互花米草是禾本科米草属(又名绳草属)多年生 草本植物，原产于美洲大西洋沿岸和墨西哥湾。近 200年来，经不同的入侵途径，互花米草的分布区域 已经从其原产地扩展到欧洲、北美西海岸、新西兰 与中国沿海，被公认为是全球海岸滩涂湿地生态系 统最成功的入侵植物之一(王卿等,2006)。外界条件 与互花米草自身特性相辅相成，促成了互花米草高 效的、难以防治的入侵模式：快速扩张呈现出点源 扩散和多点爆发的特征，对乡土植被的侵占表现为 交互生长与斑块推进相结合(Xiao eta/., 2010)。因此， 互花米草一旦成功入侵，很难根除和控制。

　　互花米草有200多年的入侵扩张历史。不同国家 和地区对互花米草的入侵现状、入侵效应、入侵原 因与机制，以及相关防治措施都有过全面而系统的 研究(Daehler & Strong, 1996; Li et a/., 2009)。现阶段 对互花米草入侵的研究，一方面是从分子水平揭示 互花米草成功入侵的遗传学基础、耐受性以及表型可塑性的分子机理或原因(吴昊和丁建清,2014);另 一方面是应用3S技术，从景观以上尺度监测互花米 草入侵的动态变化(Wan d a/.，2014)。互花米草入侵 不可避免地要受全球变化影响，二者的相互反馈在 全球变化日益强烈的今天愈加受到重视(Emery & Fulweiler, 2014)。随着互花米草在海岸滩涂的快速 扩散，海岸带上所有的生态系统不可避免地会受到 互花米草入侵的威胁。互花米草对潮间带生境的高 度适应性，使之在入侵地扩散，并成功地入侵红树 林生态系统(Zhang d a/., 2012)。

　　互花米草已经出现在中国所有的红树林区。对 福建境内红树林互花米草入侵的研究走在国内前列。互花米草入侵导致红树林生境土壤退化，漳江 口互花米草生境的土壤有机碳、土壤微生物生物量 碳、氮含量以及土壤蔗糖酶与磷酸酶活性等相对于 红树林生境均有明显下降(张祥霖等，2008)。但是, 互花米草群落对碳、氮具有很强的富集能力，相对 于红树林对碳、氮弱的富集能力，互花米草的存在 能更好地拦截和吸附陆源污染物，并使重金属富集 在互花米草群落沉积物中，增加泉州湾红树林污染 富集承受能力(王爱军等,2008)。

　　互花米草入侵还会改变红树林的生物多样性及 其行为模式。在九龙江口红树林区，互花米草入侵 区域底栖动物的栖息密度、种类多样性、丰度比红 树林区高，比涂滩要低(洪荣标等,2005)。互花米草 的入侵还改变着氨氧化古菌与细菌的丰度，影响氨 氧化微生物的群落结构(Zhang以a/., 2011)。在漳江 口红树林区，红树林生境与互花米草生境之间多毛 类动物栖息密度、生物量、丰度指数、均匀度指数 和多样性指数均有显著差异(陈昕鞾等,2012)。红树 林与互花米草生境大型底栖动物次级生产力也存在 差异，海榄雌(」Wce而fa war加a)生境大型底栖动物 的年次级生产力最高，而互花米草生境大型底栖动 物的P/B值(P:平均次级生产力；B:平均生物量)最 高，因其优势类群为个体较小的寡毛类(吴辰等, 2013)。再有，互花米草相对较高的根密度显著降低 了红树林中蟹类在互花米草生境打洞的深度及洞穴 的复杂性(Wang以a/., 2014)。

　　另外，浙江乐清西门岛红树林区，互花米草侵 占的滩涂与原有潮滩相比，大型底栖动物群落多样 性指数并没有下降，但种类组成和群落结构显著不 同(王安安等,2014)。而且营养价值高的互花米草会 成为入侵区域底栖生物的主要食物来源，改变着底栖营养关系(温作柱等,2014)。

　　上述为目前有关互花米草入侵对红树林微生境 及底栖生物产生的效应研究，零散而浅显，研究区 域局限，相关机制也不明确。鉴于生物入侵的地域 性，不同地区生物入侵导致的效应可能截然不同。 深入研究的同时综合比较不同区域互花米草入侵产 生的效应，全面深入理解互花米草入侵机制，对于 制定合适的防治与管理措施具有积极意义。

　　2.1.2微甘菊入侵红树林的效应

　　微甘菊是菊科假泽兰属多年生草质藤本，原产 于热带南美与中美洲。微甘菊生长迅速且适应性强, 英文称其为“Mile-a-Minute Weed”（一分钟一英里杂 草)，极具入侵性(Waterhouse, 1994)。微甘菊在原产 地因有天敌控制不具危害，但在缺乏天敌的入侵地 迅速发展为危害性严重的有害杂草(昝启杰等, 2000)。微甘菊因其独特的生物学特性及生态适应能 力(Tripathi e? fl/., 2011),传入新生境后能迅速爆发。 如今，微甘菊已在整个亚洲热带及北美地区肆虐, 成为著名的世界性恶草(Zhang e? fl/., 2004)。

　　微甘菊入侵后，通常给当地生态系统带来了毁 灭性灾害，因此对微甘菊的防治需求十分紧迫 (Waterhouse, 1994)。物理和化学防治手段的弊端促 使学者寻求生物手段来防治微甘菊入侵。业已证实, 寄生植物野地菟丝子(CM5TM?fl cflOTpeWr/s)能安全有 效地防治微甘菊(Lian e fl/., 2006; Shen e? fl/., 2011), 一些新的微生物或病毒也能用来控制微甘菊 (Ellison efl/., 2008; Wang efl/., 2008)。除关注微甘 菊对生态系统地上植物群落的危害外，对生态系统 其他结构(如地下生物)和功能的效应的关注也逐步形成。微甘菊入侵机制的研究 日渐成熟(Zhang efl/., 2004; Chen efl/., 2009)。有关 微甘菊入侵的分子手段研究(Huang efl/., 2012; Wang efl/., 2012),以及微甘菊对全球气候变化的 响应研究(Wang e fl/., 2010)初现端倪。随着微甘菊 的持续入侵扩散，温暖湿润沿海地区的红树林生态 系统也难逃其入侵危害(Han efl/., 2006)。

　　现有的微甘菊入侵研究主要集中于陆地森林生 态系统(Zhang efl/., 2004),红树林同类研究比较少, 而且都集中于中国华南沿海红树林(Ren efl/., 2014)。微甘菊进入红树林后，迅速生长，在红树植 物上形成一层茂密的覆盖层，强烈争夺资源(尤其 是光照)及通过化感作用抑制或杀死红树植物(Majaefl/., 2008)。张阳和张华(2008)研究过珠海淇澳岛红树林中微甘菊的分布模式与危害，强调自然条件和 人为因素在影响红树林中微甘菊的分布上起着重要 作用；推测当地微甘菊爆发主要是由于人类不适当 的开发活动破坏了当地红树林。