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一、中國大鯢的現(xiàn)狀

中國大鯢（Andrias davidianus）隸屬于有尾目（Caudata）兩棲綱（Amphibia）隱鰓鯢科（Cryptobrachidae）大鯢屬（Andrias），是我國的特有種，俗稱“娃娃魚”（圖1）。與化石記錄比較發(fā)現(xiàn)1.6億年來它們的身體結(jié)構(gòu)沒有明顯的變化，因此被稱之為“活化石”。中國大鯢在淡水生態(tài)系統(tǒng)中扮演著頂級捕食者的角色，處于食物鏈的頂端，對生態(tài)系統(tǒng)有著至上而下（top-down effects）的重要影響，維持著生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定和平衡。同時，中國大鯢是國家二級保護動物；1995年被列入《瀕危野生動植物種國際貿(mào)易公約》附錄I中；1998年被《中國瀕危動物紅皮書》列為極危（CR）物種；2016年被《中國脊椎動物紅色名錄》列為極危物種。因此，中國大鯢是兩棲類保護的旗艦物種。

圖1 中國大鯢

從改革開放的1978年到1999年間，大鯢野外種群曾經(jīng)廣泛的分布于我國黃河流域、長江流域、珠江流域的中游、上游地區(qū)及其支流的淡水生態(tài)系統(tǒng)中，也有部分種群分布于珠江、長江中下游，遍及于我國中部、南部和西南等17個省、市、自治區(qū)共205個縣市。其分布的縣域面積達到528440km2。但在2000年到2019年間，大鯢野外種群的分布縣市不斷下降到僅有38個。其分布的縣域面積也不斷下降到僅有85560km2（圖2）。在很長一段時間內(nèi)，這些廣泛分布的大鯢被認為是一個物種。但自2018年以來，多篇文獻的研究發(fā)現(xiàn)中國大鯢各地理種群間存在顯著的遺傳分化，可能具多個隱存種或有效種，并建議統(tǒng)稱為大鯢屬物種（圖3）。根據(jù)大鯢屬物種分布區(qū)域特點來看，野生大鯢的棲息地多位于河溪的上游，一般分布于盆地邊緣的山區(qū)，兩岸山體較高，并具有較多的深洞暗流等河溪。其棲息地周圍植被覆蓋度都較高，河面窄、水深較低、河床砂石多、河水常年清澈、水質(zhì)礦化高、水溫的變化范圍在5℃-25℃。大鯢生存的環(huán)境濕度高于80%，因為高濕度的環(huán)境條件有利于大鯢的生長發(fā)育。該物種喜歡水體流速較緩、清潔、食物資源豐富（主要為溪蟹、魚蝦等）且溶解氧含量較高的水體環(huán)境，對水體酸堿度比較敏感。其棲息地水體的pH值在6.50-8.63之間，總硬度在120~174mg/L之間。

圖2 大鯢歷史分布縣域和近十年分布縣域

圖3 大鯢潛在的遺傳單元（引自Yan等，2018）

就種群密度來看，1978~1999年間，各分布區(qū)中大鯢的種群密度基本都大于50尾/km。但在2000~2019年間，大鯢野外種群的密度持續(xù)下降，現(xiàn)在大部分有大鯢分布的保護區(qū)內(nèi)其種群密度都在1尾/km以下。僅有少數(shù)保護區(qū)內(nèi)的大鯢具有較高的種群密度（如河南商城、浙江開化、廣東連南、廣東河源等地）。

就棲息地狀況來看，1978~1999年間，大鯢的棲息地破壞并不太嚴重，個別的水電建設(shè)和較輕微的水體污染可能對其生存造成了一定的影響。但在2000~2019年間，隨著大鯢棲息地內(nèi)水電設(shè)施建設(shè)的快速增加，造成了其棲息地破碎化，阻斷了其遷移通道。同時，隨著水體污染的加?。ㄍ谏?、生活垃圾及污水排放、農(nóng)藥及化肥殘留等），部分棲息地水體環(huán)境已不再適合大鯢的生存和繁殖。

從大鯢的種群動態(tài)趨勢來看，1978~1999年間，由于市場需求的增加，大鯢收購價格升高，導致大鯢種群資源急劇下降。在2000~2019年間，我們國家通過建立自然保護區(qū)并對大鯢進行了相關(guān)立法保護，大力杜絕偷獵盜捕事件的發(fā)生。同時，隨著大鯢資源的持續(xù)下降和大鯢人工繁殖技術(shù)的成熟，野外放流開始作為大鯢野外種群快速恢復的重要手段。尤其是在2010年以后，大鯢的野外放流規(guī)模不斷擴大。雖然野外放流對大鯢野外種群的恢復起到一定的積極作用，但整體成效并不明顯，僅在個別保護區(qū)中形成了一定規(guī)模的放流種群。

二、中國大鯢的保護成效

1978~1999年間，我們國家對大鯢的保護行動有限，盡管設(shè)立了24個大鯢自然保護區(qū)，但對大量存在的盜獵盜捕等違法行為的打擊力度不夠，對大鯢保護的宣傳力度不夠，導致大鯢保護成效較低，大鯢分區(qū)和種群數(shù)量下降明顯。2000~2019年間，隨著執(zhí)法力度和對大鯢保護宣傳力度的加強，以及大鯢自然保護區(qū)的進一步增加（23個，其中含國家級自然保護區(qū)2個），再加上大鯢棲息地保護和增殖放流活動的開展，我們國家對大鯢的保護取得了一定的成效，某些保護區(qū)中的大鯢種群有所恢復。。但從全國范圍來看，成效并不明顯，還需繼續(xù)推進相關(guān)保護工作。

具體來說，截至2015年，我國已經(jīng)建立以大鯢為主要保護對象或大鯢相關(guān)的自然保護區(qū)47個，這些保護區(qū)大多分布在大鯢的原產(chǎn)區(qū)；也建立了一些非原生地大鯢保護區(qū)，作為遷地種群保護的種質(zhì)資源儲存庫。但對比大鯢當前分布點所處縣域和47個保護區(qū)所處縣域時，當前的大鯢分布區(qū)僅有約21%在保護區(qū)里，表明大鯢還存在相當大的保護空缺。

增殖放流也是保護野生動物資源和生物多樣性有效的方法。自2002年以來，我國為了恢復和保護大鯢種群數(shù)量，各地區(qū)進行了一定規(guī)模的大鯢人工增殖放流。目前中國大鯢放流數(shù)量累計超過27萬尾，放流的省、市、自治區(qū)共有16個，包括安徽、福建、甘肅、廣東、廣西、貴州、河南、湖北、湖南、江西、陜西、四川、云南、浙江、重慶和北京，其中陜西省放流數(shù)量最多，北京市放流數(shù)量最少；放流數(shù)量的趨勢呈先增后減，其中2016年放流最多，高達6萬尾（圖4）。但就保護效果來看，大部分保護區(qū)的保護成效并不明顯，增殖放流的成活率也較低。全國僅在部分保護區(qū)內(nèi)發(fā)現(xiàn)了較大規(guī)模的大鯢種群，主要有河南商城、浙江開化、廣東連南和廣東河源等地。但個別保護區(qū)內(nèi)存在較為嚴重的旅游開發(fā)（漂流等），嚴重威脅到大鯢的生存。同時，由于對放歸個體的遺傳背景不清楚，出現(xiàn)了部分保護區(qū)的放歸個體可能不是來源于本地遺傳支系的情況。這不僅對本地種群帶來了遺傳污染，還可能因壓倒性數(shù)量優(yōu)勢而與本地種群出現(xiàn)競爭，導致原生小種群絕滅的風險加劇。

圖4大鯢在我國的放流概況。（A）2002年以來放流大鯢個體在我國的變動趨勢；（B）全國不同省份的大鯢放流個體數(shù)；（C）大鯢在我國的放流點和放流方式（仿于Shu et al.,2020）

三、經(jīng)驗與建議

大鯢是兩棲類的重要旗艦物種，但關(guān)于大鯢的生態(tài)學和生理學的深入研究還比較匱乏。例如我們的野外調(diào)查發(fā)現(xiàn)在17℃-22℃的溫度范圍內(nèi)，大鯢的分布和活動與溫度成負相關(guān)關(guān)系。大鯢傾向于較低溫度的生態(tài)學原因是什么？其生理學上相應(yīng)的分子機制和代謝響應(yīng)是什么？這都是值得我們進一步研究的工作，以便為大鯢的保護提供更為豐富的基礎(chǔ)資料。

在保護方案方面，建議加大執(zhí)法力度和宣傳，進一步減少人類對野生大鯢資源的破壞。針對一些保護區(qū)管理不到位的情況，建議增加對近十年來通過標準調(diào)查法發(fā)現(xiàn)大鯢的保護區(qū)的投入和監(jiān)管力度。建議在現(xiàn)有大鯢種群量較多的保護區(qū)（特別是核心區(qū)）內(nèi)取締一切旅游活動，并嚴格禁止挖沙、捕魚等活動。

針對氣候變化可能對大鯢造成的影響，建議根據(jù)物種分布模型結(jié)果識別保護空缺，調(diào)整保護區(qū)等。在管理對策方面，建議維持大鯢現(xiàn)有“極危”狀態(tài)（IUCN、中國脊椎動物紅色名錄等）。

同時對大鯢的放歸和監(jiān)管提出一些對策和建議。（一）加強大鯢資源管理，各大鯢養(yǎng)殖場應(yīng)建立清晰的遺傳資源圖譜；（二）規(guī)范增殖放流程序，開展中國大鯢的增殖放流前務(wù)必明確其遺傳背景，實行就近放流；（三）加強增殖放流的棲息地評估，促進遺傳資源的保護和野生大鯢種群的恢復；（四）加強中國大鯢野外種群監(jiān)測，采用e-DNA等技術(shù)摸清現(xiàn)有中國大鯢分布區(qū)，進而科學指導增殖放流。

最后，鑒于大鯢存在多個遺傳單元的情況，建議大鯢的保護應(yīng)各遺傳單元為單位，摸清各地的大鯢具體屬于哪一個遺傳單元，然后再開展相應(yīng)的保護活動（如遷地保護、種群復壯和人工增殖放流等等；圖5）。

圖5 大鯢遺傳單元的保護框架（仿于Zhao et al.,2020）

來源:

原創(chuàng)

作者：

趙天 江建平 謝鋒 李成

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中國野生動物保護協(xié)會

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