一、中國大鯢的現狀
中國大鯢（Andrias davidianus）隸屬於有尾目（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）。與化石記錄比較發現1。6億年來它們的身體結構沒有明顯的變化，因此被稱之為“活化石”。中國大鯢在淡水生態系統中扮演著頂級捕食者的角色，處於食物鏈的頂端，對生態系統有著自上而下（top-down effects）的重要影響，維持著生態系統的穩定和平衡。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，大鯢野外種群曾經廣泛的分佈於我國黃河流域、長江流域、珠江流域的中游、上游地區及其支流的淡水生態系統中，也有部分種群分佈於珠江、長江中下游，遍及於我國中部、南部和西南等17個省、市、自治區共205個縣市。其分佈的縣域面積達到528440km2。但在2000年到2019年間，大鯢野外種群的分佈縣市不斷下降到僅有38個。其分佈的縣域面積也不斷下降到僅有85560km2（圖2）。在很長一段時間內，這些廣泛分佈的大鯢被認為是一個物種。但自2018年以來，多篇文獻的研究發現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，並建議統稱為大鯢屬物種（圖3）。根據大鯢屬物種分佈區域特點來看，野生大鯢的棲息地多位於河溪的上游，一般分佈於盆地邊緣的山區，兩岸山體較高，並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、水質礦化高、水溫的變化範圍在5℃-25℃。大鯢生存的環境溼度高於80%，因為高溼度的環境條件有利於大鯢的生長髮育。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境，對水體酸鹼度比較敏感。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 大鯢歷史分佈縣域和近十年分佈縣域
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，各分佈區中大鯢的種群密度基本都大於50尾/km。但在2000~2019年間，大鯢野外種群的密度持續下降，現在大部分有大鯢分佈的保護區內其種群密度都在1尾/km以下。僅有少數保護區內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，大鯢的棲息地破壞並不太嚴重，個別的水電建設和較輕微的水體汙染可能對其生存造成了一定的影響。但在2000~2019年間，隨著大鯢棲息地內水電設施建設的快速增加，造成了其棲息地破碎化，阻斷了其遷移通道。同時，隨著水體汙染的加劇（挖沙、生活垃圾及汙水排放、農藥及化肥殘留等），部分棲息地水體環境已不再適合大鯢的生存和繁殖。
從大鯢的種群動態趨勢來看，1978~1999年間，由於市場需求的增加，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，我們國家透過建立自然保護區並對大鯢進行了相關立法保護，大力杜絕偷獵盜捕事件的發生。同時，隨著大鯢資源的持續下降和大鯢人工繁殖技術的成熟，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年以後，大鯢的野外放流規模不斷擴大。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，但整體成效並不明顯，僅在個別保護區中形成了一定規模的放流種群。
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，儘管設立了24個大鯢自然保護區，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，大鯢分割槽和種群數量下降明顯。2000~2019年間，隨著執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的進一步增加（23個，其中含國家級自然保護區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，某些保護區中的大鯢種群有所恢復。。但從全國範圍來看，成效並不明顯，還需繼續推進相關保護工作。
具體來說，截至2015年，我國已經建立以大鯢為主要保護物件或大鯢相關的自然保護區47個，這些保護區大多分佈在大鯢的原產區；也建立了一些非原生地大鯢保護區，作為遷地種群保護的種質資源儲存庫。但對比大鯢當前分佈點所處縣域和47個保護區所處縣域時，當前的大鯢分佈區僅有約21%在保護區裡，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量，各地區進行了一定規模的大鯢人工增殖放流。目前中國大鯢放流數量累計超過27萬尾，放流的省、市、自治區共有16個，包括安徽、福建、甘肅、廣東、廣西、貴州、河南、湖北、湖南、江西、陝西、四川、雲南、浙江、重慶和北京，其中陝西省放流數量最多，北京市放流數量最少；放流數量的趨勢呈先增後減，其中2016年放流最多，高達6萬尾（圖4）。但就保護效果來看，大部分保護區的保護成效並不明顯，增殖放流的成活率也較低。全國僅在部分保護區內發現了較大規模的大鯢種群，主要有河南商城、浙江開化、廣東連南和廣東河源等地。但個別保護區記憶體在較為嚴重的旅遊開發（漂流等），嚴重威脅到大鯢的生存。同時，由於對放歸個體的遺傳背景不清楚，出現了部分保護區的放歸個體可能不是來源於本地遺傳支系的情況。這不僅對本地種群帶來了遺傳汙染，還可能因壓倒性數量優勢而與本地種群出現競爭，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；（C）大鯢在我國的放流點和放流方式（仿於Shu et al。，2020）
三、經驗與建議
大鯢是兩棲類的重要旗艦物種，但關於大鯢的生態學和生理學的深入研究還比較匱乏。例如我們的野外調查發現在17℃-22℃的溫度範圍內，大鯢的分佈和活動與溫度成負相關關係。大鯢傾向於較低溫度的生態學原因是什麼？其生理學上相應的分子機制和代謝響應是什麼？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資料。
在保護方案方面，建議加大執法力度和宣傳，進一步減少人類對野生大鯢資源的破壞。針對一些保護區管理不到位的情況，建議增加對近十年來透過標準調查法發現大鯢的保護區的投入和監管力度。建議在現有大鯢種群量較多的保護區（特別是核心區）內取締一切旅遊活動，並嚴格禁止挖沙、捕魚等活動。
針對氣候變化可能對大鯢造成的影響，建議根據物種分佈模型結果識別保護空缺，調整保護區等。在管理對策方面，建議維持大鯢現有“極危”狀態（IUCN、中國脊椎動物紅色名錄等）。
同時對大鯢的放歸和監管提出一些對策和建議。（一）加強大鯢資源管理，各大鯢養殖場應建立清晰的遺傳資源圖譜；（二）規範增殖放流程式，開展中國大鯢的增殖放流前務必明確其遺傳背景，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測，採用e-DNA等技術摸清現有中國大鯢分佈區，進而科學指導增殖放流。
最後，鑑於大鯢存在多個遺傳單元的情況，建議大鯢的保護應各遺傳單元為單位，摸清各地的大鯢具體屬於哪一個遺傳單元，然後再開展相應的保護活動（如遷地保護、種群復壯和人工增殖放流等等；圖5）。（作者 趙天 江建平 謝鋒 李成）
圖5 大鯢遺傳單元的保護框架（仿於Zhao et al。，2020）
【來源：《中國野生動物保護協會》微信公眾號】
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