粪肥和有机肥施用对稻田土壤微生物群落多样性影响

随着我国畜禽养殖业的快速发展, 畜禽粪便随意处置导致的环境污染问题日益突出, 如何科学合理地利用畜禽粪便已成为我国养殖业可持续发展的重要瓶颈.农田长期以来无机肥料特别是氮肥的过量施用是造成土壤有机质流失、土壤结构破坏、生物活性下降甚至土壤肥力降低的主要原因[1].近年来, 随着生态农业的逐步发展, 我国农田以施用无机化肥为主逐渐转向有机肥[2].谢文龙[3]在2015年的调查发现上海市主要农产区崇明岛畜禽业生产以饲养猪、牛、羊和鸡为主, 其中中小型养殖场猪粪和鸡粪处理的主要途径仍为还田.粪肥还田既能实现粪便的资源化利用, 还有利于改善土壤质量和结构, 提高土壤微生物生物量[4]、酶活性[5]以及群落的功能多样性和丰度[6].土壤微生物的群落组成及多样性是反映土壤微生物群落生态功能的重要指标[7], 同时土壤微生物群落结构和功能多样性能够很好地指示土壤质量, 对土壤环境管理具有重要作用[8].

在稻田生态系统中, 合理的施肥可以促进土壤有机碳积累和植物生长, 并驱动稻田土壤微生物群落结构演变[9].稻田生态系统是研究微生物生态的模式系统[10], 对研究粪肥施用下土壤微生物群落组成及多样性而言, 是一个极佳的场所.由于稻田土壤大部分是在淹水状况下, 其微生物在厌氧条件下通过硝化-反硝化作用参与着土壤的氮循环, 粪肥施用不仅能为水稻提供所需养分, 还能提高稻田土壤微生物丰度及其多样性[8].近年来, 国内外学者陆续开展了粪肥施用对稻田土壤微生物影响的研究.郭莹等[8]的研究发现, 施用猪粪能显著提高稻田土壤微生物的碳源利用率及群落多样性; 谭周进等[11]的研究发现, 施用有机肥能显著提高稻田土壤反硝化细菌数量同时还能提高土壤微生物活度; 王伟华等[12]的研究发现, 施用有机肥能够显著改善稻田土壤养分含量和土壤微生物量、微生物群落结构和活性; Kumar等[13]的研究发现, 施用有机肥增加了稻田土壤有机碳含量, 同时提高了微生物多样性.然而畜禽粪便中存在的病原菌也可能威胁土壤生态健康, 甚至通过植物危害人体健康[14, 15].

目前关于粪肥施用对稻田微生物群落的影响研究, 主要集中于粪肥、有机肥施用的影响, 或者两者施用影响的对比方面[8, 16, 17], 而对于不同粪肥施用和某种粪肥及其制成的有机肥施用的系统研究分析则鲜见报道.本文选取崇明岛试验稻田开展研究, 采用高通量测序技术研究鸡粪、猪粪及其制成的有机肥施用下稻田土壤微生物群落多样性及组成结构的变化, 分析施肥对农田土壤理化性质的影响, 进而探讨土壤理化性质与微生物群落的相关性, 以期为畜禽粪肥资源化利用及农田土壤环境健康管理提供理论依据.

本文依托“崇明岛中兴镇农田土壤生态过程试验基地”开展研究, 基地位于崇明岛(121°09′30″~121°54′00″E, 31°27′00″~31°5l′15″N)中兴镇, 占地约0.03 km2.基地所在区域属北亚热带季风海洋性气候, 温和湿润, 四季分明, 雨量充沛, 日照充足, 年平均气温15.3℃, 年平均降雨量1 049.3 mm, 全年无霜期229 d, 为上海地区主要农作物种植区域.试验基地依托租用当地农用地建成, 其耕作条件和环境与周边农用地相同.

选择上海地区典型的畜禽类粪便鸡粪、猪粪及其制成的有机肥作为实验配施粪肥.其中, 鸡粪取自崇明岛某肉鸡养殖场, 猪粪和有机肥取自崇明岛某生猪养殖场.猪粪和鸡粪均采集干清粪, 有机肥则是由猪粪好氧堆肥而成.

本实验设置4个处理组, 分别为对照组(CK)、鸡粪处理组(CM)、猪粪处理组(PM)和有机肥处理组(OF).每个处理组设3个平行样地, 每个样地面积12 m2(3 m×4 m), 每个样地之间用0.5 mm厚防渗膜进行阻隔, 防渗膜埋深为40 cm, 防止不同样地之间相互干扰.每个样地之间设置20 cm宽步道, 以供现场监测和样品采集.不同处理组及样地布置如图 1所示.

本实验作物采用当地常见作物水稻, 种植方式为秧苗移栽, 依据《畜禽粪便还田技术规范》(GB-T 25246-2010)配施粪肥, 施用量为1.67 kg ·m-2.施肥方式为在水稻秧苗移植前将肥料作为基肥一次性施入土壤, 施肥后翻耕.施肥后7 d移栽秧苗, 移栽时间为2018年6月上旬, 其他管理措施同一般稻田.

2018年8月下旬采集土壤样品, 稻田处于灌溉后干田过程中.根据“S”形取样法, 每个样地随机选取5个点, 采集0~20 cm的耕作层土壤, 每个样地采集500 g土壤样品.去除土壤样品中的砾石、蚯蚓和植物残体等杂物后, 将每个土壤样品分为两部分:一部分置于无菌EP管中, 另一部分置于无菌棕色瓶中, 采用冷藏箱快速运至实验室分别进行微生物和理化性质检测.

将采集的土壤样品置于室内自然风干, 研磨后过10目和100目筛, 置于4℃以下保存, 用于测定土壤理化性质.

土壤pH值测定:采用雷磁PHSJ-5酸度计(上海科晓科学仪器有限公司)测定, 称取4 g土壤样品, 按照1 :2.5(质量浓度)的土水比加入10 mL无菌水.放入摇床振荡0.5 h(转速:200r ·min-1; 温度:28℃), 过滤后清液上机测定.

土壤养分测定:铵态氮和硝态氮的含量采用AA3型连续流动分析仪(Continuous Flow Analytical System, CFA)测定; 全氮采用碳氮元素分析仪(VARIO MAX C/N, Germany)测定(干烧法); 全磷采用紫外分光光度计(T6-新世纪)测定; 全钾采用WGH6400火焰光度计(上海昶析仪器仪表有限公司)测定; 有机质采用重铬酸钾滴定法测定.

重金属测定:砷和汞采用原子荧光光度计(AFS-3100)测定; 铅和镉采用原子吸收分光光度计(TAS-990)测定; 铬采用火焰原子吸收分光光度计(美国安捷伦公司)测定.

首先采用Fast DNA Spin Kit(MP Biomedicals)试剂盒提取土壤样品中的微生物DNA, 然后采用NanoDrop 2000紫外-可见分光光度计(Thermo Scientific, Wilmington, USA)测定最终DNA浓度和纯度, 最后采用1%琼脂糖凝胶电泳检测DNA的提取质量.使用V3-V4(392bp)高变区的细菌特异性引物338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)对微生物的16S rRNA进行PCR扩增, 用2%琼脂糖凝胶电泳检测PCR扩增产物, 然后切胶、回收、建立文库并使用Illumina MiSeq平台进行测序[18].采用Trimmomatic软件对原始DNA测序序列质控, 然后用FLASH软件拼接, 得到优质序列.使用UPARSE软件在相似度97%条件下对优质序列进行OTU聚类, 然后使用UCHIME软件剔除嵌合体, 最后将所有的OTU序列按一定序列数进行抽平, 将抽平后的样品再进行后续分析.

运用Excel 2016计算原始数据的均值及标准差, 采用SPSS 24单因素方差分析对土壤理化因子、微生物多样性指数和组间差异进行差异显著性分析, 采用SPSS 24 Spearman方法进行环境因子与微生物相关性分析.

不同粪肥施用后稻田土壤理化性质如表 1所示.CK组土壤pH值最低, 为7.70, 粪肥的施用提高了土壤pH值, PM、CM和OF组相对于CK组分别增加了0.33、0.23和0.03.PM组土壤pH值提高最大, 显著高于CK组(P＜0.05).PM、CM和OF组土壤总氮(TN)含量均显著高于CK组(P＜0.05), 分别高出0.96、2.07和1.52倍.CM组氨氮(NH4+-N)含量最高, 为257.67mg ·kg-1, 显著高于CK、PM和OF组(P＜0.05), 分别高出19.95、28.82和68.64倍.NO3--N含量最高也为CM组, 达1 057.67 mg ·kg-1, 显著高于CK、PM和OF组(P＜0.05), 分别高出1.22、5.13和9.31倍. PM组总磷(TP)含量最高, 为913.94 mg ·kg-1, 显著高于CK、CM和OF组(P < 0.05), 分别高出0.07、0.08和0.08倍.这可能是因为新鲜猪粪含有较多的易溶性磷, 施用后会导致土壤TP含量的增加, 与赵青青等[19]的研究结果一致.TK含量也是PM组最高, 为20 713.34 mg ·kg-1, 显著高于CK组(P < 0.05), 高出0.17倍.CK和CM组有机质(SOM)含量均为29.00 mg ·kg-1, PM组含量最低, 为21.00 mg ·kg-1, OF组含量最高, 为32.00 mg ·kg-1.与CK相比, OF组SOM增加了0.10倍.CM组氮元素的增加和OF组SOM、TP和TK的增加可能会导致土壤肥力提高, 与王振旗等[20]的研究结果类似.

从土壤重金属含量来看, 施肥组As含量均低于CK组, PM和CM组分别降低了16.67%和12.96%, OF组降低了7.96%.不同处理组土壤Cd含量无明显差异.CK组Cr含量高于施肥组, PM和CM组分别降低了18.09%和14.89%, OF组降低了8.14%.与CK相比, PM组Pb含量降低了12.12%, CM和OF组分别降低了7.63%和0.25%.结果表明不同粪肥施用不同程度降低了稻田土壤中重金属含量, 这可能是由于畜禽粪便通过吸附、离子交换及络合沉淀等作用, 使土壤重金属离子转化为稳定态, 进而降低土壤重金属的生物有效性和迁移性[19], 并且有机肥在堆肥过程中也能够显著降低粪肥中重金属含量[21].

本文运用辛普森多样性指数(Simpson)、菌群丰度指数(Ace)及测序深度指数(Coverage)分别反映稻田土壤微生物群落多样性、群落丰富度及样品文库的覆盖率(表 2).不同处理组的Coverage指数在0.939 1~0.941 9之间, 表明土壤样本测序深度合理.Simpson指数排序为CK＞OF＞CM＞PM, PM组Simpson指数显著低于CK组(P＜0.05), 表明猪粪还田处理下稻田土壤微生物多样性最高, 其次是鸡粪和有机肥, 对照最低.Hui等[22]的研究发现施用猪粪能够提高土壤微生物的多样性, 与本文结果一致.Ace指数排序为OF＞CK＞PM＞CM, OF组Ace指数显著高于CM组(P＜0.05).有机肥处理下土壤微生物OTU最高, 其次是CK和PM组, CM组最低.猪粪的施用显著提高了微生物的多样性, 与郭莹等[8]的研究结果一致.OF组含有较高的SOM, 微生物的生长依赖于各种可被其利用的营养元素, 高含量的养分能够刺激微生物的生长, 从而导致OF组微生物丰富度的提高[23].

不同粪肥处理下微生物群落组成的相似性或差异性分析结果如图 2所示.粪肥施用影响了稻田土壤微生物群落的组成, 与Liu等[24]的研究结果一致.不同粪肥处理下微生物群落组成在PC轴上显示出差异, 在PC1轴上各处理分布比较分散, CK组和OF组主要分布在负方向, 而CM组和PM组在PC1正负轴均有分布; PC2轴上CM组主要分布在负方向, PM组主要分布在正方向, 而CK和OF组在PC2正负轴上均有分布.结果表明CK和OF组微生物群落结构较为相似, CM组与其他3组微生物群落结构差异较大, CM组中高含量的NH4+-N、NO3--N和TN可能是导致该差异的主要原因.

不同粪肥处理下稻田土壤微生物优势门和属如图 3所示.不同样品中优势菌组成较为相似, 由图 3(a)可知4组处理中较为丰富的门均为变形菌门、others表示相对丰度小于1%的所有门或属绿弯菌门和放线菌门等.CM组变形菌门相对丰度最高, 占CM组细菌总丰度的34.00%; PM组最低, 仅占28.00%.不同处理组中变形菌门均具有绝对优势, 与张健等[25]的研究结果一致.

图 3(b)显示4组处理中酸杆菌纲某属(norank_c_Acidobacteria)、厌氧绳菌科某属(norank_ f_Anaerolineaceae)、硝化螺菌属、Nocardioides、芽孢杆菌属(Bacillus)、Gaiella、Sphingomonas、H 16 、硫杆菌属(Thiobacillus)和假单胞菌属(Pseudomonas)较为丰富.与CK相比, PM组厌氧绳菌科某属相对丰度增加了8.00%, 施用猪粪促进了厌氧菌的生长; OF组硝化螺菌属(Nitrospira)增加了5.00%, 有机肥的施用增加了与氮循环相关微生物的丰度.假单胞菌属为常见的病原菌属, 其相对丰度最高值出现在CM组中, 占比高达58.00%, 其次分别为OF组(17.00%)、CK组(15.00%)和PM组(9.60%).

选取单因素方差分析法基于门和属水平微生物的相对丰度分析各处理组之间微生物组成的差异(图 4).从门水平来看[图 4(a)], PM组Armatimonadetes的相对丰度显著高于CM和CK组(P＜0.05); CK组Ignavibacteriae显著高于CM组(P＜0.01); OF和CM组未检测到梭杆菌门(Fusobacteria), PM和CK组梭杆菌门显著高于OF和CM组(P＜0.01).从属水平来看[图 4(b)], CM组浮霉菌科某属(norank_ f_Plancomycetaceae)的相对丰度显著高于CK组(P＜0.05), CM组陶厄氏菌属(Thauera)显著高于CK和OF组(P＜0.05); PM组厌氧绳菌属(Anaerolinea)显著高于CM组(P＜0.01);黄杆菌属(Flavisolibacter)是一种常见的致病菌属, PM组相对丰度最高, 达27.77%, 显著高于OF组(13.98%)(P＜0.05).

不同粪肥施用后稻田土壤中变形菌门、绿弯菌门、放线菌门和硝化螺菌门均为优势菌门, 这些细菌可能在水稻根际发挥重要作用.与CK相比, 鸡粪和有机肥的施用增加了稻田土壤中变形菌门的相对丰度, 而猪粪的施用却降低了其相对丰度.Lesaulnier等[26]的研究表明, 变形菌门能够参与土壤中必需矿物养分的生物循环, 根际土壤中高比例的变形菌门, 有利于土壤肥力的保持甚至植物生长[27].不同粪肥施用均增加了绿弯菌门的相对丰度, PM组尤其显著.绿弯菌门中大多数微生物为严格的厌氧菌, 它们可以将糖和多糖发酵成有机酸和氢[28], 加快稻田土壤有机物的分解.不同粪肥施用均降低了放线菌门的相对丰度, Calleja-Cervantes等[29]的研究表明放线菌门与土壤有机质呈负相关, 粪肥施用后放线菌门相对丰度的降低可能有利于土壤有机质的累积.

4组处理中厌氧绳菌科某属和硝化螺菌属均为优势菌属.与CK相比, OF和PM组增加了厌氧绳菌科某属的相对丰度, 它在厌氧条件下有利于稻田土壤反硝化过程.有机肥的施用增加了硝化螺菌属的相对丰度, 硝化螺菌属可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐, 在硝化过程中起着重要作用[13].鸡粪施用显著增加病原菌假单胞菌属的相对丰度(P < 0.05), 而猪粪施用则可降低其相对丰度.假单胞菌属的丰度与土壤TN含量呈正相关[14], CM组土壤中高含量的TN可能是假单胞菌属丰度增加的主要原因.

不同粪肥施用后稻田土壤微生物群落组间存在显著差异, PM组Armatimonadetes相对丰度显著高于CK和CM组(P＜0.05).Armatimonadetes是一类氨化细菌, 在厌氧条件下能够消耗氨, 有利于游离氨的产生, 其产生的游离氨, 一部分供微生物或植物同化, 一部分被转变成硝酸盐[30].谭周进等[11]的研究发现土壤有机质要经过矿化之后才能被植物所利用, 氨化细菌对含氮有机质的矿化是有机氮被植物利用的前提.因此, 稻田土壤的矿化速率和氨化作用的强度变化能在一定程度上反映土壤的供氮能力, 进而影响水稻的生长发育.不同粪肥施用均降低了Ignavibacteriae的相对丰度, 鸡粪尤其显著, Ignavibacteriae在缺氧条件下通过反硝化作用能够快速将硝酸盐和亚硝酸盐还原为气态氮化物和氮气, 从而降低土壤中氮素营养含量, 导致土壤肥力流失[31, 32].鸡粪施用能够显著增加陶厄氏菌属的相对丰度(P＜0.05), Sun等[31]分析了牛粪和稻草堆肥过程中细菌群落结构的动态变化对氮素的转化和循环的影响, 发现陶厄氏菌属在反硝化过程中起主导作用.PM组厌氧绳菌属的相对丰度高于其他3组, Zhang等[33]的研究发现稻田中厌氧绳菌属能够在厌氧条件下降解碳水化合物.厌氧绳菌属参与稻田生物化学C、N、S和Fe的循环, 能够和固氮菌相互作用从而促进土壤肥力的增长.猪粪施用可显著增加病原菌黄杆菌属的相对丰度(P＜0.05), 而鸡粪和有机肥施用可降低其相对丰度.黄杆菌属的相对丰度与土壤TP含量成正相关[14], PM组土壤中高含量的TP可能是黄杆菌属丰度增加的主要原因.

本文采用7种环境因子(NH4+-N、pH值、NO3--N、TN、TP、TK和SOM)和5种重金属(As、Cd、Cr、Hg和Pb)来估算对稻田微生物在门水平上的相对贡献(图 5).结果表明, pH值、TP、TN和Pb是影响微生物结构的主要环境因子, pH值对变形菌门、酸杆菌门和绿弯菌门有正相关作用, 对厚壁菌门(Firmicutes)和放线菌门有负相关作用; TP和Pb对绿弯菌门和酸杆菌门有正相关作用, 对放线菌门、厚壁菌门和变形菌门有负相关作用; TN对厚壁菌门、放线菌门、酸杆菌门和绿弯菌门有正相关作用, 对变形菌门有负相关作用.

不同粪肥施用可直接或通过改变土壤理化性质间接影响稻田土壤微生物, 本文通过相关性分析不同处理组环境因子对稻田土壤微生物属水平群落组成的影响程度(图 6).结果表明, OF组中红菌科某属(norank_ f_Rhodobiaceae)与Pb、As和Cr呈显著正相关(P＜0.01), 与NH4+-N呈显著负相关(P＜0.05); norank_ f_MSB- 1E8 与pH值呈显著负相关(P＜0.05);硫杆菌属与Cd呈显著负相关(P＜0.01), 与TK呈显著正相关(P＜0.01).硫杆菌属为典型的异化铁还原菌, 在土壤中氧化有机物的同时偶联Fe(Ⅲ)的还原, 能够普遍抑制甲烷的产生, 从而减少温室气体的排放[34].硫杆菌属与TK显著正相关(P＜0.01), 这可能是由于OF组较高的SOM和TK为硫杆菌属提供了丰富的营养源, 有效促进了其生长繁殖[35].

PM组中芽孢杆菌属和norank_c_Ardenticatenia与Hg呈显著正相关(P＜0.05), 酸杆菌纲某属和norank_ p_Latescibacteria则与Hg呈显著负相关(P＜0.05); norank_c_KD 4-96 与TP呈显著正相关(P＜0.05).芽孢杆菌属为水稻根际的反硝化细菌, 它能够在厌氧环境下使汞甲基化, 而甲基汞富集后可能威胁人体健康[36], 这可能是芽孢杆菌属与Hg呈正相关的原因.

CM组12个环境因子与微生物相关性均不显著, 其中芽单胞菌科某属与Pb正相关, 与pH值负相关; 酸杆菌纲某属、厌氧绳菌科某属和norank_c_KD 4-96与Cd负相关; norank_c_KD4-96 与TP正相关, 与SOM和TN负相关; Nocardioides与SOM和TN负相关; H 16 与As和Cr正相关, 与SOM和TN负相关.

CK组中亚硝化单胞菌科某属(norank_ f_Nitrosomonadaceae)与As呈显著正相关(P＜0.05);芽孢杆菌属和norank_ f_MSB- 1E8 与NH4+-N和NO3--N呈显著正相关(P＜0.05); Nocardioides和硫杆菌属与TN呈显著负相关(P＜0.05), 与Hg呈显著正相关(P＜0.05);放线菌纲某属(norank_c_Actinobacteria)与TN呈显著正相关(P＜0.001), 与As呈显著负相关(P＜0.05), 与Hg呈显著负相关(P＜0.001);厌氧绳菌科某属与Cd呈显著正相关(P＜0.01), 与NH4+-N和NO3--N呈显著负相关(P＜0.001);放线菌纲某属和norank_c_KD 4-96 与NH4+-N和NO3--N呈显著负相关(P＜0.05).芽孢杆菌属为兼性厌氧性自生固氮菌, 同时也是水稻根际反硝化细菌[37], 它能够将大气中分子态氮气转化为水稻可吸收的氮, 这可能是芽孢杆菌与NH4+-N和NO3--N呈正相关的原因.放线菌纲某属与TN呈显著正相关, 与郭振[38]的研究结果一致.

OF组中Pb、As、Cr、Cd和TK是影响稻田土壤微生物属水平群落组成的主要环境因子, PM组是Hg和TP, 而CK组则是NH4+-N、NO3--N和TN.所有处理组之间都呈现出了环境因子和微生物群落变化之间的相关关系, 这可能是由于不同粪肥施用后改变了稻田土壤环境因子, 环境因子的变化影响了稻田土壤微生物群落, 而微生物群落结构的改变反过来又影响了土壤环境因子, 这是一个两者相互影响、相互作用的复杂过程.

细菌丰度对环境因子的变化十分敏感, 本文CM组浮霉菌科某属的相对丰度最高, Nie等[39]的研究发现在稻田土壤中浮霉菌科某属对土壤的氮循环十分重要.CM组土壤中NH4+-N和TN含量显著高于其他3组(P＜0.05), NO3--N高于其他3组(表 1), CM组土壤中浮霉菌科某属相对丰度的增加可能与土壤氮含量有关.CM组高含量的NO3--N可为多种微生物群落提供可利用的底物, 有利于整个微生物群落的稳定[39].OF组SOM的含量最高, NH4+-N和NO3--N的含量最低, 其原因可能是在高有机碳积累下对应发生了高土壤硝化作用, 使得水稻高效吸收NH4+-N和NO3--N, 从而降低OF组土壤中NH4+-N和NO3--N的含量[40].硝化螺菌属与NO3--N呈显著正相关(P＜0.05), 靳振江[40]的研究表明稻田土壤中较高NO3--N含量能够为硝化细菌提供充足底物, 从而加速其硝化过程.而且, 土壤样品采集时稻田处于灌溉后干田过程中, 在有氧条件下, 土壤中的氨或铵盐在硝化细菌的作用下会加强氨氧化作用.上述多种因素的叠加作用, 可能是4组处理中NO3--N均高于NH4+-N的主要原因.PM组TP含量最高(表 1), 厌氧绳菌属与TP呈显著正相关(P＜0.05), 这可能是PM组厌氧绳菌属相对丰度较高的原因.

(1) 与其他3组相比, 鸡粪施用能够增加NO3--N含量, 显著增加NH4+-N和TN含量, 有机肥施用增加了SOM含量; 与CK相比, 猪粪施用显著增加了TP和TK含量; 不同粪肥施用未明显增加稻田土壤重金属含量, 且降低了As、Cr和Pb的含量.pH值、TP、TN和Pb是影响微生物群落结构的主要环境因子, 不同粪肥施用改变了稻田土壤理化性质, 从而间接改变了稻田土壤微生物的群落组成.

(2) 施用猪粪可显著增加稻田土壤微生物多样性, 施用有机肥则可显著增土壤微生物丰富度, 而鸡粪施用对稻田土壤微生物群落结构的影响最为显著.粪肥施用后稻田土壤中变形菌门、绿弯菌门、放线菌门、硝化螺菌门为优势菌门, 厌氧绳菌属和硝化螺菌属为优势菌属.施用有机肥可增加硝化螺菌属的相对丰度, 猪粪施用显著提高了Armatimonadetes的相对丰度, 鸡粪施用显著提高了浮霉菌科某属和陶厄氏菌属的相对丰度, 同时显著减少Ignavibacteriae的相对丰度.

(3) 不同粪肥的施用增加了参与稻田土壤氮循环过程细菌的丰度, 有利于调节稻田土壤氮平衡; 然而鸡粪和猪粪的施用也分别增加了病原菌假单胞菌属和黄杆菌属的相对丰度, 可能会对稻田土壤健康产生胁迫作用.