廣東海洋漁業(yè)資源可捕量評估

史登福，許友偉，孫銘帥，黃梓榮，陳作志，3，張 魁，3

（1.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院南海水產(chǎn)研究所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部外海漁業(yè)開發(fā)重點實驗室，廣州 510300；2.上海海洋大學(xué)海洋科學(xué)學(xué)院，上海 201306；3.南方海洋科學(xué)與工程廣東省實驗室，廣州 511458）

漁業(yè)資源是漁業(yè)生產(chǎn)和發(fā)展的物質(zhì)基礎(chǔ)，科學(xué)的管理是實現(xiàn)漁業(yè)資源可持續(xù)利用的必要手段［1］。有效的漁業(yè)管理制度是實現(xiàn)海洋漁業(yè)科學(xué)管理的有力保證，目前海洋漁業(yè)管理制度大致可分為投入控制與產(chǎn)出控制兩大類［2］。隨著捕撈壓力的不斷增加和海洋環(huán)境的持續(xù)惡化，漁業(yè)資源衰退嚴(yán)重，入漁許可、漁船和功率“雙控”、休漁制度及漁具漁法管理等傳統(tǒng)投入控制已無法滿足漁業(yè)可持續(xù)發(fā)展的需求。在當(dāng)前國際漁業(yè)管理中，采用漁業(yè)總可捕量（total allowable catch，TAC）制度與投入控制相結(jié)合對海洋漁業(yè)進(jìn)行量化管理的方法得到廣泛應(yīng)用［3－4］。其中，韓國、日本等國已對幾種主要經(jīng)濟(jì)魚類實行TAC制度，根據(jù)每年的資源狀況限定可捕量；新西蘭、澳大利亞等國實行了TAC制度后，漁民不再捕撈經(jīng)濟(jì)價值較低的魚類和幼魚，海洋漁業(yè)資源得已基本恢復(fù)［5］，而我國的總量管理和限額捕撈制度尚處于試點起步階段。

廣東省處于南海之濱，是中國南方的海洋大省，在海洋捕撈機(jī)動漁船數(shù)量、漁業(yè)從業(yè)人數(shù)、海洋漁業(yè)產(chǎn)量及漁業(yè)經(jīng)濟(jì)總量等方面位居全國前列［10］。繼浙江、山東兩省開展限額捕撈試點后，2018年廣東省被擴(kuò)列為限額捕撈試點省份之一［11］。為確定當(dāng)前廣東海域漁業(yè)資源狀況并制定科學(xué)的管理措施，需要對該海域漁業(yè)資源總可捕量進(jìn)行估算。

剩余產(chǎn)量模型及其衍生模型是評估目標(biāo)漁業(yè)TAC的有效方法，可由多年的漁業(yè)產(chǎn)量數(shù)據(jù)、單位捕撈努力量漁獲量（catch per unit effort，CPUE）數(shù)據(jù)或結(jié)合目標(biāo)漁業(yè)的生物學(xué)特征參數(shù)，通過合適的評估模型計算出漁業(yè)種群的最大可持續(xù)產(chǎn)量（maximum sustainable yield，MSY），再選取一定的比例作為可捕量標(biāo)準(zhǔn)［6］。已有學(xué)者利用這類模型對中國海域漁業(yè)種群可捕量或MSY進(jìn)行了評估，如東海的小黃魚（Larimichthys polyactis）［7］、帶魚（Trichiurusjaponicus）［8］、日本鯖（Scomberjaponicus）［9］等。

一種包含協(xié)變量的剩余產(chǎn)量模型（a surplusproduction model incorporating covariates，ASPIC）不需要平衡假設(shè)就可以很好地擬合剩余產(chǎn)量模型，許友偉等［12］利用其對南大西洋長鰭金槍魚（Thunnusalalunga）進(jìn)行了資源評估，WANG和LIU［13］通過該軟件評估了東海帶魚的資源狀況。Catch-MSY模型［14］是基于生活史特征的僅需產(chǎn)量數(shù)據(jù)的漁業(yè)資源評估模型，張魁等［15－16］通過該模型先后評估了中國南海區(qū)和巴基斯坦海域漁業(yè)資源的總可捕量。與ASPIC相比，Catch-MSY模型不需要CPUE數(shù)據(jù)，模型的數(shù)據(jù)要求更簡單，方便在數(shù)據(jù)缺乏條件下進(jìn)行漁業(yè)資源評估。本研究分別采用這兩種方法對廣東海洋漁業(yè)資源總可捕量及5個重要經(jīng)濟(jì)類群的MSY和可捕量進(jìn)行估算，對比有無CPUE數(shù)據(jù)情況下評估結(jié)果的差異，以期為廣東海洋漁業(yè)限額捕撈和總量管理提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

1961—2018年廣東海洋漁業(yè)年產(chǎn)量數(shù)據(jù)和5個重要經(jīng)濟(jì)類群的歷史產(chǎn)量資料從《中國漁業(yè)統(tǒng)計年鑒》中整理所得。歷史捕撈努力量數(shù)據(jù)為廣東海洋捕撈機(jī)動漁船的總功率，CPUE則為產(chǎn)量除以捕撈努力量。5個重要的經(jīng)濟(jì)類群分別為帶魚類、日本鯖（Scomberjaponicus）、鯧類、鯛類和藍(lán)圓鲹（Decapterusmaruadsi）。帶魚類包括帶魚、南海帶魚（Trichiurus nanhaiensis）和短帶魚（Trichiurusbrevis）等種類，其中以帶魚為主要優(yōu)勢種［17］；鯧類包括銀鯧（Pampusargenteus）、烏鯧（Parastromateusniger）和刺鯧（Psenopsisanomala）等，其中以烏鯧和刺鯧為主要優(yōu)勢種［15］；鯛類包括二長棘犁齒鯛（Evynniscardinalis）、黑鯛（Acanthopagrusschlegelii）和真鯛（Pagrusmajor）等，其中以二長棘犁齒鯛為主要優(yōu)勢種［18］。

1.2 非平衡剩余產(chǎn)量模型

ASPIC（5.0版本）［19］軟件是通過非平衡剩余產(chǎn)量模型對漁業(yè)產(chǎn)量數(shù)據(jù)、CPUE或捕撈努力量數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，從而確定最大可持續(xù)產(chǎn)量。它包含2個模型（Schaefer模型和Fox模型）。

Scheafer模型基于Logistic種群增長曲線建立［20］：

之后Fox模型以Gompertz種群增長曲線代替不對稱“S型”曲線［21］：

式中，d為微分符號，B為漁業(yè)群體資源量，t為時間（年份），r為內(nèi)稟增長率，B∞表示為資源量漸近地等于環(huán)境容納量。這2個模型可對r、K（環(huán)境容納量）、q（可捕系數(shù)）等種群參數(shù)和B1／K（初始生物量與環(huán)境容納量比值）、MSY和BMSY、FMSY（在產(chǎn)量為MSY時對應(yīng)的種群生物量和捕撈死亡系數(shù)）等生物學(xué)參考點進(jìn)行評估。ASPIC需要對B1／K設(shè)定一個初始值，該值可由初始年份產(chǎn)量與歷史最高產(chǎn)量比值確定［19］。本研究根據(jù)廣東省1961年海洋漁業(yè)產(chǎn)量情況，將B1／K設(shè)置為0.8，帶魚類、日本鯖、鯧類、鯛類的初始年份產(chǎn)量較低，B1／K均設(shè)置為0.8，藍(lán)圓鲹因其初始年份產(chǎn)量較高，B1／K設(shè)置為0.5。

1.3 Catch-MSY模型

Catch-MSY模型是結(jié)合產(chǎn)量數(shù)據(jù)、恢復(fù)力信息和資源量水平進(jìn)行MSY評估的一種需要平衡性假設(shè)的簡化模型［22］，評估過程中以內(nèi)稟增長率和資源量水平的先驗分布代替CPUE數(shù)據(jù)。該模型通過蒙特卡洛（Monte Carlo）模擬從內(nèi)稟增長率和環(huán)境容納量的先驗分布中隨機(jī)抽取參數(shù)對，并采用Schaefer剩余產(chǎn)量模型計算其對應(yīng)的生物量，形式如下：式中，Bt為t年的資源量，K為環(huán)境容量，Ct為t年的漁獲量；假定過程誤差符合對數(shù)正態(tài)分布，因此νt為均值為0、方差為σ2的標(biāo)準(zhǔn)正態(tài)分布；λ0為起始資源量水平B1／K。

采用如下伯努利分布作為似然函數(shù)：

式中，Θ為模型中的參數(shù)向量，Bn＋1為n＋1年的資源量，［λ01，λ02］為最終年份資源量水平的先驗分布區(qū)間。研究采用重要性重抽樣（SIR）［23］方法計算參數(shù)的后驗分布，利用得到的r-K聯(lián)合后驗分布計算MSY，MSY＝0.25rK［15］。

Catch-MSY模型需要對內(nèi)稟增長率（r）和起止年份的資源量水平設(shè)置先驗分布，廣東海洋漁業(yè)資源r的先驗分布參考中國南海區(qū)綜合種群r的評估結(jié)果［15］，本研究中設(shè)置為0.4～1.2，評估類群r的先驗分布可通過Fishbase數(shù)據(jù)庫的魚類恢復(fù)力分級法確定［24］，如果一個類群存在2種或以上優(yōu)勢種，則采用其優(yōu)勢種的平均值確定恢復(fù)力等級。資源量水平的先驗分布根據(jù)起始年份和最終年份的漁業(yè)產(chǎn)量狀況設(shè)置，當(dāng)起始年份產(chǎn)量與最大產(chǎn)量比值低于0.5時，設(shè)置為0.5～0.9，反之為0.3～0.6；當(dāng)末年產(chǎn)量與最大產(chǎn)量比值低于0.5時，可設(shè)置為0.01～0.4，反之為0.3～0.7［14］。如1961年廣東海洋捕撈努力量和漁業(yè)產(chǎn)量都較低，初始資源量水平設(shè)置為0.5～0.9，漁業(yè)產(chǎn)量在1998年達(dá)到頂峰后逐年下降，最終年份2018年的資源量水平設(shè)置為0.3～0.7。此外，取歷史產(chǎn)量數(shù)據(jù)中最大產(chǎn)量作為K先驗分布區(qū)間的下限，該值的50倍作為上限［22］。研究中5個類群的參數(shù)先驗分布設(shè)置及產(chǎn)量數(shù)據(jù)序列見表1，建模及數(shù)據(jù)分析在R語言3.3.3中完成。

表1 Catch-MSY模型中的參數(shù)先驗設(shè)置Tab.1 Prior distribution of parameters of Catch-MSY model

此外，本研究中廣東海洋漁業(yè)MSY參考ASPIC與Catch-MSY模型評估結(jié)果的均值，根據(jù)保守的漁業(yè)管理策略，MSY的80%作為總可捕量標(biāo)準(zhǔn)［25］。

2 結(jié)果與分析

2.1 非平衡剩余產(chǎn)量模型

廣東海洋漁業(yè)的ASPIC結(jié)果表明，2個模型評估的B1／K與初始假設(shè)值相同，F(xiàn)ox模型得到的q、MSY及F／FMSY低于Schaefer模型，其他參數(shù)的評估值均高于Schaefer模型（表2）。從Schaefer模型看來，1982年之前B／BMSY較為穩(wěn)定，而后逐年下降，2008年后緩慢升高，當(dāng)前B／BMSY為0.91。而F／FMSY從1961年至今經(jīng)歷了緩慢上升、加速上升和急速下降3個階段，1998年F／FMSY超過1.00，2006年達(dá)到最大值為1.50，當(dāng)前為0.88。從Fox模型看來，B／BMSY與F／FMSY的變化趨勢與Schaefer模型相近，當(dāng)前B／BMSY高于Schaefer模型為1.18，2000年F／FMSY超過1.00，最大值為1.32，當(dāng)前低于Schaefer模型為0.70（圖1）。此外，Kobe圖顯示，Schaefer模型模擬的廣東省當(dāng)前漁業(yè)狀態(tài)處于紅色區(qū)域，表明當(dāng)前漁業(yè)狀態(tài)較差，遭受到過度捕撈且資源量較低；而基于Fox模型的處于綠色區(qū)域，表明當(dāng)前漁業(yè)狀態(tài)良好，未遭受到過度捕撈且資源量較高。廣東海洋漁業(yè)CPUE評估結(jié)果曲線較觀測值的曲線平緩，呈下降趨勢，1978年之前觀測值大于評估值，1978—1997年觀測值小于評估值，1997年后評估值與觀測值相近，F(xiàn)ox模型的擬合結(jié)果較Schaefer模型更接近真實的CPUE（圖2）。

圖1 Schaefer模型（a）與Fox模型（b）評估得到的Kobe圖Fig.1 Kobe plots from Schaefer model（a）and Fox model（b）

圖2 1961—2018年廣東海洋漁業(yè)CPUE觀測值與評估值的結(jié)果Fig.2 Observed and estimated marine fishery CPUE in Guangdong waters from 1961 to 2018

表2 廣東海洋漁業(yè)ASPIC的輸出結(jié)果Tab.2 Outputs from ASPIC of marine fishery in Guangdong waters

5種經(jīng)濟(jì)類群數(shù)據(jù)在Fox模型中擬合出現(xiàn)多個異常值（CV值異常偏高且r或K值評估結(jié)果不符合實際，比如r值超過Fishbase的r范圍，K值小于該魚種的最高產(chǎn)量等），導(dǎo)致結(jié)果存在較大偏差，因此，僅列出Schaefer模型結(jié)果。基于Schaefer模型的評估結(jié)果表明，廣東省5個重要經(jīng)濟(jì)類群中只有鯧類2018年產(chǎn)量超過MSY，處于過度捕撈狀態(tài)，鯛類和帶魚類產(chǎn)量接近MSY，藍(lán)圓鲹與日本鯖產(chǎn)量低于MSY的40%以上（表3）。

表3 基于Schaefer模型的5個重要經(jīng)濟(jì)類群評估結(jié)果Tab.3 Assessment results of 5 important commercial fish groups based on Schaefer model

2.2 Catch-MSY模型

Catch-MSY模型評估結(jié)果見圖3。結(jié)果顯示，廣東海洋漁業(yè)當(dāng)前最大可持續(xù)產(chǎn)量為165×104t，當(dāng)前產(chǎn)量低于MSY，未達(dá)到過度捕撈狀態(tài)（圖3-a）。最大可持續(xù)產(chǎn)量的后驗概率密度分布較內(nèi)稟增長率和環(huán)境容納量的后驗概率密度分布相對范圍窄，即變異系數(shù)CV要低（圖3-d～f）。廣東省5個重要經(jīng)濟(jì)類群的評估結(jié)果顯示，鯧類2018年產(chǎn)量小幅度超過MSY，處于過度捕撈狀態(tài)。其他4個類群2018年產(chǎn)量均低于MSY，未過度捕撈，其中藍(lán)圓鲹2018年產(chǎn)量低于MSY的50%以上（表4，圖4）。

圖3 基于Catch-MSY模型的廣東海洋漁業(yè)資源最大可持續(xù)產(chǎn)量評估結(jié)果Fig.3 Outputs for marine fisheries based on Catch-MSY model in Guangdong waters

圖4 帶魚類、日本鯖、鯧類、鯛類及藍(lán)圓鲹等5個漁業(yè)類群的統(tǒng)計產(chǎn)量與最大可持續(xù)產(chǎn)量評估值Fig.4 Statistical catches and estimated MSYs of cutlassfishes，Scomber japonlcus，butterfishes，porgies and Decapterus maruadis fisheries in Guangdong Province

表4 基于Catch-MSY模型的5個重要經(jīng)濟(jì)類群評估結(jié)果Tab.4 Assessment results of 5 important commercial fish groups based on Catch-MSY model

2.3 可捕量

根據(jù)保守的漁業(yè)管理策略，取MSY下限的80%作為可捕量標(biāo)準(zhǔn)，即廣東海洋漁業(yè)資源總可捕量為127×104t，帶魚類、日本鯖、鯧類、鯛類和藍(lán)圓鲹的可捕量分別為11.70×104t、3.06×104t、4.62×104t、3.33×104t和14.14×104t。

3 討論

據(jù)不完全統(tǒng)計，全球已進(jìn)行漁業(yè)資源評估的種類占所有漁業(yè)種類的1%以下，大部分漁業(yè)群體由于缺乏完整的漁業(yè)調(diào)查，難以用傳統(tǒng)的評估方法計算MSY和可捕量［26］?；跉v史產(chǎn)量數(shù)據(jù)的評估模型可以通過統(tǒng)計產(chǎn)量資料和生活史特征參數(shù)對MSY、過度捕撈限額（overfishing limit，OFL）等生物學(xué)參考點進(jìn)行評估，不再依靠調(diào)查數(shù)據(jù)，其中常用的有DCAC（depletion-corrected average catch）模 型、DB-SRA（depletion-based stock reduction analysis）模型及Catch-MSY模型等［15－16，27］。DCAC模型與DB-SRA模型對目標(biāo)魚種的生活史參數(shù)存在限制，對自然死亡系數(shù)較高的種群不適應(yīng)，Catch-MSY模型則不存在類似問題，廣東省大多數(shù)漁業(yè)種群自然死亡系數(shù)高，生命周期短，該模型能夠較好地模擬其資源現(xiàn)狀。Catch-MSY模型在東北大西洋48個資源群體的評估中取得了較明顯的成果，但依然存在部分的異常值［14］。此外，因為K的上限難以估計，且對開發(fā)程度較輕的漁業(yè)不適用，因此該方法也受到一些爭議［22］。ASPIC軟件包含Schaefer模型、Fox模型，評估過程中假設(shè)目標(biāo)群體的豐度指標(biāo)不存在偏差，且需要對參數(shù)B1／K、q、MSY及其區(qū)間、K及其區(qū)間等設(shè)定初始的假設(shè)值，輸出結(jié)果為r、K、q等種群參數(shù)以及MSY、BMSY和FMSY等生物學(xué)參考點。因此，在使用ASPIC軟件時需要結(jié)合實際情況設(shè)定參數(shù)的假設(shè)值，許友偉等［12］研究表明，Schaefer模型對初始B1／K值的反應(yīng)較Fox模型靈敏，但是總體來講，ASPIC中不同B1／K值對MSY和其他模型參數(shù)的評估結(jié)果影響較小。

由ASPIC評估結(jié)果可見，當(dāng)前廣東海洋漁業(yè)資源產(chǎn)量在MSY之下，但在過去的一段時間里捕撈死亡系數(shù)超過FMSY（圖1）。Schaefer模型的MSY較Fox模型偏高，與許友偉等［12］研究結(jié)果相似，符合Fox模型相對偏于保守的這一觀點［28］，但與WANG和LIU［13］利用ASPIC軟件對東海帶魚的資源評估結(jié)果相反。Fox模型在評估5種經(jīng)濟(jì)類群的MSY時出現(xiàn)失敗的原因可能是由于Fox模型的曲線在捕撈強度達(dá)到FMSY之前比較陡峭而在超過FMSY之后相對平緩，與個別類群的產(chǎn)量變化曲線差異較大造成。因此，在選擇剩余產(chǎn)量模型評估目標(biāo)漁業(yè)的MSY時，需要注意Schaefer模型與Fox模型的區(qū)別，謹(jǐn)慎選取適當(dāng)?shù)哪Ｐ瓦M(jìn)行漁業(yè)資源評估。Catch-MSY模型的評估結(jié)果表明，廣東海洋漁業(yè)產(chǎn)量在2006年達(dá)到最大可持續(xù)產(chǎn)量后一直處于MSY之下，當(dāng)前產(chǎn)量未超過MSY（圖3）。Catch-MSY模型與ASPIC的評估結(jié)果相近，表明這兩個評估方法在一定程度上能夠有效地運用于廣東海域漁業(yè)資源評估中。綜上所述，廣東海洋漁業(yè)MSY評估結(jié)果為164×104t，總可捕量約為131×104t，已接近2018年產(chǎn)量，需要繼續(xù)進(jìn)行產(chǎn)量的限制。

帶魚類、日本鯖、鯧類、鯛類及藍(lán)圓鲹是廣東省重要的經(jīng)濟(jì)類群，這5個群體2018年的產(chǎn)量占廣東省總產(chǎn)量的28%。由于Fox模型運行結(jié)果異常值較多，故本研究僅用Schaefer模型與Catch-MSY模型對這些類群MSY及可捕量進(jìn)行評估。綜合2個模型的MSY評估結(jié)果得出，帶魚類MSY為14.62×104～15.08×104t，日本鯖MSY為3.82×104～6.78×104t，鯧類MSY為5.77×104～6.21×104t，鯛 類MSY為4.16×104～4.54×104t，藍(lán)圓鲹MSY為17.68×104～19.84×104t。2個模型評估結(jié)果顯示，除鯧類外，其余4個群體的2018年產(chǎn)量均低于MSY，其中帶魚類和鯛類在近年來存在產(chǎn)量超過MSY的情況，且當(dāng)前產(chǎn)量接近或達(dá)到可捕量，需要進(jìn)行管理，控制捕撈量。雖然日本鯖和藍(lán)圓鲹2018年產(chǎn)量低于MSY，但從產(chǎn)量時間序列看來，過去較長一段時間產(chǎn)量均在MSY之上，尤其是藍(lán)圓鲹近年來產(chǎn)量持續(xù)下降，目前產(chǎn)量處于低位。由此可見，在沒有較完善的監(jiān)督和管理系統(tǒng)情況下，廣東省大部分經(jīng)濟(jì)魚類遭受長時間高強度捕撈后資源呈衰退趨勢，需要實施禁捕等措施幫助其資源的恢復(fù)。

本研究中，1961—2018年廣東海洋漁業(yè)總產(chǎn)量經(jīng)過一段高速增長期后從23.3×104t增加到127×104t，1998年產(chǎn)量達(dá)到頂峰后有所下降，而CPUE自1961年起急劇下降，至20世紀(jì)90年代后才有所緩解（圖2）。自1999年起，農(nóng)業(yè)部在南海12°N以北海域?qū)嵤┓拘轁O制度和海洋捕撈“零增長”計劃，調(diào)整了漁業(yè)生產(chǎn)結(jié)構(gòu)，在一定程度上緩解了過度捕撈對漁業(yè)種群的威脅［29］。而后實施的最小網(wǎng)目尺寸管理措施，相對于控制捕撈努力量，更能有效提高漁業(yè)產(chǎn)量［30］。有研究表明，近年來南海的漁業(yè)政策對魚類生物學(xué)特征產(chǎn)生了積極影響，如藍(lán)圓鲹［31］、二長棘犁齒鯛（Evynniscardinalis）［32］的平均體長、50%性成熟體長等有所恢復(fù)。然而傳統(tǒng)的投入控制無法從根本上解決漁業(yè)資源衰退的問題，只有結(jié)合產(chǎn)出控制才能有效地進(jìn)行漁業(yè)資源管理，這需要相關(guān)部門加強漁業(yè)資源評估調(diào)查和漁業(yè)種群動態(tài)監(jiān)測，完善捕撈控制體系［33］。

需要指出的是本研究使用的統(tǒng)計資料均來自《中國漁業(yè)統(tǒng)計年鑒》，使用的模型對產(chǎn)量數(shù)據(jù)高度依賴，而目前沒有完善的漁業(yè)統(tǒng)計制度，漁民在選擇時間、地點和上岸漁獲量上自由度較大，沒有受到相應(yīng)的監(jiān)管，使得漁業(yè)產(chǎn)量的統(tǒng)計存在一定程度的失真［34］。此外，由于目前對漁業(yè)資源研究的基礎(chǔ)性工作重視不夠，漁業(yè)資源評估調(diào)查時斷時續(xù)，尚未建立起以漁業(yè)資源調(diào)查為基礎(chǔ)的科學(xué)管理體系，導(dǎo)致本研究中所使用的CPUE數(shù)據(jù)無法精確到每一種經(jīng)濟(jì)魚類，在使用ASPIC計算MSY時存在一定的誤差。因此，本研究中的評估結(jié)果只適合在漁業(yè)管理初期作為設(shè)置可捕量的參考標(biāo)準(zhǔn)，在實際操作過程中，還需要結(jié)合其他方法進(jìn)行分析，從而確定更加科學(xué)的捕撈限額。