有保护区信息与渔业捕捞热点区域进行保护空缺分析。结果表明: 1)我国受威胁海洋鱼类分布热点区域包括台湾海峡海域、闽南海域、台湾以东海域、粤东海域和珠江口海域, 面积达到 23.1 万 km2, 占我国海域总面积的 7.7%; 2)我国海洋保护区面积仅占受威胁海洋鱼类分布热点区域的 2.3%, 覆盖度需要加强; 3)浙中南部分海域既是捕捞“热点”区域, 也是客观上受捕捞威胁严重的区域, 需加强管理; 4)结合 Global Fishing Watch 的捕捞数据分析显示, 我国的禁渔政策对鱼类多样性保护效果显著, 在休渔期捕捞强度降低80%以上, 但整体捕捞压力仍巨大。

关键词 受威胁鱼类; 捕捞; 海洋保护区; 空缺分析; 生物多样性

作为地球上最大的生态系统, 海洋拥有极丰富的生物多样性, 物种约占全球物种总数的 80%[1-2]。近几十年来, 随着海洋开发力度的加大, 全球海洋生物多样性快速丧失, 我国也面临同样严峻的问题。我国海洋渔业捕捞量居全球首位, 且近年来显著增长, 海洋鱼类多样性和渔业资源面临着过度捕捞和违法捕获的巨大压力[3-5]。

囿于数据不足[6], 我国现有鱼类保护研究多集中于淡水鱼类方面[7-8], 关于海洋鱼类的保护生物学研究缺乏。已有研究显示, 浅海高强度的渔业捕捞活动是造成近海生物多样性下降的原因之一[9]。更多的研究偏向于渔业资源管理, 而非生物多样性保护。朱江峰等[10]运用生产力-易捕率分析(pro-ductivity-susceptibility analysis, PSA)方法, 对热带太平洋 10 种鲨鱼遭受金枪鱼延绳钓渔业影响的风险程度进行分析, 并基于生产力和易捕率两个指标计算风险指数。许友伟等[11]采用类似的方法, 对大西洋延绳钓渔获物常见种类进行生态风险评估。上述研究都是从渔业资源管理的视角研究海洋捕捞对海洋鱼类的影响。大型海洋脊椎动物受到的兼捕问题近年得到较多的重视, 但兼捕数据质量和数量的不足一直为保护工作带来阻滞[12]。Davies 等[13]调研各国海洋捕捞产量, 估算出兼捕渔获占全球海洋所有渔获物的比例高达 40.4%, 而中国的兼捕比例高达 68.5% (1999 年)。特别地, 软骨鱼类中的鲨鱼作为位于海洋食物链顶层的类群, 兼捕已经成为其种群的主要威胁之一(由于鲨鱼采取 K 选择生殖对策, 遭受大规模捕捞后, 其数量难以在短时间内恢复), 鲨鱼面临的捕捞威胁除非目标和非选择性的兼捕外, 还因其具有一定的商业价值而成为目标渔获[12], Worm 等[14]估算出每年因捕捞而导致鲨鱼死亡的比例为 6.4%~7.9%, 而基于 62 种鲨鱼的生活史信息估算的平均自然恢复率(average rebound rate)只有 4.9%, 从而揭示了近年来鲨鱼种群数据持续下降的原因。

在国外, 针对鱼类分布数据不足的问题, Cheung等[15]基于鱼类生物学特性信息(如最大体长、性成熟年龄和自然死亡率等), 采用模糊逻辑专家系统(Fuzzy Logic Expert System)来估计鱼类面对捕捞的受威胁脆弱度, 并估计相应鱼类的固有灭绝脆弱性(intrinsic extinction vulnerabilities)指数。Kroodsma 等[16]基于船舶自动识别系统(Automatic Identification System, AIS), 采用机器学习等方法对全球渔船的行踪进行分析, 得到全球海域的渔业捕捞努力量(fishing effort)①捕捞努力量是渔业中衡量捕捞量的一个测度, 指渔业捕捞活动中的一系列投入的总和, 包括作业时长、投入作业的渔船数、吨位、马力数、人数和作业方式等。本文中的捕捞努力量为全球渔业观察(Global Fishing Watch)数据集中的海洋渔业作业时长。数据。该研究从更新的视角, 以更高的精度衡量全球渔业捕捞状况, 对衡量渔业捕捞对海洋鱼类的威胁具有重要的意义。Queiroz 等[17]采用鲨鱼轨迹卫星追踪数据和世界渔业观察(Global Fishing Watch, GFW)中的海洋渔业捕捞数据, 研究鲨鱼的分布和渔业捕捞活动的重叠关系。这些文献为研究我国海洋鱼类的捕捞压力与受威胁情况提供了思路。

海洋保护区(marine protected areas, MPA)的建立在一定程度上减缓了渔业资源的过度开发利用, 并将兼捕和误捕降到最低[18]。然而, 我国的海洋保护起步相对较晚, 截至 2016 年 12 月, 我国海洋保护区覆盖面积约为 13.8 万 km2, 占中国管辖海域面积的 4.6%, 尚未达到《生物多样性公约》中“将海域面积的 10%列为保护区域”的标准, 也未全面覆盖受威胁的海洋物种[9,19], 因此还需要建立更多的海洋保护区。确定海洋生物多样性丰富、物种特有化程度高、珍稀濒危物种分布集中、具有重要生态功能和过程的海洋生物多样性保护优先区域(priori-ty conservation areas, PCAs), 是建立海洋保护区的前提条件[20]。

在确定优先保护区域的方法中, GAP 分析(a geographic approach to protect biological diversity, 保护生物多样性的地理学方法分析, 简称空缺分析)是常用方法。它能够确定生物多样性要素在现有保护网络中得到保护的程度, 从而确定优先保护对象、区域和行动。最早的 GAP 分析相关研究是美国的全国性 GAP 分析计划, 将所关心的动物物种和植被类型的分布与保护区分布进行比较[21]。类似的研究还有 Sala 等[22]基于加利福尼亚海湾鱼类的丰富度及生境栖息地分布来设计海洋保护区; Roberts 等[23]根据地方特有鱼类等的分布, 确定全球 18 个海洋生物多样性热点地区; Ramírez 等[24]基于 2200 余种海洋物种分布数据, 在全球划出 6 个海洋生物多样性保护优先区域。在这些全球生物多样性热点区域的研究中, 我国海域中的南海北部、台湾岛周边以及日本南部海域均为生物多样性热点区域[23-24]。然而, 目前我国的 GAP 分析相关研究都局限于陆地生态系统的植被、土地和自然保护区及其周边区域[25-26], 缺乏对受威胁海洋物种和海洋保护区的研究。从物种类群具体分布的角度, Lucifo-ra 等[27]通过整合文献信息, 首次绘制全球尺度的鲨类分布格局, 并划定保护优先区; Cástor 等[28]采用支持向量机(support vector machine, SVM)算法, 分析软骨鱼类丰度的影响因素, 指出平均占有地面积、温度和水深是影响鲨类和鳐类物种丰度的主要因素; Espinoza 等[29]定量地分析澳大利亚大堡礁海洋公园(Great Barrier Reef Marine Park, GBRMP)及周边鲨鱼的分布格局和物种栖息地关联, 指出硬珊瑚的相对丰度、沿保护区纬度方向的相对距离和距离珊瑚礁边缘的最近距离是影响鲨鱼分布格局的关键因素。

本文通过对分布在我国的 86 种受威胁海洋鱼类的多来源数据信息(包括文献和数据库等)的分析, 绘制分布图层, 利用 GIS 技术得到热点分布区域和捕捞压力格局, 通过比较物种丰度图层及脆弱度指数加权丰度图层, 探讨我国受威胁海洋鱼类的分布与受威胁状况, 并结合中国海域的海洋渔业捕捞情况和现有保护区信息, 进行 GAP 空缺分析。

1 方法

1.1 确定受威胁海洋鱼类名录

本研究结合我国野生保护动物名录和 IUCN International Union for Conservation of Nature)红色物种名录, 选择分布在我国海域的硬骨鱼类和软骨鱼类共 86 种作为研究对象(表 1), 其中软骨鱼类49 种, IUCN 等级为 CR, EN 和 VU①CR, EN 和 VU 分别为世界自然保护联盟(IUCN)评估确定的物种濒危等级中的极危(Critically Endangered)、濒危(Endangered)和近危(Vulnerable), 为IUCN等级体系中的受威胁分类(threatened categories), 作为本文受威胁海洋鱼类名录选取的依据。的分别有 1, 10 和38 种; 硬骨鱼类 37 种, IUCN 等级为 CR, EN 和 VU的分别有 8, 6 和 23 种。这 86 种鱼类中, 有 73 种在IUCN 数据库中有面图层分布信息, 用于叠加分析。IUCN 数据库字段筛选条件: “Taxonomy”字段设定筛选“ACTINOPTERYGII; CHONDRICH-THYES”, “Location”字段设定筛选“China; Hong Kong; Macao; Taiwan, Province of China”, “Systems”字段设定筛选“Marine”, “Assessment”字段设定筛选“CR, EN, VU”。

1.2 数据分析方法

本研究的基本方法包括数据提取处理、图层呈现和叠加分析。采用 ArcGIS Pro 2.3 作为分析软件, 构建受威胁物种分布、渔业捕捞威胁和保护区 3 种类型图层。

1.2.1受威胁物种分布图层

受威胁物种分布信息的来源有两类: 1)网络数据库, 包括 IUCN 红色物种名录(http://www.iucnre-dlist.org/)、OBIS (Ocean Biogeographic Information System, https://www.iobis.org/)、GBIF (Global Bio-diversity Information Facility, https://www.gbif.org/)、Fishbase (http://www.fishbase.org/)等; 2)已出版的鱼类专著和文献报道中的鱼类分布信息。

基于物种分布信息进行受威胁物种丰度叠加分析。先将 IUCN 等原始数据的面图层转换为栅格图层, 再分别进行直接叠加和加权叠加。直接叠加可得到物种丰度, 以物种丰度的 95%, 90%, 80%, 60%和 40%分位数呈现物种丰度图层, 并定义 95%物种丰度分位数以上为热点分布区域[24]。加权叠加的权重依据 Fishbase 中各物种的脆弱度值——固有灭绝脆弱性指数①固有灭绝脆弱度采用公开文献中鱼类的生物学特征(包括最大体长、性成熟年龄、最大年龄、自然死亡率、环境容纳量 K、繁殖力和空间行为强度等变量)与脆弱度的关系数据, 由一系列启发式规则(即模糊逻辑专家系统)计算得到, 计算方法见文献[15]。[15], 得到基于受威胁物种分布与捕捞脆弱度的栅格评分。为呈现受威胁鱼类较多且受威胁程度较高的区域, 进一步制作加权叠加和直接叠加(物种丰度)的差图层评分(将两图层的栅格值标准化至 0~1 区间, 再相减作差, 得到新的栅格图层); 同样采用95%, 90%, 80%, 60%和40%分位数呈现差图层评分, 并定义 95%评分分位数以上为受威胁鱼类客观上受捕捞威胁严重区域。

提取已出版的鱼类专著、文献以及相关新闻报道中的受威胁海洋鱼类点分布数据信息共计 12543条, 其来源为 GBIF 5089 条, OBIS 7164 条, 文献等提取 290 条, 绘制混合点分布图层, 并采用 ArcGIS中“点密度分析”工具绘制点分布密度图层。

1.2.2海洋捕捞威胁图层

从世界渔业观察(http://globalfishingwatch.org/)的全球渔业捕捞数据中下载 2013—2016 年全球渔业捕捞努力量数据, 此处的捕捞努力量用捕捞作业时长(fishing hour)衡量, 反映捕捞强度, 用来表示渔业捕捞对受威胁物种形成的潜在威胁。先对数据集进行清洗, 汇总求和, 然后作为栅格图层导入ArcGIS Pro 2.3 分析平台。具体步骤为: 1)根据“date”字段, 将原始数据逐天相加, 汇总求和, 分别得到在我国禁渔期(6—8 月)和全年的渔船捕捞作业时长数据, 根据“flag”字段判断该渔船的所属国家, 分别绘制中国和全球的捕捞努力量图表; 2)将 2016年全年每一经纬坐标(精确到 0.01°)下的每天估计捕捞时长相加, 采用“求和”方式, 将点数据转化为栅格数据(即每个像元中所有的捕捞努力量相加), 取对数后做出栅格图层。采用 95%, 80%, 60%, 40%和20%分位数呈现, 并定义 95%评分分位数以上为捕捞热点区域, 绘制全球捕捞压力分布图。

1.2.3保护行动图层

全球海洋保护区的图层来源于 WDPA (World Database on Protected Areas, https://www.protected planet.net/), 为全球保护区的界址面图层, 根据“Marine”字段进行筛选, 得到海洋保护区图层。中国海洋自然保护区的数据来源于《中国海洋保护区》[30], 包括我国从国家级到县级的所有海洋自然保护区、特别保护区、海洋公园以及国家级水产种质资源保护区等, 并根据生态环境部和农业部网站更新的信息, 以经纬坐标和保护区面积为基础数据绘制可视化图层, 并附有保护区类型级别和主要保护对象等相关属性。特别地, 我国港澳台地区的海洋保护区采用 WDPA 的面图层数据。由于多数保护区无公开面图层数据源, 故以公布的界址坐标中心为圆心, 保护区面积大小对应的半径为半径绘制圆点状面图层, 并采用 ArcGIS 中“点密度分析”工具绘制保护区密度图层。

1.3 GAP 分析

将得到的受威胁鱼类分布图层、受威胁鱼类客观上受捕捞威胁严重区域图层、海洋捕捞威胁图层和保护区图层叠加, 前 3 种图层以 95%以上分位数定义为热点区域, 保护区图层直接以面积或实际区域界址可视化于地图上进行叠加。重点分析如下问题: 1)我国受威胁海洋鱼类的热点分布区域的位置和面积; 2)在热点分布区域内的保护区覆盖与空缺情况; 3)热点分布区域内的海洋捕捞情况及其与保护区分布的关系; 4)受威胁鱼类客观上受捕捞威胁严重区域与海洋捕捞情况的关系。

2 结果

2.1 全球视角下我国受威胁海洋鱼类保护现状

根据 2016 年的全球海洋渔业捕捞数据, 计算并绘制全球捕捞努力量分布图(图 1), 同时叠加在中国近岸有分布的受威胁海洋鱼类物种在全球的分布图层以及全球海洋保护区图层。

叠加图层显示, 我国海域海洋渔业捕捞努力量居于世界前列, 为全球捕捞强度最高的区域之一。本研究选取的受威胁海洋鱼类在全球的分布范围集中在中国海域和东南亚国家沿海区域, 其中环台湾岛海域丰度最高。我国近岸的保护区虽然数量较多, 但面积非常小, 大多为几十平方公里, 与全球日益发展兴起的大型海洋保护区在区域选择和面积上存在较大的差距。

2.2 受威胁海洋鱼类物种丰度与热点分布区域

受威胁海洋鱼类物种丰度图显示, 软骨鱼类主要分布在台湾海峡海域以及广东、福建管辖海域(图 2(a)), 硬骨鱼类主要分布在台湾以东、以南海域(图 2(b))。

海域受威胁海洋鱼类物种丰度图(图 2(c))和分布热点区域(图 2(d))显示, 台湾海峡海域、闽南海域、台湾以东海域、粤东海域和珠江口海域为我国受威胁海洋鱼类分布热点区域, 总面积为 23.1 万km2, 占我国海域总面积的 7.7%, 海南岛周围及南海北部海域(北部湾海域)受威胁海洋鱼类丰度水平也比较高(80%~95%分位数水平)。

不同的目受威胁海洋鱼类分布具有较大差异, 且特征较为明显。鼠鲨目(Lamniformes)呈广域性分布, 台湾岛沿岸及东海陆架海域、台湾以东海域为分布较多区域; 真鲨目(Carcharhiniformes)和须鲨目(Orectolobiformes)主要分布在我国东南沿海沿岸、海南岛沿岸和北部湾; 扁鲨目(Squatiniformes)主要分布在我国台湾岛以北区域和台湾海峡北部; 鲼形目(Myliobatiformes)主要分布在东南亚国家沿岸, 我国广东、福建沿岸和台湾岛沿岸; 鳐形目(Raji-formes)主要分布在台湾岛沿岸和广东沿岸, 尤其是珠江口海域; 海龙目(Syngnathiformes)分布较为广泛, 整个南海海域沿岸和其中岛礁为分布较多区域; 鲈形目(Perciformes)在台湾岛以东和以南海域分布较多; 鲀形目(Tetraodontiformes)分布较广, 黄海、东海海域、台湾以东海域、南海中部及南部海域部分岛礁沿岸均为分布较多区域。

叠加提取的 OBIS, GBIF 和在文献与报道中提取的所有受威胁鱼类的观测点分布数据(Occurence), 得到分布图(图 3(a)), 可以看出 3 个来源的数据分布有较大的差异, OBIS 数据观测点分布范围最广, GBIF数据观测点最多, 主要分布在台湾岛以东及以南海域和南海海域; 从文献和相关报道中提取的观测点主要分布在我国近海沿岸, 而 OBIS 和 GBIF 在我国近海沿岸统计的观测数据较少, 反映出我国对受威胁海洋鱼类观测点数据的收集、维护和共享机制较为欠缺。用上述数据做出点分布密度图(图 3(b))与IUCN 图层叠加丰度分析得到的结果基本上一致, 环台湾岛海域为观测点分布密度最高的区域。

2.3 我国海洋保护区分布

我国海洋保护区分布点图层(图 3(c))及海洋保护区数据分析显示, 截至 2016 年 12 月, 我国共有各类保护区 278 个, 其中国家级海洋自然保护区 34个, 特别保护区(含海洋公园)73 个, 国家级水产种质资源保护区 51 个, 其余为非国家级保护区。这些海洋保护区的面积合计达到 13.7 万 km2, 占我国海域面积(按 300 万 km2 计)的 4.6%, 我国领海面积(按30 万 km2 计)的 46%, 其中水产种质资源保护区 7.5万 km2。从海洋保护区的密度图(图 3(d))可以看出, 山东半岛沿岸海域、粤闽交界沿岸海域和粤西海域、雷州半岛沿岸以及粤桂交界海域的海洋保护区密度相对较高, 而闽浙交界、苏北沿岸等区域的海洋保护区密度相对较低。

我国海洋保护区在我国沿岸分布的特点是数量较多, 但面积普遍较小, 绝大部分海洋保护区(228个, 数量占比 82%)的面积低于 200km2(占比为5.8%), 只有少数几个海洋自然保护区和水产种质资源保护区面积较大, 达到万 km2 数量级, 且主要为水产种质资源保护区。其中, 西南中沙群岛省级自然保护区最大, 面积达到 2.4 万 km2, 其次为辽东湾渤海湾莱州湾国家级水产种质资源保护区、东海带鱼国家级水产种质资源保护区、吕泗渔场小黄鱼银鲳国家级水产种质资源保护区和北部湾二长棘鲷长毛对虾国家级水产种质资源保护区, 面积分别为2.32 万、2.25 万、1.35 万和 1.14 万 km2。排名前五的保护区面积总和达到 9.5 万 km2, 占保护区总面积的 68%。

2.4 我国海洋渔业捕捞特点与近岸海洋捕捞压力威胁区域分布

通过分析 Global Fishing Watch 渔业捕捞努力量数据, 可知近年来我国海洋渔业捕捞强度在休渔期显著降低, 但整体数值仍然巨大。

以 2013—2016 年 Global Fishing Watch 全球渔业捕捞努力量数据为基础, 计算并绘制中国和全球的海洋渔业捕捞状况(图 4)。结果表明, 在 2013—2016 年期间, 我国海洋渔业捕捞状况有两个显著特点。1)捕捞作业时间投入大, 中国全年的捕捞努力量在全球的占比每年均超过 40%, 最高达到 55%以上。2)呈现周期性变化, 在我国的休渔期(每年的6—8 月, 不同海域、不同年份的起讫日期稍有差异, 此处统一按 6, 7 和 8 月计算)海洋渔业捕捞强度显著降低, 中国的捕捞努力量在全球的占比显著下降, 均值为 25%。显著低于全年平均水平(40%); 休渔期间捕捞努力量占中国全年的 13%, 显著低于全球 6—8 月捕捞努力量所占全年的比例 21%, 并且在全球渔业捕捞强度中的占比巨幅下降, 从最高的55%以上下降到接近 10%, 降幅达到 80%。由此可见, 我国海域禁渔政策实施效果显著。

我国近岸海洋捕捞威胁图(图 5(a))显示, 江浙沿岸的长江三角洲及舟山群岛海域、浙中南海域及黄渤海沿岸的辽东半岛西部海域、辽河三角洲海域、辽西冀东海域、渤海湾海域、黄河口与山东半岛西北部海域, 辽东半岛东部海域、山东半岛东北部海域、山东半岛南部海域以及江苏沿海北部海域和南海北部海域(北部湾海域北部)、珠江口海域的捕捞强度较高(80%分位数以上)。事实上, 我国海域沿岸大多数海域的捕捞强度较高, 只有江苏沿岸、长江口部分海域和粤东部分海域有明显的捕捞“缺口”, 捕捞努力量相对较低(40%分位数以下)。从保护区和捕捞威胁的叠加图层(图 3(c))看来, 部分“缺口”的产生可能正是由于存在较大面积且较为连续的海洋保护区(如江苏沿岸的盐城湿地珍禽保护区、吕泗渔场小黄鱼银鲳国家级水产种质资源保护区)。

定义捕捞努力分位数 95%以上区域为捕捞热点区域(图 6)。舟山群岛海域、浙中南海域和福建部分城市沿岸、粤东和珠三角沿岸为捕捞热点区域, 捕捞努力量相对较大。

2.5 空缺分析

固有灭绝脆弱性指数用于衡量海洋鱼类面对捕捞威胁的脆弱性, 数值越高则受到捕捞威胁越大, 在相同的捕捞压力下也就越脆弱[15]。以海洋鱼类对捕捞的固有灭绝脆弱性指数为权重, 受威胁海洋鱼类 IUCN 分布面图层进行加权叠加, 结果见图5(b)。将加权叠加结果与按物种数直接叠加图层(即丰度图层, 图 2(c))的栅格数据标准化后相减作差, 得到差图层(图 5(c))。

差图层反映不同海域受威胁海洋鱼类面对捕捞威胁的相对脆弱程度, 其栅格值越大表示该海域分布的受威胁海洋鱼类整体上受捕捞威胁的影响更大(即更脆弱, 由受威胁物种的生理生态特性决定)。提取差图层中 95%分位数以上区域, 定义为客观受捕捞威胁严重区域(图 6)。可以看出, 浙江沿岸的浙中南海域(包括近海和外海)、东沙群岛至西沙群岛以北海域(南海北部大陆架区域)等为客观上受捕捞威胁严重的区域, 该区域分布的海洋受威胁鱼类物种受捕捞威胁程度相对较高。此外, 从差图层来看, 在这些区域中, 除浙中南海域外, 其余区域几乎都在大陆架的边缘, 即位于 500 m 等深线附近。

客观受捕捞威胁严重区域和捕捞热点区域(图 5(d))的区别在于, 前者为受威胁海洋鱼类在地理分布上的一种客观状态, 后者受人类捕捞活动的影响。由于兼捕是受威胁海洋鱼类的最大威胁之一, 故这两个图层的重合区域即为受威胁海洋鱼类受捕捞影响最严重的区域, 所以位于这一区域的浙中南海域需要引起格外的重视。

叠加受威胁海洋鱼类热点分布区域、客观上受捕捞威胁严重区域、捕捞热点区域(即捕捞努力分位数 95%以上区域)以及保护区图层(图 6), 可以看出我国海洋保护区对海洋受威胁物种的保护非常不足, 一方面体现在覆盖面积和覆盖密度较小, 另一方面体现在无法在大范围的捕捞威胁严重区域之间形成保护与禁渔区域, 并且在很多情况下, 海洋保护区外就是捕捞“热点”区域, 从而使得保护区的禁渔效力和保护效果受到削弱。

在总面积为 23.1 万 km2的热点分布区域中, 共有海洋保护区 100 个(表 2), 面积合计为 0.54 万 km2, 其中大陆 60 个, 面积合计为 4716.7km2, 港澳台地区 40 个, 面积合计为 655.9km2。热点区域内海洋保护区面积仅占 2.3%, 即 97%以上的区域未被保护区覆盖。处于较低的水平, 且面积分布极为不均, 其中最大的为大亚湾水产资源特别保护区, 面积达903.7km2, 其次为珠江口中华白海豚自然保护区、环三都澳湿地水禽红树林保护区、厦门海洋珍稀动物国家级自然保护区, 面积分别为 460, 399.8 和 390km2, 排名前六的保护区面积之和占 53%, 剩余 94个保护区面积之和占比不足 47%, 说明在热点分布区域内保护区面积普遍较小且分布不均, 平均每个保护区面积只有 53.7km2, 多数保护区面积在 30km2 以下, 且保护对象较为单一, 绝大多数并非专门针对受威胁海洋鱼类而设立。

总之, 我国海洋保护区对我国受威胁海洋鱼类的覆盖极为有限, 存在大量的保护地空缺, 其中福建漳州市、泉州市和广东汕头市周边海域为捕捞“热点”区域, 对受威胁海洋鱼类的威胁较大, 因此建议将这些地区的周边海域作为针对性的优先保护区域, 即使不能做到完全禁渔, 也应在渔业管理方面有所加强。

3 讨论

3.1 热点区域分布

本文结果显示我国受威胁海洋鱼类分布的热点区域为台湾海峡、闽粤沿岸以及台湾以东海域, 在一定程度上与以往对海洋生物多样性热点区域的研究结果是一致的。例如, 本文热点区域处于 Ramírez等[24]基于全球近 2200 余种海洋物种(其中 1729 种鱼类)分布图层叠加全球海洋生物多样性热点区域的中西太平洋热点分布区域之中, 与 Roberts 等[23]基于3235 种海洋珊瑚礁物种(其中 1700 种珊瑚礁鱼类)划定的热带珊瑚礁海洋生物多样性热点区域和保护优先区域的日本南部基本上一致。此外, 受威胁海洋鱼类的丰度图层显示, 其分布格局和与纬度、水深有较大的联系, 这也与 Cástor 等[28]考察软骨鱼类分布丰度的影响因素相一致, 但影响其分布和栖息地的因素在地区层面还有较大差异。尽管我们划分出其在区域级尺度上的分布格局, 但对分布格局的影响因素了解有限。Espinoza 等[29]采用水下诱饵视频系统, 在澳大利亚大堡礁海洋公园 34.8 万km2 的区域进行为期 10 年的持续跟踪, 定量地分析鲨鱼的分布格局。类似的大规模持续调查与定量研究在我国尚未开展。本研究划分得到的 23.1 万 km2热点分布区域可作为类似研究开展选择的基准区域, 同时持续的物种分布数据积累与监测也非常必要。

3.2 海洋捕捞压力

本文按 Global Fishing Watch 捕捞时长计算中国捕捞强度比例, 将本文结果与 FAO 中世界各个海区、国家的海洋捕捞的统计比例相比, 本文计算的中国占全球捕捞强度比例 40.7% (2013—2016 年平均)明显高于 FAO 的 15.8% (2003—2012 年平均)和17.3% (2013 年)和 18.2% (2014 年)①根据FAO《2016年世界渔业和水产养殖状况》中的数据(http://www.fao.org/3/a-i5555c.pdf)计算得到。, 可能是由于以下原因。1)两个数据的性质、事实基础和处理方法不同。从投入产出角度看, GFW 的数据为捕捞努力量, 衡量的是渔业中的捕捞投入, 而 FAO 的数据为捕捞量, 衡量的是捕捞渔获产出。GFW 基于AIS, 根据全球船舶定位采用机器学习算法预测得到基于经纬坐标的捕捞时长日数据, FAO 的数据为各国政府统计和核算的直接分物种的年捕捞产量。2)两个数据的统计口径不同。GFW 数据中以捕捞时长为基础, 主要根据推算得到的船舶国籍来划分, 并且参与统计计算的船舶为安装 AIS 的船舶, 而FAO 直接以国家和海洋渔区作为划分依据。因此, 二者在比例上差距较大, 但并不冲突, 分别反映全球海洋渔业捕捞状况的两个方面。可以将 GFW 的数据作为一个很好的参照, 所得到的结论在时间尺度和地理尺度上更加精细。以捕捞努力量(即捕捞时长)作为指标衡量捕捞强度水平, 虽然不是绝对水平, 也可能与实际捕捞量计算得到的比例有差距, 但从相对层面和更精细数据的可获得性角度考虑, 可以作为 GAP 分析中衡量海洋渔业捕捞威胁的一个很好的方法。

本研究得到的浙中南海域为客观上受捕捞威胁严重区域, 也是捕捞热点区域(图 5), 充分支持张洪亮等[31]关于浙江南部近海在我国海洋渔业资源保护方面具有重要地位的结论。此外, 王迎宾等[32]指出浙江南部外海渔场是东海渔场中渔船介入不多, 又具有开发价值的渔场, 从图 5(a)和图 6 可以看出, 浙江南部近海的捕捞努力量远高于外海渔场, 因此在总捕捞强度不变的情况下, 适当地从近海海域转移捕捞压力至外海渔场, 可以缓解一部分近海的捕捞压力, 这也支持俞存根等[33]对浙江南部外海鱼类种类组成和数量分布调查后, 提出要通过加强浙江南部外海渔场渔业资源的开发利用来减轻近海捕捞强度的建议。

从海洋渔业管理的角度看, 海洋渔业管理历经投入控制管理、产出控制管理和渔业权理论等阶段[34], 基于生态系统的渔业管理理念日益兴起, 其中提出非目标物种、受保护物种和栖息地等因素要成为制定并完善群落和生态系统层面的标准的重要依据(而非仅仅针对目标物种进行管理)[35], 另外, 陈君祥等[36]指出由于渔业生产作业环境的开放性, 管理区域生态系统的边界不明晰, 使得该方法的应用受限, 而本文结果可以为基于生态系统的渔业管理中制定和完善相关标准、划定生态系统边界等方面提供依据。

3.3 海洋保护区的建设

目前, 我国近岸的保护区虽然数量较多, 但面积普遍较小, 数量级多在几十平方公里。根据我们的计算, 所有海洋保护区面积的平均数和中位数分别为 488 和 30km2, 二者巨大的差距可由少数几个大型海洋保护区(尤其是水产种质资源保护区)的存在来解释。全球的状况也是如此。Boonzaier 等[37]在 2016 年对全球海洋保护目标的重新评估中指出, 全球海洋保护区的面积平均数和中位数分别是2430 和 3.3km2, 在2006年之后全球新建立 13 个超大型海洋保护区(超过 10 万 km2), 累计 24 个, 占据62%的海洋保护区面积(870 万 km2), 反映出近年来全球建设大型远岛海洋保护区的趋势[38-39]。我国也可以酌情考虑设立大型海洋保护区。根据本文分析结果, 从受威胁海洋鱼类保护的角度看, 在台湾海峡以及闽粤沿岸、南海海域、台湾以东海域设立大型海洋保护区具有极大的意义, 也有利于达成2010 年联合国《生物多样性公约》提出的“至 2020年底将海域面积10%列为保护区域”的目标。

另一方面, 除建立大型海洋保护区外, 划定海洋生态红线也能较好地对濒危海洋鱼类进行保护。由于海洋鱼类的活动具有范围广和动态性较强的特点, 保护海域的范围大小和鱼类自由迁徙海域的连续性是判定海洋保护区保护成效的核心指标之一[40]。所以局限于孤立点的保护区, 其保护效果可能较为有限。海洋生态红线与海洋保护区可形成空间统一性, 因此将区域上完整的自然区域划分为一个生态红线区划单元是海洋生态红线区划的科学原则之一[9], 本研究得到的受威胁海洋鱼类热点分布区域可为划分生态红线区划单元提供一个保护生物学的视角。近年来, 我国在海洋生态红线的划定和海洋生态红线制度的全面建立实施方面取得一定的进展, 目前已有约 30%的近岸海域和 37%的大陆岸线纳入生态保护红线管控范围。

另外, 我国浙江南部沿海的保护区密度相对较低, 但捕捞压力最大, 也是客观上受威胁海洋鱼类受捕捞威胁严重的区域, 因此, 在该区域建立较大的渔业资源保护区或者健全加强休渔保护机制非常必要。

综上所述, 从研究对象的分布、海洋渔业捕捞威胁和保护区 3 个维度看, 我国受威胁海洋鱼类保护形势严峻, 主要体现在受渔业捕捞威胁大、保护区域较小以及保护区发展不充分等方面。

4 结论和建议

本文通过收集我国 86 种受威胁海洋鱼类的多来源的数据信息, 结合这些鱼类的分布、所受渔业捕捞威胁以及现有保护区分布情况, 进行 GAP 空缺分析。研究结果表明: 1)我国受威胁海洋鱼类分布热点区域分布在台湾海峡海域、闽南海域、台湾以东海域、粤东海域和珠江口海域, 总面积达到 23.1万 km2, 占我国海域面积的 7.7%; 2)我国海洋保护区面积仅占受威胁海洋鱼类分布热点区域的 2.3%, 覆盖度需要加强; 3)浙中南部分海域既是捕捞“热点”区域, 也是客观上受捕捞威胁严重的区域, 需加强管理; 4)结合 Global Fishing Watch 的捕捞数据分析显示, 我国的禁渔政策对鱼类多样性保护效果显著, 在休渔期捕捞强度降低 80%以上, 但整体捕捞压力仍巨大。

根据本文结果, 对我国受威胁海洋鱼类优先保护区域的建立和保护管理提出如下建议: 1)在福建海域以及台湾海峡建立面积更大、数量更多和级别更高的海洋保护区; 2)在浙中南海域和南海北部大陆架边缘等区域建立渔业资源保护区, 并加强休渔保护机制; 3)加强保护部门对受威胁海洋鱼类的持续性监测和数据积累, 完善相应数据库的建立、维护和共享机制。

致谢感谢北京大学生命科学学院吴恺悦同学、北京四中樊溶溶同学和北京十一学校李承栖同学协助收集和整理资料。

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GAP Analysis Based on the Distribution and Fishing Pressure of Threatened Marine Fishes in China

1. School of Life Sciences, Peking University, Beijing 100871; 2. Peking University Institute of Ocean Research, Beijing 100871;3. National Marine Environment Monitoring Center, Dalian 116023; † Corresponding author, E-mail: jxyao@pku.edu.cn

Abstract Species distribution hotspots and threatened patterns of 86 threatened marine fishes in China seas were show by using GIS analyses. The species information was refined from multiple source (such as IUCN, OBIS, GBIF, etc.) and literature database. Then, the species abundance layers were compared with the vulnerability index weighted abundance layers to explore the threatened hotspots by fishing. Moreover, based on the threatened marine fishes distribution, fishing hotspots and information of existing protected area, GAP analyses were carried out. The results indicate that 1) the hotspots of 86 threatened marine fishes include the Taiwan Strait, sea areas of southern Fujian, eastern waters of Taiwan, sea areas of eastern Guangdong and sea areas of Pearl River estuary, and the total area is 231000 km2 (accounts for 7.7% China’s sea area); 2) China’s marine protected areas account for only 2.3% of the hotspots, and their coverage needs to be strengthened; 3) The coastal areas of Zhejiang are the most serious threatened habitat by fishing for threatened marine fishes in China. 4) Combining the data extracted from Global Fishing Watch, the results show that in the fishing season, China’s fishing intensity is reduced by more than 80% due to fish-free policy, but the fishing pressure is still huge.

Key words threatened marine fishes; fishing; marine protected area; GAP analysis; biodiversity

国家自然科学基金(40602001)、山水自然保护中心“中国海洋濒危脊椎动物保护关键区域分析”项目、绿色和平组织“鲨鱼的渔业捕捞及其保护研究”项目和中国科学技术协会英才计划资助