丁丹　陳超

摘要：紅毛草是一種外來植物，原產(chǎn)于南非，主要分布于非洲、美洲、亞洲、澳大利亞及部分島嶼，在我國，主要分布于福建、廣東、廣西、海南及臺灣等地區(qū)。通過對文獻、資料的整理，在了解紅毛草生物學、生態(tài)學特性、地域分布以及生境類型的基礎上，采用中歐風險評估體系（WG-WRA）和澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系（WRA）對紅毛草進行入侵風險評估。結(jié)果表明，紅毛草繁殖能力強（種子產(chǎn)量大、發(fā)芽率高）且具有良好的生態(tài)適應性和環(huán)境抗逆性，在我國5個?。▍^(qū)、市）19個市均有分布，并呈不斷擴大的趨勢。2個風險評估體系對紅毛草入侵我國北方地區(qū)的分值分別為13、14分，屬于低風險入侵植物；但是，對于南方地區(qū)的入侵分值都為29分，屬于高風險外來入侵植物，一旦入侵成功則會威脅到當?shù)氐纳鷳B(tài)安全和生物多樣性。因此，在對紅毛草引種和應用時，必須加強管理和監(jiān)測，并做好相應的防控工作。

關鍵詞：外來入侵植物；風險評估；觀賞草；紅毛草；入侵特性；地理分布；生態(tài)安全；生物多樣性

中圖分類號：S451文獻標志碼：A文章編號：1003-935X（2016）02-0029-05

紅毛草（Rhynchelytrumrepens）為禾本科紅毛草屬草本植物，根莖粗壯，植株高達1m。圓錐花序開展，長10～15cm，小穗長約5mm，常被粉紅色絹毛。紅毛草因具有較高的觀賞價值和良好的適口性而被廣泛種植[1]，但是，因紅毛草繁殖力和耐旱性較強，并具有廣泛的氣候適應性，所以極易引起入侵危害，成為惡性雜草，造成地區(qū)經(jīng)濟損失[2-3]。在美國佛羅里達州，F(xiàn)LEPPC（FloridaExoticPestPlantCouncil）已將紅毛草列為Ⅰ級侵入種，紅毛草入侵對該地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)造成嚴重威脅[4]。因此，在紅毛草尚未對我國生態(tài)安全和農(nóng)林業(yè)生產(chǎn)造成嚴重危害前，須要詳細了解它的生物學和生態(tài)學特性，評估入侵風險，為未來防控紅毛草工作提供參考和依據(jù)。

本研究主要通過對文獻、網(wǎng)絡資料等的調(diào)研，對紅毛草的生物學、生態(tài)學特性及抗逆性和適應性進行探討，以了解它的競爭能力、入侵特性和分布擴散狀況；同時，采用中歐風險評估體系（TheRiskAssessmentforCentralEurope，WG-WRA）和澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系[TheAustralian（orNewZealand）WeedRiskAssessmentsystem，WRA]2種常用的風險評估體系[5-6]對紅毛草進行入侵風險評估，為它的入侵防控提供理論依據(jù)。

1入侵特性

紅毛草為長命的多年生禾草，具有的生物學和生態(tài)學特性使它在從外來種成為入侵種方面具有一定優(yōu)勢，并且人類活動也為紅毛草的擴散和入侵創(chuàng)造了便利條件。本研究通過對文獻資料的整理，探討紅毛草入侵優(yōu)勢和潛在入侵風險。

紅毛草主要有以下幾個方面的入侵優(yōu)勢：（1）抗逆性強、適應性廣。紅毛草耐高溫、干旱并且生長不擇土壤，在植物群落結(jié)構簡單、生態(tài)系統(tǒng)脆弱的區(qū)域，如山坡、草地、采石場及高速公路旁等受損的生境中，極易入侵并且存活、定居[1，7]。（2）繁殖能力強。紅毛草種子產(chǎn)量多，可產(chǎn)種子113.5kg/hm2，且種子耐熱性強，萌發(fā)速度快[1，8]。有研究表明，紅毛草種子在45℃高溫情況下，發(fā)芽率可達30%；即使貯藏4年后也可快速發(fā)芽，且種子發(fā)芽率仍然保持在較高水平（41.8%），并且它既可進行種子繁殖，也可利用根莖繁殖。因此，當紅毛草進入一個新區(qū)域時，能快速繁衍、建群、擴展，發(fā)展成為優(yōu)勢種并形成單優(yōu)植物群落[1，9-10]。（3）紅毛草因具有較高的觀賞性和飼用價值而易被引種應用。1866年，美國最早將紅毛草作為觀賞草引進，并在1892年將其列為可供家畜采食的飼草[8，11]；隨后，我國臺灣將紅毛草作為觀賞草和牧草引進。

紅毛草具有很強地繁殖和適應能力，并容易通過人為途徑進入新的生態(tài)系統(tǒng)而造成入侵危害。人為引種和分布擴散是紅毛草成為入侵種的前提條件，而它自身的生物學、生態(tài)學和環(huán)境特征共同影響其入侵危害狀況。

2地域分布及生境

紅毛草原產(chǎn)于南非的熱帶地區(qū)，主要分布于非洲、美洲、亞洲、澳大利亞及部分島嶼，分布具體情況如表1所示。

外來物種的入侵主要包括傳播、定植、建群和擴散[20]幾個階段。為了更好地控制外來物種入侵，必須做好入侵物種的預防工作。因此，了解紅毛草入侵的生境類型是十分必要的。據(jù)相關文獻和資料記載，紅毛草常見于以下3種生境類型：（1）河邊、山坡草地。在廣東地區(qū)，紅毛草常用于山體護坡[21]，因具有較強的繁殖能力和抗旱性，這就給紅毛草向其他生態(tài)系統(tǒng)入侵提供了便利條件。同時，紅毛草可飼喂家畜，所以常被人類和家畜有意或無意地帶入到一些草場中[22]。但是，有研究表明紅毛草干物質(zhì)中粗蛋白含量為97g/kg，中性洗滌纖維含量為723g/kg（其中難消化的中性洗滌纖維含量43g/kg），纖維素含量為280g/kg，作為牧草其營養(yǎng)價值并不是很高[23-24]。因此，當紅毛草侵入放牧草場時，會影響草場的載畜率，從而給畜牧生產(chǎn)帶來一定的損失。（2）受損生境。如廢棄采石場跡地、建筑垃圾棄土場、新筑道路兩側(cè)等人為干擾區(qū)。研究表明，紅毛草在珠江三角洲的采石場中能快速繁殖并成為該區(qū)的優(yōu)勢種[13]。在美國佛羅里達州，紅毛草在道路旁隨處可見并呈現(xiàn)向其他生境入侵的趨勢[25]。在廣東東江流域，紅毛草沿著道路蔓延，呈由南向北擴散的趨勢，因此對生態(tài)環(huán)境造成一定的影響[26]。同時，紅毛草耐火燒，大量繁殖并對生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生危害時，很難消除[10]。因此，在紅毛草未對自然環(huán)境產(chǎn)生威脅前，必須加強對它的監(jiān)測和預警。

3風險評估

對外來植物進行風險評估，可以為外來物種的防治提供理論依據(jù)，從而最大限度地減少由外來物種入侵帶來的生態(tài)和經(jīng)濟損失?；趯t毛草生態(tài)生物特性、地域分布以及生境的了解，主要采取2種風險評估體系對其進行入侵風險評估，即中歐風險評估體系（WG-WRA）和澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系（WRA）[5-6]。中歐風險評估體系（WG-WRA）主要是從原產(chǎn)地、地域分布、繁殖能力及生活型等12個方面對植物進行入侵風險評估，分為低風險（3～20分）、中等風險（21～27分）、高風險（28～39分）3個等級。澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系（WRA）主要是從紅毛草對農(nóng)業(yè)和環(huán)境的影響進行評估，主要涉及馴化栽培史、氣候和分布、雜草特性、不可期性狀、植物類型、繁殖特性、擴散機制以及抗逆性8個方面。當紅毛草在環(huán)境和農(nóng)業(yè)的得分任一方面超過6分時，即認為具有較高的入侵風險，應慎重引種并在引入后須加以檢測。根據(jù)我國南方和北方的氣候特點，分別對紅毛草進行入侵風險評估。

3.1中歐風險評估體系（WG-WRA）

在對紅毛草進行風險評估時，按照EPPO（EuropeanPlantProtectionOrganisation）標準先進行預評估，發(fā)現(xiàn)紅毛草適合進行風險評估。在我國南方地區(qū)，紅毛草的評估總分為29分（圖2），入侵等級為Ⅲ，屬于高風險入侵植物（表2）。因此，在引入紅毛草時，必須嚴格限制引種的目的、區(qū)域、數(shù)量和次數(shù)，而且引入后必須做好檢測防控工作。在北方地區(qū)，紅毛草的評估總分為13分（圖2），屬于低風險入侵植物。所以，在北方地區(qū)紅毛草不須要專門地監(jiān)控和管理，但仍須要定期檢測，以免在新的環(huán)境中產(chǎn)生遺傳變異而引發(fā)入侵危害。

3.2澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系（WRA）

采用澳大利亞（或新西蘭）雜草風險評估體系（WRA）對紅毛草進行風險評估。結(jié)果表明，紅毛草在北方地區(qū)入侵風險評估分值為14分，并且在農(nóng)業(yè)和環(huán)境方面的分值都小于6分。根據(jù)評估標準，我國北方地區(qū)無明顯入侵危害，屬于低風險入侵植物。在我國南方地區(qū)，紅毛草的入侵風險評估分值為29分，屬于高風險入侵植物，在農(nóng)業(yè)和環(huán)境方面的入侵分值分別為3、7分，對環(huán)境方面存在入侵危害（圖2、表2）。這可能是因為在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中，人類頻繁的活動干擾，使紅毛草無法正常生長繁殖；在生態(tài)環(huán)境方面，由于紅毛草具有較高的觀賞性及較強的抗逆性，常被用于采石場、高速公路旁的植被恢復[1，7]。通過人為因素傳播及自身較強的繁殖力，紅毛草很容易在我國南方地區(qū)的環(huán)境中建植歸化，并造成危害。一旦入侵成功則嚴重影響區(qū)域的物種多樣性，改變生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構和功能，最終很有可能會導致當?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的退化和功能的喪失，從而引起生態(tài)災難[27]。

外來物種風險評估是開展外來物種風險管理的基礎，是防止外來物種入侵的有效手段之一[28-30]。本研究運用2種評估體系對紅毛草進行風險評估，發(fā)現(xiàn)紅毛草在我國南方地區(qū)是具有高風險的外來有害植物，在北方地區(qū)屬于低入侵風險的外來植物。我國北方地區(qū)的氣候條件（尤其是積溫）限制了紅毛草的生長繁殖，例如在北京地區(qū)無法越冬且產(chǎn)種子量極小。但是，在我國南方地區(qū)（例如福建、海南及廣東等地），氣候條件有利于紅毛草生長并且種子產(chǎn)量大，繁殖力強，一旦被引入，能快速繁殖并形成簡單的單優(yōu)植物群落，造成入侵危害。因此，在對紅毛草進行引種和應用時，必須加強管理和監(jiān)測并做好防除準備，從而以最大限度減少外來入侵植物帶來的生態(tài)及經(jīng)濟損失。

參考文獻：

[1]陳彥，楊中藝，袁劍剛.紅毛草Rhynchelytrumrepens（Willd.）C.E.Hubbard的繁殖特性[J].中山大學學報：自然科學版，2013，52（5）：111-117.

[2]范志偉，沈奕德，劉麗珍，等.海南外來入侵雜草概況[C]//全國林業(yè)有害植物防控研討會論文集.珠海：中國林學會，國家林業(yè)局，2009：134-135.

[3]FernandesGW，SantosR，BarbosaNPU，etal.Occurrenceofnon-nativeandexoticplantsinrestoredareasofrupestriangrasslands[J].PlantDaninha，2015，33（3）：463-482.

[4]Listofinvasiveplantspecies[J/OL].FloridaExoticPestPlantCouncil，2009，12（4）：13-16[2016-02-29].http：//www.fleppc.org/.

[5]WeberE，GutD.AssessingtheriskofpotentiallyinvasiveplantspeciesincentralEurope[J].JournalforNatureConservation，2004，12（3）：171-179.

[6]PheloungPC，WilliamsPA，HalloySR.Aweedriskassessmentmodelforuseasabiosecuritytoolevaluatingplantintroductions[J].JournalofEnvironmentalManagement，1999，57（4）：239-251.

[7]諶吉紅.觀賞草紅毛（Rhynchelytrumrepens（Willd.）Hubb）快繁體系的初步建立與抗旱性初步研究[D].重慶：西南大學，2009.

[8]TracySM.Natalgrass：asouthernperennialhaycrop[M].Washington，DC：U.S.DepartmentofAgricultureFarmersBulletin726.1916：16.

[9]李曉霞，沈奕德，黃喬喬，等.海南劍麻園雜草種類調(diào)查及防除技術研究[J].中國麻業(yè)科學，2014，2：89-97.

[10]PossleyJ，MaschinskiJ.CompetitiveeffectsoftheinvasivegrassRhynchelytrumrepens（Willd.）C.E.Hubb.onpinerocklandvegetation[J].NaturalAreasJournal，2006，26（4）：391-395.

[11]MislevyP，QuesenberryKH.DevelopmentandshortdescriptionofgrasscultivarsreleasedbytheUniversityofFlorida（1892—1995）[C]//Gainesville：SoilandCropScienceSocietyofFlorida，1999，12-19.

[12]汪殿蓓，暨淑儀，陳飛鵬，等.深圳市南山區(qū)山地植被和主要植物群落類型[J].東北林業(yè)大學學報，2002，30（6）：97-101.

[13]袁劍剛，周先葉，陳彥，等.采石場懸崖生態(tài)系統(tǒng)自然演替初期土壤和植被特征[J].生態(tài)學報，2005，25（6）：1517-1522.

[14]于飛，吳海榮，魯勇干，等.稔平半島外來雜草入侵現(xiàn)狀及防控措施[J].雜草科學，2012，30（2）：11-14.

[15]楊堅，陳恒彬.福建外來入侵植物初步研究[J].亞熱帶植物科學，2009，38（3）：47-52.

[16]胡雪華，肖宜安，曾建軍，等.海南霸王嶺自然保護區(qū)外來入侵植物的調(diào)查和分析[J].井岡山大學學報：自然科學版，2011，32（1）：131-136.

[17]嚴岳鴻，何祖霞，佘書生，等.香港東北角吉澳群島入侵植物調(diào)查[J].植物研究，2005，25（2）：242-248.

[18]StokesCA，MacDonaldGE，AdamsCR，etal.Seedbiologyandecologyofnatalgrass（Melinisrepens）[J].WeedScience，2011，59（4）：527-532.

[19]王蓮英，秦魁杰.花卉學[M].2版.北京：中國林業(yè)出版社，1990：572.

[20]TheoharidesKA，DukesJS.Plantinvasionacrossspaceandtime：factorsaffectingnonindigenousspeciessuccessduringfourstagesofinvasion[J].NewPhytologist，2007，176（2）：256-273.

[21]裴彩霞.廣東鄉(xiāng)土植物在水土保持中的應用[D].蘭州：甘肅農(nóng)業(yè)大學，2010.

[22]PrattC，LottermoserBG.TracemetaluptakebythegrassMelinisrepensfromroadsidesoilsandsediments，tropicalAustralia[J].EnvironmentalGeology，2007，52（8）：1651-1662.

[23]RamírezRG，González-RodríguezH，Morales-RodríguezR，etal.ChemicalcompositionanddrymatterdigestionofsomenativeandcultivatedgrassesinMexico[J].CzechJournalAnimalScience，2009，54（4）：150-162.

[24]王赟文，曹致中，韓建國，等.蘇丹草營養(yǎng)成分與農(nóng)藝性狀通徑分析[J].草地學報，2005，13（3）：203-208.

[25]GordonDR，GreenbergCH，CrownoverSH，etal.Effectsofunpavedroadsoilsonpersistenceofthreenon-nativegrassspecies[J].NaturalAreaJournal，2005，25（3）：257-262.

[26]萬方浩，劉全儒，謝明，等.生物入侵：中國外來入侵植物圖譜[M].北京：科學出版社，2012.

[27]MckinneyML，LockwoodJL.Biotichomogenization：afewwinnersreplacingmanylosersinthenextmassextinction[J].TrendsinEcologyandEvolution，1999，14（11）：451-453.

[28]韋春強，潘玉梅，唐賽春，等.入侵植物薇甘菊入侵廣西壯族自治區(qū)的風險評估[J].雜草科學，2015，33（1）：32-37.

[29]許瑾.外來入侵種光英含羞草在我國的分布及防控[J].雜草科學，2014，32（2）：41-43.

[30]丁暉，石碧清，徐海根.外來物種風險評估指標體系和評估方法[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報，2006，22（2）：92-96.