西北太平洋沿海国海洋渔业资源可持续利用评价*

丁 琪，陈新军，2，3**，方 舟，李 纲，2，3

（1.上海海洋大学海洋科学学院，上海 201306；2.大洋渔业资源可持续开发省部共建教育部重点实验室，上海 201306；3.国家远洋渔业工程技术研究中心，上海 201306）

近几十年来，人类开发活动对海洋生态系统的影响不断增强，高强度的捕捞能力和传统资源评估管理的不力导致渔业资源在全球范围内持续衰退［1］，以生态系统为基础的渔业管理方法与模式作为传统资源评估和管理的补充在近年来广泛运用于渔业管理中［2］。Pauly等［3］提出的渔获物平均营养级（MTL，Mean trophic level）被认为是评估海洋生态系统结构与功能的一个可靠指标。因为它的变动不仅能够反映海洋生态系统的多种信息，量化“捕捞对象沿着海洋食物网向下移动”（FDFW，Fishing down the marine food web）的过程，同时可以利用已知渔获数据进行分析，且参数化较为简便，能够实现特定海域与全球其他海域渔业资源可持续利用的比较［4］。国外学者对特定海域渔获物的平均营养级变化研究较多［5－9］，国内学者也有对金枪鱼平均营养级的长期变动做过研究［10－11］，这些研究对了解相应海域的渔业资源变化起到了较好的参考作用。

西北太平洋（FAO指61渔区）是世界海洋捕捞产量最高的渔区，近年来其年产量稳定在2 000万t以上［12］，该海域99%以上的产量由其沿海国捕获，且各沿海国90%以上的产量来自本国在该海域的专属经济区，西北太平洋捕捞能力始终处在高强度状态下，但对其可持续利用状况却没有做出客观的评价。因此，本文以渔获物平均营养级作为评价渔业资源可持续利用的指标，根据FAO提供的渔获物统计数据，分析和评价1950—2010年西北太平洋各沿海国海洋渔业资源开发利用情况，为渔业管理者宏观把握渔业资源开发状态提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 渔获量数据及营养级评估

西北太平洋沿海国由南向北依次为越南、中国、日本、韩国、朝鲜、俄罗斯。FAO未统计到越南在西北太平洋的渔获情况，所以本文不对越南加以讨论。各国的产量数据来自 FAO 网站（www.fao.org/fishery/statistics/global-Capture-production/query/en）， 以ISSCAAP分类方法下载，获得1950—2010年各国在西北太平洋海域的捕捞产量。相关鱼种的营养级由Fishbase（www.fishbase.org）提供，对于不能准确到种的营养级，本文采用该科所包含物种的营养级平均数［13］。无脊椎动物营养级由Sea Around Us Project Database（www.seaaroundus.org）提供。由于本文主要讨论捕鱼活动对主要渔业资源的影响，因此，一些分类不详的杂鱼类、水生植物、鲸、海豹和其他水生哺乳动物类均不在讨论范围内。将ISSCAAP分类中的海洋鱼类分为浮游植物食性、浮游动物食性、底栖生物食性、游泳生物食性4大类（见表1），涉及的渔获物种类以及营养级见表2。

表1 海洋鱼类的食性分类Table 1 Diet category of marine fishes

表2 西北太平洋主要渔获种类的营养级Table 2 Trophic level of main fishing species in the northwest Pacific Ocean

续表2

续表2

续表2

续表2

1.2 分析方法

各大类渔获物的营养级用公式（1）［3］计算得出。头足类因营养级较高，单独作为一类列出。加上ISSCAAP分类中的甲壳类、洄游性鱼类、软体动物，本文将所讨论的渔获物组成分为8类。

式中：TLi为i年的平均营养级；TLj是渔获j种类的营养级；Yij是渔获j种类i年的渔获量。

营养级平衡指数（FIB，Fishing-in-balance index）可作为捕捞行为对渔业资源影响的评价指标，用于评估渔业是否处于生态平衡［14］。当平均营养级的下降由产量的增加而抵消时，FIB指数保持不变；当渔区扩张或底层效应发生时，FIB指数升高；当渔业资源出现过度捕捞，导致生态系统结构与功能被破坏时，FIB指数降低；FIB＜0意味渔业可能位于不平衡状态，如当前产量小于基于食物网生产力的理论产量［9］。

式中：Yi是i年的渔获量；TLi是i年的平均营养级；TE是营养转化效率，本文设为0.1［15］；Y0和TL0分别是指数标准化基准年的产量和平均营养级［16］，本文取1950年。

2 结果

2.1 中国大陆渔获产量与种类组成、平均营养级及营养级平衡指数变化情况

自1950年开始，中国大陆海洋捕捞产量呈现稳定的增长趋势（见图1（a）），从1950年的38万t稳步增加到1998年的902万t；之后，增长减缓，2003—2010年稳定在960～990万t。

从各年渔获物组成比重分析可知（见图1（b）），1973—1988年游泳生物食性的鱼类产量所占的比重呈波动下降趋势，由1973年的40%降至1988年的16%；而浮游动物食性的鱼类所占产量的比例在14%～27%间波动；之后，游泳生物食性的鱼类产量所占的比重小幅回升，并在1997—2010年稳定在20%～24%；而浮游动物食性的鱼类在振荡中上升，2004—2010年维持在30%～32%。值得注意的是，软体动物所占比例在1978—1982年出现大幅下降。

平均营养级在1950—1973年稳定上升，由1950年的3.38增至1973年的3.58；之后，除1978—1982年的异常升高外，MTL由3.58稳定降至1988年的3.15，为历史最低值；1989—2010年，MTL稳定增至3.46（见图1（c））。但是，仅统计营养级大于3.25渔获种类的产量时（见图1（c）），MTL自1973年开始下降，从1973年的4.22稳定下降至1987年的3.76；1988—1993年，MTL出现回升，1993年达到4.11；之后，MTL继续下降，2005—2010年稳定在3.92～3.94。

1950—2010 年间，FIB基本呈现增长趋势（见图1d），从1950年的0稳定增至1973年的0.77；之后，FIB值波动降至1988年的0.66；1989—1996年，FIB大幅上升，1996年达到1.30；1997—2010年，FIB指数缓慢增长并趋于平缓，2003—2010年稳定在1.41～1.47。

图1 1950-2010年中国的海洋捕捞产量（a）、各类渔获产量所占比重（b）、平均营养级及高营养级渔获物（TL＞3.25）平均营养级（c）、营养级平衡指数FIB（d）变化图Fig.1 The catch distribution of marine capture（a），percentages of catch for different species groups（b），mean trophic level and mean trophic level of marine catch with high trophic level（TL＞3.25）（c），and FIB index（d）from China in the northwest Pacific Ocean from 1950to 2010

2.2 日本渔获产量与种类组成、平均营养级及营养级平衡指数变化情况

1950—2010 年，日本海洋捕捞产量呈先升高后降低的趋势（见图2（a）），先由1950年的262万t稳步增至1988年的913万t，为历史最高值；之后，出现大幅度下降，2002—2010年稳定在337～383万t。

从各年渔获物组成比重分析可知（见图2（b）），1950—1973年游泳生物食性的鱼类产量所占的比重逐渐递增，由15%增加到42%；而浮游动物食性的鱼类所占产量的比例逐年下降，相应地从57%减至42%；但1974—1983年，则出现相反情况，浮游动物食性的鱼类产量逐渐递增至68%，而游泳生物食性鱼类的比重逐渐递减至16%；之后，游泳生物食性的鱼类产量所占的比重维持在15%～21%；浮游动物食性的鱼类所占的比重缓慢下降，2003—2010年稳定在49%～55%。

从平均营养级变化来看（见图2（c）），1950—1964年，MTL 基本保持不变，稳定在3.38～3.45 间；1965—1973年，MTL稳定上升至历史最高值3.58；1974—1983年，MTL大幅下降至1983年的3.34；之后，MTL稳定在3.31～3.39。

FIB在1950—1973年稳定上升，从1950年的0增至1973年的0.57；之后，FIB指数逐渐下降，并在2004—2010年稳定在0.001～0.04（见图2d）。

图2 1950-2010年日本的海洋捕捞产量（a）、各类渔获产量所占比重（b）、平均营养级（c）、营养级平衡指数FIB（d）变化图Fig.2 The catch distribution of marine capture（a），percentages of catch for different species groups（b），mean trophic level（c），and FIB index（d）from Japan in the northwest Pacific Ocean from 1950to 2010

2.3 韩国渔获产量与种类组成、平均营养级及营养级平衡指数变化情况

韩国海洋捕捞产量自1950年开始呈现稳定的增长趋势（见图3（a）），从1950年的19万t增加到1996年的176万t，为历史最高值；之后产量逐渐下降，2002—2010年稳定在106～129万t。

从各年渔获物组成比重分析（见图3（b）），1950—2010年，浮游动物食性的鱼类所占比重在31%～53%的高水平范围内波动。游泳生物食性的鱼类所占比重在1969—1974年大幅上升，由1969年的21%递增至1974年的44%，为历史最高值；之后，迅速下降至1982年的19%；此外，头足类产量所占比重波动较大。

从平均营养级变化来看（见图3（c）），1950—1967年，MTL振荡下降，并在1967年达到历史最低值3.35；1968—1974年，MTL由最低值大幅升至1974年的3.57；之后，MTL 大幅下降至 1982年的3.35；1983—2010年MTL出现先振荡上升后振荡下降的趋势。但仅统计营养级大于3.25渔获种类的产量时（见图3c），其渔获物MTL从1986年开始呈稳定下降，从1986年的4.23逐步下降到2005年的3.91，2006—2010年稳定在3.97～3.98间。

FIB在1950—1976年稳定上升，由1950年的0增至1976年的0.89；1977—1982年，FIB 稳定下降至0.66；之后，FIB呈先上升后下降的趋势，并在2004—2010年稳定在0.62～0.75间（见图3（d））。

图3 1950—2010年韩国的海洋捕捞产量（a）、各类渔获产量所占比重（b）、平均营养级及高营养级渔获物（TL＞3.25）平均营养级（c）、营养级平衡指数FIB（d）变化图Fig.3 The catch distribution of marine capture（a），percentages of catch for different species groups（b），mean trophic level and mean trophic level of marine catch with high trophic level（TL＞3.25）（c），and FIB index（d）from South Korea in the northwest Pacific Ocean from 1950to 2010

2.4 朝鲜渔获产量与种类组成、平均营养级及营养级平衡指数变化情况

根据FAO统计资料，朝鲜渔获统计数据始于1984年（见图4（a）），且1984—1993年仅有甲壳类的产量。1994年开始，新增浮游动物食性的鱼类、游泳生物食性的鱼类、头足类等。1984—1993年海洋捕捞产量稳定在1～2万t；1994—1995年产量大幅升至15万t，为历史最高值；1996年产量大幅降至6万t；之后产量一直稳定在9～10万t。

图4 1984—2010年朝鲜的海洋捕捞产量（a）、各类渔获产量所占比重（b）、平均营养级（c）、营养级平衡指数FIB（d）变化图Fig.4 The catch distribution of marine capture（a），percentages of catch for different species groups（b），mean trophic level（c），and FIB index（d）from North Korea in the northwest Pacific Ocean from 1984to 2010

从各年的渔获物组成比重分析（见图4（b）），渔获物由浮游动物食性、游泳生物食性（仅有鳕鱼类）、甲壳类和头足类组成。除1996年出现异常情况外（游泳生物食性的鱼类比重大幅下降至23%，而甲壳类比重大幅上升至50%）；1997—2010年，渔获物组成基本均保持稳定。

从平均营养级变化来看（见图4（c）），1994—1995年，MTL由3.52小幅升至3.66；1996年，MTL降至3.35；之后，MTL稳定在3.64～3.66。

FIB在1984—1995年稳定上升，1995年达到历史最高值1.80；1996年FIB指数降至1.13；之后，FIB稳定在1.57～1.64（见图4（d））。

2.5 俄罗斯渔获产量与种类组成、平均营养级及营养级平衡指数变化情况

根据FAO统计资料，俄罗斯渔获物统计数据从1988年开始。1988—2010年，海洋捕捞产量大体呈先降后升的趋势（见图5（a）），由1988年的历史最高值501万t逐步下降至2004年的164万t，为历史最低值；之后，产量呈现稳定增长，2010年达到254万t。

从各年的渔获物组成比重分析可知（见图5b），渔获物主要由游泳生物食性、浮游动物食性和甲壳类组成。1996—2000年，游泳生物食性的鱼类产量所占的比重由82%降至59%，而浮游动物食性的鱼类产量所占的比重却由9%升为1992年的26%。值得注意的是，2003—2010年，游泳生物食性的鱼类产量比重缓慢上升，而浮游生物食性的鱼类产量比重缓慢下降。此外，1988—2010年，甲壳类产量所占比重呈逐年振荡增加的趋势。

平均营养级的变化趋势大致分为4个过程（见图5（c）），1988-1991年，MTL 由3.61缓慢下降至3.57；1992—1993年，MTL大幅上升至历史最高值3.67；之后，MTL逐渐降至2002年的3.52，为历史最低值；2003—2010年MTL波动较大；但若不考虑波动性较大的甲壳类（见图5（c）），MTL在2003—2010年呈稳定增长趋势。

FIB自1988年开始振荡下降，由1988年的0降为2002年的－0.56，为历史最低值；之后，FIB逐渐上升，2010年达到－0.32（见图5d）。

图5 1988—2010年俄罗斯的海洋捕捞产量（a）、各类渔获产量所占比重（b）、平均营养级（c）、营养级平衡指数FIB（d）变化图Fig.5 The catch distribution of marine capture（a），percentages of catch for different species groups（b），mean trophic level（c），and FIB index（d）from Russian in the northwest Pacific Ocean from 1950to 2010

3 讨论与分析

海洋渔业资源是自然资源的重要组成部分，是人类食物的重要来源，它为从事捕鱼活动的人们提供了就业、经济利益和社会福利［17］。渔业对海洋生态系统的影响，首先表现在由捕捞对鱼类种群数量的各种直接影响。作为人类对海洋生态系统影响最广泛的开发行为，捕捞活动可以使鱼类群落在较短时间内发生较大的变化，从而对海洋生态系统的结构和功能产生影响［18］。

尽管中国过去几十年来的海洋渔业资源的开发确实为沿海地区的社会和经济发展起到了重要的推动作用，但其对渔业资源的影响也不容忽视。从各年的渔获物平均营养级变化情况可知，中国对西北太平洋渔业资源的开发由1950年代初的开发不足逐渐演变为目前的过度捕捞状态，MTL在1973—1988年以0.26/10a的速度降低，远远高于Pauly等［3］报道的全球海域MTL下降速度（0.1/10a）。Pauly提出通过观测，不统计TL低于3.25物种下的MTL变化情况，从而排除生物量受环境影响波动较大的植食动物、腐生生物和食浮游生物动物对平均营养级造成的影响［19］。1989—2010年MTL以0.13/10a的速度上升；但在不统计TL低于3.25的物种情况下，1993—2010年的 MTL以0.1/10a的速度降低，这表明近年来中国近海海洋生态系统并未得到改善，且其仍在不断地恶化。同时，这也说明平均营养级的降低不是由“底层效应”和低营养级鱼种产量的增加引起的［20－21］。从FIB指数的变化来看，1950—1973年随着平均营养级和产量的缓慢上升，FIB稳定增长，表明渔业发展处在初级阶段，其捕捞强度没有超过资源的开发潜力；1974—1988年，伴随产量的上升和平均营养级的降低，FIB在0.66附近波动，虽然捕捞产量的增加基本弥补了平均营养级的降低，但渔业资源群落结构已发生变化；1989—1998年，由于捕捞技术的进步，使得外海新渔场和新鱼种被开发，导致此阶段FIB出现较快的上升，但传统的经济种类已出现衰退；1999—2010年，FIB基本稳定在1.31～1.47，但仅统计TL＞3.25物种的平均营养级时，MTL呈逐年递减状态，说明该阶段渔获物组成主要为低营养级、低价值的鱼类。这也表明，当高价值种类的资源出现衰退时，捕捞目标从高价值种类向低价值种类转移［22］，这种开发方式是不可持续的，生态系统的结构与功能已遭到破坏。自1970年代以来，中国政府制定和实施了一系列保护渔业资源的文件和管理法规；然而，从实际情况来看，由于渔业管理执法不力，效率低下，中国海洋渔业资源衰退的局面并没有根本好转，甚至有些渔业资源受到更加严重的破坏［23］。

日本渔业以捕捞业为主，海洋捕捞产量在中国、秘鲁、美国、印尼之后，排名全球第五［24］，虽然渔业在国内GDP中所占的比重很小（0.2%），但在日本民众的日常饮食中，水产品占据着十分重要的位置，其人均水产品消费量仅次于冰岛，在全球排名第二［24］。从渔获物平均营养级的变化情况分析，可以清楚地看到：日本近海渔业大体经历了开发不足、加速开发、过度开发、资源管理4个阶段。MTL在1973—1983年以0.21/10a的速度降低；但是，1984—2010年，MTL稳定在3.33～3.39间，这与日本提出“资源管理型渔业”的概念［25］，加强近海渔业资源的管理有关，使得生态系统状况得到了改善。FIB指数的变化情况也进一步论证了日本近海渔业的发展过程。1950—1964年，由于捕捞技术的落后，渔业发展处在初级阶段，尽管FIB缓慢上升，但MTL基本保持不变；1965—1973年，由于捕捞技术的进步，导致外海新渔场和高营养级的鱼种被充分开发，此阶段FIB出现较快的上升，且其捕捞产量与 MTL均稳定上升；1974—1979年，FIB随着产量的增加而降低，表明捕捞产量的增加不足以弥补MTL的降低，海洋生态系统的平衡结构遭到破坏；1980—1988年，MTL的降低由捕捞产量的增加而抵消，FIB基本保持稳定，但产量的增加主要来源于低营养级的鱼种，生态系统的结构与功能未得到恢复；之后，日本开始渔业结构调整，出台了一系列限制捕捞量的措施，FIB指数随着产量的下降呈下降并趋于平衡的趋势，渔业资源衰退现象得到缓解。

渔业在韩国是与农业并重的支柱产业，为国民提供了40%的动物蛋白质，在出口业中发挥了重要作用［26］。从渔获物平均营养级变化来看，韩国近海渔业资源已出现过度开发，MTL在1974—1982年以0.24/10a的速度降低；之后，MTL波动较大，无明显趋势。但在剔除TL＜3.25的鱼种后，MTL在1986—1993年呈现明显的下降趋势；自1994年开始，韩国渔业实行减船计划［26－27］，使 MTL在1994—2010年基本稳定在3.91～4.02。从FIB指数的变化来看，由于捕捞技术不发达，近海渔业资源开发不足，随着MTL的振荡下降和产量的稳定上升，FIB在1950—1966年缓慢上升；1967—1974年，由于捕捞技术的进步，FIB迅速上升，且其捕捞产量与MTL均出现上升，此阶段韩国近海渔业处于加速增长阶段；1975—1982年由于持续增加捕捞努力量，FIB指数随着捕捞产量的增加和MTL的降低而出现下降，海洋生态系统的平衡结构遭到破坏；1983—1994年，捕捞产量和MTL均波动较大，FIB在0.74～0.88范围内波动，这可能是遭到破坏的生态系统较不稳定造成的；之后，随着捕捞产量的下降，FIB缓慢下降，2006—2010年稳定在0.65～0.75。目前韩国近海渔业处在充分开发和过度开发的阶段。

朝鲜东濒日本海，西临黄海，东西海岸蕴藏着丰富的渔业资源，目前朝鲜尚有超过8 600km无污染的海岸线。但据FAO渔获统计发现：朝鲜近海渔获物种类较为单一，仅有浮游动物食性和游泳生物食性（只有鳕鱼类）的鱼类以及甲壳类、头足类，且游泳生物食性的鱼类产量占据渔获总量的65%左右，所以平均营养级基本随游泳生物食性的鱼类产量的变化而变化，1997—2010年稳定在3.64～3.66；此外，1997—2010年，捕捞产量稳定在9～10万t。朝鲜近海渔业资源基本处于原始状态，开发前景十分广阔［28］。

渔业是俄罗斯国民经济的支柱性产业之一，发展渔业对俄罗斯具有重要战略意义。从渔获物平均营养级变化来看，MTL在1993—2002年间以0.15/10a的速度降低；之后MTL波动较大；但在不考虑甲壳类时，MTL自2003年开始呈稳定增长状态，这表明近年来俄罗斯近海渔业资源（远东地区）得到恢复。从营养级平衡指数FIB的变化来看，由于苏联解体前后，国家对渔业生产缺乏有效的监督，导致FIB在1988—2002年随着产量和MTL的下降也呈稳定下降趋势；2003—2010年，FIB逐渐上升，衰退的渔业资源得到一定的恢复。事实上，俄罗斯近海渔业资源丰富，但是由于激进经济改革和缺乏劳动力，渔业资源未能得到有效的开发［29］。

Sethi等［30］研究发现：平均营养级不仅受捕捞压力的影响，经济和技术等因素也会影响它，因为海洋捕捞业的发展是由利润所驱使的，这可用于解释西北太平洋海域各沿海国渔获物营养级和捕捞产量的短期变化。此外，长期的环境变化也会影响到海洋生态系统的结构和功能［31］，这一因子的影响在上述分析中并没有明显的表现出来。因此，本研究认为，西北太平洋各沿海国出现的渔获物平均营养级下降是主要由于过度捕捞所引起的。

上述研究认为，通过分析渔获物平均营养级的变化情况可获得捕捞活动下各海域海洋生态系统的变化。平均营养级的水平与作用于海洋生态系统的外界干扰有直接相关，其数值的波动能够反映海洋生态系统的多种信息，是认识和管理生态系统的重要指标。本文研究发现：除朝鲜外，历史上西北太平洋沿海国均出现了“捕捞对象沿着海洋食物网向下移动”的现象，但是由于各国采取的渔业管理措施不同，导致各国渔业资源不同的现状。因此，建议各国以建立起基于渔获物统计的海洋渔业资源可持续利用评价实时监测系统，以便实时动态掌握各国海洋生态系统结构和功能是否健康，为建立基于生态系统的渔业管理提供基础。

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