近几十年来，随着捕捞技术的发展和水产品市场需求的持续增长，海洋渔业资源的开发压力日益增大，导致中国海域海洋渔业资源的资源量显著衰退，渔业资源结构向生物多样性降低、营养级下降、低龄化和低质化等方向转变，尤其部分传统经济渔业资源更是受到了毁灭性打击[1-2]。为保障渔业的可持续发展，生态系统的概念被逐步引入到渔业管理中[3-6]。基于生态系统的渔业管理模式在不损伤生态系统的同时可以保障社会经济效益的长期维持，同时，由于该管理模式可以对环境质量和生态系统状态的相关指标进行持续监测，从而可以有效避免不可逆风险出现和生态系统退化。因此，基于生态系统的渔业管理模式对于渔业的健康可持续发展具有重要意义[7]。
以营养级为研究基础的渔获物营养级指数可以准确反映渔获物及其营养层次的波动甚至整个海域生态系统的健康状况，故被国内外学者广泛关注[8-9]。考虑到渔获物营养级变化可以用来推断捕捞活动对于海洋生物群落结构的影响，渔获物平均营养级(mean trophic level，MTL)、渔业均衡指数(Fishing-in-Balance index，FiB)和基于区域的海洋营养级指数(region-based marine trophic index，RMTI)先后被提出并逐步应用于衡量渔业对生态系统的影响[10-12]。RMTI研究发现，全球多种渔获物的平均营养级以每10年下降0.1的速度持续下降，高营养级的肉食性鱼类正沿着海洋食物网向下迁移，渔业的可持续发展已经受到影响[10-13]。近年来，中国海洋渔业资源的平均营养级也被证实发生了显著变化[14-15]，主要传统经济鱼种的比重显著降低，资源密度减少。以东海为例，平均营养级在20世纪70—90年代由2.79级下降至2.46级[16]，大黄鱼、小黄鱼、乌贼和带鱼等重要经济物种已不能形成渔汛[17]。因此，在当前仍持续存在的高强度捕捞状态下，有必要开展中国海域渔业资源的营养级指数研究，这对于了解当前中国海洋生态系统的结构和功能现状、客观评价中国海洋渔业资源的可持续利用状况具有重要意义。
本研究中利用中国渔业统计年鉴和全球渔业数据库(Sea Around Us)的渔业统计数据，结合MTL、FiB和RMTI指数，对中国海洋渔业资源的平均营养级波动趋势进行了分析，以期评估中国海洋渔业资源的开发利用现状，并为海洋渔业资源养护管理措施的制定提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 数据来源
1.1.1 中国渔业统计年鉴 本文研究区域为中国海域，渔业生产数据来源于中国渔业统计年鉴(1951—2024年)。其中，1949—1989年的中国渔业统计年鉴由中华人民共和国农业部水产司编制，在海洋出版社出版，系统收录了1950—1988年中国渔业资料[18]。1990—2025年中国渔业统计年鉴每年发布一次，统计部门因主管部门的更换而发生相应变化，自2018年以来，编制单位固定为农业农村部渔业渔政管理局、全国水产技术推广总站和中国水产学会，由中国农业出版社出版。中国海洋渔业统计数据分为海洋捕捞和远洋渔业，本文的分析内容为海洋捕捞数据，包括整个中国海域统计数据。
年鉴中功率数据较为全面，因此本文使用渔船功率计算CPUE (t/kW)。在分析中国海洋渔获量时，由于渤海、黄海、东海和南海四大海域管理政策存在区域性差异，因此，本文除对总体渔获量数据进行分析外，也对四个海域进行单独分析。需要说明的是，由于中国渔业统计年鉴自1979年以来开始对四大海域的渔获量进行单独统计，因此1979年之前其单个海域的渔获量数据缺失。
1.1.2 Sea Around Us数据库 Sea Around Us的数据来源于多渠道，包括各国官方渔业统计数据、历史文献与档案资料、实地调研与合作伙伴数据，以及渔业企业与渔民反馈等，这些数据经过整理、校验和分析，形成了数据库中关于全球渔业活动、海洋生态系统等方面的综合信息。因此，其在各个海域的统计数据不仅包含中国国内捕捞数据，同时也包含其他国家在该海域数据，更能全面地反映各个海域的海洋生态系统中渔业资源的营养级状况。同时，在分析海洋鱼类区系时，本研究认为可将渤海、黄海、东海和南海划分为黄渤海、东海和南海三个鱼类区系[1]。另外，在区域海洋生态系统的划分中，渤海和黄海被统一归为黄海大海洋生态系统[19]。因此，本文使用Sea Around Us数据库中的数据来分析渔获物营养级和均衡指数，并将中国海洋分为黄渤海、东海和南海三大海域生态系统。然而，由于Sea Around Us官方网站自2019年起停止更新关于各海洋生态系统的相关渔业信息，故本文渔获物营养级和渔业均衡指数的分析仅包括1950—2019年。
1.2 方法
1.2.1 平均营养级 渔获物平均营养级MTL由Pauly等[10]提出，即通过分析渔获物营养级水平的变化，进而评价捕捞活动下群落结构的变化情况，这对了解海洋生态系统结构与功能的变化具有重要的指示意义，被广泛应用于渔业资源开发状况评价、资源评估、渔业管理等方面[20]，计算公式为
(1)
式中：TLi为第i年渔获物平均营养级；TLj为渔获物种类j的营养级；Yij为渔获物种类j在第i年渔获量。
1.2.2 渔业均衡指数 Pauly[21]和Christensen等[22]认为，仅使用MTL无法准确界定捕捞活动对渔业资源状况的影响。为此，Pauly[21]提出了渔业均衡指数(FiB)的概念，用于评价渔业对生态系统营养级的影响，计算公式为
(2)
式中：Yi为第i年的渔获量；MTLi为第i年的平均营养级；TE为营养级转化效率，本文取值0.1[23]；Y0和MTL0为基准年的总渔获量和平均营养级。
1.2.3 基于区域的海洋营养级指数 Kleisner等[24]认为，营养级指数下降可以被渔业的地理扩张或过度捕捞所掩盖，在近海渔业中，新的高营养级捕获鱼种可以盖过近岸捕捞的影响，因此，研究者考虑了渔业潜在的地理扩张，同时考虑了FiB和MTL，提出了基于区域的海洋营养级指数(RMTI)，表示营养级随区域和时间变化而变化的情况。RMTI旨在解决海洋生态系统中地理扩张导致的渔业资源管理问题，该指标通过分析不同区域渔获的营养级水平变化，帮助识别过度捕捞对生态系统功能的影响。构建RMTI时需要引进“潜在捕捞量”的概念，即在报告MTL给定的情况下，保持FiB恒定的捕捞量。在报告捕捞量的年度时间序列中，若某一年的总捕捞量超过潜在捕捞量，则该年被视为扩张起始年(以下简称“节点年份”)。节点年份及随后的每一年里，最大捕获量被假设为潜在捕获量，潜在捕获量与报告捕获量的差值被认为是新扩展区域的捕获量[24]。当FiB=0时，渔业处于“捕捞平衡”状态，即捕捞量随平均营养级的下降而按可预测的方式增加，反之亦然。
1.2.4 相关性分析 分别对渔获量和CPUE进行K-S检验，渐进显著性均小于0.05，拒绝零假设，认为两者均不符合正态分布，因此使用Spearman相关性分析分别对渔获量和CPUE进行双侧相关性分析。
2 结果与分析
2.1 中国海洋捕捞生产情况
1951—2024年，中国海洋渔业捕捞总产量情况如图1和图2所示。总的来看，中国海洋渔业捕捞总产量经历了持续增长(1951—1997年)—相对稳定(1998—2006年)—快速下降(2007—2009年)—快速增长(2010—2016年)—快速下降(2017—2020年)—相对稳定(2021—2024年)的变化趋势(图1)；从每10年的均值来看，1951—2010年，渔获量基本上连年增长，此后持续下降(图2)。CPUE在1955年达到最大值后，骤然下降，1961年下降速度减慢，1980年后CPUE稳定但一直维持在较低水平；总体上呈现出快速增长(1953—1955年)—快速降低(1956—1960年)—缓慢降低(1961—1980年)—相对稳定(1981—2024年)的变化趋势(图1)。
图1 中国海洋渔业捕捞总产量和CPUE
Fig.1 Fishery catch and CPUE in the seas of China
除2021—2024年包含4年外，其他统计组均为10年。
With the exception of the final statistical group，which spans 4 years，all others cover a period of 10 years.
图2 中国海洋渔获量箱线图
Fig.2 Box plot of marine catch in the seas of China
1979—2024年，中国四大海域的渔获量变化如图3所示。整体上来看，渤海、黄海、南海、东海的渔获量波动幅度和均值均依次增大。渤海呈现缓慢增长(1979—1998年)—缓慢降低(1999—2024年)趋势，其变化相对较为平缓；黄海呈现连续增长(1979—1998年)—相对稳定(1999—2016年)—骤降(2017年)—相对稳定(2018—2024年)趋势；南海在1979—1998年基本上呈现连续增长趋势，其后出现波动降低现象；东海的变化趋势与南海相似，在1979—1998年连续增长，其中1992—1998年增速进一步加快，其后波动降低。
图3 1979—2024年中国四大海域渔获量变化
Fig.3 Changes in fishery catches of the four seas in China from 1979 to 2024
相关性分析结果见表1。渔获量与年份(ρ=0.881，P<0.01)、渔船数量(ρ=0.910，P<0.01)和功率(ρ=0.923，P<0.01)均表现为极显著相关关系；CPUE与渔获量(ρ=-0.698，P<0.01)、年份(ρ=-0.794，P<0.01)、渔船数量(ρ=-0.725，P<0.01)和功率(ρ=-0.851，P<0.01)均表现为极显著负相关关系。
表1 相关性分析
Tab.1 Correlation analysis
相关性 correlation渔获量 catchCPUE年份 year渔船数量 number of fishing vessels功率 power渔获量 catch—-0.698**0.881**0.910**0.923**CPUE-0.698**—-0.794**-0.725**-0.851**
注：**表示P<0.01。
Note：** means P<0.01.
2.2 渔获物平均营养级变化趋势
中国海洋及其三大海域生态系统渔获物平均营养级MTL的变化情况，如图4所示。首先，中国海洋的MTL整体上呈现波动下降—波动上升趋势，变化范围为3.3(1988年)～3.72(1952年)。黄渤海MTL变化趋势与中国海洋相似，总体上呈现波动下降—波动上升趋势；东海呈现缓慢升高—快速下降—快速上升—相对稳定的趋势，在1988年达到最低值3.20；南海总体上呈现缓慢上升—快速下降—相对稳定的趋势，1998年达到最低值3.48。南海的MTL均值明显高于其他海域生态系统，中国海洋、黄渤海、东海和南海MTL的范围分别为3.3～3.72、3.26～3.61、3.18～3.57和3.49～3.75，均值分别为3.54、3.45、3.43和3.61。
图4 中国海洋渔获物营养级变化
Fig.4 Changes of mean trophic level of catch in the seas of China
2.3 渔业均衡指数
中国海洋及三大海域生态系统渔业均衡指数FiB的变化情况，如图5所示。从图5可见，中国海洋和三大海域生态系统的FiB均呈现波动上升趋势。中国海洋的FiB整体上经历了波动上升—相对稳定—波动上升三个过程；1987年增长速度增大，自1995年以来一直维持在较高水平，均值为2.0。黄渤海变化趋势与中国海洋相似，但是FiB值维持在较低水平。东海和南海的FiB变化趋势一致，均呈现连年增长趋势，但南海的增长幅度要大于东海。中国海洋、黄渤海、东海和南海海洋生态系统的FiB均值分别为1.37、0.61、1.01和1.93。
图5 中国海洋渔业均衡指数变化
Fig.5 Changes of fishing in balance index in China seas
2.4 基于区域的海洋营养级指数
中国海洋和中国三大海域生态系统RMTI的变化情况，如图6所示。从图6可见，中国海洋整体变化情况与黄渤海较为一致，变化均较为平缓，没有大的波动，总体上呈现先降后升的变化趋势，均值分别为3.54和3.46。东海和南海均存在三个渔业区，其中两个为渔业扩张后的新渔业区。东海的渔业区分别为1950年的原始渔业区、1954年开始出现的第二个渔业区和1971年出现的第三个渔业区；原始渔业区RMTI连年下降，变化范围分别为2.80～3.49；第二渔业区和第三渔业区先降后升，1988年到达转折点，达到最小值3.18。南海的渔业区包括1950年的原始渔业区、1954年开始出现的第二个渔业区和1959年开始出现的第三个渔业区；三者基本上均呈现连年下降趋势，RMTI值范围分别为3.65(1950年)～2.46(2018年)、2.18(2018年)～4.09(1954年)、3.83(2018年)～4.41(1959年)。总体来看，东海和南海的营养级下降速度要远高于黄渤海。
图6 中国海洋基于区域的海洋营养级指数变化
Fig.6 Changes of Region-based marine trophic index in China seas
3 讨论
海洋渔业资源是优质食物和药物来源，对于中国经济发展，甚至国际地缘政治都具有重大意义[25]。但是，近些年持续遭受的捕捞压力势必会改变渔业资源群落特征，进而对中国海洋生态系统的结构和功能造成不利影响[13，26]。本研究中利用中国1951年以来渔业统计数据及营养指数，探讨了中国海洋渔业资源现状。
捕捞产量可以反映中国海洋渔业发展现状，且会因资源存量、繁殖能力、捕捞能力及管理政策等多方面因素而发生波动[27]。通过对中国渔业统计年鉴数据进行统计分析，中国近海渔业资源捕捞产量总体上呈现急速增长—缓慢降低—波动快速下降的趋势，CPUE总体上呈现骤升—骤降—缓慢降低—相对稳定的趋势。据研究，中国近海渔业资源大致依次经历了开发不足、迅速发展、资源衰退和过度捕捞四个阶段[19]。20世纪50—60年代，中国的捕捞渔船由传统的木帆船向机械化转变，至80年代，木帆渔船基本被淘汰，到90年代，渔轮和大机帆渔船已成为机动渔船的主要组成部分[19]。渔船数量、总功率和总吨位激增等是造成捕捞产量增长的直接因素，但这一增长是以渔业资源衰退甚至衰竭为代价的，因此，中国近海渔业资源总产量和CPUE均呈现出先上升后降低的趋势[28]。面对资源衰退形势，中国实施了海洋捕捞渔船船数和功率总量控制、海洋捕捞“零增长”和“负增长”、 伏季休渔、增殖放流等一系列渔业管理政策，从而有效遏制了海洋捕捞能力的持续盲目增长和渔业资源过度利用。本研究表明，即使机动渔船总吨位仍在增加，年捕捞总产量和CPUE也无法提升，渔船数量和总功率的增加反而造成了CPUE的极显著降低(P<0.01)。这一现象同样发生在长山群岛[27]、舟山近海[27，29]、山东近海[30]等中国各个海域。
中国近海和中国三大海域生态系统的MTL均呈现出波动下降趋势，主要影响模式包括：(1)捕捞降低海洋食物网；(2)捕捞沿着海洋食物网移动[31]。“捕捞沿着海洋食物网移动”模式与“捕捞降低海洋食物网”模式不同，该模式并非意味着过度捕捞已经造成了高营养级渔获物资源的严重衰退[32]，其倾向于初期捕捞高营养级渔获物资源后，开始增加对于低营养级渔获物资源的持续开发，但这一模式仍可能会通过低营养级渔获物的灭绝而造成高营养级渔获物食物缺乏并最终导致整个生态系统崩溃[33]。但无论哪一种模式，MTL的下降仍可作为渔业资源非可持续性的指示。
研究结果也发现，MTL并非呈现出持续的单一下降趋势，这一平均营养级变化特征与长山群岛相似，可能是捕捞强度与渔业资源结构相互影响而形成的一种“压力-响应”关系[27]，同时，对于高营养级渔获物进行针对性捕捞也是造成MTL阶段性升高的关键原因[30]。此外，不同海洋生态系统MTL存在差异，南海的MTL均值要明显高于其他海域生态系统，这可能意味着南海渔业资源的衰退状况相对其他海域不明显，这可能与南海渔业资源开发的地理范围有关，同时，底拖网等非选择性网具在所有作业网具中的占比较小也是造成这一结果的关键因素[1]。中国近海和中国三大海域生态系统的FiB均呈现出波动上升趋势，渔区扩张或产量增加可以抵消或弥补营养级下降时，FiB则保持不变或升高[34]。分析认为，1951—1957年，尽管捕捞强度随着渔船由传统的木帆船转为机械化，以及随渔船数量、总功率和总吨位激增等因素而增大，但此阶段处于渔业发展初级阶段，捕捞技术较为落后，捕捞强度还未超过中国近海渔业资源的开发潜力，且此阶段中国近海MTL基本保持不变甚至上升，因此，此阶段FiB骤升；1958—1986年，过度的渔业资源开发模式仍可以保障捕捞产量的增加，能够弥补中国近海MTL的较快下降，此阶段FiB保持稳定；1987—2018年，一系列渔业管理政策的制定和实施有效遏制了中国近海MTL的下降甚至使MTL呈现出上升趋势，但随着捕捞技术的进步，导致更多的渔业资源物种被开发，捕捞产量的增加速度远高于营养级的下降速度，此阶段FiB再次呈现出骤升[13]。总之，FiB总体上呈上升趋势，而MTL总体呈下降趋势，同时结合MTL的变化趋势来看，中国近海被开发的渔业生态系统可能发生了地理性扩张。RMTI波动情况表明，黄渤海的海洋营养级指数变化均较为平缓，东海和南海的营养级指数均呈现逐年下降趋势且下降速度要远高于黄渤海。这可能意味着黄渤海的渔业资源经过持续的过度开发后，海洋生态系统在近年来逐渐得到改善，恶化程度受到遏制。同时，尽管东海和南海的渔业资源衰退现象弱于黄渤海，但逐年下降的营养级指数仍意味着两大海洋生态系统渔业资源的开发程度呈现出逐年上升趋势，地理扩张现象也更加明显。综上，中国近海渔业的资源开发对海洋渔业造成了较大影响，地理性扩张明显，渔获物组成向低营养级转变。
4 结论
1)研究发现，中国海洋捕捞总产量的增长主要依赖于捕捞努力量的持续投入，导致自20世纪80年代以来单位捕捞努力量渔获量(CPUE)长期维持在低水平。
2)中国海洋的渔业资源营养级受捕捞压力影响较大呈现出整体下降趋势；黄渤海生态系统的渔业资源已处于过度开发状态；虽然东海和南海的资源衰退迹象相对较轻，但两大生态系统的资源开发程度呈逐年上升趋势，且捕捞活动的地理扩张现象日益明显。
3)鉴于中国近海渔业资源面临的复杂形势，需制定并实施一系列基于海洋生态系统的渔业资源管理措施，以遏制资源衰退趋势，保障中国近海渔业的可持续发展。
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