屈 霄,劉 晗,2,陽 敏,2,辛 未,王偉民,陳宇順,2,*

1 中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,武漢 430072 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 100049 3 深圳市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站,深圳 518049

自工業(yè)革命以來全球范圍內(nèi)城鎮(zhèn)化進(jìn)程不斷加快,范圍急速擴(kuò)張,城鎮(zhèn)化已經(jīng)成為社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展與現(xiàn)代文明的重要標(biāo)志。特別地,自20世紀(jì)90年代來我國(guó)經(jīng)歷了世界上規(guī)模最大的城鎮(zhèn)化過程,城鎮(zhèn)化率由19.4%迅速攀升至2020年的63.89%[1]。城鎮(zhèn)化進(jìn)程中,土地類型的改變、生產(chǎn)生活方式的轉(zhuǎn)變和人類活動(dòng)干擾頻次的增加,均會(huì)對(duì)區(qū)域各類生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響[2—3]。就水生態(tài)系統(tǒng)而言,城鎮(zhèn)化能夠通過影響水體物理和化學(xué)特征及生物間相互作用,進(jìn)而影響到水生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能,主要表現(xiàn)為水質(zhì)污染、水生生物多樣性降低、群落結(jié)構(gòu)改變、生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能下降等[2—6]。

魚類作為水生態(tài)系統(tǒng)能量流動(dòng)和物質(zhì)循環(huán)的頂層生物,其群落組成及分布特征往往是對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)變化的適應(yīng)表現(xiàn)。城鎮(zhèn)化對(duì)魚類自然棲息地的改造,使得自然連續(xù)的棲息地加速演變成為破碎斑塊狀棲息地,并因“不透水表面”的增加,自然水流流態(tài)也隨之發(fā)生改變[5,7]。Brown等定量分析了美國(guó)九大城市圈城鎮(zhèn)化與魚類群落結(jié)構(gòu)間的相關(guān)關(guān)系,結(jié)果發(fā)現(xiàn)不同程度的城鎮(zhèn)化對(duì)魚類群落結(jié)構(gòu)有著顯著影響[2]。由城鎮(zhèn)化引起的水質(zhì)污染和棲息生境的改變,不僅能夠造成土著敏感魚類種群數(shù)量下降甚至消失[8],還為外來耐受性魚類的定殖和擴(kuò)散提供了適宜的條件[9,10],進(jìn)而使得魚類區(qū)系同質(zhì)化愈發(fā)明顯[11—12]。

自改革開放以來,深圳作為我國(guó)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的排頭兵,城鎮(zhèn)化建設(shè)取得長(zhǎng)足發(fā)展,市域面積由327.5km2增長(zhǎng)到1997km2,常住人口由31萬人增長(zhǎng)到1343萬人[13]。荀斌等分析了1980年至2010年深圳城市擴(kuò)展模式,發(fā)現(xiàn)30年間深圳土地利用結(jié)構(gòu)發(fā)生巨大變化,城市用地面積迅速增加,景觀破碎化程度增加,形狀趨于復(fù)雜化[14]。在深圳快速城市化過程中,空間擴(kuò)張和資源環(huán)境的不合理利用給深圳城市生態(tài)系統(tǒng)帶來深刻影響,如生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力降低、暴雨洪水災(zāi)害、環(huán)境污染、城市熱島效應(yīng)等[15—17]。然而,城市域內(nèi)各式生產(chǎn)生活的痕跡都終將通過徑流匯集到河流和湖泊之中,深圳市水生態(tài)系統(tǒng)遭受著前所未有的脅迫,水生生物的棲息環(huán)境不斷惡化[18—20]。

現(xiàn)階段有關(guān)于深圳水生態(tài)環(huán)境的研究仍多關(guān)注于水體理化指標(biāo)的狀況,對(duì)水生生物特別是魚類的研究依舊非常缺乏。同時(shí),深圳為典型的快速城鎮(zhèn)化城市,為研究城鎮(zhèn)化對(duì)魚類群落的影響提供了良好的素材。因此,本研究著眼于水生生物群落如何響應(yīng)快速城鎮(zhèn)化引發(fā)的河流生境變化這一關(guān)鍵科學(xué)問題,選取深圳市域內(nèi)處于不同城鎮(zhèn)化程度的兩個(gè)典型流域,從魚類群落結(jié)構(gòu)著手,探究城鎮(zhèn)化對(duì)魚類群落及多樣性的生態(tài)學(xué)效應(yīng)及作用機(jī)制,以期為高度城鎮(zhèn)化流域水生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)和生物多樣性維持提供科學(xué)依據(jù)及理論參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與樣點(diǎn)布設(shè)

深圳地處廣東省南部,地勢(shì)東南高,西北低,以平原和臺(tái)地地形為主,屬于亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候,雨量充沛但時(shí)空分布不均。域內(nèi)土地覆蓋總體表現(xiàn)為東部以林地覆蓋為主,中部與西部以建設(shè)用地覆蓋為主。流域面積大于100 km2的河流有5條,即深圳河、觀瀾河、茅洲河、龍崗河、坪山河,其中觀瀾河和坪山河流域均為東江水系支流。觀瀾河為東江水系石馬河的上游段,在企坪斷面以下進(jìn)入東莞市境內(nèi),深莞交界斷面以上流域面積189.3 km2,干流長(zhǎng)20 km,河流平均比降2.12‰。深圳域內(nèi)以觀瀾河流域建設(shè)用地面積占比最高,為63.55%；其次為林地32.89%。流域內(nèi)總體工業(yè)發(fā)達(dá)、人口密集。觀瀾河流域內(nèi)河流均屬雨源性河流,河流水環(huán)境承載能力小、自凈能力弱。因此,由于流域內(nèi)工業(yè)及生活污水的注入,觀瀾河污染相對(duì)較嚴(yán)重。坪山河為東江水系淡水河一級(jí)支流,深圳市內(nèi)流域面積129.4 km2,干流長(zhǎng)25 km,河流平均比降為9.34‰。坪山河流域土地覆蓋以林地為主,占流域面積57.43%,其次為建筑用地34.34%。坪山河流域南側(cè)地勢(shì)較高,以丘陵和低山為主,支流眾多,環(huán)境保持較好；北側(cè)地勢(shì)較低,以臺(tái)地和平原為主,支流較少。坪山河流域河流大致可劃分為山區(qū)型河流和城鎮(zhèn)型河流兩種類型,山區(qū)型河流自然環(huán)境相對(duì)較好,污染小、人類活動(dòng)干擾少；城鎮(zhèn)型河流沿河排污眾多,污水超過河流自凈能力,污染相對(duì)較重。

本研究在觀瀾河流域和坪山河流域,沿上游至下游的縱向梯度布設(shè)監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)。樣點(diǎn)布設(shè)原則為：(1)樣點(diǎn)的空間分布確保樣點(diǎn)覆蓋流域水系,并且平衡不同大小類別的河流的采樣點(diǎn)數(shù)量；(2)樣點(diǎn)避開較明顯的人類活動(dòng)干擾點(diǎn)(如排污口、水壩等)；(3)樣點(diǎn)包括或接近深圳市水文水質(zhì)監(jiān)測(cè)站點(diǎn)。因此,共在觀瀾河流域?qū)嶋H布設(shè)監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)13個(gè),在坪山河流域?qū)嶋H布設(shè)樣點(diǎn)11個(gè)(圖1)。

圖1 觀瀾河和坪山河流域魚類群落調(diào)查區(qū)域與樣點(diǎn)分布Fig.1 Study area and sampling sites in the Guanlan River and Pingshan River Basins

1.2 樣品采集

分別在2019年8月(豐水期)和11月(枯水期)對(duì)觀瀾河流域(13個(gè)樣點(diǎn))和坪山河流域(11個(gè)樣點(diǎn))共24個(gè)樣點(diǎn)進(jìn)行野外調(diào)查和魚類樣品采集。通過在每樣點(diǎn)上下游100m河段設(shè)置攔網(wǎng)邊界,使用小型便攜式脈沖捕魚儀(FLW-X388000w,12V,30—120Hz)在該河段攔網(wǎng)邊界內(nèi)各類生境中反復(fù)作業(yè)30min進(jìn)行魚類樣品采集。魚類取樣時(shí)遵循夠用即可,盡量少捕的原則,如漁獲物總重較多則在記錄總重后,隨機(jī)取一定重量樣品進(jìn)行測(cè)量,其余魚類樣本均當(dāng)場(chǎng)放生。采集后的標(biāo)本在新鮮狀態(tài)下進(jìn)行鑒定,統(tǒng)計(jì)每種魚類數(shù)量和重量。疑難種以甲醛進(jìn)行固定后帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)一步鑒定。在保證各河段采樣強(qiáng)度和時(shí)間一致的情況下,將每河段采集到的魚類尾數(shù)和重量分別表征為該河段魚類的豐度和生物量。

由于監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)包括或接近深圳市水文水質(zhì)監(jiān)測(cè)站點(diǎn),選擇與魚類采樣同一時(shí)期、采樣站點(diǎn)重疊或最接近的深圳市水質(zhì)監(jiān)測(cè) (依據(jù)生態(tài)環(huán)境部水質(zhì)監(jiān)測(cè)與分析標(biāo)準(zhǔn)方法)樣點(diǎn)的數(shù)據(jù),包括水深(WD, m)、水溫(WT, ℃)、透明度(SD, cm)、pH值(pH)、電導(dǎo)率(COND, μS/cm)、溶解氧(DO, mg/L)、濁度(NTU)、流速(FLOW, m/s)、河寬(RW, m)、懸浮物(SSD, mg/L)、高錳酸鹽指數(shù)(Pe, mg/L)、化學(xué)需氧量(COD, mg/L)、五日生化需氧量(BOD, mg/L)、總氮(TN, mg/L)、總磷(TP, mg/L)、氨氮(NH4-N, mg/L)等指標(biāo)。

選取每樣點(diǎn)上游2km距離建立500m緩沖區(qū),計(jì)算緩沖區(qū)內(nèi)各類土地類型覆蓋面積及比例以表征該樣點(diǎn)土地利用方式。以SPOT遙感衛(wèi)星影像作為數(shù)據(jù)源,提取2019年8月—9月云量較少、成像清晰度高的研究區(qū)域影像。對(duì)獲取的影像使用ENVI 5.3軟件進(jìn)行輻射定標(biāo)和FLAASH大氣校正預(yù)處理。預(yù)處理后的影像采用分類樹回歸算法(CART)進(jìn)行土地利用類型監(jiān)督分類提取。土地利用類型分為以下幾類：城鎮(zhèn)用地、道路、其他不透水、林地、草地、裸地、水域。

1.3 數(shù)據(jù)分析

生物多樣性的計(jì)算采用種類豐富度、Shannon-Wiener多樣性、Margalef豐富度、Simpson優(yōu)勢(shì)度等指數(shù)。采用相對(duì)重要性指數(shù)(IRI)確定各流域優(yōu)勢(shì)種類[21]。應(yīng)用雙因素方差分析(Two-way ANOVAs)檢驗(yàn)季節(jié)、流域及其交互作用對(duì)魚類豐度、生物量、物種豐富度、Shannon-Wiener多樣性、Margalef豐富度、Simpson優(yōu)勢(shì)度指數(shù)的影響。如果流域與季節(jié)存在交互作用,則對(duì)試驗(yàn)組差異分別進(jìn)行單因素方差分析(One-way ANOVA)。如果單因素方差差異顯著,則進(jìn)行多重比較；如果方差具有同質(zhì)性,就進(jìn)行LSD檢驗(yàn)；如果方差不具同質(zhì)性,就選用非參數(shù)Games-Howell檢驗(yàn)。為了減少“雙零效應(yīng)”影響,采用基于Bray-curtis距離的冗余分析模型(dbRDA)分析群落結(jié)構(gòu)對(duì)環(huán)境因子的響應(yīng)。在進(jìn)行dbRDA分析進(jìn)行前,將環(huán)境變量(pH值除外)進(jìn)行l(wèi)og10(x+1)轉(zhuǎn)換,并去除方差膨脹因子(VIF)超過20的變量,以避免變量之間存在高度共線性。環(huán)境變量的重要值按其單獨(dú)解釋物種數(shù)據(jù)的方差值大小排序,其解釋的顯著性由Monte Carlo 檢驗(yàn)確定。以上統(tǒng)計(jì)分析均使用“vegan”程序包在R 3.5.1軟件中完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 種類組成及生物量分布

2019年在觀瀾河流域和坪山河流域共采集到魚類3184尾,53.38kg,共31種,隸屬于5目13科27屬(表1)。所獲魚類以鯉科魚類為主,占所有種類38.7%,其次為鰍科(12.9%)、平鰭鰍科(9.7%)。其中,觀瀾河流域共采集到魚類18種,以鯉科6種最多,其次為慈鯛科3種,平鰭鰍科和鲇科種類均未采集到；坪山河流域共采集到魚類26種,鯉科11種最多,其次為鰍科和平鰭鰍科種類各3種,合鰓魚科和攀鱸科種類均未采集到。豐水期在觀瀾河流域和坪山河流域共采集到魚類26種,其中觀瀾河流域魚類15種,坪山河流域魚類19種?？傮w上枯水期魚類種類稍少于豐水期,共采集到魚類24種,觀瀾河12種,坪山河21種。

表1 觀瀾河流域和坪山河流域魚類種類組成

雙因素方差分析發(fā)現(xiàn)僅不同季節(jié)對(duì)魚類豐度有顯著性影響,而不同流域和季節(jié)間交互作用并無顯著性影響(表2)。整體上,枯水期魚類豐度顯著高于豐水期魚類豐度(P<0.05),觀瀾河枯水期魚類豐度為(85.4±68.5)尾,顯著高于豐水期(34.9±42.1)尾；而坪山河流域豐水期魚類豐度(52.3±39.5)尾與枯水期(95.0±68.0)尾并不顯著。就流域而言,豐水期和枯水期坪山河流域平均魚類豐度(73.6±58.5)尾,均高于觀瀾河平均魚類豐度(60.2±61.3)尾,但沒有顯著性差異(圖2)。季節(jié)、流域及其交互作用雖對(duì)魚類生物量無顯著性影響,但魚類生物量呈現(xiàn)出與豐度相似的趨勢(shì),觀瀾河和坪山河流域枯水期生物量同樣高于豐水期生物量,但沒有顯著性差異。與魚類豐度相反的是,觀瀾河流域平均魚類生物量(1320.9±988.1)克,高于坪山河流域平均魚類生物量(865.6±760.1)克(圖2)。

表2 季節(jié)與流域間的魚類群落雙因素方差分析

圖2 觀瀾河流域和坪山河流域魚類豐度和生物量Fig.2 Fish abundance and biomass in the Guanlan River and Pingshan River Basins

2.2 優(yōu)勢(shì)種及生物多樣性

以相對(duì)重要性指數(shù)(IRI)衡量觀瀾河流域和坪山河流域魚類優(yōu)勢(shì)種類,發(fā)現(xiàn)外來種尼羅羅非魚、尖齒胡鯰、齊氏羅非魚在觀瀾河和坪山河流域均已成為了主要優(yōu)勢(shì)類群,其中觀瀾河流域魚類優(yōu)勢(shì)種基本以外來魚類為主(表3)。坪山河流域不同點(diǎn)位間魚類優(yōu)勢(shì)種差別較大,在城鎮(zhèn)點(diǎn)位中魚類優(yōu)勢(shì)種以尼羅羅非魚、尖齒胡鯰、齊氏羅非魚等外來入侵魚類為主；而在山區(qū)點(diǎn)位中土著魚類寬鰭鱲、異鱲、子陵吻鰕虎魚等優(yōu)勢(shì)度相對(duì)較高。不同時(shí)期間,觀瀾河和坪山河流域魚類優(yōu)勢(shì)類群變化不大。從監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)外來種與土著種占比來看,僅在坪山河山區(qū)部分點(diǎn)位以土著種為主,外來入侵種比例較??；坪山河城鎮(zhèn)點(diǎn)位和觀瀾河流域外來入侵種豐度平均占比達(dá)92.5%(圖3)。

表3 觀瀾河流域和坪山河流域魚類相對(duì)重要性指數(shù)

圖3 不同水期觀瀾河流域和坪山河流域外來種與土著種魚類豐度占比Fig.3 In wet period and dry period proportion of abundance of exotic and indigenous species in the Guanlan River and Pingshan River Basins

在生物多樣性方面,不同季節(jié)和流域均對(duì)種類豐富度有顯著影響,其交互作用無顯著影響(表2)。具體而言,坪山河流域豐水期和枯水期種類豐富度指數(shù)均顯著高于觀瀾河流域(P<0.05),而同一流域內(nèi)枯水期種類豐富度指數(shù)高于豐水期,但不存在顯著性差異(圖4)。整體而言,觀瀾河和坪山河流域Shannon指數(shù)偏低(0—1.6),不同季節(jié)和流域?qū)ζ溆酗@著性影響；枯水期平均Shannon指數(shù)(0.73)稍高于豐水期(0.49)；坪山河流域平均Shannon指數(shù)(0.77)高于觀瀾河流域(0.45)。僅枯水期坪山河流域Shannon指數(shù)(0.95±0.48)顯著高于觀瀾河流域(0.51±0.32)(P<0.05)(圖4)。Margalef指數(shù)與種類豐富度指數(shù)變動(dòng)趨勢(shì)較為類似,坪山河流域豐水期Margalef指數(shù)(0.72±0.35)和枯水期(0.87±0.46)均顯著高于觀瀾河流域(豐水期,0.41±0.43；枯水期,0.52±0.35)(圖4)。觀瀾河和坪山河流域Simpson優(yōu)勢(shì)度指數(shù)均相對(duì)較低,物種組成較不均勻?？菟谄骄鵖impson指數(shù)(0.38)稍高于豐水期(0.27)。在季節(jié)、流域及其交互作用中,僅不同流域?qū)impson指數(shù)有顯著影響,具體為枯水期坪山河流域Simpson指數(shù)(0.49±0.23)顯著高于觀瀾河流域(0.27±18)(P<0.05)(圖4)。

圖4 觀瀾河流域和坪山河流域魚類多樣性指數(shù)：種類豐富度指數(shù),香濃-維納多樣性指數(shù),馬格列夫豐富度指數(shù),辛普森優(yōu)勢(shì)度指數(shù)Fig.4 Fish diversity: index of species richness, Shannon index, Margalef index, Simpson index in the Guanlan River and Pingshan River Basins箱型圖上邊緣不同小寫字母表示流域間有顯著性差異

2.3 魚類群落與環(huán)境因子相關(guān)關(guān)系

觀瀾河流域與坪山河流域環(huán)境因子的差異主要表現(xiàn)在建設(shè)用地占比、高錳酸鹽指數(shù)、化學(xué)需氧量、生化需氧量、營(yíng)養(yǎng)鹽等方面的差異(表4)。具體而言,觀瀾河流域樣點(diǎn)緩沖區(qū)內(nèi)建筑占比、道路占比均顯著高于坪山河流域(P<0.05)；相應(yīng)的坪山河流域林地占比則顯著高于觀瀾河流域(P<0.05)。在河流物理化學(xué)性質(zhì)方面,觀瀾河流域物理屬性如河寬、水深、流速等,與坪山河流域無顯著性差異,而水體理化性質(zhì)總磷、總氮、氨氮、化學(xué)需氧量、生化需氧量、高錳酸鹽指數(shù)等,觀瀾河流域顯著高于坪山河流域(P<0.05),為其1.5—9.0倍。不同水期間,除水溫、河寬、流速外,觀瀾河和坪山河流域河流物化性質(zhì)變動(dòng)相對(duì)較小。

豐水期魚類豐度與環(huán)境因子db-RDA分析結(jié)果顯示(圖5),全模型檢驗(yàn)顯著(P=0.005),第一、二主成分共解釋了物種豐度累計(jì)方差的51.2%。河寬(0.48)、建筑用地占比(0.48)、溶解氧(-0.47)、濁度(0.46)與第一軸相關(guān)性較高；而道路占比(0.67)、總磷(0.60)、pH(0.55)、高錳酸鹽指數(shù)(0.54)、水溫(0.51)、化學(xué)需氧量(0.50)與第二軸相關(guān)性高。對(duì)各環(huán)境因子進(jìn)行999次Monte Carlo模型檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn),建筑用地占比為影響觀瀾河流域和坪山河流域魚類豐度格局的關(guān)鍵環(huán)境因子(F=2.60,P=0.003)?？菟诘谝?、二主成分共解釋了物種豐度累計(jì)方差的57.6%,全模型檢驗(yàn)P值為0.012,模型驗(yàn)證通過(圖5)?？偟?0.73)、濁度(0.64)、建筑用地占比(0.64)、河寬(0.61)、道路占比(0.55)、水溫(0.52)、林地占比(-0.52)與第一軸相關(guān)系數(shù)較高；對(duì)第二軸貢獻(xiàn)率較高的環(huán)境因子有：生化需氧量(0.64)、道路占比(0.56)、林地占比(-0.45)等。Monte Carlo模型檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn),總氮為影響枯水期魚類豐度分布的顯著性因子(F=4.27,P=0.001)。

對(duì)豐水期魚類生物量應(yīng)用db-RDA分析發(fā)現(xiàn),第一、二軸共解釋了環(huán)境—物種變異的48.1%,全模型驗(yàn)證P值為0.009,模型驗(yàn)證通過(圖5)。與軸一較相關(guān)的環(huán)境因子有：建筑用地占比(0.54)、河寬,0.48)、總氮(0.45)、溶解氧(-0.44)；與軸二較相關(guān)的環(huán)境因子為總磷(0.51)、道路占比(0.50)、化學(xué)需氧量(0.48)、林地占比(-0.47)。對(duì)各環(huán)境因子進(jìn)行999次Monte Carlo模型檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn)pH(F=2.24,P=0.006)、建筑用地占比(F=1.63,P=0.042)為影響豐水期魚類生物量組成的關(guān)鍵環(huán)境因子。而枯水期,第一、二主成分共解釋了觀瀾河和坪山河流域魚類生物量組成累計(jì)方差的54.9%,全模型驗(yàn)證P值為0.048,模型驗(yàn)證通過(圖5)。道路占比(0.77)、林地占比(-0.75)、建筑用地占比(0.64)、生化需氧量(0.62)、總氮(0.57)對(duì)軸一的貢獻(xiàn)率較高；濁度(0.69)、總氮(0.55)對(duì)軸二的貢獻(xiàn)率較高。Monte Carlo模型檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn),道路占比為影響枯水期魚類生物量分布的顯著性因子(F=3.51,P=0.001)。

3 討論

3.1 魚類群落結(jié)構(gòu)變動(dòng)及主要驅(qū)動(dòng)因素

觀瀾河流域與坪山河流域魚類群落結(jié)構(gòu)的差異主要表現(xiàn)在種類組成、優(yōu)勢(shì)類群和生物多樣性的不同。具

表4 觀瀾河流域和坪山河流域環(huán)境因子

圖5 不同水期觀瀾河流域和坪山河流域魚類豐度和生物量與環(huán)境因子基于距離的冗余分析Fig.5 Distance-based redundancy analysis between fish abundance, biomass in dry season in the Guanlan River and Pingshan River Basins and environmental factorsWT: 水溫Water Temperature; DO: 溶解氧Dissolved Oxygen; COND: 電導(dǎo)率Conductivity; TU: 濁度Turbidity; RW: 河寬River Width; WD: 水深Water Depth; FLOW: 流速Flow Velocity; Pe: 高錳酸鹽指數(shù)Permanganate Index; COD: 化學(xué)需氧量Chemical Oxygen Demand; BOD: 生化需氧量Biochemical Oxygen Demand; NH4-N: 氨氮Ammonia; TP: 總磷Total Phosphorus; TN: 總氮Total nitrogen; SSD: 懸浮物Suspended Solids; %water: 水體Waters; %forest: 林地Forest; %urban: 建筑Urban; %road: 道路Road; %grass: 草地Grassland; %bareland: 裸地Bareland; %imperviousness: 其他不透水Imperviousness.

體而言,觀瀾河流域種類組成上以耐污廣布種和外來種為主,如鯉Cyprinuscarpio、鯽Carassiusauratus、泥鰍Misgurnusanguillicaudatus、尼羅羅非魚Oreochromisniloticus、尖齒胡鯰(又名革胡子鯰)Clariasgariepinus、豹紋意甲鯰Pterygoplichthyspardalis等；而坪山河流域魚類組成上則以土著敏感種類為主,如異鱲Parazaccospilurus、橫紋南鰍Schisturafasciolatus、越鲇Siluruscochinchinensis、麥?zhǔn)蠑M腹吸鰍Pseudogastromyzonmyersi等。Scott研究了北美36個(gè)不同城鎮(zhèn)化程度流域的魚類群落結(jié)構(gòu),發(fā)現(xiàn)廣布耐污魚類更能適應(yīng)因城鎮(zhèn)化所引發(fā)的棲息地特征改變,而土著敏感魚類較少能適應(yīng)這一變化[8]。城鎮(zhèn)化作為主要的人類活動(dòng)方式之一,其在發(fā)展進(jìn)程中對(duì)原有河流棲境進(jìn)行一系列改造,出現(xiàn)了諸如生產(chǎn)生活排放的污水影響水體水質(zhì)、“不透水面積”促使河流原有水文情勢(shì)發(fā)生改變等問題[22—23]。國(guó)內(nèi)外關(guān)于城鎮(zhèn)化對(duì)魚類群落結(jié)構(gòu)影響的研究,均發(fā)現(xiàn)城鎮(zhèn)化對(duì)資源的開發(fā)利用改變了原有棲息地特征,使得土著敏感性魚類逐漸被廣布耐受性魚類所替代,改變了魚類區(qū)系特征[8,24—27]。本研究的結(jié)果也同樣驗(yàn)證了這一觀點(diǎn),這種現(xiàn)象在坪山河流域內(nèi)部城鎮(zhèn)河網(wǎng)點(diǎn)位和山區(qū)河網(wǎng)點(diǎn)位魚類組成差異上更為明顯。同時(shí),環(huán)境因子與魚類群落組成的冗余分析也發(fā)現(xiàn),驅(qū)動(dòng)觀瀾河流域和坪山河流域魚類群落差異的關(guān)鍵環(huán)境因子為建筑用地占比、道路占比、總氮等,進(jìn)一步驗(yàn)證了城鎮(zhèn)化對(duì)魚類群落的影響。冗余分析也顯示出建筑用地占比、道路占比等表征城鎮(zhèn)化的指標(biāo)與水體生化需氧量、化學(xué)需氧量、總氮、總磷、氨氮等有著明顯的正相關(guān)關(guān)系。水體理化因子的單因素方差分析同樣表明,觀瀾河流域水體總磷、總氮、氨氮、化學(xué)需氧量、生化需氧量、高錳酸鹽指數(shù)等含量顯著高于坪山河流域,為坪山河流域的數(shù)倍之多。高度城鎮(zhèn)化及其附帶其他人類活動(dòng)已經(jīng)對(duì)觀瀾河流域河流理化性質(zhì)造成了較大影響。

同時(shí),值得注意的是,在觀瀾河流域和坪山河流域城鎮(zhèn)河網(wǎng)點(diǎn)位中外來魚類尼羅羅非魚、齊氏羅非魚、尖齒胡鯰、豹紋意甲鯰、食蚊魚已經(jīng)逐漸成為了優(yōu)勢(shì)類群,與土著魚類競(jìng)爭(zhēng)生態(tài)位和生存空間。近期調(diào)查研究表明,外來魚類已經(jīng)在廣東、廣西主要河流內(nèi)成功建立穩(wěn)定種群,并逐步向珠江全流域擴(kuò)散,甚至在海拔相對(duì)較高的南盤江流域也有出現(xiàn)[28—30]。羅非魚和尖齒胡鯰作為養(yǎng)殖品種、豹紋意甲鯰作為觀賞魚類、食蚊魚為控制孑孓被先后引入國(guó)內(nèi),因其生長(zhǎng)快、繁殖力強(qiáng)、適應(yīng)性強(qiáng)等特點(diǎn),較土著魚類生存能力更強(qiáng)[31—32]。由于外來入侵魚類適應(yīng)能力強(qiáng),缺少天敵,極易在新棲息地中爆發(fā)性增殖,減少土著種類生存空間,使入侵水域生物多樣性喪失,進(jìn)而破壞生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性,改變其原有結(jié)構(gòu)和功能[33—34]。在本研究?jī)纱握{(diào)查中觀瀾河流域部分點(diǎn)位如沙元埔、坂田河、大水坑等,僅能夠采集到以尼羅羅非魚為主的外來物種,土著種已經(jīng)很難采集到。

3.2 基于魚類多樣性的城鎮(zhèn)化河流管理與保護(hù)建議

河流作為自然資源的載體,也是水陸生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)交換和能量轉(zhuǎn)化的重要紐帶,為人類提供了重要的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),如供水、調(diào)蓄洪水、休閑、生物多樣性等。隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程的擴(kuò)張和加速,越來越多的自然河流將演變成為受人類活動(dòng)干擾的城鎮(zhèn)河流?；诒狙芯拷Y(jié)果發(fā)現(xiàn),城鎮(zhèn)化的建設(shè)與開發(fā)改變了流域土地利用性質(zhì)、增加了河流水體營(yíng)養(yǎng)鹽和還原性物質(zhì)量,從而直接作用于原有土著魚類棲息生境,造成土著敏感魚類消失,生物多樣性下降,并為外來物種成功入侵提供了便利條件。魚類作為水生態(tài)系統(tǒng)能量流動(dòng)和物質(zhì)循環(huán)的頂層組分,其群落的結(jié)構(gòu)性變化往往會(huì)對(duì)水生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定與功能產(chǎn)生影響。因此,建議城鎮(zhèn)河流水生態(tài)健康管理與保護(hù)的重點(diǎn)包括以下幾個(gè)方面：(1)以土著魚類多樣性恢復(fù)為目標(biāo),提高河流生物多樣性；(2)河流治理應(yīng)注重生態(tài)功能的恢復(fù),特別是適宜水生生物生存的生境條件的提升；(3)實(shí)施河流分類分區(qū)管理與保護(hù),制定“一河一策”保護(hù)與治理規(guī)劃；(4)推動(dòng)生態(tài)環(huán)境管理由水質(zhì)目標(biāo)管理向水生態(tài)目標(biāo)管理轉(zhuǎn)變,建立完善的、長(zhǎng)期運(yùn)行的區(qū)域水生態(tài)監(jiān)測(cè)體系和網(wǎng)絡(luò)。