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)。

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