黄河源人工草地土壤微生物多样性对建植年限的响应

孙华方，李希来，2*，金立群，李成一，张静，2

（1.青海大学农牧学院，青海 西宁810016；2.青海-广东自然资源监测与评价联合实验室，青海 西宁810016）

土壤微生物是土壤生态系统的重要组成部分，对土壤中有机化合物的降解、矿化和腐殖化有显著作用［1−2］，不仅在全球生物地球化学循环中占据中心位置［3］，其群落结构和多样性对土壤功能和草地生产力也至关重要。研究发现，不同的微生物通过分泌不同胞外酶从而在土壤养分循环中发挥着不同的功能。如真菌能够通过释放磷转化酶增加土壤磷含量，而细菌中含有多种固氮菌种对土壤中氮积累有显著作用，所以真菌和细菌能够共同促进土壤氮磷平衡［4−5］。有学者指出，微生物群落在沙漠地区生物化学循环过程中十分重要，尤其是在碳氮循环中。也有学者认为某些微生物会与植被形成共生体系，如固氮菌与豆科植物形成根瘤菌，共同促进彼此生长［2，6−7］，在高寒地区，陈懂懂等［8］对一年不同混播草地土壤微生物变化研究发现，种植禾本科植物有利于微生物多样性恢复，但在人工草地长期演替过程中各演替阶段表层土壤微生物的变化特征及生态作用还不清楚。

此外，微生物结构能够表征草地土壤状况［9］。当微生物结构失调时草地状态可能发生变化。草地退化不利于土壤团聚体形成，会加剧土壤养分流失，导致适应性差的菌种消失。在三江源地区，Che 等［10］发现，退化会降低高寒草甸微生物多样性和活性，同时草地退化也会改变某些微生物代谢途径，分泌有毒物质对植物生长产生不利影响［11−13］。黄河源高寒地区人工草地由于不合理的利用，造成的退化已经是普遍现象。目前对该地区人工草地监测大多集中在植被、土壤理化性质和微生物数量变化上［14−16］，而对环境变化更敏感、具有指示性的微生物多样性变化特征知之甚少，所以对人工草地演替过程中土壤微生物结构变化的研究在监测人工草地恢复中具有很重要的意义。

有大量学者已经探讨了土壤理化性质如土壤养分、增温等对微生物的影响，也有少量学者针对不同碳沉降条件下微生物的变化进行研究，但大多都集中在高寒草甸和恢复年限短的人工草地上，同时仅利用常规分析法对三大类微生物（真菌、细菌、放线菌）数量变化进行探究［17−20］，对于高寒地区恢复年限长达18 年的人工草地中的微生物多样性研究较少。此外，人工草地演替过程中植被特征变化较土壤更加敏感［21］，其是否会对微生物产生更大的影响还不清楚，所以本研究着重讨论植被变化对微生物的影响，能够及时准确预测微生物在人工草地演替过程中的变化特征。基于此，本研究选取黄河源区不同恢复时间人工草地，调查表层土壤微生物群落结构特点以及分析微生物与植被因子的相关性，了解人工草地表层土壤微生物群落组成对植被和建植年限的响应，为黄河源区人工草地的管理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

研究样地位于玛沁县，地理位置98°45′−100°56′E，33°43′−35°16′N。地处青海省东南部，果洛藏族自治州的东北部阿尼玛卿山区，属典型的高原山地地貌，平均海拔高度4100～4500 m。具有青藏高原寒冷气候特点，冬季长而干寒，夏季短而温湿。年平均气温为−3.9～3.8 ℃，极端最低气温−31.4 ℃；年降水量492.7 mm，是青海省降水最多的地区之一，无绝对无霜期。

选择玛沁县大武滩上不同种植年限人工草地（18，14，11，4，1 年）作为调查对象，人工草地牧草混播品种有垂穗披碱草（Elymus nutans）、冷地早熟禾（Poa crymophila）、中华羊茅（Festuca sinensis），混播比例为2∶1∶1。所用草种均由当地草籽繁殖场生产，播量为45 kg·hm−2，施肥量为45 kg·hm−2（磷酸二铵复合肥），使用C-型肉毒素控制高原鼠兔种群数量［22−23］。人工草地建植之前属于高寒沼泽湿地外周典型“黑土滩”退化草地，优势种莎草科植物被毒杂草取代，原生植被不足10%，裸露地大面积存在。人工草地生长季完全禁牧，只冬季放牧利用（每年12 月至次年4 月）。试验样地地理位置见图1，试验地概况详见文献［24］。

图1 试验样地地理位置［24］Fig.1 Geographical location at study area

1.2 研究方法

1.2.1 土壤样品采集 2018 年8 月在青海省玛沁县大武滩选择5 个不同年限人工草地，调查植被和土壤微生物分布特征，样地选择和植被调查方法详见孙华方等［24］的文献报道。采用多点土壤混合法获取土壤样品，具体方法如下：植被特征调查后，使用医用酒精浸泡后的脱脂棉擦拭铁勺达到消毒目的，使用消毒后的铁勺在样方内随机挖取表层（0～5 cm）土壤样品装于无菌袋中，重复5 次，将同一样线土壤混合为1 个样品，除11 年重复3 次外，其余各建植年限人工草地均重复4 次。共获得19 个土壤样品（11 年3 个样品，其他4 个年限各4 个样品）。将获得的土壤样品暂时保存在4 ℃便携式冰箱内（BC-92BV，美国），再迅速运回实验室于−80 ℃冰箱保存。

1.2.2 微生物测定方法 DNA 提取：使用Power Soil DNA Isolation Kit（MoBio Laboratories，Carlsbad，CA）试剂盒提取基因组DNA，并使用Nanodrop 检验DNA 质量和浓度。PCR 扩增：使用KAPA 2G Robust Hot Start Ready Mix 及带有错位碱基的融合引物进行PCR 扩增（原核微生物扩增区域为16s V3−V4 区，引物为336F，806R；真核微生物扩增区域为ITS1 区，引物为ITS1-F，ITS2），PCR 扩增总体系为25 μL。使用1%琼脂糖凝胶电泳检测扩增目的条带大小（170 V，30 min），并使用磁珠法进行自动化纯化。Miseq 文库构建：按照Pooling比例，对没有错位碱基的融合引物PCR 产物取一定体积Pooling 成一个上机文库，并使用2%琼脂糖凝胶对文库片段进行筛选。筛选后的文库片段经Qubit 检测定量，取一定量文库加入10 μL End repair & Add A 进行末端修复加A 尾，再加入33.5 μL Adaptor Ligation Mix 进行加测序接头的连接，并对文库进行纯化回收。然后加入接头引物、酶及Mix 进行PCR 富集完成文库构建。最后，对文库进行PCR 产物纯化。上机测序：文库在Illumina Miseq 平台上机测序。以上过程均委托梅塔生物公司（甘肃）完成。

1.3 数据处理与分析

本研究数据利用Excel 进行整理。采用Qiime 软件，将相似度达97%以上的序列归为一个操作分类单元即OTU；聚类所有序列（Ucl 法），参照RDP（ribosomal database project）数据库，采用贝叶斯算法注释每个分类中的OTU 代表序列，得到每个OTU 的分类学信息。对OTU 数据进行整理，在微生物分类为门、属的水平上对样品中真核、原核微生物丰度进行统计，利用Excel 绘柱状图。同时，利用SPSS 19.0 对植被特征与微生物OTUs 数量进行单因素方差分析；对植被和微生物特征（原核、真核微生物OTUs 数量、微生物多样性）进行皮尔逊（Pearson）相关性分析，使用双尾检测，P<0.05 时显著相关，P<0.01 时极显著相关。

微生物多样性计算公式：

式中：Pi指第i种占总数的比例；H′为多样性指数；J′为均匀度指数；S为群落中微生物的种数；D为生态优势度指数；Schao1为估计的OTU 数；Sobs为观测到的OTU 数；n1为只有一条序列的OTU 数目；n2为只有两条序列的OTU数目。

2 结果与分析

2.1 不同建植年限人工草地土壤微生物数量分布特征

通过分析不同建植年限人工草地表层（0～5 cm）土壤微生物的OTUs 数量发现，原核微生物OTUs 数量变化范围是15696～21019 个，总体趋势为随着建植年限的增长，原核微生物OTUs 数量增多。真核微生物变化表现出相似的规律。建植1 和4 年草地中原核、真核微生物OTUs 数量均显著低于其他年份人工草地（P<0.05）。总体而言，随着人工草地建植年限增加，土壤微生物OTUs 数量逐渐恢复。对比真核和原核微生物发现，各相同年限的人工草地土壤中真核微生物OTUs 数量均高于原核微生物，其中建植年限短（1，4，11 年）的人工草地之间差异显著（P<0.05）。随着人工草地的演替，原核和真核OTUs 数量差异减小。这一结果说明微生物群落结构随着人工草地建植时间的增加而逐渐优化（图2）。

2.2 人工草地恢复过程中土壤微生物群落结构特征

通过对不同恢复年限人工草地表层土壤微生物丰度分析发现：针对原核微生物（图3I），各年限人工草地分别具有门22 个（18 年）、25 个（14 年）、23 个（11 年）、20 个（4 年）和21 个（1 年）。3 大优势菌有变形菌门（Proteobacte⁃ria）、放线菌门（Actinobacteria）和酸杆菌门（Acidobacteria），占总数量的80%以上。各年限变形菌门和放线菌门微生物相对丰度均在25%以上，其中放线菌门微生物随着建植年限增长相对丰度变大，但变形菌门与年限相关性差。酸杆菌门微生物相对丰度均在20%以上。其他菌门如芽单胞菌门（Gemmatimonadetes）、拟杆菌门（Bacte⁃roidetes）微生物等相对丰度相对较低，在3%～7%。相对丰度<1%的菌门归为其他（other）类型，其丰度约为2%左右。各人工草地原核微生物优势菌门具有高度相似性，可能是由于这些优势菌适应性强，能广泛生存在不同土壤中。但由于环境的差异性，不同人工草地样地各优势菌门组成比例不同，但随着建植年限的增加，各有益菌门不断增加，故人工草地建植过程中，土壤原核微生物正在逐渐恢复。

图2 不同恢复年限人工草地土壤微生物OTUs 数量Fig.2 The number of soil microbial OTUs within different years in artificial grassland

就真核微生物而言（图3II），不同年限人工草地微生物门的种类少于原核微生物，其中优势门均为子囊菌门（Ascomycota）和担子菌门（Basidiomycota）。不同年限人工草地子囊菌门微生物相对丰度均在64%以上，其中11年人工草地最高，为84.99%。针对担子菌门，相对丰度变化范围为9.07%～21.65%，总体变化趋势是随建植年限增加而增加。子囊菌门作为人工草地土壤微生物中的绝对优势菌，该门中有很多有害微生物如赤霉属（Gib⁃berella），对植被及其他微生物产生不利影响。随着恢复年限的增加，该菌门相对丰度逐渐减少，有害微生物减少，有利于土壤健康的发展。综上所述，有益菌随着人工草地建植时间的增长逐渐增加，而有害菌相对丰度逐渐减少，因此土壤微生物群落随人工草地的恢复演替也在逐渐恢复。

通过对不同年限原核微生物属水平的研究发现（图4I）：不同年限人工草地原核微生物属的数量相差不大。各人工草地土壤原核微生物相对丰度小于1%的属最多，其中11 年人工草地最多，为43.17%，其他年限人工草地在34%左右。说明在草地恢复过程中，更多类型的原核微生物在逐渐恢复。各年限原核优势属均为芽单胞菌属（Gemmatimonas）、Gp4 属、红杆菌属（Solirubrobacter）。就Gp4 属而言，随建植年限增加其相对丰度也在增加，在18 年人工草地相对丰度最高，为9.57%，其他年限差异不大，为7%～8%。但是芽单胞菌属变化趋势相反。红杆菌属随着建植年限增加其相对丰度呈增加趋势，18 年最高，为5.83%。

图3 不同建植年限人工草地土壤微生物在门水平上的相对丰度Fig.3 Relative abundance of soil microorganisms at phylum level within different years in artificial grassland

图4 不同建植年限人工草地土壤微生物在属水平上的相对丰度Fig.4 Relative abundance of soil microorganisms at generic level within different years in artificial grassland

通过对不同年限真核微生物优势属研究发现（图4II），真核微生物未鉴定出的属最多，不同年限人工草地中均在21%以上，其中14 年人工草地相对丰度最高，为30.7%。所以，人工草地演替过程中土壤真核微生物结构和功能还需更深入的研究。虽然不同建植年限人工草地中真核微生物主要优势属相同，但各属相对丰度如孢霉属（Mortierella）等相差较大。

由表1 可知，不同建植年限人工草地原核、真核微生物多样性具有一定差异，对比不同年限原核、真核微生物物种数发现：原核微生物物种数随建植年限增加稍有下降。其中1 年人工草地中原核微生物物种数最多，为3100个，11 年人工草地中原核微生物物种数最少，为2047 个。11 年人工草地中原核微生物物种数分别与其他年限差异显著（P<0.05）。其他年限之间原核微生物物种数没有较大差异。真核微生物随建植年限增加表现出相同趋势，变化范围为462～541 个，各年限人工草地之间真核微生物的物种数差异不显著。通过对比相同年限人工草地中原核、真核微生物的物种数发现，各年限人工草地中原核微生物物种个数均显著大于真核微生物物种个数（约5 倍，P<0.05）。

分析不同年限人工草地微生物多样性指数发现，1 年原核微生物Shannon−Wiener 指数最大，为10.56，11 年最小，为9.65，彼此之间差异显著（P<0.05），其他年限人工草地之间差异不显著（表1）。就真核微生物的Shan⁃non 指数而言，14 年人工草地中最高，为6.45。建植14 年后Shannon−Wiener 指数发生下降趋势，18 年人工草地Shannon 指数最小，为5.77。各年限人工草地中原核微生物的Shannon−Wiener 指数均显著高于真核微生物（约2 倍，P<0.05）。

从不同人工草地土壤微生物Simpson 指数变化看，不同年限人工草地微生物Simpson 指数变化不大，均在1左右，但各年限人工草地原核、真核微生物的Chao1 指数差异较大，各年限原核微生物Chao1 指数均显著大于真核微生物（约6～8 倍，P<0.05），其中1 年原核、真核微生物Chao1 指数相差最大，原核微生物Chao1 指数大约是真核微生物的7.7 倍（表1）。综上所述，原核微生物物种数、多样性指数（除Simpson 指数）均显著大于真核微生物（P<0.05），表明人工草地中原核微生物多样性恢复速度较快。

表1 不同恢复年限人工草地微生物多样性特征Table 1 Microbial diversity within different years in artificial grassland

2.3 植被与微生物特征相关性分析

由表2 可知原核微生物OTUs 数量与大多人工草地植被特征（植被数据参考文献［24］，下同）密切相关，如与杂类草盖度、植被多样性指数（Simpson 指数、Shannon−Wiener 指数、Pielou 均匀度指数）极显著相关（相关系数：0.626，0.612，0.715，0.631，P<0.01），与植被总盖度、物种数显著正相关（0.548，0.575，P<0.05）。而真核微生物OTUs 数量主要与生物土壤结皮（biological soil crusts，BSCs）盖度、总盖度（BSCs 数据参考文献［24］，下同）极显著正相关（0.732，0.621，P<0.01），与禾本科盖度显著正相关（0.546，P<0.05），与其他植被特征如莎草科盖度相关性较差。

选取优势原核、真核微生物属，分析人工草地植被特征与其相关性结果发现（表3），人工草地植被盖度特征与原核微生物属的相对丰度之间相关性不显著（P>0.05），但植被总盖度、BSCs 盖度与主要真核微生物优势属Knufia显著相关（0.503，0.494，P<0.05）。通过分析植物多样性指数（Simpson 指数、Shannon−Wiener 指数、Pielou 均匀度指数）与原核、真核微生物优势属的相关性发现：真核微生物Davidiella属与植物多样性指数相关性很强，其中与Simpson 指数、Pielou 均匀度指数极显著负相关（−0.677，−0.582，P<0.01），与Shannon−Wiener指数显著负相关（−0.525，P<0.05），而原核微生物优势属与植被多样性相关性较差。综上所述，人工草地恢复演替过程中，植被可能对真核微生物的恢复作用较显著。这主要是由于真核微生物对禾本科人工草地中高C/N的凋落物更敏感［25］，故表现出显著的相关性。

表2 不同年限人工草地植被特征与微生物OTUs 数量特征相关性分析Table 2 Correlation analysis between vegetation characteristics and OTUs

表3 不同年限人工草地植被特征与主要微生物相对丰度相关性分析Table 3 Correlation analysis between vegetation characteristics and main microorganisms

由表4 可知：莎草科植物盖度与真核微生物Simpson 指数呈显著负相关关系（−0.496，P<0.05）；植被Simp⁃son 指数分别与真核微生物物种数和Chao1 指数显著正相关（0.522，0.534；P<0.05），而植被Shannon−Wiener指数与真核微生物Chao1 指数显著正相关（0.496，P<0.05）。人工草地植被特征与土壤原核微生物多样性指数没有较好的相关关系。

3 讨论

3.1 植被对人工草地土壤微生物OTUs 数量的影响

微生物OTUs 数量是研究土壤微生物的最基本也很重要的一个指标。OTUs 是人为设定的分类单元，通常不同OTUs 代表不同微生物物种，OTUs 数量越多，微生物种类越多。在本研究中，随着人工草地建植年限的增长，微生物OTUs 数量逐渐增多，与舒维花等［26］的结果相似。很多因子均能影响草地微生物的分布。夏北成［27］研究发现，植被能够增加微生物多样性，且微生物多样性随着人工草地建植年限增加而变大，本研究也得出相似结论。相关性分析表明植被多样性与原核微生物多样性关系紧密，该结果与蒲琴等［28］和薛凯等［29］的研究结果一致。可能是因为在人工草地演替过程中，维管束植物的恢复为微生物生长提供了良好环境，促进其多样性增加［30］。此外，在草地生态系统中植被凋落物和根系分泌物是土壤微生物的主要碳源［31］。孙华方等［24］提出，随着人工草地建植年限增加，植被多样性也增加。多样化的植物群落凋落物、根系分泌物直接或间接促进微生物群落多样性发展［20，32−35］，所以植被多样性高的人工草地土壤微生物多样性也高。BSCs 是人工草地恢复过程中除维管束植物外十分重要的伴生种，在降低维管束植物间裸地面积与退化土壤生态系统修复和土壤稳定性维持上作用显著［36−39］，土壤微生物作为BSCs 重要组成部分，在土壤微生物恢复中BSCs 具有重要意义。相关性分析得出BSCs盖度与真核微生物OTUs 数量显著正相关，所以BSCs 的恢复可能对土壤真核微生物的恢复有显著作用，该结果与李发祥等［40］的结论一致。植被影响微生物的同时，土壤微生物对地上植被的生长也有强烈的反应。例如，土壤微生物能够加速养分回归土壤以及降解土壤中稳定性高的有机物［41−42］，为植被提供更多可利用的速效养分从而加速植物生长。此外，某些微生物会与植被根系形成菌根，达到共同生长［7］。所以在草地生态系统中，地上植被和土壤微生物群落相互作用，共同影响高寒人工草地的群落演替和土壤恢复过程和特性。

表4 不同年限人工草地植被特征与微生物多样性相关性分析Table 4 Correlation analysis between vegetation characteristics and microbial diversity

随着人工草地建植年限增加，微生物OTUs 数量也增加，但是人工草地土壤微生物群落结构依然不平衡。通过对比人工草地表层土壤中原核、真核微生物OTUs 数量发现，建植18 年人工草地土壤依然处于非健康状态，该结果（细菌/真菌<1）与彭岳林等［43］的研究结果不同，可能是因为人工草地状况较差引起真核、原核微生物结构失衡。研究表明，微生物分布的异质性很大程度取决于周围环境［44−46］。不同恢复年限人工草地植被分布有差异，因而土壤微生物分布特征也不相同。龙健等［25］指出，植被能够通过凋落物影响微生物的分布，凋落物的类型对土壤养分平衡十分重要。本试验调查样地为禾本科植物混播草地，建植初期草地凋落物绝大部分为禾本科植物凋落物，具有较高的C/N（100/1），而随着人工草地的恢复演替，豆科和其他类型植被逐渐出现，平衡C/N，促进草地土壤养分的进一步平衡，为微生物的生长提供更好的条件。此外，真菌能够通过分泌胞外多糖从而提高抗逆性，但细菌却没有该功能［47−48］，因此在草地恢复过程中真菌表现出更大优势。但随着草地恢复，环境得到改善，细菌也在恢复中。真菌在初期土壤稳定性形成过程中起着十分重要的作用，可通过菌丝不断增加土壤颗粒之间的团聚性，促使土壤大团聚体稳定形成。同时在土壤有机质或凋落物分解、土壤速效养分积累中真菌表现出促进作用［49］，为进一步促进其他微生物的恢复和积累创造了优良生态环境，所以随着建植年限的增长，各类土壤微生物逐渐增多。由于人工草地凋落物中大量碳元素通过真菌作用回归土壤，同时真菌也会加速土壤氮释放（N2O）于大气中［50］，使土壤C/N 进一步提高，加剧了土壤肥力、营养结构的不均衡。周丽霞等［9］也在研究中指出过高的真菌比例不利于土壤综合肥力提高，所以为避免禾本科人工草地土壤C、N 失衡，在后期管理中要适当增加氮肥维持养分平衡。

3.2 植被对人工草地土壤微生物多样性的影响

就真核微生物而言，不同建植年限人工草地具有相同的优势菌，但优势菌门相对丰度具有一定差异，差异可能是不同建植年限人工草地中碳源种类决定的。如人工草地建植过程中出现的豆科植物能够分泌脂肪酸活化土壤中难溶解的养分，为微生物提供更多氮源［5］，减轻人工草地初期C/N 化合物不平衡对微生物和土壤产生的不利影响。在属水平上，不同恢复年限草地土壤真核微生物变化特征与门水平上的变化具有相似性，随着人工草地恢复时间变长，主要优势属没有发生变化，但有害微生物属的相对丰度却逐渐降低，可能是因为演替过程中土壤质量的提高和一些植被根系分泌的类黄酮和酚酸类有机物，均会对有害微生物，特别是对病原微生物产生抑制作用［51−52］，从而降低有害微生物的丰度。该结果与邵玉琴等［53］和杨希智等［54］的结果相似，表现为随着草地的恢复微生物群落结构逐渐优化。但不同建植年限的人工草地土壤真核微生物结构相差很大，真核微生物恢复到稳定状态可能还需要更长时间。

变形菌门和放线菌门微生物是不同恢复年限人工草地中的主要原核优势菌门。这两个门下的许多微生物在各类环境下甚至极端条件下均能生存［55−56］，但优良的环境更有利于变形菌和放线菌大量积累［6］，随着人工草地演替逐渐稳定，变形菌门、放线菌门微生物丰度的增多也验证了这一观点。探究植被和主要真核、原核微生物的关系发现，植被特征与原核微生物优势属无明显的显著关系，但与真核微生物关系密切（表3）。植被不仅能够通过为微生物提供不同的碳源对其群落结构和分布产生影响，也能够通过改变土壤理化性质，间接对土壤微生物产生影响。有学者提出养分及细颗粒土壤对土壤微生物的生长有很重要的作用［57］，而植被在积累养分，降低土壤粒径上效果显著［58−61］，所以植被可通过改善土壤理化性质间接促进土壤微生物的恢复。此外土壤水分也是土壤微生物分布及多样性的关键影响因子［62−64］。在干旱半干旱地区，土壤水分往往作为第一限制因子影响微生物和植被生长［7，64］。在青藏高原地区土壤水分在微生物恢复和提高微生物活性也起重要作用。研究表明，建植初期的人工草地土壤水分很低，随着草地的演替，植被的保水能力增强，人工草地土壤含水率明显增加［65］。本研究发现，土壤含水率低的人工草地（1，4，11 年）中微生物物种数、多样性指数均较低。而建植18 年的人工草地中微生物物种数、多样性指数较高。多样性高的微生物群落表现出较高的生态功能。如演替后期变形菌门中许多具有异养光合作用菌种的出现和丰度的增加，提高碳、氮循环，增加土壤碳氮含量［1，7，41，43，50］，缓解了人工草地土壤养分的失衡。此外，一些放线菌也能够促进有机体降解，而某些变形杆菌能分泌粘性蛋白，促进土壤颗粒的粘附［57］，稳定和改善土壤结构，所以微生物的恢复和活性的升高对草地土壤和植被的恢复有重要意义。

人工草地的恢复演替是植被和微生物共同作用的结果。但对比健康高寒草甸［32］，人工草地中真核微生物占据主导地位，虽说原核微生物有较高的多样性，但主要原核、真核优势菌的相对丰度还存在较大差异，所以人工草地微生物要想恢复到健康高寒草甸水平还需要更长时间。

4 结论

随着人工草地建植年限的增加，土壤表层微生物OTUs 数量和多样性随之增加，但原核微生物多样性（除Simpson 指数）显著高于真核微生物多样性；不同建植年限人工草地真核、原核主要优势门、属一致，但相对丰度具有一定差异，其中不同年限间原核微生物相对丰度差异小，真核微生物相对丰度差异大，所以人工草地微生物群落结构还在变化，还需要更长的时间才能达到稳定状态。人工草地的植被特征与原核微生物没有相关性，但植被总盖度和真核微生物OTUs 数量、优势菌（门、属）关系密切。总体而言，随着人工草地建植年限增加，植被群落的恢复演替促进了土壤微生物的恢复。