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。
　　微甘菊在中国华南沿海的另一个重灾区是深圳 湾(Ren e fl/., 2014),拦海造田使海水退去，红树林 底泥裸露，微甘菊种子得以萌发生长，严重危害红 树林(于晓梅和杨逢建,2011)。微甘菊入侵深圳湾红 树林后，一方面导致红树植物枯萎，减少了植被生 物量；另一方面增加了凋落物量，促进了土壤微生 物活动，加速了土壤有机质分解释放，降低了土壤 碳储量，削弱了红树林碳汇(毛子龙等，2011)。微甘 菊的入侵，还会影响人工恢复红树林的季节动态， 降低红树植物的成活率，妨害红树林生态恢复(苗 春玲等,2012)。
　　相对于互花米草对红树林的入侵研究, 微甘菊 入侵红树林的研究报道更显不足。而且相关研究还 只关注于微甘菊在红树林的入侵途径，及对红树林 群落的胁迫，而对红树林生态系统其他结构和功能 的效应都未见研究报道。整体上，微甘菊入侵红树 林的相关研究极其薄弱，亟需全面加强。
　　2.1.3你入侵其他非土著区域的 效应
　　红树植物同样可以作为外来种入侵非土著区域, 代表性研究为外来红树植物入侵美国夏威夷群岛的 研究(Wester, 1981; Allen, 1998)。佛罗里达州的 AfczopAorfl _?g/e被人为引种到夏威夷群岛，种群 爆发扩散，现已覆盖25%的夏威夷南部海岸 (Chimner e? fl/., 2006; D’iorio e? fl/., 2007)。
　　外来红树植物AA/zo^Aorfl rnflwg/e入侵夏威夷海 岛无植被裸滩，显著改变了这里原有的生态系统结 构与功能。红树群落高的生产力大幅增加了整个区 域的生物量(Cox & Allen, 1999; Fry & Cormier, 2011; D’iorio, 2003)。仙mflwg/e对地下部分的凋 落物输入，改善了沉积物的理化特征，并改变了原 有的食物链（网）结构，丰富了底栖生物群落 (Demopoulos, 2004; Demopoulos e? fl/., 2007; Siple & Donahue, 2013)。底栖生物群落的丰富多样，为进一 步的外来生物入侵提供了优良的条件，形成一个外 来生物入侵循环(Demopoulos & Smith, 2010)。外来 红树植物入侵也对底栖生态系统功能产生了深远的影响，夏威夷群岛海岸的沉积物代谢和碳再矿化动 态在移除入侵种AA/zopAora rna?g/e数年后仍没有摆 脱其影响(Sweetman e a/.，2010)。
对夏威夷群岛的入侵，在区 域范围内，对土著生态系统表现出有利效应。但从 全球尺度考虑，AA/zopAora rnag/e入侵会改变夏威 夷群岛生物的特有性，不利于全球生物多样性的维 持。而且，AA/zopAora rnag/e入侵对夏威夷群岛的社 会经济、生态系统服务效应还不明确，需加以研究 再做综合评价。
　　近来研究发现热带大西洋区红树植物物种萎缩， 而其与印度洋-太平洋区红树植物亲缘关系很近， 将来容易被此区域的红树植物入侵(Fourqurean e a/.，2010)。可以预见，美国东部沿海红树林区将是 以后外来植物入侵红树林的热点区域。今后，结合 红树植物对夏威夷群岛的入侵，对比红树植物入侵 岛屿与入侵大陆的差异性，对入侵生态学将会有更 全面的认识。

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