东洞庭湖长江江豚及其与鱼类资源相关性

王崇瑞,索纹纹,蒋国民,李昊旻,梁志强,杨　鑫,袁希平,李　鸿,廖伏初,3,葛虹孜,张　辉,伍远安 ,3**

东洞庭湖长江江豚及其与鱼类资源相关性

王崇瑞1,索纹纹1,蒋国民1,李昊旻1,梁志强1,杨鑫1,袁希平1,李鸿1,廖伏初1,3,葛虹孜1,张辉2*,伍远安1,3**

(1.湖南省水产科学研究所,湖南 长沙 410153；2.中国水产科学研究院长江水产研究所,农业农村部淡水生物多样性保护重点实验室,湖北 武汉 434000；3.水产高效健康生产湖南省协同创新中心,湖南 常德 415000)

为掌握东洞庭湖长江江豚种群动态分布规律及其与鱼类资源的相关关系,2012年6月~2017年12月,对东洞庭湖进行了54次长江江豚种群调查和8次水声学鱼类资源空间分布调查.调查结果显示:(1)共发现长江江豚1110头次,分布在湘阴－洞庭大桥之间长约65km的区域内;(2)100%MCP)、95%MCP、75%MCP和50%MCP下,长江江豚栖息地面积依次为161.3、114.26、76.95和64.31km2,占保护区总面积百分比依次为24.18%、17.13%、11.54%和9.63%;(3)不同水位条件下,长江江豚观测群次和头次差异显著,枯水期可观测到群次和头次最高,分别为(13.92±4.64)群次/次和(31.92±7.17)头次/次,丰水期观测群次和头次最低,分别为(5.17±1.64)群次/次和(17.25±7.46)头次/次;(4)水声学调查结果显示,2013年3月东洞庭湖鱼类资源平均密度最高为57.21尾/1000m3,东洞庭湖鱼类密度与水位呈弱负相关关系,相关系数=－0.601(>0.05);(5)GIS模型分析结果显示,东洞庭湖鱼类资源低水位时期(枯水期和退水期后期),集中分布于扁山至鲶鱼口区域,高水位时期,东洞庭湖鱼类资源分布较为分散;(6)方差分析结果显示,东洞庭湖低水位期鱼类资源水平密度分布不均,扁山至煤炭湾区域鱼类资源水平空间平均密度最高,与其它区域有显著性差异(<0.05),高水位时期鱼类分布较为均匀,方差分析显示,除煤炭湾至鹿角区域与城陵矶至洞庭大桥区域和扁山至煤炭湾区域分别有显著差异之外(<0.05),其他水域之间无显著性差异(>0.05);(7)Pearson相关性分析显示长江江豚头次与对应的鱼类密度呈显著正相关,2=0.86,<0.01,长江江豚可能具有随鱼群迁徙的行为特征.

长江江豚；东洞庭湖；种群分布；水声学；鱼类资源；相关性

长江江豚()是江豚的3个亚种之一,也是最濒危的一个亚种,仅生活在长江中下游和大型通江湖泊鄱阳湖和洞庭湖中[1-3].基于江豚种群基因组学最新研究结果显示,极度濒危的长江江豚种群应被作为一个独立的物种[4].自20世纪80年代以来长江江豚种群数量呈持续下降趋势[5-9].被国际自然保护联盟(IUCN)列为濒危级,被列为国家二级保护动物[10].农业农村部也明确要求长江江豚按照国家一级重点保护野生动物的保护要求,实施最严格的保护和管理措施.

洞庭湖是长江中下游第一个大型通江湖泊,分为东洞庭湖、西洞庭湖和南洞庭湖三部分.其中,东洞庭湖面积约占全湖的50%,是目前洞庭湖湖泊群落中面积最大、保存最完好的天然季节性湖泊,是长江流域重要水生生物种质资源库,也是长江江豚重要的栖息地之一[11-12].随着环洞庭湖经济圈的日益发展,长江江豚正面临着前所未有的生存困境.为了保护洞庭湖长江江豚种群成立了东洞庭湖江豚自然保护区.由于洞庭湖长江江豚种群分布、迁徙规律和生境选择性等相关研究缺乏,重点保护区域和保护措施实施精准性不高,在洞庭湖生态环境恶化日益加剧过程中,洞庭湖江豚种群数量急剧下降,栖息地范围不断缩减.中国科学院水生生物研究所调查报告显示,2006年9月~2012年12月间,洞庭湖长江江豚种群数量由230头(占总种群数量的12.78%)减少到仅有92头(占总种群数量的8.61%),年均下降率为21.23%,如果不采取有效的保护措施,洞庭湖长江江豚很可能会在未来10~20ａ左右出现区域性灭绝[14].农业农村部正式公布2017年长江江豚考察结果,东洞庭湖长江江豚种群数量为110头(占总种群数量的10.87%),相比较2012年考察结果略有增长,但总体形势依然严峻.为避免长江江豚重蹈白鱀豚功能性灭绝的覆辙,应积极采取切实可行的保护对策.在长江江豚种群生态学方面,于道平等[13]研究了湖口至荻港长江段长江江豚春季对生境的选择特征;Mei等[14]对长江流域长江江豚历史调查数据研究分析得出了长江江豚正在加速灭绝;Mei等[15]研究了半自然水体中长江江豚对生境的偏好性;Kimura等[16]湖口附近长江干流及鄱阳湖内长江江豚种群的季节变化及其与鱼群的相关性.本文首次采用MCP方法研究了长江江豚在东洞庭湖栖息范围,并结合水声学技术分析研究了长江江豚与鱼类密度的相关性.本文结论旨在为东洞庭湖江豚保护措施制定和实施提供理论参考依据.

1 材料与方法

1.1 调查区域

本调查区域为东洞庭湖长江江豚的主要分布区,位于东洞庭湖城陵矶三江口至营田镇的东洞庭湖主湖区(图1),往返全程约160km.

为了更为精准的分析长江江豚和鱼类资源在东洞庭湖的空间分布特征及相关性,基于湖区自然特征和受人为影响程度将调查水域分成6个区域(图1),分别为①区域I:城陵矶至洞庭大桥之间约7.0km水域,连通长江通道,受人为影响最严重;②区域II:洞庭大桥至扁山之间约8.0km水域,自然湖区出水口,人为影响较重;③区域III:扁山至煤炭湾之间约10.7km水域,主湖区,采砂活动重点区;④区域IV:煤炭湾至鹿角之间约10.7km水域,主湖区,航运和采砂区;⑤区域V:鹿角至鲇鱼口之间约11.0km水域,湘江和西、南洞庭湖汇流区;⑥区域VI:鲇鱼口至磊石码头之间约6.8km水域,湘江洪道.

图1 调查水域及调查截线

1.2 调查方法

1.2.1 长江江豚调查方法 长江江豚种群动态调查采用“截线抽样调查法”[15],调查船为湖南省畜牧水产局配备的渔政快艇,排水量6.772t,长12m,宽2.6m,动力103kW.调查过程中,航速控制在10~ 15km/h.采用标准化记录表格记录调查数据.主要记录内容包括:1)每30min,记录一次调查船位置、航速、航向、船岸间垂直距离、天气(优、良、中、差4个等级);2)发现江豚时,记录时间、地理坐标、观察者到动物的距离、群体大小、动物与最近岸的垂直距离等.

1.2.2 鱼类资源空间分布调查方法 鱼类资源空间分布调查采用走航式水声学调查技术方法[16-18],在考察船左侧船舷垂直固定分裂波束式(Split beam)探鱼仪(Simrad EY60,200kHz,半功率角7°,挪威),换能器入水0.5m.数据采集时换能器发射功率选择150W,脉冲宽度256µs,同时使用GPS(Garmin 60CSx,美国)将空间数据导入笔记本电脑(Dell,E6430)与声学数据整合为Raw格式文件,用于后期处理分析.

为消除不同介质条件对换能器的影响,确保回波强度的准确,在探测之前按照设备的出厂说明,采用直径为13.7mm的铜金属球对仪器进行实地校准[19-20].

1.3 数据分析

1.3.1 长江江豚种群动态和栖息地分析 根据每次观测到的江豚数量和位置数据进行整理,导入ArcGIS 10.3中建立东洞庭湖长江江豚分布模型,用一般统计方法分析长江江豚在东洞庭湖总体特征;采用SPSS Statistics17.0成对比较方法分析东洞庭湖枯水期、涨水期、丰水期和退水期长江江豚群次和头次的观测差异性.采用50%、75%、95%和100%最小凸边形法(MCP)识别评估长江江豚在东洞庭湖的分布区域和活动范围[21-22].

1.3.2 水声学调查数据分析 采用Sonar5-pro软件对采集水声学数据进行处理,首先对原始数据进行转换和初步分析,每100m探测距离作为一个数据单元;使用交叉过滤方法(CFT)对转换后的数据进行背景噪音的去除和底部搜索;使用单目标检测(SED)分析方法提取每个数据单元的鱼类密度和地理坐标.数据处理的相关参数设置:单回波检测(SED)阈值为-70dB;最小回波长度为0.8;最大回波长度为2.0;最大相差为1.2;最大增益补偿为6dB.采用ArcGIS10.3进行鱼类资源分布的建模[23-24],将每个数据单元分析计算出的鱼类密度、单元中心坐标导入ArcGIS10.3平台,采用反距离权重法(IDW)进行栅格插值运算[25-26],做出鱼类分布模型图.采用SPSS Statistics17.0中Pearson相关性分析研究洞庭湖长江江豚与鱼类资源分布的相关性.

2 结果与分析

2.1 东洞庭湖江豚种群空间分布特征

表1 2012~2017年东洞庭湖长江江豚调查信息汇总

图2 2012年~2017年长江江豚在东洞庭湖的分布范围

2012年6月~2017年12月,共完成东洞庭湖长江江豚调查54次,观测到长江江豚419群次, 1110头次(表1),主要集中在区域(II~V)范围内,其他水域偶然发现,区域I未记录到长江江豚(图2).

东洞庭湖江豚有聚群和单独活动行为,聚群次数约占发现江豚位点数量的60%,单独活动个体数占江豚位点数量的40%.在水平空间分布上,洞庭湖江豚分布偏集中,主要分布在鲶鱼口－南岳坡段水域,平均目击率(0.31±0.09)群次/km,区域I和磊石码头上游水域,长江江豚出现率偏低,平均目击率(0.044±0.027)群次/km(图2).

100%、95%、75%和50%MCP分析表明,长江江豚活动范围(100%MCP)介于洞庭大桥至湘江湘阴段,长约75km,面积约161.3km2,占东洞庭湖江豚自然保护区总面积的24.18%,核心活动范围(50%MCP)介于煤炭湾至六门闸,长约25km,面积约64.31km2,占保护区总面积的9.64%(图3).

图3 基于最小凸边形法分析长江江豚栖息地面积

2.2 东洞庭湖长江江豚观测季节性差异

洞庭湖是典型的季节性江湖连通性湖泊,水文情势具有明显的周期性,表现出明显的枯水期(1~3月)、涨水期(4~6月)、丰水期(7~9月)和退水期(10~12月)[27-28].洞庭湖这种周期性的水文情势也影响各种水生生物的行为和分布[29].方差分析结果显示,不同水位条件下,东洞庭湖长江江豚观察效果存在差异.

不同水情时期长江江豚群次和头次观测结果(表2)成对比较结果(图4)显示,在显著水平=0.05下,不同时期观测到的江豚头次与群次趋势高度一致,枯水期观测率最高,丰水期最低,因此,东洞庭湖长江江豚最佳观测时期应为枯水期和退水期.

表2 不同水情时期长江江豚观测结果

标相同小写字母表示差异不显著(>0.05),标不同小写字母表示差异显著(<0.05)

2.3 基于水声学的东洞庭湖鱼类空间分布

2.3.1 东洞庭湖鱼类资源空间分布 共获得8次较为全面有效的调查结果(表3),2013年3月东洞庭湖鱼类资源平均密度最高为57.21尾/100m3,其次为2014年10月份,为38.3尾/1000m3,2014年9月探测到东洞庭湖鱼类平均密度仅1.15尾./1000m3.相关性分析结果显示,东洞庭湖平均鱼类密度与水位呈弱负相关性,相关系数=-0.601,显著性=0.113>0.05,统计学意义不明显,其原因是水位升高湖区面积扩大和非鱼类繁殖期和越冬期,鱼类集群性降低所致.

表3 东洞庭湖鱼类资源声学调查

2.3.2 东洞庭湖鱼类资源水平分布 东洞庭湖鱼类资源的水平空间分布规律与东洞庭湖水位具有相关性.2013年3月、2013年12月和2014年1月调查结果表明,低水位时期(枯水期和退水期后期),东洞庭湖鱼类资源集中分布在区域III、区域IV和区域V(扁山至鲇鱼口之间中部湖区)(图5),水平空间密度高于其他水域,鱼类集群行为较为明显,区域I和区域VI鱼类密度相对较低,分析原因是低水位期,洞庭湖通长江水道(区域I和区域II)和湘江洪道(区域VI)洞庭湖水道流速快,不适于鱼群越冬,而区域III、区域IV和区域VI之间的湖区水域水面宽阔,流速相对较缓,是曾经采石挖砂的集中区域,湖底分布有砂坑,恰好成了鱼类集群越冬的优越场所(图6);高水位时期,东洞庭湖鱼类资源分布较为分散,7月、8月和9月最高水位期,湖面宽广,洲滩洼地被洪水淹没成为鱼类理想的天然索饵场,中部区(区域III、区域IV和区域VI)鱼类水平分布较为分散,几乎没有明显的集群行为,而通江水道(区域I)和湘江洪道(区域VI)内有较为明显的鱼群,表明高水位期长江和湘江干流有鱼群进入洞庭湖索饵场,10月和11月退水期前期,东洞庭湖鱼群在区域I和区域VI内有较为明显的集群,表明受水位回落影响,鱼类开始向长江和湘江洄游越冬.

图5 东洞庭湖鱼类资源空间分布

图6 东洞庭湖沙坑中鱼集群跟踪回波图像

方差分析结果显示,东洞庭湖低水位期鱼类资源水平密度分布不均(图7),区域III鱼类资源水平空间平均密度最高,为(107.52±17.36)尾/1000m3,区域VI鱼类资源平均密度最低为(9.87±1.93)尾/1000m3,区域I鱼类密度与其他水域密度均存在显著性差异(<0.05),但区域II、区域III、区域IV和区域V之间鱼类密度无显著性差异(>0.05),表明低水位时期鱼群主要分布在东洞庭湖中区宽阔水域.相比之下,高水位时期鱼类资源分布较为均匀,除区域VI外,其他5个水域鱼类密度较为接近,方差分析结果显示,除区域VI与区域I和区域III分别有显著差异之外(<0.05),其他水域之间无显著性差异(>0.05)(图7).

图7 不同水位条件下东洞庭湖不同区域鱼类资源分布差异性

标相同字母表示差异不显著(>0.05),标不同字母表示差异显著(<0.05)

2.4 东洞庭湖长江江豚与鱼类资源空间分布关系

图8 东洞庭湖长江江豚与鱼类密度相关性

选取30个长江江豚观测坐标和头次数据和对应水体内鱼类密度,采用SPSS进行Pearson相关性分析,结果显示长江江豚头次与对应水域鱼类密度呈显著正相关,相关系数2=0.86,<0.01(图8),表明江豚具有随鱼群迁徙的行为特征.

3 讨论

3.1 东洞庭湖长江江豚分布及其与鱼类资源相关性

长江江豚是我国特有的珍稀淡水鲸类,作为江-湖水生态系统中的旗舰物种,也是评价长江流域生态健康与否的重要标志.Wang等[30]提出洞庭湖作为长江江豚重要的栖息地,并长期维持着一个相对较大的自然群体.杨健等[11]和张新桥等[12]研究结果显示东洞庭湖城陵矶至鲶鱼口之间的狭长水域是长江江豚的主要分布区,在南洞庭湖和湘江下游段也偶有发现,与本研究的结果高度一致,不同之处在于本研究在洞庭大桥至城陵矶湖区没有发现长江江豚分布,表明洞庭湖大桥至城陵矶段作为长江江豚迁移通道确实受到阻隔,并且已经严重影响了东洞庭湖种群与长江干流种群之间的交流.

东洞庭湖长江江豚种群存在一定的迁徙规律,水位发生急剧变化时,呈现出趋向下游扁山水域迁移,在水位稳定时,长江江豚多集中分布于鲶鱼口水域或随机分布状态.分析认为主要原因和鱼群迁徙有一定的相关性.鱼类具有江-湖洄游习性,特别是繁殖期、越冬期和育肥期尤为明显[31],洞庭湖鱼类繁殖期和越冬期也恰是水位变化最快的时期.已有文献和本研究均表明江豚与鱼群分布有显著相关性[32-33],鱼类集群易于江豚捕食,反之,在水位趋于稳定期也是鱼类育肥期,鱼类较为分散于湖区.鲶鱼口处于湘江洪道和草尾河交汇处,是理想的鱼类天然索饵场,对于长江江豚也是理想的索饵场.作者认为这可以合理解释东洞庭湖长江江豚活动规律与鱼类密度分布具有较高一致性的原因.

本研究水声学评估范围内水域面积约173.8km2,按照Aglen[34]覆盖率公式计算本研究水声学调查的覆盖率为9.1,达到了覆盖率6以上的要求,保证了调查结果的代表性,但由于东洞庭湖浅滩和湖汊较多,导致浅水区水声学调查数据不能满足Sonar5-pro分析条件,很难准确评估其鱼类密度.虽然相关报道和本研究均表明长江江豚与鱼群有显著的相关性,但分析过程中也发现在有些低密度鱼群区域也有长江江豚分布,同样高密度鱼群区域长江江豚的分布较少,因此,未来需要更为深入研究其对鱼群及其它生境要素选择性研究.

本文主要研究区域为东洞庭湖城陵矶至营田镇湖区,未对南洞庭湖、西洞庭湖及“湘、资、沅、澧”入湖口进行综合调查,特别是湘江下游湘阴至营田镇段长江江豚出现频率较高,但其分布迁徙规律尚不清楚.因此,若要全面掌握洞庭湖区长江江豚种群数量、分布范围及迁徙规律,湘江长沙综合枢纽下游湘江段和入湖口应纳入综合调查范围.

3.2 东洞庭湖长江江豚的威胁因素

3.2.1 鱼类资源过度利用和非法渔具使用 充足的饵料资源和合理的鱼类种群结构是长江江豚赖以生存的生态基础[35-37].洞庭湖历史最高产量4.8万t,由于捕捞力度的加大,20世纪70年代,渔业产量下降,80年代后开始缓慢恢复,80年代后期至90年代,由于经济的迅速发展和资源的过度开发利用,洞庭湖生态环境遭到破坏,渔业产量日趋下降[38](图9).

图9 2000年~2011年东洞庭湖渔业产量趋势

洞庭湖渔业资源的衰退导致江豚捕食难度增加,长江江豚须扩大捕食范围,在洞庭湖水位快速回落的时候,会导致误入浅水湖汊的长江江豚搁浅死亡,或因饥饿死亡,甚至是因饥饿诱发疾病死亡.

长江江豚活动范围与鱼群活动范围具有较高的相关性,同时鱼群集聚区也是主要的渔业捕捞区.调查显示,东洞庭湖每年大约有7000多艘渔船,近万渔民在此生产生活,是上世纪50年代的25倍.这些渔民85%拥有电鱼机、迷魂阵、围网、深水张网等非法渔具[39].非法渔具不仅严重影响鱼类资源,同时也会危及到长江江豚的生命安全.近年来,由于电击、围网、丝网、定置网等非法渔具导致长江江豚死亡的事件屡有发生.

3.2.2 水体污染 2001年~2013年的《湖南省环境状况公报》显示,洞庭湖水质状况介于III~V类之间,其超标项基本是总氮、总磷等,总体处于中等营养水平,个别交换率低的静水湖区有富营养化现象.20世纪90年代以来,由于人口数量的增长、工农业化和城镇化进程的加快,流入洞庭湖内的污染物不断增加,水体富营养化趋势严重[40-41].Yang等[42]对1998年－2004年来自于洞庭湖的5头江豚体内的持久性污染物(POPs)进行了分析,表明POPs对长江江豚个体有明显的危害.除了POPs之外,洞庭湖区每年为杀灭钉螺,大量使用氯硝柳胺、五氯酚等灭螺药剂,对水生生物有一定毒性[43],已有报道表明,氯硝柳胺可损伤DNA,并可导致哺乳动物胎儿骨骼畸形[44-45].因此,水体污染物对位于洞庭湖生态系统食物链顶端的长江江豚有一定的影响.

3.2.3 涉水工程 东洞庭湖是湖南省连接长江流域各地的“黄金水道”,洞庭湖沿岸码头港口林立,南岳坡至城陵矶三江口有大小码头15个.三峡水利工程的运行,改变了长江中下游水文节律,对洞庭湖水位季节变化也有极大的影响[46],三峡工程运行对长江江豚的影响研究还在继续.

航道整治工程也是影响长江江豚种群生存重要因素之一.目前研究表明航道整治工程导致的长江江豚饵料资源减少、水下声环境增强和关键栖息地水文条件变化会影响长江江豚种群数量及分布、个体之间的声通讯和生存空间恶化或丧失[47].

3.2.4 水下噪声 东洞庭湖水下噪声一般来自于水工程建设、船舶航行、采石挖沙、航道整治、抛石等.文献表明,打桩[48]、船舶[49]、挖沙船[50]和抛石[51]等产生的低频噪声(1~20kHz),在不同暴露时长下均会导致长江江豚听觉暂时性阈移(TTS),增加长江江豚遭遇风险的几率,严重的会导致永久性听觉阈移(PTS).特别是水下噪音对幼豚影响非常明显,长江江豚幼豚发声2~3kHz的低频声信号,且声压级仅150dB re 1mPa[52],很容易被水下噪声干扰甚至屏蔽,导致幼豚与母豚分离,导致尚没有独立生存能力的幼豚死亡(图10).

图10 不同类型水下噪声和长江江豚声信号对比

3.2.5 无序采石挖砂 底栖生物是水生生态系统中重要的次级生产者,也是水生生态系统维持平衡的重要部分.对于天然水域,未经规划的肆意采石挖砂可以完全破坏底栖生物的生境和生物群落结构,对水生生态系统造成长期甚至不可逆的影响[53].

根据Meng等[54]对洞庭湖挖沙对底栖动物的影响研究结果,挖沙活动显著地影响水体透明度、底质构成、水质条件和底栖动物类群[52].挖沙使沉积于湖底的营养物质快速扩散,一方面造成水质污染,另一方面也导致湖底沉积物营养贫乏,底栖动物物种多样性和生物量的降低,迫使鱼类及其它高营养级水生生物发生迁徙,进而影响到长江江豚的生存,最终导致整个生态系统发生紊乱.

无序挖沙不仅对水生生态系统有严重影响,还会导致水文改变[55]、江湖阻隔[56]和对长江江豚的直接伤害[57]等.

综上所述,本文提出为了更好地保护东洞庭湖长江江豚种群及其生境,应积极采取以下措施: (i)全面禁止东洞庭湖各种渔业活动,特别是电鱼等非法渔业行为,以避免长江江豚的误捕误伤等;(ii)禁止在长江江豚主要活动区进行施工和水工建设,避免长江江豚栖息地生境被破坏;(iii)东洞庭湖长江江豚保护范围应扩大至湘江入湖口,特别是其关键栖息地分布和范围需要进一步研究.

4 结论

4.1 东洞庭湖长江江豚种群主要分布在鲶鱼口至洞庭大桥之间(区域II~V), 100%和50%MCP分析表明,东洞庭湖长江江豚活动范围介于洞庭大桥至湘江湘阴段,面积约161.3km2,占保护区总面积的24.18%,核心活动范围(50%MCP)介于煤炭湾至六门闸,面积约64.31km2,占保护区总面积的9.64%.

4.2 不同的水文时期,东洞庭湖长江江豚观察效果存在差异性.在显著水平=0.05下,观测群次和头次枯水期观测率最高,丰水期最低.因此,东洞庭湖长江江豚最佳观测时期应为枯水期和退水期.

4.3 东洞庭湖鱼类资源平均密度分布与水文存在弱相关性(=-0.601,=0.113>0.05);高水位时期,东洞庭湖鱼类水平空间分布较为均匀,各湖区之间无显著差异(>0.05),低水位时期,鱼类资源存在明显的差异性,表现为鱼类向易于越冬的深水区集群.

4.4 Pearson相关性分析,结果显示东洞庭湖长江江豚头次与对应水域鱼类密度呈显著正相关,相关系数2=0.86,<0.01,表明东洞庭湖长江江豚具有随鱼群迁徙的行为特征.

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致谢：本研究得到农业农村部长江流域渔政监督管理办公室、湖北省长江生态保护区基金会(CCF)和湖南省畜牧水产局的大力支持,感谢中科院水生生物研究所的梅志刚博士在数据分析上的指导,感谢岳阳市渔政管理站和东洞庭湖江豚保护管理站万军副站长和冷建辉同志的无私帮助.

Spatial distribution of the Yangtze finless porpoise and relationship to fish density in East Dongting Lake, China.

WANG Chong-rui1, SUO Wen-wen1, JIANG Guo-min1, LI Hao-min1, LIANG Zhi-qiang1, YANG Xin1, YUAN Xi-ping1, LI Hong1, LIAO Fu-chu1,3, GE Hong-zi1, ZHANG Hui2*,WU Yuan-an1,3**

(1.Hunan Fisheries Science Institute, Changsha 410153, China；2.Key Laboratory of Freshwater Biodiversity Conservation, Ministry of Agriculture and Rural Affairs of China, Yangtze River Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Wuhan 434000, China；3.Collaborative Innovation Center for Efficient and Health Production of Fisheries in Hunan Province, Changde 415000, China)., 2019,39(10)：4424~4434

The Yangtze finless porpoises () is a subspecies of finless porpoise and is known to live only in the middle and lower reaches of the Yangtze River and the adjacent Dongting and Poyang Lake. Since the 1990s the population has decreased dramatically due to habitat degradation, by-catch, water pollution and other human activities. The Yangtze finless porpoise was listed as an Endangered species on the IUCN Red List since 1996 and was listed as a top-level protected animal in China since 1989. The Dongting Lake, China’s second largest freshwater lake, is located in the northern Hunan Province. The lake is at the south of the middle reach of Yangtze River and is divided into three parts: East Dongting Lake, South Dongting Lake and West Dongting Lake. Dongting Lake is important both at home and abroad due to the aquatic biodiversity, geographical location, and human activities. Dongting Lake has been for hundreds of thousands of years as one of the most important habitats for Yangtze finless porpoise. According to the population assessment by the Ministry of Agriculture and Rural Affairs in 2017, there are approximately 110 individuals (10.87% of the total population) living in Dongting Lake. To assess the population distribution of the finless porpoise and its relationship with fish density, 54 line transects surveys and eight hydroacoustic surveys were conducted in East Dongting Lake covering four hydrological seasons between June 2012 and December 2017. A total of 1110 individuals were observed, and they were primarily distributed in an elongated area approximately 35km long between Xiangyin County and Dongting Bridge. The natural habitat area of finless porpoise estimated by the method of minimum convex polygon (MCP) under the 100%, 95%, 75%, and 50% were 161.3km2, 114.3km2, 77.0km2and 64.3km2respectively, accounting for 24.2%, 17.1%, 11.5% and 9.6% of the whole finless porpoise protected area. Results of the one-way ANOVA revealed significant differences among observations during different hydrological seasons (<0.05) and the highest frequency of groups and individuals of finless porpoise were observed (13.92±4.64groups/survey and 31.92±7.17ind./survey) during the dry season. The lowest frequency (5.17±1.64groups/survey and 17.25±7.46ind./survey) occurred during the wet season. Results of the hydroacoustic surveys showed that the highest fish density was 57.21ind./1000m3in March 2013. There was a weak negative correlation (= -0.601,>0.05) between fish density and water levels in East Dongting Lake. ArcGIS modelling and hydroacoustic technology were combined to analyze the spatial distribution of fish densities, and the results showed that fish mainly distributed in Bianshan-Meitanwan (Area III), Meitanwan-Lujiao Port (Area IV) and Lujiao Port-Nianyukou (Area V) during low water (dry season and late stage of falling season). Fish were more disperse during high water. During low water of Dongting Lake, an uneven distribution of fish was found and significant differences existed between Area III and other areas (<0.05) with the highest fish density (107.52±17.36ind./1000m3). Except for the significant differences between Nianyukou-Leishi Port (Area VI) and Chenglingji-Dongting Bridge (Area I), and Area III (<0.05), there were no significant differences between the other areas (>0.05). The positive relationship between the number of porpoises and fish density (2=0.86,<0.01), analyzed byPearsoncorrelation, suggests that Yangtze porpoise possesses the behavior to track fish school. Future conservation on the Yangtze finless porpoise could be more effective if special measures are conducted to stop fishing and habitat degradation related to finless porpoises in East Dongting Lake.

Yangtze finless porpoise；East Dongting Lake；population distribution；hydroacoustics；fishery resources；correlation analysis

X176

A

1000-6923(2019)10-4424-11

王崇瑞(1984-),男,山东菏泽人,助理研究员,硕士,主要从事濒危水生动物保护和水生生态学研究.

2019-04-01

农业财政专项“长江渔业资源与环境调查”项目资助(CJDC-2017-19);湖南省科技厅重点科研计划项目(2013NK2007);湖北省长江生态保护基金会“豚越计划”项目(CCFTYJH2018003);农业部物种资源保护(渔业)项目(171721301354052126)

* 责任作者, 研究员, zhanghui@yfi.ac.cn; ** 研究员, wya74859259@sina.com