中国幅员辽阔, 自然地理条件变化极大, 来自世界各地的大多数外来植物都可能在这里找到适合自己的栖息地, 进而定居, 有的甚至成为入侵植物。特别是改革开放以来, 随着对外贸易与交流的增加, 外来入侵植物的种类和危害也在急剧地增加。外来入侵植物对中国的经济、生态、生物多样性以及社会环境和人类生活安全等已经造成非常严重的威胁, 比如南方的凤眼蓝(Eichhornia crassipes)、东部沿海的大米草(Spartina anglica)、华南的微甘菊(Mikania micrantha)、西南部的紫茎泽兰(Ageratina adenophora)以及华东的加拿大一枝黄花(Solidago canadensis)等, 给国家的经济造成了极其严重的损失。
一个比较清晰的物种本底资料是在国家层面上开展后续科学研究和管理的重要基础(Nel et al., 2004)。中国对生物入侵的研究起步较晚, 第一次全国性的外来入侵植物种类调查始于20世纪90年代中期。丁建清和王韧(1998)首次基于文献资料对国内农田、牧场和水域等生境的植物进行了初步统计, 发现至少有58种外来植物对我国农业和林业造成了危害。此后这个数字不断变化, 从90种(李振宇和解焱, 2002)、188种(徐海根和强胜, 2004)、126种(Liu et al., 2005, 2006)、246种(解焱, 2008)、270种(Weber & Li, 2008)、420种(Wu et al., 2010)、265种(徐海根和强胜, 2011; Xu et al., 2012)、143种(万方浩等, 2012)、319种(Axmacher & Sang, 2013), 到384种(Bai et al., 2013)不等。虽然其中有些报道中的收录标准不同, 如万方浩等(2012)主要收录危害较为严重的物种, Wu等(2010)则没有区分归化种和入侵种, 但总体上我国的外来入侵植物呈现不断上升的趋势。
作为外来入侵植物的风险防范和管理依据, 入侵等级的划分在国际上已有先例(Nel et al., 2004), 它不仅可以作为学术研究上的参照, 更重要的是使入侵种的管理有据可依, 可作为未来风险评估的重要依据(陈良燕和徐海根, 2001; 丁晖等, 2011)。外来入侵植物管理涉及农业、林业、园林、商业、能源、旅游、海关等多个领域和部门, 对生态安全和人民生活至关重要。为了摸清我国外来入侵植物的本底资料, 为相关部门的深入研究、科学普及以及各类管理和防治提供依据, 我们基于3,000多篇(部)文献(包括专著报道)的统计, 结合野外调查和标本信息查阅与分类学学名考证, 对获得的中国已报道的外来入侵植物进行了入侵等级划分和地理分布格局分析, 旨在探讨以下问题: (1)我国外来入侵植物的危害状况如何, 有多少种已经产生严重危害?(2)我国入侵植物的分布格局及扩散趋势如何; (3)面对全球入侵的环境, 我们该如何应对?文中还对主要外来入侵植物的管理提出了建议。
本文的数据有3种来源: 文献资料统计、野外调查和标本信息查阅。由于不同学者对入侵概念的认识不同, 因此我们的收录原则是: 作者在文中指出为入侵种的收录; 而仅说明是外来种或归化的物种而没有构成入侵的物种则没有收录。与此同时, 在文献资料的基础上, 结合野外调查, 参照全国各大标本馆的馆藏标本, 对文献统计资料进行补充, 进而进行综合的等级划分。
依据外来入侵种的生物学和生态学特性、原产地自然地理分布信息、入侵范围和所产生的危害, 把中国外来入侵物种划分为以下等级:
1级: 恶性入侵植物。在国家层面已经对经济或生态环境造成巨大损失与严重影响, 入侵范围超过1个以上自然地理区域。
2级: 严重入侵植物。在国家层面上对经济和生态环境造成较大损失或明显影响, 并且至少在1个以上自然地理区域分布。
3级: 局部入侵植物。在1个或1个以上自然地理区域分布并造成局部危害, 但目前没有造成国家层面的大规模危害。
4级: 一般入侵植物。不论入侵范围广泛与否, 根据其生物学和生态学特性已经确定其危害不大或不明显, 并且难以形成新的入侵发展趋势。
5级: 有待观察类。此类物种研究不够充分, 主要是一些出现时间短或最新报道的、目前了解不深入而无法确定未来发展趋势的物种。
根据文献统计、标本查阅和野外调查, 共收集中国外来入侵植物515种, 隶属72科285属(附表1)。其中, 基于文献统计的物种为508种, 隶属72科282属; 通过野外调查和标本查阅, 新增了7种, 隶属5科5属, 分别为夜香紫茉莉(Oxybaphus nyctagineus, 北京海淀区香山南辛村路边草丛有分布)、四翅滨藜(Atriplex canescens, 甘肃张掖、民勤有分布)、绣球小冠花(Coronilla varia, 辽宁沈阳有大片逸生)、山东丰花草(Diodia teres, 山东青岛有分布)、棱稃雀稗(Paspalum malacophyllum, 甘肃天水作为牧草栽培)、皱稃雀稗(P. plicatulum, 甘肃天水作为牧草栽培)和粗秆雀稗(P. virgatum, 台湾北部有分布)。雀稗属的这3种植物 虽然目前还没有出现明显的入侵, 但鉴于它们的生物学和生态学特性, 在此列为5级, 即处于观察中的物种。
在515种外来入侵植物中, 蕨类植物只有速生槐叶苹(Salvinia adnata)和细叶满江红(Azolla filiculoides)2种, 被子植物为513种; 其中双子叶植物432种(约占总种数83.88%), 单子叶植物81种。从科的构成来看, 菊科、豆科、禾本科构成了中国外来入侵植物的主体, 3科共计222种, 占总种数的43.1%; 其中以菊科种类最多(92种), 其次是豆科(71种), 禾本科位列第三(59种)。从各科的物种数分析, 大于10种的科有11个, 5-10种的为11个, 2-5种的科有22个, 仅有1个物种的科有28个。从属的角度分析, 物种数最多的属为大戟属, 有15种, 苋属14种, 茄属13种。仅有1个种的属为192个, 占总属数的67.4%。
根据生物学特征和生态学特性、原产地自然地理分布信息、入侵范围、对生态环境的危害和对国民经济产生的影响等, 本文将这些外来入侵植物划分为5个等级(附表1)。其中1级: 恶性入侵植物34种; 2级: 严重入侵植物69种; 3级: 局部入侵植物85种; 4级: 一般入侵植物80种; 5级: 有待观察类247种。
在1级中, 菊科有9种, 禾本科4种, 苋科3种; 2级中, 菊科有10种, 禾本科9种, 苋科9种; 3级中, 豆科21种, 菊科9种, 禾本科8种。在具有潜在危害(5级)的物种中, 菊科为42种, 豆科33种, 禾本科24种。
有些入侵物种在国家范围内的影响可能不是很大, 而在局部区域可能非常严重, 如刺轴含羞草(Mimosa pigra)在中国南方(台湾和云南的局部)入侵非常严重, 但在长江流域以北则不会产生影响。但总体而言, 整体与局部的关系并不矛盾, 只是程度与范围不同。世界上最严重的100种外来入侵生物(http://www.issg.org/database/species/reference files/100English.pdf, Lowe et al., 2000)须在全世界范围内广泛关注。
根据文献统计, 各省(市、自治区)外来入侵物种的数目差异比较大(图1)。外来入侵植物最多的是广东省, 有255种; 最少的是宁夏回族自治区, 有34种。在所有外来入侵植物中, 151种仅在1个省(市、自治区)有分布, 约占总数的29.3%, 138种在2-5个省有分布, 81种在6-10个省有分布, 50种在11-15个省有分布, 30种在16-20个省有分布, 29种在21-25个省有分布, 36种在26个以上的省有分布, 其中9种在34个省都有分布。中国目前有78种外来入侵植物在全国超过一半的省(市、自治区)有分布。
然而, 根据各地区植物志及野外调查, 发现各省的外来入侵物种实际分布数(图2)和文献报道有很大的差异。实际分布最多的是云南省, 为334种; 最少的是宁夏回族自治区, 为43种。从物种水平来看, 39种仅在1个省(市、自治区)有分布, 约占总数的7.6%, 110种在2-5个省有分布, 121种在6-10个省有分布, 86种在11-15个省有分布, 54种在16-20个省有分布, 52种在21-25个省有分布, 53种在26个以上省有分布, 其中9种在34个省有分布。因此不难看出, 文献报道的我国外来入侵植物远低于它们在中国的实际分布; 这是一个非常值得重视的问题。
统计结果显示, 我国515种外来入侵植物的原产地共计638频次, 其中原产于南美洲的物种最多, 为221频次(约占34.6%), 其次为北美洲, 为137频次(约占21.5%), 欧洲为102频次(约占16.0%), 亚洲为93频次(约占14.6%), 非洲为63频次, 大洋洲为13频次, 原产地不详的植物有6种, 杂交起源和栽培起源的植物共有4种。
图1 根据文献报道统计的中国各省(市、自治区)外来入侵植物种数
Fig. 1 The number of alien invasive plant species in each province of China according to literature
根据外来入侵植物的生活型统计, 草本植物为432种, 占总种数的83.9%, 其中草质藤本为26种。在所有草本植物中, 一年生(或二年生)草本为255种, 占所有草本植物的一半以上(约59.0%)。木本植物为83种, 其中灌木为62种, 乔木为21种。
众所周知, 美国是世界上入侵植物较多、研究比较清晰且深入的国家(Mooney & Drake, 1989; Pimentel et al., 2000; Ma, 2010)。对外来入侵种的划分, 美国既有联邦的标准也有各个州的标准, 甚至不同领域也有各自的标准(如国家公园、联邦草场、州保护地、私人森林、个体农田等)(Millers, 1993)。全国外来入侵植物等级的划分是从国家层面的考虑, 而各自然地理区域或者更小的地理单元的划分, 是国家范围内对入侵植物的科学研究与管理、开展必要的防范工作以及科学普及与教育的基础。相信随着中国入侵植物研究的深入, 更详细或者是更小范围的划分会不断出现, 从而使中国入侵植物的工作更加完善。
根据我们划分的等级, 在恶性入侵的34种植物中, 菊科有9种, 占该级别的26.5%, 禾本科次之, 苋科紧随其后; 在严重入侵类中, 依然是这3个科排在前3位。这种一致性与这3个科入侵种的特性是密不可分的。菊科植物多为一年生草本, 其种子具有休眠的特性, 当冬季或环境干扰严重时, 种子休眠可避免同时萌发带来的灭绝风险; 而且其种子一般数量多而小, 可通过风力等扩散到很远的地方, 其特殊的附属结构, 如钩、刺、毛等易于通过多种方式进行传播, 能够在短时间内迅速繁殖和扩散。如1株豚草可产生62,000粒种子(Bassett & Crompton, 1975), 且种子的休眠期至少长达20年(Fumanal et al., 2007)。禾本科的入侵植物也为一年生草本, 种子较小, 易随粮食、种子贸易等传播, 且生长快、适应性强、危害重。苋科的入侵种主要存在于苋属中, 以种子繁殖, 其单个花序可产生几百粒种子, 且种子细小, 易脱落, 可以借助风力、水等外力传播到较远的地方去; 另外, 苋属植物多能食用, 可借助人和家畜等传播, 分布很广, 一旦种子落地, 很多年都难以清除。而且它们对环境的适应能力极强, 对土壤、水分、温度、肥力、酸碱度、光照等要求不严格, 因此可以入侵多种生境, 同时生长迅速, 与作物争水争肥, 导致作物减产甚至颗粒无收(向国红等, 2010)。部分苋属植物具有化感作用(张燕和慕小倩, 2008; 鲁萍等, 2011), 抑制和排挤其他植物, 危害本土植物的正常生长, 阻碍植被的自然恢复。
图2 根据实际分布各省(市、自治区)外来入侵植物物种数
Fig. 2 The number of alien invasive plant species in each province of China according to actual distribution
局部入侵的植物以豆科种类为主(21种), 占该等级总种数的24.7%, 主要是因为豆科植物的生活型比较复杂, 有草本、灌木和乔木, 且多为虫媒传粉, 传播距离虽然较为有限, 但却可产生区域性的危害。在有待观察类中, 菊科、禾本科和豆科物种最多, 这些物种目前虽然还没有表现出很强的入侵性, 但由于我们没有掌握足够的信息, 目前还不能判定它们将来的发展趋势, 以及对生态环境是否是安全的, 因此我们更应提高警惕, 严防下一个凤眼蓝、加拿大一枝黄花的出现。外来植物的种类、生物学特性及地理分布格局等信息已被证明对于了解不同地区外来种丰富度, 以及制定管理策略有很大帮助(Pysěk & Richardson, 2006)。
中国外来入侵植物的调查和研究起步较晚, 根据目前掌握的资料和划分的危害等级, 我们建议: 发现4级和5级入侵植物要记录, 以备后续观察与研究; 发现3级入侵植物必须报告或者是报道, 而且不鼓励栽培或在生产实践中使用; 发现2级入侵植物不但要报告或者是报道, 而且不允许栽培使用, 也不允许进口; 发现1级入侵植物要在2级入侵植物管理的基础上必须根除。同时对国产种中一些已造成危害或危害较重的物种也应提高警惕。只有全民动员, 才能真正做到防患于未然, 并尽可能地将入侵植物产生的影响降到最低(Pyšek et al., 2004)。
针对具有潜在危害的物种, 我们要一方面通过全球和国内入侵物种库(http://www.issg.org/data-base/species/referencefiles/100English.pdf、http://plants.usda.gov/core/profile?symbol=ATCA2、http://www.gisin.org/cwis438/websites/GISINDirectory/SpeciesStatus_Result.php?WebSiteID=4、http://weed.njau.edu.cn:8013/、http://www.agripests.cn/base23.asp)获取一些入侵种的信息, 另一方面密切关注已在我国周边国家及地区泛滥并产生危害的物种, 如新加坡(Corlett, 1988, 1992)、日本(Enomoto, 1999)、朝鲜(Koh et al., 2000; Zerbe et al., 2004; Kim, 2005)、印度(Raghubanshi et al., 2005; Reddy, 2008; Khuroo et al., 2010, 2012; Sekar, 2012)的入侵种, 防止它们进入我国。
万方浩等(2012)曾将中国的外来入侵植物划分为危害严重、危害较为严重、危害较轻3个等级, 但并未说明这3个等级的划分依据。本文根据外来入侵植物的危害程度, 从国家层面的自然地理区系及小范围的区域概念对外来入侵植物的危害进行了等级划分, 并列出了有待观察的物种, 希望能让管理层、学术界及普通民众对我国外来入侵植物的危害现状有一定的了解, 共同关注生物入侵, 提高警惕, 严防那些还未造成危害的物种。
入侵植物的等级并非一成不变。本文中对于入侵等级的划分是一次尝试, 还有待实践的检验。入侵植物的研究既有赖于对不同物种的生态学特性、入侵背景、入侵机制等各方面详细深入的研究(Sakai et al., 2001), 更离不开资料的系统总结(Le Floch et al., 1990; Nel et al., 2004; Pyšek et al., 2004), 包括考证在原产地及其他地方的扩散与入侵程度等。随着各方面工作的深入开展, 相信对各个入侵物种将会有更深入的了解, 其入侵级别也会不断更新, 使其更加符合客观实际。
无论是通过文献分析(图1)还是物种的实际分布(图2), 中国外来入侵植物的数量分布均呈现出由西南和东部沿海地区到内陆逐渐递减的趋势。尤其是西南及东南沿海地区, 外来入侵植物的物种数是西北地区的3-4倍。产生这种分布格局的原因有以下几点: (1)从经济发展的角度来看, 沿海城市的港口多, 交通便利, 旅游业发展迅速, 经济发展快, 与其他国家和地区的交流更为频繁, 为入侵植物的进入提供了便利, 这也符合Huang等(2012)的结论。(2)从原产地进行分析, 入侵我国的物种中原产南美洲的比例最大, 其次为北美洲, 二者之和(约56%)占所有入侵植物的一半以上, 并且部分物种的生态适应性强, 已在我国成为恶性入侵植物。其主要原因可能是南美洲的气候与我国东南沿海相似, 有利于它们的扩散和定居(吴晓雯等, 2006; 冯建孟等, 2011)。根据大陆漂移假说, 东亚与北美的植物应该有相似的遗传背景(冯建孟等, 2009; 彭程等, 2010), 因而来自北美洲的外来物种在我国的生存与成功扩散的几率较大, 加之随着人类活动而传播的外来种在新生境中缺乏天敌和竞争者等限制条件(张润志和任立, 2003), 从而造成其种群数量上的增长和分布范围的扩展。中国与美国之间贸易的增加也被认为很可能是未来物种入侵的因素(Callaway et al., 2006; Jenkins & Mooney, 2006), 同其他地区的贸易增加也不例外(Weber & Li, 2008)。(3)从生活型来看, 入侵我国的物种主要是草本且多数为一年生植物。现代遗传学研究表明, 物种对新环境的适应仅需要20代甚至更短的时间(Prentis et al., 2008), 同时草本植物具有幼苗生长速度快、单位时间内开花次数多、生活史短、繁殖能力强、种子数量多、个体小容易扩散及繁殖方式多样等特点, 这些生活史特征使草本植物在竞争中具有明显的优势(李博和陈家宽, 2001; 黄建辉等, 2003), 对其入侵、生存、种群建立及扩张极为重要。
根据文献统计, 仅在1个省分布的入侵植物有151种, 其中分布在沿海地区的物种有108种(约占71.52%), 充分说明了沿海的港口是外来植物进入我国后的初始据点; 其余43种在我国边境省份(除沿海地区)的物种为17种, 其中云南13种, 新疆3种, 西藏1种, 这些植物很可能是通过旅游、贸易或周边地区自然传入我国的。还有26种入侵植物(北京有6种, 其他地区20种)分布在我国内陆地区, 这些植物则很可能是通过旅游或交通运输无意带入的。然而, 对比物种的实际分布图, 仅在一个省有分布的外来物种仅为39种, 占文献统计总数的25.8%, 说明其余约75%的外来物种已经开始向周边地区扩散。与沿海地区相邻的一些省份, 如安徽、河北、河南、湖北、湖南、江西、贵州、四川等地的入侵物种数明显高于内陆其他地区, 表明外来种从沿海地区进入我国后, 借助各省之间便利的交通和天然的生态屏障缺失等有利条件, 迅速蔓延到内陆地区。这种实际分布格局与最初发现地分布格局的差异很有可能是交通运输造成的(Ding et al., 2008)。在经济飞速发展及“村村通公路”的背景下, 我们除了关注沿海各省市外, 更需要关注与其相邻的省份。如果不采取有效的应对措施, 中国的内陆地区在未来几 十年甚至更长时间内都将遭受现在这些外来种的 影响。
既然外来入侵植物密度最大的地区位于中国的沿海港口, 从理论上讲只要加强沿海各类港口进口货物和船只的检验检疫和管理, 就能大幅度降低外来植物入侵几率。然而, 目前的防控措施主要是针对那些已经发现有明显危害的物种, 对于一些具有潜在危害的物种, 检验检疫力度还有待加强。另外, 中国还缺少权威的风险评估体系和指标。虽然可以借鉴澳大利亚等杂草风险评估系统, 但中国气候多样, 地理环境复杂, 故亟需建立适合中国自己的外来入侵植物风险评估系统, 以应对全球一体化背景下的外来生物入侵。同时应加强科学研究, 运用多种途径对外来入侵植物进行防治。
近几年的文献资料表明, 在我国34个省(直辖市、自治区)都有外来入侵植物的分布。虽然不同的文献采用的统计依据不同, 但各地区的外来入侵植物总体呈现上升的趋势。这一方面显示外来入侵植物的种类在全国范围内不断增加, 从另一个角度也表明我国外来入侵植物的研究在不断深入, 有很多地区的入侵种得到了彻查。
然而, 生物入侵是一个全球性的难题, 不能只停留在研究的层面, 还应加强科普宣传, 让更多的人意识到问题的严重性, 提高预防预警意识, 共同来防御外来种入侵。一个新的入侵种一旦被发现造成重大影响时, 它已经在该地区定居,完全消灭已建立种群的入侵种几乎是不可能的(Mack et al., 2000)。而实际上有许多的生物入侵现象都是生产者首先发现, 从而赢得了有利的控制时间, 避免了大范围扩散蔓延。因此, 加强入侵前的预防比入侵后的控制会更有效, 代价更小(Marmorino et al., 1999)。
虽然外来植物需要经历传播—定居—建群—扩展—侵占等一系列过程而最终暴发造成危害, 但它们的扩散是非常迅速的。早期发现和快速反应是预防和控制新疫情的关键(Hulme, 2006; Genovesi, 2005; Mehta et al., 2007)。以原产于热带美洲的微甘菊为例, 根据标本采集记录, 它的扩散路径大体是毛里求斯(1928年)、马来西亚(1930年)、菲律宾(1945年)、新加坡(1949年)、所罗门群岛(1954年)、印度(1956年)、大西洋地区阿森松岛(1958年)、泰国(1959年)、马里亚纳群岛(1962年)、纽埃岛(1965年)、印度洋地区查戈斯群岛(1967年)、萨摩亚(1968年)、斯里兰卡(1969年), 20世纪80年代初, 已遍布于旧大陆。微甘菊在我国最早的标本记录是1884年采自香港动植物公园, 当时被作为观赏植物栽培, 20世纪初逸生于该公园附近, 此后没有受到关注, 60年代初扩散至香港大屿山等地, 80年代到达广东深圳, 90年代末蔓延到珠江三角洲地区, 并继续向周边地区扩展(王伯荪等, 2004), 台湾、海南、广西、云南、贵州、福建等地均有发现(王伟等, 2007; 徐海根和强胜, 2011; 万方浩等, 2012), 目前微甘菊已经扩散到江西的赣南地区(曾宪锋, 2013), 严重危害本地种和生态环境, 其扩散速度之快、危害之重, 是人们始料未及的。如果做好宣传, 做到全民防范, 那么微甘菊就不会在引进后没被关注, 最终造成不可逆转的生态灾难。
中国人口众多, 科学普及的任务异常艰巨, 任重道远。首先, 要让广大民众积极参与, 培养预防生物入侵的意识。由于对生物入侵现象认识的缺乏, 人们喜欢引种一些奇花异草, 但如果疏于管理或随意丢弃, 最终会导致一些物种逃逸并造成入侵。因此, 我们应当通过媒体, 如电视、网络、电台、手机等多种渠道, 宣传外来入侵植物的特征及危害等, 尤其是一些危害严重的物种, 尽量配备图片资料(生物学特征、危害现状等图片), 使人们对生物入侵有最基本的认识。其次, 设立相应的信息接收和解决问题的机构。在野外工作中我们发现, 民众对野外调查和标本采集非常好奇, 也很热心提供一些帮助。因此, 鼓励大家在日常的生产劳动中多发现一些不常见、扩散繁殖比较快的物种并及时上报, 才能在外来植物进入当地的早期阶段发现并采取有效的防治措施, 避免其大面积扩散。对一些已经产生危害的物种, 相关机构可以提供一些防治方法, 把危害程度降到最低。最后, 引导大众加强土地管理, 提高土地利用率也是防范外来植物入侵的有效途径。在调查中我们发现, 大多数外来入侵植物的生存环境为撂荒地及疏于管理的农田、果园、菜地等。加强对这些区域的管理, 可以减少外来入侵植物赖以生存的生境。
值得注意的是, 那些具有入侵种特性但还未大面积扩散即具有潜在危害的物种并未得到足够的关注。这也是本次研究中列出第5级物种的原因所在。在我国的外来入侵植物中, 有一半是人为有意引进的, 在全球一体化进程加快的今天, 物种的引入、传播与扩散要比过去更为便捷。因此, 人们更应提高生态安全意识, 约束自己的行为, 共同防范外来种入侵。
此外, 笔者在此呼吁各界应重视采集标本, 保存标本, 为科研及管理工作提供并保存第一手资料(马金双, 2014)。作为历史资料, 标本信息的缺失导致我们对入侵植物的进入时间、传播途径等信息无法掌握, 从而无法对入侵种的防治和管理提供参考。我们在查阅标本时发现入侵植物标本采集和保存得很少, 如互花米草在沿海一带分布极为广泛, 危害也很严重, 但在整理我国53个标本馆(室)的标本资料后, 却发现仅有3份标本, 1份没有采集信息, 1份采自香港(KUN, 2005年), 1份采自福建漳江口(NAU, 2006年)。另外, 统计数字显示近几年外来入侵植物的数量不断上升, 但标本馆中的标本大多为2005年以前所采集, 之后很少有标本记录。虽然标本提供的信息可能滞后于物种的实际扩散时间, 但在植物入侵历史研究中极具重要性, 微甘菊的研究就是一个例子。
值得一提的是, 入侵植物大多数是从其他国家引入, 但外来入侵物种的划分并不是以行政区划为依据, 所以不能视来自国外为入侵的唯一标准(Pyšek et al., 2004; 闫小玲等, 2012)。中国地域非常辽阔, 东西、南北的差异都很大, 地区间相互入侵是正常现象。因此, 中国国产种从一个自然地理地区(原产区)进入另一个自然地理地区(新分布区)并且空间跨度较大的, 就应该作为入侵分布而视为外来种(就地域而非国界而言)。如新疆白芥(Sinapis arvensis)原产欧洲、西亚至中亚, 中国只有新疆才有野生, 但目前已经基本覆盖全国并被列为入侵植物(徐海根和强胜, 2004, 2011; 万方浩等, 2012)。但是考虑到国内一些学者的观点, 本文没有收录国产种, 国产种及排除种的详细信息可参见最新出版的《中国入侵植物名录》(马金双, 2013)。
附表1 中国外来入侵植物名录
Table S1 Checklist of the Chinese alien invasive plants http://www.biodiversity-science.net/fileup/PDF/w2014-069-1.pdf
中文名新窗口打开
课题主持人特别感谢各位作者的全力合作, 尤其是耿玉英收集中国科学院植物研究所标本馆信息, 李振宇审核名录, 并对入侵等级的划分提出具体意见。
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