人工魚礁區(qū)不同底質(zhì)對底棲游泳生物群落特征的影響

于浩林，方光杰，周廣軍，唐衍力*，宋協(xié)法

(1.中國海洋大學水產(chǎn)學院，山東 青島 266003；2.煙臺市海洋經(jīng)濟研究院，山東 煙臺 264004)

人工魚礁是我國海洋牧場的主要建設(shè)內(nèi)容[1]，旨在促進海水交換、提高水域初級生產(chǎn)力、誘集游泳生物[2]，并提供產(chǎn)卵、覓食、避敵的場所[3-4]，從而實現(xiàn)礁區(qū)內(nèi)的物種增殖與棲息地修復(fù)。日本和美國早期的人工魚礁布設(shè)方式[5]傾向于在特定的海區(qū)中單獨投放人工魚礁并與自然礁石或珊瑚礁保持一定的距離，以消除人工魚礁對現(xiàn)存生態(tài)系統(tǒng)的影響[6]，但同時也限制了人工魚礁布局的多樣性和與自然礁石的連通性。有學者通過聲學遙測方法，證實了礁區(qū)物種在人工魚礁與珊瑚礁或石塊礁之間[7]、魚礁與周邊沙地之間的強連通性[8]，我國相關(guān)研究表明，戀礁型魚類或海參、鮑等海洋經(jīng)濟型物種更傾向于分布在礁石型海底[9-11]，這對傳統(tǒng)的人工魚礁設(shè)計和布局提出了挑戰(zhàn)。目前我國海洋牧場與人工魚礁區(qū)建設(shè)發(fā)展迅速，研究領(lǐng)域包括了魚礁單體結(jié)構(gòu)設(shè)計與流體力學仿真模擬[12]、魚礁區(qū)選址與規(guī)劃[13]、生物資源調(diào)查與評價[14-16]、生態(tài)系統(tǒng)模型建立與預(yù)測[17]等，但均以單種類礁體為研究對象，對多種魚礁或底質(zhì)類型組合的評價研究鮮有報道。

由于底棲游泳生物分布模式對底質(zhì)類型及結(jié)構(gòu)變化易產(chǎn)生迅速而直接的反應(yīng)[18]，戀礁型魚類、甲殼類、棘皮類等生物常被作為評價人工魚礁建設(shè)的主要依據(jù)[19-20]。本實驗針對不同的底質(zhì)環(huán)境，結(jié)合地籠與水下攝像調(diào)查方法，探究長島海域構(gòu)件礁投放形成的不同底質(zhì)對底棲游泳生物群落結(jié)構(gòu)特征的影響及其與環(huán)境因子的關(guān)系，為將來人工魚礁布局和管理提供新思路及理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

研究區(qū)域位于渤海海峽中南部小竹山島西北部海域，面積約141 hm2。2017 年6 月在海區(qū)中央投放人工構(gòu)件礁24 座，以4 座魚礁單體為一組單位魚礁，每組超過500 空方體積，間隔約40 m，共布設(shè)6 組單位魚礁，周邊輻射分布石塊礁、小圓石、砂礫、泥等底質(zhì)類型。距中央魚礁區(qū)以半徑200、400 及600 m 劃分研究樣帶，200 m 樣帶囊括所有構(gòu)件礁及石塊礁，400 m 樣帶為小圓石和砂礫底質(zhì)，600 m 樣帶為泥底或砂礫底質(zhì)。本研 究 于2017 年6 月和8 月、2018 年6 月(2 次)、2019 年6 月和7 月共進行6 個調(diào)查航次(圖1)，采用分層隨機取樣法，在每個樣帶中以地籠與攝像各設(shè)置3 個站位。共得到地籠37 個站位、攝像42 個站位。各站位地籠長30 m，由3 節(jié)組成，無餌料。每個航次放置48 h，漁獲物上岸后進行物種識別與生物學測量。水下攝像采用樣帶法[21]，由潛水員手持GoPro Hero 4 水下攝像機對該站位海底底層游泳生物進行單方向樣帶區(qū)間游動拍攝，內(nèi)容包括海底游泳動物、各底質(zhì)類型及人工魚礁等。每次拍攝前通過潛水員攜帶的PVC 材質(zhì)矩形拍攝框(50 cm×50 cm)校正攝像機，視野寬度固定約為25 cm，每個站位拍攝約20 min，對每段視頻中出現(xiàn)的所有物種進行識別與計數(shù)。

圖1 調(diào)查站位分布及人工構(gòu)件礁結(jié)構(gòu)示意圖Fig.1 Distribution of sampling sites and the structure of one monomer artificial reef (AR)

海域溫度、鹽度、溶解氧(mg/L)及pH 用多參數(shù)水質(zhì)儀(YSI Proplus)測得。透明度(m)在現(xiàn)場用塞氏盤法測得。水深(m)由手持式水深儀(DMT-20)測得。葉綠素a(mg/L)于現(xiàn)場采樣后在實驗室進行檢測。底質(zhì)分數(shù)由水下攝像數(shù)據(jù)估算得到，本研究將人工魚礁、石塊礁、小圓石、砂礫、泥共5 種底質(zhì)類型分別賦值100、50、20、5、0[22]，每段視頻以5 s 為間隔，計算該站位的底質(zhì)平均分數(shù)，地籠站位利用Arcgis 軟件反距離加權(quán)插值法得到底質(zhì)分數(shù)。

1.2 數(shù)據(jù)分析

計算地籠與攝像結(jié)果中物種的相對重要性指數(shù)(IRI)[23]，以IRI＞1 000 及IRI＞500 分別判定地籠、攝像的優(yōu)勢種，并計算各大類物種豐度比例。應(yīng)用R 語言vegan、ape 包進行主坐標分析(PCoA)，探究地籠與攝像調(diào)查站位之間捕獲物種的組成差異，其中地籠IRI＞500、攝像IRI＞100 的物種單列，其他物種以物種分類集合表示。生物數(shù)據(jù)進行Hellinger 距離轉(zhuǎn)換。

計算地籠與攝像的底棲游泳動物群落的Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)(H')和豐度CPUE (單位捕撈努力量。地籠：尾/(網(wǎng)·d)；攝像：(尾/min)。利用單因素方差分析(One-Way ANOVA)檢驗多樣性指數(shù)與CPUE 在不同年份、區(qū)域及二者交互效應(yīng)中的統(tǒng)計學差異，利用TurkeyHSD 方法探究各水平的統(tǒng)計學差異。數(shù)據(jù)均進行了四次方根轉(zhuǎn)換。

式中，N為某一種類的尾數(shù)占總尾數(shù)的百分比；M為某一種類的重量占總重量的百分比；F為出現(xiàn)頻率。

式中，Pi為第i個物種的豐度占總豐度的百分比。

應(yīng)用R 語言mgcv 程序包擬合CPUE、多樣性指數(shù)與各環(huán)境變量的最優(yōu)廣義加性模型(GAM)。因兩種調(diào)查方法CPUE 度量不同，將所有站位CPUE 轉(zhuǎn)化為0～1 的連續(xù)分布形式。GAM 的模型表達式：

式中，g為連接函數(shù)，Y為響應(yīng)變量，α為截距，si為第i個自變量的樣條平滑函數(shù)，Xi為第i個自變量，ε為殘差；自變量包括所有的環(huán)境變量，并把采樣方法、年份及區(qū)域納入自變量當中。模型擬合前，將CPUE 進行平方根轉(zhuǎn)換，多樣性指數(shù)值進行l(wèi)g (x+1)轉(zhuǎn)換，使其響應(yīng)變量均符合正態(tài)分布。采用逐步回歸法篩選對響應(yīng)變量具有顯著影響且模型AICc 值最低的自變量組合[24]。

2 結(jié)果

2.1 底棲游泳動物群落優(yōu)勢種

6 個航次共調(diào)查到5 大類47 種生物，地籠38 種：魚類18 種、甲殼類14 種、棘皮類2 種、腹足類2 種、頭足類2 種。攝像28 種：魚類15 種、棘皮類6 種、甲殼類4 種、頭足類2 種、腹足類1 種。二者共同出現(xiàn)19 種。地籠優(yōu)勢種依次為日本蟳(Charybdis japonica,IRI=2 891)、大瀧六線魚(Hexagrammos otakii,IRI=2 351)、海燕(Asterina pectinifera,IRI=2 241)及許氏平鰣(Sebastes schlegelii,IRI=1 826)，除了日本蟳未在600 m 樣帶中捕獲外，4 個優(yōu)勢種均在所有年份及區(qū)域捕獲(表1,IRI＞500)。攝像優(yōu)勢種依次為海燕(IRI=5 062)、紋縞蝦虎魚(IRI=2 035)、葛氏長臂蝦(IRI=624)與矛尾刺蝦虎魚(Chaeturichthvs stigmatias,IRI=598)，其中海燕在所有年份及區(qū)域中均存在(表2)。PCoA 結(jié)果顯示(圖2)，兩種方法獲得群落差異較大，地籠主要包括大瀧六線魚、許氏平鲉、日本蟳及梭形魚類，攝像主要包括紋縞蝦虎魚、六絲鈍尾蝦虎魚、鐘馗蝦虎魚及矛尾刺蝦虎魚。海燕、多棘海盤車與其他棘皮類生物在兩種方法中均大量分布。甲殼類、頭足類及腹足類在兩種調(diào)查方法中均有捕獲但無顯著差異。

表1 地籠物種相對重要性指數(shù)分布Tab.1 Distribution of IRI for species from trap

表2 水下攝像物種相對重要性指數(shù)分布Tab.2 Distribution of IRI for species from visual census

圖2 常見種的主坐標分析雙序圖1～42.攝像，43～79.地籠。S1.海燕，S2.六絲鈍尾蝦虎魚，S3.日本蟳，S4.多棘海盤車，S5.大瀧六線魚，S6.許氏平鲉，S7.紋縞蝦虎魚，S8.鐘馗蝦虎魚，S9.矛尾刺蝦虎魚，S10.長蛸，S11.葛氏長臂蝦，S12.日本槍烏賊，S13.梭形魚，S14.平扁形魚，S15.甲殼類，S16.棘皮類，S17.頭足類，S18.腹足類。Fig.2 Double sequence diagram of PCoA with common species1-42.visual census;43-79.trap.S1.A.pectinifera,S2. A.hexanema,S3.C.japonica,S4. A.amurensis,S5. H.otakii,S6. S.schlegelii,S7. T.trigonocephalus,S8. T.barbatus,S9. C.stigmatias,S10. O.variabilis,S11. P.gravieri,S12. L.japonica,S13.fusiform fish,S14.flatfish,S15.Crustacea,S16.Echinodermata,S17.Cephalopoda,S18.Gastropod.

2.2 群落組成豐度對比

地籠調(diào)查結(jié)果顯示，2018 年各區(qū)域平均CPUE [(6.66±1.54) 尾/(網(wǎng)·d)]和生物多樣性指數(shù)(1.19±0.16)最低(圖3-a,b) (P＜0.05)，與其他年份均有顯著差異(表3)。2018 年的CPUE 較2017 年初投礁時差異最大(下降58.22%)，而2019 年的CPUE 和生物多樣性指數(shù)與2017 年沒有顯著差異。空間分布上，600 m 樣帶的平均CPUE [(7.50±3.88)尾/(網(wǎng)·d)]顯著低于200 m 樣帶[(14.59±3.12)尾/(網(wǎng)·d)，P＜0.05]和400 m 樣帶[(14.42±1.76)尾/(網(wǎng)·d)，P＜0.1]，但多樣性指數(shù)在各區(qū)域之間無顯著差異。水下攝像結(jié)果顯示，2019 年CPUE [(19.60±5.42)尾/min]顯著高于其他年份(圖3-c，表4)?？臻g分布上，600 m 樣帶CPUE [(6.02±2.82)尾/min]顯著低于200 m 樣帶[(15.55±2.27) 尾/min]和400 m樣帶[(17.63±4.90)尾/min]。然而生物多樣性指數(shù)年際變化沒有顯著差異，但 200 m 樣帶(0.83±0.10)顯著高于400 m 樣帶(0.53±0.10，P＜0.1)。兩種采樣方法中區(qū)域和年份間的交互效應(yīng)均不顯著。

表4 攝像CPUE 和生物多樣性指數(shù)的單因素方差分析Tab.4 One-Way ANOVA of biodiversity and CPUE for visual census

圖3 CPUE 及多樣性指數(shù)時空趨勢圖Fig.3 Temporal and spatial tendency of CPUE and biodiversity index

日本蟳、許氏平鲉和大瀧六線魚均為黃渤海重要經(jīng)濟物種[25]，海燕為沿海敵害生物[26]，本研究將探究4 種地籠優(yōu)勢種與其他5 大類動物共同的群落組成分布(圖4-a～c)。地籠結(jié)果顯示，3 年中，2018 年(投礁1 年后)日本蟳的聚集程度較強，200 m 樣帶中豐度比率提升至50.77%，海燕占比降至7.69%，2019 年兩物種豐度占比恢復(fù)初投礁(2017 年)狀態(tài)(圖4-a)；400 與600 m 樣帶均呈現(xiàn)海燕及其他棘皮類生物豐度占比逐年升高，甲殼類占比逐年降低的趨勢(圖4-b,c)，其中棘皮類生物主要以多棘海盤車為主(表1,IRI=115)，甲殼類以口蝦蛄為主(IRI=710)?？臻g分布中，200 m 樣帶在2019 年才捕獲除海燕以外的棘皮類、頭足類及腹足類生物，豐度分別僅占0.38%、0.75%及0.38% (圖4-a)。400 m 樣帶中5 類物種均有分布，2017 年日本蟳與其他甲殼類生物豐度占比居高，分別為23.26%和32.09% (圖4-b)，2018 年400 m樣帶4 大優(yōu)勢種豐度占比均衡，其中許氏平鰣占比最多，為25%，甲殼類達到15.91%。2019 年海燕占比37.98%，日本蟳恢復(fù)2017 年水平，其他甲殼類減少至4.65%。600 m 樣帶在2017 年時，海燕占比僅為7.48%，日本蟳與其他甲殼類分別為35.51%和29.91% (圖4-c)。2018 年群落結(jié)構(gòu)簡單，日本蟳、棘皮類、頭足類和腹足類生物均未捕獲，大瀧六線魚與許氏平鰣占比分別為37.5%和29.17%。2019年各物種比例均衡，其中海燕占比最多，升至25.51%。

圖4 群落結(jié)構(gòu)組成豐度占比Fig.4 Abundance ratio histogram of community structure composition

攝像結(jié)果較地籠物種種類少，腹足類和頭足類出現(xiàn)頻率較低(圖4-d～f)。與地籠結(jié)果相似，構(gòu)件礁的投放對海燕和日本蟳在時空分布中也體現(xiàn)出了強聚集性：在200 m 樣帶中，海燕占比逐年升高，2017—2019年分別為70.41%、77.28%和80.2%。日本蟳趨勢相同但占比較低，2017—2019年分別為1.51%、6.72%及7.02%。大瀧六線魚與許氏平鰣也主要在200 m 樣帶中捕獲，各年份占比相似但均較低，僅為2.5% (圖4-d)。400 與600 m 樣帶，梭形魚類的豐度占比逐年提高(圖4-e,f)，這種趨勢主要由紋縞蝦虎魚、矛尾刺蝦虎魚和六絲鈍尾蝦虎魚主導(dǎo)(表2)，其中，2019 年400 m樣帶中梭形魚占比達到了99.28%。600 m 樣帶中，2017 年海燕占比最多，為82.66%，2018 年大幅降低為8.01%，而梭形魚類從4.01%上升至57.25%，并與2019 年持平。

2.3 各因子對CPUE 及物種多樣性指數(shù)的影響

CPUE 的最優(yōu)GAM 模型表明，其受采樣年份、采樣方法、鹽度、溫度和底質(zhì)類型分數(shù)影響顯著(表5) (P＜0.05)。結(jié)果顯示，CPUE 隨鹽度及投礁年份的增加而增加(圖5)，當水溫低于15 °C時，CPUE 隨水溫升高而升高，17～20 °C 時CPUE 最大，高于20 °C 時CPUE 處于緩慢下降的趨勢。底質(zhì)分數(shù)對CPUE 的影響呈鐘形曲線趨勢，當?shù)踪|(zhì)分數(shù)低于50 時(即小圓石、砂礫或泥底質(zhì))，底質(zhì)類型越復(fù)雜CPUE 越大，當?shù)踪|(zhì)為石塊礁時CPUE 為最大值，當有人工構(gòu)件礁存在時CPUE緩慢下降但仍高于小圓石、砂礫及泥底質(zhì)。正態(tài)Q-Q 圖和Shapiro-Wilk 檢驗驗證了模型殘差符合正態(tài)分布(圖6-a) (w=0.981,P=0.290＞0.05)。

表5 多樣性指數(shù)和CPUE 的GAM 最優(yōu)模型Tab.5 Optimal Generalized Additive Model (GAM) for biodiversity and CPUE

圖5 各因子對CPUE 的影響Fig.5 Influence of factors for CPUE

圖6 CPUE 與多樣性指數(shù)GAM 模型殘差Q-Q 圖Fig.6 Q-Q plot of GAM for CPUE and biodiversity index

多樣性指數(shù)的最優(yōu)GAM 模型表明，其受透明度、鹽度及采樣方法的影響顯著(表5) (P＜0.05)。結(jié)果顯示，多樣性指數(shù)隨鹽度下降而減少(圖7)。透明度呈現(xiàn)倒鐘形曲線趨勢，在透明度為2.0～2.5 m 時多樣性指數(shù)值最低，小于該值時變化幅度最大，并在0.5 m 時有最大值。與CPUE 情況相同，地籠的多樣性指數(shù)顯著高于攝像。正態(tài)Q-Q 圖及Shapiro-Wilk 檢驗驗證了殘差符合正態(tài)分布(圖6-b) (w=0.973,P=0.09＞0.05)。整合地籠與攝像兩種采樣方法在各個年份及區(qū)域的CPUE、物種多樣性指數(shù)及各環(huán)境數(shù)據(jù)的平均值(表6)，進一步說明了GAM 結(jié)果與實際數(shù)值的一致性。

表6 地籠與攝像在不同年份及區(qū)域間采樣的CPUE、物種多樣性指數(shù)及環(huán)境變量均值Tab.6 Average±SD of CPUE,biodiversity index and all environmental variables among different sampling years and districts

圖7 各因子對生物多樣性指數(shù)的影響Fig.7 Influence of factors for biodiversity index

3 討論

3.1 生物群落特征

地籠優(yōu)勢種大瀧六線魚、許氏平鰣及日本蟳與袁小楠等[27]在威海近岸、劉鴻雁等[28]在青島嶗山灣、陳勇等[29]在獐子島人工魚礁區(qū)中利用地籠及定置網(wǎng)的調(diào)查結(jié)果一致。地籠CPUE 的空間分布結(jié)果揭示了CPUE 在人工構(gòu)件礁及石塊礁區(qū)域(200 m 樣帶)比遠礁區(qū)域(600 m 樣帶)增加了1倍(圖3)。相反，多樣性指數(shù)在空間中無顯著差異，體現(xiàn)了魚礁區(qū)對戀礁型物種的聚集性，且其他底質(zhì)中非戀礁型物種同樣廣泛分布的特點。通過物種組成的對比，2017 年在200 m 樣帶中并未捕獲除海燕以外的棘皮類、頭足類與腹足類，而它們在2018 和2019 年的少量出現(xiàn)，體現(xiàn)了人工構(gòu)件礁的投放對底層游泳生物的吸引及礁區(qū)優(yōu)勢種可能侵占了其他生物生態(tài)位的情況(圖4)。攝像方法進一步證明，優(yōu)勢種蝦虎魚類主要分布在400 與600 m 樣帶中，因此人工魚礁的投放不僅要關(guān)注戀礁型物種的資源增殖，還需要考慮為非戀礁型生物提供適宜的生態(tài)空間，確保偏好分布于軟底質(zhì)的物種的生態(tài)位不被大面積侵占與破壞[30]。

此外，海燕極高的豐度及廣泛的分布模式在其他海域的人工魚礁區(qū)中未見報道，本研究顯示的物種組成中，隨構(gòu)件礁投放年份增加，400 與600 m 樣帶中海燕的占比逐年升高，平扁形魚類占比逐年降低。這可能是由于海燕在生物鏈中是重要的捕食者，屬于掠食性且食性范圍廣，繁殖力強，主要攝食海洋中的雙殼類[31]、多毛類、甚至小型魚類等[32]，使與海燕一樣以底棲生物為食的捕食性生物(如鰈類)的餌料生物大量減少[33]，造成生態(tài)位的侵占。

3.2 環(huán)境因素的影響

底質(zhì)類型是影響物種豐度CPUE 分布的重要因素，對比人工魚礁與對照區(qū)的研究，也均證明了人工魚礁的存在導(dǎo)致生物量CPUE 的成倍增加[9,28,34]。本研究表明，石塊礁與人工構(gòu)件礁對生物具有明顯的聚集作用，由于構(gòu)件礁位置被石塊礁包圍，難以區(qū)別二者之間的差異。但通過CPUE的GAM 模型結(jié)果，表明投礁年份具有顯著影響，CPUE 與投礁年份成正相關(guān)，構(gòu)件礁的投放對群落生物量增加具有積極效應(yīng)。鑒于陳勇等[29]在獐子島及劉鴻雁等[28]在青島嶗山灣人工魚礁海域均設(shè)定調(diào)查時間為5—7 月，且劉鴻雁等[28]報告了5—7 月的生物種類較為豐富，故本研究調(diào)查時間的選取考慮到了本底調(diào)查對比，并選擇種類豐富度高的月份進行采樣。2018 年的采樣月份溫度較低，雖然溫度是影響底棲生物分布的重要因素之一，較低的溫度會造成物種種類減少、多樣性降低[35-36]，但這是基于地籠或定置網(wǎng)采樣的結(jié)果。地籠CPUE在2018 年最低，攝像CPUE 卻逐年升高，GAM 模型結(jié)果顯示，CPUE 與多樣性指數(shù)均未在2018 年處于最低值，因此采樣方法的差異對結(jié)論的生成具有明顯的影響，地籠與攝像結(jié)合可以更加全面地探究人工魚礁區(qū)群落的分布特征。

3.3 采樣方法的漁獲性能差異

兩種采樣方法在CPUE 和物種多樣性指數(shù)的分布趨勢上并不一致，可能是由于采樣工具的漁獲性能和游泳動物行為特性差異引起的[25]。地籠是被動性捕撈漁具，漁獲性能取決于漁具的網(wǎng)目形狀和尺寸[37-38]。由于地籠作業(yè)方式簡單，并不受底質(zhì)類型限制，在人工魚礁區(qū)漁業(yè)資源調(diào)查中被廣泛應(yīng)用[38]。水下攝像是一種非破壞性調(diào)查方法，近年來被澳大利亞、美國等國家的研究者廣泛應(yīng)用[7,39]，但受限于海域的渾濁度、流速以及潛水員的專業(yè)技能等[40]，調(diào)查結(jié)果與物種識別準確率有關(guān)，受生物個體大小影響較小。地籠與攝像的采樣對象均為底層或近底層游泳生物，所以二者漁獲組成擁有部分重疊，例如優(yōu)勢種的捕獲。許氏平鲉、大瀧六線魚和日本蟳屬于底層游泳生物，常棲息于巖石縫與礁體內(nèi)側(cè)[41]，且游泳能力強，易被布設(shè)在水底表面的地籠捕獲。日本鼓蝦、口蝦蛄及長蛸[42-44]等生物有穴居行為，攝像方法難以發(fā)現(xiàn)，故本研究地籠漁獲中甲殼類與頭足類生物豐度占比顯著高于攝像(圖4)。海燕由于在人工魚礁區(qū)中豐度高、分布廣，喜好貼附于礁石表面，游泳能力弱于其他優(yōu)勢種，所以在地籠和攝像中均被大量捕獲。本研究攝像漁獲中發(fā)現(xiàn)的蝦虎魚類數(shù)量多且個體較小，而地籠漁獲中并未發(fā)現(xiàn)較多的蝦虎魚類，可能是其個體較小，易從地籠網(wǎng)目中逃逸所致。而如刺參等棘皮類生物因行動遲緩，喜好貼壁蠕動及常在巖石縫隙處活動[45]，更易被攝像方法捕獲。這種根據(jù)不同采樣方法得

到的群落結(jié)構(gòu)差異同時也說明了兩種采樣方法在魚礁區(qū)調(diào)查中呈現(xiàn)了優(yōu)勢互補的作用。

4 結(jié)論

實驗探究了小竹山島人工魚礁區(qū)多種底質(zhì)中群落結(jié)構(gòu)的差異，并分析了環(huán)境因子及不同采樣方法對CPUE 及多樣性指數(shù)變化的影響。CPUE受底質(zhì)類型、采樣方法、投礁年份及環(huán)境因子影響，構(gòu)件礁及石塊礁對底層游泳生物具有明顯的聚集作用。多樣性指數(shù)不依賴底質(zhì)類型及投礁年份的變化，主要受采樣方法及環(huán)境因子的影響。地籠比攝像易獲得更高的CPUE 和多樣性指數(shù)值，但兩種采樣方法在群落組成上具有明顯差異。地籠與攝像方法結(jié)合調(diào)查，可在人工魚礁區(qū)域形成優(yōu)勢互補，從而更全面地分析人工魚礁對海域生物群落變化的影響。

（作者聲明本文無實際或潛在的利益沖突）