中華鱘資源及其遺傳多樣性研究進展

孫麗婷，趙 峰，張 濤，莊 平

(1.長江口漁業生態重點實驗室，中國水產科學研究院東海水產研究所， 上海 200090； 2.上海海洋大學，水產與生命學院， 上海 201306)

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中華鱘資源及其遺傳多樣性研究進展

孫麗婷1,2，趙 峰1*，張 濤1，莊 平1

(1.長江口漁業生態重點實驗室，中國水產科學研究院東海水產研究所， 上海 200090； 2.上海海洋大學，水產與生命學院， 上海 201306)

中華鱘(Acipensersinensis)是我國特有的典型江海洄游性魚類，現主要分布于東南沿海大陸架和長江中下游干流。自二十世紀后期，因過度捕撈和棲息地退化，中華鱘野生資源量迅速下降，瀕臨滅絕，被列為國家一級水生野生保護動物。文中總結了自葛洲壩建壩以來中華鱘資源量變動狀況及其遺傳多樣性研究進展，為中華鱘種群資源及遺傳多樣性研究提供了基礎數據，并對今后的保護研究提出了建議。

中華鱘； 資源量； 遺傳多樣性； 物種保護

中華鱘(Acipensersinensis)是我國一級水生野生保護動物，隸屬于鱘形目(Acipenseriformes)，鱘科(Acipenseridae)，鱘屬(Acipenser)。中華鱘作為古老而珍稀的軟骨硬磷魚類，在生物進化、地球變遷等方面具有重要的學術研究價值，同時,作為長江流域重要的旗艦物種，也具有極其重要的生態研究價值。

本文總結近幾十年中華鱘野生資源變動情況，分析了葛洲壩截流以來中華鱘產卵洄游群體的變化、自然繁殖和人工增殖放流對群體補充的貢獻。介紹了中華鱘遺傳多樣性的研究方法和成果，并對中華鱘資源衰退現象做出分析，以期對今后中華鱘的保護和種群恢復提供一定的參考。

1 中華鱘資源

中華鱘是典型的江海洄游性魚類，在漫長復雜的生活史中，環境變化和人類活動的影響，尤其是近幾十年來長江水利工程建設、長江航運、漁業捕撈和水體污染對其生存造成了巨大的威脅，種群衰減趨勢嚴重，2013～2014年連續兩年未在葛洲壩下產卵場觀測到中華鱘產卵活動，中華鱘野生種群生存狀況堪憂。

1.1 洄游分布與關鍵棲息地

歷史上，中華鱘廣泛分布于我國黃海北部海洋島至海南島萬寧縣近海，長江、珠江、閩江、甌江、錢塘江和黃河流域，在長江上游和珠江流域的西江均有產卵場。朝鮮西海岸和日本九州也有中華鱘捕撈記錄[1]。目前，中華鱘在珠江、黃河及閩江已絕跡，僅分布于我國東海岸、朝鮮半島西海岸和長江流域[2, 3]。

葛洲壩修建前，在長江上游金沙江附近約800 km江段存在中華鱘產卵場十余處[4]。截流后僅在葛洲壩下一處產卵場監測到中華鱘的自然繁殖活動[5]。據2013～2015年產卵場至長江口監測數據推測，中華鱘可能在長江流域某處形成新的產卵場[6-8]。

中華鱘為大型江海洄游性魚類。每年6～8月，成年中華鱘由東海聚集到長江口溯江洄游，翌年10～11月在上游產卵場繁殖，全段歷程超過5 000 km[6]，葛洲壩截流后縮短了900～1 700 km。產后親魚即返回海洋。仔魚孵化后于翌年5月到達長江口索餌育肥，滯留約3個月進入東海，主要分布在崇明島東北部的灘涂[9]。

1.2 群體數量變動

1.2.1 繁殖群體數量變動

1972～1980年未禁捕時，長江全流域中華鱘成體捕獲量為394～636尾(77.55 t)，年均517尾[3, 10]。葛洲壩修建后，1981年于壩下捕獲中華鱘1 002尾，壩上161尾；1982年捕獲642尾[11]。自1983年起，我國全面禁止商捕中華鱘[12]。

據估算，1982年長江中華鱘資源量為2 176尾，95%置信區間為996～5 933尾[13]。1984年中華鱘繁殖群體資源量為2 547尾，95%置信區間為1 956～3 138尾。據1981～1990年捕撈數據估算，中華鱘10年平均資源量1348尾，年際增長率從1981年的6.29降至1984年后的0.79～0.96[14]。中華鱘繁殖群體數量整體呈現下降趨勢，從1998年680尾降至2002年300余尾[3]；2005～2008年維持在200余尾，2009年僅72尾，2010～2012年回升至200尾左右，2014年下降到57尾[15]。

1.2.2 幼魚數量變動

20世紀60年代，中華鱘在長江口崇明水域捕獲量較大，為重要漁業資源。葛洲壩截流后，親魚產卵洄游途徑受阻，3年內幼魚數量急劇衰退，資源量減少97%左右[13]。柯福恩等[16]研究顯示，從1981到1999年，中華鱘幼魚補充群體和親鱘補充群體分別減少了80%和90%左右。據估算，1998～2001年長江中華鱘幼魚資源總量約18.3～86.5萬尾[5]，2004～2008年約1.2～10萬尾[9]。根據長江口監測數據，1988～1992年長江中華鱘幼鱘數量較多，1993～2000年呈下降趨勢，2001～2003年略有回升，2004年后數量波動較大。根據河口監測數據[17]，2006年幼鱘誤捕數量2 100尾，2007年僅29尾，2008年205尾，2011年14尾，2012年躍升至467尾，2013年降至66尾；至2014年長江口未監測到任何幼鱘。2015年4～9月，監測到有3 000余尾中華鱘出現在長江口[7]。年際間幼鱘數量極不穩定，總體下降趨勢明顯。

1.3 群體補充

建壩后中華鱘原產卵洄游路徑被阻隔，大量繁殖個體撞壩死亡，部分放棄產卵，補充群體不足。目前，中華鱘資源補充主要有自然繁殖和人工增殖放流兩種方式。人工增殖放流個體在自然群體中的貢獻率極低，長江中華鱘群體數量補充仍然依靠其自然繁殖活動。

1.3.1 自然繁殖

中華鱘性成熟個體于9～11月洄游至長江上游產卵場進行繁殖。產卵場環境要求高，需在水溫18.0～20.5 ℃、含沙量0.715～0.915 kg/m3、流速為2.2～2.6 m/s、透明度為4～6 cm、pH 8、溶氧量9.2 m/L、水深5～19.8 m的河道環境[1]。產黏著沉性卵，于河底石礫上孵化。受精卵在水溫17～18 ℃時經123～140 h孵化。

中華鱘生活周期長、性成熟遲，繁殖群體年齡雄性為9～22齡、雌性14～27齡[1]。葛洲壩截流后，繁殖季節中華鱘個體年齡從截流初期的19.0～20.7增長到2003～2004年的21.1～22.7，平均體長、體重均有顯著增長[11]。繁殖群體結構呈現出老齡化，補充群體減少。雌雄性比從初期的1.10∶1下降至0.63∶1[11, 18]。2003～2004年性比上升至5.86∶1[11]，雄魚數量大幅減少，雌雄性比失調。

1984年葛洲壩下產卵場調查顯示，壩下部分產卵群體性腺退化，親魚性腺發育成熟個體比例逐年降低，多數年份低于50%[18]。90年代后，性成熟個體比例急劇下降，平均值略高于10%。雌鱘絕對懷卵量從截流初期平均64.5萬粒[4]減少到1998～2004年的平均35.8萬粒[19]，群體產卵總量也在下降[20]。繁殖季節內平均產卵頻率從1984～2003年的1.8下降至2004～2012年的1.1[6]。

中華鱘存在至少2年的繁殖間期[3]，在其漫長的生活周期中，性比失衡、性腺退化、繁殖力降低的現象對種群延續和種質資源保存極其不利。其漫長的生活周期中，性比失衡、性腺退化、繁殖力降低對中華鱘種群延續和種質資源保存極其不利。2003年三峽大壩蓄水，在中華鱘繁殖季節觀察到親鱘體質下降，產卵時間推遲[9]，受精率降低[21, 22]、孵化率和仔魚成活率過低等現象。仔魚成活率過低等現象；并在2004年監測到長江口中華鱘幼魚出現的時間延遲。這些現象表明大壩蓄水直接對中華鱘的自然繁殖活動造成了影響。2004年長江口中華鱘幼魚出現時間延遲[9]。大壩蓄水引起長江流域的水文條件變化直接對中華鱘的自然繁殖活動造成了影響。

1.3.2 人工增殖放流

葛洲壩截流后，針對壩下親魚減少和幼魚資源衰退的現象，科研機構開展中華鱘的人工增殖放流活動，對中華鱘群體進行補充。自1983年壩下中華鱘人工繁殖獲得成功[23]，截至2014年，相關科研及管理部門向長江放流的中華鱘累計超過600萬尾。

盡管放流規模很大，但目前人工放流對中華鱘種群恢復貢獻率很低。1999年和2000年人工放流的貢獻率分別為2.3%和0.9%[24]。微衛星標記實驗顯示2000年度人工放流群體貢獻率僅0～1.9%[25]。根據標志重捕實驗，人工放流8～10 cm幼鱘在長江口所占比例在1.71%～3.03%之間[26]；10～15 cm幼鱘10萬尾在長江口的貢獻率不到5%[5, 27]。在現有技術和規模下，中華鱘的人工增殖放流收效甚微，對自然群體僅有微弱的補充作用。

2 中華鱘的遺傳多樣性

遺傳多樣性(genetic diversity)是物種多樣性和生態系統多樣性的基礎。物種遺傳多樣性越豐富，物種對外界變化的適應能力越強。研究中華鱘的遺傳多樣性可以反映其在魚類進化史上的重要作用，分析其進化潛力，并有助于對其瀕危狀況進行分析研究，為其物種保護提供重要參考。近年，中華鱘野生群體生存狀況堪憂，物種瀕臨滅絕，充分了解中華鱘的遺傳結構和遺傳多樣性對監測和保護工作具有非常重要的意義。

2.1 蛋白質水平

魚類蛋白質多樣性的研究多數集中在糖蛋白、同工酶、肌肉蛋白、血清蛋白和血紅蛋白等。利用蛋白質電泳技術，根據蛋白質的結構差異和遷移率的不同來研究生物的遺傳變異。1999年張四明等[28]采用蛋白質電泳對中華鱘的天然群體進行蛋白質遺傳多樣性的研究：55個樣本的15種蛋白質，多態座位比例(P)3.90%，遺傳雜合度(H)0.04。研究結果與其他魚類比較，中華鱘在蛋白質水平上遺傳變異貧乏。

2.2 DNA分子水平

分子遺傳標記廣泛應用于生物遺傳多樣性的研究，一般不受環境因素影響，多態性廣泛分布于整個基因組。從分子水平上研究生物多樣性結果穩定可靠、可重復性較好。目前，中華鱘DNA分子遺傳多樣性的研究主要集中在線粒體DNA(Mitochondrial DNA; mtDNA)、隨機擴增多態性DNA(Randomly Amplified Polymorphic DNA; RAPD)和微衛星(Microsatellite)標記。

2.2.1 線粒體DNA(mtDNA )

mtDNA結構簡單，半自主復制，進化速度較快，作為一種母性遺傳的分子標記被廣泛應用于生物遺傳多樣性研究，主要采用線粒體的D-loop區、CoⅠ、細胞色素b、12rRNA、16rRNA等基因。中華鱘的D-loop區存在數目不等的串聯重復序列，并造成個體內的mtDNA長度異質性和個體間的長度多態現象[29]。張四明等[30]使用D-loop區作為分子標記對1995～2000年的中華鱘進行研究，106個樣本共36個單倍型，33個多態位點，單倍型多樣性0.949±0.010，年度間樣本遺傳多樣性差異很小。向燕[31]使用mtDNA控制區D-loop序列作為分子標記研究鱘魚養殖的親魚的遺傳多樣性，其中中華鱘的單倍型多樣性(Hd)為0.2，核苷酸多樣性(Pi)為0.00 728，單倍型間遺傳距離為0.03 736。

2.2.2 隨機擴增多態性DNA(RAPD)

RAPD是以PCR技術為基礎，利用樣品DNA和人工隨機合成的寡聚核苷酸序列引物對整個未知序列的基因組DNA進行PCR擴增，產生多態性DNA片段。該技術因技術簡單、引物無種屬限制、成本低被廣泛應用于遺傳多樣性研究。張四明[32]對1995～1997年共70尾長江中華鱘進行遺傳分析，3年樣本遺傳多樣性指數(H)0.0 334，中華鱘天然群體核DNA遺傳多樣性較低。曾勇[27]通過RAPD技術研究2000年中華鱘幼魚多樣性，個體間平均遺傳距離0.0 176，遺傳多樣性指數(H)為0.0 261，遺傳多樣性低于截流前數據。楊紅等[33]應用RAPD技術對中華鱘野生與養殖群體的遺傳多樣性進行分析，野生中華鱘群體遺傳多樣性略高于人工養殖中華鱘群體，2009年樣本的遺傳多樣性明顯偏低。曹波[34]通過RAPD研究野生、人工養殖中華鱘的遺傳多樣性，野生與養殖群體的多態位點比例分別為43.16%和33.68%，野生中華鱘群體間平均遺傳距離為0.127，遺傳相似率87.3%，人工養殖品種在遺傳上有一定退化，養殖群體已經對野生群體造成了影響。

2.2.3 微衛星標記

微衛星DNA又稱簡單重復序列(simple sequence repeat, SSR)，SSR指少數幾個(1～6)堿基對的短串聯重復序列，廣泛分布于整合生物基因組內，作為遺傳標記應用于生物群體內遺傳多樣性研究。中華鱘的微衛星引物最初來自于相近種類，朱濱[35]對25對來自湖鱘和鏟鱘的微衛星引物進行篩選，得到4對多態性較高的引物，用于分析中華鱘群體的遺傳變異。趙娜[25]對1999～2001年的60尾中華鱘成體研究后得到，截流前出生的中華鱘觀測雜合度0.5 385±0.0 959，低于洄游魚類平均統計值，中華鱘表現為遺傳多樣性貧乏。朱濱[36]使用AFLP從中華鱘基因組文庫中快速分離50對引物，46對具有高度多態性，在8個野生中華鱘樣本中檢出246個等位基因，平均觀測雜合度0.13～1.00。辛苗苗[37]對3個中華鱘養殖群體2014年的215個樣本進行遺傳多樣性分析，平均期望雜合度0.790～0.802，平均Shannon-Wiener多樣性指數1.830～1.953，無近親繁殖現象。根據長江三峽工程生態和環境監測公報[15]，2010年長江口中華鱘幼鱘觀測雜合度0.89～0.97，期望雜合度0.80～0.87，Hardy-Weinberg遺傳偏離指數0.045～0.170，2011～2013年間，長江口幼鱘各位點等位基因和有效等位基因數之間相差較近，平均觀測雜合度和期望雜合度均無較大變化。

盡管中華鱘天然群體遺傳多樣性偏低，但不同年度群體間遺傳差異不明顯，年度間樣本遺傳穩定。截流后中華鱘遺傳多樣性有微弱的下降，但依然能夠維持群體的遺傳多樣性水平。中華鱘漫長的生活周期和繁殖間期導致洄游群體年齡和世代結構的復雜性，減少了遺傳多樣性驟然喪失的風險，有助于維持整個種群的遺傳多樣性。

3 展望

中華鱘個體大，初次性成熟遲，性周期長達數年，生殖洄游路徑長，產卵場環境要求高，資源極易遭受破壞且不易恢復。葛洲壩等水利工程對中華鱘的洄游和繁殖環境造成巨大的影響；長江水體污染導致其他水生生物減少，使中華鱘天然食物資源衰退；水體中的銅、砷、鎘、鉛等重金屬污染物會隨著食物鏈富集，造成幼鱘生長繁殖異常、畸變甚至死亡。由于產卵場范圍狹小，敵害魚類密度高，受精卵密集，孵化時間長，壩下產卵場中華鱘卵有90%以上被敵害魚類吞食[38]。此外，幼鱘在長江口滯留期間，大量個體被淺灘中的網具誤捕致死。

中華鱘天然存在遺傳多樣性偏低現象，但其在二十世紀六七十年代仍有每年幾十t的捕撈量，表明其群體遺傳多樣性貧乏能夠維持較大的種群數量，并不會導致其物種滅絕。人類活動對其生境造成的破壞才是使中華鱘瀕危甚至滅絕的主要因素。盡管中華鱘對環境變化具有非凡的適應能力，但愈加惡化的環境最終會導致其到達適應極限而滅絕，中華鱘保護工作形勢嚴峻。

2013～2014年，壩下產卵場未監測到中華鱘繁殖活動，但2015年4～9月長江口陸續出現大量中華鱘幼魚。專家推測在長江流域未知江段可能形成了新的產卵場[6, 8]。當前葛洲壩下產卵場范圍狹窄，限制了自然繁殖規模，若能在長江流域開辟其他的產卵場，將對中華鱘自然繁殖極其有利。

幼魚孵化后，溯流而下至長江口攝食肥育和進行生理適應性調節，在生長過程中各種餌料生物的多樣性和豐富度、長江口的水域環境和水生生物資源也影響到幼魚的存活率。在長江流域中，應對重要種群和生境進行保護和恢復，對現有資源進行有效評估，控制捕撈，同時發展生態修復工程，保障長江流域生態系統的健康和和諧發展。

目前，應用分子生物學技術對中華鱘的群體遺傳多樣性研究較為深入，應建立遺傳多樣性監測體系，利用現有資源和技術手段全面掌握中華鱘種群的遺傳結構，科學有效地監測中華鱘繁殖群體的世代結構和放流遺傳關系。在細胞水平上建立中華鱘冷凍精子庫和中華鱘生殖干細胞保存庫，以保障中華鱘種群遺傳資源和多樣性恢復。

[1] 張世義. 中國動物志 硬骨魚綱[M]. 科學出版社, 2001: 34-36.

[2] ZHANG H, WANG C Y, YANG D G,etal. Spatial distribution and habitat choice of adult Chinese sturgeon (AcipensersinensisGray, 1835) downstream of Gezhouba Dam, Yangtze River, China[J]. Journal of Applied Ichthyology, 2014, 30(6): 1483-1491.

[3] 陳細華. 鱘形目魚類生物學與資源現狀[M]. 北京: 海洋出版社, 2007.

[4] 四川省長江水產資源調查組著. 長江鱘魚類生物學及人工繁殖研究[M]. 成都：四川科學技術出版社, 1988.

[5] 危起偉. 中華鱘繁殖行為生態學與資源評估[D]. 中國科學院水生生物研究所, 2003.

[6] ZHUANG P, ZHAO F, ZHANG T,etal. New evidence may support the persistence and adaptability of the near-extinct Chinese sturgeon[J]. Biological Conservation, 2016, 193: 66-69.

[7] WU J M, WANG C Y, ZHANG H,etal. Drastic decline in spawning activity of Chinese sturgeon,AcipensersinensisGray 1835, in the remaining spawning ground of the Yangtze River since the construction of hydrodams[J]. Journal of Applied Ichthyology, 2015, 31(5): 839-842.

[8] 趙峰，莊平，張濤，等. 中華鱘幼魚到達長江口時間新記錄[J]. 海洋漁業, 2015, 37(3): 288-292.

[9] 莊平.長江口中華鱘自然保護區科學考察與綜合管理[M]. 北京：海洋出版社, 2009.

[10] 周興華，向梟，陳建. 中華鱘的研究進展[J]. 水利漁業, 2001, 21(3): 1-3.

[11] 危起偉，陳細華，楊德國，等. 葛洲壩截流24年來中華鱘產卵群體結構的變化[J]. 中國水產科學, 2005, 12(4): 452-457.

[12] WEI Q, KE F, ZHANG J,etal. Biology, fisheries, and conservation of sturgeons and paddlefish in China[J]. Springer Netherlands,1997,17(1-4): 241-255.

[13] 柯福恩，胡德高，張國良. 葛洲壩水利樞紐對中華鱘的影響——數量變動調查報告[J]. 淡水漁業, 1984(3): 16-19.

[14] 黃真理. 利用捕撈數據估算長江中華鱘資源量的新方法[J]. 科技導報, 2013,31(13): 18-22.

[15] 長江三峽工程生態和環境監測公報[EB/OL]. (2016-5-27)[2016-11-10].http://www.zhb.gov.cn/hjzl/shj/sxgb/.

[16] 柯福恩. 論中華鱘的保護與開發[J]. 淡水漁業, 1999,29(9): 4-8.

[17] 陳錦輝，劉健，吳建輝，等. 長江口中華鱘幼鱘補充量波動特征分析[J]. 上海海洋大學學報,2016, 25(3):381-387.

[18] 鄧中粦，余志堂，許蘊玕，等. 中華鱘年齡鑒別和繁殖群體結構的研究[J]. 水生生物學集刊, 1985,9(2): 99-110.

[19] LIU J Y, WEI Q W, CHEN X H,etal. Reproductive biology and artificial propagation ofAcipensersinensisbelow Gezhouba Dam[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2007, 18(6): 1397-1402.

[20] 陶江平，喬曄，楊志，等. 葛洲壩產卵場中華鱘繁殖群體數量與繁殖規模估算及其變動趨勢分析[J]. 水生態學雜志, 2009,2(2): 37-43.

[21] 班璇，李大美. 大型水利工程對中華鱘生態水文學特征的影響[J]. 武漢大學學報(工學版), 2007, 40(3): 10-13.

[22] 農業部淡水魚類種質資源與生物技術重點開放實驗室中國水產科學研究院長江水產研究所. 中華鱘物種保護技術研究[J].中國科技獎勵, 2008(3):56-57.

[23] 傅朝君，劉憲亭，魯大椿，等. 葛洲壩下中華鱘人工繁殖[J]. 淡水漁業, 1985,7(1): 1-5.

[24] 楊德國，危起偉，王凱，等. 人工標志放流中華鱘幼魚的降河洄游[J]. 水生生物學報, 2005, 29(1): 26-30.

[25] 趙娜. 基于微衛星標記的中華鱘繁殖群體遺傳學分析與人工繁殖對自然幼鱘群體的貢獻評估[D]. 中國科學院研究生院(水生生物研究所), 2006.

[26] 常劍波. 長江國華鱘繁殖群體結構特征和數量變動趨勢研究[D]. 中國科學院水生生物研究所, 1999.

[27] 曾勇，危起偉，汪登強. 長江中華鱘遺傳多樣性變化[J]. 海洋科學, 2007, 31(10): 67-69.

[28] 張四明，吳清江. 中華鱘天然群體蛋白質水平遺傳多樣性貧乏的初步證據[J]. 動物學研究, 1999, 20(2): 95-98.

[29] ZHANG S M, DENG H, WANG Y P,etal. Mitochondrial DNA length variation and heteroplasmy in Chinese sturgeon (Acipensersinensis)[J]. Acta Genetica Sinica, 1999, 26(5): 489-496.

[30] ZHANG S M, WANG D Q, ZHANG Y P. Mitochondrial DNA variation, effective female population size and population history of the endangered Chinese sturgeon,Acipensersinensis[J]. Conservation Genetics, 2003, 4(6): 673-683.

[31] 向燕，孔杰，周洲，等. 鱘魚養殖親魚群體遺傳多樣性分析[J]. 西南農業學報, 2013, 26(5): 2112-2115.

[32] 張四明，鄧懷，晏勇，等. 中華鱘隨機擴增多態性DNA及遺傳多樣性研究[J]. 海洋與湖沼, 2000, 31(1): 1-7.

[33] 楊紅，曹波，徐強華. 中華鱘遺傳多樣性調查與研究[C]. 2009.

[34] 曹波. 長江口中華鱘種群多樣性及其生境研究[D]. 上海海洋大學, 2010.

[35] ZHU B, ZHOU F, CAO H,etal. Analysis of genetic variation in the Chinese sturgeon,Acipensersinensis: estimating the contribution of artificially produced larvae in a wild population[J]. Journal of Applied Ichthyology, 2002, 18(4-6): 301-306.

[36] ZHU B, LIAO X, SHAO Z,etal. Isolation and characterization of microsatellites in Chinese sturgeon,Acipensersinensis[J]. Molecular Ecology Notes, 2005, 5(5): 888-892.

[37] 辛苗苗. 基于SSR的中華鱘親子鑒定和遺傳特性研究[D]. 西南大學, 2015.

[38] 虞功亮，劉軍，許蘊玕，等. 葛洲壩下游江段中華鱘產卵場食卵魚類資源量估算[J]. 水生生物學報, 2002, 26(6): 591-599.

Review on research progress of population resources and genetic diversity of Chinese sturgeon (AcipensersinensisGray 1835)

SUN Li-ting1,2, ZHAO Feng1*, ZHANG Tao1, ZHUANG Ping1

(1.KeyLaboratoryoftheYangtzeEstuaryFisheryEcology,EastChinaSeaFisheryResearchInstitute,ChineseAcademyofFisherySciences,Shanghai200090,China;2.CollegeofFisheryandLifeScience,ShanghaiOceanUniversity,Shanghai201306,China)

Chinese sturgeonAcipensersinensis, a typically anadromous fish, mainly distributes in the continent shelf of the Yellow Sea and East China Seas, as well as middle and lower reaches of the Yangtze River. Since late 20th Century, the wild resource has declined rapidly because of overfishing and habitat deterioration. The population was on the verge of extinction. The species was listed as the Category Ⅰ national protected species in China. In this article, the varieties ofA.sinensisresource amount after the construction of Gezhouba Dam as well as the research progress on the genetic diversity of this species were summarized. Furthermore, some suggestions for the future research and protection measures were put forward, which would be helpful for the protection of this species.

Chinese sturgeon; resources; genetic diversity; species protection

2017-1-13

2017-3-26

農業部財政專項(2130135-深捕)

孫麗婷(1995-)，女，碩士研究生，研究方向：水生生物學研究。E-mail:ltsunliting@foxmail.com

趙 峰(1978-)，副研究員，研究方向：河口漁業生態與保護動物學。E-mail：zhaof@ecsf.ac.cn

2095-3666(2017)02-0112-06

10.13233/j.cnki.fishis.2017.02.005

S 931.9

A