摘要
水下泄洪声属于水利工程产生的高强度噪音，对鱼类生态具有潜在影响。为探究水下泄洪声对鱼类应激反应及生理损伤的影响，本研究以草鱼（Ctenopharyngodon idellus）幼鱼为实验对象，通过在室内和葛洲坝下游1.0~2.2 km处暴露不同时长（15和30 min）和4种声压级（110、120、130和140 dB）的水下泄洪声，对比草鱼幼鱼的应激反应及生理损伤。结果显示：（1）室内播音实验中，在持续暴露15 min的水下泄洪声条件下，草鱼幼鱼的鳃盖搏动率和胸鳍搏动率随声压级的增大先升后降，实验组中皮质醇浓度与对照组有显著差异，但130与140 dB实验组下无显著差异；在30 min暴露时长下，鳃盖搏动率与声压级呈正相关性，胸鳍搏动率随声压级的增大先升后降，皮质醇浓度在对照组与实验组中有显著差异。响应加权值（RWI）与声压级呈现正相关性，但同声压级下不同暴露时长对RWI值无显著差异。（2）野外实验组中草鱼幼鱼鳃盖搏动率和胸鳍搏动率、皮质醇浓度均显著高于对照组；RWI值与暴露时长、声压级呈显著正相关，且野外条件下草鱼幼鱼的RWI值显著高于室内实验。暴露时长为15 min时重度损伤占比达到19.92%，30 min暴露时长下重度损伤占比提升至28.76%。随着暴露时长的增加，重度损伤占比上升，中度损伤占比下降，轻度损伤上升幅度较小。研究表明：与对照组相比，水下泄洪声增强了草鱼幼鱼的应激反应，高强度水下泄洪声会对鱼类造成生理损伤。本研究结果有助于评估水利工程建设对鱼类的生态影响，为水生生物保护提供科学依据和管理建议。
Abstract
The underwater flood discharge noise is a high-intensity noise generated by hydraulic engineering, which has potential impacts on fish ecology. In order to explore the impact of underwater flood discharge noise on fish stress responses and physiological injury. In this study, juvenile grass carp (Ctenopharyngodon idellus) were exposed to the underwater flood discharge noise for two durations (15 and 30 min) and four sound pressure levels (110, 120, 130 and 140 dB) indoors experiment and 1.0-2.2 km downstream of Gezhouba Dam to compare the stress response and physiological injury of C. idellus juveniles. The results indicate that: (1) In the indoor broadcasting experiment, under the condition of 15-minute exposure to underwater flood discharge noise, the opercular beat rate and pectoral wing rate of C. idellus juveniles initially increased and then decreased as the sound pressure level (SPL) increased, there was a significant difference in cortisol concentration between the experimental group and the control group, but there was no significant difference between the 130 dB and 140 dB experimental groups. When the exposure duration was extended to 30 minutes, the opercular beat rate positively correlated with SPL, while the pectoral wing rate initially increased and then decreased with the increase in SPL, there was a significant difference in cortisol concentration between the experimental group and the control group. The response-weighted index (RWI) positively correlated with SPL, but there was no significant difference in RWI values under different exposure durations at the same SPL. (2) In the field experimental group, the opercular beat rate, pectoral wing rate and cortisol concentration of juvenile grass carp were significantly higher than those in the control group. RWI showed a significant positive correlation with both exposure duration and sound pressure level. The RWI of C. idellus juveniles in the field experiment was significantly higher than that observed in indoor experiments. When the exposure duration was 15 minutes, the proportion of severe damage reached 19.92%, and this proportion increased to 28.76% with a 30-minute exposure duration. With the increase in exposure duration, the proportion of severe injuries rises, while the proportion of moderate injuries declines, and the increase in the proportion of minor injuries is relatively small. Studies have shown that compared with the control group, underwater flood discharge noise increases the stress response of C. idellus juveniles and high-intensity underwater flood discharge noise can cause physiological injury to fish. This research contributes to the assessment of the impact of hydropower engineering construction on fish ecology, providing scientific basis and management suggestions for aquatic organism protection.
截至2020年4月，我国约有2.3万座15 m以上的大坝，占全球总数的40.6%，数量位于世界第一[1]。大坝的修建不仅能够直接解决防洪、灌溉、发电、航运以及供水等多方面国计民生问题，而且满足了清洁能源开发和可持续发展的需求[2]。我国的许多水库大坝具有“水头高、流量大、河谷狭窄、泄洪功率大”的特点[3]。当大坝泄洪消能时，不仅携带了大量的水体能量，诱发下游冲刷、出现空蚀破坏、结构振动和雾化等现象，同时产生巨大的低频噪声[4]，因而使周围水域的鱼类暴露在巨大的低频噪声环境中。近些年，大坝泄洪所带来的影响受到广泛关注，国内外学者研究了泄洪诱发的水上低频声波对周边建筑的危害[5]、泄洪导致的雾化问题[6-7]、泄洪释放的溶解氧过饱和导致鱼类患气泡病甚至死亡[8]等问题。然而，关于泄洪导致的水下噪音（水下泄洪声）对鱼类生理损伤和应激反应的研究相对较少。
水下噪音会影响鱼类的听觉能力[9]、觅食能力[10]、生理应激[11]等。研究表明鱼类应激后血液中皮质醇（cortisol，简称CORT）、葡萄糖和乳酸浓度会急剧升高[12]，高强度的水下噪声会造成鱼体的器官损伤。例如，船舶噪声会导致欧洲鳗鲡（Anguilla anguilla）幼鱼呼吸率即鳃盖搏动率（opercula beat rate，OBR）和胸鳍搏动率（pectoral wing rate，PWR）的增加[13]，噪音刺激后养殖鲈鱼（Lateolabrax japonicus）和大黄鱼（Pseudosciaena crocea）血液中皮质醇浓度呈现先上升后下降的趋势，而后逐渐恢复原有的水平或维持在较高的水平[14]。湖鲟（Acipenser fulvescens）和尼罗罗非鱼（Oreochromis niloticus）暴露在打桩声环境时，鱼鳔迅速扩张和收缩，肝脏、肾脏、性腺和鱼鳔等器官受到损伤，并基于鱼类损伤指数（fish index of trauma model，FIT）模型对损伤进行量化[15]。水下泄洪声具有衰减速度慢、持续时间长、传播范围广、噪音强度大等特点[4]，鱼类作为生态系统中重要组成部分，其行为的变化影响鱼类的生存和繁衍，生理状态影响到生态系统的稳定性和生物的多样性[16]。因此，通过探究水下泄洪声对鱼类的影响，了解和评估噪音对鱼类及生态环境的影响，对保护水生生态系统和管理渔业资源有重要意义。
葛洲坝是长江上建成的第一个大型水利枢纽，葛洲坝下游近坝区水域鱼类资源丰富，主要有铜鱼（Coreius heterodon）、圆口铜鱼（Coreius guichenoti）、瓦氏黄颡鱼（Pelteobagrus vachelli）和 “四大家鱼”等鱼类[16]。葛洲坝下宜昌江段分布有“四大家鱼”产卵场，产卵规模大，是重要繁殖区域之一[17]。每年7—9月长江进入汛期，当汛期流量超过35000 m3/s时葛洲坝泄洪[18]。而泄洪引起的水下噪音对“四大家鱼”等鱼类生理状况的影响未见报道。因此本文以草鱼（Ctenopharyngodon idellus）幼鱼作为研究对象，通过室内播音实验和野外泄洪场景的声音暴露实验分析不同声压级和暴露时长引起的鱼类生理损伤及应激反应。该研究有助于评估水利工程建设对鱼类的生态影响，提高水生态系统的稳定性，保护水生生物多样性。
1 材料与方法
1.1 实验材料
实验材料为草鱼幼鱼，属鲤形目（Cypriniformes）鲤科（Cyprinidae）草鱼属（Ctenopharyngodon）。实验所用草鱼幼鱼取自湖北省宜都市鱼种场。实验鱼体长为（16.13±1.03）cm，叉长为（13.81±2.04）cm，体重为（45.49±6.78）g，选取250尾健康的草鱼幼鱼放入充满氧气的塑料袋运至三峡大学水工厅暂养池。用于室内水槽实验的实验鱼实验前空腹暂养于直径为1.5 m的圆形水缸 48 h，水温为（19.00±1.12）℃，在此期间持续充氧，实验过程中不重复用鱼。用于野外实验的草鱼均放入充满氧气的塑料袋当天运输至实验场地，体长为（15.59±1.23）cm，叉长为（14.01±2.04）cm，体重为（38.94±5.17）g，总计250尾。选取活性良好的实验鱼放置在自然河流段的网箱中进行暂养，实验过程中不重复使用鱼，避免实验鱼对声音产生适应性，影响实验结果。
1.2 实验装置
1.2.1 室内实验水槽
室内实验水槽如图1a所示。由实验循环水槽、声音播放装置、放鱼装置和视频录制设备4部分组成。实验水槽为组装的玻璃纤维水槽，尺寸为3 m×1 m×1 m。水深设置为0.5 m，流速设置为0.2 m/s。在距离水槽0.5 m处放置拦网，水下扬声器（UWS-045，广州千叶水科技有限公司）通过钢丝绳固定在拦网正中间。水下扬声器完全浸没于水中，扬声器与功放（XLS-1000，Crown Audio，日本）相连，由功放手动控制水下扬声器的开启与关闭，并调试播放的声压大小，声音信号则通过连接功放的电脑（LAPTOP-AG1RP69D，华为）进行传输。距离水下扬声器1 m处放置放鱼装置（0.5 m × 0.5 m × 1.0 m），如图1b所示，六面是透水的镂空网格（0.3 cm×0.3 cm），底部可坠负重物（8 kg/个）。摄像头（DS-3WF01C-2NE，海康威视）作为视频录制设备（帧率：25.0帧/s）从水槽正上方对实验进行全程记录。
1.2.2 野外声音暴露装置
野外实验装置（0.5 m×0.5 m×1.0 m）如图1b所示，顶部四角的环状设计可系绳结固定于河岸，底部可坠负重物（8 kg/个）。
图1实验装置图（a：室内实验水槽；b：放鱼装置）
Fig.1Diagram of experimental device (a:Indoor experimental flume; b:Fish release device)
1.3 实验方法
1.3.1 室内播音实验
实验分为4步：
（1）实验前首先用水听计（Reson TC 4032，Slangerup，Denmark）在野外实验地点（图2）录制水库泄洪声，为防止水流扰动和鱼类直接撞击，将装有防撞击装置的水听计悬垂稳定于水下 1 m 处，连接数字录音机（Nagra SD，Audio Technology，Switzerland）进行录制并测量平均超过15 min或30 min的等效连续声压级。
图2实验地点
Fig.2Experimental sites
（2）根据野外实测的声压级开展室内水槽实验，距离扬声器1 m的放鱼装置处设置4种等效连续声压级：110、120、130和140 dB re1 μPa（以下简写为dB），暴露时长设置为15和30 min。对照组为无水下泄洪声刺激下15和30 min实验鱼的应激反应。对照组的环境噪音声压级为（91.00±2.51）dB。依据声能量累积公式计算不同工况下的值，计算公式为：
(1)
式中，Leq为等效连续声级，表示在一定时间内声音能量的平均值，单位为dB; T为时间，计算声能量累积所用时长，单位为s。实验开始前从暂养水缸中随机捞取5尾体表无伤害、健康的实验鱼放入放鱼装置（图1b）中，适应2 h后开始播放声音。控制水槽水深为0.5 m，流速为0.2 m/s。每组实验重复5次，每组5尾鱼，整个过程不重复使用鱼，总共用鱼250尾。通过所录视频观察和计次器手动计数鳃盖搏动率和胸鳍搏动率。
（3）观察其外部形态并记录外部损伤情况。迅速将鱼投入质量浓度为200 mg/L的MS-222中做快速深度麻醉后，用1 mL一次性医用注射器（预先用1%的肝素钠溶液润洗）于尾静脉抽血并转入1.5 mL离心管中。血样静置0.5 h后在4℃以3000 r/min离心15 min所得血清置-20℃冷冻存备。测定采用酶联免疫法，试剂盒购置广州奥瑞达生物鱼皮质醇ELISA试剂盒。
（4）取血完毕后根据Halvorsen等[15]的研究方法用镊子插入实验鱼顶骨，破坏脑部使其死亡，对其进行解剖观察并记录内部损伤情况。
1.3.2 野外水下泄洪声暴露实验
实验区域为葛洲坝下游1.0~2.2 km范围。实验工况、5个实验地点的具体位置和声压级见表1，共计10 组工况。其中工况1和6为对照实验，在未泄洪时期，在流速约为1.07 m/s的1号实验地点进行；其他工况均为实验组，在葛洲坝出库流量约为23200 m3/s的时间段，选择流速为（1.07±0.09）m/s而不同声压级大小的1~5号实验地点开展实验（图2）。
表1实验工况
Tab.1 Experimental working condition
实验工作分为两步:
（1）将5尾实验鱼放在野外声音暴露装置中（图1b），用4根10 mm直径的尼龙绳一端系于实验装置四角，另一端由实验人员拉住，缓缓将实验装置放入4个实验地点的江水中，待调整到合适位置后（确保装置完全浸没在江面以下1 m），将绳子系紧并固定于堤坝的锚索上。放置完毕后，开始泄洪声暴露实验。等达到暴露时长后，缓缓将实验装置拉上河堤，取出实验鱼放入水桶，观察声音暴露实验完成后1 min 内鳃盖搏动率、胸鳍搏动率应激反应指标。每个工况实验重复5次，每次5尾鱼。每个工况都分别测量野外声音暴露装置周围的声场。声场测量时以葛洲坝下游1 km处为原点，横轴以100 m为间距取10个测量点，纵轴以100 m为间距取6个测量点，总计60个测量点。
（2）同室内实验一致，取记录完应激反应指标的鱼，观察其外部形态并记录外部损伤情况后取血、解剖并观察内部损伤情况。
1.4 行为和损伤定义
将FIT、鱼群在声音暴露后的生理损伤和应激行为进行以下定义：
（1）FIT模型[15]：该模型反映了由声音引起的鱼类生理损伤情况，记录了每条实验鱼的外部和内部生理损伤严重程度。首先，对每个观察到的外部和内部损伤进行记录、评估，对损伤类型进行归类处理（表2），再根据损伤类型确定损伤权重。最后，计算出每条鱼的响应加权值。
（2）响应加权值（response weighted index，以下简称 RWI）：定义为基于FIT模型计算得到的受到水下泄洪声刺激后实验鱼的响应加权值[15]。RWI值是每种损伤类型的损伤数量乘以每种损伤类型的损伤权重的总和。每种损伤类型的损伤评分表如表2所示。RWI的表达式为：
(2)
式中，Injure表示每尾鱼的损伤类型的数量，Weight core表示损伤权重。
表2鱼类损伤评分
Tab.2 Fish injury scoring scale
（3）损伤类型：根据对实验鱼生理影响程度的不同，由轻到重，分为轻度损伤、中度损伤和重度损伤。
（4）OBR：定义为声音暴露实验完成后1 min内实验鱼鳃盖拍动的累计次数。
（5）PWR：定义为声音暴露实验完成后1 min内实验鱼胸鳍拍动的累计次数。
1.5 数据分析
利用Microsoft Excel 2019软件进行实验数据处理和统计。使用Origin 2021软件进行图形绘制。
统计值以平均值±标准差（mean±SD）表示。用SPSS Statistics 26.0 软件进行数据分析。草鱼幼鱼的鳃盖搏动率、胸鳍搏动率、皮质醇浓度及损伤加权值数据均满足方差齐性和正态分布。采用双因素方差分析（two-way ANOVA）检验水下泄洪声的声压级、暴露时长对草鱼幼鱼的RWI值和应激反应所产生的主效应和交互效应是否存在显著影响（P＜0.05）。若出现显著交互效应，则固定一个因素水平，做另外一个因素的单因素方差分析（one-way ANOVA）并使用费舍尔最小显著差异法（Fisher's least significant difference，Fisher LSD）进行事后多重比较。
2 结果与分析
2.1 声音频谱图和声场图
在葛洲坝泄洪期间，对其下游约1.0~2.2 km、水下1 m处的水下泄洪声进行频谱图绘制，由Adobe Audition 2019 软件对声音进行快速傅里叶转换，采样点为2084个、采样率为44.1 kHz。由图3可知，泄洪过程中产生的水下泄洪声频率范围为5~600 Hz，主频率为5~100 Hz，除了在5~10 Hz有明显的声强峰值外，在50~70 Hz也有明显的声强峰值。在主频范围内，其声压均值在120~140 dB上下浮动。在葛洲坝泄洪期间，以下游1 km处为原点进行声场的测量，声场图如图4所示，红色三角形代表实验地点，从左至右依次为1~5号实验地点。结果发现声场呈扇形衰减，声场横向衰减迅速，纵向衰减缓慢，横向每距离150 m处声音衰减约10 dB。声压级最大约为140 dB，最小约为110 dB。
图3水下泄洪声频谱图
Fig.3The power spectrum of underwater flooding sound
图4葛洲坝下游1.0~2.2 km处声场图 （红色三角形代表实验地点，从左至右依次为实验地点1~5）
Fig.4Contour maps of sound pressure level at 1.0-2.2 km downstream of Gezhouba Dam （The red triangle represents the experimental sites, from left to right are experimental sites 1-5）
2.2 应激反应
2.2.1 室内水下泄洪声对草鱼幼鱼应激反应的影响
方差分析结果显示，声压级、暴露时长分别对草鱼幼鱼的OBR值存在主效应（声压级：F=276.17，P＜0.001；暴露时长：F=583.02，P＜0.001），声压级和暴露时长对草鱼幼鱼的OBR值存在交互效应（F=62.75，P＜0.001）。对比草鱼幼鱼在不同声压级与暴露时长下OBR值的变化趋势（图5a）。在暴露时长为15 min条件下，随着声压级增强，草鱼幼鱼OBR呈先升后降的趋势，在120 dB下达到最大值（（111.64±4.42）次/min）。30 min的暴露时长下，草鱼幼鱼OBR随声压级的增强而升高。通过Pearson相关性分析发现，OBR值与声压级呈正相关性（r=0.853）。在30 min暴露时长、等效连续声级140 dB条件下，SELcum为172.55 dB re1 μPa2·s，其OBR值显著高于其他实验组和对照组（P＜0.05）。对比同等声压级下不同暴露时长对草鱼幼鱼的OBR可知，OBR值在实验组中有显著差异（P＜0.05）。
图5室内实验鱼在不同暴露时长和声压级下的应激反应 （大写字母不同表示在同一声压级不同暴露时长差异显著，P＜0.05； 小写字母不同表示在同一暴露时长不同声压级间差异显著，P＜0.05；下同）
Fig.5Stress response of indoor experimental fish under different exposure durations and sound pressure levels (Different capital letters indicate significant differences between the same sound pressure levels and different exposure durations at the level of 0.05; Different lowercase letters indicate significant differences between the same exposure durations and different sound pressure levels at the 0.05 level; The same below)
方差分析结果显示声压级、暴露时长均对草鱼幼鱼的PWR值存在主效应（声压级：F=616.18，P＜0.001；暴露时长：F=268.88，P＜0.001），声压级和暴露时长对草鱼幼鱼的PWR值存在交互效应（F=98.28，P＜0.001）。分析草鱼幼鱼在各声压级与暴露时长下PWR的变化趋势（图5b），随声压级的增大，草鱼幼鱼的PWR值在暴露时长为15 min条件下呈先升后降的趋势，当声压级为110 dB时，PWR值大幅提升，显著高于120、130和140 dB下的PWR值（120 dB：P＜0.001；130 dB：P＜0.001；140 dB：P＜0.001）。在30 min暴露时长下，草鱼幼鱼在120 dB声压级下的PWR值显著高于其他实验组与对照组（P＜0.05），达到所有工况的最大值（（151.48±3.92）次/min）。同声压级结果比较显示，草鱼幼鱼在对照组中和110 dB声压级下的PWR值无显著差异（P＞0.05）。
方差分析结果显示，声压级和暴露时长对草鱼幼鱼血浆中皮质醇浓度无显著交互作用（F=1.040，P=0.399）。如图5c所示，水下泄洪声刺激后，皮质醇浓度明显增加，呈上升的趋势。在暴露时长为15 min时，140与130 dB实验组皮质醇浓度无显著差异（P＞0.05）。在30 min暴露时长下，140 dB实验组草鱼幼鱼的皮质醇浓度达到工况的最大值（（99.86±2.72）ng/mL）。同声压级下，PWR值在实验组中有显著差异（P＜0.05）。
2.2.2 野外水下泄洪声对草鱼幼鱼应激反应的影响
方差分析结果显示，声压级、暴露时长分别对草鱼幼鱼的OBR值存在主效应（声压级：F=437.54，P＜0.001；暴露时长：F=241.34，P＜0.001），声压级和暴露时长对草鱼幼鱼的OBR值存在交互效应（F=17.48，P＜0.001）。分析野外条件下不同声压级水下泄洪声及暴露时长对草鱼幼鱼OBR值的影响（图6a）。在暴露时长为30 min、声压级为140 dB条件下，草鱼幼鱼的OBR值取到所有工况最大值（168.04±4.50）次/min。对比同声压级不同暴露时长下的OBR值，实验组中草鱼幼鱼的OBR值随暴露时长的增大而增加，而在对照组中，草鱼幼鱼的OBR值在不同暴露时长下无显著差异（P＞0.05）。
方差分析结果显示，声压级、暴露时长分别对草鱼幼鱼的PWR值存在主效应（声压级：F=518.53，P＜0.001；暴露时长：F=290.54，P＜0.001），声压级和暴露时长对草鱼幼鱼的PWR值存在交互效应（F=97.92，P＜0.001）。分析草鱼幼鱼在各声压级与暴露时长下PWR值的趋势（图6b）。在暴露时长为15 min的条件下，140与130 dB下的PWR值无显著差异（P=0.575），但均显著高于对照组、110和120 dB下的PWR值（P＞0.05）。在30 min暴露时长、140 dB下PWR取到最大值（143.84±4.23）次/min。同声压级结果比较显示，PWR值在对照组中无显著差异（P=0.924）。
方差分析结果显示，声压级和暴露时长对草鱼幼鱼血浆中皮质醇浓度有显著交互作用（F=3.764，P=0.011）。同等暴露时长下，实验组中皮质醇浓度随声压级的增大而增大，均显著高于对照组（P＜0.05）。同声压级结果比较显示，皮质醇浓度在实验组中有显著差异（P＜0.05）。
图6野外实验鱼在不同暴露时长和声压级下的应激反应
Fig.6Stress response of experimental fish in the field under different exposure durations and sound pressure levels
2.3 生理损伤
2.3.1 室内水下泄洪声对草鱼幼鱼生理损伤的影响
鱼类部分损伤如图7所示。分析室内草鱼幼鱼在不同声压级与暴露时长下的RWI值（图8），损伤类型及权重详见表2。在暴露时长为15和30 min的条件下RWI值随着声压级的增大而上升，与声压级呈现正相关性。在暴露时长为15 min的条件下，实验组中110 dB条件下与对照组的RWI值无显著差异（P＞0.05），但与130、140 dB条件下的RWI值呈显著差异（P＜0.05）。在暴露时长为30 min的条件下，140与130 dB下的RWI值无显著差异（P＞0.05），140 dB下的RWI值达到所有工况的最大值（4.92±3.31）。
图7损伤示意图（A：眼睛血肿；B：胸鳍血肿；C:腹鳍血肿；D：脏器血肿；E：鳔破裂）
Fig.7Schematic diagram of damage (A: eye hematoma; B: pectoral fin hematoma; C: ventral fin hematoma; D: organ hematoma; E: swim bladder rupture)
2.3.2 野外水下泄洪声对草鱼幼鱼生理损伤的影响
为更实际地分析水下泄洪声对草鱼幼鱼的生理损伤，对比在野外环境下不同声压级与暴露时长下的RWI值（图8）。工况10即声压级为140 dB、暴露时长30 min下的生理损伤程度最严重，工况1的生理损伤程度最轻。草鱼幼鱼的RWI值与声压级、暴露时长呈正相关关系。当暴露时长为15 min时，随着声压级的增大，RWI值缓慢增加，但各实验组间RWI值无显著差异（F=1.760，P＞0.05）。在暴露时长为30 min、等效连续声级达到140 dB时，对应SELcum为172.55 dB re1 μPa2·s，RWI值大幅提升，达到所有工况的最大值（12.12±4.30），并显著高于110 dB和120 dB下的RWI值（110 dB：F=13.48，P=0.001；120 dB：F=4.47，P=0.04），并且在同一工况下野外实验中的RWI值均显著高于室内实验（P＜0.05）。
图8室内与野外条件下不同暴露时长及声压级下的响应加权值 （大写字母不同表示在同一声压级不同环境下差异显著，P＜0.05；小写字母不同表示同一环境下不同声压级间差异显著，P＜0.05；损伤类型及权重详见表2）
Fig.8Response weighted index of different exposure durations and sound pressure levels under indoor and field conditions (Different capital letters indicate significant differences between the same sound pressure levels and different environments at the level of 0.05; different lowercase letters indicate significant differences between the same environments and different sound pressure levels at the 0.05 level；the types and weights of the damages are detailed in Tab.2)
草鱼幼鱼的生理损伤程度如图9所示，同暴露时长下随着声压级的增大，重度损伤占比上升，轻度损伤占比下降。在声压级为140 dB、暴露时长为30 min的条件下，重度损伤占比达到最大，为34.00%。比较不同暴露时长下损伤类别的差异，发现当暴露时长为15 min 时，轻度损伤占比最大，为41.00%。其中，眼睛血肿是最常见的轻度损伤，占轻度损伤的75.68%；其次是中度损伤，该类别中最常见的损伤为器官血肿，占中度损伤的95.04%；占比最小的是重度损伤，该类别中最常见的损伤为脏器出血，占重度损伤的84.64%。与暴露时长15 min相比，暴露时长30 min下的鳍血肿比例（18.28%）大幅度上升，成为占比最高的轻度损伤，且草鱼幼鱼开始出现鳔收缩。1 h 内死亡和脏器破裂分别占重度损伤的31.78%和12.13%，相较于暴露时长15 min下的重度损伤占比分别上升了24.10%和8.26%，而脏器出血则下降了31.37%。总的来说，随着暴露时长的增加，重度损伤占比上升，中度损伤占比下降，轻度损伤上升幅度较小。
图9不同暴露时长及声压级下的损伤程度占比
Fig.9Proportion of damage under different exposure durations and sound pressure levels
3 讨论
3.1 水下泄洪声的声音特性
对于泄洪声，一些学者报道了泄洪诱发低频声波的现象。例如，尹红霞[19]采用水下次声传感器采集泄洪低频声波的主频为0.5~1.5 Hz，在消力池附近的声压级达到145 dB。本研究采用Reson TC 4032水听计采集到泄洪声的频率范围为5~600 Hz，主峰频率主要集中在5~10 Hz和50~70 Hz范围内（图3）。在0~5 Hz范围内的声强峰值可能是由于水下泄洪过程中的水体振动、水流动力学效应等低频因素的影响[20]，而在50~70 Hz范围内的频率峰值可能是泄洪引起的水流脉动荷载会诱发泄流结构及其他水工建筑物产生的共振效应[21]。本研究用声级计测得葛洲坝下游1 km处的水下泄洪声压级为140 dB，每距离150 m泄洪声衰减约10 dB（图4），大致可推测出泄洪声源声压级为210 dB左右。水下泄洪过程中产生的能量会随着时间累积，形成一定的声能量累积[22]。研究发现暴露于低频声（小于20 Hz）[23]中的斑马鱼（Danio rerio）改变了原本的游动方向，暴露在中高频声[24]会导致斑马鱼生理应激加剧。而草鱼听力敏感范围为100~250 Hz[25]，与水下泄洪声的频谱范围重叠。所以，泄洪产生的低频水下振动以及持续高强度的暴露可能对鱼类的生理和行为产生影响。
3.2 水下泄洪声对草鱼幼鱼应激反应的影响
应激反应是鱼类对不良环境因素刺激的忍受达到或接近极限时所表现出来的异常状态。鱼类对水下声音的应激反应是呼吸（通气）率、体内的应激激素（如皮质醇、葡萄糖）水平升高[26]。在噪音对鱼类应激反应的相关研究中，将血液中的皮质醇浓度显著升高作为机体受到应激的重要指标[27]。Wysocki等[28]发现欧洲淡水鱼暴露于153 dB船舶噪声后，皮质醇分泌显著增加。斑马鱼长期暴露于人为噪音下，其皮质醇水平随着声压级的增大而显著增加[24]。此外，Gibson和Mathis等[29]以测量的OBR和PWR值作为鱼类的生理应激指标。Nichols等[30]发现水下噪音会增加鱼类的生理应激反应；Kusku等[31-32]发现钻井声、打桩声和雷声会增加尼罗罗非鱼的OBR和PWR值，且峰值均显著高于对照组。Radford等[33]将欧洲鲈鱼（European seabass）暴露在156 dB的打桩声中，呼吸率会显著升高，但长期（12周）暴露后则不再增加。在本研究的室内实验中，在暴露时长为15 min时，OBR和PWR值随着声压级的升高呈现先上升后下降的趋势（图5），原因可能是实验鱼对泄洪声的耐受性提高或者听阈的改变，但需要长期实验来验证[34]。在野外实验中，鱼的应激反应加剧，草鱼幼鱼的OBR和PWR值与声压级、暴露时长呈正相关关系（图6）。同时，分析室内与野外实验的皮质醇浓度可知，草鱼幼鱼受到刺激后，血浆皮质醇浓度显著增加，表明水下泄洪声可能通过影响鱼类的神经内分泌系统，导致应激反应的增强。
室内与野外趋势不同的原因可能是：①环境的差异。野外环境比室内环境更加复杂，包括水流动态和冲击等。而室内水槽中环境相对稳定，使得鱼类能够生活在一个较为稳定和可预测的环境中。②声音传播方式的不同。室内水槽相对窄小，产生的边壁效应使得声场更加复杂，会对草鱼幼鱼定位声源以及逃逸、应激反应造成影响[35]。而在野外环境下，泄洪声传播范围广，声波和振动可以扩散到更大的区域，导致鱼体受到更广泛的影响。③适应性差异。室内环境鱼类对声音有更强的适应能力，对声音的耐受性提高，而野外泄洪会导致水流速度、水质等环境因素迅速变化，这些对鱼类来说是极大的应激源，可能需要急剧的生理和行为变化以适应新环境[36]。因此，在野外实际环境中，鱼类的应激反应可能更加强烈。
3.3 水下泄洪声对草鱼幼鱼生理损伤的影响
研究表明，噪音会损伤鱼类的听觉器官[37-38]，导致鱼体内组织与器官受损[39]。Halvorsen等[40]发现，随着打桩声声能量累积的增加，奇努克鲑鱼（Oncorhynchus tshawytscha）身体的损伤程度增加。Casper等[41]发现暴露于SELcum 值为216 dB re1 μPa2·s的打桩声中的杂交条纹鲈鱼（Hybrid striped bass）出现80%鱼鳔破裂（重度损伤），而暴露于213和210 dB re1 μPa2·s时则分别出现37.5%和25%的重度损伤。这些研究表明组织损伤的程度与鱼暴露的声能量累积水平之间存在相关性[42]。在本研究中，相比15 min的暴露时长，暴露时长达到30 min时SELcum值增大，重度损伤达到28.76%，重度损伤占比上升8.84%，中度损伤占比下降10.05%（图10），表明随着声能量累积水平的增加，鱼类组织损伤的程度也会加重，这与Halvorsen等[40]的研究一致。但由于鱼的种类与声暴露水平和时长有所不同，会导致不同程度的组织损伤。对比其他研究中的打桩声，泄洪声通常持续时间长，并且具有较高的声强和能量，声能量累积水平高；而打桩声虽然频率较高，但声功率和能量通常较低[43]。因此鱼类暴露在泄洪声的环境下损伤程度可能更严重。
在噪音对鱼类的响应加权值的相关研究中，Halvorsen等[15]提出了一种基于生理学的损伤分类方法，称为FIT模型，该模型反映了由声音引起的鱼类生理损伤情况，对所观察到的损伤进行量化，得出单个总体的RWI值。研究发现暴露于SELcum为216 dB re1 μPa2·s打桩声下湖鲟的RWI值平均为17.7，而暴露于207 dB re1 μPa2·s时的RWI值平均为2.9，RWI值与声能量累积水平呈正相关。本文室内实验中得出草鱼幼鱼的RWI值与声压级、暴露时长呈正相关关系，但同声压级下不同暴露时长对RWI值无显著差异（图5和图8），可能是草鱼幼鱼在一定程度上适应噪声环境，减少了对声音的敏感程度，从而减轻潜在的损伤。而在野外实验中发现随着泄洪声声压级和暴露时长的增加，声能量累积水平越高，草鱼幼鱼组织损伤的程度越严重，这一发现与Halvorsen等[15]研究具有一致性。关于鱼类损伤的研究中，国外学者综述了野外环境下紊动切应力、水压、及挟水撞击等会对鱼类造成一定的损害[44-45]。而在本研究中，野外实验中的RWI值显著高于室内实验（图8），造成此差异的原因可能是室内水流流速较低，而野外水压等其他变化使鱼类损伤加重。本研究中野外实验在流速为1.07 m/s左右的场地开展，通过比较不同实验地点即不同声压级下水下泄洪声对鱼的损伤情况，发现对照组中草鱼幼鱼损伤情况较少，且RWI值显著低于实验组（图8）。因此，推测在葛洲坝泄洪时，水下泄洪声是造成坝下1~2 km左右鱼类损伤的一个重要原因。
每年4—7月“四大家鱼”从长江中下游洄游至长江及支流中上游区域产卵[46]。长江干流水利水电工程的建设对四大家鱼等产漂流性卵鱼类的繁殖、发育造成较大的影响[47]。三峡大坝蓄水运行引起宜昌江段水温变化，导致“四大家鱼”繁殖时间推迟[48]，从而增加了“四大家鱼”繁殖期与泄洪期重叠的风险。本研究发现泄洪时高强度水下噪音会对鱼类造成生理损伤，另外泄洪会导致溶解氧过饱和亡[8]等问题，进而影响鱼类产卵和繁殖。因此，建议在5月下旬至6月下旬在三峡水库开展促进“四大家鱼”产卵的生态调度，使得“四大家鱼”的自然繁殖过程避开水库泄洪期。
图10不同暴露时长下实验鱼的损伤类型分布（a：15 min；b：30 min）
Fig.10Distribution of damage types in experimental fish under different exposure durations (a: 15 min; b: 30 min)
4 结论
通过室内播音实验和在葛洲坝下游1.0~2.2 km范围对草鱼幼鱼开展声音暴露实验，分析不同声压级和暴露时长引起的应激反应及生理损伤，发现与对照组相比，水下泄洪声增加了草鱼幼鱼的鳃盖搏动率、胸鳍搏动率和血浆中皮质醇浓度。基于FIT模型对鱼类损伤进行量化，发现高强度水下泄洪声会对鱼类造成生理损伤，且随着暴露时长的增加，重度损伤占比上升。此外，虽然本研究的部分实验在真实泄洪场景下完成，但仍然存在一定的不足，比如在实际泄洪时，不仅有泄洪声给鱼带来的影响，释放的过饱和溶解氧同样对草鱼幼鱼的生理损伤产生影响。因此，后续研究可选择更靠近坝区位置，综合深入地研究鱼类损伤机制，为水生生物保护和水利工程建设提供科学依据。
