收稿日期：2022-04-24""""" 修回日期：2023-11-12

基金項(xiàng)目：國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目（2023YFC3205903）；中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院中央級(jí)公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金（2023TD09）；國(guó)家自然科學(xué)基金（51779105，51979123）；湖北省高

等學(xué)校優(yōu)秀中青年科技創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)計(jì)劃項(xiàng)目（T2020034）。

作者簡(jiǎn)介：熊飛，1977年生，男，教授，主要從事水生態(tài)和魚類保護(hù)研究。E-mail： xf9603@163.com

通信作者：段辛斌，男，研究員。E-mail： duan@yfi.ac.cn

DOI：10.15928/j.1674-3075.202204240141

摘要：探究魚類群落結(jié)構(gòu)空間分布特征及其對(duì)梯級(jí)水電開發(fā)的響應(yīng)，為水電開發(fā)生態(tài)環(huán)境影響評(píng)價(jià)及魚類保護(hù)提供依據(jù)，為長(zhǎng)江“十年禁漁”效果評(píng)估提供本底資料。2016-2018年采用復(fù)合刺網(wǎng)和地籠對(duì)向家壩庫(kù)區(qū)庫(kù)首邵女坪、庫(kù)中綏江和庫(kù)尾檜溪的魚類群落進(jìn)行了7次調(diào)查，探究了建壩后的魚類種類組成、個(gè)體大小、生態(tài)類群及其空間分布特征。調(diào)查共采集到魚類59種，隸屬于6目16科49屬，其中長(zhǎng)江上游特有魚類5種，外來魚類12種。在邵女坪、綏江和檜溪江段分別采集到魚類39、40和39種，Jaccard相似性指數(shù)分析表明，3個(gè)江段魚類群落物種組成為中等相似。相對(duì)重要性指數(shù)（IRI）分析顯示，邵女坪江段魚類群落的優(yōu)勢(shì)種為中華倒刺鲃（Spinibarbus sinensis）和?（Hemiculter leucisclus），綏江江段優(yōu)勢(shì)種為?、鰱（Hypophthalmichthys molitrix）、瓦氏黃顙魚（Pseudobagrus vachelli）和鳙（Aristichthys nobilis），檜溪江段優(yōu)勢(shì)種為瓦氏黃顙魚、鏡鯉（Cyprinus carpio var. specularis）、鯉（Cyprinus carpio）、?、草魚（Ctenopharyngodon idellus）和鯽（Carassius auratus）。NMDS分析顯示，庫(kù)首邵女坪和庫(kù)尾檜溪江段魚類群落差異相對(duì)較大，Bray-Curtis相異指數(shù)為0.59；庫(kù)中綏江與庫(kù)首邵女坪魚類群落更為相似，Bray-Curtis相異指數(shù)為0.41；庫(kù)中綏江和庫(kù)尾檜溪的Bray-Curtis相異指數(shù)為0.46。廣適性魚類是向家壩庫(kù)區(qū)各江段的優(yōu)勢(shì)類群，分別占魚類種類、數(shù)量和重量的57.7%±5.9%、65.2%±20.7%和47.7%±16.1%；從庫(kù)首至庫(kù)尾江段其數(shù)量比分別為43.3%、67.8%和84.5%，呈現(xiàn)逐漸增加趨勢(shì)。向家壩庫(kù)區(qū)漁獲群體體長(zhǎng)為29～655 mm，平均體長(zhǎng)為（128±65） mm，體重為0.1～5 408 g，平均體重為（70±218）g，主要種類（鯉和鏡鯉除外）在不同江段間個(gè)體大小差異顯著（Plt;0.05）。與蓄水前（2011年）相比，金沙江下游魚類群落發(fā)生了顯著變化，流水性的特有魚類減少，外來魚類增多。

關(guān)鍵詞：優(yōu)勢(shì)種；特有魚類；外來魚類；向家壩庫(kù)區(qū)；金沙江下游

中圖分類號(hào)：S931.1""""""" 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A""""""" 文章編號(hào)：1674-3075（2024）04-0082-10

生境破壞是造成生物多樣性喪失的重要原因（Pogson，2015）。大壩修建損害了河流的連續(xù)性，使魚類擴(kuò)散和遷移受阻，改變了原有魚類的適宜生境，從而引起魚類群落的演替（Liermann et al，2012；魏念等，2021）。長(zhǎng)江上游（含金沙江中下游）是我國(guó)水生生物多樣性研究和保護(hù)的熱點(diǎn)地區(qū)（吳江和吳明森，1985；Chen et al，2009），也是水電梯級(jí)開發(fā)集中、河流生境破碎化嚴(yán)重的區(qū)域，石鼓以下干流江段已建成三峽、向家壩、溪洛渡等10余座水電站，導(dǎo)致長(zhǎng)江上游魚類多樣性保護(hù)面臨嚴(yán)峻挑戰(zhàn)（Xie，2003；曹文宣，2017）。金沙江一期工程向家壩電站于2008年10月截流，2012年10月開始蓄水運(yùn)行，其上游的溪洛渡電站于2007年10月截流，2013年5月開始蓄水運(yùn)行。大壩的阻隔、水文水動(dòng)力條件的改變，將直接影響魚類的棲息和繁衍，導(dǎo)致魚類群落的改變，水電梯級(jí)開發(fā)后金沙江下游魚類群落現(xiàn)狀備受關(guān)注。王俊等（2017）依據(jù)2015年6月和10月的調(diào)查報(bào)道了金沙江一期工程建設(shè)后向家壩庫(kù)區(qū)綏江江段的魚類群落結(jié)構(gòu)特征，李婷等（2020）依據(jù)2018年5月的調(diào)查報(bào)道了溪洛渡壩下檜溪江段的魚類生態(tài)類群特征。這些研究表明，在梯級(jí)水電開發(fā)的影響下，金沙江下游向家壩至溪洛渡江段魚類群落結(jié)構(gòu)正在發(fā)生顯著變化。

為了進(jìn)一步全面了解金沙江一期工程建設(shè)后向家壩庫(kù)區(qū)魚類群落結(jié)構(gòu)及空間分布特征，2016-2018年對(duì)向家壩庫(kù)區(qū)庫(kù)首邵女坪、庫(kù)中綏江和庫(kù)尾檜溪等不同江段的魚類群落進(jìn)行了系統(tǒng)調(diào)查，分析了庫(kù)區(qū)魚類群落種類組成、個(gè)體大小、優(yōu)勢(shì)種和生態(tài)類群，探討了魚類群落結(jié)構(gòu)空間分布特征及其對(duì)梯級(jí)水電開發(fā)的響應(yīng)，以期為水電開發(fā)生態(tài)環(huán)境影響評(píng)價(jià)及魚類保護(hù)提供依據(jù)，為長(zhǎng)江“十年禁漁”效果評(píng)估提供本底資料。

1"" 材料與方法

1.1"" 樣點(diǎn)設(shè)置

2016年7月和10月，2017年4月、8月和11月，2018年8月和10月對(duì)金沙江下游向家壩庫(kù)區(qū)魚類群落進(jìn)行了7次調(diào)查，調(diào)查站點(diǎn)包括邵女坪、綏江和檜溪等3個(gè)江段（圖1）。邵女坪位于向家壩庫(kù)區(qū)的庫(kù)首，距向家壩壩址約11 km；綏江位于向家壩庫(kù)區(qū)中部位置，距向家壩壩址約90 km；檜溪位于向家壩庫(kù)區(qū)庫(kù)尾，距向家壩壩址約123 km，距其上游的溪洛渡水電站壩址約33 km。

1.2"" 樣品采集

在當(dāng)?shù)貪O政管理部門辦理科研特許捕撈證后進(jìn)行魚類捕撈作業(yè)。主要作業(yè)網(wǎng)具為復(fù)合刺網(wǎng)和地籠，復(fù)合刺網(wǎng)由4個(gè)不同網(wǎng)目的網(wǎng)片（長(zhǎng)50 m，高2 m）串聯(lián)拼接而成，網(wǎng)目分別為2.0、6.0、10.0和14.0 cm；地籠長(zhǎng)18 m，高0.33 m，寬0.45 m，網(wǎng)目為0.8 cm，每次使用3個(gè)地籠。每個(gè)站點(diǎn)每次連續(xù)調(diào)查7 d，每天作業(yè)時(shí)長(zhǎng)為12 h（6：00 pm-6：00 am）。捕撈收網(wǎng)后，在新鮮狀態(tài)下對(duì)魚類進(jìn)行種類鑒定，并計(jì)數(shù)、稱重。魚類種類鑒定主要參考《四川魚類志》（丁瑞華，1994），對(duì)疑難物種用4%甲醛溶液保存，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)一步核實(shí)?！端拇~類志》未記錄的物種，如果原產(chǎn)地位于長(zhǎng)江上游水系以外，定為外來魚類。魚類生物學(xué)測(cè)量時(shí)體長(zhǎng)精確到1 mm，體重精確到0.1 g，有鱗魚的體長(zhǎng)從吻端測(cè)量到尾部前端的最后1枚鱗片，無鱗魚的體長(zhǎng)從吻端測(cè)量到最后一個(gè)脊椎骨。

1.3"" 數(shù)據(jù)分析

為便于比較魚類群落的空間變化，將不同調(diào)查時(shí)段的漁獲物混合在一起進(jìn)行綜合分析。采用Jaccard相似性指數(shù)（IJS）分析不同江段魚類群落物種組成差異，計(jì)算公式為：

IJS=c/（a+b-c）""""""""""""""""""""""""""""""""" "①

式中：a、b為不同江段魚類群落的物種數(shù)，c為不同江段魚類群落中共有的物種數(shù)。當(dāng)0≤IJSlt;0.25時(shí)，為極不相似；當(dāng)0.25≤IJSlt;0.50時(shí)，為中等不相似；當(dāng)0.50≤IJSlt;0.75時(shí)，為中等相似；當(dāng)0.75≤IJS≤1.00時(shí)，為極相似（Krebs，1999）。

采用相對(duì)重要性指數(shù)（IRI）判斷物種的群落成員型，計(jì)算公式為：

IRI=（N+W）×F×104"""""""""""""""""""""""""""""" ②

F=C/Y"""""""""""""""""""""""""""""" ③

式中：N為物種的數(shù)量比，W為物種的重量比，F(xiàn)為物種在調(diào)查中的出現(xiàn)率，C為物種出現(xiàn)的次數(shù)，Y為魚類調(diào)查的總次數(shù)。當(dāng)IRI≥1000時(shí)，為優(yōu)勢(shì)種；當(dāng)1000gt;IRI≥100時(shí)，為亞優(yōu)勢(shì)種；當(dāng)100gt;IRI≥10時(shí)，為伴生種；當(dāng)IRIlt;10時(shí)，為偶見種（熊飛等，2014）。

基于采樣點(diǎn)和物種個(gè)體數(shù)計(jì)算魚類群落Bray-Curtis相異度指數(shù)（IBC）（Bloom，1981），計(jì)算公式為：

IBC=1-2Cij/（Si+Sj）""""""""""""""""""""""""""""""""""" ④

式中：Si為江段i的物種個(gè)體數(shù)之和，Sj為江段j的物種個(gè)體數(shù)之和，Cij為江段i和江段j共有物種的個(gè)體數(shù)較小值之和。指數(shù)IBC越高，表示兩群落結(jié)構(gòu)差異越大。

通過非度量多維尺度排序（nonmetric multidimensional scaling，NMDS）分析各江段群落結(jié)構(gòu)的差異性。用脅迫系數(shù)（Stress）衡量NMDS圖的優(yōu)劣，Stresslt;0.2時(shí)，表示排序結(jié)果合理。

根據(jù)魚類對(duì)水流生境的偏好將魚類分為流水性、靜水性和廣適性3種不同的生態(tài)類型（肖瓊等，2015）。采用方差分析（ANOVA）比較各主要漁獲種類（各江段的優(yōu)勢(shì)種）在不同江段的個(gè)體大小差異，先進(jìn)行數(shù)據(jù)的方差齊性檢驗(yàn)，若方差齊選用F檢驗(yàn)對(duì)總體方差進(jìn)行檢驗(yàn)，若方差不齊選用Welch檢驗(yàn)，檢驗(yàn)后進(jìn)行均值的多重比較，方差齊選用LSD法，若方差不齊選用Tamhane’s T2法。

2"" 結(jié)果與分析

2.1"" 物種組成

2016-2018年在金沙江下游向家壩庫(kù)區(qū)共采集到魚類59種（表1），隸屬于6目16科49屬。其中，鯉形目魚類種類最多，占魚類物種總數(shù)的61.0%，其次是鲇形目（22.0%）和鱸形目（11.9%），這3個(gè)目的魚類物種數(shù)量占總體的94.9%。鯉形目中以鯉科魚類為主，約占鯉形目魚類物種數(shù)的88.9%；鲇形目中以鲿科魚類為主，約占鲇形目魚類物種數(shù)的61.5%。采集到長(zhǎng)江上游特有魚類5種，占魚類物種數(shù)的8.5%。其中，巖原鯉和圓口銅魚被列入國(guó)家重點(diǎn)野生動(dòng)物保護(hù)名錄（二級(jí)）。采集到外來魚類12種，占魚類物種數(shù)的20.3%。

在庫(kù)首邵女坪江段采集到魚類39種，其中特有魚類2種，外來魚類7種；庫(kù)中綏江江段采集到魚類40種，其中特有魚類2種，外來魚類5種；庫(kù)尾檜溪江段采集到魚類39種，其中特有魚類3種，外來魚類3種。從魚類出現(xiàn)率看，?（Hemiculter leucisclus）和瓦氏黃顙魚（Pseudobagrus vachelli）在3個(gè)江段采樣過程中的出現(xiàn)率均為100%（表1）。邵女坪和綏江江段之間的魚類群落物種組成Jaccard相似性指數(shù)為0.55，邵女坪和檜溪為0.53，綏江和檜溪為0.52，3個(gè)江段魚類群落物種組成均為中等相似。

2.2"" 群落結(jié)構(gòu)

相對(duì)重要性指數(shù)（IRI）分析表明，向家壩庫(kù)區(qū)邵女坪江段魚類群落的優(yōu)勢(shì)種為中華倒刺鲃（Spinibarbus sinensis）和?（表2），綏江江段的優(yōu)勢(shì)種為?、鰱（Hypophthalmichthys molitrix）、瓦氏黃顙魚和鳙（Aristichthys nobilis）（表3），檜溪江段的優(yōu)勢(shì)種為瓦氏黃顙魚、鏡鯉（Cyprinus carpio var. specularis）、鯉（Cyprinus carpio）、?、草魚（Ctenopharyngodon idellus）和鯽（Carassius auratus）（表4）。?是向家壩庫(kù)區(qū)各江段共同的優(yōu)勢(shì)種，數(shù)量比為16.6%～46.0%，重量比為4.9%～20.2%。瓦氏黃顙魚是綏江和檜溪江段的優(yōu)勢(shì)種，數(shù)量比為12.4%～25.7%，重量比為6.9%～9.7%，是邵女坪江段的亞優(yōu)勢(shì)種，數(shù)量比為3.5%，重量比為1.2%。中華倒刺鲃在邵女坪江段為優(yōu)勢(shì)種，其數(shù)量比為12.5%，重量比為40.4%，而在綏江江段為偶見種，在檜溪江段未采集到。

NMDS分析顯示（圖2），庫(kù)尾檜溪江段魚類群落差異相對(duì)較大，Bray-Curtis相異指數(shù)為0.59，庫(kù)中綏江與庫(kù)首邵女坪魚類群落更為相似，Bray-Curtis相異指數(shù)為0.41。綏江與檜溪魚類群落Bray-Curtis相異性數(shù)指數(shù)為0.46。

2.3"" 生態(tài)類群

向家壩庫(kù)區(qū)各江段以廣適性魚類占優(yōu)勢(shì)，占魚類種類的57.7%±5.9%（52.5%～64.1%），占魚類數(shù)量的65.2%±20.7%（43.3%～84.5%），占魚類重量的47.7%±16.1%（37.4%～66.2%）（圖3）；從庫(kù)首至庫(kù)尾江段其數(shù)量比分別為43.3%、67.8%和84.5%，呈現(xiàn)逐漸增加趨勢(shì)。靜水性魚類在各江段的物種比例均較低（10.3%～12.8%），在數(shù)量和重量方面，均表現(xiàn)為綏江gt;邵女坪gt;檜溪。流水性魚類在庫(kù)首邵女坪江段的種類比例最低（23.1%），但其數(shù)量和重量比例在3個(gè)江段中均最高，分別為43.5%和30.1%，庫(kù)中綏江和庫(kù)尾檜溪江段流水性魚類種類、數(shù)量和重量比例差別不大，分別為37.5%和33.3%、8.8%和9.3%、13.5%和14.9%。

2.4"" 個(gè)體大小

向家壩庫(kù)區(qū)主要漁獲種類體長(zhǎng)和體重情況見表5，漁獲群體體長(zhǎng)范圍29～655 mm，平均體長(zhǎng)（128±65）mm，體重范圍0.1～5 408 g，平均體重（70±218）g。最大個(gè)體為草魚，體長(zhǎng)655 mm，體重5 408 g。體長(zhǎng)最小個(gè)體為高體鳑鲏，體長(zhǎng)29 mm，體重0.4 g。體重最小個(gè)體為太湖新銀魚，體長(zhǎng)55 mm，體重0.1 g。方差分析（ANOVA）顯示，向家壩庫(kù)區(qū)鯉和鏡鯉不同江段體長(zhǎng)、體重差異不顯著（Pgt;0.05），其他主要種類在不同江段個(gè)體大?。w長(zhǎng)或體重）差異顯著（Plt;0.05）。

3"" 討論

3.1"" 大壩建設(shè)前后魚類種類變化

歷史上記載金沙江中下游（石鼓-宜賓）有魚類115種，其中向家壩至溪洛渡江段103種，長(zhǎng)江上游特有魚類達(dá)60多種，這里曾是白鱘、中華鱘和長(zhǎng)江鱘等多種長(zhǎng)江上游珍稀、特有魚類的重要產(chǎn)卵場(chǎng)和棲息地（吳江和吳明森，1985）。高少波等（2013）于2008-2011年在金沙江下游（攀枝花-水富）共采集魚類78種，其中特有魚類14種，魚類多樣性呈下降趨勢(shì)。向家壩和溪洛渡等金沙江一期工程的下閘蓄水（2012-2013年），進(jìn)一步加劇了金沙江下游魚類多樣性的喪失（屈霄等，2020）。本研究通過3年的調(diào)查，在金沙江下游向家壩庫(kù)區(qū)累計(jì)調(diào)查到魚類59種，其中長(zhǎng)江上游特有魚類僅5種，表明金沙江下游魚類多樣性特別是特有魚類面臨著嚴(yán)重威脅。本次調(diào)查與向家壩庫(kù)區(qū)蓄水前相比（王俊等，2017），許多流水性魚類（部分為長(zhǎng)江上游特有魚類）已在庫(kù)中難以采集到，如長(zhǎng)鰭吻鮈（Rhinogobio ventralis）、長(zhǎng)薄鰍（Leptobotia elongata）、齊口裂腹魚（Schizothorax prenanti）、細(xì)鱗裂腹魚（S. chongi）、白甲魚（Onychostoma sima）、紅尾荷馬條鰍（H. variegatus）、犁頭鰍（Lepturichthys fimbriata）、中華金沙鰍（Jinshaia sinensis）等，一些物種已經(jīng)在庫(kù)首和庫(kù)中江段逐漸消失，只能在庫(kù)尾流水江段采到，如泉水魚（Pseudogyrincheilus prochilus）、墨頭魚、圓口銅魚、銅魚（C. heterodon）、異鰾鰍鮀（Xenophysogobio boulengeri）、中華沙鰍、中華紋胸鮡（Glyptothorax sinense）等（表6）。長(zhǎng)江上游特有魚類多適應(yīng)激流環(huán)境，棲息于底層或爬附于石上，攝食著生藻類或底棲無脊椎動(dòng)物（劉建康和曹文宣，1992），向家壩水庫(kù)的蓄水改變了這些魚類長(zhǎng)期以來的適宜生境。按0.5～1 m/s的平均流速估算，四大家魚等產(chǎn)漂流性卵魚類的漂流孵化距離約85～170 km（雷歡等，2018）。目前溪洛渡大壩以下水體流速大于0.2 m/s的江段大約65 km（李婷等，2020），不能很好地滿足產(chǎn)漂流性卵魚類繁殖的需求，對(duì)長(zhǎng)鰭吻鮈、長(zhǎng)薄鰍和圓口銅魚等產(chǎn)漂流性卵特有魚類產(chǎn)生了較大影響。因此，大壩的阻隔及流水生境的喪失會(huì)嚴(yán)重影響長(zhǎng)鰭吻鮈、長(zhǎng)薄鰍和圓口銅魚等產(chǎn)漂流性卵等特有魚類的繁殖，導(dǎo)致其不能順利完成生活史，在庫(kù)區(qū)逐漸衰退或消失。

在庫(kù)區(qū)采集到12種外來物種，基本都是蓄水后引入的（表6，序號(hào)16～27）。其中，太湖新銀魚在庫(kù)區(qū)種群發(fā)展很快，已經(jīng)形成了一定規(guī)模的種群數(shù)量，在“十年禁漁”前曾是庫(kù)區(qū)拖網(wǎng)的主要捕撈對(duì)象。本研究由于網(wǎng)具的選擇性，在漁獲物中僅偶見。丁鱥、鏡鯉、梭鱸、加州鱸、尼羅羅非魚等物種在庫(kù)區(qū)不同江段采集到，這些魚類多為養(yǎng)殖品種，可能來自養(yǎng)殖逃逸或棄養(yǎng)。研究表明，建壩后壩上河流魚類物種豐富度較低，外來魚類比例增加（Jellyman amp; Harding，2012），水壩密度高的流域支持更高的外來魚類多樣性，而水壩密度低的流域支持更高的土著魚類多樣性（Pool et al，2010）。

3.2"" 大壩建設(shè)前后魚類群落結(jié)構(gòu)的變化

水庫(kù)蓄水不可避免帶來魚類群落結(jié)構(gòu)的改變，蓄水初期往往因?yàn)樗疁馗淖?、生境多樣性降低、產(chǎn)卵場(chǎng)不足或減少、餌料缺乏及種間競(jìng)爭(zhēng)等因素導(dǎo)致魚類物種多樣性降低和群落變得簡(jiǎn)單化（Paller et al，1992）。向家壩水庫(kù)蓄水前（2011年），綏江江段的優(yōu)勢(shì)種為瓦氏黃顙魚、圓口銅魚、光澤黃顙魚等，蓄水初期（2015年）草魚、鳙、圓口銅魚、鰱等占優(yōu)勢(shì)（王俊等，2017）。本研究顯示，隨著蓄水時(shí)間增加，庫(kù)區(qū)綏江江段魚類優(yōu)勢(shì)種逐步演替為以廣適性和靜水性魚類，如?、鰱、瓦氏黃顙魚和鳙等為主。蓄水前，圓口銅魚的重量和數(shù)量比分別為13.0%和24.3%，蓄水初期（2015年）下降到4.2%和16.0%，本研究顯示，目前圓口銅魚在綏江江段基本消失，在上游的流水江段（檜溪）還有一定數(shù)量，在漁獲群體中的重量比約1.7%，數(shù)量比約0.6%。與蓄水前相比，靜水性種類?發(fā)展為第一優(yōu)勢(shì)種，蓄水前重量、數(shù)量比分別為0.7%和1.6%，現(xiàn)在增加到20.2%和46%。總體上，向家壩水庫(kù)蓄水后魚類群落發(fā)生了顯著變化，主要表現(xiàn)在：適應(yīng)流水環(huán)境的物種，特別是長(zhǎng)江上游特有魚類正在庫(kù)區(qū)逐漸消失或衰退，外來魚類種類在增加，廣適性和靜水性物種的優(yōu)勢(shì)度在增加。

本研究顯示，庫(kù)首邵女坪和庫(kù)尾檜溪江段魚類群落差異相對(duì)較大，庫(kù)中綏江與庫(kù)首邵女坪魚類群落更為相似，這與其所處的生境條件有關(guān)，庫(kù)首邵女坪江段和庫(kù)中綏江江段均處于湖相段，而庫(kù)尾的檜溪處于河相段（李婷等，2020）。蓄水后，隨著河流生境向庫(kù)區(qū)生境的轉(zhuǎn)變，對(duì)流水性魚類的生存不利。在庫(kù)首邵女坪江段，流水性魚類的種類比例最低，但其數(shù)量和重量比例最高，主要是受優(yōu)勢(shì)種中華倒刺鲃的影響。在當(dāng)?shù)貪O政管理部門了解到，向家壩庫(kù)區(qū)蓄水后，庫(kù)區(qū)網(wǎng)箱養(yǎng)殖活動(dòng)發(fā)展很快，中華倒刺鲃是邵女坪江段主要的網(wǎng)箱養(yǎng)殖品種之一，2016-2018年當(dāng)?shù)卣畬?duì)網(wǎng)箱養(yǎng)殖開展了專項(xiàng)清理行動(dòng)。網(wǎng)箱養(yǎng)殖的逃逸或棄養(yǎng)，可能是導(dǎo)致流水性魚類中華倒刺鲃為庫(kù)首邵女坪江段優(yōu)勢(shì)種的主要原因。鰱、鳙等在漁獲物中占有一定的優(yōu)勢(shì)，可能主要與庫(kù)區(qū)的人工增殖放流活動(dòng)有關(guān)。

3.3" "魚類資源保護(hù)與管理對(duì)策建議

向家壩庫(kù)區(qū)蓄水后，增加了外來魚類的入侵風(fēng)險(xiǎn)。應(yīng)加強(qiáng)生物入侵知識(shí)的宣傳普及，提高湖區(qū)居民生物安全意識(shí)，防止由放生、棄養(yǎng)等途徑引入外來魚類。規(guī)范和管控庫(kù)區(qū)及周邊水域的人工養(yǎng)殖活動(dòng)，防止因養(yǎng)殖魚類逃逸造成外來魚類入侵。對(duì)庫(kù)區(qū)外來魚類進(jìn)行監(jiān)測(cè)和研究，掌握其種群動(dòng)態(tài)和生態(tài)影響，建立外來種信息和預(yù)警系統(tǒng)。

本研究及李婷等（2020）的調(diào)查表明，溪洛渡壩下流水江段還存在圓口銅魚等長(zhǎng)江上游特有魚類，但數(shù)量極少，應(yīng)加強(qiáng)該江段魚類資源的保護(hù)和管理。一方面，可通過梯級(jí)水庫(kù)聯(lián)合生態(tài)調(diào)度，提供滿足產(chǎn)漂流性卵魚類生活和繁殖的生態(tài)流量，另一方面，結(jié)合小水電清理整改行動(dòng)，加強(qiáng)對(duì)可能為特有魚類提供替代生境的庫(kù)區(qū)支流的保護(hù)，如西寧河、中都河和大汶溪等（高少波，2014；張雄等，2014）。另外，針對(duì)產(chǎn)黏性卵魚類，可以在合適水域通過設(shè)置人工魚巢，模擬自然生態(tài)環(huán)境，為其提供適宜的產(chǎn)卵和孵化生境。2021年長(zhǎng)江“十年禁漁”正式開始實(shí)施，這將有效促進(jìn)向家壩庫(kù)區(qū)魚類資源恢復(fù)和魚類多樣性保護(hù)。

志謝：江漢大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院2015級(jí)本科生蔡金和2016級(jí)碩士研究生文函宇參與部分野外調(diào)查工作，謹(jǐn)表謝意。

參考文獻(xiàn)

曹文宣， 2017. 長(zhǎng)江上游水電梯級(jí)開發(fā)的水域生態(tài)保護(hù)問題[J]. 長(zhǎng)江技術(shù)經(jīng)濟(jì)，（1）：25-30.

丁瑞華， 1994. 四川魚類志[M]. 成都：四川科學(xué)技術(shù)出版社.

高少波， 2014. 金沙江下游支流大汶溪魚類資源現(xiàn)狀與保護(hù)對(duì)策[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志，35（6）：16-23.

高少波， 唐會(huì)元， 喬曄， 等， 2013. 金沙江下游干流魚類資源現(xiàn)狀研究[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志，34（1）：44-49.

雷歡， 謝文星， 黃道明， 等， 2018. 丹江口水庫(kù)上游梯級(jí)開發(fā)后產(chǎn)漂流性卵魚類早期資源及其演變[J]. 湖泊科學(xué)，30（5）：1319-1331.

李婷， 唐磊， 王麗， 等， 2020. 溪洛渡至向家壩河段水電開發(fā)下魚類種群分布及生態(tài)類型變化[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，40（4）：1473-1485.

劉建康， 曹文宣， 1992. 長(zhǎng)江流域的魚類資源及其保護(hù)對(duì)策[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，1（1）：17-23.

屈霄， 郭傳波， 熊芳園， 等， 2020. 梯級(jí)開發(fā)下金沙江下游魚類群落結(jié)構(gòu)特征及環(huán)境驅(qū)動(dòng)因子[J]. 水生態(tài)學(xué)雜志，41（6）：46-56.

王俊， 蘇巍， 楊少榮， 等， 2017. 金沙江一期工程蓄水前后綏江段魚類群落多樣性特征[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，26（3）：394-401.

魏念， 張燕， 吳凡， 等， 2021.三峽庫(kù)區(qū)魚類群落結(jié)構(gòu)現(xiàn)狀及變化[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，30（8）：1858-1869.

吳江， 吳明森， 1985. 關(guān)于金沙江石鼓到宜賓段魚類資源的概況及其利用問題[J]. 西南師范學(xué)院學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），（1）：80-87.

肖瓊， 楊志， 唐會(huì)元， 等， 2015. 烏江下游干流魚類物種多樣性及其資源保護(hù)[J]. 生物多樣性，23（4）：499-506.

熊飛， 劉紅艷， 段辛斌， 等， 2014. 長(zhǎng)江上游江津江段魚類群落結(jié)構(gòu)及資源利用[J]. 安徽大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），38（3）：94-102.

張雄， 劉飛， 林鵬程， 等， 2014. 金沙江下游魚類棲息地評(píng)估和保護(hù)優(yōu)先級(jí)研究[J]. 長(zhǎng)江流域資源與環(huán)境，23（4）：496-503.

Bloom S A， 1981. Similarity indicies in community studies： potential pitfalls[J]. Marine Ecology Progress Series，5（2）：125-128.

Chen D Q， Xiong F， Wang K， et al， 2009. Status of research on Yangtze fish biology and fisheries[J]. Environmental Biology of Fishes，85：337-357.

Jellyman P G， Harding J S， 2012. The role of dams in altering freshwater fish communities in New Zealand[J]. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research，46（4）：475-489.

Krebs C J， 1999. Ecological Methodology[M]. New York： Harper Collins.

Liermann C R， Nilsson C， Robertson J， et al， 2012. Implications of dam obstruction for global freshwater fish diversity[J]. BioScience，62（6）：539-548.

Paller H M， Gladden J B， Heuer J H， 1992. Development of the fish community in a new south Carolina reservoir[J]. American Midland Naturalist，128：95-114.

Pogson B， 2015. Habitat fragmentation reduces biodiversity[J]. Science，347（6228）：1325.

Pool T K， Olden J D， Whittier J B， et al， 2010. Environmental drivers of fish functional diversity and composition in the Lower Colorado River Basin[J]. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences，67（11）：1791-1807.

Xie P， 2003. Three-Gorges Dam： risk to ancient fish[J]. Science，302：1149-1151.

（責(zé)任編輯"" 熊美華）

Spatial Pattern of Fish Community Structure in Xiangjiaba Reservoir

on the Lower Jinsha River

XIONG Fei1， 2， GUO Qi1， ZHANG Wei1， LIU Hong‐yan1， 2， ZHAI Dong‐dong1，2，

DUAN Xin‐bin3， TIAN Hui‐wu3， CHEN Da‐qing3

（1. School of Life Sciences， Hubei Engineering Research Center for Protection and Utilization of Special

Biological Resources in the Hanjiang River Basin， Jianghan University， Wuhan 430056， P. R. China;

2. Hubei Key Laboratory of Environmental and Health Effects of Persistent Toxic Substances，

Jianghan University， Wuhan 430056， P. R. China;

3. Yangtze River Fisheries Research Institute， Chinese Academy of Fishery Science，

Wuhan 430223， P. R. China）

Abstract：In this study， we explored the impacts of cascaded hydropower development on the fish community in the lower Jinsha River. The study was based on an investigation of fish community structure conducted from 2016 to 2018， focusing on species composition， body size， dominant species， ecological groups， and spatial distribution. The investigation， that included seven fish surveys， was conducted using multiple gill nets and cages in the Shaonvping， Suijiang and Huixi sections of the lower， middle and upper streams of Xiangjiaba Reservoir. A total of 59 fish species belonging to 49 genera， 16 families and 6 orders were collected， among which there were 5 species endemic to the upper Yangtze River and 12 exotic species. There were 39， 40 and 30 fish species collected in the Shaonvping， Suijiang and Huixi sections， respectively. The Jaccard index of similarity showed that fish species composition in the three sections were at a medium level. The relative importance index （IRI） showed that Spinibarbus sinensis and Hemiculter leucisclus were the dominant species in the Shaonvping section， H. Leucisclus， Hypophthalmichthys molitrix， Pseudobagrus vachelli and Aristichthys nobilis were dominant in the Suijiang section， and P. vachelli， Cyprinus carpio var. specularis， Cyprinus carpio， H. leucisclus， Ctenopharyngodon idellus and Carassius auratus were dominant in the Huixi section. Nonmetric multidimensional scaling （NMDS） showed that fish community structure between the Shaonvping and Huixi sections was more dissimilar with a Bray-Curtis dissimilarity index of 0.59， while the fish community structure between the Suijiang and Shaonvping sections were more similar with a Bray-Curtis dissimilarity index of 0.41. The Bray-Curtis dissimilarity index between the Suijiang and Huixi sections was 0.46. Eurytopic species dominated the Xiangjiaba Reservoir， accounting for 57.7%±5.9% of the total species number， 65.2%±20.7%" in abundance and 47.7%±16.1% in total catch weight. The abundance percentages of the eurytopic species were 43.3% in Shaonvping， 67.8% in Suijiang and 84.5% in Huixi sections， displaying an increasing trend from the lower to upper streams of the reservoir. Body length and weight ranges were 29-655 mm and 0.1-5 408 g， with mean values （±SD） of （128±65） mm and （70±218） g. Body size of the primary species was significantly different among the three sections of the reservoir， except for C. carpio var. specularis and C. carpio （Plt;0.05）. In conclusion， fish community structure in the lower Jinsha River has changed dramatically since reservoir impoundment in 2011， and diversity among endemic species has decreased and increased among exotic species. Our results provide a basis for ecological impact assessment of cascaded hydropower projects and fish protection in the lower Jinsha River and information for assessing the effectiveness of the \"ten-year fishing ban\" in the Yangtze River.

Key words：dominant species; endemic fish species; exotic fish species; Xiangjiaba Reservoir; the lower Jinsha River