氨氧化微生物对土壤氮循环的贡献及其影响因素论文【通用3篇】

浮熙分享2012-08-01 07:23:14 次阅读

氨氧化微生物对土壤氮循环的贡献及其影响因素论文篇一

氨氧化微生物（Ammonia-oxidizing microorganisms）是土壤中重要的微生物群体，对土壤氮循环起着关键的作用。它们能够将氨氧化为亚硝酸，进而转化为硝酸，完成氨氧化过程。这一过程是土壤中氮循环的重要环节，对维持土壤中氮素的平衡起着至关重要的作用。

氨氧化微生物的贡献主要体现在两个方面。首先，它们通过氨氧化过程将氨氮转化为硝酸氮，为植物提供了可直接利用的氮源。植物通常对硝酸氮更容易吸收利用，因此氨氧化微生物的活动可以促进植物的生长和发育。其次，氨氧化微生物通过氨氧化过程还能够减少土壤中的氨氮浓度，防止氨氮的损失和排放，从而减少了氮营养的浪费，提高了氮素利用效率。

然而，氨氧化微生物的活动受到多种因素的影响。其中，土壤pH值是最为重要的因素之一。一般来说，氨氧化微生物对于酸性土壤的适应性较差，而在中性或弱碱性土壤中其活动较为活跃。此外，温度、湿度、土壤有机质含量、氮素供应量等环境因素也会对氨氧化微生物的活动产生影响。例如，较高的温度和湿度有利于氨氧化微生物的活动，而过高或过低的温度则会抑制其活动。土壤有机质含量较高时，氨氧化微生物的活动也相对较强。此外，氮素供应量的不平衡也会影响氨氧化微生物的活动，过高或过低的氮素供应都可能导致其活动受到限制。

综上所述，氨氧化微生物对土壤氮循环起着重要的贡献。了解氨氧化微生物的活动特点及其受到的影响因素，有助于我们更好地利用和管理土壤氮资源，提高氮素利用效率，保护环境。未来的研究还应重点关注氨氧化微生物的多样性和功能，以及其与其他微生物及土壤环境因素之间的相互作用，进一步揭示土壤氮循环的机制和调控方式。

氨氧化微生物对土壤氮循环的贡献及其影响因素论文篇二

氨氧化微生物（Ammonia-oxidizing microorganisms）是土壤中重要的微生物群体，对土壤氮循环起着关键的作用。氨氧化微生物通过氨氧化过程将氨氮转化为硝酸氮，完成土壤中氮循环的一部分。然而，氨氧化微生物的活动受到多种因素的影响，这些因素的变化可能会对土壤氮循环产生重要的影响。

土壤pH值是影响氨氧化微生物活动的重要因素之一。一般来说，氨氧化微生物对于酸性土壤的适应性较差，而在中性或弱碱性土壤中其活动较为活跃。这是由于酸性土壤中氢离子的浓度较高，会抑制氨氧化反应的进行。因此，调节土壤pH值有助于提高氨氧化微生物的活性，促进土壤中氮的转化和循环。

温度和湿度也是影响氨氧化微生物活动的重要因素。较高的温度和湿度有利于氨氧化微生物的生长和繁殖，促进氨氧化反应的进行。因此，在温度适宜、湿度适中的条件下，氨氧化微生物的活动会更为活跃。然而，过高或过低的温度都会抑制氨氧化微生物的活性，从而影响土壤氮循环的进行。

除了土壤环境因素外，氮素供应量也会对氨氧化微生物的活动产生影响。过高或过低的氮素供应都可能导致氨氧化微生物的活动受到限制。过高的氮素供应可能会抑制氨氧化反应的进行，导致氨氧化微生物的数量和活性减少；而过低的氮素供应则会限制氨氧化微生物的生长和繁殖，影响氨氧化反应的进行。

综上所述，了解氨氧化微生物的活动特点及其受到的影响因素对于理解土壤氮循环的机制和调控方式具有重要意义。在土壤管理中，合理调节土壤pH值、温度和湿度以及氮素供应量，能够促进氨氧化微生物的活性，提高土壤中氮的利用效率，保护环境。未来的研究还应进一步探索氨氧化微生物的多样性和功能，以及其与其他微生物及土壤环境因素之间的相互作用，为土壤氮循环的研究和应用提供更多的科学依据。

氨氧化微生物对土壤氮循环的贡献及其影响因素论文篇三

氨氧化微生物对土壤氮循环的贡献及其影响因素论文

　　硝化作用在土壤氮转化过程中是一个非常重要的步骤，它关系到外源铵态氮和矿化释放的氮在土壤氮循环中的转化以及土壤氮的损失。所涉及的过程关联着土壤的酸化、水体的富营养化以及温室气体 N2O 的排放等环境问题[1].因此，硝化作用一直是氮转化过程中一个备受关注的环节。

　　氨氧化作用是硝化作用的第一步反应，也是限速步骤[2],其主要驱动者是氨氧化细菌（Ammonia-oxidizing bacteria,AOB）和氨氧化古菌（Ammonia -oxidizing archaea,AOA），因此对它们的研究引起了广泛的关注。

　　1 系统发育地位。

　　1.1 氨氧化细菌。

　　氨氧化细菌普遍存在于土壤、地表水和沉积物中，还被发现在建筑沙石、苏打以及南极冰层等一些极端的生态环境中也有存在。Woese 等[3]基于16S rRNA 结果比对发现，两类在系统发育上明显不同的类别组成了氨氧化细菌：一类是属于变形菌门（Proteobacteria），包含海洋硝化球菌（Nitroso-coccus oceanus）的 γ - 亚纲；另一类也是属于变形菌门，包含活动硝化球菌（Nitrosococcus mobilis）的β 亚纲。变形菌门的 β 亚纲又包含 3 个分支：其一是 Nitrosococcus mobilis;其二是欧洲亚硝化单胞菌（Nitrosomonas europaea）；其三是亚硝化螺旋菌（Nitrosospira）、亚硝化叶菌（Nitrosovibrio）和亚硝化弧菌（Nitrosolobus）。Head 等[4]在基于 16S rRNA 的核苷酸序列对 AOB 的系统发育树开展同源性比较时，将亚硝化弧菌、亚硝化螺旋菌亚和硝化叶菌都归类到亚硝化螺旋菌属。分子系统发生学分析表明，陆地生态系统中的优势种群 Nitrosospira 和Nitrosomonas 可以分成 9 个不同的系统发生簇（cluster）。

　　1.2 氨氧化古菌。

　　在系统发育与进化方面，AOA 形成了一类完全独立于 AOB 的进化分支。基于 16SrRNA 基因系统发育分析表明，聚类在泉古菌的不同 AOA 分支其生态来源也不同：聚类于 Group 1.1a 的 AOA来源于海洋、大部分水体和沉积物；聚类于 Group1.1b 的 AOA 来源于土壤及其它陆地环境。基于amoA 基因，在系统发育树上嗜高温 AOA 独立于海洋和土壤分支。基于 16S rRNA 基因和 AOA 的amoA 基因的系统发育分析结果显示，二者能很好地重合。除此之外，Group 1.1c 类群也被发现，并认为它们可能也参与了氨氧化过程，但目前还没有找到相应的 amoA 序列[5].

　　2 氨氧化微生物对土壤氮循环的相对贡献。

　　研究表明，虽然地球环境中存在大量的氨氧化古菌和氨氧化古菌的 amoA 基因，但并不说明该基因一定会在驱动氨氧化过程中发挥作用[6].

　　2.1 氨氧化细菌在碱性土壤中的主导作用。

　　在中性和碱性土壤中，施肥尤其是高量氮肥的施入，显着改变了 AOB 的群落组成，并且数量也有增加，但对 AOA 却没有显着影响。暗示 AOB在这些土壤中更加“活跃”.Shen 等[7]对河南封丘长期定位试验站中碱性潮土（pH=8.3~8.7）的研究中发现，不同施肥处理下 AOB 的数量均显着低于AOA,但不同施肥处理仅导致 AOB 群落结构发生了变化，对 AOA 的群落组成并没有产生明显的影响，而且只有 AOB 的丰度与与土壤硝化潜势呈显着正相关。推测在这些碱性潮土中主要是 AOB 对土壤硝化作用产生贡献。同样地，在对新西兰高氮草地土壤的研究中，Di 等[8]也发现施氮肥增加了AOB 的丰度和土壤的硝化强度，这种增加可被硝化抑制剂 DCD 明显抑制，对 AOA 却没有明显的影响。

　　利用 DNA-SIP 技术，Xia 等[9]研究发现在河南封丘碱性潮土中，只有 AOB 参与了氨氧化过程和13CO2的固定，AOB 在该土壤硝化作用中发挥了主导作用。Jia and Conrad[10]在对德国中性农田土壤进行研究时仅发现 AOB 能够同化 CO2,推测AOA 可能并没有参与土壤的硝化过程，或者因AOA 只是利用了极少量的 13CO2而没能分离到足够量的标记 DNA,认为 AOB 是该土壤硝化作用的主要贡献者。同样，Jiang 等[11]发现在碱性水稻土壤（pH=8.0）中硝化作用的主导者也是 AOB（Nitrosospira Cluster 3）。Wang 等[12]在对江西玉米地长期定位施肥土壤进行 DNA-SIP 研究时发现，不施肥对照、施 N 肥和 NPK 肥的土壤 pH 值为酸性，AOA 在同化 CO2的过程中占据了主导地位；而长期施有机肥的土壤 pH 值接近中性，主要是AOB 参与了 CO2的同化。

　　2.2 氨氧化古菌在酸性土壤中的主导作用。

　　He 等[13]通过对湖南祁阳旱地肥力及肥料效应长期定位试验点红壤的研究中发现，土壤 pH值（pH= 3.7~5.8）因长期施用氮肥而显着降低，在8 个不同施肥处理中，AOB 的数量均显着低于AOA.不同施肥处理对土壤总细菌数量的影响并不明显，但显着影响了 AOA 和 AOB 的数量；而且AOB 的群落组成在各处理之间没有显着差异，AOA 的群落组成差异却非常明显[14].这表明 AOA的丰度和群落组成对长期施肥导致的土壤理化性质的变化所产生的响应比 AOB 更明显。而且，AOB 和 AOA 的丰度与土壤硝化潜势呈显着正相关，推测酸性土壤中 AOB 和 AOA 对土壤硝化作用可能都有贡献。另有对我国南方酸性土壤中AOB 和 AOA 群落组成调查的研究结果[15 -16]也支持了这一推测。这些土壤中仅 AOA 的数量与土壤硝化潜势呈正相关，与 AOB 的数量并没有关系；而且茶园土壤中 AOA 与 AOB 的数量之比随 pH值的降低而增加。这些结果表明：在酸性土壤氨氧化作用中，AOA 可能比 AOB 更加活跃。应用基于 DNA 分析的稳定性同位素探针技术（DNA-SIP） ,Zhang 等[17]根据氨氧化微生物氧化氨的同时固定 CO2进行自养生长这一原理，加入13C 标记的 CO2作为底物对土壤（pH=3.7）进行培养，发现“活跃的”氨氧化微生物是 AOA 中的Group 1.1a-associated 类群，在氨氧化过程中发挥了主导作用，同化了 13CO2进行了生长，并且氨氧化速率与 AOA 的 amoA 基因丰度呈显着正相关，但在 AOB 中没有发现这种现象。另外，Lu 等[18]的研究结果同样表明 Group 1.1a-associated 类群是氨氧化作用的主要执行者。Wang 等[19]在研究另一种酸性农田土壤时发现氨氧化作用的执行者是Group 1.1b 类群。以上结果表明，氨氧化古菌主导了这些酸性土壤中的硝化作用。

　　AOA 在酸性环境中发挥主要功能的可能机理包括[20]:（1） AOA 对 NH3的亲和力更高[21],因此，在低浓度 NH3的环境中更容易生长。酸性土壤的pH 值较低，其中的氨多以 NH4+的形态存在，NH3浓度较低，更适于对 NH3亲和力较高的 AOA 生长。（2）很多研究表明，与无机氮相比，AOA 的生长更易受有机氮的刺激，自养生长所利用的主要是有机质矿化所释放的低浓度 NH3.另外，AOA也可能是混合营养型生长，直接利用土壤中的有机碳源[22].因此，AOA 比 AOB 具有更大的竞争优势。（3）AOA 与 AOB 相比其生理生化和遗传特征更加独特，通过对几株纯培养的 AOA 基因组学的分析发现，AOA 和 AOB 的氨氧化途径可能显着不同，而且 AOA 的氨氧化和碳固定过程能量的消耗明显减少，有助于它们在一些不利的环境中发挥作用[23].

　　酸性土壤中 AOA 占主导与碱性和中性土壤中 AOB 占主导的研究结果，支持了这样一种猜测：两类氨氧化微生物的生态位具有明显的分化特征[24].即在中性和碱性土壤中，AOB 发挥了功能活性；在低氮、强酸性和高温等较苛刻的环境中AOA 是硝化作用的主要驱动者。近来从英国苏格兰酸性土壤中成功富积培养到的'一株嗜酸氨氧化古菌 Nitrosotalea devanaterra,其适宜的生长 pH 值为 4.0~5.0,当 pH>5.5 时生长受抑制[25],更进一步证实了以上观点。

　　3 环境因子对氨氧化微生物的影响。

　　土壤拥有非常复杂的环境体系，其理化性状决定着土壤中微生物群落的数量和分布。土壤氨氧化微生物的分布除了与土壤养分状况紧密相关[26],还与土壤 pH 值[27]、NH3浓度[28]、土壤管理方式[29]和植被[30]等有很大的关系。

　　3.1 pH 值。

　　硝化作用底物的生物可利用性和化学形态均受土壤 pH 值影响，同时 pH 值也影响 AOB 和AOA 的生长和功能活性，进而影响它们对硝化作用的相对贡献[31].随着农田土壤硝化作用的不断加强，显着降低了土壤的 pH 值，AOA 的 amoA 丰度明显下降，表明 pH 值可能是影响土壤 AOA 数量的重要环境因子[32].另有研究表明，在 pH=8.3~8.7 的碱性土壤[33]和 pH=3.7~6.0[34]的酸性土壤中AOA 的 amoA 基因丰度与 pH 值也呈现较好的负相关。但是也有研究表明，AOA 的 amoA 基因丰度随着土壤 pH 值的升高而增加[35],或者没有显着变化[36].Gubry-Rangin 等[37]认为 pH 值是唯一测量到的显着影响 AOA 群落和结构的土壤理化性质。在酸性土壤中，相对丰度较高的 AOB 是 Nitrosospiracluster 2[38];而 Carnol 等[39]证明，在高氮负荷的酸性褐色土壤中 AOB 的群落是以 Nitrosomonas eu-ropaea 为主。

　　一般认为，在 pH 值<6.5 的环境中 AOB 不易生长，其适宜生长的 pH 值范围为 7.0~8.5.Yuan等[40]和 Zhang 等[41]的研究发现，在红壤 pH 值比较低的条件下对氨氧化微生物的群落结构具有选择性。另外，研究发现酸性和碱性土壤中氨氧化微生物的活性存在着明显差异。He 等认为在酸性红壤中，氨氧化势与 AOA 的丰度呈正相关，而与 AOB的丰度无关；相反地，Shen 等[7]在研究中性和碱性土壤时发现，氨氧化势与 AOB 的丰度呈正相关。Hu 等[42]通过高通量测序，认为 pH 值最能解释AOA 和 AOB 的生态位分异；Wang 等[12]利用 DNA-SIP 技术，发现长期定位施肥改变了土壤的 pH值，“活跃的”氨氧化微生物群体也发生了变化。

　　3.2 土壤中 NH3的浓度。

　　氨的氧化为缓慢生长的硝化微生物提供唯一的能量，因此氨介质的可利用性被认为是 AOA 和AOB 不同生态分异的主要影响因素[43].以前的研究表明，一些含氨量很低的生态系统中，也有未知的氨氧化微生物出现，因为原位条件下氨介质的浓度显着低于 AOB 的生长需要[44].同样，在调查不施肥、施矿质肥和矿质肥加有机肥时，发现amoA 基因拷贝数的 AOA 与 AOB 之比在不施肥土壤中最高[45].研究表明，在大量施肥的土壤或者湿地中 AOB 丰度和硝化强度显着正相关；而且AOA 的生长受到高水平氨的抑制[46].

　　在当前研究中从陆地或者海洋生态系统中培养或者富集古菌的抑制浓度是 0.89~356 μmol·L-1,远低于 AOB 的可培养浓度 394~40 000 μmol·L-1.这表明 AOA 具有更低更窄的介质生长范围。被富集的 AOA 的 Km 值仅为 0.61~0.69[47].相比较来说可培养 AOB 的 Km 常数是 50~1 780 μmol·L-1,因此 AOA 具有更高的 NH3亲和力，大于可培养AOB 的 200 多倍[48].说明 AOA 在 pH 值较低的低氨环境中相比 AOB 有更大的竞争能力。

　　3.3 温度。

　　合适的温度对于生物酶催化新陈代谢非常关键，从而影响 AOA 和 AOB 的组成和活性等。U-rakawa 等[49]研究发现，较低的温度会使 AOB 的数量和多样性降低。Avrahami 等人[50]发现，在中温（10~25 ℃）时 AOB 的硝化潜势最高，低温（4 ℃）或高温（37 ℃）时会显着降低。在年平均气温差异非常明显的土壤中，酸性土壤（pH=5.0~5.8）中 AOB的物种组成有差异，优势物种也不相同；弱碱性土壤中只有 Nitrosospira cluster 3a 随温度发生变化，且 Cluster 3a 只在高温低肥的土壤中存在。在水簇箱过滤系统中，温度较低时，AOA 多样性也低[49].Tourna 等[51]进行微生态系统培养试验时，设计了不同的温度（10~30 ℃，5 ℃为一梯度）梯度，对其进行 DGGE 群落结构分析后发现，AOA 群落结构在不同培养温度下差别较大。

　　3.4 通气与水分条件。

　　大部分的氨氧化微生物属于好氧自养型微生物，需要在 O2的参与下完成氧化 NH4+产生 ATP的过程。氧分压与含水量呈负相关性，过低和过高的含水量对土壤硝化作用均有不利的影响。含水量高时土壤中氧气含量低，对硝化微生物的代谢不利；含水量低时土壤中的氧气可以完全充满土壤，但干燥的土壤环境对硝化微生物的存活不利[52].

　　一般情况下认为，田间最大持水量（WHC）的 50%~70%为最适合硝化作用的土壤含水量[53].在研究稻田土壤的硝化作用时发现：土壤的氧负压决定着淹水土壤中硝化作用是否存在，硝化微生物能否繁殖和存活；在一定范围内，硝化作用在低氧化还原电位条件下仍然可以进行；当硝化细菌的活性不被 NH4+浓度所限制时，土壤硝化作用强度随着淹水层 O2浓度的增加而显着增强[54].稻田根际土壤与非根际土壤相比常常具有较高的氧化还原电势，AOB 的 amoA 基因数量在非根际土壤和根际土壤中变化不明显，但是非根际土壤 AOA amoA基因的拷贝数显着低于根际土壤，AOA 与 AOB 的amoA 基因比值在 1. 2~69. 3 的范围内波动[55].

　　4 结论与展望。

　　氮循环过程中 AOB 和 AOA 的贡献问题一直是该领域研究的重点，与生态因子的改变密切相关。利用同位素示踪技术能准确定位 AOB 和AOA 的生态功能，明确 AOB 和 AOA 在氨氧化作用中的相对贡献，具有重要的生态环境和生物进化意义。今后应尽可能地分离、筛选不同生态环境条件下的氨氧化微生物，研究它们生理生态功能和生化特征，进一步深化对硝化作用机制的认识。

　　另外，还应从大尺度上研究土壤氨氧化微生物群落分布和功能的特点，进一步明确其时空演变特征和驱动氨氧化微生物生态位分异的主要环境因子。除此之外，今后研究的重点还有评估氨氧化微生物在硝化过程中的作用，包括对温室气体 N2O释放的贡献和其他可能的生态功能等。

　　参考文献：

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