中华鲟资源及其遗传多样性研究进展

孙丽婷1,2，赵 峰1*，张 涛1，庄 平1

(1.长江口渔业生态重点实验室，中国水产科学研究院东海水产研究所， 上海 200090； 2.上海海洋大学，水产与生命学院， 上海 201306)

中华鲟(Acipensersinensis)是我国特有的典型江海洄游性鱼类，现主要分布于东南沿海大陆架和长江中下游干流。自二十世纪后期，因过度捕捞和栖息地退化，中华鲟野生资源量迅速下降，濒临灭绝，被列为国家一级水生野生保护动物。文中总结了自葛洲坝建坝以来中华鲟资源量变动状况及其遗传多样性研究进展，为中华鲟种群资源及遗传多样性研究提供了基础数据，并对今后的保护研究提出了建议。

中华鲟； 资源量； 遗传多样性； 物种保护

中华鲟(Acipensersinensis)是我国一级水生野生保护动物，隶属于鲟形目(Acipenseriformes)，鲟科(Acipenseridae)，鲟属(Acipenser)。中华鲟作为古老而珍稀的软骨硬磷鱼类，在生物进化、地球变迁等方面具有重要的学术研究价值，同时,作为长江流域重要的旗舰物种，也具有极其重要的生态研究价值。

本文总结近几十年中华鲟野生资源变动情况，分析了葛洲坝截流以来中华鲟产卵洄游群体的变化、自然繁殖和人工增殖放流对群体补充的贡献。介绍了中华鲟遗传多样性的研究方法和成果，并对中华鲟资源衰退现象做出分析，以期对今后中华鲟的保护和种群恢复提供一定的参考。

1 中华鲟资源

中华鲟是典型的江海洄游性鱼类，在漫长复杂的生活史中，环境变化和人类活动的影响，尤其是近几十年来长江水利工程建设、长江航运、渔业捕捞和水体污染对其生存造成了巨大的威胁，种群衰减趋势严重，2013～2014年连续两年未在葛洲坝下产卵场观测到中华鲟产卵活动，中华鲟野生种群生存状况堪忧。

1.1 洄游分布与关键栖息地

历史上，中华鲟广泛分布于我国黄海北部海洋岛至海南岛万宁县近海，长江、珠江、闽江、瓯江、钱塘江和黄河流域，在长江上游和珠江流域的西江均有产卵场。朝鲜西海岸和日本九州也有中华鲟捕捞记录[1]。目前，中华鲟在珠江、黄河及闽江已绝迹，仅分布于我国东海岸、朝鲜半岛西海岸和长江流域[2, 3]。

葛洲坝修建前，在长江上游金沙江附近约800 km江段存在中华鲟产卵场十余处[4]。截流后仅在葛洲坝下一处产卵场监测到中华鲟的自然繁殖活动[5]。据2013～2015年产卵场至长江口监测数据推测，中华鲟可能在长江流域某处形成新的产卵场[6-8]。

中华鲟为大型江海洄游性鱼类。每年6～8月，成年中华鲟由东海聚集到长江口溯江洄游，翌年10～11月在上游产卵场繁殖，全段历程超过5 000 km[6]，葛洲坝截流后缩短了900～1 700 km。产后亲鱼即返回海洋。仔鱼孵化后于翌年5月到达长江口索饵育肥，滞留约3个月进入东海，主要分布在崇明岛东北部的滩涂[9]。

1.2 群体数量变动

1.2.1 繁殖群体数量变动

1972～1980年未禁捕时，长江全流域中华鲟成体捕获量为394～636尾(77.55 t)，年均517尾[3, 10]。葛洲坝修建后，1981年于坝下捕获中华鲟1 002尾，坝上161尾；1982年捕获642尾[11]。自1983年起，我国全面禁止商捕中华鲟[12]。

据估算，1982年长江中华鲟资源量为2 176尾，95%置信区间为996～5 933尾[13]。1984年中华鲟繁殖群体资源量为2 547尾，95%置信区间为1 956～3 138尾。据1981～1990年捕捞数据估算，中华鲟10年平均资源量1348尾，年际增长率从1981年的6.29降至1984年后的0.79～0.96[14]。中华鲟繁殖群体数量整体呈现下降趋势，从1998年680尾降至2002年300余尾[3]；2005～2008年维持在200余尾，2009年仅72尾，2010～2012年回升至200尾左右，2014年下降到57尾[15]。

1.2.2 幼鱼数量变动

20世纪60年代，中华鲟在长江口崇明水域捕获量较大，为重要渔业资源。葛洲坝截流后，亲鱼产卵洄游途径受阻，3年内幼鱼数量急剧衰退，资源量减少97%左右[13]。柯福恩等[16]研究显示，从1981到1999年，中华鲟幼鱼补充群体和亲鲟补充群体分别减少了80%和90%左右。据估算，1998～2001年长江中华鲟幼鱼资源总量约18.3～86.5万尾[5]，2004～2008年约1.2～10万尾[9]。根据长江口监测数据，1988～1992年长江中华鲟幼鲟数量较多，1993～2000年呈下降趋势，2001～2003年略有回升，2004年后数量波动较大。根据河口监测数据[17]，2006年幼鲟误捕数量2 100尾，2007年仅29尾，2008年205尾，2011年14尾，2012年跃升至467尾，2013年降至66尾；至2014年长江口未监测到任何幼鲟。2015年4～9月，监测到有3 000余尾中华鲟出现在长江口[7]。年际间幼鲟数量极不稳定，总体下降趋势明显。

1.3 群体补充

建坝后中华鲟原产卵洄游路径被阻隔，大量繁殖个体撞坝死亡，部分放弃产卵，补充群体不足。目前，中华鲟资源补充主要有自然繁殖和人工增殖放流两种方式。人工增殖放流个体在自然群体中的贡献率极低，长江中华鲟群体数量补充仍然依靠其自然繁殖活动。

1.3.1 自然繁殖

中华鲟性成熟个体于9～11月洄游至长江上游产卵场进行繁殖。产卵场环境要求高，需在水温18.0～20.5 ℃、含沙量0.715～0.915 kg/m3、流速为2.2～2.6 m/s、透明度为4～6 cm、pH 8、溶氧量9.2 m/L、水深5～19.8 m的河道环境[1]。产黏着沉性卵，于河底石砾上孵化。受精卵在水温17～18 ℃时经123～140 h孵化。

中华鲟生活周期长、性成熟迟，繁殖群体年龄雄性为9～22龄、雌性14～27龄[1]。葛洲坝截流后，繁殖季节中华鲟个体年龄从截流初期的19.0～20.7增长到2003～2004年的21.1～22.7，平均体长、体重均有显著增长[11]。繁殖群体结构呈现出老龄化，补充群体减少。雌雄性比从初期的1.10∶1下降至0.63∶1[11, 18]。2003～2004年性比上升至5.86∶1[11]，雄鱼数量大幅减少，雌雄性比失调。

1984年葛洲坝下产卵场调查显示，坝下部分产卵群体性腺退化，亲鱼性腺发育成熟个体比例逐年降低，多数年份低于50%[18]。90年代后，性成熟个体比例急剧下降，平均值略高于10%。雌鲟绝对怀卵量从截流初期平均64.5万粒[4]减少到1998～2004年的平均35.8万粒[19]，群体产卵总量也在下降[20]。繁殖季节内平均产卵频率从1984～2003年的1.8下降至2004～2012年的1.1[6]。

中华鲟存在至少2年的繁殖间期[3]，在其漫长的生活周期中，性比失衡、性腺退化、繁殖力降低的现象对种群延续和种质资源保存极其不利。其漫长的生活周期中，性比失衡、性腺退化、繁殖力降低对中华鲟种群延续和种质资源保存极其不利。2003年三峡大坝蓄水，在中华鲟繁殖季节观察到亲鲟体质下降，产卵时间推迟[9]，受精率降低[21, 22]、孵化率和仔鱼成活率过低等现象。仔鱼成活率过低等现象；并在2004年监测到长江口中华鲟幼鱼出现的时间延迟。这些现象表明大坝蓄水直接对中华鲟的自然繁殖活动造成了影响。2004年长江口中华鲟幼鱼出现时间延迟[9]。大坝蓄水引起长江流域的水文条件变化直接对中华鲟的自然繁殖活动造成了影响。

1.3.2 人工增殖放流

葛洲坝截流后，针对坝下亲鱼减少和幼鱼资源衰退的现象，科研机构开展中华鲟的人工增殖放流活动，对中华鲟群体进行补充。自1983年坝下中华鲟人工繁殖获得成功[23]，截至2014年，相关科研及管理部门向长江放流的中华鲟累计超过600万尾。

尽管放流规模很大，但目前人工放流对中华鲟种群恢复贡献率很低。1999年和2000年人工放流的贡献率分别为2.3%和0.9%[24]。微卫星标记实验显示2000年度人工放流群体贡献率仅0～1.9%[25]。根据标志重捕实验，人工放流8～10 cm幼鲟在长江口所占比例在1.71%～3.03%之间[26]；10～15 cm幼鲟10万尾在长江口的贡献率不到5%[5, 27]。在现有技术和规模下，中华鲟的人工增殖放流收效甚微，对自然群体仅有微弱的补充作用。

2 中华鲟的遗传多样性

遗传多样性(genetic diversity)是物种多样性和生态系统多样性的基础。物种遗传多样性越丰富，物种对外界变化的适应能力越强。研究中华鲟的遗传多样性可以反映其在鱼类进化史上的重要作用，分析其进化潜力，并有助于对其濒危状况进行分析研究，为其物种保护提供重要参考。近年，中华鲟野生群体生存状况堪忧，物种濒临灭绝，充分了解中华鲟的遗传结构和遗传多样性对监测和保护工作具有非常重要的意义。

2.1 蛋白质水平

鱼类蛋白质多样性的研究多数集中在糖蛋白、同工酶、肌肉蛋白、血清蛋白和血红蛋白等。利用蛋白质电泳技术，根据蛋白质的结构差异和迁移率的不同来研究生物的遗传变异。1999年张四明等[28]采用蛋白质电泳对中华鲟的天然群体进行蛋白质遗传多样性的研究：55个样本的15种蛋白质，多态座位比例(P)3.90%，遗传杂合度(H)0.04。研究结果与其他鱼类比较，中华鲟在蛋白质水平上遗传变异贫乏。

2.2 DNA分子水平

分子遗传标记广泛应用于生物遗传多样性的研究，一般不受环境因素影响，多态性广泛分布于整个基因组。从分子水平上研究生物多样性结果稳定可靠、可重复性较好。目前，中华鲟DNA分子遗传多样性的研究主要集中在线粒体DNA(Mitochondrial DNA; mtDNA)、随机扩增多态性DNA(Randomly Amplified Polymorphic DNA; RAPD)和微卫星(Microsatellite)标记。

2.2.1 线粒体DNA(mtDNA )

mtDNA结构简单，半自主复制，进化速度较快，作为一种母性遗传的分子标记被广泛应用于生物遗传多样性研究，主要采用线粒体的D-loop区、CoⅠ、细胞色素b、12rRNA、16rRNA等基因。中华鲟的D-loop区存在数目不等的串联重复序列，并造成个体内的mtDNA长度异质性和个体间的长度多态现象[29]。张四明等[30]使用D-loop区作为分子标记对1995～2000年的中华鲟进行研究，106个样本共36个单倍型，33个多态位点，单倍型多样性0.949±0.010，年度间样本遗传多样性差异很小。向燕[31]使用mtDNA控制区D-loop序列作为分子标记研究鲟鱼养殖的亲鱼的遗传多样性，其中中华鲟的单倍型多样性(Hd)为0.2，核苷酸多样性(Pi)为0.00 728，单倍型间遗传距离为0.03 736。

2.2.2 随机扩增多态性DNA(RAPD)

RAPD是以PCR技术为基础，利用样品DNA和人工随机合成的寡聚核苷酸序列引物对整个未知序列的基因组DNA进行PCR扩增，产生多态性DNA片段。该技术因技术简单、引物无种属限制、成本低被广泛应用于遗传多样性研究。张四明[32]对1995～1997年共70尾长江中华鲟进行遗传分析，3年样本遗传多样性指数(H)0.0 334，中华鲟天然群体核DNA遗传多样性较低。曾勇[27]通过RAPD技术研究2000年中华鲟幼鱼多样性，个体间平均遗传距离0.0 176，遗传多样性指数(H)为0.0 261，遗传多样性低于截流前数据。杨红等[33]应用RAPD技术对中华鲟野生与养殖群体的遗传多样性进行分析，野生中华鲟群体遗传多样性略高于人工养殖中华鲟群体，2009年样本的遗传多样性明显偏低。曹波[34]通过RAPD研究野生、人工养殖中华鲟的遗传多样性，野生与养殖群体的多态位点比例分别为43.16%和33.68%，野生中华鲟群体间平均遗传距离为0.127，遗传相似率87.3%，人工养殖品种在遗传上有一定退化，养殖群体已经对野生群体造成了影响。

2.2.3 微卫星标记

微卫星DNA又称简单重复序列(simple sequence repeat, SSR)，SSR指少数几个(1～6)碱基对的短串联重复序列，广泛分布于整合生物基因组内，作为遗传标记应用于生物群体内遗传多样性研究。中华鲟的微卫星引物最初来自于相近种类，朱滨[35]对25对来自湖鲟和铲鲟的微卫星引物进行筛选，得到4对多态性较高的引物，用于分析中华鲟群体的遗传变异。赵娜[25]对1999～2001年的60尾中华鲟成体研究后得到，截流前出生的中华鲟观测杂合度0.5 385±0.0 959，低于洄游鱼类平均统计值，中华鲟表现为遗传多样性贫乏。朱滨[36]使用AFLP从中华鲟基因组文库中快速分离50对引物，46对具有高度多态性，在8个野生中华鲟样本中检出246个等位基因，平均观测杂合度0.13～1.00。辛苗苗[37]对3个中华鲟养殖群体2014年的215个样本进行遗传多样性分析，平均期望杂合度0.790～0.802，平均Shannon-Wiener多样性指数1.830～1.953，无近亲繁殖现象。根据长江三峡工程生态和环境监测公报[15]，2010年长江口中华鲟幼鲟观测杂合度0.89～0.97，期望杂合度0.80～0.87，Hardy-Weinberg遗传偏离指数0.045～0.170，2011～2013年间，长江口幼鲟各位点等位基因和有效等位基因数之间相差较近，平均观测杂合度和期望杂合度均无较大变化。

尽管中华鲟天然群体遗传多样性偏低，但不同年度群体间遗传差异不明显，年度间样本遗传稳定。截流后中华鲟遗传多样性有微弱的下降，但依然能够维持群体的遗传多样性水平。中华鲟漫长的生活周期和繁殖间期导致洄游群体年龄和世代结构的复杂性，减少了遗传多样性骤然丧失的风险，有助于维持整个种群的遗传多样性。

3 展望

中华鲟个体大，初次性成熟迟，性周期长达数年，生殖洄游路径长，产卵场环境要求高，资源极易遭受破坏且不易恢复。葛洲坝等水利工程对中华鲟的洄游和繁殖环境造成巨大的影响；长江水体污染导致其他水生生物减少，使中华鲟天然食物资源衰退；水体中的铜、砷、镉、铅等重金属污染物会随着食物链富集，造成幼鲟生长繁殖异常、畸变甚至死亡。由于产卵场范围狭小，敌害鱼类密度高，受精卵密集，孵化时间长，坝下产卵场中华鲟卵有90%以上被敌害鱼类吞食[38]。此外，幼鲟在长江口滞留期间，大量个体被浅滩中的网具误捕致死。

中华鲟天然存在遗传多样性偏低现象，但其在二十世纪六七十年代仍有每年几十t的捕捞量，表明其群体遗传多样性贫乏能够维持较大的种群数量，并不会导致其物种灭绝。人类活动对其生境造成的破坏才是使中华鲟濒危甚至灭绝的主要因素。尽管中华鲟对环境变化具有非凡的适应能力，但愈加恶化的环境最终会导致其到达适应极限而灭绝，中华鲟保护工作形势严峻。

2013～2014年，坝下产卵场未监测到中华鲟繁殖活动，但2015年4～9月长江口陆续出现大量中华鲟幼鱼。专家推测在长江流域未知江段可能形成了新的产卵场[6, 8]。当前葛洲坝下产卵场范围狭窄，限制了自然繁殖规模，若能在长江流域开辟其他的产卵场，将对中华鲟自然繁殖极其有利。

幼鱼孵化后，溯流而下至长江口摄食肥育和进行生理适应性调节，在生长过程中各种饵料生物的多样性和丰富度、长江口的水域环境和水生生物资源也影响到幼鱼的存活率。在长江流域中，应对重要种群和生境进行保护和恢复，对现有资源进行有效评估，控制捕捞，同时发展生态修复工程，保障长江流域生态系统的健康和和谐发展。

目前，应用分子生物学技术对中华鲟的群体遗传多样性研究较为深入，应建立遗传多样性监测体系，利用现有资源和技术手段全面掌握中华鲟种群的遗传结构，科学有效地监测中华鲟繁殖群体的世代结构和放流遗传关系。在细胞水平上建立中华鲟冷冻精子库和中华鲟生殖干细胞保存库，以保障中华鲟种群遗传资源和多样性恢复。

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