稀土礦廢棄地植被恢復過程中土壤微生物演變

李啟艷,翁炳霖,李宗勛,趙雅曼,陳順鈺,侯曉龍,2,3*,蔡麗平,2,3

稀土礦廢棄地植被恢復過程中土壤微生物演變

李啟艷1,翁炳霖1,李宗勛1,趙雅曼1,陳順鈺1,侯曉龍1,2,3*,蔡麗平1,2,3

(1.福建農林大學林學院,福建 福州 350002；2.南方紅壤區水土保持國家林業和草原局重點實驗室,福建 福州 350002；3.海峽兩岸紅壤區水土保持協同創新中心,福建 福州 350002)

以福建長汀典型離子型稀土礦堆浸冶煉廢棄地作為研究對象,采取“空間代時間”的方法,對堆浸廢棄地不同植物恢復年限樣地土壤理化性質及微生物進行調查測定,分析植物恢復對稀土礦堆浸廢棄地土壤理化特性及微生物的影響.結果表明:在植被恢復第3a和4a土壤理化性質顯著高于未治理廢棄地,但仍顯著低于礦區周邊未開采對照(<0.05).植被恢復年4a以后,長汀稀土礦廢棄地土壤理化性質則呈下降趨勢,但仍顯著高于未治理廢棄地(<0.05).長汀稀土礦堆浸廢棄地不同植被恢復年限土壤細菌豐度及多樣存在一定差異.隨植被恢復年限的增加,土壤細菌多樣性及豐度降低,但一些特殊細菌群如-變形菌綱(Gammaproteobacteria)、-變形桿菌綱(Alphaproteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、藍藻菌門(Cyanobacteria)等在不同植被恢復年限樣地中其相對豐度明顯增加.具有固氮作用的藍藻菌門(Cyanobacteria)隨著植被恢復年限的增加,其相對豐度降低.廣古菌門(Euryarchaeota僅存在于未開采對照樣地;土壤寡營養細菌酸桿菌門(Acidobacteria)隨植被恢復年限的增加,相對豐度呈增大趨勢.土壤中優勢菌群廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)、?變形菌門(Proteobacteria)、屬、羅爾斯通菌屬()與土壤pH、全磷、全鉀、速效磷等呈正相關.土壤pH值、全磷、全鉀等是影響廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)等細菌菌群多樣性及相對豐度變化的重要因素.以上結果表明,離子型稀土礦堆浸廢棄地植被恢復治理到3~4a時,應采取防治措施對其進行人工撫育管理,否則可能會出現前期恢復后期退化的問題.

稀土礦廢棄地；生態恢復；微生物演變；16S rRNA；冗余分析

我國離子型稀土(重稀土)主要分布于福建、江西、廣東等省區,其中福建省離子型稀土儲存量居首位[1].長汀縣作為福建省離子型稀土資源儲量最多的地區,其稀土產業發展最早.稀土資源大多分布在嚴重水土流失區,由于非法采礦及開采工藝落后破壞和占用了大量土地資源,加劇水土流失,使礦區生態壞境趨于惡化.

眾多學者在稀土礦開采和冶煉對生態環境的危害方面開展了不少研究,王友生等[2]對長汀稀土礦廢棄地重金屬污染的評價表明其綜合潛在生態風險指數已達極重污染水平.趙永紅等[3]對贛南已開采65a年的鎢礦礦區進行土壤重金屬污染研究發發現,土壤中重金屬含量均高出當地土壤背景值.稀土礦區的生態惡化問題引起社會各界的重視,許多專家學者積極開展稀土礦廢棄地植被恢復研究,配置各類喬、灌、草模式進行植被恢復.植被修復由于二次污染小,操作簡便且成本低廉,是當前礦山開采區土壤污染修復研究的熱點.簡麗華[4]使用香根草、鴨拓草、類蘆、寬葉雀稗等草種形成良好的草種配置模式,能在前期迅速覆蓋地面,減少地表徑流,起到固坡作用.翁伯琦等[5]則采用工程措施與生物措施相結合的辦法,按照喬灌1:17的配置比,強化人工恢復效果,控制水土流失.于君寶等[6]對撫順老虎臺煤礦土壤復墾發現,覆土年齡越大其營養元素越高.郭李凱[7]對不同復墾年限的煤矸礦重構土壤養分研究,結果表明土壤有機質、全氮、有效磷隨復墾年限增加呈增加趨勢.陜永杰等[8]通過對平朔安太堡露天煤礦區開采前后土壤質量研究發現,礦區開采后土壤理化性質呈毀滅性破壞,土壤質量處于嚴重退化階段;土壤復墾8a后土壤質量與未受擾動土壤質量相比差距較大.王友生等[9]通過對長汀稀土礦取土場、堆浸廢棄地進行不同的喬灌草配置植被恢復模式,篩選出了“寬葉雀稗+胡枝子+木荷+楓香+山杜英”是取土場較好的植被恢復模式,在長汀稀土礦廢棄地得到了推廣應用.但是,本課題組在對長汀稀土礦植被恢復效果調查研究中發現,植被恢復前期稀土礦廢棄地生態恢復效果較好,但隨著植被恢復時間的增加,出現植被生長不良甚至死亡的現象.這可能在植被恢復后期存在生態退化的問題,如果不采取防治措施,前期治理成績將會功虧一簣.由于目前對長汀稀土廢棄地生態恢復過程中土壤理化特性、微生物等的變化規律,以及生態恢復后期植被退化機制的研究報道不多.鑒于此,本課題組以長汀稀土礦廢棄地不同植被恢復年限的固定樣地為研究對象,從微生物的角度揭示稀土礦廢棄地植被恢復過程中土壤微環境的演化規律.采用“空間代時間”的方法,對采用“楓香+木荷+胡枝子+寬葉雀稗”模式恢復0(未治理廢棄地)、3、4、6、7、9、10a樣地土壤理化特性及微生物組成進行調查測定,比較不同植被恢復年限土壤理化特性的差異,闡明稀土礦廢棄地土壤微生物與土壤理化特性的相關性,探討稀土礦廢棄地生態恢復后期植被退化的機制,為稀土礦廢棄地生態恢復效果的長期維持及退化防治措施的實施提供科學依據.

1 研究方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于長汀縣河田鎮,116°14′~116°33′E, 25°33′~25°48′N,海拔在260~483m,低山陵地帶.年均氣溫在18~20.5℃之間,極端最高氣溫 38.9℃,極端最低氣溫-4.9℃.年降水量1686.7mm,無霜期為261d左右.

稀土冶煉方法主要有原地浸析法、池浸法和堆浸法,正規開采主要以前兩者為主.早期主要采用原地浸析法,2000年以后絕大部分采用簡易堆浸法.堆浸廢棄地是將地面表土層剝離后搬運至由黏土壘積成的仿浸池中,用1%~2%的硫酸銨反復淋洗浸提,最后被遺棄的土壤,一般面積為500m2.未經過植被恢復的堆浸廢棄地土壤容重為1.77±0.85g/cm3,質量含水量為138.11±9.3g/kg,毛管持水量為726.71± 8.21g/kg,有機質僅為2.83±0.21g/kg,pH值為4.05± 0.02,土壤理化性質表現較差[9].

1.2 試驗設計與土壤樣品采集

2007、2010及2013年以“楓香+木荷+胡枝子+寬葉雀稗”為模式,分別對稀土礦堆浸廢棄地進行植被恢復,并建立了固定觀測樣地,3個固定樣地的坡度、坡向、海拔等條件基本一致.同時設置遠離稀土礦區天然植被樣地(CK)作為對照,每個樣地設置3個20m×20m標準樣方;未治理樣地(M0)數據參照王友生等[9].分別在2016年植被恢復9a(M9)、6a(M6)、3a(M3)和2017年植被恢復10a(M10)、7a(M7)、4a(M4))對土壤進行調查采樣.每個樣方內按上、中、下部各3個采樣點挖取土壤剖面,用環刀采集0~20cm土樣,用于分析土壤水分物理性質;各采樣點采集1kg土樣混合均勻帶回實驗室,風干研磨過2mm尼龍篩,用于土壤理化性質分析.在每個樣方內用10cm×10cm×10cm鋁盒采集0~20cm土樣,用于土壤水穩性團聚體分析.2016年在每塊試驗樣地內采集0~20cm土樣,低溫保存,送北京諾禾致源公司進行16S rRNA測序.

1.3 測定方法

1.3.1 土壤理化性質測定 土壤容重、持水量等物理性質采用環刀法測定;土壤pH值、全N、全P、全K、速效磷、速效鉀、有機質參照中華人民共和國林業行業標準中森林土壤分析方法進行測定[10].土壤pH值采用電位法水土比2.5:1測定;全N用德國Elementar, Vario元素分析儀測定;全P采用氫氧化鈉堿熔—鉬銻抗比色測定;全K采用氫氧化鈉堿熔—原子吸收分光光度法測定;速效磷采用氟氯氨、鹽酸浸提-鉬銻抗比色法測定;速效鉀采用四苯硼鈉比濁法(1mol-1NaNO3浸提法)測定;土壤有機質采用重鉻酸鉀-外加熱.法測定

1.3.2 土壤細菌測定 土壤微生物總DNA采用 CTAB方法對樣本的基因組 DNA 進行提取之后利用瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度,取適量的樣品于離心管中,使用無菌水稀釋樣品至1ng/μL.以稀釋后的基因組DNA為模板,根據測序區域的選擇,使用帶 Barcode 的特異引物,New England Biolabs公司的Phusion? High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer,和高效高保真酶進行PCR,確保擴增效率和準確性.引物對應區域為16S V4區引物(515F和806R).PCR產物使用2%濃度的瓊脂糖凝膠進行電泳檢測;根據PCR產物濃度進行等量混樣,充分混勻后使用2%的瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR產物,對目的條帶使用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產物.細菌PCR反應條件如下:98℃預變性 3min,98℃變性45s, 55℃退火45s,72℃延伸 45s,30 個循環后72℃延伸 7min,最后保持在4℃環境下.使TruSeq? DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建庫試劑盒進行文庫構建,構建好的文庫經過Qubit和Q-PCR定量,文庫合格后,使用HiSeq2500PE250進行上機測序.

1.4 數據分析方法

用SPSS 19.0統計軟件對數據進行統計分析;使用單因素方差分析(One-way ANOVA)進行差異顯著性分析,用Duncan’s法進行多重比較,顯著性水平為0.05.運用CANOCO4.5軟件對土壤微生物與環境因子進行冗余分析 (RDA) ;運用Origin9.0軟件繪制分析圖.

2 結果與討論

2.1 土壤物理性質變化比較

表1 不同植被恢復年限土壤物理性質

注:表中不同小寫字母表示 0.05 水平 LSD 多重比較結果.

由表1可知,隨植被恢復年限的增加,長汀稀土礦堆浸廢棄地土壤容重呈先顯著降低(3~4a)(< 0.05),然后又顯著增大(6~10a),不同植被恢復年限土壤容重均顯著小于未治理區(<0.05),但仍顯著大于未開采對照(<0.05);隨植被恢復年限的增加,土壤含水量水量、最大持水量,毛管持水量、最小持水量、毛管孔隙、非毛管孔隙、均呈先顯著增大(3~4a),然后又顯著減小的規律(6~10a),但不同植被恢復年限這些物理性質均顯著小于未開采對照,說明土壤仍未恢復到自然狀態.在植被恢復前期3~4a土壤容重平均值為1.32g/cm3,接近自然狀態值,這與李兆龍[11]的研究結論相一致.隨著植被恢復年限的加長,土壤容重不斷增大,植被恢復10a土壤容重達到1.49g/ cm3.據研究表明:土壤容重在1.25~1.35g/cm3之間,土壤理化性質表現良好[12].土壤容重大于1.4g/cm3時,土壤機械阻力對植物根系的伸展發育有較大影響[13].

2.2 不同植被恢復年限土壤化學性質比較

2.2.1 不同植被恢復年限土壤pH值 由圖1可知,隨著植被恢復年限的增加,稀土礦堆浸廢棄地土壤pH值與未治理土壤相比呈現出顯著增加趨勢(3~4a)(<0.05),然后又顯著降低(6~10a).不同植被恢復年限土壤pH值均顯著高于未治理區,但仍顯著低于未開采區土壤(<0.05).結果表明,不同植被恢復年限土壤pH值未恢復到自然水平狀態.

圖1 不同植被恢復年限土壤pH

圖中不同小寫字母表示不同植被恢復年限間差異顯著(<0.05).下同

2.2.2 不同植被恢復年限土壤有機質 由圖2可知,不同植被恢復年限土壤有機質與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(6~10a)(<0.05).不同植被恢復年限土壤有機質均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對照土壤有機質(<0.05).結果說明,隨著植被恢復年限的增加,土壤有機質的積累并未恢復到自然狀態.隨著植被恢復年限的增加,土壤pH值變化范圍為4.0~4.5,土壤有機質總體表現為隨時間加長而下降的趨勢,總體顯著高于M0.與劉子壯[14]、彭東海[15]、毛蘭花[16]等研究結論不一致,可能的原因是:前期為使植物適應惡劣的生長環境,都施以一定肥料輔助其生長,對土壤養分消耗較少,但隨著植被恢復年限加長,前期施用的肥料肥效逐漸降低,植物生長對土壤養分元素(N、P)質量分數的影響效應逐漸加強[17-18],對土壤養分需求加大,特別是有機質消耗過大.

圖2 不同植被恢復年限土壤有機質變化

2.2.3 不同植被恢復年限土壤N、P、K 由圖3可知,全N、全P、全K均呈現出相同規律.不同植被恢復年限土壤N、P、K與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(<0.05)(6~10a).不同植被恢復年限的土壤N、P、K均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對照土壤(<0.05).結果表明,土壤N、P、K隨著植被恢復年限的增加,并未恢復到自然水平狀態.不同植被恢復年限稀土礦堆浸廢棄地土壤全N、全P、全K質量分數變化范圍分別是0.08~0.17、0.05~0.09、0.42~0.56g/kg,與福建省土壤平均N、P、K質量分數(分別是(0.136±0.03)、(0.108±0.184)、(2.29±0.33)g/kg)[19]相比,稀土礦堆浸廢棄地土壤全N、全P、全K質量分數顯著偏低.在植被恢復過程中,由于堆浸廢棄地有大量硫酸銨殘留,前期土壤全N含量比較高,后期由于植物難以吸收利用氮素,硫酸銨又易被雨水沖刷流失,土壤全N含量隨著植被恢復年限的加長逐漸降低.南方亞熱帶土壤普遍都缺乏磷元素,對照樣地全磷含量僅為0.13g/kg,隨著植被恢復年限的加長,土壤全磷含量呈現出下降趨勢,植被恢復10a時僅為0.05g/kg,磷素缺乏導致微生物活動受到限制,土壤酶分泌和土壤N礦化受影響,土壤N質量分數增加量較少.

圖3 不同植被恢復年限土壤全量養分變化

圖4 不同植被恢復年限土壤速效養分變化

2.2.4 年限土壤速效養分 由圖4可知,速效氮、速效磷呈現出相同規律.不同植被恢復年限土壤速效氮、速效磷與未治理土壤相比顯著增加(3~4a),然后又顯著降低(6~10a)(<0.05).不同植被恢復年限土壤速效氮、速效磷均顯著高于未治理土壤,但又顯著低于未開采對照土壤(<0.05).植被恢復3a土壤速效鉀與未治理土壤相比顯著增加(<0.05),與未開采對照土壤速效鉀含量相比并無顯著差(>0.05);隨后不同植被恢復年限土壤速效鉀又顯著低于未開采對照土壤,但仍顯著高于未治理土壤(6~10a)(< 0.05).結果表明,隨著植被灰度年限的增加,土壤速效氮、速效磷并未恢復到自然狀態水平,速效鉀含量在恢復初期3a恢復到自然水平,但隨著植被恢復年限的增加,土壤速效鉀含量又顯著降低(<0.05).

2.3 不同植被恢復年限土壤細菌結構分析

2.3.1 不同植被恢復年限土壤細菌測序數據和OTU聚類分析 由圖5可知,通過對土壤16S rRNA基因V4區進行測序,除去低質量、barcode和引物序列后,12個樣品得到的有效序列總數為766215條,對所有樣品有效序列進行聚類,以97%的一致性將序列聚類成為OTUs.M9、M6、M3、CK包含的OTU數目分別為4383、3818、3399、3616,其中4組樣品共有的OTU數目為1683,特有的OTU數目分別為649、543、287、856,植被恢復年限越長,特有的OTU數目越多.

圖5 OTU分布韋恩圖

2.3.2 不同植被恢復年限土壤細菌多樣性比較 Chao 1指數與ACE指數主要反映生態系統中物種豐富度;Shannon指數主要反映群落物種多樣性; Simpson指數代表在一個群落中隨機抽取的兩個個體分屬于不同種的概率,該指數越接近1,表示該群落物種多樣性越大.由表2可知,通過篩選,各樣地中有效序列數為38670~77693條,其中植被恢復3a有效序列數最少,6a有效序列數最多.各樣地中分類單元OUT數為2761~3893,各樣地的覆蓋度指數范圍為0.938~0.964.隨著植被恢復年限的加長,Chao 1指數與ACE指數與對照相比較呈現出下降趨勢; Shannon指數與Simpson指數同樣呈現出下降趨勢,表明植被恢復年限越長,土壤細菌的豐富度和多樣性越低.隨著植被恢復年限的加長,Shannon指數、Simpson指數都呈現出下降趨勢,表明植被恢復年限越長,土壤微生物豐富度和多樣性越低,與Zhou等[20]、Li等[21]研究結論不一致.可能的原因是:一方面,土壤微生物大多在pH值為中性的土壤中生長,而稀土礦堆浸廢棄地pH值在植被恢復10a間變化范圍為4.0~4.5,無疑會使土壤細菌的生物活性及豐富度降低[22].另一方面,稀土礦堆浸廢棄地在植被恢復后期,土壤養分消耗過大,出現植被退化甚至出現物種消失的情況[23],有機質、全氮等含量下降對土壤微生物多樣性產生影響[24,18].

表2 不同治理年限土壤細菌多樣性與豐富度

2.3.3 不同植被恢復年限土壤細菌門和綱水平相對豐度 由圖6可知,對照樣地與各不同植被恢復年限土壤細菌群落組成相似,在門水平上的表現為β-變形菌門(Proteobacteria)、廣古菌門(Euryarchaeota)、酸桿菌門(Acidobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、藍藻菌門(Cyanobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)等.-變形菌門(Proteobacteria)是對照樣地以及各不同植被恢復年限土壤細菌中的第一大細菌類群,各組占比超過45%;廣古菌門(Euryarchaeota)是對照樣地中特有的菌門.隨著植被恢復時間的加長,酸桿菌門(Acidobacteria)相對豐度呈現出上升-下降的趨勢,具體表現為CK

2.3.4 不同植被恢復年限土壤優勢細菌與土壤環境的冗余分析 由圖8可知,廣古菌門(Euryarchaeota)與土壤全P、pH夾角最小,相關性最大,但也與土壤容重、全N、全K、速效鉀、速效磷呈現正相關.浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、放線菌門(Actinobacteria)等菌門與土壤環境呈現出負相關.厚壁菌門(Firmicutes)、-變形菌門(Proteobacteria)與土壤環境呈現正相關.由圖9可知,屬()與羅爾斯通菌屬()分別與全P、pH夾角最小,相關性最大.芽孢桿菌屬()、甲基桿菌屬()與土壤容重、全氮存在正相關,與全K、有效鉀、有效磷、全P、pH存在負相關.屬水平上,廣古菌門(Euryarchaeota)中甲烷桿菌屬(Methanobacterium)與羅爾斯通菌屬(Ralstonia)與土壤全P、pH值相關性最大,與土壤容重、全N、全K等土壤理化性質也存在一定相關性,與王友生等[26]、李兆龍[11]林海[32]結論相一致.

圖6 不同植被恢復年限土壤細菌門水平相對豐度變化

圖7 不同植被恢復年限土壤細菌綱水平相對豐度變化

圖8 不同治理年限土壤門水平優勢細菌與土壤環境的冗余分析

ρb、TK、TN、TP、AK、AP、pH分別代表土壤容重、全鉀、全氮、全磷、速效鉀、速效磷、酸堿度

圖9 不同治理年限土壤屬水平優勢細菌與土壤環境的冗余分析

3 結論

3.1 長汀稀土堆浸廢棄地不同植被恢復年限土壤理化性質在恢復前期呈現出上升趨勢(3~4a),隨著植被恢復年限的增加,土壤理化性質呈現出下降趨勢(6~10a).

3.2 植被恢復年限越長,土壤微生物多樣性及相對豐度降低,如藍藻菌門(Cyanobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)等,但一些細菌群落如酸桿菌門(Acidobacteria)、-變形菌綱(Gammaproteobacteria)和一些未標記細菌菌群相對豐度增加.

3.3 冗余分析發現,廣古菌門(Euryarchaeota)、厚壁菌門(Firmicutes)、Methanobacterium屬()與羅爾斯通菌屬()與土壤理化性質呈現正相關系,對其相對豐度存在影響.

3.4 在稀土礦廢棄地植被恢復一段時間后(3~4a)需要對其進行人工撫育管理,防止土壤理化性質降低,出現植被退化現象.

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Soil physicochemical characteristics and microbial evolution during vegetation restoration in ionic rare earth ore heap leaching waste land.

LI Qi-yan1, WENG Bing-lin1, LI Zong-xun1, ZhAO Ya-man1, CHEN Shun-yu1, HOU Xiao-long1,2,3*, CAI Li-ping1,2,3

(1.College of Forestry, Fujian Agriculture and Forestry University, Fuzhou 350002, China；2.Key Laboratory of State Forestry and Grassland Administration for Soil and Water Conservation in Red Soil Region of South China, Fuzhou 350002, China；3.Collaborative Innovation Center for Soil and Water Conservation in the Red Soil Region on Both Sides of the Taiwan Straits, Fuzhou 350002,)., 2019,39(10)：4360~4368

In order to mitigate of the sever soil erosion and degradation in ecological environment in the rare earth mining area, a vegetation restoration project in the abandoned land of rare earth mining area in Changting, Fujian was implemented several years ago. Physical and chemical properties and microorganisms’ composition of soil in the heap leaching of abandoned land of rare earth mining, Changting after different years of vegetation restoration were analyzed. The results showed that physical and chemical properties of soil after three and four years of vegetation restoration were significantly higher than those in the untreated abandoned land (without restoration) but lower than the unmined area (< 0.05). After 4years of vegetation restoration, the physical and chemical properties of soil in the abandoned land of rare earth mining area, Changting showed a downward trend, but still significantly higher than that of untreated abandoned land (< 0.05). Differences were identified in the abundance and diversity of soil bacteria of abandoned land of rare earth mining between different years of vegetation restoration. The diversity and abundance of soil bacteria decreased with the years of vegetation restoration,. However, the relative abundance of some special bacterial groups such as Gamma proteobacteria, Alphaproteobacteria, Acidobacteriaand Cyanobacteria significantly increased in the stands of different years of vegetation restoration. The relative abundance of Cyanobacteria, a type of bacteria of nitrogen fixing, decreased along with the process of vegetation recovery. Euryarchaeota only existed in the unmined land, and Acidobacteria increased with the increase of years of vegetation restoration. The dominant flora in soil, Euryarchaeota, Firmicutes, Proteobacteria,, were positively correlated with soil pH, total phosphorus, total potassium and available phosphorus. The diversity and relative abundance of bacterial flora such as Euryarchaeota and Firmicutes were significantly affected by the physical and chemical properties of soil. In conclusion, the artificial prevention and control measures should be taken after 3-4 years of vegetation restoration in the heap leaching land of ion-type rare earth mining area to mitigate the degradation.

ionic rare earth ore；heap leaching wasteland；microbial evolution；16S rRNA；redundancy analysis

X53;X172

A

1000-6923(2019)10-4360-09

李啟艷(1994-),女,貴州貴陽人,福建農林大學碩士研究生,主要從事恢復生態與生態工程研究.

2019-03-26

福建省科技廳重點項目(2017Y001);福建省環保科技計劃項目(2018R012);福建農林大學科技創新專項基金項目(CXZX2018126); (CXZX2018137)

* 責任作者, 副教授, xl.hou@fafu.edu.cn