互花米草沿緯度梯度的生態適應性研究進展

劉文文，陳欣淙，王佳瑜，吳福佳，陳亞松，黃 昊，夏 露，張原野，張宜輝

(1.廈門大學環境與生態學院，濱海濕地生態系統教育部重點實驗室，福建 廈門 361102；2.南京大學生命科學學院，江蘇 南京 210023)

互花米草(Spartinaalterniflora)是一種多年生的禾本科草本植物，主要生長于受潮汐影響的濱海灘涂濕地.互花米草根系發達，主要分布于0～30 cm 的土層內，有時可延伸到50 cm以上，且地下莖橫向分布可達50 cm左右.互花米草株高通常為1.0～3.5 m，基徑為0.5～1.5 cm；葉互生，長可達90 cm，寬可達1.5 cm左右，葉片具有鹽腺；圓錐花序，長20～50 cm，具有10～30個穗形總狀花序，每個花序有16～30個小穗，小穗側扁，長約1 cm；兩性花，異花傳粉，兩柱頭長0.5～1.0 cm，呈白色羽毛狀；雄蕊3個，花藥長5～7 mm，成熟時縱裂，花粉黃色；種子通常在8—10月成熟，穎果長0.8～1.5 cm，胚呈淺綠色或蠟黃色[1-4].互花米草的花期為7—10月，一般低緯度先于高緯度開花，并且異花授粉的結實率高于自花授粉[4-7].互花米草主要有無性和有性兩種繁殖策略：無性繁殖主要通過根狀莖的克隆生長或斷裂的根狀莖維持更新種群，而有性繁殖主要通過種子實現遠距離傳播并開拓新生境[8].

互花米草原產于北美大西洋海岸及墨西哥灣，從美國德克薩斯州到加拿大的新斯科舍都有分布(27°～43° N)[9-10]，已被引入許多國家和地區，經過自然擴散或人工種植傳播，目前其緯度分布范圍很廣，從南半球的47° S到北半球的60° N都有分布[2].它已經被引入歐洲的大西洋海岸如法國[11]和英國[12-13]，南美洲的巴西和阿根廷[14-15]，非洲的南非[16]，大洋洲的澳大利亞[17]和新西蘭[18]，亞洲的中國、日本和朝鮮半島[19-22]，以及美國的西海岸[23-24]，逐漸成為全球濱海濕地生態系統中最為嚴重的入侵植物之一[2,10,25].

為了保護海灘和促淤造陸，我國于1979年從美國的北卡羅來納州(North Carolina)、佐治亞州(Georgia)、佛羅里達州(Florida)3個不同地理區域引入3種生態型的互花米草，并于1981年在福建省羅源灣試種成功[19].這3種來自不同地理區域的互花米草生態型發生了遺傳雜交，具有顯著的雜種優勢，促進了互花米草在中國不同地理區域的成功定殖[26].經過40多年的人工種植或自然擴散，互花米草從海南省儋州(19° N)到遼寧省葫蘆島(40° N)的沿海灘涂均有分布[4,27-30].互花米草在我國沿海地區的快速擴張蔓延，對濱海濕地生物多樣性、生態系統結構和功能造成了嚴重威脅，是2003年原國家環?？偩职l布的第一批入侵物種名單中唯一的鹽沼植物[2]，中國也成為世界上互花米草入侵規模最大的國家[10].在中國，互花米草不僅在地理尺度上分布廣泛，在局域空間尺度上，如沿潮位[31]和沿流域[32]梯度也占據較寬的生態位.以上不同環境梯度代表不同的生境異質性，其環境條件均呈現出一定的變異格局；而緯度代表的是一個更加復雜的環境條件綜合體，大量生物和非生物環境因子存在明顯的交互作用，形成了強烈的自然選擇壓力，驅動外來入侵物種的快速適應進化過程[33].在原產地美國，經過長期與生物和非生物的相互作用，互花米草的生長發育性狀已沿緯度梯度形成相對較穩定的變異格局[9,34]，但入侵地中國沿緯度梯度的生物和非生物環境與原產地不同，因此互花米草原有的性狀特征或遺傳特性可能發生變化，尤其是在自然選擇條件下形成的適應性性狀更有利于互花米草在中國沿海灘涂的繁殖、競爭、擴散和傳播[4,6,25,35-37].因此，通過比較互花米草在入侵地和原產地沿緯度梯度的生長發育性狀、遺傳多樣性和遺傳結構等方面變異格局的異同，能夠為研究互花米草是否會發生快速進化，其生態位相對原產地是否會發生遷移，以及預測其入侵路徑提供實驗證據，從而可以解釋互花米草入侵形成的原因和生態適應性機制，以及不同適應性機制在入侵過程中所起的作用[10,38-40].

本文從互花米草的生長發育性狀(種子萌發性狀、營養生長性狀、開花物候和有性繁殖性狀)、性狀間的相關關系和種群遺傳結構幾個方面闡述其不同性狀的緯度變異格局，重點分析緯度變異格局的生態適應性機制(圖1)，并提出將來需要重點加強和研究的方向.

1 生長發育性狀對緯度梯度的生態適應

1.1 種子萌發性狀

種子的萌發性狀是決定植物生態位和地理分布的重要因素之一[44-47]，并與植物的入侵能力成正比[48-49].已有研究表明，種子萌發性狀是影響互花米草在入侵地中國和原產地美國西海岸快速擴張的關鍵因素之一[50-51].在原產地美國，Seneca[52]把采自12個不同緯度種群的互花米草種子經過3個月的春化處理后，進行不同晝夜變溫周期(25～10 ℃、30～15 ℃、35～20 ℃、40～25 ℃)的培養，發現原產地互花米草種子的萌發性狀沿緯度梯度對溫度產生了局域適應，并具有一定的遺傳變異基礎.隨后，Somers等[53]發現不同地理區域互花米草種群的早期萌發性狀對緯度梯度的適應，導致開花物候也發生了地理分化.在入侵地，汪秀巖等[54]利用紙上發芽法，比較互花米草入侵地中國高緯度和低緯度來源的種子在不同溫度條件下的萌發性狀，發現高緯度來源的種子萌發率高于低緯度來源的種子，且高低緯度來源的種子萌發性狀在不同溫度條件下的響應存在差異，表明入侵地互花米草的種子萌發性狀可能對不同地理區域的氣候產生了局域適應.最近一項關于入侵地和原產地的對比研究[55]發現：在入侵地中國，互花米草種子的萌發率沿緯度梯度已形成線性增長的適應格局，這與原產地美國萌發率沿緯度梯度呈現線性遞減的適應格局不同(圖2(a)～(d))；但與原產地相似的是，隨著緯度升高萌發時間發生了逐漸提前的快速適應.這表明互花米草種子的萌發性狀在入侵地中國沿緯度梯度發生了快速的適應性進化，且其適應策略因生境的環境因子差異而發生了變化.

1.2 營養生長性狀

與入侵植物營養生長有關的形態特征如植株性狀、地上和地下生物量性狀，以及葉片性狀等，通過影響植物的生存和競爭能力影響植物的入侵性[58-60].在原產地美國，互花米草的營養生長性狀如單株克隆斑塊大小、地上生物量、地下生物量、地上和地下生物量的分配比、植株高度、基徑、密度、葉片大小等均沿緯度發生了地理變異，并隨緯度升高呈現遞減的變化趨勢(圖2(e))，這種變異主要與許多非生物因素相關，比如遺傳距離、年均溫、年積溫、年總降水量、潮差、土壤有機質以及生物因素取食壓力等[9,34,61-65]；其中大部分營養生長性狀在同質種植園中仍然保持著差異，類似地呈現遞減的變化趨勢(圖2(f))，表明這些變異具有一定遺傳基礎，并發生了遺傳分化[26,36-37,49,53,56,64,66-67].由于互花米草在中國入侵到比原產地更低的緯度(<27° N)，其營養生長性狀如植株高度、葉片大小、節長、基徑、地上生物量等沿緯度呈現駝峰型的變化趨勢(圖2(g))，密度與緯度呈現凹型的變化趨勢，這些變化主要與年均溫、降水量、潮差、鹽度以及富營養化等非生物因素有關[4,36-37,57,63,68-69].然而，野外互花米草的上述變異格局在同質種植園中消失了(圖2(h))，表明這些變異主要是由表型可塑性導致的[4,36-37,57].

1.3 開花物候

在植物入侵過程中，開花物候是植物營養生長與生殖生長實現權衡的關鍵，開花早會導致植物營養生長不足但有利于有性繁殖，開花晚則有利于營養生長但影響有性繁殖，因此開花物候是決定入侵植物地理分布的重要因素之一[70].在原產地美國野外自然生境暫無開花物候相關報道(圖2(i))，而在同質種植園中(>27° N)，互花米草開花物候隨著緯度升高逐漸提前(圖2(j))[3,52-53]，并且開花時間對地上和地下生物量的分配產生了影響[5]；但到更高緯度(>46° N)時已不能開花，可能是由于高緯度地區互花米草由營養生長轉入繁殖生長的過程受到阻礙[71-72]，表明原產地互花米草的開花物候沿緯度梯度已發生了遺傳分化.在入侵地中國，互花米草的緯度分布范圍廣泛，跨越溫帶、亞熱帶和熱帶3個氣候帶，其開花物候發生了地理變異：Qiu等[6]通過連續2年的野外觀測發現開花物候隨緯度升高逐漸推遲，而Chen等[7]通過連續4年的野外觀測在更廣的緯度范圍內發現高緯度種群開花物候早于中緯度種群(圖2(k))，這些緯度變異格局主要是由于溫度和潮差等非生物環境因子沿緯度梯度的變化引起的；但在同質種植園中發現，開花物候呈現隨緯度升高逐漸提前的線性變化格局(圖2(l))，表明互花米草的開花物候可能沿緯度進化出與原產地相似的漸變群格局[7,66,73].

1.4 有性繁殖性狀

有性繁殖的種子在入侵植物傳播和到達階段比較重要，是影響外來植物成功入侵的重要性狀[74-75].已有研究表明，互花米草有性繁殖的種子是互花米草大面積擴散的主要原因之一[10].在原產地美國，互花米草的結實率沿緯度呈現駝峰型的變化趨勢(圖2(m))，但這種變化格局在連續3年的同質種植園中消失了(圖2(n))，表明結實率性狀并未沿緯度梯度發生遺傳變異[37,49].但在入侵地中國，互花米草的結實率沿緯度呈現線性增長的變化格局(圖2(o))，并且這種變化格局在多個同質種植園實驗中保持，趨勢隨著同質種植園的緯度發生變化(圖2(p))，證實遺傳和環境的交互作用是有性繁殖性狀隨緯度線性增加的主要原因，表明在入侵地中國，互花米草的有性繁殖性狀沿緯度發生了快速的適應性進化[4,6,57].在入侵地中國互花米草的結實率沿緯度進化出隨緯度線性增加的漸變群格局，但在原產地美國互花米草的結實率沿緯度未進化出與入侵地相似的漸變群格局，表明互花米草在入侵地和原產地的適應策略和進化方向不同[37]，且入侵地互花米草種群的授粉模式可能由自交不親和逐漸進化為自交親和[76].

原產地和入侵地的互花米草上述生長發育性狀的主要適應機制詳見表1.

表1 原產地(美國)和入侵地(中國)互花米草的主要適應機制Tab.1 Main adaptation mechanisms of S.alterniflora in the native range (USA) and invasive range (China)

2 生長發育性狀間的相關關系對緯度梯度的生態適應

在地理尺度下，隨著緯度升高，植物有機體會傾向于推遲生活史的起始，并且在高緯度區域低溫等環境條件的作用下，植物生活史長度會顯著縮短以降低適合度的損失[77].互花米草在高緯度區域顯著縮短的花期長度也證明了這一點[6].此外，互花米草的不同生長發育性狀之間存在一定的相關關系，呈現一定的生活史對策選擇.在原產地局域尺度下，互花米草的營養生長性狀(植株高度)與有性繁殖性狀(如開花可能性和花序生物量)之間的相關關系存在顯著的時空變化[78]；不同緯度區域互花米草種群的開花時間與結實率之間也存在一定的負相關關系[3].但在入侵地中國，目前僅有少量研究工作關注地理尺度下互花米草的生活史對策，如已有研究工作探明在野外大尺度緯度梯度下，互花米草開花時間和植株高度存在顯著的正相關關系，但這種關系在同質種植園中變得十分微弱[7].然而，在同質種植園中，入侵地互花米草的生物量與開花時間呈負相關關系，打破了通常認為的植株開花早而個體小的限制，且在入侵地互花米草提前開花還會促使其地上生物量向地下生物量的轉變[56].進一步實驗發現，入侵地種群也打破了原產地美國互花米草種群由遺傳決定的植株高度和分蘗株數的負相關關系，表現為正相關關系，同時具有對光(縱向)和空間資源(橫向)的競爭優勢[26].

3 種群遺傳結構沿緯度梯度的變化

互花米草為六倍體(2n=60,62)，是米草屬中基因組最大的植物(3.6 pg或1 763.9 Mbp)[79-80].目前，對互花米草遺傳學的研究分為個體和種群兩個層面[81].在個體遺傳學層面上的研究主要集中在對互花米草抗鹽、抗旱等抗逆基因的篩選及開發應用上[82-84],例如通過比較不同鹽度下互花米草轉錄組的差異表達，篩選出與互花米草的耐鹽能力高度相關的基因[84-85].在種群層面上，已有研究集中在對不同互花米草種群間遺傳分化(或進化)以及分化(或進化)速率的調查上[26,86-87],例如通過比較不同年齡種群的克隆多樣性發現，在互花米草建群最初的300～500年間，種群以每百年1%的速率降低其克隆多樣性；在建群500～1 500年后，克隆多樣性降得很低，種群內僅剩下各自特有的克隆體[88].

生物在進化過程中，如果不同基因型個體的適合度不同，那么受到自然選擇青睞的基因和基因型個體也會傾向于增加相對頻率，因此占領不同環境的種群往往表現出對應環境梯度的遺傳結構[89].O’Brien等[90]使用隨機擴增多態性DNA標記(randomly amplified polymorphic DNA,RAPD)對美國大西洋和墨西哥灣沿岸的互花米草種群進行的遺傳調查顯示：種群間的遺傳距離與地理距離成正比，按親緣關系遠近可分為3個獨立組，即新英格蘭/新澤西組、北卡羅來納/南大西洋組，以及墨西哥灣組.Blum等[91]對原產地種群葉綠體片段和核微衛星序列進行的分析結果顯示：北美大西洋沿岸的互花米草種群以切薩皮克灣為界分為南、北兩組，種群間的遺傳距離與地理距離有一定的相關性.此外，小尺度研究發現，美國大西洋及墨西哥灣沿岸的互花米草種群間的遺傳距離也隨地理距離的增加而增加，如位于薩賓國家野生動物保護區及路易斯安那海灣沿岸的互花米草種群[86,88].以上研究表明，地理尺度的隔離、互花米草的擴散限制塑造了其原產地種群遺傳結構.

然而，中國沿?；セ撞莘N群的遺傳結構與緯度梯度間未觀測到相關性.擴增片段長度多態性(amplified fragment length polymorphism,AFLP)、微衛星、核內表達序列標簽(expressed sequence tag,EST)以及葉綠體trnT2-rps4、rbcL-psaI、trnT-trnL和線粒體nad1的基因片段變異均支持這一結論[87,92-96].聚類分析表明，各種群之間親緣關系的遠近與地理距離不相關，如地理距離很遠的天津與福建種群具有最近的親緣關系，而地理距離較近的浙江與福建種群之間具有相對較遠的親緣關系[87,92-95].同一物種的遺傳多樣性可能存在地理變異，與地理緯度、氣溫及降水等環境因子有緊密聯系[89].然而，AFLP、微衛星標記分析顯示中國沿海互花米草種群遺傳多樣性沿緯度梯度未呈現規律性變化[87,95].相對于地理尺度，小尺度研究發現，鹽城灘涂(射陽、大豐及東臺)的互花米草種群間的親緣關系與地理距離呈正相關[97]，而其他種群親緣關系與地理距離均不相關[98-99].

種群年齡、人工引種和近期擴散是造成中國東部沿海及美國東部沿海的種群遺傳結構產生差異的原因[19,88].原產地美國的鹽沼互花米草種群形成的時間有1 500余年，而中國引入互花米草的時間僅有40多年[19,88].Travis等[88]發現在原產地美國互花米草種群的克隆多樣性以每百年1%的速率下降，可能與對當地環境局域適應有關.盡管中國引入互花米草時間較短，但在某些特定的微衛星位點上仍觀測到入侵地(21°～41° N)與種源地(27°～34° N)的互花米草種群間發生遺傳分化，可能與快速適應性進化有關[87,96].此外，由于中國各種群間基因流較弱且伴隨入侵后快速進化，中國沿海的不同互花米草種群間遺傳分化水平已遠高于美國種源地的種群，并與美國原產地種群間的分化水平相當[87,96].使用微衛星標記，對日本愛知縣和熊本縣濱海濕地的3個互花米草種群進行遺傳結構分析觀測到，3個種群間發生明顯的遺傳分化，推測日本種群多次引種于不同種源地[22].Qiao等[26]的核微衛星遺傳分析結果支持在入侵地中國互花米草種群的建群者來自不同的種源地，且存在種內不同來源的雜交.在引種互花米草的初期，曾將互花米草根據種源地和表型特征分為3個生態型，目前的分子證據支持在中國沿海不同地區引種的互花米草是這3種生態型雜交的后代[19,26,87,95].

4 總 結

互花米草引入中國40多年以來，其生長發育性狀和生活史對策在不同緯度環境條件下已逐漸形成非常顯著的漸變群格局，并產生了一系列對緯度梯度的生態適應性機制(圖1)：

1) 入侵地互花米草營養生長性狀對緯度梯度的生態適應過程中，表型可塑性的作用大于遺傳分化的作用；有性繁殖性狀(種子萌發、結實率和開花物候)對緯度梯度的生態適應過程中，既有表型可塑性和遺傳分化獨立的影響，又有遺傳和環境協同作用的效應.因此，在入侵地中國，互花米草的有性繁殖性狀比營養生長性狀更易發生快速的適應性進化.

2) 入侵地和原產地互花米草的不同性狀沿緯度梯度的進化趨勢不同，入侵地互花米草的營養生長性狀還未進化出與原產地相似的以遺傳為基礎的線性遞減的漸變群格局，這可能是因為中國引入互花米草的時間較短，還不足以在緯度梯度上發生適應性進化.與此相反，入侵地互花米草的有性繁殖性狀表現出以遺傳為基礎的隨著緯度增長且線性升高的漸變群格局，而原產地表現出以表型可塑性為主要作用的駝峰型漸變群格局，這可能是因為中國沿海高緯度區域沒有其他本土植物與互花米草形成強烈的競爭關系，空余生態位較多，適合互花米草的自然擴散和傳播，對有性繁殖性狀進行自然選擇而發生了沿緯度梯度的快速適應性進化.

3) 入侵地互花米草種群的生長發育性狀之間的相關關系發生了變化，主要表現在開花時間與營養生長之間的關系由原產地的正相關關系逐漸變得很微弱，甚至轉變為負相關關系，且植株高度與密度之間的關系也由原產地的負相關關系轉變為正相關關系，這可能是因為入侵地中國的生物環境(天敵釋放)和非生物環境相對原產地較優越，以及種源之間充分的遺傳混合打破了原有的生活史對策格局，使得互花米草在特殊環境條件下不受性狀之間權衡關系的限制.

4) 與原產地互花米草種群不同，在對中國互花米草種群的遺傳結構調查中，并未觀測到與緯度梯度相關的遺傳結構，這可能是因為互花米草來源于多個種源地，不同來源的種群引入福建省羅源灣后發生了種內雜交，雜交后代再被人為引種到不同緯度.入侵種群沒有經歷顯著的瓶頸效應，多來源和種內雜交豐富了入侵種群的遺傳多樣性，為自然選擇提供了原材料，為快速適應性進化奠定了基礎.

外來物種的入侵機制復雜多變，而已有針對互花米草入侵機制的研究多從某一方面入手，對機制的理解是相對片面的.互花米草沿緯度梯度的成功入侵是多種入侵機制在其生活史的各階段相互作用的綜合結果.本文通過整合互花米草的不同生長發育性狀、性狀間的相關關系及種群遺傳結構等多方面沿緯度變異格局的全境性研究，相互補充并完善了入侵植物互花米草生活史全過程對緯度梯度的生態適應性，從更全面的視角闡明了互花米草沿緯度梯度主要通過局域適應、表型可塑性、自然選擇、快速適應性進化、種內雜交及遺傳變異等機制實現成功入侵.

基于互花米草沿緯度梯度的生態適應性研究進展，提出在入侵地中國不同緯度區域應采取不同的防控對策.在高緯度區域，種間競爭強度小，取食壓力低且存在大量的空余生態位，驅動互花米草有性繁殖性狀進化出較高的種子結實率和產量，促進了其在高緯度區域的快速擴張，因此在互花米草孕穗期至揚花期進行刈割或干擾，可取得較好的控制效果；在低緯度區域，高溫脅迫，種間競爭強度大且取食壓力大，驅動互花米草將更多能量用于無性克隆繁殖，促進了其在低緯度區域的局域擴張，因此在互花米草分蘗期進行刈割或干擾，可取得較好的控制效果.

5 展 望

基于全球性濱海濕地入侵植物互花米草在中國40多年入侵和擴散歷史的時間尺度，及其占據廣闊緯度分布范圍的空間尺度，本文綜述了互花米草不同生物學性狀宏觀尺度的地理變異格局；但針對互花米草不同性狀間的相關關系，包括性狀間的權衡關系和整體生活史過程等的研究還很欠缺，這將是系統理解互花米草進化響應和入侵動態的重要手段.目前關于局域適應、表型可塑性、自然選擇、快速適應性進化、種內雜交及遺傳變異等適應性機制在地理變異格局中的作用均有相關研究報道，但仍存在一些其他適應性機制需繼續加以驗證和補充.

此外，本文從微觀尺度系統闡述了互花米草的遺傳結構和變異水平，但目前將宏觀與微觀尺度相結合的研究很欠缺，后續結合宏觀與微觀開展相關研究工作將有助于明確遺傳結構的調控對于互花米草生活史適應變化的影響過程，由此加深對互花米草入侵性的理解.需要特別強調的是，之前用于檢測中國濱海濕地互花米草種群遺傳結構的分子標記多為“中性”，故由這類標記所獲得的DNA片段可能并未參與過自然選擇[100-101].對于互花米草種群的遺傳分化研究還存在諸多不一致之處[26,87,96]，例如采用核基因和葉綠體基因標記的結果有所不同，不同標記間結果不一致，這可能是由不對稱基因流以及標記與選擇位點連鎖導致的.基因組重測序研究將更好地解析這些不一致性，深入解析種群遺傳結構.此外，組學分析還可以引入轉錄組學和代謝組學，表征生長激素和防御物質的含量和基因活性，豐富互花米草表型觀測的維度，結合重測序數據闡明其快速適應的分子機制.

互花米草不僅在較廣泛的地理尺度上表現出卓越的生態適應性，在沿潮位及流域等空間小尺度上也展現出極強的入侵能力；而在該尺度下，互花米草各生活史階段對環境梯度的響應與適應研究尚存在大量空白.從不同的研究空間尺度出發，未來針對互花米草的研究還需要重點加強多種方法與層次的結合，以期進一步深入揭示互花米草入侵的過程和機制.