埃米莉·D·本杰明 | 凯西·A·默里 | 里卡多·里克尔梅 | 爱德华·坎普 | 安德鲁·杰夫斯 | 乔舒亚·帕特森 | 亚伦·皮尔尼克 | 詹妮弗·古姆 | 泰勒·利普斯科姆 | 格西卡·阿罗卡 | 马塞拉·阿维拉 | 霍莉·理查兹 | 凯·洛伦岑
奥克兰大学海洋科学研究所，邮政信箱92019，奥克兰1142，新西兰
**摘要**
水产养殖长期以来一直被用于养殖海产品以及提升渔业资源。随着人们对全球生物多样性丧失问题的关注度增加，以及保护与恢复目标的设定，人们越来越希望通过超越传统渔业管理方式的方法来扩大水产养殖的应用范围。本文通过案例研究，探讨了水产养殖在辅助保护和恢复工作中的亮点、局限性与关键经验。研究涵盖了来自多个国家的九个详细案例，涉及淡水及海洋鱼类、无脊椎动物和大型藻类，这些案例所处的保护或恢复需求程度从中等到严重不等。这些项目促进了跨行业合作，推动了重要的生态学和生物学知识的发展，并有助于加强当地资源管理。然而，这些项目也面临诸多挑战，包括生态限制、技术复杂性、社会动态以及资源/经济方面的问题。要推动这一领域的发展，需要：1）跨学科（生态学、水产养殖、保护科学）和跨行业（科学、政策、实践）的合作；2）公开分享成功经验、教训及失败案例；3）增加对研究、基础设施和长期监测的投资。这些案例共同证明了水产养殖在辅助保护和恢复工作中的巨大潜力，可以成为推动全球保护和恢复行动的有效工具。通过共同努力、知识共享以及应对各种限制，我们可以构建更有效的生态解决方案，充分发挥水产养殖在实现全球生物多样性和可持续发展目标方面的作用。
**1. 引言**
全球生物多样性的丧失，包括生物栖息地和关键渔业物种的减少，已成为一个日益严重的问题。为此，国际社会制定了雄心勃勃的目标和框架，如《全球生物多样性框架》、联合国可持续发展目标以及联合国生态系统恢复十年计划，这些计划都设定了到2030年的行动目标，以保护和恢复生物多样性（《生物多样性公约》，2022年；联合国，2015年；联合国大会，2019年）。实现这些目标需要广泛采取行动来应对威胁并保护栖息地和物种。通过物理栖息地改善、人工繁殖生物的释放或种植等干预措施，积极恢复种群和生态系统也发挥着重要作用（Holl和Aide，2011年；Saunders等人，2020年；Suding，2011年）。用于恢复活动的人工繁殖生物可以由动物园和水族馆、林业和园艺产业以及水产养殖业提供。
近年来，水产养殖的目标开始超越单纯的食品生产，越来越多的研究开始探讨其生态效益（Alleway等人，2023年；Underwood和Jeffs，2023年；Overton等人，2024年）。新兴的概念，如可持续和恢复型水产养殖，重点关注水产养殖活动本身的生态和环境影响（Alleway等人，2023年；Mizuta等人，2022年）。例如，贻贝养殖可以改善水质、提供栖息地，并为鱼类和无脊椎动物创造食物来源（Underwood和Jeffs，2023年；Underwood等人，2023年；Corrigan等人，2024年；Underwood等人，2024年）。提高人们对水产养殖积极影响的认识对于改进养殖实践和增强社会支持至关重要（Alleway等人，2023年）。除了恢复型水产养殖的益处外，它还可以更直接地参与保护和恢复工作（Froehlich等人，2017年；Patterson，2019年）。
在过去十年中，水产养殖辅助的保护和恢复方法受到了广泛关注。尽管这些概念并不完全新颖，但它们代表了传统上用于渔业增强和恢复的孵化场方法的更新和扩展应用。水产养殖辅助的保护和恢复被定义为任何利用水产养殖活动来帮助保护或恢复物种或栖息地的行为（图1）。文献中也有使用“保护性水产养殖”这一术语（Mizuta等人，2022年；Froehlich等人，2017年；Overton等人，2024年；Tave，2025年），但我们采用“水产养殖辅助的保护和恢复”这一表述，以反映水产养殖在保护和恢复工作中所能发挥的更广泛作用，并与这一术语的新兴用法保持一致（Harrison等人，2025年；Albicini等人，2026年）。水产养殖辅助的保护和恢复包括传统的术语，如种群增强（Lorenzen等人，2013年；图1），其广义定义为“一系列通过释放人工繁殖生物来增强、保护或恢复渔业的管理方法”（Lorenzen等人，2010年）。历史上，这些增强措施主要被视为提升渔业的工具，而非保护或生态恢复策略（Lorenzen等人，2010年；Camp等人，2013年；Caddy和Defeo，2003年）。基于超过150年的发展历史以及过去三十年渔业科学的快速进步，水产养殖辅助的渔业增强和恢复已成为一个复杂的跨学科科学和实践领域（Leber，2012年；Lorenzen，2014年；Taylor等人，2017年）。重要的是，这使我们能够更好地理解利用人工繁殖生物增强和恢复渔业的潜力与固有限制，并制定了大量指导方针，帮助从业者和科学家降低风险、避免陷阱并提高成功几率（Lorenzen等人，2010年；Grant等人，2017年）。
**图1. 水产养殖在保护和恢复中的关键作用**
水产养殖辅助的保护和恢复不仅可以局限于渔业增强和恢复的目标，还可以扩展到更广泛的生态恢复领域，例如为需要积极保护的栖息地形成生物提供支持。越来越多的海洋和淡水恢复项目与水产养殖合作，以恢复枯竭的种群和退化的栖息地（Taylor等人，2017年；Mizuta等人，2022年；Benjamin等人，2024a；Benjamin等人，2024b）。这导致了水产养殖辅助方法的多样化，包括孵化场生产、补充放流、栖息地改善和异地保护（图1；Taylor等人，2017年；Lorenzen等人，2012年）。这些方法在实际应用中可能会结合使用，例如孵化场生产常用于种群增强、补充放流和补充补充，但所用术语反映了干预措施的主要目标和种群动态（Lorenzen等人，2010年）。补充放流通常指将人工繁殖的个体释放到小型种群中，以维持和保持遗传多样性；而重新放流则是指恢复严重减少或局部灭绝的种群（图1；Lorenzen等人，2010年）。种群增强是指将人工繁殖的个体释放到野生种群中，以增加渔业资源量（Lorenzen等人，2012年；Lorenzen等人，2010年）。明确这些区别对于保持研究的一致性和可比性至关重要，尤其是在水产养殖辅助方法持续扩展的情况下。
在本文中，我们通过来自世界各地的九个案例研究，探讨了水产养殖在保护和恢复中的扩展作用。这些案例共同展示了水产养殖辅助项目的成果，同时指出了面临的共同挑战和机遇。文章最后提出了通过跨行业合作、政策支持和进一步研究来推动这一领域发展的建议。
**2. 全球案例研究：水产养殖辅助的恢复和保护**
每个案例都展示了独特的系统和需要增强、保护或恢复的物种，以及水产养殖在这些项目中的不同作用。此外，这些案例还探讨了独特的生态和社会政治背景，提供了关于合作保护和恢复效果及挑战的见解。这些案例选自第七届国际种群增强和海洋牧场研讨会（ISSESR7）的演讲，旨在突出水产养殖辅助的保护和恢复项目（图2）。案例包括：高密度捕捞的鱼类（案例1：红鼓鱼）和甲壳类动物（案例4：刺龙虾）种群；几乎在野外灭绝的鱼类的大规模恢复（案例2：湖鳟鱼）；极度濒危物种的恢复（案例3：吉拉鳟鱼）；栖息地形成贝类的恢复（案例5：东方牡蛎；案例6：绿唇贻贝；案例7：蛤蜊、牡蛎和红藻）；食草棘皮动物的恢复（案例8：Diadema）；以及珊瑚的活体基因库建立（案例9：珊瑚礁珊瑚）（表1）。
**表1. 使用水产养殖辅助方法进行保护和恢复的九个全球案例总结**
| 案例 | 生物 | 水产养殖辅助方法 | 规模 | 主要成果 |
| --- | --- | --- | --- |
| 1. 红鼓鱼 | 海洋鱼类 | 通过孵化场生产的幼鱼进行种群增强 | 变化较大，数量可达数百万；恢复主要依靠监管措施 |
| 2. 湖鳟鱼 | 淡水鱼类 | 通过孵化场生产的幼鱼进行种群增强和补充放流 | 覆盖五大湖地区，持续数十年；随着时间推移减少放流量 |
| 3. 吉拉鳟鱼 | 淡水鱼类 | 通过孵化场生产并重新引入人工繁殖的个体 | 区域性恢复计划；从濒危等级降至受威胁等级；种群数量增加 |
| 4. 刺龙虾 | 海洋甲壳类动物 | 通过孵化场养殖的幼鱼进行种群增强和补充放流 | 实验性，规模有限；试验中存活率较高；有潜力克服补充瓶颈 |
| 5. 东方牡蛎 | 建造珊瑚礁的双壳类动物 | 结合栖息地改善进行补充放流和种群增强 | 局部恢复成功；在种群最稀少地区效果最佳 |
| 6. 绿唇贻贝 | 建造珊瑚礁的双壳类动物 | 通过迁移成年贻贝并结合栖息地改善进行补充放流 | 实验性，多地点实施；增强了合作、知识和栖息地恢复潜力 |
| 7. 蛤蜊、牡蛎、藻类 | 多物种底栖生态系统 | 通过播种和移植结合栖息地改善进行补充放流 | 社区主导（28.7公顷）；增加了补充量和生物多样性；加强了治理 |
| 8. Diadema | 食草棘皮动物 | 通过孵化场生产并释放幼体 | 早期阶段，实验性；在某些情况下减少了藻类覆盖；具有恢复潜力 |
| 9. 珊瑚 | 建造珊瑚礁的珊瑚 | 通过孵化场生产和活体基因库建立进行异地保护 | 多机构合作；保护了遗传多样性；实验性重新引入 |
**2.1. 案例1：美国东南部的红鼓鱼种群增强和恢复**
**2.1.1. 背景**
红鼓鱼（Sciaenops ocellatus）是美国东南部受欢迎的游钓鱼类，在佛罗里达州是最常被捕捞的物种之一（Camp等人，2013年），在德克萨斯州的休闲渔业中每年具有3.5亿美元的经济价值（Vega等人，2011年）。20世纪70年代和80年代，商业和休闲捕捞的过度捕捞导致该物种数量严重下降（Goodyear，1991年；Vega等人，2011年）。这促使政府实施了严格的捕捞规定，几乎所有州都禁止商业捕捞红鼓鱼，并规定了休闲捕捞的袋装大小和季节限制。同时，德克萨斯州公园和野生动物部门（Vega等人，2011年）、佛罗里达州鱼类和野生动物保护委员会（FWC）（Tringali等人，2008年；Camp等人，2013年）以及南卡罗来纳州自然资源部（Jenkins等人，2004年；Katalinas等人，2018年）等机构也开展了种群增强工作，得到了游钓组织的政治和资金支持。
**2.1.2. 水产养殖辅助方法**
几十年来，人们一直在人工环境下养殖红鼓鱼，既用于种群增强也用于商业市场。在种群增强方面，通常将25-40毫米长的红鼓鱼幼鱼释放到沿海海湾。影响孵化场释放红鼓鱼存活率的因素包括释放地点、时间、环境条件及释放时的体型（Jenkins等人，2004年）。这些项目越来越重视遗传管理、幼鱼标记技术和种群监测，以了解孵化场养殖鱼类的命运（Denson等人，2012年；Carson等人，2014年）。
**2.1.3. 成果**
每年约有2000万至3000万只红鼓鱼幼鱼被释放到德克萨斯州，约100万只被释放到南卡罗来纳州，分别占这两个州红鼓鱼渔业的4.5%和2.5%（Scharf，2000年；Jenkins等人，2004年；Carson等人，2014年）。尽管20世纪90年代放流量大幅增加，但未发现年度放流量与德克萨斯州河口0龄或1龄红鼓鱼数量之间存在显著相关性，表明即使孵化场养殖的鱼类增加了种群数量，也可能只是替代了自然繁殖的幼鱼（Scharf，2000年）。这种差异可能由多种因素引起，包括释放后的高死亡率、栖息地质量差以及释放条件的不确定性（Camp等人，2013年；Carson等人，2014年；Pfirrmann等人，2023年；Swinford和Anderson，2023年）。然而，提高放流后的存活率需要增加对延长孵化场养殖的投资，以增加放流鱼类的体型，并仔细选择合适的栖息地，同时还要考虑放流时间和季节性限制（Swinford和Anderson，2023年）。渔业建模表明，红鼓鱼是进行种群补充的良好候选物种，因为休闲渔业主要针对的是放流后1-2年内的幼鱼，这应该会导致相对较高的重新捕获率和放流鱼类的贡献（Garlock等人，2017年）。生物经济建模进一步表明，虽然种群补充可以增加钓鱼者的捕获机会，但它也与保护目标之间存在权衡，因为成功促进休闲渔业可能会部分用孵化场饲养的鱼类取代野生鱼类（Camp等人，2017年）。
2.1.4. 局限性和挑战
1. 尽管一些州在放流方面做出了大量努力，但孵化场放流对红鼓鱼渔业的整体贡献仍然很小（平均不到5%），并且可能不是累加的。
2. 提高放流后的存活率需要增加对延长孵化场养殖的投资，仔细评估合适的放流栖息地，并考虑季节性限制。
3. 增强计划必须在高运营成本和钓鱼者需求目标与对孵化场鱼类可能部分取代野生鱼类的保护关切之间取得平衡。
2.1.5. 关键经验和教训
1. 应在生态和渔业背景下评估孵化场和放流计划。
2. 栖息地的复杂性和放流时的鱼类大小是决定放流后存活率和重新捕获成功的关键因素。
3. 必须积极管理遗传多样性，以防止对野生种群的长期不利影响。
4. 对孵化场放流的监测应包括放流鱼类和野生鱼类的数量，以确定孵化场的贡献程度。
渔业监测和种群评估显示，在20世纪80年代和90年代实施限制性捕鱼法规后，红鼓鱼种群在美国墨西哥湾和南大西洋地区迅速恢复（Addis，2020年；Anderson等人，2023年；ASMFC，2024年）。无论是否有大量的孵化场放流，各州的恢复率相似，并且远远超过了孵化场的贡献率，这表明孵化场对红鼓鱼恢复的贡献非常有限。目前的计划继续得到利益相关者的支持，但贡献仍然很小，并且没有在渔业评估或管理决策中得到明确考虑。
2.2. 案例研究2：北美五大湖的湖鳟鱼恢复
2.2.1. 背景
湖鳟鱼（Salvelinus namaycush）是美国五大湖生态系统中遗传和形态多样化的顶级捕食者，对依赖这些湖泊的人类群体具有重要的社会经济意义（Taylor等人，2019年；Breffle等人，2013年）。过度捕捞、产卵栖息地的丧失、入侵的海七鳃鳗（Petromyzon marinus）的寄生以及由于食用入侵的鲱鱼（Alosa pseudoharengus）而导致的硫胺素缺乏，都导致了20世纪50年代五大湖湖鳟鱼渔业的崩溃（Muir等人，2012年）。到20世纪60年代，湖鳟鱼的捕捞量减少了98%，剩余的鱼类中有85%带有七鳃鳗的伤口（Muir等人，2012年），并且湖鳟鱼在五大湖中的三个湖泊——安大略湖、伊利湖和密歇根湖——已经灭绝（Muir等人，2012年）。
五大湖渔业委员会（GLFC）根据1954年的《五大湖渔业公约》成立，以协调整个流域的恢复工作。五大湖的有效渔业管理仍然积极采用生态系统方法，认识到栖息地、入侵物种控制、渔业监管和繁殖在重建有弹性和自我维持的湖鳟鱼种群方面的相互关联作用。这种方法需要两个国家、八个州、加拿大安大略省以及几个部落的持续协调。
2.2.2. 水产养殖辅助方法
使用杀七鳃鳗剂（3-三氟甲基-4-硝基苯酚 - TFM）控制海七鳃鳗的努力始于20世纪50年代末，已在大多数地区成功地将海七鳃鳗的数量减少了80-90%（Hansen和Bronte，2019年）。孵化场生产计划用于种群补充也在20世纪50年代启动，美国鱼类和野生动物服务局的国家鱼类孵化场系统以及州立孵化场计划做出了重大贡献（Hansen和Bronte，2019年；Johnson等人，2015年）。这些计划由湖泊委员会制定，规定了每个湖泊使用的湖鳟鱼品种、生命阶段和年度放流目标，以实现特定的鱼类群落目标（Hansen和Bronte，2019年）。
2.2.3. 结果
孵化场遵循严格建立的亲鱼开发和管理实践，包括轮换杂交、最低要求的配对以及定期引入野生遗传物质。品种的选择基于存活率、繁殖成功率和避免海七鳃鳗的能力。使用离岸放流船只和深水放流也提高了存活率。Lantry等人（2011年）的研究表明，从驳船上在深水区放流湖鳟鱼在安大略湖的存活率提高了1.74倍，这可能是由于近岸放流地点双冠鸬鹚的捕食减少。2024年，国家鱼类孵化场向五大湖放流了4,769,209条鱼，其中包括3,186,160条湖鳟鱼和1,259,784条湖鲱鱼（通常称为cisco）（USFWS，未发表数据）。
五大湖大规模标记计划是一项由五大湖渔业委员会协调的跨国多机构倡议，在美国由USFWS领导。该综合计划对在州立和联邦孵化场饲养的鱼类进行标记，以监测捕食者-猎物鱼类群落。这些信息用于恢复本地物种、控制入侵的非本地鲱鱼并评估栖息地使用情况。大规模标记计划是评估孵化场繁殖效果和制定合理的湖鳟鱼恢复管理决策的关键工具（Bronte等人，2012年）。
2.2.3. 局限性和挑战
1. 没有解决最初导致数量下降的根本原因，水产养殖辅助的恢复工作无法成功。
2. 放流地点和技术的选择对成功实施至关重要。
3. 放流后的监测和评估对于有效的适应性管理至关重要。
2.2.4. 关键经验和教训
1. 五大湖生态系统中的放流计划是恢复的重要工具，但还需要全面管理入侵物种、栖息地恢复和有效的捕捞管理才能实现成功恢复。
2. 放流地点和技术的选择以及遗传管理计划的实施对五大湖的恢复成功有很大影响。
3. 大规模标记计划将是继续恢复五大湖湖鳟鱼的基础。
结合广泛的补救措施，水产养殖辅助的保护在五大湖湖鳟鱼的恢复中发挥了关键作用。自20世纪90年代末以来，苏必利尔湖的孵化场生产规模逐渐缩减，因为野生种群的恢复目标已经实现，年平均放流量从1950-1990年的259万条减少到2011-2024年的158,000条（五大湖渔业委员会，2025年）。密歇根湖和安大略湖的野生湖鳟鱼种群正在增长，2011-2021年野生鱼类占密歇根湖调查捕获量的20%（Hanson等人，2013年），现在也在伊利湖有记录（Markham等人，2022年）。
2.3. 案例研究3：美国西南部的吉拉鳟鱼恢复
2.3.1. 背景
吉拉鳟鱼（Oncorhynchus gilae，Miller，1950年）原产于亚利桑那州和新墨西哥州山区的偏远冷水溪流中（Minckley，1973年）。1950年正式描述时，它们仅在两个流域和不到10公里的溪流中发现。威胁包括过度捕捞、引入非本地的虹鳟（Oncorhynchus mykiss）和褐鳟（Salmo trutta）、由于牲畜牧场、木材采伐和采矿以及干旱引发的野火导致的栖息地丧失（Brown等人，2001年）。生活在自然环境和圈养环境中的独特谱系数量在2到6个之间波动，整个分布范围内有2到20多个种群。吉拉鳟鱼的恢复计划侧重于通过重新引入和补充来扩大种群数量，这可能需要栖息地恢复和清除偏远山区的非本地物种（美国鱼类和野生动物服务局，2023年）。恢复计划还确定了维持和生产所有残余遗传谱系孵化场亲鱼的关键孵化场工作，以及每年在景观和孵化场生产之间的协调（美国鱼类和野生动物服务局，2023年）。
2.3.2. 水产养殖辅助方法
孵化场生产工作始于20世纪20年代，虽然建立了多个孵化场，但由于地理位置偏远和饲养吉拉鳟鱼的成功率低而最终失败（Propst等人，2020年回顾）。目前，Mora国家鱼类孵化场在圈养环境中维持了五个残余谱系，自2001年开始成功生产吉拉鳟鱼，并在2024年向州立孵化场提供了130,000枚卵，并放流了超过110,000条鱼用于恢复和休闲（D. Gallegos，USFWS，个人通讯）。孵化场生产的成功得益于研究进展和新工具及技术的应用。识别遗传谱系和监测野生环境中的遗传情况是恢复工作的重点，因为历史上存在与非本地物种的基因渗入（Camak等人，2021年；Peters和Turner，2008年；美国鱼类和野生动物服务局，2023年）。额外的研究确定了成功繁殖的营养和环境要求（Hill等人，2013年），并且已经开发了针对该物种的冷冻保存方法（Fuller和Carmichael，2007年）。孵化场生产方法的改进使孵化率从历史上的20%（Hill等人，2013年）提高到近年来的85%以上（D. Gallegos，USFWS，个人通讯）。
2.3.3. 结果
结合栖息地恢复、圈养繁殖和重新引入，吉拉鳟鱼的恢复取得了成功。2006年，吉拉鳟鱼的状态从濒危降级为受威胁（美国鱼类和野生动物服务局，2006年）。2006年的降级规定在指定水域允许进行吉拉鳟鱼的休闲捕捞，但不包括残余种群（美国鱼类和野生动物服务局，2006年）。吉拉鳟鱼渔业的建立为当地社区带来了经济效益，同时也通过提高公众意识和钓鱼者及私人土地所有者的支持促进了该物种的保护工作。在根据《濒危物种法》列入保护名单时，它们仅在六条溪流中存在，总长度为24公里。2022年，有23个种群栖息在大约210.8公里的溪流中，所有已知的残余遗传谱系都至少在三个野生种群中得到代表（美国鱼类和野生动物服务局，2022年）。
2.3.4. 局限性和挑战
1. 缺乏繁殖协议限制了孵化场作为恢复工具的使用超过50年。
2. 实施满足不同利益相关者群体需求的解决方案可能需要非传统的保护方法，例如为受保护物种建立休闲渔业。
2.3.5. 关键经验和教训
1. 研究在建立成功的圈养繁殖和饲养协议中起着关键作用。特别是对残余谱系的遗传理解和水产养殖技术的进步是成功实现吉拉鳟鱼恢复目标的基础。
2. 休闲钓鱼者的目标通常与保护目标一致。与合作伙伴的合作带来了回报。来自不同利益相关者群体的挑战在实现恢复过程中变成了资产。
3. 恢复工作取得了巨大成功，包括将吉拉鳟鱼的状态从濒危降级为受威胁。然而，主要威胁仍然存在，如大规模、高严重性的野火、与非本地鳟鱼的基因渗入以及小而孤立的种群之间的连通性丧失。最高优先级的恢复行动是继续建立所有残余谱系的额外遗传健康种群。
2.4. 案例研究4：澳大利亚塔斯马尼亚的刺龙虾增强
2.4.1. 背景
刺龙虾属于Palinuridae科，是世界上最有价值的海鲜物种之一，全球年捕捞量约为70,000吨，价值超过10亿美元（Pereira和Josupeit，2017年）。全球大部分刺龙虾捕捞来自大约35个物种，这些物种生活在浅水沿海水域，容易捕捞且经常被过度捕捞（Farhadi等人，2024年）。刺龙虾的生命周期包括在海洋水域中的延长幼体发育阶段，最终以puerulus阶段结束，这些幼体会游向岸边并定居在浅水沿海栖息地（Phillips等人，2006年）。据估计，几种刺龙虾的pueruli在第一个年份的存活率极低，即<20%，更可能<5%（Gardner等人，2006年；Jeffs和Davis，2009年）。对于大多数刺龙虾物种来说，这个招募瓶颈是它们总体种群生产力的主要限制因素（Fitzgibbon等人，2014年）。### 水产养殖辅助方法
在东南亚部分地区，多种刺龙虾的幼体被大量捕捞并用作新兴水产养殖产业的种苗（Nguyen和Dao，2009年；Priyambodo等人，2020年）。这种方法通过绕过野生种群定居后的补充瓶颈，有效提高了龙虾的整体生产力（Jones，2018年；Jones等人，2019年；Priyambodo等人，2020年）。相比之下，一些拥有成熟刺龙虾渔业的地区却不愿允许大规模捕捞幼体，而是倾向于采取非常保守的捕捞方式，以确保现有渔业的“生物中性”，即捕捞幼体不会对渔业生产力产生负面影响（Gardner等人，2006年；Priyambodo等人，2020年）。例如，2001年，澳大利亚塔斯马尼亚州允许捕捞南部岩龙虾（Jasus edwardsii）的幼体作为水产养殖的种苗，但要求养殖的龙虾在一年后必须放回野外，以补偿之前从渔业中捕捞的更多幼体（Gardner等人，2006年）。这种做法促使人们首次科学评估了投放幼体对提高龙虾生产力的效果（Gardner等人，2000年；Green等人，2013年；Mills等人，2006年）。
#### 实验结果
实验中，数百只带有标记的刺龙虾幼体被释放到海中，并通过潜水员和声学标签进行长达5周的监测，发现其存活率相对较高（重新放流后一个月的存活率为95%），养殖的幼体在觅食、避难和躲避捕食者方面的行为与野生幼体基本一致。这些有希望的存活率表明，利用水产养殖进行补充可以显著克服补充瓶颈，提高刺龙虾渔业的生产力。这与塔斯马尼亚更大规模补充项目的结果一致，该项目中使用的龙虾体型更大，释放后的存活率估计为91%（91–98%，95%置信区间），并且在随后的两年监测中，养殖龙虾的存活率与野生龙虾相当（Green和Gardner，2009年）。尽管将这种龙虾商业化养殖到市场规模已被证明不经济（Jeffs和Hooker，2000年），但由于商业渔业的抵制以及渔业管理者不愿创新补充措施，这些初步的成功结果尚未在更多刺龙虾渔业中得到推广。尽管有证据表明许多刺龙虾渔业的生产力受到补充瓶颈的限制（Smith和Herrnkind，1992年；Gardner等人，2006年；Jeffs和Davis，2009年）。
#### 局限性和挑战
1. **利益相关者障碍**：渔业管理者和现有渔民对变化的抵制限制了创新，如推进种群增强计划。
2. **监管障碍**：现有的野生渔业监管框架阻碍了创新，如种群增强。
3. **应用基于证据的决策（EBDM）的障碍**：应用EBDM进行种群增强可能无法取得理想的结果。
#### 关键经验和启示
1. 具有严重补充瓶颈的野生渔业往往具有通过水产养殖辅助增强种群以提高渔业生产力的巨大潜力，如刺龙虾。
2. 在成熟的商业渔业中，由于渔民保护对野生渔业资源的现有使用权以及渔业管理者不愿挑战现有管理框架，因此存在对水产养殖和补充措施的重大抵制。
3. 关于补充措施带来的利益如何在拥有野生渔业使用权的渔民之间分配的不确定性也可能限制了补充措施的应用，从而阻碍渔业生产力的显著提升。
从刺龙虾的经验中可以得出一个重要启示：旨在改善水生生物早期阶段存活率的水产养殖辅助干预措施具有更广泛的应用潜力。许多水生生物在早期阶段面临自然补充瓶颈，可以通过创新的水产养殖技术来解决这一问题。通过帮助脆弱的早期阶段生长到更大、更具抵抗力的体型，它们返回自然环境后的存活率可以大大提高。
### 案例研究5：美国东部牡蛎恢复
#### 背景
东部牡蛎（Crassostrea virginica）作为生态系统工程师，通过牡蛎苗在现有牡蛎壳上定居和补充来创造自己的繁殖栖息地（Wilberg等人，2013年；Johnson等人，2022年）。牡蛎提供了多种重要的生态系统服务，包括防止侵蚀、去除氮、为其他动植物提供结构栖息地，并且是重要的休闲和商业渔业资源（Coen等人，2007年；Grabowski等人，2012年；Hogan和Reidenbach，2022年）。牡蛎对美国东部（大西洋和墨西哥湾沿岸）的重要性得到了广泛认可（Lowery等人，2007年；zu Ermgassen等人，2013年），但该地区的牡蛎数量也在减少（Kirby，2004年；Wilberg等人，2011年；zu Ermgassen等人，2012年；Pine等人，2015年；La Peyre等人，2022年）。这种减少伴随着水产养殖业的增长（Botta等人，2020年），以及针对野生牡蛎种群的广泛恢复工作（Bersoza Hernández等人，2018年；Hall和DeAngelis，2024年）。恢复工作通常包括添加牡蛎可以定居和补充的基质材料（如贝壳、混凝土或岩石）（Bersoza Hernández等人，2018年；Pine等人，2023年），也可以包括将孵化场生产的牡蛎苗直接种植在贝壳上。
#### 水产养殖辅助方法
牡蛎数量的减少以及相应的水产养殖和恢复措施是美国东部不同地区在欧洲殖民后反复出现的现象（Kirby，2004年）。牡蛎数量首先在东北部（从缅因州到纽约州）减少，到19世纪初渔业崩溃，许多河口的牡蛎种群几乎消失。东北部地区似乎是最广泛采用水产养殖辅助恢复的方法，通过将牡蛎苗放置在贝壳上来恢复牡蛎的自然栖息地（Grizzle等人，2024年）。一些恢复项目增加了或重新建立了牡蛎种群（Grizzle等人，2021年），但通常规模较小，并引发了关于使用养殖牡蛎恢复的种群遗传多样性降低以及牡蛎存活率的担忧（Jaris等人，2019年），而野生牡蛎的存活率似乎更高（Barrett等人，2024年）。这些风险和担忧是否值得承担可能取决于恢复过程中优先考虑的生态系统服务。
中大西洋地区（从新泽西州到弗吉尼亚州，尤其是切萨皮克湾）的牡蛎渔业自19世纪末以来一直在减少（Wilberg等人，2011年；Mace等人，2024年），而水产养殖自20世纪初开始发展，尤其是在过去几十年中快速增长（Bosch等人，2010年；Schulte，2017年；Parker和Bricker，2020年）。该地区的牡蛎恢复工作，尤其是切萨皮克湾，可能是全球规模最大的，主要集中在添加基质和活牡蛎苗（野生或水产养殖辅助）上（Brumbaugh等人，2000年；Kennedy等人，2011年；Steppe等人，2016年）。一些研究表明，移植具有抗病性的孵化场生产的牡蛎可能会带来更大的收益（Mann和Powell，2007年），因为疾病相关的自然死亡率仍然是一个问题（Doering等人，2021年），尽管野生牡蛎中也出现了一些抗病性（Lipcius等人，2015年）。
美国的野生牡蛎渔业在东南部（定义为从北卡罗来纳州到德克萨斯州）持续时间最长（Kirby，2004年）。尽管渔业数量有所下降，甚至出现种群崩溃（Pine等人，2015年；Moore等人，2020年），但近年来东南部的水产养殖和牡蛎恢复工作都有所增加，尽管水产养殖规模仍然较小（Walton和Swann，2021年），恢复效果也参差不齐（Frederick等人，2016年；Geselbracht等人，2024年），同时普遍存在表现不佳的担忧（La Peyre等人，2022年；Pine等人，2023年）。有人担心，东南部的牡蛎渔业可能已经转变为一种产量较低但更稳定的状态，这种状态对恢复措施的需求较低——即传统的附着方式，仅添加少量基质而不显著增加礁石高度（Camp等人，2015年；Johnson等人，2022年；Pine等人，2023年），这些情况尚未受到牡蛎苗数量的限制，因此需要水产养殖辅助。
#### 结果
不出所料，随着野生牡蛎种群数量的严重减少，水产养殖辅助恢复方法似乎变得更加普遍。在一些地方，水产养殖辅助恢复取得了成功（Grizzle等人，2021年；2024年），并显示出提高恢复效果的潜力（Kennedy等人，2011年；Lipcius等人，2015年），但也存在关于孵化场牡蛎存活率和遗传多样性影响的担忧（Jaris等人，2019年；Barrett等人，2024年）。
#### 局限性和挑战
1. 水产养殖辅助牡蛎恢复似乎主要应用于野生牡蛎稀少且种群数量因繁殖能力低而受限的情况——这表明其生态和经济效果可能仅限于更严重的（局部或区域性的）下降。
2. 在水产养殖辅助牡蛎恢复带来最大种群效益的情况下，对潜在负面遗传影响的担忧也最大——尽管遗传多样性较低但存活率更高的牡蛎可能仍对生态系统有益。
3. 大多数水产养殖辅助牡蛎恢复项目规模较小，尽管在中大西洋地区有一些例外——而且所有恢复措施相对于野生种群数量的减少规模来说都较小。
#### 关键经验和启示
1. 主要的经验是，水产养殖确实有助于牡蛎恢复，但主要是在野生牡蛎几乎消失的情况下的小规模应用。在这些情况下，使用养殖牡蛎进行恢复几乎是实现种群恢复的关键。
2. 东部牡蛎这一具有丰富技术经验和商业成功案例强调了对于其他养殖技术发展不足的物种，应保持适度的期望。
3. 由于东部牡蛎分布广泛且经历了广泛的水产养殖开发和多种恢复技术，这个案例研究展示了水产养殖辅助方法的前景和局限性。
### 案例研究6：新西兰南岛顶部的绿唇贻贝恢复
#### 背景
绿唇贻贝（Perna canaliculus）在新西兰既具有文化价值也具有商业价值。绿唇贻贝的水产养殖每年产值达3.5亿美元（Jeffs等人，1999年）。新西兰南岛顶部地区“Te Tau Ihu”拥有全国一半的贻贝养殖场（Aquaculture New Zealand，2025年）。然而，海床遭到过度捕捞，导致贝类种群枯竭，生态系统退化（Handley等人，2015年；Handley等人，2017年；Handley，2022年；Toone等人，2023a）。尽管野生贝类捕捞已在50多年前停止，但这些种群仍未自然恢复（Handley等人，2015年；Handley等人，2017年；Handley，2022年；Toone等人，2023a）。
#### 水产养殖辅助方法
为解决这一问题，海洋养殖协会与奥克兰大学的研究人员合作，在初级产业部和自然保护组织的支持下，启动了一个基于贻贝和贝壳的恢复项目。自2019年以来，该项目一直高度协作，贻贝养殖公司提供了资金支持、船只时间、活贻贝以及加工厂的贝壳材料。许多利益相关者直接参与其中，包括多个毛利部落（iwi Māori）、地方议会、国家水与大气研究所和当地社区团体。该项目首先在Te Tau Ihu的一个区域进行了栖息地适宜性评估，将活贻贝重新放流到海床上，目的是识别恢复的障碍，如某些地点缺乏幼贝补充和严重的捕食现象（Benjamin等人，2023a）。这些障碍的识别为未来更大规模的贻贝部署提供了研究依据（Benjamin等人，2022b；Benjamin等人，2023b），研究了补充瓶颈（Toone等人，2023b；Toone等人，2023c；Toone等人，2023d），并量化了该地区的生态效益（Benjamin等人，2022a）。此外，研究还扩展到了探索使用贻贝壳材料的潜力。贻贝壳目前是水产养殖的副产品，通常被填埋处理。研究显示，贻贝壳可以作为底栖基质，用于投放活贻贝，并为其他迁徙物种提供栖息地，从而有助于修复退化的海底区域（Benjamin等人，2024a）。在过去6年里，该项目在Te Tau Ihu的13个地点进行了总计65吨活成年贻贝的重新投放以及使用30吨贻贝壳的栖息地改善工作，未来还有更多的计划（Benjamin等人，2022b、2023b、2024b、Toone等人，2023b）。这项研究增加了关于贻贝修复的知识基础，为潮间带和潮下带的选址、投放技术以及监测方法提供了依据。此外，这项工作还确定了重要的修复地点，以增加对蓝鳕鱼等具有娱乐价值的鱼类的栖息地（Benjamin等人，2022a），并识别出需要克服的重要生态、社会和资金障碍，以推进未来的修复工作（Benjamin等人，2024c）。该项目还增强了社区和行业的合作，提高了水产养殖业的认可度，包括海洋养殖协会在当地环境奖项中得到表彰。总体而言，行业、社区和其他利益相关者的集体行动和参与是基于共同改善海底环境的愿望。早期参与和从栖息地适宜性评估开始对于鼓励参与和促进合作非常重要（Benjamin等人，2024d）。
2.6.3. 局限性和挑战
1. 生态障碍——迁徙瓶颈、风暴导致的覆盖以及过度繁殖的海星捕食。
2. 政策和社会障碍——尽管全球已有使用贝壳进行牡蛎修复的先例，但政策障碍和社会认知阻碍了实施。
3. 资金障碍——长期修复工作，特别是对其的监测，需要持续的资金支持，但政府优先事项的变化和行业限制造成了资金瓶颈。
2.6.5. 关键经验和教训
1. 早期且经常与利益相关者进行沟通对于建立关系、信任、资源共享和推动进展至关重要。
2. 合作的栖息地适宜性评估为社区联系提供了起点，有助于简化许可流程，从而能够在Te Tau Ihu范围内扩大修复规模。
3. 与水产养殖业和毛利原住民的合作显著提高了能力和政治支持。如果没有行业提供的船只、时间、贻贝壳材料以及他们在水域的专业知识和历史知识，这项工作的规模是无法实现的。毛利原住民的支持在克服监管障碍和获取资金支持方面起到了关键作用。
该项目展示了水产养殖辅助修复的机会，以及通过合作行动可以实现更多目标。然而，实验性贻贝修复的长期有效性仍有待确定，但克服阻碍幼体迁移到修复栖息地的障碍对于这些珊瑚礁的持久性至关重要。确保长期资金支持并推动政策变革以简化许可流程，对于在新西兰推进水产养殖辅助贝类修复至关重要。
2.7. 案例研究7：智利蛤蜊、智利牡蛎和红藻在智利Los Lagos的修复
2.7.1. 背景
Ancud位于智利南部的Los Lagos地区，该地区拥有高生产力的沿海生态系统，也是全国渔民最集中的地方（SERNAPESCA，2023）。自2000年以来，Ancud实施了渔业用地使用权（TURF）制度，在智利称为底栖资源管理和开发区域（MEABR）。这一制度赋予了许多手工渔民组织对指定自然海域的独家管理权（Gelcich等人，2017）。然而，这种领土分配过程部分排除了历史上在这些地区工作的渔民，引发了社会紧张局势，并增加了对可利用自然种群的压力。一些底栖物种，如智利蛤蜊（Ameghinomya antiqua），在之前的开放捕捞制度下数量急剧下降，1986年至1994年间捕获量减少了96%（SUBPESCA，2017）。为应对渔业资源的逐渐枯竭，2011年成立了Ancud底栖渔业管理委员会（COMBA）。
2015年，由手工渔民和公共部门组成的管理委员会（R.E. No. 3408 of 16/Dec/2014）制定了关键管理措施，如禁捕区、保护区和重新投放行动，以增加具有商业价值的资源的可用性。该委员会与专家科学家和政府资金合作，启动了针对智利蛤蜊、智利牡蛎（Ostrea chilensis）和红藻（Sarcopeltis skottsbergii）的修复计划（Ávila等人，2012a）。
2.7.2. 水产养殖辅助方法
修复策略结合了三种互补技术：（i）从自然栖息地移植幼体和成体个体；（ii）从孵化场生产幼体进行重新投放；（iii）直接在自然基质上接种大型藻类孢子。播种方法由专家团队设计，并得到了渔民的验证（Ávila等人，2012b）。在为期两年的项目（2023-2024年）中，共进行了56次修复活动，涉及201名渔民和45艘船只，覆盖了28.7公顷的底栖栖息地：22公顷用于智利蛤蜊栖息地，2.7公顷用于智利牡蛎栖息地，4公顷用于红藻草地。
2.7.3. 结果
从生态角度来看，初步监测显示，修复区域的迁徙个体密度增加，当地底栖生物多样性逐渐恢复。对于牡蛎来说，在春季末检测到两次自然幼体迁徙事件，2023年的平均密度为每平方米88个个体，2024年为每平方米116个个体，所有个体长度均小于10毫米。对于智利蛤蜊，通过分析重新投放区域的繁殖结构确认了幼体的释放。在接种红藻的区域，记录到每平方米90个个体，其叶片长度小于5毫米。在重新投放双壳类动物的区域观察到了海星（Cosmasterias lurida和Stichaster striatus）的出现，而用于红藻重新投放的基质部分被珊瑚藻、Delesseriaceae藻类和Gaimardia trapesina占据。
在社会层面，这一过程增强了渔民社区的组织能力，并强化了参与式治理模式。从操作上讲，该方案的可行性得到了证明，尽管在可扩展性和长期持续性方面仍存在挑战。
2.7.4. 局限性和挑战
1. 缺乏稳定的资金来支持长期修复计划。
2. 行政程序的复杂性和缓慢性阻碍了修复行动的授权和实施。
2.7.5. 关键经验和教训
1. 从早期设计阶段就与渔民社区建立参与式治理和修复计划，对于加强社会所有权和确保其长期可持续性至关重要。
2. 执行修复计划的成本很高，需要渔民的广泛参与。
3. 在修复中使用幼体阶段可以显著提高存活率。
4. 通过开发保护结构和/或控制捕食者来管理修复区域，可以提高修复成功率，特别是在捕食压力较大的区域。
5. 保护区域作为修复活动的永久种子来源至关重要。因此，渔民表达了扩大这些区域的兴趣，以确保未来活动的资源供应。
6. 积极参与修复有助于渔民社区从提取型思维转变为关怀和可持续发展的文化，加强他们与海洋和未来的联系。
除了可测量的生态成果外，该项目还揭示了参与渔民社区内部社会叙事的重大转变。随着修复活动的进展，讨论重点从主要关注资源提取转向了越来越多地接受保护原则。渔民开始采纳建立种子生产保护区和采用更可持续的捕捞实践等概念。这种围绕修复和资源管理的共同意识反映了人们对可持续管理生态和社会价值的日益认识。这也强调了参与式修复过程不仅对生态系统具有变革潜力，也对沿海社区的文化认同和未来韧性具有影响。
2.8. 案例研究8：美国佛罗里达州通过修复长刺海胆来保护珊瑚礁
2.8.1. 背景
通过重新投放长刺海胆Diadema antillarum来辅助珊瑚礁修复的工作正在加勒比地区进行。20世纪80年代初，这种关键物种在全球范围内突然减少，严重限制了功能性食草作用，导致珊瑚礁系统从以硬珊瑚为主转变为以藻类为主（Lessios，2016）。作为回应，孵化场生产和重新投放成为优先的修复目标，以创造有利于迁徙、生长和关键造礁珊瑚物种恢复的条件。
2.8.2. 水产养殖辅助方法
提出了两种主要的水产养殖策略：（1）从配子开始的全生命周期饲养，其中成年个体在人工环境中产卵，幼体经过变态和定居阶段进行密集饲养（Pilnick等人，2021；Wijers等人，2023）；（2）在体外饲养新定居的野生采集的幼体（Williams，2022）。这两种方法繁殖的幼体已被实验性地投放到佛罗里达、Saba、加勒比荷兰和波多黎各的退化珊瑚礁中，有证据表明这种修复可以减少藻类覆盖并增加适合珊瑚迁徙的基质（Williams，2022）。此外，佛罗里达的努力表明，使用迁移的野生成年海胆进行适度重新投放也可以显著减少藻类覆盖（Pilnick等人，2023）。
2.8.3. 结果
尽管取得了这些进展，但仍存在重大挑战。养殖的D. antillarum在野外的持久性仍然很低且不稳定（Lachnit等人，2025），早期高死亡率主要是由于捕食和缺乏结构庇护所（de Breuyn等人，2023）。虽然养殖海胆的投放相对较新，但早期使用野生采集个体的研究一致报告了快速的后释放损失，尤其是在已知捕食者如扳机鱼和隆头鱼密度较高的区域（Butler等人，2024）。缺乏合适的庇护栖息地进一步加剧了捕食死亡率，导致释放地点的迁移率很高，削弱了局部放牧效果。这些限制与其他无脊椎动物修复情况一致，其中释放后的栖息地条件和生物相互作用在决定修复结果方面起着决定性作用，而在复杂和动态环境中标记和追踪个体也增加了难度（Bell等人，2005）。生物学和后勤限制也限制了D. antillarum修复的可扩展性。在体外饲养野生采集的幼体仅限于有足够幼体供应的区域，而自然变化的产卵和定居率也会限制一致的生产。相比之下，全生命周期幼体饲养已经发展到可以实现可扩展和一致孵化场生产的阶段，但这仍然技术要求高、资源密集，并需要大量的基础设施投资。保持足够的亲本贡献和群体多样性，以及对野生和人工种群疾病动态的更好理解，对于确保修复种群的长期可行性也至关重要。
2.8.4. 局限性和挑战
1. 技术和后勤障碍——D. antillarum的水产养殖极其困难，有效的协议是在20世纪90年代的小规模实验工作基础上经过数十年发展而来的。这些方法依赖于密集的孵化场基础设施，在资源有限的加勒比地区广泛采用需要专门的规划和投资。收集野生幼体仅限于有稳定幼体供应和定居率的区域。
2. 持续的疾病事件——2022年的又一次大规模死亡事件威胁到了D. antillarum的有限恢复，并突显了需要额外的修复工作。正在进行的工作必须考虑到未来可能发生的死亡事件。
3. 放置工作的成功——由于可扩展的生产直到最近才变得可行，有限的现场投放尝试使得预测释放后的结果变得困难。一些投放显示了藻类覆盖的显著减少，但一致实现这些效果具有挑战性，因为许多珊瑚礁地点的捕食压力和栖息地复杂性低，可能降低了保留率和存活率。
2.8.5. 关键经验和教训
1. 在处理难以养殖的物种时，开发、沟通和转移可用的水产养殖协议至关重要。
2. 即使在水产养殖领域内，也往往有多种方法和选项可以促进物种或栖息地的修复。一套全面的方法是很有价值的。3. 国际合作至关重要，特别是当所关注的物种分布范围广泛时（例如，D. antillarum 的整个加勒比海地区）。D. antillarum 的案例突显了水产养殖辅助无脊椎动物增强作为生态恢复工具的机会和复杂性。尽管在释放后的存活率、可扩展性和遗传管理方面仍存在挑战，但最近的进展表明，生产和部署无脊椎动物以支持生态系统恢复和保护工作是可行的。研究机构、公共水族馆和管理机构之间的持续国际合作对于推进这些新兴举措至关重要。2.9. 案例研究 9：美国佛罗里达州易感疾病的浅水珊瑚的活体基因库建设2.9.1. 背景热带西大西洋和加勒比海地区的社会和经济从珊瑚礁生态系统中获得了诸多益处。在佛罗里达州南部，珊瑚礁推动了旅游业（Spalding 等，2017），减少了洪水风险（Reguero 等，2021），并支持了渔业（Ault 等，2014）。自20世纪70年代以来，影响佛罗里达州珊瑚礁的一系列压力因素减少了珊瑚覆盖率和生态复杂性，导致系统从以石珊瑚为主转变为以大型藻类为主（Maliao 等，2008）。这种衰退的早期原因是“白带病”，到20世纪80年代初，该病已大大减少了许多地区重要的造礁珊瑚 Acropora 属的数量（Aronson 和 Precht，2001）。2010年代中期，一种新的疾病在多种珊瑚物种中出现，鉴于疾病在佛罗里达州和加勒比海地区作为珊瑚死亡和珊瑚礁衰退的直接原因的历史背景，这引起了科学界和管理界的警觉。最终被命名为石珊瑚组织丧失病（SCTLD）的疾病于2014年首次在迈阿密-戴德县的沿海水域被报道（Precht 等，2016）。从该地点开始，这种疾病迅速向佛罗里达州的北部和南部扩散（Muller 等，2020）。患病率和死亡率都很高，监测工作最终表明，SCTLD 通过导致造礁珊瑚的丧失而停止了珊瑚礁的积累（Toth 等，2023）并改变了生态系统功能（Hayes 等，2022）。由于直接应对疫情的选择有限，资源管理者转向了对疾病病灶的现场治疗（Neely 等，2021a）以及通过遗传救援易感物种的保护性水产养殖（Papke 等，2024）。2.9.2. 水产养殖辅助方法在循环系统中维持珊瑚是一项需要熟练劳动力的技术性工作。为了解决这一挑战，建立了一个由受过培训的水族馆工作人员组成的全国性网络。这些机构中的大多数都获得了动物园和水族馆协会的认证，其中还包括一些专门的珊瑚救援设施。根据佛罗里达鱼类和野生动物保护委员会的珊瑚救援监测数据库，截至2025年3月，有25个机构分布在14个美国州，照顾着近2360个易感SCTLD的珊瑚群体。2.9.3. 结果该项目所需的大量劳动力和地理分布使得长期遗传救援的融资模式变得具有挑战性。除了保存代表性的珊瑚群体外，水产养殖还提供了一种手段，可以有性繁殖这些物种的一部分（Neely 等，2021b；O’Neil 等，2021），有可能替代一些失去的遗传多样性。此外，在水产养殖系统中维持珊瑚的能力对于设计和开发疾病治疗方法的实验至关重要（例如 Evans 等，2023；Studivan 等，2022）。最后，虽然最初未发表的报告表明，有性繁殖的易感SCTLD物种被重新引入佛罗里达州的珊瑚礁是有希望的，但这种做法的长期可行性可能还需要多年才能明确。2.9.4. 局限性和挑战1. 对疾病的了解——珊瑚疾病非常难以表征，SCTLD也不例外。2. 物流挑战——在疾病蔓延之前收集珊瑚并在陆基系统中维持它们超过半个世纪的时间非常耗费资源。3. 资源管理——虽然从救援珊瑚中产生的有性后代已被重新引入佛罗里达州的珊瑚礁，但由于年度政府资金周期的不确定性和与珊瑚重新引入相关的生物学不确定性，陆基保存计划的未来尚不明确。2.9.5. 关键教训和启示1. 像SCTLD这样的急性挑战可以激发各机构和部门之间的集体行动，并发现以前未知的能力。2. 与水族馆和专业水族馆人员的合作促进了珊瑚的有性繁殖。现在每年在陆基设施中生产数千个来自多个物种的有性后代。3. 监测对于检测疾病、追踪其传播以及确定纳入遗传救援项目的物种优先级至关重要。针对SCTLD的珊瑚救援工作表明，水产养殖辅助的保护可以在应对生物多样性威胁方面发挥作用。从长远来看，该项目应与其他努力相结合，包括繁殖在地方性区域存活的SCTLD易感物种的群体，以探索减轻疾病造成的一些损害的潜力。3. 综述案例研究表明，水产养殖辅助的保护和恢复方法可以应用于各种生物、生态系统、国家和治理模式。在九个案例研究中，水产养殖在协助保护和恢复工作中发挥了多种作用。这些作用涵盖六个类别：孵化场生产（CS 1,2,3,4,5,8,9）、补充放流（CS 3,4,5,6,7,8）、种群增强（CS 1,2,4）、栖息地改善（CS 5,6,7）和异地保护（CS 9）（图1，表1）。这些案例研究代表了全球水产养殖辅助方法的一部分，旨在展示应用的多样性，并不一定涵盖所有主要的水产养殖生产区域，这可能会限制我们的结果在其他未考虑的案例中的适用性。3.1. 突出点案例研究中的一个关键发现是，水产养殖辅助的保护和恢复方法主要应用于严重减少、濒危或局部灭绝的种群（CS 2,3,5,6,7）。在这些情况下，水产养殖辅助方法，如孵化场生产，结合补充放流或补充措施，可以帮助克服招募瓶颈并促进物种恢复（CS 2,3,4,5,6,7）。当与栖息地改善相结合时，恢复措施的有效性似乎进一步提高，包括通过培养和释放形成栖息地的生物，表现为招募、存活率或种群密度的改善（CS 5,6,7）。商业水产养殖技术和基础设施促进了几个案例研究中保护和恢复措施的发展、实施和规模化（CS 2,3,5,6,7,9）。此外，有针对性的监测，包括使用标记和释放后的跟踪，为适应性管理提供了必要的数据（1,2,4,8,9）。在某些情况下，监测允许快速应对保护威胁，并有助于确定需要干预的物种和地区（CS 9）。合作监测和社区参与进一步通过建立当地管理机制促进了项目的改进（CS 6,7,9）。另一个重要的亮点是与水产养殖、渔业和土著利益相关者的强大合作伙伴关系，这对实现生态意义上的恢复和克服监管和利益相关者的阻力具有互惠互利的作用（CS 6,7）。这些合作伙伴关系显著增强了能力，提供了宝贵的当地生态知识，提高了对孵化场生物的生物学理解，并提高了参与利益相关者的可持续性意识。在存在基于权利的渔业治理的情况下，例如领土使用权，它们有助于激励和支持积极的水产养殖辅助措施（CS 7）。这些合作的水产养殖辅助举措通过促进更广泛的保护和相关研究工作、培养管理伦理以及在多个治理层面加强保护价值观，增强了整体资源管理。案例研究在不同方法中展示了这一点，包括政府主导的（CS 3）、参与式/共同管理的（CS 6）和社区主导的举措（CS 7）。利益相关者通常从更广泛的价值和利益角度看待水产养殖辅助举措，这一点在科学文献中越来越受到认可（Lorenzen, 2008, Fabiano 和 Harrison, 2025, Hervas 等, 2026）。除了直接的水产养殖辅助增强外，水产养殖研究还提供了重要的生物学信息，包括可以改进渔业管理和保护策略的机制见解（Cooke 等，2013, Horodysky 等，2015）。水产养殖环境产生了大量关于研究物种繁殖生物学、早期生活史、环境耐受性和在受控条件下的生长的信息（Murray 等，2025, Ray 等，2025）。这些研究，特别是关于早期生活史和幼体发育的研究，可以提供关于最脆弱生命阶段的详细数据，这些阶段在野生种群中往往难以研究。这些见解可以直接用于指导栖息地保护、种群评估和其他恢复和保护措施（CS 2,3,8,9）。例如，研究幼体摄食生态和环境耐受性的水产养殖实验，如水浊度和光周期（Sowaske 等，2023, Sowaske 等，2025, Murray 等，2024），可以用于支持指定关键育苗栖息地或在招募高峰期关闭渔业的时机。反过来，对幼体自然栖息地需求的更好理解可以用于改进水产养殖实践。尽管水产养殖生成的数据具有潜力，但由于研究规模不匹配和方法论及学科的差异，其整合到渔业管理和保护中的程度仍然有限（Horodysky 等，2015）。正如这些案例研究所展示的，连接这些研究领域需要生态学家、生理学家、管理者、从业者、水产养殖行业和保护社区之间的跨学科合作。通过跨学科项目，可以在自然环境中验证实验室规模的水产养殖知识，并将其转化为可操作的管理策略，使渔业政策不仅基于生态观察，还基于对生物体和生理学的机制理解。3.2. 局限性和挑战案例研究共同强调了限制水产养殖辅助恢复和保护方法有效性和可扩展性的类似挑战（表2）。这些挑战包括生态障碍，如招募瓶颈、限制释放后存活率的栖息地退化以及特定物种的生活史限制。还提出了遗传方面的问题，强调了养殖生物可能对野生种群的遗传完整性构成的风险（CS 1,3,5）。这些风险以及来自非常小的濒危种群补充或异地保护的遗传益处已有充分记录。存在广泛的基于科学的指导，以支持负责任的水产养殖辅助保护和恢复措施的管理（Utter 和 Epifanio, 2002, Grant 等，2017）。重要的是要认识到，水产养殖辅助保护和恢复措施的良好遗传管理与生产性水产养殖的良好遗传管理不同（Utter 和 Epifanio, 2002, Lorenzen 等，2012）。这是因为保护和恢复措施的遗传管理旨在保持野生种群的遗传结构、多样性和适应性，而生产性水产养殖的遗传管理则侧重于提高养殖条件下的生物体表现。因此，为生产性水产养殖饲养的生物可能不适合用于保护或恢复措施，其有意或无意的释放可能对野生种群构成重大遗传风险（Glover 等，2017）。因此，对所有水产养殖辅助保护和管理措施进行充分的遗传风险评估和管理非常重要（Utter 和 Epifanio, 2002, Grant 等，2017）。还提到了水产养殖的物流和技术限制，包括技术要求高且复杂的水产养殖方案以及为新物种开发方案所需的大量时间和努力（CS 2, 3, 4, 8）。表2。## 水产养殖辅助恢复与保护的重点、局限/挑战及关键经验总结
### 类别
- **重点**
- **局限/挑战**
- **关键经验**
#### 生态学方面
- 水产养殖辅助方法在种群数量较少且资源匮乏的情况下效果显著，尤其是在保护和恢复需求最大的时候。
- 通过引入形成栖息地的生物来恢复或改善栖息地环境，可以进一步提升保护效果。
- 生态过程存在根本性的限制。
- 不同物种具有特定的生活史特征，这些特征会影响其生存能力。
- 栖息地退化会降低放流后的存活率。
- 关于野生种群的数据存在空白。
- 将水产养殖辅助方法置于生态学背景下进行评估至关重要。
- 生态学知识有助于评估可行性并指导实际操作。
- 与其他保护措施（如栖息地保护）的整合是必要的。
#### 遗传学方面
- 有效的遗传管理能够提高保护和恢复的成功率。
- 但这种管理对野生种群的遗传完整性存在风险。
- 用于增强、保护和恢复的水产养殖遗传管理方法与商业水产养殖有所不同。
- 制定遗传管理计划对于应对风险和提高效果至关重要。
#### 技术方面
- 商业水产养殖技术可用于实现恢复目标。
- 种群模型有助于决策水产养殖辅助项目的实施。
- 水产养殖研究可以增进对生物学的理解。
- 一些水产养殖技术要求较高，实施难度较大。
- 水产养殖设施和基础设施的限制也会影响效果。
- 采取辅助措施（如栖息地改善或捕食者控制）可以提高放流的成功率。
- 当野生种群灭绝时，水产养殖可以填补保护空白。
- 结合栖息地改善和有效监测，放流效果更佳。
#### 监测与管理方面
- 合作监测有助于促进知识共享和项目改进。
- 社区参与监测有助于培养保护意识。
- 在动态环境中追踪生物个体存在困难。
- 标记方法（尤其是针对无脊椎动物）有限。
- 放流后结果的监测不足。
- 监测对于适应性管理至关重要。
- 标记和追踪技术有助于提高成功率。
- 数据共享有助于学习和扩大项目规模。
#### 资源与资金方面
- 公共水族馆可以推动水产养殖辅助的保护与恢复工作。
- 与产业界的合作能够带来收益并扩大项目规模。
- 开发新物种的保护项目需要长期（十年以上）的时间。
- 短期资金循环限制了项目的持续发展。
- 缺乏长期的资金支持，影响监测和规模扩展。
- 多方利益相关者的投资有助于提升能力和扩大规模。
- 公共机构的支持对项目的可持续性至关重要。
#### 政策方面
- 基于权利的渔业治理机制可以激励水产养殖辅助项目。
- 许可程序繁琐且监管标准不明确。
- 政策障碍和行政程序缓慢限制了项目进展。
- 利益相关者之间的共识不足。
- 协同许可机制有助于简化实施流程。
- 参与式治理有助于培养当地保护意识。
#### 社会方面
- 水产养殖辅助项目有助于促进更广泛的资源管理。
- 部分利益相关者可能抗拒变化。
- 初期规划阶段缺乏当地利益相关者的参与。
- 恢复工作有助于转变人们的思维方式，从资源开采转向资源管理。
- 渔民和社区的参与增强了社会认同感和长期可持续性。
#### 经济方面
- 合作有助于分担经济负担。
- 养殖场的生产成本较高，与野生捕捞或传统渔业存在竞争。
- 增强措施应支持可持续生计，并与可持续的野生捕捞相结合。
### 总结
尽管存在各种局限和挑战，但在案例研究中仍发现了一些共性：
1. **生态过程**：被恢复或改善的种群和生态系统中的生态过程往往对水产养殖辅助方法的效果产生显著限制，尤其是当种群数量尚未严重低于其自然承载能力时（案例1、4）。这解释了为什么在这种情况下，海洋渔业资源的恢复效果有限（Kitada 2018）。相比之下，当应用于种群恢复（案例2、6、7）或恢复（案例3）时，水产养殖辅助方法能发挥更大作用。
2. **政策与许可**：政策障碍和许可不确定性是普遍存在的问题。需要制定统一的风险管理指南以克服这些限制。
3. **资源与资金**：长期资金不足是许多项目面临的挑战。
4. **社会与经济**：利益相关者的抗拒、经济不确定性及优先事项冲突也是常见问题。
5. **合作与参与**：跨学科、跨行业的合作以及早期规划阶段的利益相关者参与是克服这些挑战的关键。
### 关键经验
案例研究提供了针对各限制类别的具体行动建议（表2）。这些经验基于现有知识，并结合了渔业增强领域的指导原则（URA, Lorenzen et al., 2010）。
- **生态学方面**：了解养殖生物放流到野外的生态背景（包括其与自然种群和生态系统的相互作用）是成功实施保护与恢复的关键。
- **遗传学方面**：遗传管理对提高恢复效果和降低风险至关重要。
- **技术方面**：改进养殖技术、优化放流参数和监测方法可以提高成功率。
- **监测与管理方面**：加强监测和合作管理是实现项目目标的关键。
- **资源与资金方面**：公共资源和支持机制对项目成功至关重要。
- **政策方面**：政策制定和许可流程需要改进以促进项目进展。
- **社会方面**：提高利益相关者的参与度和合作意识有助于项目的可持续性。
### 结论
随着全球生物多样性的下降，迫切需要采取有效的、可扩展的方法来应对这一挑战。实现国际可持续发展目标不仅需要保护现有生态系统，还需要积极恢复已丧失的生态系统。通过与水产养殖的合作，我们可以推进生态和社会目标，并深入了解恢复对象的特征。
要推进这些项目，必须认识到它们的潜力与局限，并克服相关挑战。这些挑战涉及生态、遗传、技术、监测、资源、政策、社会和经济等多个方面。
克服这些限制需要跨学科、跨行业的合作，以及政府和社会各界的共同努力。未来需要加强跨学科、跨行业的合作，以及增加对研究、基础设施和长期监测的投资。
理解水产养殖在支持恢复方面的潜力是推动这一领域发展的关键步骤。
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