2025, Vol. 46
2. 宁夏草牧业工程技术研究中心, 银川 750021;
3. 西北退化生态系统恢复与重建教育部重点培育实验室, 银川 750021;
4. 中国科学院地理科学与资源研究所, 北京 100101
, WANG Hong-mei1,2,3
, ZHAO Ya-nan4 , LI Zhi-gang1 , ZHANG Zhen-jie1 , SU Rong-xia1 , CHEN Yan-shuo1
2. Ningxia Grassland and Animal Husbandry Engineering Technology Research Center, Yinchuan 750021, China;
3. Key Cultivation Laboratory of Ecosystem Restoration and Reconstruction, Ministry of Education, Yinchuan 750021, China;
4. Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China
土壤生物群落通常受到少数广泛分布的物种主导, 其分布呈现出明显的异质性特征[1]. Meta分析表明, 大多数细菌物种归属于变形菌门（Proteobacteria）、放线菌门（Actinobacteria）和酸杆菌门（Acidobacteria）[2], 这些物种的存在和特征化对全球范围内的生物群落结构和功能产生深远影响. 在荒漠草原中, 放线菌是常见的细菌分类群[3], 展现出在干旱和低温等耐受胁迫下强大的代谢能力[4]. 其次是寡养性的酸杆菌门[5]. 豆科（Leguminosae）灌丛在干旱地区的扩张影响着土壤细菌, 尤其是促进了富营养类群, 如变形菌门[6]. 这种影响的潜在机制可能是灌丛改变其冠层下方的温度、湿度和营养可用性[7, 8]. 细菌的分类信息还表征着功能群的特征, 如固氮、硝酸盐还原、木质素降解、甲醇氧化和甲烷代谢等过程[9]. 代表碳和氮矿化代谢过程的功能群通常广泛存在于土壤的各分类群中, 而干旱环境中的细菌群落显示出独特的功能特征[10]. 例如在沙漠环境中, 常见的碳水化合物、铁和磷代谢功能较少, 而与渗透调节和休眠相关的功能丰度相对较高[10, 11]. 植物的固氮特性依赖于微生物群落, 如根瘤菌（Rhizobium）、法兰克菌（Frankia）和蓝细菌（Cyanobacteria）, 根瘤菌固氮过程还伴随着强烈的氮磷互作效应, 所以, 磷的可用性可以影响结节和寄主植物中的碳和氮代谢[12]. 除此之外, 驱动硝化和反硝化等功能的关键菌群如硝酸盐还原菌、反硝化菌和氨氧化细菌大约占总细菌群落丰度的5%~20%、1%~5%和0.05%~1%[13~15].
灌丛向草地的扩张通常受自然和人为因素的双重影响 [16]. 自20世纪七八十年代以来, 为了植被重建和生态修复, 大量豆科灌丛柠条（Caragana korshinskii）被引入到宁夏东部的荒漠草原. 经过前期调研发现, 尽管柠条增加了地表盖度和生物量, 但柠条的长期存在已经导致土壤生态过程发生一系列改变, 如深层土壤干旱、植被多样性降低以及土壤碳氮的流失[17~21]. 灌丛覆盖的增加直接或间接地影响着土壤微生物的丰度和功能, 其中大多数的非生物因素起到间接作用[22, 23]. 土壤酶活性和碳氮养分在塑造微生物群落中起着重要作用[24, 25]. 因此, 为了解灌丛在宁夏东部荒漠草原退化和灌丛人为扩张对土壤微生物群落结构及其生态功能影响. 本试验选择封育草地, 过度放牧草地, 以及不同间距的灌丛引入地为研究对象. 开展“草原退化-灌丛引入”过程荒漠草地土壤细菌群落组成和结构及其对碳氮代谢过程特征研究, 并寻找影响这一过程的关键土壤驱动因子, 以期为荒漠草原稳定性和可持续管理提供科学理论依据和数据参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况与样品采集研究区位于宁夏回族自治区盐池县花马池镇（37°50′~37°53′N, 107°14′~107°22′E）. 该地区处于半干旱大陆性季风气候, 年平均气温约为8.1℃. 年平均降雨量为289 mm, 年平均蒸发量约为2 139 mm. 土壤结构疏松, 肥力较低, 主要土壤类型为沙土和风化沙土. 最初以多年生禾本科植物（如Agropyron mongolicum和Stipa breviflora）为主, 混合一年生草本植物（如Lespedeza potaninii、Oxytropis racemosa、Astragalus melilotoides、Artemisia scoparia和Chenopodium aristatum 等）. 经过近30 a的柠条（Caragana korshinskii）引入, 形成了草地和灌丛地镶嵌的景观模式, 其范围约占盐池县域总面积的48.5%[26]. 基于此, 本实验在柳杨堡-十六堡村选择了研究样地, 包括封育草地、退化的放牧草地和不同间距（40、6和2 m）的灌丛地, 来探究荒漠草原的退化以及退化草地中引入灌丛的过程, 并进一步了解引入灌丛的密度变化对土壤细菌群落组成、结构和功能的影响.
在草地和灌丛地中分别随机放置了3个和6个10 m×10 m的固定样区, 为确保数据的独立性, 每个小区之间的间距超过10 m. 在清除地表枯落物层后, 使用“五点法”取样方法在每个小区采集5个土芯（深15 cm、直径10 cm）, 并用2 mm筛网筛去杂质. 然后, 将每个小区采集的5个土壤样本充分混合, 形成一个具有代表性的复合样本用于指标测定. 所有样地共计24个复合样本. 将每个复合样本分为两部分：一部分土样风干后运送到实验室进行有机碳、总氮和总磷等化学分析, 另一部分土样冷藏, 用于测定土壤胞外酶活性和提取土壤样本DNA, 以上试验开展于2020年8月.
1.2 土壤理化性质分析元素分析仪（Vario EL, 德国）用于定量分析全氮（total nitrogen, TN）和土壤有机碳（soil organic carbon, SOC）的含量. 采用紫外分光光度计（UV-2550, 日本京都岛津公司）的钼酸钒黄色比色法来定量全磷（total phosphorus, TP）含量. 土壤中铵态氮（ammonium nitrogen, AN）和硝态氮（nitrate nitrogen, NN）含量的分析采用连续流动分析仪（SEAL AA3, 德国）. UE：urease, 脲酶、ALPT：alkaline protease, 碱性蛋白酶、BXYL：β-1, 4-xylosidase, β-1, 4-木糖苷酶、NAG：β-1, 4-N-acetylglucosaminidase, β-1, 4-N-乙酰葡糖苷酶、AKP：alkaline phosphatase, 碱性磷酸酶, 共5种, 其活性定量分析采用了Saiya-Cork等的方法[27].
1.3 DNA提取和生物信息学分析DNA的提取及16S rRNA基因扩增子测序工作委托上海美吉生物医药科技有限公司完成. 使用E.Z.N.A.®土壤DNA提取试剂盒（Omega Bio-tek, 美国佐治亚州诺克斯）从0.25 g新鲜样品中提取土壤DNA. 通过琼脂糖凝胶电泳（1.0%）和NanoDrop® ND-2000分光光度计（Thermo Scientific Inc., 美国）确定DNA的质量和浓度, 并在进一步使用之前保存在-80℃. 使用ABI GeneAmp® 9700 PCR热循环仪（ABI, 美国加州）扩增细菌16S rRNA基因的V3-V4高变区域, 引物对为：338F（5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′）和806R（5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′）. 使用UPARSE 7.1（https://www.drive5.com/uparse）将优化后的序列聚类成操作分类单元（OTUs）, 相似度为97%. 每个OTU的最丰富序列被选为代表性序列. 使用RDP分类器版本2.2（https://rdp.cme.msu.edu/）将每个OTU代表性序列的分类学与16S rRNA基因数据库（v138）进行分析[28].
1.4 数据统计与分析采用SPSS软件对土壤变量进行单因素方差分析（one-way ANOVA）, 显著性水平设定为P值小于0.05或0.01. 利用冗余分析（RDA）确定影响土壤细菌群落组成的关键土壤变量. 通过Gephi（0.10.1）软件完成细菌网络结构的分析. 采用FAPROTAX（1.2.1）软件对细菌群落进行功能分类, 分析细菌主导的碳氮循环对退化荒漠草地-灌丛引入过程的响应. 在α=0.05的置信水平下, 对土壤养分与优势微生物物种、细菌碳/氮功能群和真菌功能群进行了相关性检验. 使用Origin 2023热图插件完成可视化. 通过Amos（28.0）软件构建结构方程模型, 综合了12个土壤变量, 分析了土壤酶, 养分和细菌碳氮循环之间的关系.
2 结果与分析 2.1 放牧退化-灌丛引入过程中土壤养分和胞外酶活性由表 1可知, 与封育草地相比, 放牧退化显著降低了土壤SOC含量、BXYL活性和AKP活性, 增加了UE活性（4.58 μg·g-1·h-1）. 灌丛引入及其间距的改变对土壤碳库并没有起到积极贡献. 放牧退化草地显著增加了土壤ω（TP）（0.37 g·kg-1）, 6 m间距灌丛地的ω（TP）（0.31 g·kg-1）明显高于40 m和2m间距灌丛地. ω（TN）、ω（AN）、ω（NN）和NAG活性（0.2 g·kg-1、3.0 mg·kg-1、4.7 mg·kg-1和3 nmol·g-1·h-1）在放牧草地和封育草地中无显著差异, 在间距6 m的灌丛地中呈显著上升趋势（P < 0.05）. 总的来说, 封育草地的SOC含量和BXYL、AKP、ALPT活性较高. 放牧退化草地的TP含量和UE活性较高. 灌丛地中的SOC含量高于放牧草地, 灌丛密度增加显著促进AN和NN, 降低SOC含量（P > 0.05）, 对AKP活性无明显影响.
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表 1 土壤养分含量和胞外酶活性特征1） Table 1 Characteristics of soil nutrient content and extracellular enzyme activities |
2.2 放牧退化-灌丛引入过程中土壤细菌优势群落特征
由图 1可知, 在荒漠草原灌丛引入的过程中, 与封育草地相比, 放牧草地和灌丛引入降低了Acidobacteriota、Methylomirabilota和Patescibacteria相对丰度, 增加了Firmicute、Bacteroidota和Nitrospirota的相对丰度. Proteobacteria和Myxococcota的相对丰度在灌丛地中明显升高. 随着灌丛密度的增加, Firmicute、Patescibacteria和Planctomycetota相对丰度升高, 而Acidobacteriota呈降低, Proteobacteria、Bacteroidota、Myxococcota和Nitrospirota呈先增加后降低的变化趋势, 这种相对丰度的转折发生在灌丛间距6 m时. 结果表明, 与封育草地相比, 草地退化和灌丛引入导致土壤细菌优势群落的相对丰度发生显著变化.
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(a)Actinobacteriota, (b)Acidobacteriota, (c)Proteobacteria, (d)Chloroflexi, (e)Gemmatimonadota, (f)Firmicutes, (g)Myxococcota, (h)Methylomirabilota, (i)Bacteroidota, (j) Planctomycetota, (k)Patescibacteria, (l)Nitrospirota 图 1 土壤细菌优势群落特征 Fig. 1 Characteristics of soil bacterial dominant communities |
由图 2可知, 灌丛引入后减弱了细菌优势群落与土壤因子之间的相关性. 在封育草地中, 优势群落Acidobacteriota和Chloroflexi与土壤SOC、TP和BXYL显著正相关, 而与NN和UE负相关（P < 0.05）. 在放牧草地中, 除Acidobacteriota和Planctomycetota外, NN和TP与其它细菌群落积极相关. 间距40 m的灌丛地中, Gemmatimonadota、Firmicute、Myxococcota和Methylomirabilota与土壤因子普遍负相关（P < 0.05）. 在间距6 m的灌丛地中, Firmicute和Myxococcota负向影响AN, Nitrospirota显著正向影响NN（P < 0.05）. 在间距2 m的灌丛地中, 丰度显著增加的Bacteroidota与BXYL显著负相关. 结果表明, 不同样地的优势细菌群落往往与土壤因子的关联作用更强, 其中关键土壤变量在封育草地和放牧草地中被多个细菌分类群共同调控, 而在灌丛地中通常被更少的细菌分类群影响.
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1. AN, 2. NN, 3. TN, 4. TP, 5. SOC, 6. UE, 7. ALPT, 8. NAG, 9. BXYL, 10. AKP；**或***均表示高度显著相关（P < 0.01）, *表示显著相关（P < 0.05）；红色表示正相关, 绿色表示负相关；颜色越深表示相关性越强, 矩形越大表示相关性越强, 矩形越小表示相关性越弱 图 2 土壤细菌优势群落与养分因子的相关性 Fig. 2 Correlation of soil bacterial dominant communities with nutrient factors |
由图 3和表 2可知, 灌丛地和草地的细菌群落组成被不同的土壤养分因子驱动. RDA的第一轴解释了细菌群落总变异的绝大部分, 其中两草地为85.34%, 灌丛地为52.82%. 在封育草地和放牧草地中, SOC和NAG是解释细菌群落组成变化的主要因子. 在间距减小的灌丛地中, NN和NAG是解释细菌群落组成的主要因子.
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（a）封育草地和放牧草地, （b）40、6和2 m间距的灌丛地；红色箭头表示响应变量, 蓝色箭头表示解释变量 图 3 细菌优势群落与土壤因子的冗余分析 Fig. 3 Redundancy analysis of bacterial dominant communities with soil factors |
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表 2 土壤因子方差 Table 2 Soil factor variance |
2.4 放牧退化-灌丛引入过程中土壤细菌网络结构
由图 4和表 3可知, 封育草地和放牧草地的细菌网络具有相似的拓扑特征, 表明了与封育草地相比, 土壤细菌物种对放牧退化引起的变化具有一定的稳定性和适应性. 而灌丛地土壤细菌网络的边数减少, 这表明灌丛明显降低了细菌物种之间的连通性和直接关联性. 此外, 封育草地和放牧草地细菌网络的平均度、密度、聚类系数和模块值均高于灌丛地, 而网络直径和路径长度的值低于灌丛地. 这或许表明了灌丛引入还减弱了细菌物种之间的互作频率和速率, 互作关系趋于单一化. 此外, 灌丛密度的增加对网络结构的影响不明显.
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图 4 土壤细菌网络结构 Fig. 4 Soil bacterial network structure |
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表 3 土壤细菌网络拓扑特征属性 Table 3 Soil bacterial network topology characterization |
2.5 放牧退化-灌丛引入过程中土壤细菌功能群分析
由图 5（a）可知, 芳香化合物降解、光营养、光自养、光异养和厌氧光自养是细菌的主要碳功能群, 木质素降解和木聚糖降解的功能占比在荒漠土壤中相对较低. 与封育草地相比, 放牧草地还降低了烃类降解、芳香化合物降解、纤维素降解和几丁质降解, 而灌丛地中这些功能群的占比增加. 这表明了与封育草地相比, 灌丛引入会增加顽固碳、纤维素和几丁质的分解, 放牧草地中顽固碳分解减少. 随着灌丛密度增加, 厌氧光自养、光自养、光异养占比增加, 而木聚糖降解和纤维素降解占比降低. 表明了灌丛密度越高, 土壤光合来源的碳化合物比例升高, 但仍然低于封育草地. 总的来说, 封育草地的光合碳输入的比例更高, 放牧退化草地会降低复杂碳分解, 灌丛地增加了顽固碳分解的比例, 灌丛密度增加有利于土壤光合碳的输入.
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（a）碳功能群, （b）氮功能群；a1.厌氧光自养, a2.光异养, a3.光自养, a4.光营养, a5.芳香化合物降解, a6.木聚糖降解, a7.木质素降解, a8.芳香烃降解, a9.烃类降解, a10.有氧光自养, a11.蓝藻细菌, a12.几丁质降解, a13.纤维素降解；b1.硝酸盐还原, b2.尿素分解, b3.硝酸盐反硝化作用, b4.一氧化二氮反硝化作用, b5.亚硝酸盐反硝化作用, b6.反硝化作用, b7.亚硝酸盐呼吸, b8.硝酸盐呼吸, b9.氮呼吸, b10.固氮 图 5 土壤细菌碳和氮功能群特征 Fig. 5 Characteristics of bacterial functional groups of soil carbon and nitrogen |
由图 5（b）可知, 硝酸盐还原功能的比例远远高于其它功能. 与封育草地相比, 放牧退化和灌丛引入中硝酸盐还原的占比更高. 除此之外, 其它功能普遍表现为在封育草地中的比例略高于放牧草地. 这表明, 封育草地中反硝化过程, 如硝酸盐和亚硝酸盐反硝化作用等反应更加活跃. 相比两草地而言, 灌丛地反硝化作用普遍减弱, 而明显增加了硝酸盐还原、尿素分解和固氮作用, 灌丛密度的增加能持续促进尿素分解. 同时, 灌丛密度增加时, 硝酸盐还原的比例表现下降. 这表明灌丛引入及其密度的增加可能会促进土壤氮的可利用性.
由图 6可知, 除木聚糖降解和芳香化合物降解功能外, 其它碳氮功能群在封育草地中与AN、SOC、TN和胞外酶活性之间互为负相关, 而在放牧草地中与NN显著相关（P < 0.05）. 灌丛地明显减弱了细菌碳和氮功能群与土壤养分之间的关联性. 在间距40 m的灌丛地中, 土壤养分因子与碳和氮功能群大多为正向相关. 而灌丛间距的减小改变了这种积极作用, 在间距6 m的灌丛地中, BXYL与增强的尿素分解、木聚糖降解、几丁质降解和芳香化合物降解功能互为显著负相关, 而与降低的硝酸盐还原功能显著正相关（P < 0.05）, 这或许表明BXYL会抑制灌丛地的碳源和氮源转化. 以上结果表明了, 不论是草地还是灌丛地, 硝态氮和氮相关酶NAG能够促进土壤顽固碳化合物（芳香化合物）的降解. 在封育草地中, 土壤养分因子抑制反硝化等氮损失过程, 而放牧退化会促进土壤氮素损失, 灌丛地中土壤因子显著抑制硝化还原作用, 显著促进简单碳化合物（木聚糖）和芳香化合物的降解, 为土壤中形成了更多可利用的碳源和氮源.
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A. 一氧化二氮反硝化作用, B. 亚硝酸盐反硝化作用, C. 硝酸盐反硝化作用, D. 亚硝酸盐呼吸, E. 反硝化作用, F. 硝酸盐呼吸, G. 氮呼吸, H. 尿素分解, I. 固氮, J. 硝酸盐还原, K. 厌氧光自养, L. 木聚糖降解, M. 木质素降解, N. 芳香烃降解, O. 烃类降解, P. 有氧光合自养, Q. 蓝藻细菌, R. 几丁质降解, S. 纤维素降解, T. 光异养, U. 光自养, V. 光营养, W. 芳香化合物降解；1. AKP, 2. BXYL, 3. NAG, 4. ALPT, 5. UE, 6. SOC, 7.TP, 8. TN, 9. NN, 10. AN；**或***均表示高度显著相关（P < 0.01）, *表示显著相关（P < 0.05）；红色表示正相关, 绿色表示负相关；颜色越深表示相关性越强, 矩形越大表示相关性越强, 矩形越小表示相关性越弱 图 6 细菌碳氮功能群与土壤养分因子之间的相关性 Fig. 6 Correlation between bacterial carbon and nitrogen functional groups and soil nutrient factors |
由图 7可知, 荒漠草原灌丛的引入过程中, BXYL是初始影响变量, SOC是最终被解释的变量. BXYL直接且显著地作用于AKP, NAG和UE的变化, 其中, ALPT和UE均显著影响了NAG的活性（P < 0.05）. 其次, 氮磷相关酶共同调控着碳氮功能群, 最终影响了土壤碳氮磷养分的固存, 主要表现为AKP促进SOC和碳功能群, 抑制TP（P < 0.05）；ALPT与TP和TN均为负相关；NAG和UE显著解释了硝态氮的变化（P < 0.05）. 以上结果表明, 在灌丛引入过程中, 土壤养分与其相关的胞外酶之间存在负向关系, 而酶与酶之间相互促进. 此外, 碳功能群解释了氮功能群55%的变异度, 氮功能群和全氮正向作用于SOC, 而TP负向作用于SOC. 这表明灌丛引入过程中碳功能群以碳分解为主, 不利于土壤有机碳固存, 但会促进以硝态氮还原为主的氮功能群, 这可能强调了灌丛的引入加快了土壤碳氮进入周转循环. 同时, 影响因子的结果表明, 对SOC产生直接负向影响的因子主要为碳功能和TP, 对SOC产生直接正向影响的因子主要为AKP和氮功能, 同时碳功能对SOC的间接促进作用也强于其它因子.
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实线表示正相关, 虚线表示负相关, 线的粗细表示R2（Pearson相关）的高低, 越粗表示R2越大, 越细表示R2越小；C：碳功能群, N：氮功能群；*表示P < 0.05, **表示P < 0.01 图 7 土壤养分、酶活性和碳氮功能群的结构方程模型 Fig. 7 Structural equation modeling of soil nutrients, enzyme activities, and carbon and nitrogen functional groups |
灌丛显著改变了土壤细菌群落的丰度和多样性[29, 30]. 本试验中, 优势细菌Acidobacteriota在封育草地的丰度高于灌丛地, 或许是因为Acidobacteriota属于寡营养菌群, 其代谢多功能性有助于在营养相对贫乏的环境中有效地获取资源[31]. 还表现在Acidobacteriota与封育草地的优势土壤因子SOC和BXYL, 互为显著的正向关系, 而显著抑制NN和UE. 这表明封育草地的优势细菌群落可能会促进土壤碳周转, 而抑制硝化作用和可利用氮的转化. 相反地, Proteobacteria、Bacteroidota和Nitrospirota在灌丛地中的丰度远高于封育草地, 特别是间距6 m的灌丛地. Bacteroidota和Nitrospirota普遍参与土壤氮的周转, 具有分泌尿素酶的功能[32]. 同时, 有研究表明Proteobacteria和Acidobacteriota都可以降解残留纤维[33], 但Proteobacteria通常在营养丰富的土壤中富集, 而Acidobacteriota在营养贫瘠的土壤中则更为普遍[22]. 因此, 细菌优势群落丰度的变化可能表征了, 与封育草地相比, 灌丛群落中土壤细菌代谢会加快碳氮的周转, 缓解微生物对基质的竞争[34]. 灌丛密度的增加还会促进Firmicutes富集, 这或许是灌丛地的碳源大多为氨基酸类和糖类[35, 36]. RDA分析还显示, 细菌优势群落组成在封育草地和放牧草地中, 主要被SOC和NAG解释, 而在密度增加的灌丛地中被NN和NAG解释. 这表明了灌丛引入及其密度的增加可能会持续改变优势细菌群落的丰度, 向着富营养类型演变. 因为氮富集（如硝酸盐）促进富营养化类群[24]. 所以, 灌丛密度增加下增强的土壤固氮和尿素分解功能, 可能与富营养化菌群形成正反馈模式[25].
3.2 放牧退化-灌丛引入过程中土壤细菌网络结构与碳氮功能群土壤微生物群落通常会发生各种相互作用, 包括竞争、捕食和共生[37]. 因此, 在草地中, 即使是退化状态, 细菌物种的联通性也比灌丛中更加复杂, 灌丛地明显降低了细菌物种之间的连通性和直接相关性. 网络结构的模块化值能代表生态位分化的强弱[38], 细菌网络结构在两草地的模块化值更高, 表明在封闭和放牧草地中的生态位分化程度高于灌丛地, 这可能是由于较高的土壤碳可用性提高了草地的细菌生态位分化程度[39]. 同时, 细菌网络的模块化程度越高还表明封育草地和放牧草地的物种之间可能拥有更多重叠的生态位[40]. 不同的官能团经常被过滤到不同的环境中, 这些环境共同塑造着该地区的生化循环特征[41]. 本试验的结果显示, 封育草地的光合碳输入和芳香化合物降解的发生更明显, 土壤AN、SOC、TN和碳氮磷相关酶与芳香化合物降解正向相关. 这或许是, 荒漠草地更依赖于胞外酶和Acidobacteriota来实现降解过程[22]. 灌丛地不仅增加了碳化合物分解的比例, 灌丛密度的增加还促进土壤光合碳的输入. 这或许是因为灌丛密度增加, 来自于光合固碳的地上生物量越多, 大量的死亡植物残体伴随输入[42]. 土壤氮相关功能表现为硝酸盐还原的比例远远高于其它功能. 这些现象和特征证明了半干旱草原对限制性元素氮的保护策略[43, 44]. 与封育草地相比, 放牧退化和灌丛引入中硝酸盐还原的作用更加强烈. 封育草地中反硝化过程, 如硝酸盐和亚硝酸盐的反硝化作用等更加明显, 这些不同的还原氮细菌群可能与土壤氮稳定机制有关. 例如, 特定的微生物群落（如Bacillus、Pseudomonas和Bacillus subtilis）通过将硝酸盐还原成更稳定的形式, 以限制氮的损失[43]. 灌丛引入及其密度的增加会促进氮可利用性的提高. 这归因于柠条的固氮特性[45]. 还可能是氮磷化学计量比需要保持1∶1的平衡关系以利于微生物进行代谢, 所以, 氮固定的同时需要相应的磷产生[46]. 再者, 是因为Proteobacteria拥有多种参与固氮的物种, 可以形成共生关系, 将氮元素固定为植物可利用的氮化合物[23]. 此外, 在密度增加的灌丛地中, Nitrospirota的相对丰度可能与硝态氮含量和尿素分解官能团互为正向反馈, 因为Nitrospirota通常富集于有高浓度无机铵或尿素的土壤中, 并且属于Nitrospirota的氨氧化细菌驱动着硝化反应 [47]. 结构方程模型还观察到以碳分解为主的碳功能群不利于土壤有机碳固存, 但会促进以硝态氮还原为主的氮功能群, 并且这种碳氮功能群的表达还能为土壤其它生物群落, 如为真菌的生长扩张提供碳源和氮源[48, 49].
4 结论（1）草地退化和灌丛引入导致土壤细菌群落组成的优势度发生改变, 其中灌丛引入减弱了细菌物种之间的互作频率和速率, 使其互作关系趋于单一化.
（2）草地退化过程细菌群落的变化主要受土壤SOC和NAG调控, 而在灌丛引入则主要被NN和NAG驱动, 灌丛引入会降低细菌优势群落、功能群与土壤因子的关联性.
（3）不论是草地还是灌丛地, 硝态氮和氮相关酶NAG能够促进土壤芳香化合物的降解. 在封育草地中, 土壤养分因子抑制反硝化等氮损失过程, 而放牧退化会促进土壤氮素损失, 灌丛地中土壤因子显著抑制硝化还原作用, 显著促进简单碳化合物（木聚糖）和芳香化合物的降解, 为土壤产生更多可利用的碳源和氮源. 这可能强调了灌丛的引入加快了微生物代谢碳和氮进入周转循环.
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