西北太平洋沿海國海洋漁業資源可持續利用評價*

丁 琪，陳新軍，2，3**，方 舟，李 綱，2，3

（1.上海海洋大學海洋科學學院，上海 201306；2.大洋漁業資源可持續開發省部共建教育部重點實驗室，上海 201306；3.國家遠洋漁業工程技術研究中心，上海 201306）

近幾十年來，人類開發活動對海洋生態系統的影響不斷增強，高強度的捕撈能力和傳統資源評估管理的不力導致漁業資源在全球范圍內持續衰退［1］，以生態系統為基礎的漁業管理方法與模式作為傳統資源評估和管理的補充在近年來廣泛運用于漁業管理中［2］。Pauly等［3］提出的漁獲物平均營養級（MTL，Mean trophic level）被認為是評估海洋生態系統結構與功能的一個可靠指標。因為它的變動不僅能夠反映海洋生態系統的多種信息，量化“捕撈對象沿著海洋食物網向下移動”（FDFW，Fishing down the marine food web）的過程，同時可以利用已知漁獲數據進行分析，且參數化較為簡便，能夠實現特定海域與全球其他海域漁業資源可持續利用的比較［4］。國外學者對特定海域漁獲物的平均營養級變化研究較多［5－9］，國內學者也有對金槍魚平均營養級的長期變動做過研究［10－11］，這些研究對了解相應海域的漁業資源變化起到了較好的參考作用。

西北太平洋（FAO指61漁區）是世界海洋捕撈產量最高的漁區，近年來其年產量穩定在2 000萬t以上［12］，該海域99%以上的產量由其沿海國捕獲，且各沿海國90%以上的產量來自本國在該海域的專屬經濟區，西北太平洋捕撈能力始終處在高強度狀態下，但對其可持續利用狀況卻沒有做出客觀的評價。因此，本文以漁獲物平均營養級作為評價漁業資源可持續利用的指標，根據FAO提供的漁獲物統計數據，分析和評價1950—2010年西北太平洋各沿海國海洋漁業資源開發利用情況，為漁業管理者宏觀把握漁業資源開發狀態提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 漁獲量數據及營養級評估

西北太平洋沿海國由南向北依次為越南、中國、日本、韓國、朝鮮、俄羅斯。FAO未統計到越南在西北太平洋的漁獲情況，所以本文不對越南加以討論。各國的產量數據來自 FAO 網站（www.fao.org/fishery/statistics/global-Capture-production/query/en）， 以ISSCAAP分類方法下載，獲得1950—2010年各國在西北太平洋海域的捕撈產量。相關魚種的營養級由Fishbase（www.fishbase.org）提供，對于不能準確到種的營養級，本文采用該科所包含物種的營養級平均數［13］。無脊椎動物營養級由Sea Around Us Project Database（www.seaaroundus.org）提供。由于本文主要討論捕魚活動對主要漁業資源的影響，因此，一些分類不詳的雜魚類、水生植物、鯨、海豹和其他水生哺乳動物類均不在討論范圍內。將ISSCAAP分類中的海洋魚類分為浮游植物食性、浮游動物食性、底棲生物食性、游泳生物食性4大類（見表1），涉及的漁獲物種類以及營養級見表2。

表1 海洋魚類的食性分類Table 1 Diet category of marine fishes

表2 西北太平洋主要漁獲種類的營養級Table 2 Trophic level of main fishing species in the northwest Pacific Ocean

續表2

續表2

續表2

續表2

1.2 分析方法

各大類漁獲物的營養級用公式（1）［3］計算得出。頭足類因營養級較高，單獨作為一類列出。加上ISSCAAP分類中的甲殼類、洄游性魚類、軟體動物，本文將所討論的漁獲物組成分為8類。

式中：TLi為i年的平均營養級；TLj是漁獲j種類的營養級；Yij是漁獲j種類i年的漁獲量。

營養級平衡指數（FIB，Fishing-in-balance index）可作為捕撈行為對漁業資源影響的評價指標，用于評估漁業是否處于生態平衡［14］。當平均營養級的下降由產量的增加而抵消時，FIB指數保持不變；當漁區擴張或底層效應發生時，FIB指數升高；當漁業資源出現過度捕撈，導致生態系統結構與功能被破壞時，FIB指數降低；FIB＜0意味漁業可能位于不平衡狀態，如當前產量小于基于食物網生產力的理論產量［9］。

式中：Yi是i年的漁獲量；TLi是i年的平均營養級；TE是營養轉化效率，本文設為0.1［15］；Y0和TL0分別是指數標準化基準年的產量和平均營養級［16］，本文取1950年。

2 結果

2.1 中國大陸漁獲產量與種類組成、平均營養級及營養級平衡指數變化情況

自1950年開始，中國大陸海洋捕撈產量呈現穩定的增長趨勢（見圖1（a）），從1950年的38萬t穩步增加到1998年的902萬t；之后，增長減緩，2003—2010年穩定在960～990萬t。

從各年漁獲物組成比重分析可知（見圖1（b）），1973—1988年游泳生物食性的魚類產量所占的比重呈波動下降趨勢，由1973年的40%降至1988年的16%；而浮游動物食性的魚類所占產量的比例在14%～27%間波動；之后，游泳生物食性的魚類產量所占的比重小幅回升，并在1997—2010年穩定在20%～24%；而浮游動物食性的魚類在振蕩中上升，2004—2010年維持在30%～32%。值得注意的是，軟體動物所占比例在1978—1982年出現大幅下降。

平均營養級在1950—1973年穩定上升，由1950年的3.38增至1973年的3.58；之后，除1978—1982年的異常升高外，MTL由3.58穩定降至1988年的3.15，為歷史最低值；1989—2010年，MTL穩定增至3.46（見圖1（c））。但是，僅統計營養級大于3.25漁獲種類的產量時（見圖1（c）），MTL自1973年開始下降，從1973年的4.22穩定下降至1987年的3.76；1988—1993年，MTL出現回升，1993年達到4.11；之后，MTL繼續下降，2005—2010年穩定在3.92～3.94。

1950—2010 年間，FIB基本呈現增長趨勢（見圖1d），從1950年的0穩定增至1973年的0.77；之后，FIB值波動降至1988年的0.66；1989—1996年，FIB大幅上升，1996年達到1.30；1997—2010年，FIB指數緩慢增長并趨于平緩，2003—2010年穩定在1.41～1.47。

圖1 1950-2010年中國的海洋捕撈產量（a）、各類漁獲產量所占比重（b）、平均營養級及高營養級漁獲物（TL＞3.25）平均營養級（c）、營養級平衡指數FIB（d）變化圖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 日本漁獲產量與種類組成、平均營養級及營養級平衡指數變化情況

1950—2010 年，日本海洋捕撈產量呈先升高后降低的趨勢（見圖2（a）），先由1950年的262萬t穩步增至1988年的913萬t，為歷史最高值；之后，出現大幅度下降，2002—2010年穩定在337～383萬t。

從各年漁獲物組成比重分析可知（見圖2（b）），1950—1973年游泳生物食性的魚類產量所占的比重逐漸遞增，由15%增加到42%；而浮游動物食性的魚類所占產量的比例逐年下降，相應地從57%減至42%；但1974—1983年，則出現相反情況，浮游動物食性的魚類產量逐漸遞增至68%，而游泳生物食性魚類的比重逐漸遞減至16%；之后，游泳生物食性的魚類產量所占的比重維持在15%～21%；浮游動物食性的魚類所占的比重緩慢下降，2003—2010年穩定在49%～55%。

從平均營養級變化來看（見圖2（c）），1950—1964年，MTL 基本保持不變，穩定在3.38～3.45 間；1965—1973年，MTL穩定上升至歷史最高值3.58；1974—1983年，MTL大幅下降至1983年的3.34；之后，MTL穩定在3.31～3.39。

FIB在1950—1973年穩定上升，從1950年的0增至1973年的0.57；之后，FIB指數逐漸下降，并在2004—2010年穩定在0.001～0.04（見圖2d）。

圖2 1950-2010年日本的海洋捕撈產量（a）、各類漁獲產量所占比重（b）、平均營養級（c）、營養級平衡指數FIB（d）變化圖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 韓國漁獲產量與種類組成、平均營養級及營養級平衡指數變化情況

韓國海洋捕撈產量自1950年開始呈現穩定的增長趨勢（見圖3（a）），從1950年的19萬t增加到1996年的176萬t，為歷史最高值；之后產量逐漸下降，2002—2010年穩定在106～129萬t。

從各年漁獲物組成比重分析（見圖3（b）），1950—2010年，浮游動物食性的魚類所占比重在31%～53%的高水平范圍內波動。游泳生物食性的魚類所占比重在1969—1974年大幅上升，由1969年的21%遞增至1974年的44%，為歷史最高值；之后，迅速下降至1982年的19%；此外，頭足類產量所占比重波動較大。

從平均營養級變化來看（見圖3（c）），1950—1967年，MTL振蕩下降，并在1967年達到歷史最低值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出現先振蕩上升后振蕩下降的趨勢。但僅統計營養級大于3.25漁獲種類的產量時（見圖3c），其漁獲物MTL從1986年開始呈穩定下降，從1986年的4.23逐步下降到2005年的3.91，2006—2010年穩定在3.97～3.98間。

FIB在1950—1976年穩定上升，由1950年的0增至1976年的0.89；1977—1982年，FIB 穩定下降至0.66；之后，FIB呈先上升后下降的趨勢，并在2004—2010年穩定在0.62～0.75間（見圖3（d））。

圖3 1950—2010年韓國的海洋捕撈產量（a）、各類漁獲產量所占比重（b）、平均營養級及高營養級漁獲物（TL＞3.25）平均營養級（c）、營養級平衡指數FIB（d）變化圖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 朝鮮漁獲產量與種類組成、平均營養級及營養級平衡指數變化情況

根據FAO統計資料，朝鮮漁獲統計數據始于1984年（見圖4（a）），且1984—1993年僅有甲殼類的產量。1994年開始，新增浮游動物食性的魚類、游泳生物食性的魚類、頭足類等。1984—1993年海洋捕撈產量穩定在1～2萬t；1994—1995年產量大幅升至15萬t，為歷史最高值；1996年產量大幅降至6萬t；之后產量一直穩定在9～10萬t。

圖4 1984—2010年朝鮮的海洋捕撈產量（a）、各類漁獲產量所占比重（b）、平均營養級（c）、營養級平衡指數FIB（d）變化圖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

從各年的漁獲物組成比重分析（見圖4（b）），漁獲物由浮游動物食性、游泳生物食性（僅有鱈魚類）、甲殼類和頭足類組成。除1996年出現異常情況外（游泳生物食性的魚類比重大幅下降至23%，而甲殼類比重大幅上升至50%）；1997—2010年，漁獲物組成基本均保持穩定。

從平均營養級變化來看（見圖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穩定在3.64～3.66。

FIB在1984—1995年穩定上升，1995年達到歷史最高值1.80；1996年FIB指數降至1.13；之后，FIB穩定在1.57～1.64（見圖4（d））。

2.5 俄羅斯漁獲產量與種類組成、平均營養級及營養級平衡指數變化情況

根據FAO統計資料，俄羅斯漁獲物統計數據從1988年開始。1988—2010年，海洋捕撈產量大體呈先降后升的趨勢（見圖5（a）），由1988年的歷史最高值501萬t逐步下降至2004年的164萬t，為歷史最低值；之后，產量呈現穩定增長，2010年達到254萬t。

從各年的漁獲物組成比重分析可知（見圖5b），漁獲物主要由游泳生物食性、浮游動物食性和甲殼類組成。1996—2000年，游泳生物食性的魚類產量所占的比重由82%降至59%，而浮游動物食性的魚類產量所占的比重卻由9%升為1992年的26%。值得注意的是，2003—2010年，游泳生物食性的魚類產量比重緩慢上升，而浮游生物食性的魚類產量比重緩慢下降。此外，1988—2010年，甲殼類產量所占比重呈逐年振蕩增加的趨勢。

平均營養級的變化趨勢大致分為4個過程（見圖5（c）），1988-1991年，MTL 由3.61緩慢下降至3.57；1992—1993年，MTL大幅上升至歷史最高值3.67；之后，MTL逐漸降至2002年的3.52，為歷史最低值；2003—2010年MTL波動較大；但若不考慮波動性較大的甲殼類（見圖5（c）），MTL在2003—2010年呈穩定增長趨勢。

FIB自1988年開始振蕩下降，由1988年的0降為2002年的－0.56，為歷史最低值；之后，FIB逐漸上升，2010年達到－0.32（見圖5d）。

圖5 1988—2010年俄羅斯的海洋捕撈產量（a）、各類漁獲產量所占比重（b）、平均營養級（c）、營養級平衡指數FIB（d）變化圖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 討論與分析

海洋漁業資源是自然資源的重要組成部分，是人類食物的重要來源，它為從事捕魚活動的人們提供了就業、經濟利益和社會福利［17］。漁業對海洋生態系統的影響，首先表現在由捕撈對魚類種群數量的各種直接影響。作為人類對海洋生態系統影響最廣泛的開發行為，捕撈活動可以使魚類群落在較短時間內發生較大的變化，從而對海洋生態系統的結構和功能產生影響［18］。

盡管中國過去幾十年來的海洋漁業資源的開發確實為沿海地區的社會和經濟發展起到了重要的推動作用，但其對漁業資源的影響也不容忽視。從各年的漁獲物平均營養級變化情況可知，中國對西北太平洋漁業資源的開發由1950年代初的開發不足逐漸演變為目前的過度捕撈狀態，MTL在1973—1988年以0.26/10a的速度降低，遠遠高于Pauly等［3］報道的全球海域MTL下降速度（0.1/10a）。Pauly提出通過觀測，不統計TL低于3.25物種下的MTL變化情況，從而排除生物量受環境影響波動較大的植食動物、腐生生物和食浮游生物動物對平均營養級造成的影響［19］。1989—2010年MTL以0.13/10a的速度上升；但在不統計TL低于3.25的物種情況下，1993—2010年的 MTL以0.1/10a的速度降低，這表明近年來中國近海海洋生態系統并未得到改善，且其仍在不斷地惡化。同時，這也說明平均營養級的降低不是由“底層效應”和低營養級魚種產量的增加引起的［20－21］。從FIB指數的變化來看，1950—1973年隨著平均營養級和產量的緩慢上升，FIB穩定增長，表明漁業發展處在初級階段，其捕撈強度沒有超過資源的開發潛力；1974—1988年，伴隨產量的上升和平均營養級的降低，FIB在0.66附近波動，雖然捕撈產量的增加基本彌補了平均營養級的降低，但漁業資源群落結構已發生變化；1989—1998年，由于捕撈技術的進步，使得外海新漁場和新魚種被開發，導致此階段FIB出現較快的上升，但傳統的經濟種類已出現衰退；1999—2010年，FIB基本穩定在1.31～1.47，但僅統計TL＞3.25物種的平均營養級時，MTL呈逐年遞減狀態，說明該階段漁獲物組成主要為低營養級、低價值的魚類。這也表明，當高價值種類的資源出現衰退時，捕撈目標從高價值種類向低價值種類轉移［22］，這種開發方式是不可持續的，生態系統的結構與功能已遭到破壞。自1970年代以來，中國政府制定和實施了一系列保護漁業資源的文件和管理法規；然而，從實際情況來看，由于漁業管理執法不力，效率低下，中國海洋漁業資源衰退的局面并沒有根本好轉，甚至有些漁業資源受到更加嚴重的破壞［23］。

日本漁業以捕撈業為主，海洋捕撈產量在中國、秘魯、美國、印尼之后，排名全球第五［24］，雖然漁業在國內GDP中所占的比重很小（0.2%），但在日本民眾的日常飲食中，水產品占據著十分重要的位置，其人均水產品消費量僅次于冰島，在全球排名第二［24］。從漁獲物平均營養級的變化情況分析，可以清楚地看到：日本近海漁業大體經歷了開發不足、加速開發、過度開發、資源管理4個階段。MTL在1973—1983年以0.21/10a的速度降低；但是，1984—2010年，MTL穩定在3.33～3.39間，這與日本提出“資源管理型漁業”的概念［25］，加強近海漁業資源的管理有關，使得生態系統狀況得到了改善。FIB指數的變化情況也進一步論證了日本近海漁業的發展過程。1950—1964年，由于捕撈技術的落后，漁業發展處在初級階段，盡管FIB緩慢上升，但MTL基本保持不變；1965—1973年，由于捕撈技術的進步，導致外海新漁場和高營養級的魚種被充分開發，此階段FIB出現較快的上升，且其捕撈產量與 MTL均穩定上升；1974—1979年，FIB隨著產量的增加而降低，表明捕撈產量的增加不足以彌補MTL的降低，海洋生態系統的平衡結構遭到破壞；1980—1988年，MTL的降低由捕撈產量的增加而抵消，FIB基本保持穩定，但產量的增加主要來源于低營養級的魚種，生態系統的結構與功能未得到恢復；之后，日本開始漁業結構調整，出臺了一系列限制捕撈量的措施，FIB指數隨著產量的下降呈下降并趨于平衡的趨勢，漁業資源衰退現象得到緩解。

漁業在韓國是與農業并重的支柱產業，為國民提供了40%的動物蛋白質，在出口業中發揮了重要作用［26］。從漁獲物平均營養級變化來看，韓國近海漁業資源已出現過度開發，MTL在1974—1982年以0.24/10a的速度降低；之后，MTL波動較大，無明顯趨勢。但在剔除TL＜3.25的魚種后，MTL在1986—1993年呈現明顯的下降趨勢；自1994年開始，韓國漁業實行減船計劃［26－27］，使 MTL在1994—2010年基本穩定在3.91～4.02。從FIB指數的變化來看，由于捕撈技術不發達，近海漁業資源開發不足，隨著MTL的振蕩下降和產量的穩定上升，FIB在1950—1966年緩慢上升；1967—1974年，由于捕撈技術的進步，FIB迅速上升，且其捕撈產量與MTL均出現上升，此階段韓國近海漁業處于加速增長階段；1975—1982年由于持續增加捕撈努力量，FIB指數隨著捕撈產量的增加和MTL的降低而出現下降，海洋生態系統的平衡結構遭到破壞；1983—1994年，捕撈產量和MTL均波動較大，FIB在0.74～0.88范圍內波動，這可能是遭到破壞的生態系統較不穩定造成的；之后，隨著捕撈產量的下降，FIB緩慢下降，2006—2010年穩定在0.65～0.75。目前韓國近海漁業處在充分開發和過度開發的階段。

朝鮮東瀕日本海，西臨黃海，東西海岸蘊藏著豐富的漁業資源，目前朝鮮尚有超過8 600km無污染的海岸線。但據FAO漁獲統計發現：朝鮮近海漁獲物種類較為單一，僅有浮游動物食性和游泳生物食性（只有鱈魚類）的魚類以及甲殼類、頭足類，且游泳生物食性的魚類產量占據漁獲總量的65%左右，所以平均營養級基本隨游泳生物食性的魚類產量的變化而變化，1997—2010年穩定在3.64～3.66；此外，1997—2010年，捕撈產量穩定在9～10萬t。朝鮮近海漁業資源基本處于原始狀態，開發前景十分廣闊［28］。

漁業是俄羅斯國民經濟的支柱性產業之一，發展漁業對俄羅斯具有重要戰略意義。從漁獲物平均營養級變化來看，MTL在1993—2002年間以0.15/10a的速度降低；之后MTL波動較大；但在不考慮甲殼類時，MTL自2003年開始呈穩定增長狀態，這表明近年來俄羅斯近海漁業資源（遠東地區）得到恢復。從營養級平衡指數FIB的變化來看，由于蘇聯解體前后，國家對漁業生產缺乏有效的監督，導致FIB在1988—2002年隨著產量和MTL的下降也呈穩定下降趨勢；2003—2010年，FIB逐漸上升，衰退的漁業資源得到一定的恢復。事實上，俄羅斯近海漁業資源豐富，但是由于激進經濟改革和缺乏勞動力，漁業資源未能得到有效的開發［29］。

Sethi等［30］研究發現：平均營養級不僅受捕撈壓力的影響，經濟和技術等因素也會影響它，因為海洋捕撈業的發展是由利潤所驅使的，這可用于解釋西北太平洋海域各沿海國漁獲物營養級和捕撈產量的短期變化。此外，長期的環境變化也會影響到海洋生態系統的結構和功能［31］，這一因子的影響在上述分析中并沒有明顯的表現出來。因此，本研究認為，西北太平洋各沿海國出現的漁獲物平均營養級下降是主要由于過度捕撈所引起的。

上述研究認為，通過分析漁獲物平均營養級的變化情況可獲得捕撈活動下各海域海洋生態系統的變化。平均營養級的水平與作用于海洋生態系統的外界干擾有直接相關，其數值的波動能夠反映海洋生態系統的多種信息，是認識和管理生態系統的重要指標。本文研究發現：除朝鮮外，歷史上西北太平洋沿海國均出現了“捕撈對象沿著海洋食物網向下移動”的現象，但是由于各國采取的漁業管理措施不同，導致各國漁業資源不同的現狀。因此，建議各國以建立起基于漁獲物統計的海洋漁業資源可持續利用評價實時監測系統，以便實時動態掌握各國海洋生態系統結構和功能是否健康，為建立基于生態系統的漁業管理提供基礎。

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