土地利用驅動的土壤性狀變化影響微生物群落結構和功能

吳?；?王 蕊, 高長青, 高 勝, 杜蘭蘭, KHAN Asif , BARMON Milon , 郭勝利,,*

1 西北農林科技大學水土保持研究所, 黃土高原土壤侵蝕與旱地農業國家重點實驗室, 楊凌 712100

2 陜西省長武旱作小麥育種試驗中心, 長武 713600

3 中國科學院、水利部水土保持研究所, 楊凌 712100

土壤微生物作為陸地生態系統的重要組成部分,是物質循環和能量流動的重要媒介,在調節陸地生態系統碳、氮等元素的地球化學循環過程中具有重要意義[1]。微生物功能及相關過程都是由微生物群落所決定的[2]。大量研究發現土壤中細菌群落主要為酸桿菌(Acidobacteria)、放線菌(Actinobacteria)、變形菌(Proteobacteria)等[3- 4],真菌群落主要是子囊菌(Ascomytota)、擔子菌(Basidiomycota)、接合菌(Zygomycotina)等[5-6]。根據這些微生物群落具有的某種相同或相似的生物學功能將其劃分成不同的功能群,如：參與土壤氮循環的硝化及反硝化型細菌等[1]；參與土壤碳循環的異養型細菌[7]及腐生型真菌等[8]。據報道,土壤有機碳(SOC)、氮含量及組分、容重等土壤性狀的改變顯著影響土壤微生物多樣性和群落組成[3,9-13]及功能[13-14]。但是,也有報道指出土壤微生物多樣性[15]不受土壤性狀的影響。因此,明確土壤性狀變化對微生物群落和功能的影響,有助于進一步深入探討陸地生態系統地球化學循環過程。

土地利用方式變化是影響土壤性狀的重要因素[16]。研究表明土地利用方式間,不同植被[17]和管理措施[18]都會導致土壤性狀存在顯著差異。例如,自然條件下[12]牧場、松林、闊葉林中土壤性狀變化較大：容重(1.2—1.7 g/cm3)、全氮含量(0.4—0.8 g/kg)、碳含量(9—18 g/kg)、土壤碳氮比(14—22)。耕地、林地、濕地土壤中[13]：全氮含量(0.5—0.8 g/kg)、銨態氮含量(9.2—11.4 mg/kg)。此外,Wang等[17]指出農田不同作物種植模式(冬小麥連作、小麥-苜蓿輪作、小麥-土豆輪作、小麥-糜子-玉米輪作)也會引起土壤養分顯著變化：土壤有機碳(7.9—9.6 g/kg)、土壤全氮(1.0—1.2 g/kg)。這些土壤性狀的變化勢必會引起微生物群落結構和功能的改變[12]。已有研究指出黃土高原地區將廢棄農田進行植被恢復后(始于1998年),SOC含量從1998年的4.0 g/kg增加至2006年的4.5 g/kg[19]；到2014年SOC含量提高至6.2 g/kg,此時植被恢復區域SOC含量比廢棄農田高2.8 g/kg[20]。目前大多數研究關注于該地區土地利用方式改變對土壤性狀的影響[20-21],但土地利用驅動的土壤性狀變化對微生物群落結構和功能的影響尚不十分清楚。

基于此,本研究依托陜西長武縣長期定位監測試驗,研究了不同土地利用方式(裸地、農田、草地)的土壤容重及碳氮養分含量等土壤性狀差異；分析了不同土地利用方式下細菌和真菌群落豐富度、多樣性及土壤碳氮代謝相關功能特征的變化；進而分析了二者之間的關系,以期明確土地利用方式變化條件下土壤性狀和微生物群落與功能的作用機制。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

本實驗在陜西長武農田生態系統國家野外科學觀測研究站長期定位監測試驗(始于1984年)進行,該站位于高塬溝壑區的陜西省長武縣十里鋪村(107°40′E,35°12′N,海拔1200 m),該地屬于旱作雨養農業區,無灌溉條件[22]。據長武縣氣象局資料統計(1957—2018年),該地區年均降水量為580 mm,7—9月份降水量占年降水量的49%左右,平均氣溫為9.1℃,大于10℃的積溫為3029℃,年日照時數2230 h,日照率為51%,年輻射總量為484 kJ/cm2。土壤為粘壤質黑壚土,1984年布設試驗時土壤有機碳含量為6.5 g/kg,全氮含量為0.6 g/kg,pH值8.4,CaCO3含量10.5%,粘粒含量(<0.002 mm)24%。

1.2 試驗設計與管理

長期定位監測試驗共計36個處理,3次重復,均由農田轉化而來。在該長期定位監測試驗中選取3個典型土地利用方式(均未進行施肥處理)：①農田(小麥)：從1984年開始,小麥地連續種植冬小麥,一年一茬,播種期為9月中下旬,定期進行除草和松土,試驗管理措施與當地大田一致,到6月下旬小麥成熟后將地上生物量進行一次性收割,隨后用翻耕機將小麥地表層0—20 cm土壤進行翻耕,掩埋根系殘茬并將其輸入土壤,進入夏季休閑期(7—9月),9月份進行再一次小麥耕作播種；②草地(紫花苜蓿)：草地選擇根系具有較強固氮作用的苜蓿地,其品種為紫花苜蓿,自1984年播種紫花苜蓿生長至今,不復種,每年6月下旬和9月下旬進行兩次地上生物量的刈割,小區內散生雜草,定期進行除草松土；③裸地：作為對照處理,自1984年開始已連續多年不種作物,定期移除地面生長的雜草。各土地利用方式隨機排列。小區長5.5 m,寬4 m,面積為22 m2。

1.3 土壤樣品的采集

2018年6月下旬,小麥和苜蓿收割后,用直徑為3 cm的土鉆采集了長期試驗地農田、草地、裸地耕層0—20 cm土壤。每個小區以S型選定5個采樣點采集5鉆土樣,制成混合土樣為一次重復,每個處理3次重復。新鮮土樣通過2 mm篩后,剔除根系殘體,裝進采樣盒中,用冷藏箱盡快帶回實驗室：-20℃保存供分析微生物群落結構；4℃保存供分析微生物量碳(SMBC),硝態氮和銨態氮(礦質氮)等；樣品風干用于測定SOC和TN等理化指標。

1.4 DNA提取和高通量測序

采用Fast DNA SPIN Kit for soil試劑盒根據說明提取DNA。用Nanodrop ND- 2000 UV-Vis分光光度計(Nano Drop Technologies, Wilmington, DE, USA)檢測DNA的數量和質量。根據測序區域的選擇,使用帶Barcode的特異引物進行PCR擴增：338F(5′ACTCCTACGGGAGGCAGCAG- 3′)和806R(5′-GGACTACHV GGGTWTCTAAT3′)[23]擴增細菌16S rRNA基因的V3-V4區域,ITS1(5′-CTTGGTCATTTAGAGGAAGTAA3′)和ITS2(5′-GCTGCGTTCTTCATCGATGC- 3′)擴增真菌ITS基因區域[24]。純化擴增產物并制備序列文庫,然后用Qubit@2.0 Fluorometer(Thermo Scientific)和Agilent Bioanalyzer 2100系統檢測文庫質量。最后送北京諾禾致源科技股份有限公司利用Illumina Hi Seq 2500 PE250平臺進行高通量測序。

將雙末端序列根據Barcode序列和PCR擴增引物標簽拆分出各個樣品的數據,將每個樣品的序列借助FLASH(V1.2.7,httP://ccb.jhu.edu/software/FLASH/)進行拼接,然后根據QIIME[25]質控流程進行質量控制。根據UCHIME算法[26]去除嵌合體序列,然后將剩余的序列利用UParse軟件[27]以97%的相似度聚類劃分OTU。對于OTU的每一個代表序列,使用RDP Classifier算法與GreenGene數據庫以80%的置信閾值進行物種注釋分析。最后以數據量最少的樣品為標準對得到的OTU豐度數據進行均一化處理,后續的alpha和beta多樣性分析均基于均一化處理后的數據。

1.5 土壤理化性狀分析

土壤容重采用環刀法測定,SOC利用H2SO4-K2Cr2O7外加熱法測定[28],TN利用凱氏定氮法測定[29],SMBC利用氯仿熏蒸-萃取法測定[30],土壤銨態氮和硝態氮用2 mol/L KCl溶液浸提鮮土樣后,用流動分析儀測定(SAN++,Skalar,Holland)[31],并在本研究中用土壤銨態氮和硝態氮測定含量之和來表示土壤礦質氮的總量。

1.6 數據分析方法

采用SPSS 2.0軟件對土壤性狀和微生物群落α-、β-多樣性指數進行單因素方差分析(ANOVA),并進行F顯著性檢驗,當檢驗顯著時,再通過Duncan檢驗將不同土地利用方式的均值進行比較(P<0.05)。顯著性檢驗完成后運用Sigmaplot(12.5)軟件繪制門、綱、目、科四個水平排名前十的細菌和真菌群落相對豐度圖。采用R語言(3.5.1)對微生物數據進行整理,通過ape包和ggplot2包繪制主坐標分析圖(Principal Co-ordinates Analysis, PCoA)。細菌和真菌功能分別利用FAPROTAX[7]和FUN Guild[32]進行預測。土壤微生物群落豐富度(Chao1指數)及多樣性(Shannon指數)、功能結構和土壤理化性狀之間相關關系采用SPSS 2.0軟件通過Spearman進行定量分析。

2 結果與分析

2.1 不同土地利用方式下土壤理化性狀的變化

不同土地利用方式下(裸地vs.農田vs.草地)土壤性狀存在顯著差異(表1)。其中裸地土壤容重最大(1.4 g/cm3)、其次為農田(1.3 g/cm3)、最次為草地(1.2 g/cm3)。裸地中SOC含量為5.9 g/kg,農田(6.5 g/kg)和草地(10.5 g/kg)分別較裸地高出10.2%和78.0%。裸地與農田土壤中TN含量均為0.8 g/kg,而草地較裸地高出1.5倍。三個不同土地利用方式中礦質氮含量范圍為12.7—34.0 mg/kg,其中草地最高(34.0 mg/kg)。

表1 不同土地利用方式土壤性狀Table 1 Soil properties under different land uses

2.2 微生物多樣性

土壤樣本中細菌和真菌群落分別獲得64246和31162個高通量序列。細菌和真菌OTU數在土地利用方式間無顯著差異。細菌群落Chao1指數差異顯著(P<0.05)(表2),大小排序為：農田(4921)>裸地(4831)>草地(4202)。細菌群落Shannon指數同樣具有顯著差異(P<0.05)(表2),大小排序為：農田(10.2)>草地(10.1)>裸地(9.9)。真菌群落Chao1指數與Shannon指數按農田、裸地、草地依次降低,但均未達到顯著水平。土地利用方式對細菌和真菌群落β-多樣性也存在一定影響(圖1)。裸地土壤細菌群落β-多樣性指數較高(0.3),農田和草地較裸地低31.0%、13.8%。裸地中真菌群落β-多樣性指數為0.8,農田較裸地低37.5%,而草地較裸地高出14.3%。

表2 根據64246條細菌序列及31162條真菌序列計算基因序列相似度為97%的微生物alpha多樣性指數Table 2 Microbial alpha diversity indicates at 97 % sequence similarity of gene sequence calculated based on 64,246 bacterial sequences and 31,162 fungal sequences for each sample

圖1 細菌和真菌群落beta多樣性Fig.1 Beta diversity of bacterial and fungal communities圖中不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)

2.3 微生物群落豐度變化

土壤微生物群落門、綱、目、科四個水平相對豐度在不同土地利用方式間存在差異(圖2、圖3)。細菌群落在門水平上,變形菌(Proteobacteria)、放線菌(Actinobacteria)和酸桿菌(Acidobacteria)均為優勢菌(圖2)(29.8%—31.1%、17.6%—18.3%、17.6%—19.5%),但只有變形菌門存在顯著性差異,農田和草地中變形菌門相對豐度為29.7%和29.9%,分別較裸地(31.1%)低4.5%和3.9%(P<0.05)。

真菌群落中,子囊菌門(Ascomycota)、擔子菌門(Basidiomycota)、被孢霉菌門(Mortierellomycota)和毛霉菌門(Mucoromycota)為優勢菌,且在土地利用方式間存在較大變異性(圖3)。草地中子囊菌門相對豐度(5.5%)較低,農田(9.2%)和裸地(27.0%)中較草地高出67.3%、3.9倍；裸地中擔子菌門相對豐度較高(24.7%),農田(12.8%)和草地(4.2%)分別較裸地低48.2%和83.0%；農田中被孢霉菌門相對豐度最高(農田vs.草地vs.裸地：5.7%vs.3.6%vs.1.8%),但在不同土地利用方式間無顯著差異；農田(4.3%)和草地(0.9%)中毛霉菌門相對豐度分別高出裸地16.9倍、2.8倍(P<0.05)。

2.4 微生物功能變化

通過對裸地、農田、草地中采集的土壤樣本進行PCoA分析,發現微生物功能在土地利用方式間存在顯著差異(圖4)。細菌功能排序軸第1軸的貢獻率為39.8%,排序軸第2軸的貢獻率為25.7%,前2軸累計解釋量為65.5%。其中,第一主成分軸上裸地、農田、草地均聚類明顯。根據FAPROTAX算法,按照排名選取了土壤細菌群落中相對豐度排名前10的功能分組(圖5)。細菌群落功能基因中占據優勢的是化能異養型和好氧化能異養型細菌。對照組裸地中化能異養型細菌相對豐度較高(10.3%),農田(9.6%)和草地(8.2%)分別較裸地低6.8%和20.3%(P<0.05)。農田和草地中好氧化能異養型細菌相對豐度為8.9%和7.5%,分別較裸地低4.3%和19.4%。此外,硝化型細菌在裸地中相對豐度較低(1.0%),農田(1.4%)和草地(2.3%)較裸地高出40.0%和1.3倍(P<0.05)。類似地,裸地中好氧氨氧化型細菌的含量也較低(0.6%),農田(0.9%)和草地(1.9%)分別較裸地高50%和2.2倍(P<0.05)。

圖4 不同土地利用方式土壤細菌群落功能基因預測PCoA分析Fig.4 PCoA analysis of soil bacterial community predicted by functional genes composition under different land uses

圖5 不同土地利用方式土壤細菌群落功能基因豐度 Fig.5 The abundance of soil bacterial community predicted by functional genes composition under different land uses圖中同一組柱狀圖不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)

本研究借助FUN Guild在線數據平臺(https://github.-com/UMNFuN/FUNGild),將真菌群落劃分到不同的營養型(Trophic mode)和共位群(Guild)。主要營養型為腐生菌,其次為病原菌和共生菌。其中腐生菌和病原菌相對豐度在不同土地利用方式中大小排序均為：裸地>農田>草地(圖6)。Guild是一種類似于資源利用吸收所進行的功能分類,其中包括動物病原菌、植物病原菌、木腐生菌等。通過對Guild的預測,可以從另外的生態功能角度研究真菌的功能。因此,基于不同營養型對本研究中的菌群進行了各種功能共位群的劃分,除未知的菌群外土壤真菌群落可以劃分為未定義腐生菌、植物病原菌、木腐生菌等多個功能菌群(圖7)。其中未定義腐生菌相對豐度最高(裸地vs.農田vs.草地：23.8%vs.17.2%vs.5.5%),其次是植物病原菌。此外還有多種混合型營養型共位菌群,如：寄生植物病原菌、動物病原-植物內生病原-木材腐生菌、寄生型真菌-植物病原菌等。本研究中共注釋到37個Guild,裸地、農田和草地中分別注釋到31、35和28個Guild。不同土地利用方式土壤真菌功能組成相似,但優勢功能基因相對豐度差異較大。

圖6 不同土地利用方式土壤真菌營養型基因豐度 Fig.6 The abundance of soil fungal community nutrient under different land uses圖中同一組柱狀圖不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)

圖7 不同土地利用方式土壤真菌功能型基因豐度 Fig.7 The abundance of soil fungal community functional genes under different land uses圖中同一組柱狀圖不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)

2.5 土壤性狀對微生物群落和功能的影響

將不同土地利用方式下土壤理化各指標與微生物群落、微生物功能基因豐度之間進行了Spearman相關性分析后發現,微生物群落和功能與土壤理化性狀之間存在不同程度相關關系(表3、表4、表5)。

SOC和TN與細菌群落OTU數之間呈顯著負相關(P<0.05；P<0.01),而真菌群落OTU數與土壤礦質氮含量呈負相關(P<0.05)(表3)。細菌和真菌Shannon指數分別與TN、土壤礦質氮呈負相關(P<0.05)；真菌Chao1指數與C∶N比呈正相關(P<0.05)。細菌和真菌β-多樣性的主要影響因素分別是SMBC/SOC(P<0.01)、C∶N和礦質氮含量(P<0.01)。此外,不同土地利用方式間細菌優勢菌門變形菌中的α-變形菌(Alphaproteobacteria)和?-變形菌(Gammaproteobacteria)與土壤容重均呈正相關(P<0.01；P<0.05),與SOC(P<0.05)和SMBC呈負相關(P<0.01；P<0.05)(表3)。子囊菌、擔子菌和被孢霉菌門為優勢真菌類群,但與土壤理化性狀之間無顯著相關關系。

表3 微生物群落豐度及多樣性指數與土壤性狀之間相關關系Table 3 Correlations between the abundance and the diversity index of microbial and soil properties

本研究中化能異養型和好氧化能異養型細菌與土壤容重呈正相關(P<0.05)；與SOC和TN呈負相關(P<0.01)(表4)。硝化型和好氧氨氧化型細菌相對豐度與土壤容重呈負相關(P<0.01)；與SOC(P<0.01；P<0.05)、TN(P<0.05)及SMBC(P<0.01)呈正相關關系。參與硫和硫化物呼吸的細菌豐度與SOC呈正相關(P<0.05)。與細菌不同,土地利用方式對真菌營養型影響較小(表5)。但是,土壤理化性狀顯著影響真菌的共位群：其中寄生植物病原菌和動物病原-植物內生病原-木材腐生菌均與土壤容重正相關(P<0.05；P<0.01),與SOC負相關(P<0.05；P<0.01)；動物病原-土壤腐生菌與土壤礦質氮含量負相關(P<0.05),蘭花菌根與土壤C∶N(P<0.05)和礦質氮(P<0.01)分別正、負相關。

表4 細菌功能基因豐度與土壤性狀之間相關關系Table 4 Correlations between the abundance of bacterial functional genes and soil properties

表5 真菌功能型及營養型基因豐度與土壤理化性狀之間相關關系Table 5 Correlations between the abundance of nutrient and functional genes of fungal community and soil properties

3 討論

3.1 土地利用方式對土壤性狀的影響

土地利用方式顯著影響土壤容重,本研究中裸地土壤容重(1.4 g/cm3)大于農田和草地,這可能與裸地中地表裸露無植物覆蓋,地下無根系生長擾動有關,韓蕾等人也得到相似的結果[33]。農田和草地中SOC與TN含量高于裸地(表1),出現這一現象可能與不同土地利用方式中不同的植物殘茬輸入以及根系分泌物有關。同時,本研究結果顯示草地中SOC和TN含量顯著高于農田中,可能是因為農田中作物覆蓋度遠不如草地大,且隨著作物的連年收獲,土壤養分耗竭,土壤有機質含量下降[34]。此外,苜蓿作為豆科植物具有良好的固氮能力,使得土壤礦質氮含量在草地中較高[35],進而刺激微生物生長和繁殖并提高了SMBC含量,這與李英等[36]的研究結果存在差異,主要原因可能是不同研究區草地和農田中植被類型的不同所導致。

3.2 微生物群落結構對土壤性狀的響應

土壤性狀顯著影響微生物群落結構[37],本研究中SOC和TN是細菌群落OTU數的主要影響因素(表3),而真菌群落OTU數受土壤礦質氮含量的影響,這與Guo等[38]的研究結果一致。宋賢沖等[39]發現土壤微生物Shannon指數與SOC、TN負相關,本研究結果與之存在相似之處。此外,β-多樣性的主要影響因素是SMBC/SOC、C∶N及礦質氮含量,這與Landesman等[40]認為β-多樣性不受土壤養分影響的結論存在差異,原因可能是本研究區域不同土地利用方式下土壤理化指標含量尚未達到滿足微生物充分生長的水平,仍是制約微生物生長的主要因素[41]。

不同土地利用方式間變形菌均為細菌優勢菌門(圖2),說明變形菌具有較強的環境適應性[42]。據報道,變形菌的相對豐度與土壤容重呈負相關[10],與TN正相關[1]。但在本研究中α-變形菌和?-變形菌與土壤容重之間的關系與之相反,且SOC、TN和SMBC與α-變形菌和?-變形菌也存在相關關系(表3),這可能與二者屬于寡養型細菌有關[43]。此外,裸地中?-變形菌綱與α-變形菌綱相對豐度顯著高于草地和農田也進一步證實了此結論(圖2)。子囊菌、擔子菌[44]和被孢霉菌門[6]為真菌優勢菌門,與細菌不同的是真菌群落與土壤理化指標之間并無相關關系,這與Bahram等的研究結果相似[45],可能是因為子囊菌和擔子菌處在較低的系統發育水平,對土壤養分不同程度的響應[46]。

3.3 不同土地利用方式下土壤性狀的變化影響土壤微生物功能

本研究結果表明,參與土壤碳循環[47]的細菌主要為化能異養型和好氧化能異養型。這與Liang等[9]的研究結果一致。2021年Hou等[48]發現化能異養型和好氧化能異養型細菌相對豐度隨土壤中SOC和TN含量上升而增加,而本研究結果與之相反,一方面可能是因為SOC含量過高時抑制了微生物對碳的同化和利用,從而導致異養型微生物量的減少；另一方面可能與Hou的研究土樣為沼澤沉積泥沙,而本研究中為旱地土壤有關。不同土地利用方式引起的土壤性狀變化對氮循環過程也存在顯著影響[13]。此外,參與氮循環的硝化型和好氧氨氧化型細菌相對豐度隨土壤容重增加而降低,隨SOC、TN及SMBC含量的增加而升高。2015年Cheng等[49]發現農田土壤中增加的SOC及C∶N比促進了硝化作用的發生,這也剛好驗證了上述研究結果?？赡苁且驗槿葜剌^低時土壤透氣性較好,氧氣供應充足；同時較高的碳氮底物(SOC、TN)[50]勢必會加快微生物對物質的分解轉化,并促進氮代謝；因此,參與土壤氮循環的細菌在草地中較農田富集。Huang等[1]發現土壤TN與硫化合物呼吸負相關,與硫呼吸正相關,而本研究中參與硫和硫化物呼吸的細菌豐度與SOC呈正相關(P<0.05),原因可能是微生物在驅動硫化合物的氧化還原過程中也和其他元素(碳和氮等)的循環相互耦合[51]。

與細菌不同,土地利用方式對真菌營養型影響較小(表5),可能是土壤容重及養分含量處于真菌群落適宜生活范圍之內[44]。但是,土壤理化性狀顯著影響真菌的共位群(表5)：土壤容重、SOC對寄生植物病原菌和動物病原-植物內生病原-木材腐生菌；土壤礦質氮含量對動物病原-土壤腐生菌；土壤C∶N和礦質氮對蘭花菌根。上述四類真菌共位群富集程度均以裸地最高(圖7)。2018年關于長期水稻田的一項研究發現,植物病原菌不受土壤理化性狀的影響,動物病原菌易在養分較低的環境中生存,而叢枝菌根、外生菌及內生菌更偏好于養分較高的土壤環境[44]。這與本研究結果不一致的原因可能與土壤類型的不同有關。2021年Zhang等[52]認為土壤腐生型真菌相對豐度隨土壤中有機質含量上升而增加,這與本研究趨勢相反。導致出現這一現象的原因可能是不同研究中田間管理措施的不同。腐生菌可以分解大量難分解碳[8],它們與碳循環密切相關,故農田土壤環境更有利于土壤碳循環過程的發生。

4 結論

不同土地利用方式中土壤微生物群落優勢菌群相對豐度及功能基因相對豐度存在差異,主要是受不同土地利用方式引起的土壤性狀變化影響。細菌群落變化主要與土壤容重、TN、礦質氮、C∶N比和微生物量碳有關,而真菌群落與土壤礦質氮有關；化能異養型、好氧化能異養型、硝化型、好氧氨氧化型細菌豐度均隨土壤容重、SOC、TN及微生物量碳變化；與細菌不同,土地利用方式對真菌營養型影響較小。因此,相比于草地,細菌優勢菌群變形菌和放線菌,以及真菌優勢菌群子囊菌和擔子菌較宜生存于農田土壤；參與土壤碳循環的化能異養型和好氧化能異養型細菌及腐生型真菌也主要富集在農田土壤中；而參與氮循環的硝化型和好氧氨氧化型細菌主要富集在草地中。所以土地利用驅動的土壤容重和碳氮變化影響微生物的群落結構和功能。