王魯海，黃真理

(中國水利水電科學研究院，北京 100038)

中華鱘(AcipensersinensisGray, 1835)是長江旗艦物種，國家一級保護動物，具有重要的保護價值[1]. 1970s，中華鱘曾是長江中重要的經(jīng)濟魚類，每年平均捕撈517尾[2-3]. 1981年葛洲壩截流，中華鱘無法洄游至長江上游金沙江傳統(tǒng)產(chǎn)卵場，雖在葛洲壩下形成了新的產(chǎn)卵場，但繁殖規(guī)?？s小，出現(xiàn)了性腺退化現(xiàn)象. 1990s以來，中華鱘種群數(shù)量急劇下降，2013年以來產(chǎn)卵行為從連續(xù)到偶發(fā)[4]，2017-2019年連續(xù)3年沒有發(fā)現(xiàn)產(chǎn)卵行為，野生中華鱘種群岌岌可危. 2015年9月，農(nóng)業(yè)部發(fā)布《中華鱘拯救行動計劃(2015-2030年)》. 2020年1月，張輝等報道白鱘滅絕，引起廣泛關(guān)注，凸現(xiàn)中華鱘等洄游性魚類生存狀態(tài)堪憂[5]. 為保護長江生態(tài)，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部宣布，從2020年1月1日0時起實施長江十年禁漁計劃[6]. 十年禁漁無疑將會對長江生態(tài)恢復起著積極的重要作用，是十分必要的. 但對于瀕臨滅絕的中華鱘，禁漁作為應對過度捕撈和非法捕撈的針對性措施，能否挽救中華鱘還是一個有待驗證的問題. 中華鱘生存危機的主因真是過度捕撈或非法捕撈嗎？抑或是污染、航運和全球氣候變化？這是挽救中華鱘野生種群十分重要和迫切的科學問題. 回答此問題的根本在于，定量評估中華鱘生存危機的各種影響因素.

當前，野生中華鱘種群正瀕臨滅絕的現(xiàn)狀，已是無可爭議的事實，難以發(fā)生自然繁殖是重要標志，其原因一直以來眾說紛紜. 中華鱘是一種成熟期較長的大型產(chǎn)卵洄游性魚類，已存在了上億年[7]. 沒有重大環(huán)境變遷，不可能在短短四十年間走向滅絕. 正如全球很多魚類資源正在處于衰退一樣，中華鱘的種群衰退可能是人類活動的綜合影響. 當種群數(shù)量衰退到一定程度、不能維持種群的生存時，野生種群走向滅絕. 從現(xiàn)有的研究成果和媒體報道來看，主流專家們認為，人類活動對中華鱘種群影響包括捕撈、航運、污染、水利工程乃至全球氣候變暖等因素. 長江是中國的重要經(jīng)濟帶，經(jīng)濟發(fā)展帶來的人類活動對長江的影響錯綜復雜，把中華鱘等長江珍稀魚類的滅絕風險籠統(tǒng)地歸結(jié)為人類活動的影響，無助于我們采取針對性措施，因為我們不可能把長江的人類活動都禁止，變成“無人區(qū)”；把種群衰退或滅絕的主因歸咎于“非法捕撈”、“污染”、“航運”、“全球氣候變化”、“水利工程”等觀點，均是基于個人經(jīng)驗判斷和主觀意愿，一直缺乏嚴謹?shù)目茖W數(shù)據(jù)、合理的邏輯推斷和系統(tǒng)定量評估.

中華鱘的生存危機表現(xiàn)為兩個方面：一方面是由葛洲壩截流至今種群大幅衰退的現(xiàn)狀，這是已經(jīng)發(fā)生的結(jié)果；另一方面是野生種群滅絕事件，這是迫在眉睫的危機. 本文根據(jù)專家和社會上提出五大影響因素(捕撈、污染、航運、全球氣候變化、長江水壩)進行分析整理，如圖1所示.

圖1 人類活動對中華鱘種群影響示意

1)捕撈：中華鱘親魚每年6-8月進入長江，洄游到葛洲壩下(1981年前為金沙江)產(chǎn)卵，停留時間長達15個月. 在洄游過程中，長江沿途的捕撈活動可能會造成親魚的損失. 本文所說的捕撈包括非法捕撈和誤捕. 中華鱘的非法捕撈是指電、毒、炸等非法手段的捕撈作業(yè)和1983年以后未經(jīng)相關(guān)主管部門批準的捕撈活動. 很多權(quán)威機構(gòu)和學者認為，非法捕撈是中華鱘資源量下降的重要因素甚至是主因. 如：魚類專家曹文宣(2008)[8]就指出：“對珍稀魚類、特有魚類而言，當前來自水利設(shè)施的影響，還不是主要的、直接的. 對它們最致命的，是漁業(yè)捕撈的失控. ”2019年曹院士在《中華鱘保護生物學》[1]的序中，進一步明確：“中華鱘人工繁殖放流已開展了30余年，但返回長江繁殖的親鱘卻越來越少，其主要原因是電捕引起了大量中華鱘不正常死亡. 電捕必須徹底、永遠取締，否則，中華鱘將步白鱀豚、白鱘的后塵. ”以此觀點推論，保護中華鱘的當務(wù)之急是要禁止電捕魚[9]. 這些觀點具有典型性和代表性，有大量的擁躉[10-13]，長期受到廣泛認可. 問題是，從1983年開始，中華鱘被國家明令禁捕；1989年列為國家一級保護動物；2002年長江季節(jié)性休漁(4月1日-6月31日)；2009年開始，國家禁止科研捕撈親魚. 這些措施，難道沒有成效?從中華鱘的洄游特點來看，繁殖親魚洄游一般位于河道中泓線底層，受非法捕撈干擾最少，近年來也鮮有誤捕中華鱘親魚的報道. 而親魚在長江不攝食，因此長江其他水生生物的損失不會對中華鱘繁殖群體產(chǎn)生間接影響. 非法捕撈中華鱘是嚴重犯罪行為，中華鱘親魚的非法捕撈數(shù)量，一直缺乏相關(guān)數(shù)據(jù). 我們并不否認長江中下游和近海區(qū)域由于管理難度較大存在一定程度的非法捕撈或誤捕現(xiàn)象，從而可能會導致中華鱘損失. 但是，非法捕撈多大的數(shù)量才會導致中華鱘走向滅絕？這是事關(guān)長江沿江漁政管理是否長期出現(xiàn)嚴重失職的重大問題.

中華鱘幼魚每年5月中旬至9月出現(xiàn)于長江口，停留時間超過3個月，盡管河口幼魚的主要棲息地已經(jīng)建立保護區(qū)，除了保護區(qū)的科研監(jiān)測外，河口地區(qū)的其他魚類捕撈作業(yè)可能會造成幼魚的損失. 1988-1992年間，僅在中華鱘幼魚集中分布的長江口崇明島東部灘頭及其部分延伸淺灘，每年幼鱘的總誤捕量為 6350～7060尾[14]. 危起偉認為幼魚在河口停留期間的死亡率為50%[15]. 危起偉等[1]將幼魚的捕撈列為中華鱘種群下降的重要原因之一. 此外，近海的誤捕損失，相關(guān)信息報道較少.

2)污染：長江水質(zhì)在中國的七大河流中一直是最好的，總體水質(zhì)一直處于Ⅱ～Ⅲ類之間，在城市江段存在岸邊污染帶[16]. 中華鱘繁殖群體主要是沿著長江中泓深水區(qū)域的底層進行洄游活動，因此，岸邊污染的影響對象主要是新生幼魚. 岸邊污染會對幼魚造成多大的危害，一直缺乏現(xiàn)場觀測的數(shù)據(jù). 實驗室條件下的毒理試驗研究表明，有毒物質(zhì)會帶來幼魚的多種病變、畸形乃至死亡[17-20]. 部分專家將此影響作為中華鱘瀕臨滅絕的主因[21]或主因之一[22]. 我們認為，不能把實驗室毒理試驗結(jié)果簡單推廣到水質(zhì)相對較好的長江，但目前尚無此方面研究結(jié)果或現(xiàn)場觀測資料. 本文中假設(shè)這種情況存在并進行情景分析，認為這種影響一方面會導致進入海洋的幼魚數(shù)量減少，另一方面會造成幼魚健康損害，成長過程中存活率降低. 海洋中的污染主要作用于亞成體和成魚. 中華鱘絕大部分時間生活在近海大陸架，近岸海域水污染問題可能會對海洋中的中華鱘棲息、索餌、生長、發(fā)育等多個環(huán)節(jié)造成干擾. 從種群視角來看，近海區(qū)域污染可能會帶來中華鱘成長過程中存活率下降.

3)航運：長江是中國乃至全球內(nèi)河航運最為發(fā)達的河流之一. 船舶的影響，一方面表現(xiàn)為污染排放(生活污水、垃圾、油類等)；另一方面，有學者認為船舶航行過程中螺旋槳直接造成中華鱘親魚的物理傷害甚至造成死亡[23]. 近年來，隨著三峽工程的建成，“黃金水道”使長江的航運量提升巨大，航運被列為導致中華鱘種群下降的重要因素[24-25]. 但航運對中華鱘的物理傷害還停留在個體事件新聞報道層面，尚無統(tǒng)計數(shù)據(jù).

4)全球氣候變化：2013年以后，中華鱘產(chǎn)卵繁殖出現(xiàn)困難. 有些研究人員把中華鱘種群瀕臨滅絕歸咎于全球氣候變暖. 高勇等認為，野生中華鱘無自然產(chǎn)卵的主要原因，是全球氣候變暖[26-27]. 長江的水溫變化受大庫容水庫的影響，導致水溫節(jié)律發(fā)生變化，這是環(huán)境水力學領(lǐng)域的共識和常識. 另一方面，全球氣候變化確實對河流水溫帶來影響，進而影響魚類的發(fā)育、繁殖和生存，一直是國際研究的熱點. 全球氣候變化這種長時間尺度和水壩影響的短時間尺度的影響對比，我們將在“結(jié)果與討論”中給出證據(jù)和分析.

5)長江水壩：梯級水壩對中華鱘種群的影響，主要包括三個方面. 首先，大壩的阻隔導致長江上游800 km范圍內(nèi)原有中華鱘的19個產(chǎn)卵場全部損失，僅在葛洲壩下形成了30 km范圍內(nèi)1～2個產(chǎn)卵場；其次，大壩縮短了中華鱘的洄游距離，使其在洄游過程中受到的流水刺激減少，部分性腺發(fā)育退化；第三，水庫的滯溫效應改變了長江水溫節(jié)律，產(chǎn)卵期水溫增加會抑制正常產(chǎn)卵. 目前，大量研究和報道認為，水利工程是中華鱘走向滅絕的主因[28-32].

1 材料與方法

1.1 方法

關(guān)于非法捕撈、污染、航運對中華鱘的影響，過去一直缺乏相關(guān)的實證數(shù)據(jù)或定量分析報告，導致無法準確評估實際影響和分析各因素的貢獻. 因此，我們把捕撈、污染、航運與中華鱘種群衰退的影響因子進行對比，把它們歸并為3種可能的因子——繁殖群體損失、補充群體損失和存活率降低，如圖1所示，在此基礎(chǔ)上進行單因子和多因子情景分析，并評估這些情景發(fā)生的可能性. 我們把長江水壩的累積影響單獨作為一項，因為這是一個在1982年葛洲壩救魚論證中達成共識之后本來沒有爭議、但是現(xiàn)在存在爭議的問題.

1)繁殖群體損失:指由于捕撈、航運造成中華鱘親魚在繁殖活動開始前死亡. 我們定義繁殖群體損失率k，為每年損失的繁殖前親魚個體數(shù)量與當年長江中中華鱘親魚總數(shù)的比值.

2020年1月全面禁捕以前，長江的捕撈包括專業(yè)漁民的持證捕撈和非法捕撈. 實事求是講，專業(yè)漁民的持證捕撈，對中華鱘等國家保護動物沒有太大的危害，誤捕后都會及時通知漁政部門，就地放流或交給科研單位[33]. 按照我們的理解，專家們指責的是指非法捕撈(電、毒、炸等和非法網(wǎng)具作業(yè))，長江上非法捕撈客觀存在，各個江段的非法捕撈強度，與漁政管理工作的好壞密切相關(guān). 由于缺乏非法捕撈中華鱘的統(tǒng)計數(shù)據(jù)，我們利用媒體報道的四川宜賓江段的長江鱘(AcipenserdabryanusDumeril)數(shù)據(jù)來估算非法捕撈對中華鱘的影響.

2000年以后，長江鱘(達氏鱘)的主要分布區(qū)域-宜賓江段已無自然繁殖行為，野生種群基本絕跡[34]. 2018年5月，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部發(fā)布《長江鱘拯救行動計劃(2018-2035)》. 此后，國家和地方組織多次長江鱘放流活動. 2018年7月31日，宜賓江安的當?shù)孛耖g組織成立了長江鱘巡護隊，協(xié)助漁政和公安的工作，保護放流的長江鱘[35]. 每天兩人一組沿江巡護江安38 km江段. 考慮到非法捕撈、電魚的人經(jīng)常在夜間出沒，六個人三班倒開車或者坐船沿江巡護. 2018年8月1日-2019年10月，江安江段的非法捕撈情況和長江鱘放流數(shù)據(jù)見表1. 考慮到宜賓江段的野生長江鱘基本絕跡，我們假設(shè)宜賓江段的長江鱘資源量為放流總量(188325尾)，由于缺乏非法捕撈的426尾長江鱘的時間信息，因此，分兩種極端情況進行估算：①假設(shè)放流全部發(fā)生在2018年8月1日以前，捕撈時間按照15個月計算，可以估算非法捕撈導致的長江鱘的死亡率為：4.7622×10-5/(km·a)(=426/188325×12/15/38). 如果以此推算到葛洲壩下1675 km的長江中下游，我們可以得到非法捕撈導致的中華鱘的死亡率為8×10-2/a. ②假設(shè)426尾長江鱘捕撈時間發(fā)生在2019年5月21日的放流以后，捕撈時間按照5個月計算(2019年6月-2019年10月)，估算長江鱘死亡率為1.4×10-4/(km·a)，推算到中華鱘的死亡率為0.24/a. 因此，我們可以得到非法捕撈導致中華鱘的死亡率為：8%～24%/a，平均值為16%/a. 考慮到長江鱘集中分布區(qū)相對狹小和固定，而中華鱘在長江中下游沿著中泓底層洄游，不像放流的長江鱘一樣容易捕撈. 因此，把長江鱘的非法捕撈數(shù)據(jù)推廣到中華鱘，死亡率估算肯定是偏高的.

表1 四川宜賓江段長江鱘非法捕撈和放流數(shù)據(jù)

2)補充群體損失:指由于河口捕撈、污染造成新生的中華鱘幼魚在進入海洋前非正常死亡. 自然情況下，中華鱘產(chǎn)卵后，卵在沉降過程中完成受精，之后粘附在產(chǎn)卵場下的卵石上，約5晝夜發(fā)育出膜，經(jīng)過隨流期(drift stage)、藏匿期(cover stage)和自主洄游(self-migration stage)3個階段，沿著長江兩岸向下游遷移. 在藏匿期以前，正常死亡主要受敵害魚類捕食的影響，在自主洄游期，主要受食物和水流環(huán)境等因素影響. 中華鱘從產(chǎn)卵場(卵)到河口(平均7.6月齡幼魚)的過程中，在長江的累積存活率約為萬分之一[39]. 為了分析捕撈、污染等非正常死亡的影響，我們以1齡幼魚進入海洋為考核節(jié)點，定義補充群體損失率s，為非正常死亡數(shù)量與理論上應進入海洋中華鱘幼魚數(shù)量的比值.

3)存活率降低:指由于河岸和近海區(qū)域污染等人為因素，造成中華鱘個體在成長過程中每年存活率下降的長期影響，定義每年增加的非自然死亡率為d.

4)長江水壩累積影響:指由于長江梯級水壩興建，帶來的產(chǎn)卵場損失，縮短洄游距離和改變產(chǎn)卵繁殖條件等多種因素累積影響.

1.2 模型

人類多種多樣的活動對中華鱘的損害孰輕孰重，需要基于科學理論給出定量的結(jié)論. 種群資源量變動模型提供了一種新的研究思路，可以剝離多因素的耦合，設(shè)定各種要素情景對單因素或多因素帶來的長期種群變化進行推演，評估單一因素的影響和貢獻. 基于年齡結(jié)構(gòu)，我們提出的考慮容量和性腺制約的中華鱘種群模型[2，40]，并利用該模型對野生中華鱘種群動態(tài)進行了預測. 本文利用該模型對上述影響因素開展情景分析，進而獲取中華鱘種群瀕臨滅絕原因的定量化評估結(jié)果.

本文采用基于年齡結(jié)構(gòu)的中華鱘種群模型進行計算，其模型計算流程如圖2所示. 圖中Fi(t)和Mi(t)分別表示t時刻中華鱘種群中i齡雌、雄個體數(shù)量；fi(t)和mi(t)分別表示t時刻進入長江的中華鱘親魚中i齡雌、雄個體數(shù)量；pfi、pmi分別代表雌、雄魚在i年齡的占比(年齡結(jié)構(gòu))，符合對數(shù)正態(tài)分布；nf和nm分別為雌、雄親魚一生平均進入長江參與繁殖的次數(shù)(重復產(chǎn)卵的次數(shù)). 通過種群穩(wěn)定條件下長江中繁殖親魚的年齡結(jié)構(gòu)和繁殖次數(shù)構(gòu)建起繁殖群體和總?cè)后w的關(guān)系. 仿照Logistic方程的特解構(gòu)造函數(shù)，來描述產(chǎn)卵場環(huán)境限制下有效補充量與繁殖群體數(shù)量的關(guān)系，b為繁殖系數(shù)，C(t)為當年參與繁殖的親魚中雌雄個體數(shù)量的配對數(shù)，Nc為產(chǎn)卵場環(huán)境容量. 種群模型計算結(jié)果得到野外調(diào)查數(shù)據(jù)的驗證[2，40]. 利用該模型，可以估算中華鱘總資源量(長江和海洋中數(shù)量)及其年際變化，通過調(diào)整模型參數(shù)也可以深入分析長江和海洋中的中華鱘資源變遷的原因. 本文設(shè)置不同人類活動影響的單一或組合變量的情景，計算葛洲壩截流(1981年)之后120年中華鱘種群規(guī)模變化過程.

模型初始條件采用葛洲壩截流前中華鱘種群規(guī)模穩(wěn)定時的種群數(shù)量[41]和年齡結(jié)構(gòu)[42]. 繁殖群體中雌魚為13～34齡，雄魚為7～27齡，長江中繁殖群體數(shù)量為1727尾，性比為1.1∶1(雌∶雄)，繁殖系數(shù)為b=7.45，產(chǎn)卵場環(huán)境容量Nc=253[40].

前文所述四種影響因子均可以在種群模型中添加，進而開展單因子分析. 添加方式如圖2所示.

1)繁殖群體損失. 在產(chǎn)卵繁殖前以固定比例減少所有年齡段的繁殖群體數(shù)量(長江中)，并同步減少種群總體的數(shù)量. 加入損失后繁殖群體數(shù)量符合下式：

(1)

2)補充群體損失. 模型中新生幼魚洄游至河口后以固定非正常死亡率減少. 加入損失后t+1時刻1齡中華鱘數(shù)量滿足：

F1(t+1)=M1(t+1)=F0(t)·(1-s)

(2)

式中,s為補充群體損失率(幼魚非正常死亡率)；F0(t)為t時刻河口幼魚數(shù)量，也就是洄游到達河口的幼魚數(shù)量(雌雄相同)；F1(t+1)和M1(t+1)分別為t+1時刻1齡新生幼魚的雌魚和雄魚數(shù)量.

3)存活率降低. 在種群模型計算中，每個時間步計算結(jié)束后均要進行年齡結(jié)構(gòu)變化的計算，原模型中假定成年中華鱘非自然死亡率為0，添加死亡率后，年齡結(jié)構(gòu)變化方程變成：

(3)

式中，d為每年增加的非自然死亡率；Fi(t)和Mi(t)分別為t時刻i齡雌魚和雄魚的數(shù)量；Fi+1(t+1)和Mi+1(t+1)分別為t+1時刻i+1齡雌魚和雄魚的數(shù)量.

(4)

依據(jù)此前的研究結(jié)果，α=6.5%[40]. 對于性腺退化，可用下式計算性腺退化的繁殖群體親魚對(number of fish couple)：

(5)

圖2 種群模型和影響因素示意

1.3 計算工況

依據(jù)前述分析，分別對4種影響因子進行單一要素或組合要素設(shè)定各種情景，計算中華鱘種群變動情況. 工況設(shè)定條件如表2所示. 其中工況1為理想情況，推演了葛洲壩截流后無人類干擾情況下中華鱘種群的變動；工況2～4反映了捕撈或航運導致親魚損失帶來的影響；工況5反映了污染等因素造成一半幼魚損失的影響過程；工況6推演了海洋中中華鱘成長過程受干擾條件下的演變情況. 在葛洲壩截流后，圍繞葛洲壩下中華鱘親魚是否能夠正常性腺成熟，不同專業(yè)研究機構(gòu)的現(xiàn)場調(diào)查得出不同的結(jié)論. 柯福恩等(1985)[43]研究認為親魚出現(xiàn)了大量性腺退化，而周春生等(1985)[44]、曹文宣等(1989)[45]否認葛洲壩阻隔導致性腺退化，認為中華鱘能夠正常發(fā)育成熟，少量或個別性腺退化現(xiàn)象是由于病態(tài)或個體受傷. 本文設(shè)置了工況7和8分別模擬親魚性腺少量(20%)和大量(75%)退化的影響，與理想情況(無退化)對比可探求性腺退化的影響程度. 工況9利用非法捕撈和幼魚損失的估算數(shù)據(jù)計算了繁殖群體和補充群體損失綜合作用下的種群演化過程. 工況10作為基準工況，推演了水利工程影響和實際捕撈綜合作用下的種群演變過程.

2 結(jié)果與討論

2.1 計算結(jié)果

通過基于年齡結(jié)構(gòu)的種群模型，我們計算獲得了前述各工況條件下的中華鱘種群演變過程，計算結(jié)果如表3所示，典型工況長江中繁殖群體規(guī)模變動過程如圖3所示.

表2 計算工況條件

表3 種群模型計算結(jié)果

圖3 不同情景下長江中華鱘繁殖群體數(shù)量變化過程

1)工況1(理想情況)

假設(shè)葛洲壩截流之前每年平均捕撈517尾，葛洲壩截流后，不考慮捕撈、污染、航運等人類活動對中華鱘的影響，中華鱘種群數(shù)量會逐年上升，長江中繁殖群體數(shù)量將穩(wěn)定在2600尾左右. 這是理想情況(實際上不可能發(fā)生).

2)工況2(短期大量捕撈)

假設(shè)維持1981和1982年的捕撈規(guī)模，之后無人類活動干擾帶來損失. 兩年過度捕撈后中華鱘繁殖群體快速恢復，2000年時繁殖群體數(shù)量下降約200尾，到2010年已與理想情況無顯著差異. 應該指出，1981年1月4日，葛洲壩截流后，葛洲壩下大量中華鱘集聚，使得1981年和1982年中華鱘過度捕撈，引起廣泛關(guān)注和批評，導致1983年對中華鱘禁捕政策的出臺. 工況2的計算說明：短期的過度捕撈，不會對中華鱘種群產(chǎn)生長期的影響，禁捕后中華鱘種群數(shù)量會恢復并趨于理想的穩(wěn)定狀態(tài).

3)工況3(長期商業(yè)捕撈水平)

假設(shè)葛洲壩截流后依然長期維持1970s中華鱘商業(yè)捕撈的數(shù)量，工況3計算表明，長期商業(yè)捕撈只會影響最終穩(wěn)定狀態(tài)下的長江中繁殖群體規(guī)模(約1700尾)，更不會對種群生存產(chǎn)生致命的影響. 如此，合理的邏輯推演是：葛洲壩截流后，如果非法捕撈(電、毒、炸)的親魚數(shù)量，每年低于517尾，對中華鱘的種群生存沒有影響.

4)工況4(過度捕撈水平)

假設(shè)葛洲壩截流后，每年捕撈864尾親魚. 這個捕撈強度接近1981年和1982年的平均水平(822尾). 以此計算，2020年長江中華鱘的數(shù)量為386尾. 計算表明：如果維持1981年和1982年的捕撈水平，會造成繁殖群體規(guī)模顯著下降甚至滅絕. 我們認為，這種情況與事實相差太遠.

5)工況5(幼魚損失50%)

假設(shè)幼魚損失減半，這種損失可能來自岸邊污染和河口捕撈的綜合影響. 1990年后長江中繁殖群體數(shù)量下降，2010年后數(shù)量基本穩(wěn)定在1200尾，不會造成種群滅絕.

6)工況6(每年存活率降低5%)

假設(shè)1981年后海洋中的中華鱘每年存活率降低5%，長江的中華鱘繁殖群體會在改變存活率第二年立即出現(xiàn)一個明顯的種群衰退過程. 經(jīng)過約20年的快速衰退后，在2000年后維持1000尾左右的繁殖群體緩慢下降. 這與長江中的種群變動趨勢不符. 由于年存活率下降5%，經(jīng)過多年疊加，20齡中華鱘的累積存活率將降至此前的四成，這對于繁殖年齡為13～34齡的雌魚非常不利，模型計算結(jié)果顯示繁殖群體中的雄性占比增加，同時親魚出現(xiàn)低齡化的現(xiàn)象. 這與實際觀測獲得的雌魚占比顯著提高和繁殖群體老齡化的結(jié)果南轅北轍. 由此可以判斷，1981年以來中華鱘年存活率沒有明顯變化.

7)工況7和工況8(親魚性腺退化)

假定只考慮20%(工況7)和75%(工況8)親魚性腺退化，可能原因包括葛洲壩阻隔和親魚病態(tài)或受傷導致[44-45]的性腺退化. 如果否定葛洲壩阻隔會導致中華鱘性腺退化，僅僅考慮所謂“病態(tài)或受傷”導致性腺退化，親魚20%性腺退化的比例是偏高的. 即使在此種情況下，工況7的計算表明，20%比例的性腺退化不會導致中華鱘的滅絕，計算結(jié)果與理想工況(工況1)基本一致. 本文種群模型基于葛洲壩截流前1970s的中華鱘種群處于相對穩(wěn)定狀態(tài)，工況7和8去除捕撈因素后，20%性腺退化對種群的影響遠小于1970s捕撈的影響. 換句話說，“病態(tài)或受傷”導致的性腺退化，對中華鱘種群衰退沒有影響. 工況8的計算表明，在75%性腺退化的條件下，影響顯著，中華鱘的滅絕時間在2088年，2000、2010、2020年長江種群數(shù)量分別為1599、1076、721尾，與現(xiàn)場監(jiān)測的估算數(shù)據(jù)不符合(陶江平等[47]通過水聲學方法估計2005-2007年葛洲壩下產(chǎn)卵場親魚數(shù)量分別為235、217和203尾，遠小于工況8). 因此，不考慮長江水壩的累積影響，僅僅考慮親魚性腺退化計算的種群數(shù)量，得不到符合實際的結(jié)果.

8)工況9(親魚和幼魚損失的綜合影響)

考慮捕撈、污染、航運的綜合影響，體現(xiàn)為親魚和幼魚損失. 假設(shè)長江上長期維持16%的非法捕撈水平(如前所述，類比宜賓江段長江鱘的情況)，污染和河口非法捕撈導致幼魚損失50%. 此種情況下，中華鱘也不會滅絕，種群規(guī)模2010年會維持846尾規(guī)模. 如圖4所示，此工況帶來的性比變化，與多年觀測結(jié)果完全不符. 因此，可以認為，此類工況不會發(fā)生.

9)工況10(長江水壩累積影響)

工況10屬于基準工況(更接近實際)，是黃真理和王魯海(2018)[2]計算和預測中華鱘種群變動情形，得到了各種現(xiàn)場監(jiān)測數(shù)據(jù)的驗證，我們考慮了：(1)產(chǎn)卵場環(huán)境容量，也就是容納中華鱘繁殖群體數(shù)量的空間條件；(2)葛洲壩阻隔使得洄游距離縮短1175 km，導致性腺退化，性腺退化率由中華鱘有效繁殖模型估算；(3)捕撈數(shù)據(jù)采用已有的統(tǒng)計數(shù)據(jù)，考慮了少量誤捕損失.

圖3中工況10表明，由于中華鱘是長壽命的洄游性魚類，1981年之后，葛洲壩的影響不會在短期內(nèi)顯現(xiàn)，而是1990年之后逐步出現(xiàn). 長江水壩累積影響條件下的種群下降速度最快，環(huán)境容量損失和親魚性腺退化來自葛洲壩影響，其他梯級水壩如三峽、溪洛渡的累積影響，導致秋季水溫持續(xù)走高，減少有效繁殖群體數(shù)量，抑制了產(chǎn)卵繁殖行為. 計算表明：如果不采取針對性措施減免梯極水壩的不利影響，中華鱘野生種群將在2026年滅絕.

中華鱘的雌雄親魚繁殖年齡差異顯著，雄魚比雌魚先成熟. 若種群規(guī)模快速下降，必然會帶來長江中繁殖群體的性別比例失衡，雄魚先出現(xiàn)衰退，雌魚比例增加. 因此，長江中繁殖群體的性比，可以反映大約十年以前的中華鱘補充群體下降程度. 通過計算，我們提取了不同工況下中華鱘種群的性比數(shù)據(jù)，并與野外觀測結(jié)果[48]進行對比，如圖4所示.

野外觀測顯示，1990年之后，長江中的繁殖群體出現(xiàn)了明顯的性比失調(diào)現(xiàn)象，在2000年左右達到峰值，2000年之后由于親魚數(shù)量大幅下降，難以采集足夠數(shù)量的親本獲得可靠的性比信息. 研究表明，性比在2000-2010年間有所下降，而在2010年之后再次大幅攀升[1]. 圖4表明：考慮捕撈、污染、航運等單因子和綜合因子情景(工況4/5/6/8/9)，最大性比均不超過2，且最大性比出現(xiàn)時間較早. 其中，工況6每年存活率下降5%會造成中華鱘個體的預期壽命大幅下降，更加不利于雌魚，造成雌魚的累積存活率低下，表現(xiàn)為1990年之后繁殖群體雄魚多于雌魚，與觀測數(shù)據(jù)相悖. 因此，長江水壩累積影響(工況10)計算的種群變動過程最接近現(xiàn)有的性比觀測結(jié)果.

圖4 長江中華鱘繁殖群體性比變化過程

2.2 繁殖群體損失與滅絕時間和性比關(guān)系

如果非法捕撈和航運等造成大量持續(xù)的繁殖群體損失(工況5)，將會帶來繁殖規(guī)模的大幅下降，在沒有其他因素的作用下，野生中華鱘群體也會走向滅絕. 假定野生中華鱘的生存危機完全是由繁殖群體損失造成，利用種群模型開展參數(shù)分析，可以找到與觀測數(shù)據(jù)相匹配的繁殖群體損失率k.

我們計算了一系列不同k值條件下的種群演化過程，計算中排除了其他因素干擾的影響，獲得了種群規(guī)模和最大性比受k影響的曲線，如圖5所示.

圖5a計算結(jié)果顯示，繁殖群體損失率44%，野生中華鱘種群將會在2100年滅絕，且預計滅絕時間會隨著損失率的升高而提前. 繁殖群體損失率達到65%，野生中華鱘將會在2028年滅絕. 也就是說，如果排除其他影響干擾后，需要多種人類活動干擾(捕撈、航運等)持續(xù)造成長江中每年繁殖群體死亡達到65%，捕撈、航運等的影響才能與長江水壩的影響相當. 顯然，這是無法想象和不可能發(fā)生的情況，也沒有任何數(shù)據(jù)的支撐.

大量繁殖群體損失，也會造成2000年左右出現(xiàn)嚴重的性比失衡. 野外調(diào)查顯示2003年左右中華鱘野生種群性比達到5.86[48]. 圖5b計算結(jié)果顯示，要達到這個性別比例，繁殖群體的損失率需達到80%以上，即80%的中華鱘親魚在長江中非正常死亡，且這種死亡需要每年都發(fā)生，持續(xù)20年以上. 野外觀測結(jié)果顯示，長江繁殖群體數(shù)量下降始于1990年. 80%的親魚損失，意味著1990年前后捕撈和航運傷害帶來的親魚死亡數(shù)量應達到每年約1500尾，即平均每日可獲得約4尾左右的中華鱘死亡信息. 我們認為，沒有任何資料支持這么高強度的親魚損失.

圖5 繁殖群體損失率影響效果: 2020年種群規(guī)模變動情況(a)；最大性比變動情況(b)

2.3 補充群體損失與滅絕時間和性比關(guān)系

如果捕撈和污染等人類活動造成大量持續(xù)的補充群體損失，也會造成海洋中的中華鱘種群規(guī)模大幅下降，超過臨界值后也會導致種群滅絕. 通過模型參數(shù)分析，我們計算了不同補充群體損失率(s)條件下中華鱘種群規(guī)模和性比變動過程，計算結(jié)果如圖6所示.

圖6a計算結(jié)果顯示，補充群體損失率超過71%后，野生中華鱘種群將會在2100年前滅絕，且預計滅絕時間會隨著損失率的升高而提前. 如果排除其他影響干擾后，需要多種人類活動干擾(河口捕撈、污染等)持續(xù)造成河口幼魚非正常死亡超過七成，才會出現(xiàn)中華鱘今天的現(xiàn)狀.

補充群體損失率提高，會帶來繁殖群體最大性比的提升，且會顯著推遲最大性比出現(xiàn)時間(圖6b). 以最大性比5.86反推，補充群體損失率需達到94%以上，即中華鱘幼魚存活率只有天然條件下的6%，大量幼魚非正常死亡，此種條件下中華鱘種群滅絕時間約為2002年. 顯然，如此大量幼魚的多年的非正常死亡，不可能不被發(fā)現(xiàn). 因此，這種情況不可能發(fā)生.

圖6 補充群體損失率影響效果: 2020年種群規(guī)模變動情況(a)；最大性比變動情況(b)

2.4 生存危機主因討論

本文針對專家和社會上經(jīng)常提及的中華鱘生存危機5大因素——捕撈、污染、航運、全球氣候變化、水利工程，把這5大因素歸納為繁殖群體損失、補充群體損失、存活率降低、長江水壩累積影響4個因子，利用我們提出的中華鱘種群模型，進行了10種情景計算和分析. 據(jù)此，可以揭示中華鱘生存危機的主因：

1)非法捕撈不是主因

如前所述，捕撈主要導致繁殖群體和補充群體的損失. 計算和分析表明：即使是維持葛洲壩截流前(1970s)每年517尾的商業(yè)捕撈規(guī)模，中華鱘的種群依然會維持約1700尾的相對穩(wěn)定水平. 1981-1982年兩年過度捕撈，短期內(nèi)對種群變動和結(jié)構(gòu)帶來不利影響，禁捕后種群能夠得到恢復并趨于穩(wěn)定. 如果葛洲壩截流后長期維持1981年和1982年的捕撈水平，確實會造成繁殖群體規(guī)模顯著下降甚至滅絕，但是性比計算結(jié)果與實際觀測相悖. 我們認為，這種情況與事實相差太遠. 如果認定這種情況實際發(fā)生，說明1983年以后的禁捕措施徹底失效，這是漁政管理部門的長期嚴重失職. 盡管沒有非法捕撈的統(tǒng)計數(shù)據(jù)， 1983年中華鱘禁捕、1996年在葛洲壩下產(chǎn)卵場建立自然保護區(qū)后，我們無法想象，非法捕撈親魚的數(shù)量會超過1970s商業(yè)捕撈的水平(平均每年517尾). 在長江口的幼魚主要聚集區(qū)，2002年也建立自然保護區(qū). 另外，我們也要看到，全社會環(huán)保意識的提高對非法捕撈作業(yè)也會有所抑制. 因此，認定過度捕撈或非法捕撈是中華鱘種群衰退的主因，邏輯和事實都不成立.

2)污染不是主因

如前所述，污染主要帶來幼魚損失和存活率降低. 情景計算和分析表明：如果捕撈、污染等導致幼魚損失50%，中華鱘的種群數(shù)量會下降，但依然能夠維持一定的種群規(guī)模. 如果考慮河流岸邊污染和海岸污染對中華鱘的存活率帶來每年5%下降，中華鱘的種群規(guī)模會大幅下降，但依然能夠維持995尾(2020年)，不會導致種群滅絕. 同時，中華鱘繁殖群體的老齡化和性比嚴重失調(diào)(雌魚遠多于雄魚)現(xiàn)象，否定了長期存活率下降的假設(shè)，這表明海洋中的污染尚未產(chǎn)生顯著影響. 岸邊污染會對幼魚的洄游和棲息環(huán)境帶來不利影響，進而增加幼魚的死亡率，這是肯定的，所以從保護幼魚洄游通道的角度也要加強污染治理. 但是，把中華鱘的生存危機的主因歸咎于污染，是缺乏依據(jù)的.

3)航運不是主因

航運的影響，依據(jù)專家們的推斷是機械誤傷導致中華鱘繁殖群體損失問題，與捕撈的損失類似. 我們無法相信，航運的影響每年會帶來超過捕撈的損失，因此，航運的影響不是中華鱘生存危機的主因.

4)全球氣候變化不是主因

曹俊(2009)[49]研究表明(圖7a)，宜昌水文站1981-2011平均升溫速率約為0.04℃/a. 黃真理和王魯海(2018)等[2]對長江水壩和全球氣候變化的影響進行了對比分析表明：1956-2006年五十年間全球氣候變化對秋季水溫的影響為0.03℃/a.

郭文獻等(2009)[50]研究表明(圖7b)，三峽水庫蓄水后，在3-4月份低于天然水溫，低于1℃，在10、11、12月份高于天然水溫分別超過1.7、2.6、3.5℃，其影響程度遠遠高于葛洲壩水庫蓄水對水溫的影響(0.3℃/0.8℃/1℃). 總體來看，三峽水庫在升溫和降溫季節(jié)對下泄水溫有較強的調(diào)節(jié)作用.

鄧云等(2016)[51]研究表明，在中華鱘產(chǎn)卵季節(jié)，三峽工程135 m蓄水期對宜昌斷面水溫有一定“滯溫效應”，但尚不顯著. 156 m蓄水期和175 m蓄水期對宜昌斷面水溫帶來的“滯溫效應”顯著(圖7c). 三峽175 m蓄水期，水溫達到20℃的時間在11月上旬-12月上旬，與蓄水前相比延遲了10～40天，2013年12月上旬水溫才降至20℃，與金沙江溪洛渡電站蓄水發(fā)電同步，說明三峽電站與上游電站聯(lián)合運行產(chǎn)生的水溫“累計滯溫效應”使葛洲壩下水溫下降進一步延緩. 鄧文等進一步分析了導致葛洲壩下水溫出現(xiàn)“滯溫效應”的原因，相對于氣象變化的影響，工程的調(diào)蓄作用對壩下水溫“滯溫效應”的貢獻占主導作用(圖7d).

我們認為，全球氣候變化對長江水溫增加有一定貢獻，而且這種影響具有長期性和累積性，但是，把中華鱘無自然產(chǎn)卵歸咎于全球氣候變化，淡化甚至回避長江水壩的影響，顯然是不恰當?shù)模灿型菩端畨呜熑沃? 這種觀點，會誤導中華鱘保護出現(xiàn)“南轅北轍”的策略和方向，導致無法采取針對性措施.

圖7 全球氣候變化與長江水壩對水溫的影響比較:(a)1981-2012年宜昌水文站年平均水溫的變化[49]；(b)葛洲壩-三峽工程對水溫的影響[50] ；(c)三峽工程調(diào)度運行4個時期宜昌斷面的實測水溫過程線[51]；(d)氣象變化與三峽工程對壩下水溫“滯溫效應”的貢獻[51]

5)過渡捕撈、污染、航運、全球氣候變化的綜合影響也不是主因

捕撈、污染、航運、全球氣候變化都不是主因，會不會是這些因素綜合作用的結(jié)果？工況9計算和分析表明：在高估的非法捕撈量(k=0.16)和幼魚非正常死亡(s=0.5)綜合影響下，2020年后長江中中華鱘繁殖群體規(guī)模仍能保持在數(shù)百尾規(guī)模，2100年前野生種群沒有滅絕風險，最大性比不超過2，種群衰退速度遠慢于觀測結(jié)果. 因此，捕撈、污染、航運三者綜合作用不是中華鱘生存危機的主因. 2010年前全球氣候變化帶來的水溫升高影響小于1℃，不會帶來主要影響.

6)長江水壩才是中華鱘種群衰退的主因

為了揭示長江水壩對中華鱘種群衰退的影響機制，我們提出3個概念[2]：性腺成熟期(gonadal mature period, GMP)、產(chǎn)卵窗口期(spawning window period, SWP)和正常繁殖期(normal spawning period, NSP). 性腺成熟期是中華鱘繁殖的內(nèi)因，指在洄游過程中性腺必須在特定時間內(nèi)發(fā)育成熟. 產(chǎn)卵窗口期是繁殖的外因，指中華鱘產(chǎn)卵成熟后的特定時間內(nèi)水文(含水溫)條件必須滿足繁殖需求. 如圖8a所示，正常繁殖期是指內(nèi)因和外因的結(jié)合，也就是性腺成熟期與產(chǎn)卵窗口期的重疊部分，當性腺成熟時遭遇適宜的環(huán)境條件，中華鱘能夠完成繁殖行為，繁殖的規(guī)模取決于重疊的多少. 如果性腺發(fā)育成熟，在特定的時間窗口內(nèi)沒有適宜的水文條件，中華鱘將出現(xiàn)性腺退化. 中華鱘進入長江的目的是產(chǎn)卵繁殖. 長期進化形成一套適應長江環(huán)境的產(chǎn)卵繁殖機制，包括產(chǎn)卵地點的選擇、水文環(huán)境的要求等. 中華鱘進入長江后，需要依靠在海洋中儲存的脂肪完成洄游，依靠性腺脂肪的消耗和長途的水流刺激完成性腺的發(fā)育成熟. 長江梯級水壩的累積效應，不僅阻隔了洄游通道，還改變了中華鱘的產(chǎn)卵環(huán)境條件. 如圖8b所示，1981年1月4日，葛洲壩蓄水后，阻隔中華鱘在壩下繁殖. 葛洲壩的庫容較小，對水溫條件的改變很小，但是由于減少了中華鱘洄游距離1175 km，使得中華鱘的流水刺激減少，導致性腺成熟期推后和縮短37天，正常繁殖期受性腺發(fā)育制約. 另外，由于產(chǎn)卵場的個數(shù)和空間大大減少，導致產(chǎn)卵場容量成為影響繁殖的制約因素. 1981年和1982年的捕撈量過大，對這兩年的繁殖規(guī)模影響較大. 三峽蓄水以后，隨著水位的提高，秋季水溫增加，導致產(chǎn)卵窗口期進一步推后和縮短，使得正常繁殖期(GMP和SWP的重疊部分)進一步縮短至0～13天，導致有效繁殖群體進一步減少. 當2013年溪洛渡蓄水后，累積的滯溫效應強化了秋季水溫增幅，秋季20℃的時間進一步推后到11月15日之后，導致性腺成熟期和產(chǎn)卵窗口期之間無法重疊，內(nèi)因和外因不匹配，中華鱘親魚無法完成產(chǎn)卵行為. 這就是隨著長江梯級水壩的修建，中華鱘的繁殖行為發(fā)生顯著改變進而影響種群動態(tài)變化的過程. 工況10的計算結(jié)果，揭示了長江水壩影響中華鱘的衰退原因：1981-1982年，受過度捕撈帶來的有效繁殖制約；1983-2000年，受產(chǎn)卵場環(huán)境容量制約；2001年以后，受性腺退化帶來的有效繁殖制約. 長江水壩導致的這些制約因素產(chǎn)生累積影響，造成繁殖群體規(guī)模顯著下降甚至滅絕.

根據(jù)黃真理(2019)[39]對中華鱘的全生命周期死亡率的研究，中華鱘從卵到繁殖群體的生命過程，死亡率極高，天然情況下總存活率是6×10-6，也就是說，一條懷卵量100萬的雌魚能夠貢獻6尾補充群體，我們稱為有效繁殖. 2013年以后，盡管有個別年份發(fā)現(xiàn)繁殖行為，由于繁殖親魚很少，已不能構(gòu)成有效繁殖. 中華鱘得不到自然繁殖的補充，人工繁殖放流也被證明效果低于自然繁殖，放流效果(有多少能夠返回長江成為有效繁殖群體)也有待驗證和評估. 此現(xiàn)象持續(xù)下去，野生種群的滅絕必將在不遠的未來發(fā)生. 每年10-12月，多家科研單位仍舊在葛洲壩下中華鱘產(chǎn)卵場開展調(diào)查，每年都可以觀測到中華鱘親魚，但無產(chǎn)卵行為. 停止繁殖行為無疑是關(guān)系中華鱘種群生存危機的當務(wù)之急. 多項研究表明[2,50-52]，長江梯級水庫運行帶來的累積滯溫效應，是親魚停止產(chǎn)卵行為的直接原因或限制因子. 因此，長江水壩累積影響是中華鱘生存危機的主因.

圖8 長江水壩影響中華鱘種群數(shù)量的機制[2]

3 結(jié)語

中華鱘作為葛洲壩救魚的唯一對象，當年得到中央批準和認可，在激烈的葛洲壩救魚論證中達成了廣泛的共識：葛洲壩阻斷了中華鱘的洄游路徑，對中華鱘的影響最大. 基于此，中華鱘才“有幸”被列為唯一的搶救對象，其他魚類如四大家魚、白鱘、長江鱘(達氏鱘)、銅魚等經(jīng)過激烈爭論被排除在外. 葛洲壩救魚近四十年來，中華鱘野生種群出現(xiàn)明顯持續(xù)衰退，與葛洲壩救魚的預期完全相反，中華鱘面臨生存危機. 然而，即使中華鱘在2010年被IUCN列入瀕危物種之后，其保護策略和措施并沒有得到根本性的改革、改變或者改善，一個重要原因是關(guān)于中華鱘生存危機的主因缺乏共識，專家意見莫衷一是，甚至連為什么中華鱘成為葛洲壩救魚的唯一對象、當年達成的共識都被遺忘或拋棄. 主流專家意見歸咎于非水壩的影響，包括非法捕撈、污染、航運、全球氣候變化等各種單主因論或多主因論，卻沒有一份嚴格的定量分析報告，僅僅依靠專家的個人經(jīng)驗和主觀意愿，利益沖突(conflicts of interest)顯而易見，導致中華鱘保護長期以來缺乏針對性措施，也讓漁業(yè)部門、環(huán)保部門甚至交通部門成了“背鍋俠”. 除了非科學因素外，傳統(tǒng)的魚類生態(tài)學無法依靠收集有限的數(shù)據(jù)來定量評估人類活動的各種因素對中華鱘的影響. 因此，要分析中華鱘生存危機的主因，只能依靠經(jīng)過驗證的數(shù)學模型來開展單因子和多因子的情景分析，而這也是主流專家過去所不重視或輕視的.

我們基于中華鱘種群模型，采取情景計算和分析的辦法，定量評估了各種影響因素對種群衰退甚至滅絕的影響. 我們的結(jié)論表明：非法捕撈、污染、航運、全球氣候變化都不是中華鱘生存危機的主因. 長江水壩的累積影響才是主因，這個結(jié)論本身不是創(chuàng)新. 我們不過是驗證了葛洲壩救魚論證的“初心”或共識——葛洲壩對中華鱘的影響最大. 這里，我們要強調(diào)指出，我們不否定非法捕撈、污染、航運和全球氣候變化等人類活動對中華鱘種群的不利影響以及采取的相關(guān)措施，更不反對長江水電開發(fā)(綜合效益十分巨大，這是毋庸諱言的). 相反，無論是2020年1月開始實施的長江禁漁十年計劃，還是長江大保護中的污染防治，以及減輕航運和全球氣候變化對水生生物的不利影響，為中華鱘保護營造良好環(huán)境，我們都十分贊賞和支持.

我們關(guān)注的是，作為葛洲壩救魚的唯一對象，經(jīng)過近四十年的努力和數(shù)以億計的投入，野生種群走上了滅絕之路. 讓我們感到困惑的是，一方面是有關(guān)研究指出長江水壩對中華鱘生存產(chǎn)生嚴重影響；另一方面是主流專家主觀上把非水壩因素肆意夸大為主因或主因之一，客觀上忽視或輕視長江水壩的影響，轉(zhuǎn)移搶救中華鱘的主攻方向，進而誤導管理部門和水壩業(yè)主長期沒有主動研究和采取針對性措施，使得搶救中華鱘的最佳時間窗口期已經(jīng)失去，今后可能需要付出更大的代價. 中華鱘洄游長江的目的是產(chǎn)卵繁殖，可是，現(xiàn)在的長江已經(jīng)不適宜中華鱘繁殖后代. 對中華鱘自然繁殖終止現(xiàn)象視而不顧，只是一味繼續(xù)人工繁殖放流，難道不是“本末倒置”？強調(diào)非水壩因素作為主因，能夠恢復中華鱘的自然繁殖行為？我們希望得到肯定的答案. 但是，我們的研究表明，要保護中華鱘野生群體不至滅絕，必須“對癥下藥”，通過生態(tài)調(diào)度和其他針對性修復措施降低長江水壩的不利影響. 我們擔憂，如果不能正視中華鱘生存危機的主因，讓中華鱘滅絕成為現(xiàn)實，這將會對中國水電行業(yè)和長江魚類保護帶來嚴重負面影響.

潛在利益沖突聲明：本文作者不存在相關(guān)利益沖突，包括但不限于從利益相關(guān)方獲得可能會影響本文公正性和客觀性的經(jīng)費資助；本文作者之一黃真理，1993-2012年在原國務(wù)院三峽工程建設(shè)委員會辦公室工作，參與組織協(xié)調(diào)三峽工程相關(guān)的生態(tài)與環(huán)境保護工作.