吳建輝 丁玲 趙修江

摘 要：為探究長江口長江江豚的棲息地選擇偏好性，根據(jù)2022年夏季和秋季長江口南支長江江豚棲息地的水生生物調(diào)查數(shù)據(jù)，采用相對重要性指數(shù)、多樣性指數(shù)以及豐度/生物量曲線（ABC曲線）等方法，研究分析了該水域水生生物多樣性和群落結構特征。結果顯示：（1）2022年夏季共采集水生生物9種，優(yōu)勢種為長吻魚危（Leiocassis longirostris）、安氏白蝦（Palaemon annandalei）和光澤黃顙魚（Pelteobagrus nitidus），秋季共采集水生生物13種，優(yōu)勢種為河蜆（Corbicula fluminea）、長吻魚危和安氏白蝦；（2）通過多樣性指數(shù)發(fā)現(xiàn)，秋季該水域的水生生物多樣性水平整體高于夏季，夏季東風西沙水域的多樣性水平高于青草沙水域，秋季則相反；（3）ABC曲線結果表明，夏季水生生物群落處于未干擾狀態(tài)（W=0.196），秋季水生生物群落則處于嚴重干擾狀態(tài)（W=-0.069）。結果表明：長江口南支長江江豚棲息地水域水生生物多樣性水平仍較低，群落結構特征和優(yōu)勢種存在明顯季節(jié)性差異，群落穩(wěn)定性較低。水域內(nèi)可供長江江豚選擇的餌料種類較少且資源量較低，建議加強對該區(qū)域水生生物資源的養(yǎng)護管理。

關鍵詞：長江口南支；長江江豚；水生生物；群落結構

長江江豚（Neophocaena phocaenoides asaeorientalis）是世界唯一已知的江豚淡水亞種，主要分布于長江中下游干流以及大型通江湖泊洞庭湖和鄱陽湖［1-2］。大量研究表明，自20世紀80年代以來，長江江豚的種群規(guī)模不斷下降，目前數(shù)量已不足1 000頭［3-5］。2013年世界自然保護聯(lián)盟（IUCN）將長江江豚的瀕危等級從“瀕?！保‥N）升至“極度瀕?！保–R）。2021年國家林業(yè)和草原局、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部公布的《國家重點保護野生動物名錄》，將長江江豚由國家二級保護野生動物升級為國家一級保護野生動物，實施重點保護與管理。

長江口位于長江與東海、黃海的交匯處，在長江沖淡水、臺灣暖流、黃海冷水團和蘇北沿岸水等多種水流的交互作用下，該水域餌料生物資源豐富［6］。姚思聰?shù)龋?］的研究表明，長江口南支從崇明島西端至青草沙附近水域是長江江豚活動的熱點水域。近年來，在人類工業(yè)活動和漁業(yè)捕撈等因素的影響下，長江口漁業(yè)資源結構發(fā)生了較大變化，生物多樣性趨于簡單化，部分物種呈現(xiàn)低齡化、小型化的趨勢，群落穩(wěn)定性日益降低［8-12］。長江江豚主要的攝食對象為小型魚類、大型魚類幼體以及蝦類［13-14］，而生物群落結構的簡單化會使得餌料資源密度下降，進而導致長江江豚出現(xiàn)缺食爭食等現(xiàn)象［15-16］。

本研究選用2022年夏秋季的調(diào)查資料來分析長江口南支水域水生生物的種類組成、優(yōu)勢種以及多樣性的變化特征，旨在明晰該水域的生物群落結構變化，了解長江江豚餌料生物的資源狀況，并在長江大保護的背景下為長江口南支水域的長江江豚保護和水生生物資源養(yǎng)護管理提供科學依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

本研究于2022年夏季（7—8月）和秋季（10—11月）在長江口開展桁桿拖網(wǎng)水生生物資源調(diào)查。調(diào)查區(qū)域為崇明島西端的東風西沙水域至上海長江大橋附近的青草沙水域長江口南支水域，采樣站位共計4個，具體坐標信息見表1。監(jiān)測船持有專項（特許）漁業(yè)捕撈許可證，采樣網(wǎng)具為桁桿拖網(wǎng)，網(wǎng)口長和寬分別為6.0 m和1.8 m，網(wǎng)身長11.0 m，網(wǎng)身網(wǎng)目2 cm，囊網(wǎng)數(shù)2個，囊網(wǎng)網(wǎng)目1 cm。監(jiān)測期間，監(jiān)測船以2 kn的速度拖曳1頂網(wǎng)具在監(jiān)測水域水底拖行30 min，獲取監(jiān)測生物樣。調(diào)查及樣品保存方法參照《海洋調(diào)查規(guī)范》（GB/T 12763—2007）開展，種類鑒定參照《長江口魚類》［17］和《長江河口大型底棲無脊椎動物》［18］。

1.2 數(shù)據(jù)處理和分析

1.2.1 優(yōu)勢種分析

采用相對重要性指數(shù)（index of relative importance，IRI））確定生物種類在群落中的重要性［19］。計算公式為：

IRI=（Ni+Wi）×Fi（1）

式（1）中，IRI為相對重要性指數(shù)，Ni為物種i的數(shù)量占總數(shù)量的百分比，Wi為物種i的生物量占總生物量的百分比，F(xiàn)i為物種i出現(xiàn)的站位數(shù)占總站位數(shù)的百分比。本研究中，IRI≥1 000為優(yōu)勢種，1 000>IRI≥100為重要種，100>IRI≥10為常見種，IRI<10為少見種［20］。

1.2.2 多樣性分析

本研究采用Margalef豐富度指數(shù)（D）、Pielou均勻度指數(shù)（J'）和Shannon-Wiener多樣性指數(shù)（H'）［21-23］。由于不同種類間個體差異較大，用生物量表示的多樣性更能體現(xiàn)各種類之間的能量分布，因此采用生物量進行多樣性指數(shù)的計算，計算公式為：

J'=H'/lnS（2）

D=（S-1）/lnW（3）

H'=-∑PilnPi（4）

式（2）～（4）中，J'為Pielou均勻度指數(shù)，S為種類數(shù)，D為Margalef豐富度指數(shù)，W為總生物量，Shannon-Wiener多樣性指數(shù)（H'），Pi為物種i的生物量占總生物量的比例。

1.2.3 ABC曲線

豐度/生物量曲線（abundance-biomass comparison curves，ABC曲線）基于生物進化r-選擇和k-選擇理論來評估群落受干擾的狀態(tài)［24］。生物量優(yōu)勢度曲線高于數(shù)量優(yōu)勢度曲線，表示群落中以k-選擇種類為主，處于未干擾狀態(tài)；生物量和數(shù)量優(yōu)勢度曲線出現(xiàn)相交，表明群落中k-選擇種類數(shù)量將逐漸減少，r-選擇種類的數(shù)量逐漸增多，處于中等干擾狀態(tài)；數(shù)量優(yōu)勢度曲線高于生物量優(yōu)勢度曲線，表明群落中以r-選擇種類為主，處于嚴重干擾狀態(tài)。本研究采用PRIMER 6.0軟件繪制ABC曲線，統(tǒng)計量W值表示生物量與數(shù)量的相對關系，當生物量優(yōu)勢曲線在數(shù)量優(yōu)勢度曲線之上時，W為正，反之W為負，計算公式如下：

W=∑Si=1（Bi-Ai）50（S-1）（5）

式（5）中，Bi和Ai為ABC曲線中種類序號所對應的生物量和數(shù)量的累積百分比，S為出現(xiàn)物種數(shù)。

采用EXCEL 2017和PRIMER 6軟件進行以上數(shù)據(jù)分析。

2 結果

2.1 種類組成

2022年夏季共采集水生生物9種，隸屬于3綱6目7科9屬（見表1）。其中軟甲綱2種，均為十足目；瓣鰓綱僅有河蜆1種，屬真瓣鰓目；其余均為硬骨魚綱，分別為鲇形目和鱸形目各2種，鯡形目和鯉形目各1種。

秋季共采集水生生物13種，隸屬于3綱8目11科13屬（見表1）。其中軟甲綱5種，均為十足目；硬骨魚綱7種，分別為鱸形目2種，鲇形目、鯡形目、鯉形目、鰈形目和仙女魚目各1種；瓣鰓綱仍僅有河蜆1種。

2.2 優(yōu)勢種分析

由表2可見，2022年夏季水生生物優(yōu)勢種3種，重要種1種，常見種5種，無少見種，其中長吻魚危相對重要性指數(shù)最高（IRI=10 258.34），安氏白蝦次之（IRI=4 229.80），光澤黃顙魚第3（IRI=1 378.16）。秋季水生生物優(yōu)勢種3種，重要種4種，常見種2種，少見種4種，其中河蜆相對重要性指數(shù)最高（IRI=10 339.57），長吻魚危（IRI=2 544.95）和安氏白蝦（IRI=1 342.38）雖然優(yōu)勢度明顯下降，但仍為優(yōu)勢種。

2.3 群落多樣性時空變化特征

從整個調(diào)查水域來看，2022年夏季水生生物群落的Margalef豐富度指數(shù)（D）、Pielou均勻度指數(shù)（J'）和Shannon-Wiener多樣性指數(shù)（H'）均低于秋季（見圖1）。

從不同江段來看，夏季東風西沙水域的3項指數(shù)均高于青草沙水域，其中Margalef豐富度指數(shù)（D）和Shannon-Wiener多樣性指數(shù)（H'）高出較多（見圖2）；而秋季青草沙水域的3項指數(shù)均略高于東風西沙水域（見圖3）。

2.4 群落干擾狀況分析

2022年夏季水生生物群落的生物量優(yōu)勢度曲線在數(shù)量優(yōu)勢度曲線上方，W值為0.196，表明群落處于未干擾狀態(tài)（見圖4）。生物量占比前5位的物種為長吻魚危、安氏白蝦、光澤黃顙魚、刀鱭和長蛇魚句；數(shù)量占比前5位的物種為安氏白蝦、光澤黃顙魚、長吻魚危、刀鱭和睛尾蝌蚪蝦虎魚。值得注意的是，以上物種中僅有長吻魚危生物量占比高于數(shù)量占比，并且高出了66.66%，這才使得生物量優(yōu)勢度曲線位于數(shù)量優(yōu)勢度曲線的上方。

秋季水生生物群落的數(shù)量優(yōu)勢度曲線在生物量優(yōu)勢度曲線上方，W值為-0.069，表明群落處于嚴重干擾狀態(tài)（見圖4）。生物量占比前5位的物種為長吻魚危、河蜆、三疣梭子蟹、脊尾白蝦和棘頭梅童魚，數(shù)量占比前5位的物種為河蜆、安氏白蝦、脊尾白蝦、三疣梭子蟹和長吻魚危。河蜆、安氏白蝦和脊尾白蝦等小型無脊椎動物在秋季群落中占據(jù)主導地位，其中河蜆的數(shù)量百分比較數(shù)量百分比高出39.65%。

3 討論

3.1 種類組成及優(yōu)勢種演替

根據(jù)調(diào)查結果，長江口南支水域水生生物物種豐富度較低，2022年夏季捕獲水生生物9種，秋季捕獲13種，其中有6種在夏秋兩季均有捕獲，物種種類以河口性和近岸性生物為主，能夠適應長江口的低鹽環(huán)境。夏秋兩季均以硬骨魚類居多，且均只有河蜆1種軟體類，而秋季較夏季甲殼類數(shù)量有所增多。

優(yōu)勢種憑借其在群落中的重要作用，在表現(xiàn)群落結構的特征上更具代表性。調(diào)查結果表明，該水域的夏季優(yōu)勢種為長吻魚危（IRI=10 258.34）、安氏白蝦（IRI=4 229.80）和光澤黃顙魚（IRI=1 378.16），秋季優(yōu)勢種為河蜆（IRI=10 339.57）、長吻魚危（IRI=2 544.95）和安氏白蝦（IRI=1 342.38），每種優(yōu)勢種的優(yōu)勢度均存在較大的季節(jié)差異性，夏季到秋季呈現(xiàn)出由高營養(yǎng)級向中低營養(yǎng)級轉(zhuǎn)變的趨勢。楊柯邇［25］的研究表明，水溫的變化使得長江口水域在夏秋之交有著較高的物種更替率，這與本研究結果一致。徐信等［26］研究發(fā)現(xiàn)，河蜆的繁殖高峰期為6—9月，因此建議捕撈季節(jié)可推遲至10月初或10月中旬，這與本研究秋季河蜆優(yōu)勢度大幅上升的結果相符。此外，高營養(yǎng)級的物種對于外界環(huán)境的變動具有較低營養(yǎng)級物種更差的適應性［27-28］。長吻魚危作為溫水性魚類，其最佳生長水溫為25～28 ℃［29］，因此，5—10月長江口的長吻魚危產(chǎn)量均保持較高水平，而11月起產(chǎn)量出現(xiàn)明顯下降［30］。高營養(yǎng)級生物的減少更可能降低群落結構的穩(wěn)定性，李健生等［8］研究發(fā)現(xiàn)，同水域內(nèi)高營養(yǎng)級物種的減少會增大中低營養(yǎng)級物種的生存空間，從而使得群落結構發(fā)生變化。

3.2 多樣性指數(shù)和群落結構穩(wěn)定性

根據(jù)多樣性指數(shù)分析結果，長江口南支水域2022年夏秋季物種多樣性水平較低。馬金等［31］研究表明，長江口南支水域魚類資源密度較低，長江口漁業(yè)資源密度呈現(xiàn)“北高南低”的分布格局。造成這一現(xiàn)象的原因可能與長江口南支水域船只的頻繁通航以及長江口深水航道治理工程的實施有關［32］。秋季的D和H明顯高于夏季，群落多樣性的季節(jié)性差異主要源自于環(huán)境因子的變化和生物的生長習性。該水域夏季以淡水性魚類和河口定居性魚類居多；而秋季則以近岸底棲魚類居多，且伴隨著甲殼類種類數(shù)的增多。這可能是因為夏秋之交水溫和鹽度等環(huán)境因子發(fā)生了變化。長江口水溫在季節(jié)間差異顯著，水溫會通過影響魚類種類組成來改變?nèi)郝浣Y構［31］。另外，鹽度被認為是影響河口水域漁業(yè)資源時空分布的重要環(huán)境因子［33］，物種對鹽度的耐受范圍決定了其生態(tài)類型以及棲息的河口水域［34］。馬金等［31］研究表明，鹽度在長江口夏秋兩季均為GAM模型中貢獻率最大的因子。通過水域間的多樣性指數(shù)對比分析可以發(fā)現(xiàn)，夏季東風西沙水域的多樣性指數(shù)明顯高于青草沙水域，而秋季則相反，這可能是兩個水域環(huán)境因子季節(jié)變化的差異較大導致的。

群落的優(yōu)勢種在一定程度上決定了生物量優(yōu)勢度曲線和數(shù)量優(yōu)勢度曲線的相對位置［35］。根據(jù)ABC曲線可以發(fā)現(xiàn)，該水域夏季生物量優(yōu)勢度曲線雖在數(shù)量優(yōu)勢度曲線之上，但僅有長吻魚危的生物量占據(jù)主要優(yōu)勢。長吻魚危高達84.62%的生物量占比使得夏季的ABC曲線表現(xiàn)為未干擾狀態(tài)，而這也意味著一旦長吻魚危的資源量出現(xiàn)下滑，整個群落會出現(xiàn)巨大波動，群落穩(wěn)定性將會迅速下降。而在秋季，作為絕對優(yōu)勢種的河蜆數(shù)量急劇增長，其數(shù)量占比高達71.52%，這使得群落處于嚴重干擾的狀態(tài)。河蜆作為一種具有極強環(huán)境適應能力的雙殼類水生生物，相較于具有特定生態(tài)類型的魚類，能夠更輕松地適應長江口水域環(huán)境因子的季節(jié)性差異，這使得其能在夏秋之交迅速轉(zhuǎn)變?yōu)閮?yōu)勢種，從而對群落結構造成重大影響。

3.3 水生生物群落對長江江豚資源的影響

長江口南支水域是長江江豚棲息的熱點水域。1984—1991年，張先鋒等［1］通過長江中下游生態(tài)考察，估算出江陰—吳淞口江段有500頭長江江豚。2012年，姚思聰?shù)龋?］對長江口南支為主的水域開展長江口區(qū)域江豚種群考察，共觀測到江豚5群，8頭個體，估算得出長江口江豚的數(shù)量為61頭。2014—2016年，唐斌等［36］對長江口南支東風西沙水域的調(diào)查中發(fā)現(xiàn)江豚11群，68頭次。長江口南支水域群落結構的穩(wěn)定與否直接關乎水域內(nèi)長江江豚的餌料情況。該水域水生生物多樣性水平和資源量整體較低，這使得長江江豚可能會缺乏足夠的餌料來源，很可能出現(xiàn)缺食爭食等現(xiàn)象。另外，不同于人類牙齒功能的多樣化，長江江豚只有犬齒，使得其只能咬住食物而無法咀嚼，因此長江江豚通常采用吞咽的方式進行攝食［15］。這一特點決定了長江江豚對于食物會存在較強的選擇性，其在自然水域主要捕食中小型魚類和蝦類［6］，而該水域夏季的優(yōu)勢種長吻魚危和光澤黃顙魚均具有硬棘和毒刺，使得長江江豚在吞咽這兩種魚的時候會消耗更多的能量，且極易在吞咽時受傷［16］；而河蜆作為秋季的優(yōu)勢種，在群落中占據(jù)著重大比例，但其不是長江江豚的主要攝食對象，這在一定程度上壓縮了其他餌料生物的生存空間，間接減少了長江江豚的食物來源。

漁業(yè)資源的養(yǎng)護管理是保護長江江豚的一項重要工作。目前，長江十年禁漁已經(jīng)順利開展，在極大程度上能夠改善水生生物的群落結構，從而緩解長江江豚餌料缺乏的問題。除此之外，良好的棲息地環(huán)境能為長江江豚和水域內(nèi)自然繁殖的生物資源提供良好的生存條件，因此對于污染的治理和水質(zhì)的改善也是與保護長江江豚密不可分的工作。

參考文獻

［1］張先鋒，劉仁俊，趙慶中，等.長江中下游江豚種群現(xiàn)狀評價［J］.獸類學報，1993，13（4）：260-270.

［2］王丕烈.江豚的形態(tài)特征和亞種劃分問題［J］.水產(chǎn)科學，1992，11（11）：4-9.

［3］ZHAO X J，BARLOW J，TAYLOR B L，et al.Abundance and conservation status of the Yangtze finless porpoise in the Yangtze River，China［J］.Biological Conservation，2008，141（12）：3006-3018.

［4］梅志剛，郝玉江，鄭勁松，等.長江江豚種群衰退機理研究進展［J］.生命科學，2011，23（5）：519-524.

［5］張先鋒，王克雄.長江江豚種群生存力分析［J］.生態(tài)學報，1999，19（4）：529-533.

［6］鄭元甲，陳雪忠，程家驊，等.東海大陸架生物資源與環(huán)境［M］.上海：上?？茖W技術出版社，2003.

［7］姚思聰，樊明寧，唐文喬，等.長江河口區(qū)江豚種群調(diào)查［J］.動物學雜志，2014，49（2）：145-153.

［8］李建生，姜亞洲，金艷.冬季長江口漁場游泳動物群落種類組成和多樣性的年代際變化［J］.自然資源學報，2017，32（3）：507-516.

［9］劉淑德，線薇微.長江口及其鄰近水域魚類浮游生物群落的時空格局［J］.生物多樣性，2009，17（2）：151-159.

［10］李建生，胡芬，林楠.長江口及鄰近海域春季仔、稚魚的生態(tài)分布研究［J］.南方水產(chǎn)科學，2015，11（1）：1-8.

［11］金顯仕，單秀娟，郭學武，等.長江口及其鄰近海域漁業(yè)生物的群落結構特征［J］.生態(tài)學報，2009，29（9）：4761-4772.

［12］李建生，李圣法，丁峰元，等.長江口近海魚類多樣性的年際變化［J］.中國水產(chǎn)科學，2007，14（4）：637-643.

［13］陳佩薰，劉沛霖，劉仁俊，等.長江中游（武漢—岳陽江段）豚類的分布、生態(tài)、行為和保護［J］.海洋與湖沼，1980，11（1）：73-84.

［14］陳佩薰，劉仁俊，王丁.白既魚豚生物學及飼養(yǎng)與保護［M］.北京：科學出版社，1997.

［15］楊丙山.半自然水域中長江江豚食物選擇的初步觀察［J］.環(huán)?？萍?，2019，25（5）：18-21.

［16］連玉喜，楊曉鴿，萬安，等.安慶西江長江江豚餌料魚資源評估［J］.長江流域資源與環(huán)境，2018，27（5）：1051-1060.

［17］莊平.長江口魚類［M］.上海：上?？茖W技術出版社，2006.

［18］劉文亮，何文珊.長江河口大型底棲無脊椎動物［M］.上海：上海科學技術出版社，2007.

［19］PINKAS L，OLIPHANT M，IVERSON I.Fish bulletin 152.food habits of albacore，bluefin tuna，and bonito in California waters［J］. Fish Bull US，1970： 1-139.

［20］程濟生.黃海無脊椎動物資源結構及多樣性［J］.中國水產(chǎn)科學，2005，12（1）：68-75.

［21］PIELOU E C.Ecological diversity［J］.Limnology & Oceanography，1977，22（1）：174-174.

［22］SHANNON C E.A mathematical theory of communication［J］.The Bell System Technical Journal，1948，27（3）：379-423.

［23］MARGALEF R.Information theory in biology［J］.General Systems Yearbook，1958，3：36-71.

［24］CLARKE K R，WARWICK R M.Change in marine communities：An approach to statistical analysis and interpretation［M］.Plymouth：Plymouth Marine Laboratory，2001.

［25］楊柯邇.長江口魚類群落特征及粒徑結構穩(wěn)定性分析［D］.上海：上海海洋大學，2022.

［26］徐信，錢玲妹，張?zhí)m，等.淀山湖河蜆繁殖周期和增殖研究［J］.水產(chǎn)學報，1987，11（2）：135-142.

［27］唐啟升，范元炳，林海.中國海洋生態(tài)系統(tǒng)動力學研究發(fā)展戰(zhàn)略初探［J］.地球科學進展，1996，11（2）：160-168.

［28］金顯仕，鄧景耀.萊州灣漁業(yè)資源群落結構和生物多樣性的變化［J］.生物多樣性，2000，8（1）：65-72.

［29］肖明松，萬全.長江長吻魚危的生物學習性及其發(fā)展前景［J］.安徽技術師范學院學報，2001，15（3）：49-51.

［30］孫幗英，吳志強，陳建國，等.長江口長吻魚危的生物學和漁業(yè)［J］.水產(chǎn)科技情報，1993，20（6）：246-250.

［31］馬金，黃金玲，陳錦輝，等.基于GAM的長江口魚類資源時空分布及影響因素［J］.水產(chǎn)學報，2020，44（6）：936-946.

［32］史赟榮，晁敏，全為民，等.2010年春季長江口魚類群落空間分布特征［J］.中國水產(chǎn)科學，2011，18（5）：1141-1151.

［33］戴黎斌，陳錦輝，田思泉，等.基于CART算法的長江口魚種豐富度預測［J］.中國水產(chǎn)科學，2018，25（5）：1082-1090.

［34］張衡，朱國平.長江河口潮間帶魚類群落的時空變化［J］.應用生態(tài)學報，2009，20（10）：2519-2526.

［35］李忠義，吳強，單秀娟，等.渤海魚類群落結構的年際變化［J］.中國水產(chǎn)科學，2017，24（2）：403-413.

［36］唐斌，仝云云，唐文喬，等.長江口東風西沙水域江豚種群調(diào)查［J］.上海海洋大學學報，2018，27（1）：126-132.

Aquatic community structure of the Yangtze finless porpoise habitat in the south branch of Yangtze River Estuary

WU Jianhui1，4，5， DING Ling2，3 ， ZHAO Xiujiang2

（1. Shanghai Aquatic Wildlife Conservation and Research Center，

Shanghai 200092， China; 2. Shanghai Investigation， Design & Research Institute Co.，Ltd.， Shanghai 200434， China;

3. Yangtze Eco-Environment

Engineering Research Center， China Three Gorges Corporation， Wuhan 430014， China; 4. Joint Laboratory for Monitoring and Conservation of Aquatic

Living Resources in the Yangtze Estuary， Shanghai 202162， China;

5. Shanghai

Station of Aquatic Organisms Monitoring in the Yangtze River of the Ministry of Agriculture and Rural Affair，

Shanghai 200092， China）

Abstract： Based on the fishery survey data collected in the southern branch of the Yangtze River Estuary in summer and autumn of 2022，the index of relative importance，diversity indices and ABC curves were selected to analyze the structure and diversity of nekton community.A total of 9 aquatic organisms were captured in the summer of 2022，and the dominant species were Leiocassis longirostris，Palaemon Annandale，and Pelteobagrus nitidus，while 13 aquatic organisms were obtained in autumn，and the dominant species were Corbicula fluminea，L. longirostris and P. annandalei.The diversity indices showed that the diversity level in autumn was higher than that in summer.The diversity indices in the Dongfengxisha waters were higher than that in the Qingcaosha waters in summer，contrary to that in autumn.The aquatic organisms community was undisturbed （W=0.196） in summer but serious disturbed （W=-0.069） in autumn as revealed on the ABC curves.In conclusion，the diversity level of aquatic organisms in the southern branch of the Yangtze River Estuary was low.The characteristics of community structure and dominant species showed obvious seasonal differences，and the stability of community was low.There were few bait types and low resources available for the Yangtze finless porpoise in the waters.It was suggested to improve the habitat conditions and strengthen the conservation and management of fishery resources.

Key words： south branch of Yangtze River Estuary; Yangtze finless porpoise; aquatic organisms; community structure