调研情况：

互花米草是一种多年生草本植物，原产于美洲大西洋沿岸，具有极强的耐盐、耐淹和繁殖能力。由于保滩护岸和促淤造陆作用显著，互花米草于1982年被引入江苏省沿海滩涂。但是，互花米草扩张迅速，会取代本地物种，破坏鸟类栖息地和降低生物多样性等。互花米草于2003年被中国国家环保总局列入《中国第一批外来入侵物种名单》。截至2019年，江苏省沿海互花米草分布面积约为169 km2，约占江苏省滨海盐沼总面积的68%。近年来，江苏省启动了各类互花米草治理工程，例如：《连云港市“十四五”生态环境保护规划》指出，重点控制埒子河口南岸、临洪口及北侧、青口盐场、兴庄河口北侧、赣榆港区、绣针河口等区域的互花米草入侵扩散；《盐城市“十四五”生态环境保护规划》提出，推进条子泥鸻鹬类栖息地等热点地区湿地生态修复，实施珍禽自然保护区核心区、缓冲区互花米草治理；《南通市“十四五”生态环境保护规划》明确了加强外来物种入侵机理、扩散途径、应对措施研究，加强对现有互花米草等外来有害物种的防控工作。

问题分析：

然而，互花米草治理工程大多将清除互花米草作为其主要手段，工程实施对江苏海岸可能产生的复杂影响需要进行深入研究，原因如下：

一是互花米草清除后海岸线安全性降低。与本地物种芦苇和碱蓬相比，互花米草捕沙能力强，促淤造陆作用明显。以江苏盐城盐沼湿地为例，在2002-2004年间，互花米草促淤形成的新生滩涂面积约为10,000 ha。互花米草能够缓流和消浪，降低滩面流速，防止海岸带冲刷。互花米草清除后，在相同动力条件下，潮滩流速增大，可能减缓滩涂淤涨速度或者导致岸线侵蚀。

二是互花米草清除后江苏滨海湿地对实现“碳中和”的贡献可能降低。滨海湿地是公认的碳汇系统。江苏沿海互花米草湿地已存储约0.96 Tg的“蓝碳”，为原生芦苇湿地碳储量的4.3倍，约占我国滨海湿地系统碳储量的14%。此外，互花米草湿地固碳能力强，以江苏盐城盐沼湿地为例，其固碳速率约为3.1 Mg ha-1 yr-1，是芦苇湿地固碳速率的8.2倍。清除互花米草后，江苏滨海湿地可能由碳汇转变成碳源，固碳能力下降，影响江苏滨海湿地在实现“碳中和”目标中的作用。

三是清除互花米草后其他生态系统难以建立。河口和滨海地区的潮间带土壤盐度差异较大。原生芦苇的耐盐阈值约为25 g/kg，而互花米草的耐盐阈值约为43 g/kg，优势明显。河口湿地土壤盐度较低，在清除互花米草后，种植原生植被容易成活。但是，江苏滨海湿地土壤盐度过高，清除互花米草后其他生态系统恐难以建立，原有盐沼会退化为滩涂，从而丧失重要的生态功能（如维持生物多样性、去除污染物，为动物提供栖息地等）。

具体建议：

一是加强互花米草相关研究。利用卫星遥感技术和野外观测，对江苏滨海互花米草湿地的水动力过程、土壤水盐条件、地形地貌和生态服务功能进行系统观测；开发适用于江苏滨海盐沼湿地水盐运移和生态地貌演变的数值模型，预测互花米草治理工程实施后土壤饱和度、孔隙水盐度、潮滩地形和海岸线位置变化；基于野外观测和数值模拟，揭示互花米草治理工程影响盐沼土壤水盐条件和地貌演变的机理，为制定互花米草治理措施提供理论支撑。

二是因地制宜制定互花米草治理方案。根据江苏海岸水文环境条件科学制定治理方案，避免盲目清除互花米草。在互花米草入侵初期，其入侵范围较小，宜采取人工拔除、翻耕、碎根和遮荫或刈割+翻耕、刈割+遮荫的方法。当互花米草入侵时间长，入侵范围较大时，采取营养生长期刈割或刈割+淹水的方法。

三是采取保滩护岸和固碳替代措施。互花米草治理工程实施后，根据生态系统重建的可行性，采取不同的保滩护岸和固碳替代措施。对于清除互花米草后可以进行生态系统重建的滨海湿地，利用其他物种对互花米草进行生物替代。例如，对于河口盐沼湿地，清除互花米草后，利用原生芦苇进行生态系统重建；对于清除互花米草后不能进行生态系统重建的滨海湿地，采取修建人工构筑物或者加固堤防的方法抵御可能出现的岸线侵蚀，同时在其他区域建造人工湿地，以弥补清除互花米草对滨海湿地生态服务和碳存贮功能的影响。