大規(guī)模人工增殖放流對青海湖裸鯉種群多樣性的影響

中圖分類號：Q959.468 文獻標志碼：A 文章編號：1674-3075（2025）03-0102-09

青海湖裸鯉（Gymnocyprisprzewalskii）隸屬于鯉形目（Cypriniformes）鯉科（Cyprinidae）裂腹魚亞科（Schizothoracinae），俗名湟魚。僅分布在青海湖及其附屬水系（武云飛，1992），具有耐低溫、耐鹽堿、耐貧營養(yǎng)的獨特生物學特征（Quetal，2021；Liuetal，2022；Zhouetal，2022），是唯一1種能夠適應青海湖極端生態(tài)環(huán)境的鯉科魚類（Tianetal，2022），也是青海湖水體生態(tài)系統(tǒng)的核心生態(tài)物種（青海省生物研究所，1975；陳民琦等，1990；吳方濤等，2018）。

青海湖裸鯉的原始資源量為32萬t（史建全等，2016），20世紀70年代以來，由于青海湖湖區(qū)水位持續(xù)下降（Zhangetal，2014）、湖區(qū)生態(tài)環(huán)境惡化、過度開發(fā)和偷捕濫撈，使得青海湖裸鯉的資源遭到嚴重破壞，已不足原始資源量的 0.81% （史建全和王基琳，1995）。多年來通過建立自然保護區(qū)和禁捕封湖等措施，尤其從2002年開始實施地大規(guī)模持續(xù)人工增殖放流（共計投放魚苗1.97億尾），使2022年青海湖裸鯉的資源總量提升至11.42萬t，其保護等級也從2004年的瀕危物種降級為2016年的易危物種（汪松和解焱，2004；蔣志剛等，2016）。青海湖裸鯉資源量得到了有效恢復，但一直以來沒有開展持續(xù)大規(guī)模人工增殖放流對青海湖裸鯉遺傳多樣性和種群結構的研究。

保護生物學理論強調，瀕危物種的保護不僅只是種群數(shù)量的恢復，還要將物種全部或關鍵的遺傳多樣性納入保護范圍（Frankhametal，2002）。高度的遺傳多樣性是維持物種長期生存和進化的基礎（Frankhametal，2002），與適應潛力密切相關。遺傳多樣性的喪失通常與適應性降低、滅絕風險增加有關（Roquesetal，2018）。目前國內(nèi)外學者對人工增殖放流是否會改變自然群體的遺傳多樣性持不同觀點。Shan等（2018）、張燕萍等（2013）分別利用線粒體控制區(qū)序列和微衛(wèi)星標記分子檢測技術對鄱陽湖水系草魚（Ctenopharyngodonidella）和山東沿海野生梭子蟹（Portunustrituberculatus）進行了檢測，結果表明野生群體與增殖群體間并沒有產(chǎn)生明顯的遺傳分化。但是日本紅海鯛（Pagrusmajor）（Gonzalez etal，2015）、地中海褐（Salmo trutta）（Araguasetal，2004經(jīng)過人工增殖放流后出現(xiàn)了自然群體遺傳多樣性下降的現(xiàn)象。

目前常用表型、核型、等位酶和DNA等分析手段來檢測種群多樣性水平，青海湖裸鯉表型變異較大的特征有第一鰓弓外鰓耙數(shù)和各項比例性狀（青海省生物研究所，1975），細胞色素 b（Cytb） 基因在大量裂腹魚類遺傳多樣性研究中被認為是可靠的標記。中國科學院西北高原生物研究所動物基因組學與遺傳育種實驗室已積累部分增殖放流前的青海湖裸鯉的 Cytb 序列（Zhao et al，2007;Zhang etal，2013a）。本試驗采用形態(tài)學特征和 Cytb 基因標記分析，將青海湖裸鯉歷史群體與增殖放流以來近3年放流群體、野生群體和保種群體在形態(tài)特征、遺傳多樣性和種群結構等方面進行比較，詳細分析大規(guī)模人工增殖放流對青海湖裸鯉水平的影響，為今后實施更加有效的保護措施提供科學依據(jù)。

1材料與方法

1.1樣品采集及數(shù)據(jù)整理分析

青海湖裸鯉樣品包括歷史群體和當前群體2部分（表1），歷史群體（LS）指2002年增殖放流以前的自然群體；當前群體指實施增殖放流以后近3年的群體，包括放流群體（FL）、野生群體（SS）和保種群體（BZ）。

歷史群體表型數(shù)據(jù)整理自《青藏高原魚類》（武云飛，1992）、《青海湖地區(qū)的魚類區(qū)系和青海湖裸鯉的生物學》（青海省生物研究所，1975）等文獻資料，包括鰓耙數(shù)頻率分布及各項比例性狀（體長/體高、體長/頭長等）。歷史群體的遺傳多樣性數(shù)據(jù)包括本實驗室已測序的311尾（Zhaoetal，2007；Zhangetal，2013a）和尚未測序的75尾，共386尾青海湖裸鯉的Cytb 基因序列，具體時間、出處等信息見表1。

放流群體為2020一2022年沙柳河和布哈河增殖放流站人工繁育用于增殖放流的群體（包括繁殖所用的親魚以及繁殖的魚苗），野生群體為2020一2022年在青海湖湖區(qū)及各支流隨機采樣的野生群體，保種群體為2020一2022年青海湖裸鯉救護中心原種保存親本魚（青海湖裸鯉救護中心每年對保種群體進行補充）。當前群體表型數(shù)據(jù)包括體長、體高、尾柄長、頭長、眼徑、口裂長、鰓耙數(shù)等，測量方法參照武云飛（1992）的方法。由于放流群體（魚苗）與保種群體不能解剖，因而不能進行相關表型數(shù)據(jù)的測量，只有野生群體測量了表型數(shù)據(jù)。

1.2DNA提取、序列擴增及測序

采集放流群體、野生群體和保種群體的尾鰭，取鰭條約 30mg ，采用標準酚氯仿法提取基因組DNA（Sambrooketal，1983），并通過 1% 瓊脂糖凝膠電泳及Nanodrop分光光度計檢測DNA質量與濃度。Cytb序列擴增引物（Xiao etal，2001）為L14724（GACTTGAAAAACCACCGTTC）和H15915（CTCC-GATCTCCGGATTACAAGAC）。PCR反應條件為：95^°C 預變性 5min 95^°C 變性 30s，56.5°C 退火 45s ，72% 延伸 90s ，循環(huán)8次提高特異性； 95^°C 變性 30s .53^°C 退火 45s，72°C 延伸 90s ，循環(huán)30次使錯誤率降低；最后 72% 延伸 10min，4°C 停止反應。 1.2% 瓊脂糖凝膠電泳檢測出單一明亮的條帶后送至安徽滁州通用生物科技有限公司進行雙向測序。

1.3數(shù)據(jù)分析

為了比較青海湖裸鯉歷史群體與野生群體之間的形態(tài)差異，利用SPSS23.0將表型（體長、體高、尾柄長、頭長、眼徑、口裂長）數(shù)據(jù)進行獨立樣本 T 檢驗。對右側第一鰓弓內(nèi)外鰓耙進行計數(shù)，并在SPSS23.0中進行T檢驗比較兩種群的鰓耙數(shù)是否有差異，其中歷史群體的外鰓耙數(shù)數(shù)據(jù)只有分布范圍、平均值及標準差，所以本次實驗利用R語言中rnorm函數(shù)模擬歷史群體鰓耙數(shù)的正態(tài)分布，參數(shù)如下：rnorm（387，mean _1=28.4 ， sd=5.044 ），將外鰓耙數(shù)輸入Origin2023繪制柱狀圖，看鰓耙頻率分布。

測序得到的序列，首先通過軟件包mafft v7.0 （Nakamuraetal，2018）進行序列全局比對獲得fasta格式數(shù)據(jù)集，根據(jù)模板序列校對數(shù)據(jù)集，并進行第2次比對，兩端對齊。再利用megal1（Kumaretal，2008）軟件進行人工核查，校正并去掉兩端不穩(wěn)定的堿基序列，統(tǒng)計堿基組成，平均含量。用DnaSP6.0軟件（Rozasetal，2017）統(tǒng)計多態(tài)性位點數(shù)（numberofpolymorphic sites，S）、單倍型數(shù)（numberofhaplo-type， H） 、單倍型多樣性（haplotypediversity， H_d） 、核苷酸多樣性（nucleotidediversity）等遺傳多樣性參數(shù)。利用PopART1.7軟件（Leighamp;Bryant，2015）構建單倍型網(wǎng)絡圖（reduced-median，MJ），利用megal1軟件的鄰接法（neighbor-joining，NJ）構建青海湖裸鯉各單倍型間系統(tǒng)發(fā)育關系樹，分析單倍型間的進化關系。

2結果與分析

2.1表型差異比較

鰓耙是魚類分類以及形態(tài)多樣性的評判指標之一（Zhangetal，2013b）。青海湖裸鯉歷史群體外鰓耙數(shù)為13＼～43，多數(shù)為27＼～33；野生群體外鰓耙數(shù)為15＼～45，多數(shù)為28＼～34。鰓耙頻率分布如圖1所示，歷史群體與野生群體的鰓耙數(shù)頻率分布趨勢相似，歷史群體與野生群體都集中分布在20＼～40，兩邊稀疏和較密集的鰓耙分布都較少， T 檢驗結果顯示2個群體間外鰓耙數(shù)差異不顯著 （Pgt;0.05） 。

歷史和野生群體中體長相近（體長范圍： 20.0～ 30.0cm? 個體的各項體尺指標（體長/體高、體長/頭長等）單樣本 T 檢驗結果顯示：各指標均值差異均不顯著 （表2）。

表2 20～30cm 體長的青海湖裸鯉表型統(tǒng)計

2.2序列變異特征

通過檢測青海湖裸鯉歷史群體、保種群體、放流群體及野生群體4個群體，共得到3461條長度為1 140bp 的 Cytb 基因序列。4個群體的基因序列均沒有插入或缺失，但都包含有20個變異位點，其中3個是單個變異位點，17個為簡約信息位點（表3）。4個群體的基因序列中堿基A、T、G、C的含量分別為26.7%，31.2%，16.1% 和 26.0% ，其中 A+T（57.9%） 含量顯著高于 G+C（42.1%） ，表現(xiàn)出明顯的反G偏倚現(xiàn)象，符合脊椎動物堿基含量分布規(guī)律。

2.3單倍型分布及遺傳規(guī)律

使用DnaSpV6.0軟件對青海湖裸鯉4個群體的單倍型多樣性指數(shù)和核苷酸多樣性指數(shù)計算結果表明，單倍型多樣性指數(shù) （H_d） 為 0.762～0.846 ，核苷酸多樣性 （π） 為 0.00177～0.00204 。歷史群體與現(xiàn)今3個群體相比，歷史群體單倍型多樣性與核苷酸多樣性最高，其次是保種群體和放流群體，野生群體最低（表3）。

青海湖裸鯉歷史群體與現(xiàn)今的3個群體（野生群體、保種群體、放流群體）的 Cytb 基因序列單倍型劃分結果為每個群體都定義了23個單倍型，沒有發(fā)現(xiàn)獨享單倍型（表3），但是現(xiàn)今的3個群體中每一年定義的單倍型數(shù)目不同，有單倍型丟失的現(xiàn)象。放流群體3年定義的單倍型分別為16、19、19個，保種群體定義的單倍型分別為19、16、21個，野生群體在2021年和2022年定義的單倍型分別為23和20個（表4）。

PopART1.7（Leighamp;Bryant，2015）軟件構建歷史群體與現(xiàn)今3個群體的單倍型網(wǎng)絡圖，對比發(fā)現(xiàn)，歷史群體中占比較高的單倍型依次為Hap_1（35.8% ）、Hap_7（ 11.4% ）、Hap_3（ 9.1% ）、Hap_12（ 6.6% ）、Hap10（5.8%）;現(xiàn)今群體中的放流群體占比較高的單倍型依次為 ）、Hap_10（11%）、Hap_8 （8.7%） ）、 ；現(xiàn)今群體中的野生群體占比較高的單倍型依次為Hap_1（ 46% ）、Hap_10（ 10% ）、Hap_4 （5.8% ）、Hap_5 （5%） ）；現(xiàn)今群體中的保種群體占比較高的單倍型依次為Hap_1（ 41% ）、Hap_10（11.6% ）、Hap_3 9.1% ）、Hap_5 （6.5% （圖2）。

利用mega11軟件的鄰接法構建NJ分子系統(tǒng)樹，結合 Cytb 單倍型構建的網(wǎng)絡圖分析發(fā)現(xiàn)，單倍型Hap_3、Hap_8、Hap_15、Hap_19的分化時間最早。單倍型 單倍型分化時間較晚（圖3）。單倍型Hap_1在4個群體中均有分布且樣本數(shù)為1507個，占樣品總數(shù)的 42% ，所以單倍型Hap_1是青海湖裸鯉的優(yōu)勢單倍型（表5）。

3討論

3.1魚類資源量與表型差異的關系

在物種進化與適應的進程中，可用資源（生存空間、食物等）會影響個體棲息地和捕食行為的變化，進而會引起個體表型特征的改變（Perssonetal，2000；Priceetal，2003）。通常，物種經(jīng)歷強烈的種群動態(tài)變化，會引起物種所需資源豐度的改變，因此可能會影響個體性狀的可塑性（Olssonetal，2007）。

Olsson等（2007）觀察了資源量與生境2個重要環(huán)境變量對歐亞鱸魚（Percafluviatilis）行為和表型可塑性的相互作用，發(fā)現(xiàn)在低資源水平的處理中，鱸魚種群的低增長率可能導致骨骼結構（如頭部）持續(xù)生長，而身體的其他部分則變化較少，使這些歐亞鱸魚具有大頭部的外觀。Kelley和Evans（2018）通過幾何ig.2Haplotype networks of the four G.przewalskii populations based on Cyt b gene sequence形態(tài)測量確定野生捕撈的西部彩虹魚（Melanotaeniaaustralis）群體的表型多樣性，發(fā)現(xiàn)在上游與下游不同資源豐度影響下群體呈現(xiàn)出顯著的表型差異。本研究結果表明，歷史群體與當前野生群體中鰓耙頻率分布沒有發(fā)生顯著變化；體長/體高、體長/尾柄長、體長/頭長比等沒有明顯差異，推測其原因可能是增殖放流的青海湖裸鯉資源量沒有達到青海湖的最大承載量，其生存空間、食物資源等充足，因而不會引起資源量的競爭而改變不同表型特征在群體中的頻率。同時，近年來自然保護區(qū)的建立，以及封湖育魚、禁捕等措施的實施，為青海湖裸鯉提供了穩(wěn)定的生存環(huán)境，特別是人工增殖放流過程中親魚來源、子代繁育、放流時間及地點的選擇等的科學合理性，最大限度防止了青海湖裸鯉多樣性的丟失和種群結構的改變。

3.2群體遺傳多樣性的影響因素

本研究中，青海湖裸鯉歷史群體樣品是1999—2001年在青海湖湖東、湖南、湖北以及各支流（布哈河、泉吉河、黑馬沙柳河）的上下游廣泛采集的。本研究結果表明，歷史和當前2個群體遺傳多樣性沒有出現(xiàn)遺傳變異丟失的現(xiàn)象，說明當今群體很好地保存了歷史群體的遺傳變異，并且本次研究結果與Zhao等（2007）用 Cytb 序列對青海湖裸鯉的遺傳多樣性研究結果相似 ，說明本研究采樣方法合理有效，能夠較好地評價增殖放流對青海湖裸鯉遺傳多樣性的影響。

過度開發(fā)和環(huán)境退化被認為是水生物種種群減少和滅絕的主要因素，尤其人類活動會在極短的時間內(nèi)使種群的遺傳多樣性降低，過度捕撈與多種魚類遺傳多樣性豐富度的降低有直接關系。Smith等（1991）的研究顯示，在140多種魚類種群中已被人類開發(fā)利用的種群遺傳多樣性低于原始的遺傳多樣性，開發(fā)僅6年時間使新西蘭胸棘鯛（Pagrusaura-tus）的生物量減少了 70% ，其遺傳多樣性也顯著減少。在過去的40年中地中海箭魚（Xiphiasgladius）被過度捕撈，Righi等（2020）比較了地中海箭魚20年前的線粒體序列數(shù)據(jù)和當前樣本的序列數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)地中海箭魚線粒體多樣性在短期內(nèi)的顯著降低，其生存發(fā)展令人擔憂。本研究表明青海湖裸鯉曾因過度開發(fā)其資源量遭到嚴重下降，但經(jīng)過大規(guī)模人工增殖放流后其遺傳多樣性得到了較好保護，并沒有出現(xiàn)遺傳多樣性丟失的現(xiàn)象。

本研究中，青海湖裸鯉歷史群體與保種群體相比，都定義了23個單倍型，其中分布較為廣泛的單倍型（Hap_1、Hap_10）以及較為稀有的單倍型（Hap_14、Hap22）在2個群體中總體分布沒有變化，2個群體單倍型多樣性指數(shù)與核苷酸多樣性相差不大。青海湖裸鯉歷史群體與放流群體相比，放流群體沒有出現(xiàn)單倍型丟失以及單倍型的分布頻率發(fā)生變化的現(xiàn)象，并且單倍型多樣性指數(shù)與核苷酸多樣性處于同樣的水平。歷史群體與野生群體相比，野生群體包含了歷史群體所有的遺傳變異，在1002尾個體中檢測到全部的變異位點。

青海湖裸鯉在過去20年的資源恢復過程中，資源量從最低的0.75萬t增長到當前的11.42萬t，其中人工增殖放流起到了重要作用。本研究結果也顯示，持續(xù)大規(guī)模人工增殖放流使得青海湖裸鯉遺傳多樣性和種質資源得到有效保護。綜上所述，現(xiàn)今3個群體與歷史群體相比沒有發(fā)現(xiàn)遺傳多樣性降低的現(xiàn)象，增殖放流沒有對青海湖裸鯉的種群遺傳多樣性和種群結構產(chǎn)生影響，說明大規(guī)模的增殖放流措施不僅使青海湖裸鯉的資源量得以恢復，并且很大程度地保護了青海湖裸鯉的遺傳多樣性。

參考文獻

陳民琦，林建國，應百才，1990.青海湖封湖3年對裸鯉種群 結構的影響初探[J].青海師范大學學報（自然科學版）， 6（1）：50-56.

蔣志剛，江建平，王躍招，等，2016.中國脊椎動物紅色名錄 [J].生物多樣性，24（5）：500-551.

JIANG ZG，JIANGJP，WANGHW， etal，2016.Red list ofChina's vertebrates[J].Biodiversity Science，24（5）：501-551.

青海省生物研究所，1975.青海湖地區(qū)的魚類區(qū)系和青海湖 裸鯉的生物學[M].北京：科學出版社.

史建全，祁洪芳，楊建新，等，2016.青海湖裸鯉增殖放流效果 評估[J].農(nóng)技服務，33（12）：128-129.

史建全，王基琳，1995.青海湖漁業(yè)資源的現(xiàn)狀及對策[J].水 產(chǎn)科技情報，22（1）：42-43.

汪松，解焱，2004.中國物種紅色名錄[M].北京：高等教育出 版社.

吳方濤，曹生奎，曹廣超，等，2018.青海湖高寒濕地生態(tài)系統(tǒng) 生長季大氣水汽氫氧穩(wěn)定同位素特征[J].高原氣象，37 （4）：1025-1032.

WU F T， CAO S K， CAO G C， et al， 2018. Hydrogen and oxygen stable isotopes characteristics of atmospheric water vaporduring growing seasonin alpine wetland ecosystem ofQinghai Lake[J]. Plateau Meteorology，37（4）：1025- 1032. 社.

張燕萍，陳文靜，汪登強，等，2013.鄱陽湖水系草魚野生及增 殖放流群體遺傳多樣性分析[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學，41（9）： 207-211.

ARAGUASR M， SANZ N， PLA C， et al， 2004. Breakdown of the brown trout evolutionary history due to hybridization between native and cultivated fish[J]. Journal of Fish Biology， 65（s1）：28-37.

FRANKHAM R， BRISCOE D A， BALLOU J D， 2002. Introduction to conservation genetics[M]. Cambridge，UK; New York： Cambridge University Press.

GONZALEZ E B，ARITAKI M，KNUTSEN H， et al， 2015. Effects of Large-Scale Releases on the Genetic Structure of Red Sea Bream （Pagrus major， Temminck et Schlegel） Populations in Japan[J]. Plos One，10（5）：e0125743.

KELLEY JL， EVANS J P， 2018. Phenotypic assortment by body shape in wild-caught fish shoals[J].The Science of Nature， 105（9）：53.

KUMAR S， NEI M， DUDLEY J， et al， 2008. MEGA： a biologist-centric software for evolutionary analysis of DNA and protein sequences[J]. Briefings in Bioinformatics， 9 （4）：299-306.

LEIGH J W， BRYANT D，2015. Popart： full-feature software for haplotype network construction[J]. Methods in Ecology and Evolution， 6（9）：1110-116.

LIU S J，LI X H， QI D L， et al， 2022. Genome-wide characterization of the Elovl gene family in Gymnocypris przewalskii and their potential roles in adaptation to cold temperature[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part B： Biochemistry and Molecular Biology，262：110759.

NAKAMURA T， YAMADA K D， TOMII K， et al， 2018. Parallelization of MAFFT for large-scale multiple sequence alignments[J]. Bioinformatics，34（14）：2490-2492.

OLSSON J， SVANBACK R， EKLOV P， 2007. Effects of resource level and habitat type on behavioral and morpho logical plasticity in Eurasian perch[J]. Oecologia，152（1）： 48-56.

PERSSON L， BYSTROM P， WAHLSTROM E， 2000. Cannibalism and competition in Eurasian perch： population dynamics of an ontogenetic omnivore[J]. Ecology， 81（4）： 1058-1071.

PRICE T D， QVARNSTROM A， IRWIND E， 2003.The role of phenotypic plasticity in driving genetic evolution[J]. Proceedings of the Royal Society of London Series B： Biological Sciences， 270（1523）：1433-1440.

QU J， YANG J， QI H， et al， 2021 Proteomic analysis of the effects of low salinity stress on liver of Naked carp （Gymnocyprinus przewalskii）[J].IOP Conference Series：Earth and Environmental Science， 826（1）：012058.

RIGHI T， SPLENDIANI A，F(xiàn)IORAVANTI T， et al， 2020.Loss ofmitochondrial genetic diversity in overexploited Mediterranean swordfish（Xiphiasgladius，1759）population [J].Diversity，12（5）：170.

ROQUESS，BERREBIP，ROCHARDE，etal， 2018.Genetic monitoring for the successful re-stocking of a critically endangered diadromous fish with low diversity[J]. Biological Conservation， 221：91-102.

ROZAS J， FERRER-MATA A， SANCHEZ-DELBARRIO J C， et al， 2017. DnaSP 6： DNA sequence polymorphism analysis of large data sets[J].Molecular Biology and Evolution， 34（12）：3299-3302.

SAMBROOKJ， FRITSCHFE，MANIATIST，1983.Molecular cloning： a laboratory manual[J]. CSH， 49（2）：411.

SHANBB，HUIM，ZHANGXM，etal，2018.Genetic effects of released swimming crab （Portunus trituberculatus） on wild populations inferred from mitochondrial control region sequences[J].Mitochondrial DNA Part A，29（6）：856-861.

SMITHPJ，F(xiàn)RANCISRICC，MCVEAGHM， 1991.Loss of genetic diversity due to fishing pressure[J]. Fisheries Research，10（3/4）：309-316.

TIANF，LIU SJ， ZHOUBZ， et al，2022.Chromosome-level genome of Tibetan naked carp （Gymnocyprisprzewalskii） provides insights into Tibetan highland adaptation[J]. DNA Research， 29（4）：dsac025.

XIAO WH， ZHANG YP，LIUH Z，2001. Molecular systematics of Xenocyprinae （Teleostei： Cyprinidae）： taxonomy， biogeography，and coevolution of a special group restricted in east Asia[J]. Molecular Phylogenetics and Evolution， 18（2）：163-173.

ZHANG G Q，YAO TD，XIE HJ，et al，2014.Lakes’state and abundance across the Tibetan Plateau[J].Chinese Science Bulletin， 59（24）：3010-3021.

ZHANG RY，LI G G， ZHANG CF， et al，2013b. Morphological differentiations of the gills of two Gymnocypris przewa-lskii subspecies in different habitatsand their functional adaptations[J]. Zoological Research， 34（4）：387-391.

ZHANG R Y， PENG Z G，LI G G， et al，2013a. Ongoing speciation in the Tibetan Plateau species complex[J]. PLoS One， 8（8）：e71331.

ZHAO K， DUAN Z Y， YANG G S， et al， 2007. Origin of Gymnocypris przewalskii and phylogenetic history of Gymnocypris eckloni （Teleostei： Cyprinidae）[J]. Progress in Natural Science， 17（5）：520-528.

ZHAO K， LI JB， YANG G S， et al， 2005. Molecular phylogeneticsof Gymnocypris （Teleostei： Cyprinidae） in Lake Qinghai and adjacent drainages[J]. Chinese Science Bulletin， 50（13）：1326-1334.

ZHOUB Z，QIDL，LIU SJ，et al， 2022.Physiological， morphological and transcriptomic responses of Tibetan naked carps（Gymnocyprisprzewalskii） to salinity variations[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part D： Genomics and Proteomics， 42：100982.

（責任編輯 熊美華 崔莎莎）

EffectsofLarge-scale Artificial BreedingandRelease on the Genetic Diversity of Gymnocypris przewalskii

CHEN Shengxuel.2， LIU Sijia1， TIAN Fei1， QI Hongfang3， YU Luxian3， CHAI Changkai3， WANG Yang3， JIANG Huamin3，LI Xiaohuan4， ZHAO Kai1

l. Northwest Institute of Plateau Biology， Chinese Academy of Sciences， Xining 810008，P.R. China; 2. University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 10o049， P.R. China; 3. Qinghai Naked Carp Rescue Center（Qinghai Provincial Key Laboratory of Breeding and Protection of Gymnocypris przewalskii）， Xining 810016， P.R. China; 4. State Key Laboratory of Three-River Source Ecology and Plateau Agriculture and Animal Husbandry， Qinghai University， Xining 81o016， P.R. China）

Abstract： Gymnocypris przewalski， found only in Qinghai Lake and its tributaries， is the only Cyprinidae species adapted to the extreme ecological environment of Qinghai Lake.The release of artificially bred G. przewalskii to Qinghai Lake has been carried out for more than 2O years，but the effects on genetic diversity and population structure are not clear. In this study， G. przewalskiispecimens were collected over three years （2020-2022） from four populations： artificially bred juveniles （FL）， wild （SS），and conserved （BZ），with the prerelease historical population （LS） serving as the reference. The phenotypic traits， genetic diversities and population structures of the four G. przewalskii populations were compared using morphological characteristics and gene markers. Our objectives were to evaluate effects of the large-scale release of artificially bred G ：przewalskii on the population in Qinghai Lake and provide a scientific basis for implementing more efective conservation measures.Morphological characteristics between the SS and LS populations，such as outer gill raker number and the ratio of body length to body depth， were not significantly different （ （Pgt;0.05） . A total of 3 461 cytochrome b （Cytb） sequences of length 1 140 bp were obtained for the four populations，and each population produced 2O variant loci and 23 haplotypes.The haplotype diversity index and nucleotide diversity index of the four populations were in the range of 0.762-0.846 and 0.00177-0.00204，respectively，and there were no significant differences among the populations （Pgt;0.05） . A constructed haplotype network showed that the genetic structure of the four G. przewalskii populations was identical. In conclusion，the genetic diversity and population structure of G. przewalskiin Qinghai Lake was well maintained， with litle or no influence by artificial breeding and release.

Key words： Gymnocypris Przewalski; genetic diversity; large-scale artificial proliferation and release; Cytb ；morphologicalcharacteristics