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中国大鲵,你还好吗?
发布日期:2020-12-09 来源: 作者:赵天 江建平 谢锋 李成 点击率:477

 

一、中国大鲵的现状

中国大鲵(Andrias davidianus)隶属于有尾目(Caudata)两栖纲(Amphibia)隐鳃鲵科(Cryptobrachidae)大鲵属(Andrias),是我国的特有种,俗称“娃娃鱼”(图1)。与化石记录比较发现1.6亿年来它们的身体结构没有明显的变化,因此被称之为“活化石”。中国大鲵在淡水生态系统中扮演着顶级捕食者的角色,处于食物链的顶端,对生态系统有着至上而下(top-down effects)的重要影响,维持着生态系统的稳定和平衡。同时,中国大鲵是国家二级保护动物;1995年被列入《濒危野生动植物种国际贸易公约》附录I中;1998年被《中国濒危动物红皮书》列为极危(CR)物种;2016年被《中国脊椎动物红色名录》列为极危物种。因此,中国大鲵是两栖类保护的旗舰物种。


图1 中国大鲵

从改革开放的1978年到1999年间,大鲵野外种群曾经广泛的分布于我国黄河流域、长江流域、珠江流域的中游、上游地区及其支流的淡水生态系统中,也有部分种群分布于珠江、长江中下游,遍及于我国中部、南部和西南等17个省、市、自治区共205个县市。其分布的县域面积达到528440km2。但在2000年到2019年间,大鲵野外种群的分布县市不断下降到仅有38个。其分布的县域面积也不断下降到仅有85560km2(图2)。在很长一段时间内,这些广泛分布的大鲵被认为是一个物种。但自2018年以来,多篇文献的研究发现中国大鲵各地理种群间存在显著的遗传分化,可能具多个隐存种或有效种,并建议统称为大鲵属物种(图3)。根据大鲵属物种分布区域特点来看,野生大鲵的栖息地多位于河溪的上游,一般分布于盆地边缘的山区,两岸山体较高,并具有较多的深洞暗流等河溪。其栖息地周围植被覆盖度都较高,河面窄、水深较低、河床砂石多、河水常年清澈、水质矿化高、水温的变化范围在5℃-25℃。大鲵生存的环境湿度高于80%,因为高湿度的环境条件有利于大鲵的生长发育。该物种喜欢水体流速较缓、清洁、食物资源丰富(主要为溪蟹、鱼虾等)且溶解氧含量较高的水体环境,对水体酸碱度比较敏感。其栖息地水体的pH值在6.50-8.63之间,总硬度在120~174mg/L之间。
 

图2 大鲵历史分布县域和近十年分布县域

 



图3 大鲵潜在的遗传单元(引自Yan等,2018)

 

就种群密度来看,1978~1999年间,各分布区中大鲵的种群密度基本都大于50尾/km。但在2000~2019年间,大鲵野外种群的密度持续下降,现在大部分有大鲵分布的保护区内其种群密度都在1尾/km以下。仅有少数保护区内的大鲵具有较高的种群密度(如河南商城、浙江开化、广东连南、广东河源等地)。

就栖息地状况来看,1978~1999年间,大鲵的栖息地破坏并不太严重,个别的水电建设和较轻微的水体污染可能对其生存造成了一定的影响。但在2000~2019年间,随着大鲵栖息地内水电设施建设的快速增加,造成了其栖息地破碎化,阻断了其迁移通道。同时,随着水体污染的加剧(挖沙、生活垃圾及污水排放、农药及化肥残留等),部分栖息地水体环境已不再适合大鲵的生存和繁殖。

从大鲵的种群动态趋势来看,1978~1999年间,由于市场需求的增加,大鲵收购价格升高,导致大鲵种群资源急剧下降。在2000~2019年间,我们国家通过建立自然保护区并对大鲵进行了相关立法保护,大力杜绝偷猎盗捕事件的发生。同时,随着大鲵资源的持续下降和大鲵人工繁殖技术的成熟,野外放流开始作为大鲵野外种群快速恢复的重要手段。尤其是在2010年以后,大鲵的野外放流规模不断扩大。虽然野外放流对大鲵野外种群的恢复起到一定的积极作用,但整体成效并不明显,仅在个别保护区中形成了一定规模的放流种群。


二、中国大鲵的保护成效

1978~1999年间,我们国家对大鲵的保护行动有限,尽管设立了24个大鲵自然保护区,但对大量存在的盗猎盗捕等违法行为的打击力度不够,对大鲵保护的宣传力度不够,导致大鲵保护成效较低,大鲵分区和种群数量下降明显。2000~2019年间,随着执法力度和对大鲵保护宣传力度的加强,以及大鲵自然保护区的进一步增加(23个,其中含国家级自然保护区2个),再加上大鲵栖息地保护和增殖放流活动的开展,我们国家对大鲵的保护取得了一定的成效,某些保护区中的大鲵种群有所恢复。。但从全国范围来看,成效并不明显,还需继续推进相关保护工作。

具体来说,截至2015年,我国已经建立以大鲵为主要保护对象或大鲵相关的自然保护区47个,这些保护区大多分布在大鲵的原产区;也建立了一些非原生地大鲵保护区,作为迁地种群保护的种质资源储存库。但对比大鲵当前分布点所处县域和47个保护区所处县域时,当前的大鲵分布区仅有约21%在保护区里,表明大鲵还存在相当大的保护空缺。

增殖放流也是保护野生动物资源和生物多样性有效的方法。自2002年以来,我国为了恢复和保护大鲵种群数量,各地区进行了一定规模的大鲵人工增殖放流。目前中国大鲵放流数量累计超过27万尾,放流的省、市、自治区共有16个,包括安徽、福建、甘肃、广东、广西、贵州、河南、湖北、湖南、江西、陕西、四川、云南、浙江、重庆和北京,其中陕西省放流数量最多,北京市放流数量最少;放流数量的趋势呈先增后减,其中2016年放流最多,高达6万尾(图4)。但就保护效果来看,大部分保护区的保护成效并不明显,增殖放流的成活率也较低。全国仅在部分保护区内发现了较大规模的大鲵种群,主要有河南商城、浙江开化、广东连南和广东河源等地。但个别保护区内存在较为严重的旅游开发(漂流等),严重威胁到大鲵的生存。同时,由于对放归个体的遗传背景不清楚,出现了部分保护区的放归个体可能不是来源于本地遗传支系的情况。这不仅对本地种群带来了遗传污染,还可能因压倒性数量优势而与本地种群出现竞争,导致原生小种群绝灭的风险加剧。

图4大鲵在我国的放流概况。(A)2002年以来放流大鲵个体在我国的变动趋势;(B)全国不同省份的大鲵放流个体数;(C)大鲵在我国的放流点和放流方式(仿于Shu et al.,2020)

 

三、经验与建议

大鲵是两栖类的重要旗舰物种,但关于大鲵的生态学和生理学的深入研究还比较匮乏。例如我们的野外调查发现在17℃-22℃的温度范围内,大鲵的分布和活动与温度成负相关关系。大鲵倾向于较低温度的生态学原因是什么?其生理学上相应的分子机制和代谢响应是什么?这都是值得我们进一步研究的工作,以便为大鲵的保护提供更为丰富的基础资料。

在保护方案方面,建议加大执法力度和宣传,进一步减少人类对野生大鲵资源的破坏。针对一些保护区管理不到位的情况,建议增加对近十年来通过标准调查法发现大鲵的保护区的投入和监管力度。建议在现有大鲵种群量较多的保护区(特别是核心区)内取缔一切旅游活动,并严格禁止挖沙、捕鱼等活动。

针对气候变化可能对大鲵造成的影响,建议根据物种分布模型结果识别保护空缺,调整保护区等。在管理对策方面,建议维持大鲵现有“极危”状态(IUCN、中国脊椎动物红色名录等)。

同时对大鲵的放归和监管提出一些对策和建议。(一)加强大鲵资源管理,各大鲵养殖场应建立清晰的遗传资源图谱;(二)规范增殖放流程序,开展中国大鲵的增殖放流前务必明确其遗传背景,实行就近放流;(三)加强增殖放流的栖息地评估,促进遗传资源的保护和野生大鲵种群的恢复;(四)加强中国大鲵野外种群监测,采用e-DNA等技术摸清现有中国大鲵分布区,进而科学指导增殖放流。

最后,鉴于大鲵存在多个遗传单元的情况,建议大鲵的保护应各遗传单元为单位,摸清各地的大鲵具体属于哪一个遗传单元,然后再开展相应的保护活动(如迁地保护、种群复壮和人工增殖放流等等;图5)。

图5 大鲵遗传单元的保护框架(仿于Zhao et al.,2020)

 

本文作者:
江建平为中动协科学技术委员会副主任委员、中科院成都生物所研究员
谢峰为中动协科学技术委员会委员、中科院成都生物所研究员
李成为中科院成都生物所副研究员
赵天为中科院成都生物所助理研究员