賈春艷，王 珂，李慧峰,3，高 雷，楊 浩,4，劉紹平，陳大慶，段辛斌

1. 中國水產(chǎn)科學研究院長江水產(chǎn)研究所/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部長江中上游漁業(yè)資源環(huán)境科學觀測實驗站，湖北 武漢 430223

2. 上海海洋大學/水產(chǎn)科學國家級實驗教學示范中心，上海 201306

3. 南京農(nóng)業(yè)大學 無錫漁業(yè)學院，江蘇 無錫 214081

4. 西南大學 水產(chǎn)學院，重慶 400715

洞庭湖位于湖南省北部，長江南岸，是我國第二大淡水湖，也是第一個與長江中下游直接連通的吞吐型湖泊，是長江最大的過水性調(diào)蓄湖泊，其漁業(yè)資源豐富，是內(nèi)陸水域重要的水生生物種質(zhì)資源庫[1-2]。洞庭湖按地理位置分為東洞庭湖、南洞庭湖和西洞庭湖，其中東洞庭湖位于湖南省東北部，湖區(qū)面積最大，約占全湖的50%，是鯉 (Cyprinus carpio)、鯽 (Carassius auratu) 等多種經(jīng)濟魚類的索餌場、越冬場和湖泊定居性魚類的產(chǎn)卵場，也是瀕危物種長江江豚 (Neophocaena asiaeorientalis asiaeorientalis) 的重要棲息地之一[3-4]。

調(diào)查發(fā)現(xiàn)，洞庭湖的魚類種類逐年減少[5-7]。隨著洞庭湖周圍經(jīng)濟的發(fā)展，水工建筑興建、淤泥圍墾、環(huán)境污染等使其水文環(huán)境發(fā)生了改變，魚類的棲息生境遭到破壞，而過度捕撈更導致其漁業(yè)資源出現(xiàn)嚴重衰退[10?12]。為保護長江水系漁業(yè)資源與生物多樣性，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部、財政部、人社部聯(lián)合出臺了《長江流域重點水域禁捕和建立補償制度實施方案》，明文規(guī)定洞庭湖從2020年1月1日起開啟為期十年的全面禁捕[13]。自此洞庭湖水系生態(tài)系統(tǒng)開始進入恢復期。

水聲學調(diào)查方法具有快速高效、調(diào)查區(qū)域廣、不損傷生物資源等優(yōu)勢，結(jié)合GPS、GIS等先進技術(shù)已廣泛應用于海洋和內(nèi)陸水域的魚類資源監(jiān)測中[14-18]。謝意軍等[8]采用水聲學方法對東洞庭湖湖區(qū)魚類進行了空間分布調(diào)查和資源量評估，結(jié)果顯示東洞庭湖不同區(qū)域內(nèi)魚類分布差異顯著；王崇瑞等[9]采用水聲學方法對東洞庭湖魚類資源進行調(diào)查，并研究了長江江豚 (N. asiaeorientalis) 的動態(tài)分布及其與魚類資源的相關(guān)關(guān)系，發(fā)現(xiàn)長江江豚可能具有隨魚群遷徙的行為特征。目前有關(guān)禁漁后洞庭湖水系魚類資源的研究尚未見報道。本研究于2020年11月采用以水聲學為主、漁獲物調(diào)查為輔的方法，對東洞庭湖漁業(yè)資源進行調(diào)查，以摸清東洞庭湖魚類空間分布和密度變化，通過對比禁漁前后東洞庭湖水域魚類資源的變動情況，為后續(xù)禁漁效果評估和漁業(yè)資源保護提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 調(diào)查時間和區(qū)域

本研究于2015年11月15—22日、2020年11月2—10日對東洞庭湖水域 (112°43'E—113°15'E, 28°59'N—29°38'N) 開展調(diào)查。根據(jù)東洞庭湖各區(qū)域生境特點，將東洞庭湖分為中心湖區(qū) (以下簡稱湖區(qū)) 和湘江洪道 (以下簡稱洪道)，再根據(jù)探測距離，將探測范圍分為6個調(diào)查區(qū)域 (表1和圖1)。

表1 東洞庭湖水聲學調(diào)查的基本信息Table 1 Basic information of hydroacoustic survey in East Dongting Lake

圖1 東洞庭湖水聲學探測航線示意圖Fig. 1 Routes of hydroacoustic survey in East Dongting Lake

1.2 水聲學調(diào)查

本研究使用的設(shè)備為SIMRAD公司生產(chǎn)的EY60分裂波束回聲探測儀，換能器頻率為200 kHz，半功率角 (3 dB Beam width) 為 7°，換能器的發(fā)射功率為 300 W，脈沖寬度 64 μs。

探測時將探頭通過鋼管固定于調(diào)查船只右方，垂直放置于水下0.5 m，在湖區(qū)采用“之”字形調(diào)查，其余地方進行近“之”字形走航探測 (圖1)，船速約為 6～10 km·h?1(在探測水位較淺的 A、B 區(qū)域時，將探頭向水平方向偏移，保證探測水體深度大于5 m)。同時使用導航儀記錄地理坐標信息。開始調(diào)查前，已用直徑13.7 mm的鎢銅金屬球?qū)x器進行校準[19-20]。為避免風浪干擾，特選擇晴朗無風的白天進行水聲學調(diào)查。

1.3 漁獲物調(diào)查

經(jīng)湖南省農(nóng)業(yè)農(nóng)村廳批準，本研究于水聲學調(diào)查的同期，在城陵磯入湖口和出湖口進行漁獲物采樣。使用兩套三層流刺網(wǎng) (長 200 m×寬 1.2 m，網(wǎng)目分別為 5、25、40、60、80、100 mm 各 2 張) 與水流垂直的方向置于河道中間，第一次在當日傍晚下網(wǎng)，次日凌晨收起；第二次在次日凌晨下網(wǎng)，傍晚收起；每次網(wǎng)具放置時間約為10 h。魚類經(jīng)鑒定后記錄種類，計數(shù)并測量體長[21](精確到小數(shù)點后兩位)。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

使用 Sonar-5 分析軟件 (Lindem Data Acquisition, Oslo, Norway) 對水聲學數(shù)據(jù)進行轉(zhuǎn)換和分析，表層線設(shè)置為探頭下0.8 m，消除0.75 m的探測盲區(qū)。參數(shù)設(shè)置如表2所示，采用回聲計數(shù)法計算魚體密度。目標強度和魚體體長之間的關(guān)系采用Foote[19]提出的公式：

表2 ER60主要參數(shù)設(shè)置Table 2 Main parameters of ER60

式中：TS 為目標強度 (dB)；L為體長 (cm)。

將本次探測航線分為85個單元，總航程約為150 km，每個單元航程約為1.5 km，參照Balk和Lindem[22]的方法，單獨計算各單元的魚類密度。再將獲取的單元魚類密度和坐標信息導入ArcGIS 10.2 (Environmental Systems Research Institute,U.S.A.) 軟件，采用反距離加權(quán)法 (IDW) 進行插值運算，作出魚類密度水平分布圖[23-24]。

在分析東洞庭湖魚類密度空間分布規(guī)律時，預先對不同調(diào)查區(qū)域魚類密度進行l(wèi)og(X+1)轉(zhuǎn)換，使其具有齊性；對不同區(qū)域的魚類目標強度進行非參數(shù)檢驗、魚類密度進行One-way ANOVA分析。數(shù)據(jù)統(tǒng)計和分析采用SPSS 25.0和Excel 2016軟件進行。禁漁前后的數(shù)據(jù)采集和分析方法均一致。

2 結(jié)果

2.1 魚類的個體特征分布

2020年11月在東洞庭湖水域共探測到魚類信號 17 330 個，TS 介于?67.67～?30.80 dB，均值為?46.48 dB，根據(jù)體長-TS轉(zhuǎn)換公式，魚類平均體長為 18.66 cm (圖2和圖3)，TS 介于?70～?40 dB 的個體最多，相應體長約為1.24～39.36 cm，占比高達96.44%。

圖2 東洞庭湖魚類目標強度分布Fig. 2 Distribution of fish target strengths in East Dongting Lake

圖3 東洞庭湖魚類體長分布Fig. 3 Distribution of fish body length in East Dongting Lake

計算各個調(diào)查區(qū)域的TS所處區(qū)間，發(fā)現(xiàn)湖區(qū)超過80%的魚類平均TS介于?55～?28 dB，體長范圍為7.00～156.68 cm；而洪道超過80%的調(diào)查魚類的 TS介于?70～?46 dB，體長范圍為 1.24～19.72 cm，且湖區(qū)魚類的 TS (?39.81±6.23) 顯著大于洪道(?49.86±4.32) (F=9.11,P<0.05)。

B 區(qū)域平均 TS 最大 (?39.29 dB)，C 區(qū)域最小(?51.22 dB)。利用非參數(shù)檢驗分析6個調(diào)查區(qū)域魚類TS的差異性，結(jié)果見表3。6條航線區(qū)域內(nèi)的魚類回聲信號TS差異顯著 (P<0.5)。其中A與C區(qū)域之間的魚類TS存在極顯著差異 (P<0.01)；B與C、D、E、F區(qū)域之間的魚類TS存在極顯著差異 (P<0.01)。

表3 東洞庭湖魚類目標強度空間分布Table 3 Spatial distribution of fish target strengths in East Dongting Lake dB

2.2 魚類密度空間分布

本次調(diào)查東洞庭湖魚類平均密度為150.20尾·(1 000 m3)?1，湖區(qū)為 (192.56±221.82) 尾·(1 000 m3)?1，洪道為 (107.925±159.35) 尾·(1 000 m3)?1，經(jīng)t檢驗這兩類調(diào)查區(qū)域之間的魚類密度差異顯著 (F=5.200,P<0.05)。

6個調(diào)查區(qū)域中 (圖4)，B區(qū)域的平均密度最大 [272.93 尾·(1 000 m3)?1]，F(xiàn) 區(qū)域的最小 [14.52尾·(1 000 m3)?1]。單元密度最大值為1 823.95尾·(1 000 m3)?1，位于 A 調(diào)查區(qū)域君山島—扁山范圍內(nèi)。單因素方差結(jié)果顯示，不同區(qū)域之間的差異顯著 (F=4.974，P<0.05，表4)。區(qū)域B與A、D和E、F均存在顯著差異(P<0.05)，區(qū)域C與E、F也存在顯著差異 (P<0.05)，其余區(qū)域之間差異不顯著(P>0.05)。

圖4 東洞庭湖魚類密布水平分布Fig. 4 Horizontal distribution of fish density in East Dongting Lake

表4 東洞庭湖魚類密度空間分布Table 4 Spatial distribution of fish density in East Dongting Lake

2.3 漁獲物組成

在漁獲物調(diào)查中，共采到魚類18種，隸屬2目3科18屬，其中鯉科15 種，主要組成魚類尾數(shù)比例為短頜鱭 (Coilia brachygnathus) 23.67%、鯽13.76%、似鳊 (Pseudobrama simoni) 11.55%、鰱(Hypophthalmichthys molitrix) 10.95%、鯉 10.25%、? (Hemiculter leucisculus) 5.30%、麥穗魚(Psetudosasbora parva) 3.89%、鳑鲏 (Rhodeinae)3.53%、銀鲴 (Xenocypris argentea) 2.83%、草魚(Ctenopharyngodon idellus) 2.47%、團頭魴 (Megalo-brama amblycephala) 2.47%、黃顙魚 (Pelteobagrus fulvidraco) 1.35%、鳊 (Parabramis pekinensis)1.06%、翹嘴鲌 (Culter alburnus) 1.06% 和其他魚類6.07%。魚類體長平均值為13.38 cm，分布范圍介于 5.00～39.2 cm (表5)。

表5 東洞庭湖漁獲物魚類種類組成Table 5 Composition of fish species in East Dongting Lake

2.4 禁漁前后魚類空間分布變化

對比禁漁前后東洞庭湖的水聲學調(diào)查數(shù)據(jù)發(fā)現(xiàn)(圖5—圖8)：2015年11月湖區(qū)魚類的平均目標強度 [(?42.05±3.21) dB]顯著小于 2020 年 11 月[(?39.81±6.23) dB](F=7.677,P<0.05)；2015 年11 月洪道魚類的平均目標強度 [(?45.12±2.80) dB]顯著大于 2020 年 11 月 [(?49.86±4.32) dB](F=16.006,P<0.05)。

圖5 禁漁前后湖區(qū) (a) 和洪道 (b) 魚類目標強度分布Fig. 5 Distribution of fish target strength in lake area and floodway before and after fishing ban

圖6 禁漁前后湖區(qū) (a) 和洪道 (b) 魚類目標強度均值Fig. 6 Distribution of fish average target strength in lake area and floodway of East Dongting Lake before and after fishing ban

圖7 禁漁前后湖區(qū)和洪道魚類密度分布Fig. 7 Distribution of fish density in lake area and floodway of East Dongting Lake before and after fishing ban

圖8 禁漁前后東洞庭湖魚類密度Fig. 8 Distribution of fish density in East Dongting Lake before and after fishing ban

2015年東洞庭湖魚類平均目標強度 [(?44.66±3.03) dB]大于 2020 年 (?46.48 dB)，2015 年魚類平均體長 (23.01 cm) 大于 2020 年 (18.24 cm)；2015 年東洞庭湖魚類平均密度 [(67.90±53.50) 尾·(1 000 m3)?1]小于 2020 年 [150.20 尾·(1 000 m3)?1]。

3 討論

3.1 魚類密度空間分布特征

本次水聲學調(diào)查發(fā)現(xiàn)東洞庭湖的湖區(qū)魚類的平均目標強度大于洪道，即湖區(qū)魚類的體長大于洪道，主要原因是：1) 在進行調(diào)查前，東洞庭湖漁政碼頭處進行過四大家魚增殖放流，因此不僅使位于洪道東北端的岳陽—扁山河段魚類平均目標強度要小于其他區(qū)域，而且造成整個洪道區(qū)域魚類TS平均值整體低于湖區(qū)。2)有研究表明幼魚偏好棲息于岸邊淺灘處[25]，但由于東洞庭湖湖區(qū)近岸邊水位太淺無法行船形成探測盲區(qū)，導致近岸邊幼魚無法被探測到。根據(jù)Holles等[26]的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，人為噪聲可能會對幼魚的種群動態(tài)產(chǎn)生影響，因此調(diào)查船只行駛過程中產(chǎn)生的噪音會對幼魚造成影響使其躲避至湖岸邊的探測盲區(qū)，也可能導致本次調(diào)查湖區(qū)的平均目標強度大于洪道。

本次調(diào)查中，洞庭湖湖區(qū)的平均魚類密度大于洪道，結(jié)果與謝意軍等[8]于2015年7月對東洞庭湖的水聲學調(diào)查結(jié)果總體相符。洞庭湖魚類密度的空間分布可能與環(huán)境因子有關(guān)，其中總磷、Chl-a濃度、高錳酸鹽指數(shù)反映的是水體營養(yǎng)物質(zhì)的多寡[27]，其濃度越高越有利于餌料生物的生長。周磊等[28]對洪潮江水庫魚類進行水聲學調(diào)查發(fā)現(xiàn)魚類密度分布與Chl-a呈正相關(guān)，用Chl-a濃度與魚類分布關(guān)系間接反映了餌料生物與魚類密度的相關(guān)性。李勝男等[29]調(diào)查發(fā)現(xiàn)東洞庭湖南北部湖區(qū)的浮游藻類Chl-a和藻藍素濃度均大于東部行洪道，與本次調(diào)查魚類密度分布的差異一致；而且中部湖區(qū)及君山島附近景區(qū)水質(zhì)較好，水生植物豐富，能為魚類提供較好的覓食場所，因此魚類探測密度高；另一方面東洞庭湖岳陽至鲇魚口水域流速較大，往來航船對魚類產(chǎn)生干擾，魚探儀無法探測到目標，因此探測密度低。

王崇瑞等[9]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，東洞庭湖低水位期魚類資源水平密度分布不均，與本次水聲學調(diào)查結(jié)果顯示魚類密度最大的區(qū)域為扁山—君山區(qū)域，以及謝意軍等[8]的研究結(jié)果一致。這可能與扁山處于江水匯入處的特殊性有關(guān)，F(xiàn)ernandas等[30]認為河流交匯處存在溫度梯度和漩渦，聚集了豐富的營養(yǎng)物質(zhì)和有機物，是獨特的棲息地，因此魚類多樣性更高[31]；另外魚類分布與浮游生物之間具有相關(guān)性，傅園園等[32]對東洞庭湖浮游藻類調(diào)查顯示，11月扁山區(qū)域附近藻類較東洞庭湖其他區(qū)域平均密度大，這也可能是導致扁山區(qū)域魚類平均密度較大的重要原因。

本次漁獲物調(diào)查地點為區(qū)域C，優(yōu)勢種為短頜鱭，平均體長為13.38 cm，而區(qū)域C魚類水聲學調(diào)查平均目標強度轉(zhuǎn)化的魚類體長為10.81 cm，兩種方式調(diào)查結(jié)果基本一致。

3.2 禁漁前后魚類密度分布差異

禁漁前后的調(diào)查結(jié)果均顯示湖區(qū)的魚類密度大于洪道，且2020年禁漁后東洞庭湖調(diào)查水域魚類密度顯著大于2015年禁漁前。與2015年東洞庭湖禁漁期前的調(diào)查結(jié)果相比，本次調(diào)查東洞庭湖魚類目標強度平均值較低，即探測魚類體長較小，可能是由調(diào)查前的四大家魚魚苗增殖放流所致。

禁漁后東洞庭湖魚類密度總體增多，除了增殖放流外，主要原因可能是洞庭湖實施全面禁漁后，禁止商業(yè)捕撈，使魚類資源量得到極大幅度的增加，減少了部分人為干擾，魚類數(shù)量逐漸增多。禁漁制度在保護魚類產(chǎn)卵親體繁殖、魚類資源數(shù)量補充等方面發(fā)揮了重要作用，很大程度上促進了我國漁業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。相關(guān)研究表明，2003年長江實施春禁制度后，上游部分江段單位捕撈努力量漁獲物表現(xiàn)出一定的上升趨勢[33]，下游安慶、常熟等江段的魚類群落結(jié)構(gòu)有所改善，生物多樣性逐步回升[34-35]。2011年珠江開始實施禁漁期制度，伍智等[36]使用魚探儀于禁漁前后對珠江西江段進行探測，結(jié)果顯示禁漁期間魚類密度增加，很大程度上護養(yǎng)了魚類的自然生長，起到了資源保護作用。

此外，東洞庭湖實施禁捕之后，湖區(qū)內(nèi)網(wǎng)箱全部拆除，可調(diào)查面積增大，探測的魚類數(shù)量增多；且2020 年11月東洞庭湖水位較2015 年11 月高，水域體積較大，江湖洄游性魚類尚未出湖，可探測目標也更多。

3.3 展望與不足

使用水聲學方法研究內(nèi)陸淡水湖泊已較成熟，但仍需與傳統(tǒng)漁獲物的方法相結(jié)合。洞庭湖鯉科魚類占主導且大多數(shù)為喉鰾型，因此本次研究使用Foote[19]提出的喉鰾型魚類的TS-體長公式進行轉(zhuǎn)換，但洞庭湖魚類種類較多，缺乏識別個體魚類的TS-體長經(jīng)驗公式，若要利用水聲學識別魚類種類及體型大小還需加強該方面研究。

東洞庭湖有“水漲為湖，水落為洲”的特殊景觀，11 月臨近枯水期，水深較淺。本研究的調(diào)查結(jié)果難以全面、完整地反映禁漁前后東洞庭湖魚類資源量的動態(tài)變化。今后可以在本調(diào)查的基礎(chǔ)上增加豐水期探測；此外，東洞庭湖魚類資源的空間分布與餌料生物等環(huán)境因子密切相關(guān)，本研究中只粗略討論了水深和噪音對魚類的影響，未全面客觀解釋原因，后續(xù)可加強該方面調(diào)查。漁業(yè)資源恢復是個緩慢的過程，且洞庭湖禁漁時期不足一年，若要對洞庭湖禁漁效果進行魚類資源評估需要長期持續(xù)的監(jiān)測和調(diào)查。