土壤微生物研究方向
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土壤微生物研究方向范文第1篇
關鍵詞： DNA提取 土壤 微生物多樣性
土壤是微生物生活的主要場所，蘊含著豐富的微生物資源并表現出高度的多樣性，據估計每克土壤中含有4000-7000種近109個細菌細胞，含有幾千到上百萬種不同的基因組信息。長期以來，對土壤微生物的研究僅限于極少部分可培養的微生物，而這種可培養的微生物還不到自然界微生物總量的1%，實際上絕大多數環境微生物都是不可或很難被培養的，利用傳統的培養方法研究土壤微生物多樣性，具有很強的偏好性。隨著發展起來的宏基因組學利用分子生物學的研究方法繞過培養方法來研究微生物多樣性及功能這一局限，為土壤微生物研究開辟了新的道路[1]。而宏基因組學技術在研究土壤微生物方面的關鍵第一步是提取DNA。
提取高濃度、大片段、多樣性程度高、具有代表性的土壤微生物總DNA對土壤微生物多樣性研究至關重要。然而，土壤是一個非常復雜的異質體系，其中含有的腐植酸及腐植酸類似物、酚類化合物、重金屬離子等，在DNA提取過程中如不能有效去除，將直接影響后續的PCR擴增、核酸雜交、內切酶消化等分子操作[2]。土壤微生物DNA的提取純化是一個耗時、繁瑣的過程，許多學者一直在探索更加快速、高效、低成本的土壤DNA提取方法。下面就近年來已發表的國內外DNA提取相關方面的文獻，對DNA提取作了些論述。
一、土壤DNA
土壤中的DNA主要存在于細胞核內，核內DNA占整個細胞DNA量的90%以上，核外DNA主要有線粒體DNA和質粒DNA，因此，土壤DNA提取主要獲得的是核內DNA[3]。
二、影響土壤DNA提取的主要因素
影響土壤DNA提取的因素主要有以下幾點：1）DNA與土壤環境基質的相互作用。DNA與粘土礦物、高含量有機質等之間的吸附會降低DNA提取產量。2）DNA共提取物。土壤中含有的腐植酸及腐植酸類似物、酚類化合物、重金屬離子等對土壤DNA提取存在影響，限制性內切酶活性在共提取的腐植酸濃度為0.8-51.71μg/mL時就受到抑制，且Taq聚合酶對腐植酸具有高抑制敏感性[4]。3）DNA的降解、損失或損傷。土壤樣品保存方法不當，會導致微生物細胞降解或DNA降解，如土壤樣品儲存在4℃下3周，高分子量DNA顯著減少[5]；還有DNA提取過程越繁瑣或步驟越多，DNA損失就越多，DNA提取過程中的剪切力也會對DNA分子會造成損傷。4）細胞不完全裂解。
三、土壤DNA提取方法
土壤樣品的DNA提取，通常包括細胞裂解、細胞碎片的去除和核酸的沉淀與純化三個步驟。根據微生物細胞是否需要從他們的環境基質中分離出來，可將DNA提取方法分為直接法和間接法，直接法耗時短且具有更好的DNA恢復率，可以獲得更好體現樣品微生物多樣性的代表性DNA，從而直接法得到更為普遍的應用[6]。
已經出現了很多被接納并廣泛使用的土壤DNA提取方法，可以說這些方法被當作了標準。其中，Zhou 等[7]于1996年提出了一種多元組成土壤DNA恢復方法，該研究為應對某一具體的土樣提供了指導便于選擇適當的DNA提取和純化方法。有人在此基礎上，改進了方案，來提取幾種性質不同的土壤樣品DNA，并得到了較好的結果[8]。而有些土壤樣品來自于極端環境或由于本身特性，提取出滿足用于分子分析的DNA比較困難。這時結合使用不同的細胞裂解方法就顯得特別重要（常見的細胞裂解方法見表1）。例如引進土壤預洗滌程序用于提取一般有機質（腐植酸）和金屬離子含量比較高的森林土樣DNA，DNA提取產量和質量可以得到改善[9]。風沙土壤本身微生物數量較低，需要采取特殊的土壤處理方法，以獲得足夠產量的DNA，張穎等人也報道了一種風沙土壤微生物總DNA提取方法，獲得的DNA可直接用于PCR分析[10]。還有，一些極端環境如火山土壤樣品DNA提取面臨著粘土和其他礦物含量高的難題，Ruth M.Henneberger等[11]嘗試了各種提取方法，最終成功地提取到了效果較好的DNA，這都證明了結合使用不同提取處理的重要性。
DNA提取技術除了在土壤樣品上的應用外，還有很多其他的環境樣品如沉積物、堆肥、植物組織、動物標本、消化物或糞便、骨骼牙齒、化石冰與凍土、碳酸鹽巖石、唾液等。另一方面，DNA提取技術的不斷發展與成熟也促進了市場上出現了許多各種各樣的商業化DNA提取試劑盒。S.M. Dineen等[12]比較了6種商業DNA提取試劑盒用于三種土樣細菌孢子的DNA提取，結果表明FastDNA？SPIN kit提取DNA產率最高，而E.Z.N.A.？Soil DNA和PowerSoil？DNA Isolation kits在去除壤土提取物中PCR抑制物方面表現出最高的效率。
以上所訴的大多屬于直接法，直接法雖然產量高，但是純度一般較低，有時需要進一步的純化，獲得的DN段也較小；相對而言，間接法雖然需要另外的特殊處理材料和足夠的土壤數量，耗時長，但獲得的DNA純度高、長片段多，且含有更少的真核基因序列，在進行深入的微生物群落測序和克隆構建福斯質粒文庫方面，間接法是一個有用的方法[13]。
四、土壤DNA提取方法對土壤微生物多樣性分析的偏差影響
已報道的從土壤中提取DNA的方法有很多種，但大多數只適用于有限的土壤類型，這些核酸提取方法也會有復雜的低效性，不可避免地會引進各自的偏差[14]。Jan Dirk van Elsas等[15]比較分析了四種提取方法獲得的DNA多樣性，發現方法對表觀豐度和群落結構有明顯的影響，其中，通過兩種方法獲取土壤DNA得到了一種迄今未描述的放線菌組。為了改善宏基因組方法，研究DNA提取偏差以及提供一些工具便于評價不同組的豐度，Tom O.Delmont等[16]人也設計并開展了實驗，他們的工作強調了提取的DNA庫與目前無法獲取的完整土壤宏基因組之間的不同。
目前，絕大多數土壤微生物基因組總DNA提取時采用的是一次裂解，而一次裂解并不能得到較為完全的土壤宏基因組，因此一般基于提取的DNA分析獲得的土壤微生物多樣性可稱為表觀土壤微生物多樣性。為了盡量獲取完整的土壤樣品DNA，Larry M.Feinstein等[17]在評估了一個常用土壤DNA提取試劑盒時，改變了細胞裂解方案，對粘土、砂土和有機質土壤子樣品進行多次連續DNA提取，得出大部分DNA能夠通過前幾次提取獲得，并且通過集中三次連續提取，DNA提取的偏差可以得到很大程度降低。同樣，郭等的實驗結果也證實了這點，土壤DNA的3次連續提取最低回收率占5次連續提取的76%以上，而且與新鮮土壤相比，風干過程顯著降低了土壤微生物豐度，但利用風干土壤中微生物豐度的變化趨勢反映新鮮土壤中微生物數量變化規律具有一定的可行性，這也為使用風干土壤進行土壤微生物多樣性研究提供了一定的依據[18]。
五、討論與展望
對于同一份土壤樣品，不同的DNA提取方法獲得的DNA往往具有差異而表現出方法特異性。DNA提取也會有復雜的低效性，土壤宏基因組DNA的不完全提取，土壤中的腐植酸、蛋白質等物質對PCR的抑制，這些都會對土壤微生物多樣性造成偏低的評估，提取的土壤DNA質量將直接影響到后續的分子生物學分析的真實性。目前，沒有一種DNA提取方法適用于所有類型的土壤樣品，在面對一些棘手的土壤樣品DNA提取時，可采取一些不同的提取方法。
土壤DNA提取是進行土壤分子生物學分析的關鍵步驟，也是一個限制步驟。隨著PCR芯片和高通量測序技術的不斷發展和應用，對大批量土壤樣品DNA的快速獲取也變得迫切需求。雖然市場上出現的商業DNA提取試劑盒已為土壤DNA的獲取提供了不少方便，但在應對較多的土壤樣品量，還是需要消耗較多時間來手工操作，缺乏自動高效性。 因此，必須尋求更加高效的DNA提取方法。■
參考文獻
[1] 鈕旭光，韓梅，韓曉日. 微生物學通報，2007， 34（3）：576-579.
[2] 宋培勇，馬莉莉. 安徽農業科學，2010，38（24）：12978-12980.
[3] 鄭璐，高乃云. 科技信息綜述，2010，36（5）：175-178.
[4] C C Tebbe and W Vahjen. Appl. Environ. Microbiol， 1993， 59（8）：2657.
[5] C.C. Tien， C.C. Chao， and W.L. Chao， Jounal of Applied Microbiology， 1999，86：937-943.
[6] C.L. Roose-Amsaleg， E. Garnier-Sillam， M. Harry. Applied Soil Ecology， 2001， 18：4760.
[7] Jizhong Zhou， Mary Ann Bruns， and James M. Tiedje. Appliedand Environmental Microbiology， 1996， 62（2）：316322.
[8] 張海燕，王彩虹，龔明福，等. 生物技術通報，2009，（8）：151-155.
[9] Jizheng He， Zhihong Xu， Jane Hughes. Soil Biology & Biochemistry， 2005， 37：23372341.
[10] 張穎， 曹成. 東北大學學報，2010，31（11）：1640-1643.
[11] S.M. Dineen， R. Aranda IV， D.L. Anders， and J.M. Robertson. Journal of Applied Microbiology， 2010， 109：1886-1896.
[12] Tom O. Delmont et al. Journal of Microbiological Methods， 2011， 86：397-400.
[13] ？zgül Inceoglu et al. Appl. Environ. Microbiol， 2010， 76（10）：3378.
[14] Tom O. Delmont et al. Appl. Environ. Microbiol， 2011， 77（4）：1315.
[15] Larry M. Feinstein， Woo Jun Sul and Christopher B. Blackwood. Appl. Environ. Microbiol， 2009，75（16）：5428.
土壤微生物研究方向范文第2篇
關鍵詞：綠肥；玉米；產量
中圖分類號：S572 文獻標識碼：A 文章編號：1674-0432（2011）-03-0085-2
1 材料與方法
1.1 供試材料及方法
試驗安排在桐梓縣官倉鎮紅旗村響水組宋澤貴責任地進行，當地海拔800m，地勢平坦，交通方便。供試土壤為黃沙泥土，土壤肥沃，土層深厚，質地疏松，其土壤理化性質為：有機質21.5g/kg，全氮1.37g/kg，有效磷23.5mg/kg，速效鉀253mg/kg，緩效鉀515mg/kg，PH值6.7。參試綠肥品種為箭舌豌豆，玉米品種益玉六號，種子由桐梓縣農牧局提供。
試驗于2009年10月下旬進行，選擇地勢平坦，土壤肥力均勻，交通方便的田塊，將該田塊劃分為面積一樣的兩個小區（即兩個處理），其小區面積為100m2（長10m×寬10m），即處理1：凈作箭舌豌豆；處理2：閑置區(不種植任何作物)。箭舌豌豆于2009年10月下旬播種，期間田間進行常規管理，來年3月下旬全部翻壓還田。待箭舌豌豆全部腐爛后作梗分隔，將兩個小區分隔。于4月下旬兩小區（處理）分別采用單株定向移栽玉米，玉米移栽規格：行窩距50cm×24cm。田間管理同于常規。試驗在箭舌豌豆種植前、箭舌豌豆翻壓腐熟后、閑置小區內分別取樣測定。
土壤取樣方法：隨機掘取20×20見方的整段土體，取樣刀剝去外層土壤，然后將土壤混合均勻，用滅菌牛皮紙將土帶回實驗室分析。
1.2 測定指標及方法
土壤有機質含量的測定采用重鉻酸鉀氧化法（外加熱法）；土壤速效磷含量測定采用分光光度計鉬酸銨比色法；土壤速效鉀含量測定采用火焰光度法。其具體方法參考《土壤農化分析》（鮑士旦主編，中國農業出版社）。
2 結果與分析
2.1 綠肥翻壓腐熟后對玉米農藝性狀及產量差異分析
表1 綠肥翻壓后對玉米農藝性狀及產量差異分析
綠肥翻壓腐熟后對玉米農藝性狀和產量試驗結果見表1，可見：從產量方面來看，綠肥翻壓腐熟后種植的玉米產量達6637.5kg/hm2，較閑置區種植的玉米增產589.5kg/hm2，增產率9.7%。從玉米農藝性狀方面來看，綠肥翻壓后種植的玉米，其穗長、穗粗、穗行數、行粒數、裸穗鮮重等農藝性狀均較閑置區種植的玉米表現要好，其穗長、穗粗、穗行數、行粒數、裸穗鮮重分別較閑置區玉米增加了2.8cm，0.3cm，2.4cm，3cm，60g，而禿頂長綠肥翻壓區玉米較閑置區玉米降低了0.4cm。說明種植綠肥且讓綠肥還田既能培肥地力、保護生態環境，又能滿足下季作物對時間和空間的需求，滿足下季作物對養分的需要，為下季作物獲得高產奠定了基礎，從而使下季作物玉米植株粗壯，果實飽滿，獲得豐產。
2.2 綠肥翻壓腐熟后對土壤養分含量變化差異分析
綠肥翻壓腐熟后對土壤養分含量影響見表2，綠肥翻壓區土壤養分含量均得到提高，綠肥翻壓區土壤有機質含量、有效磷含量、速效鉀含量、全氮含量分別較閑置區土壤有機質含量、有效磷含量、速效鉀含量、全氮含量提高了0.63g/kg，2.5mg/kg，9mg/kg，0.07g/kg。原因可能是種植綠肥使土壤中微生物數量大幅度增加，土壤微生物能將土壤中不易被植物吸收利用的有機物質轉化為可給態的無機物質，加速土壤中氮磷元素分解，增加土壤有機質含量，提高土壤養分有效性。而土壤緩效鉀含量綠肥翻壓區較閑置區土壤緩效鉀含量降低了10.2mg/kg。說明箭舌豌豆這種綠肥對土壤緩效鉀含量影響不明顯。
表2 綠肥翻壓后對土壤養分含量變化差異分析
3 結論
通過大田試驗，研究了綠肥翻壓腐熟后種植玉米的產量、農藝性狀以及土壤養分含量獲得如下結論：
3.1 綠肥翻壓后種植的玉米其農藝性狀及產量都較閑置區種植的水稻要好
綠肥翻壓后種植的玉米產量達6637.5kg/hm2，較閑置區種植的玉米增產589.5kg/hm2，增產率9.7%。綠肥翻壓后種植的玉米，其穗長、穗粗、穗行數、行粒數、裸穗鮮重等農藝性狀均較閑置區種植的玉米表現要好。
3.2 綠肥翻壓后土壤養分含量均較閑置區土壤養分含量要高
原因可能是種植綠肥使土壤中微生物數量大幅度增加，土壤微生物能將土壤中不易被植物吸收利用的有機物質轉化為可給態的無機物質，加速土壤中氮、磷元素分解，增加土壤有機質含量，提高土壤養分有效性，從而使土壤中養分資源得到高效利用，并為下季作物對養分需求奠定基礎。
參考文獻
[1] 何開祥,貨曉芳,劉玉.不同綠肥聚攏種植玉米研究[J].農技服務,2008,25(8):38-39.
[2] 劉國順,羅貞保,王巖,等.綠肥翻壓對煙田土壤理化性狀及土壤微生物量的影響[J].水土保持學報,2006(2):95-98.
[3] 陳玉鮮.綠肥在土壤中轉化的研究[J].土壤肥料,2006,
(8):70-75.
[4] 梁永成,包興國.小麥玉米帶田麥帶內套種綠肥試驗[J].甘肅農業科技,1996,(7):33-34.
土壤微生物研究方向范文第3篇
[關鍵詞] 杭白芍；根際；變性凝膠梯度電泳；微生物多樣性；高效液相色譜；芍藥苷
[收稿日期] 2013-12-13
[基金項目] 中國博士后科學基金項目（2013M531484）；浙江省博士后科研項目（BSH1301033）；浙江省高校中青年學科帶頭人學術攀登項目（pd2013215）
[通信作者] 袁小鳳，博士，副教授，主要研究方向為藥用植物學，Tel：（0571）86633051，E-mail：
白芍為毛茛科芍藥屬植物芍藥Paeonia lactiflora的干燥根，在中國有悠久的栽培歷史，馳名中外，其根并入藥，能養血調經，斂陰止汗，柔肝止痛，平抑肝陽。臨床用于血虛萎黃，月經不調，自汗，盜汗，肋痛，腹痛，四肢攣痛，頭痛眩暈。主產浙江、安徽、四川等地。此外，山東、貴州、湖南、湖北、甘肅、陜西、河南、云南等地亦產。浙江產杭白芍的品質最佳，居全國芍藥之首，是著名的道地藥材“浙八味”之一。杭白芍為多年生草本，其生長周期4～6年，生產實踐中以4年收獲白芍根最為常見，藥典規定白芍飲片含芍藥苷（C23H28011）不得少于1.2%[1]。目前，在我國耕地面積降低以及后備耕地資源不足的情況下，為提高耕地利用率，有必要研究1～4年的杭白芍其藥效成分的累積動態及中藥品質，了解生長年限對杭白芍品質的影響，探索采收種植4年杭白芍的合理性。
研究表明，道地藥材是一個與生態環境、遺傳密切相關的開放的復雜系統[2]。道地藥材的道地性與產地的氣候、土壤理化條件等環境生態方面關系密切[3]。其中，土壤微生物是土壤生態系統的核心，它們直接或間接參與了土壤中幾乎所有的物理、化學和生物學反應，對土壤肥力及植物生長代謝非常重要，對道地藥材內在成分的質量影響最大[4]。目前有關杭白芍的研究主要集中在藥效、栽培和加工等方面，對于白芍的土壤微生物等關注不多，而了解其微生態環境對杭白芍生長的作用，以及杭白芍的生長年限反過來對微生態環境的影響，有助于闡明杭白芍道地性形成的微生態作用機制。因此，作者栽培并收集了1～4年杭白芍的根，同時收集其根際土壤，利用HPLC檢測根中芍藥苷含量，利用PCR-DGGE檢測土壤菌群多樣性，分析杭白芍根際土壤微生態與杭白芍品質的關系，為探索中藥道地性與環境生態的相關性提供理論支持。
1 材料與方法
1.1 實驗設計和樣品采集 野外栽培實驗設在規范栽培基地磐安，實驗分4組：2011年栽培的杭白芍（一年生）；2010年栽培的杭白芍（二年生）；2009年栽培的杭白芍（三年生）；2008年栽培的杭白芍（四年生）。實驗地設在同一塊地，土壤類型完全相同，每一組1 m×5 m，相鄰而種，整個實驗過程設專人管理。2011年的7月12日晴天下午14：00左右采樣，用五點取樣法分別采集一至四年生杭白芍根及其根際土壤[5]。采樣時，刨去表層土壤，將白芍整個植株挖出，輕輕抖掉根系上的大塊土壤，收集仍舊黏附于根部的土壤顆粒，每組大概隨機采集10株左右，所收集的土壤混勻，過20目篩，以去除動植物殘體和石塊，此為根際土。將混合的根際土裝入50 mL無菌離心管，每組3管，放入冰盒，速帶回實驗室，保存于-20 ℃冰箱中，用于菌群多樣性檢測。同時采集50 g左右的根際土裝入無菌袋中，這部分土樣將自然風干，用于土壤理化性質檢測。非根際土為對照土，是指與根際土相對應的土壤，采自與植物杭白芍根際有一定距離的同一地塊中，采集后現場處理方法同根際土。此外，采挖芍藥根，除去根莖及須根，洗凈，刮去粗皮，入沸水中略煮，使芍根發軟，撈出曬干、切片、打粉后待用[1]。每個樣品3個重復。
1.2 土壤pH、有機質及酶活的檢測 采用電極法[6]測土壤pH，低溫外熱重鉻酸鉀氧化-比色法[7]測土壤有機質，苯酚-次氯酸鈉比色法[8]測土壤脲酶活性，磷酸苯二鈉比色法[8]測定土壤磷酸酶活性。
1.3 土壤總基因組DNA提取及PCR擴增 稱取1.0 g土壤樣品進行總基因組DNA的提取，具體的提取步驟按照UltraCleanTM土壤DNA提取試劑盒說明書進行，提取完成后用1%的凝膠電泳進行檢測，將獲得的DNA放置-20 ℃冰箱保存。將提取的土壤DNA作為模板，使用Eppendorf的PCR system 2700型基因擴增儀，采用細菌通用引物對F357和R518（F357： 5′-CCTACGGGAGGCAGCAG-3′；R518： 5′-ATTACCGCGGCTGCTGG-3′），同時，在上游引物F357前加了GC夾CGCCCGCCGCCGCCCCGCGCCCGGCCCGCCGCCCCCGCCC[9]，以提高變性凝膠梯度電泳DGGE的分離效果。
PCR反應體系50 μL包括20～50 ng的DNA模板，25 pmol引物，100 μmol?L-1 dNTPs，2.5 μL的二甲基亞砜（DMSO）以及5 U的Taq DNA聚合酶。采用Touchdown-PCR策略：94 ℃預變性4 min，前20個循環，94 ℃變性45 s，65 ℃退火75 s（每個循環下降0.5 ℃），72 ℃延伸1 min；后10個循環為94 ℃變性45 s，55 ℃退火75 s，72 ℃延伸1 min，最后再72 ℃延伸5 min。PCR擴增產物用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測，將PCR產物進行純化（Axygen DNA分離純化試劑盒，美國），-20 ℃冰箱保存。
1.4 DGGE及測序 利用DGGE（BioRad，美國）分離PCR產物。制備變性梯度膠，使其變性梯度為30%～60%，電泳緩沖液為1×TAE。DGGE電泳條件為：電壓160 V，溫度60 ℃，時間6.5 h。電泳結束后，SYBR-green I染色30 min，將染色后的DGGE膠用凝膠成像系統Gel Doc 2000（BioRad，美國）拍照保存，用于多樣性分析。DGGE電泳之后，選擇相對比較清晰的條帶進行割膠回收，用F357/R518引物進行PCR擴增，純化PCR產物。分子克隆選用pMD18-T載體，宿主為Escherich coli DH 5α（Takara，日本）。將質粒送檢測序（Invitrogen，上海），運用Blastn程序將所測序列與GenBank進行同源比對（http：//ncbi.nlm.nih.gov/blast），并在RDP Ⅱ數據庫中（http：//rdp.cme.msu.edu）對序列進行種屬鑒定。
1.5 芍藥苷含量的檢測 根據《中國藥典》2010年版規定，利用高效液相色譜法檢測杭白芍根部芍藥苷的含量[1]。以十八烷基硅烷鍵合硅膠為填充劑；以乙腈-0.1%磷酸溶液（14∶86）為流動相；檢測波長230 nm。理論板數按芍藥苷峰計算應不低于2 000。取芍藥苷對照品適量，精密稱定，加甲醇制成60 mg?L-1芍藥苷溶液，即得對照品溶液。取本品中粉末0.l g，精密稱定，置50 mL量瓶中，加稀乙醇，即為供試品溶液。將供試品利用HPLC進行芍藥苷含量的檢測。
1.6 數據分析及處理 利用軟件Quantity One 4.4（Bio-Rad，美國）分析DGGE圖譜。根據DGGE膠條帶的位置和強度計算Shannon指數[10]。數據采用SPSS 16.0統計軟件作Pearson相關性分析和主成分分析。實驗數據用±s（STDEV）表示，方差分析認為，P
2 結果與分析
2.1 不同生長年限土壤的部分理化性質差異 檢測發現土壤呈酸性，非根際土pH達3.86，而種植杭白芍能顯著降低土壤酸度，并且隨著栽培年份的增加，pH逐漸上升，酸度逐漸下降，二年生和三年生的pH無顯著性差異。隨栽培年份增加，根際土壤的有機質基本呈逐漸下降的趨勢，但不同組間無顯著性差異。脲酶和磷酸酶活性均呈現出先降后升高的趨勢，但只有磷酸酶活性呈現出組間的顯著性差異，見表1。總之，隨著杭白芍的生長，到第4年杭白芍收獲時，土壤pH、酶活均達到最高水平，而有機質則為最低。此外，與非根際土相比，根際土壤的pH、有機質含量以及酶活性差異非常明顯，體現了杭白芍的根際效應。這些均說明杭白芍的生長會影響土壤的理化性質，而這種影響必定與根泌物相關，從而使土壤性質呈現一定的動態變化。
2.2 不同生長年限土壤細菌多樣性 對不同生長年限杭白芍根際和非根際土進行細菌多樣性分析，見圖1。從DGGE圖譜可看出，一至四年生的杭白芍根際土中有不少為共有條帶。與非根際土相比，根際土的DGGE條帶顯示出明顯的差異，表明杭白芍的根能吸引一些細菌的生長和聚集，即杭白芍在土壤菌群的組成上可能起主要的決定作用。比較不同年限的根際土發現，一至四年生的杭白芍根際大部分都是共有條帶，其差異主要體現在條帶的亮度，進行重復實驗，其結果相同，這表明栽培年限對杭白芍根部的細菌群落影響不大，進一步證明其土壤根際菌群的組成主要受到杭白芍物種的影響。
衡量物種多樣性的方法有許多，本文采用Shannon-Weiner指數[10-11]。結果表明，不同生長年限的杭白芍根際土之間的Shannon指數有差異，排序為三年生（3.61）>四年生（3.59）>二年生（3.39）>一年生（3.38），可以看出，隨著杭白芍生長年限的延長，根際土壤的細菌多樣性整體呈上升趨勢。此外，與非根際土相比，杭白芍根際土的多樣性指數顯著高于非根際土，說明杭白芍的生長促使在細菌在根部富集，體現出明顯的根際效應。
為進一步了解杭白芍土壤菌群結構，將DGGE圖譜中比較清晰的條帶進行割膠回收（圖1），共回收了21條帶，進行分子克隆后測序，在NCBI和RDP數據庫中比對，結果見表2。測序結果表明，21個克隆全部為未培養菌，條帶長度在168～194 bp，主要隸屬于γ變形菌Gammaproteobacteria（5條帶，24%），α變形菌Alphaproteobacteria（3條帶，14%），放線菌Actinobacteria（4條帶，19%），酸桿菌Acidobacteria（2條帶，10%），厚壁菌門Firmicute（2條帶，10%）以及未知菌（5條帶，23%），說明杭白芍的根際土壤中的優勢細菌為γ變形菌、α變形菌、放線菌、酸桿菌以及厚壁菌。從圖1可以看出，S6（uncultured Actinobacterium clone E1B-B3-114，放線菌），S8（uncultured Bacterium clone mus-c48，酸桿菌Gp1），S9（uncultured Bacterium clone 106.52，α變形菌），S10（uncultured Alphaproteobacterium clone 3OL8，α變形菌），S11（uncultured bacterium RNA B1001R002_G23，酸桿菌Gp1），S15（uncultured Bacterium RNA，未知菌）是根際土的特有條帶，說明杭白芍根際特有菌主要為α變形菌，酸桿菌Gp1和放線菌。S1，S2，S5，S7條帶在非根際土特有，而且非常亮，經比對發現除S2為未知菌外，其余均為γ變形菌，說明γ變形菌為非根際土中的優勢菌群。
2.3 不同生長年限杭白芍的芍藥苷累積動態 按照藥典[1]規定，從實驗基地采回杭白芍根后，洗凈，除去頭尾和細根，置沸水中煮后除去外皮、生曬、切片、打粉后備用。從不同栽培年份的杭白芍的新鮮根可以非常明顯看到側根的生成以及次生生長。隨著杭白芍的生長，根系越來越發達，根的次生生長導致木質化比例增加，周皮的顏色加深，主根越來越粗，而側根也越來越多。與一至三年生的杭白芍相比，四年生的根的生物量顯著增加，因此可以說，產量因素是選擇四年生杭白芍入藥的原因之一。將采來的樣本處理好后，利用高效液相色譜法對不同生長年限杭白芍的芍藥苷含量進行了測定，見圖2。隨著生長年限的延長，芍藥苷的含量逐漸上升，其中一年生的含量最低，質量分數為3.26%，四年生的芍藥苷含量最高，質量分數達3.41%，但不同年份含量的統計性差異未達到顯著水平。由于一至四年生的杭白芍的芍藥苷含量均遠遠超過國家標準，說明生長年限對芍藥苷的含量的影響不大，應該不是選擇四年生杭白芍入藥的主要原因，之所以選擇四年生杭白芍入藥其主要因素應該是產量而不是芍藥苷的含量。綜合外觀性狀質量、產量以及指標成分含量分析，栽培杭白芍以四年生最為適宜。
2.4 土壤性質與芍藥苷含量的相關性分析 為了探索土壤對杭白芍生長的影響，對不同年限杭白芍根際土壤的pH、有機質、酶活以及土壤細菌多樣性、芍藥苷含量的相關性進行了分析（Spearman，1-tailed），結果見表3。pH與有機質呈極顯著負相關，磷酸酶和脲酶活性呈顯著正相關，芍藥苷含量與土壤pH、細菌多樣性呈顯著正相關，與有機質呈顯著負相關。以上關系表明，芍藥苷的累積與土壤pH、有機質和細菌多樣性密切相關。
3 討論
pH對土壤微生物群落有著復雜的作用，它可以通過影響營養吸收及根外細胞酶的分泌，進而影響土壤微生物的生長，一般來說，弱堿性適合細菌和放線菌的生長，酸性適合真菌的生長[12]。土壤pH與栽培方式和種植年限密切相關，劉建霞等分析種植年限與黃瓜溫室土壤理化性質變化規律的關系發現，土壤pH隨種植年限的延長顯著降低[13]。許多研究均發現在持續一定年限后，設施栽培普遍出現土壤酸化和鹽漬化等現象[14]，在一些不適合連作的作物中表現尤為明顯，與本研究結果正好相反。分析認為，這可能跟作物是否適合連作有關。不適合連作的植物多為一年生草本，而杭白芍為多年生半灌木，需連續種植4～5年才采收，這種栽培模式不同于連作，杭白芍在生長過程中與土壤的互作可能與其他易產生連作障礙的作物不同，其根泌物的成分可能會導致pH上升而不是下降，當然杭白芍根泌物的成分還有待下一步實驗證明。同時，隨著杭白芍的栽培年限延長，細菌多樣性也明顯上升，該結果與連作障礙的作物也不同[15-16]。事實上，不同作物連作對土壤微生物的影響特性是不同的[17]，而作物連作對土壤生態系統中微生物的這種不同影響，可能也是有的作物不能連作，而有的作物能夠連作的原因之一[18]。
酸桿菌廣泛存在于自然界，在許多生態系統中發揮重要作用，主要分為8個類群Gp1-8，大多為嗜酸菌，目前對它們的了解還很少[19]。其中，Gp1類群對土壤pH非常敏感，當土壤pH6.5時在土壤中幾乎檢測不到[20]。研究發現，杭白芍的根際土壤pH均
在植物生長過程中，根系作為植物和土壤的接觸部分，在從土壤中吸收水分、養分的同時，通過根分泌的方式向根周圍釋放出各種化合物，產生根際效應，進而調控或影響植株的生長發育[23]。土壤微生物在植物根際的定殖及分布也會受到根系生長發育、環境條件等因素的影響而表現出較為明顯的根際效應，并且根際微生物在調節根際微生態系統的動態平衡、提高藥材對環境的適應性等方面起著非常重要的生態效應[24-25]。根系分泌物是植物根系與根際微生物相互作用的信息物質和決定因素[26]，由于根根際效應往往導致根際及根表面的微生物種群密度和種類要明顯高于非根際土[27-29]。杭白芍也不例外，其根際土壤pH、有機質含量、酶活性以及細菌多樣性明顯高于非根際土，體現出典型的根際效應，這與杭白芍根際向環境中釋放有機化合物有關。
HPLC檢測結果表明，一年生的杭白芍其芍藥苷質量分數已達3.26%，符合藥典規定，也就是說從藥效成分的含量方面來看，一年生的根就可入藥，但生產實踐中，一般要4年以后才采收，究其原因，可能主要跟產量和效益有關。杭白芍為多年生亞灌木，一年生的根部與4年的根相比，由于根的次生生長導致地下部粗厚的程度和產量大大增加。此外，相關性分析表明，芍藥苷的累積與土壤pH、有機質和細菌多樣性關系密切，研究發現在道地產區磐安杭白芍的芍藥苷含量相當高，初步證明杭白芍的道地性與磐安土壤微生態環境密切相關。在下一步的實驗中，將研究杭白芍的根分泌物的組成以及非道地產區與道地產區的杭白芍對比，進一步探索杭白芍道地性形成的微生態作用機制。
[參考文獻]
[1] 中國藥典.一部[S]. 2005：205.
[2] 肖小河， 陳士林， 黃璐琦， 等. 中國道地藥材研究20年概論[J]. 中國中藥雜志，2009， 34（5）： 519.
[3] 李慧， 陳冠雄， 張穎. 分子生物學方法在污染土壤微生物多樣性研究中的應用[J]. 土壤學報， 2002， 41（4）：612.
[4] 江曙， 段金廒， 錢大瑋， 等. 根際微生物對藥材道地性的影響[J]. 土壤，2009， 41（3）： 344.
[5] Smalla K， Wieland G， Buchner A， et al. Bulk and rhizosphere soil bacterial communities studied by denaturing gradient gel electrophoresis： plant-dependent enrichment and seasonal shifts revealed[J]. Appl Environ Microbiol，2001， 67（10）：4742.
[6] 鮑士旦. 土壤農化分析[M]. 北京： 中國農業出版社， 1999： 115.
[7] 魯如坤. 土壤農業化學分析方法[M]. 北京：中國農業科技出版社， 2000： 147.
[8] 關松蔭. 土壤酶及其研究方法[M]. 北京： 中國農業出版社， 1986： 274.
[9] Muyzer G， Ellen C W， Andre G U. Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction genes coding for 16S rRNA[J]. Appl Environ Microbiol， 1993， 59（1）：695.
[10] Laura P L A. Bootstrap confidence intervals for the Shannon biodiversity index： a simulation study[J]. J Agric Biol Environ Stat， 2004， 9（7）：42.
[11] Luo H F， Qi H Y， Zhang H X. Assessment of the bacterial diversity in fenvalerate treated soil[J]. World J Microb Biot， 2004， 20（6）：509.
[12] Yuan X F， Xu J， Chai H. et al. Differences of rhizo-bacterial diversity and the content of peimine and peiminine of Fritillaria thunbergii among different habits[J]. J Med Plants Res， 2010， 4（6）：465.
[13] 劉建霞， 馬理， 李博文， 等. 不同種植年限黃瓜溫室土壤理化性質的變化規律[J]. 水土保持學報， 2013 （5）： 167.
[14] 曾希柏， 白玲玉， 蘇世鳴， 等. 山東壽光不同種植年限設施土壤的酸化與鹽漬化[J]. 生態學報， 2010， 30 （7）：1853.
[15] 苗淑杰， 喬云發， 韓曉增. 大豆連作障礙的研究進展[J]. 中國生態農業學報， 2007， 15 （3） ： 203.
[16] 吳鳳芝，王學征.設施黃瓜連作和輪作中土壤微生物群落多樣性的變化及其與產量品質的關系[J]. 中國農業科學， 2007，40（10）：2274.
[17] 郭冠瑛， 王豐青， 范華敏， 等. 地黃化感自毒作用與連作障礙機制的研究進展[J]. 中國現代中藥， 2012， 14（6）： 35.
[18] Sul W J， Asuming-Brempong S， Wang Q， et al. Tropical agricultural land management influences on soil microbial communities through its effect on soil organic carbon[J]. Soil Biol Biochem， 2013，65： 33.
[19] 王春香， 田寶玉， 呂睿瑞， 等. 西雙版納地區熱帶雨林土壤酸桿菌（Acidobacteria）群體結構和多樣性分析[J]. 微生物學通報， 2010， 37（1）： 24.
[20] Michelle S， Kathryn E R， Peter H. Effect of pH on isolation and distribution of members of subdivision lof the phylum Acidobacteria occurring in soil[J]. Appl Environ Microbiol， 2006 （72）： 1852.
[21] Allison V J， Condron L M， Peltzer D A. Changes in enzyme activities and soil microbial community composition along carbon and nutrient gradients at the Franz Josef chronosequence， New Zeland[J]. Soil Biol Biochem， 2007， 39（2）：1770.
[22] Ju X T，Kou C L，Christie P，et al.Changes in the soil environment from excessive application of fertilizers and manures to two contrasting intensive cropping systems on the north China Plain[J].Environ Pollut， 2007，145：497.
[23] 楊程， 徐程揚. 根系分泌物及根際效應研究綜述[C]. 鄭州：森林可持續經營與生態文明學術研討會，2008.
[24] Shamir I， Steinberger Y. Vertical distribution and activity of soil microbial population in a sandy desert ecosystem[J]. Microbiol Eco， 2007， 53：340.
[25] Wde Boer， Kowalchuk G A， van Veen J A. ″Root-food″ and the rhizosphere microbial community composition[J]. New Phytol， 2006， 170（5）：3.
[26] 申建波， 張福鎖. 根分泌物的生態效應[J]. 中國農業科技導報， 1999， 1（4）：21.
[27] 劉洪升， 宋秋華， 李鳳民. 根分泌物對根際礦物營養及根際微生物的效應[J]. 西北植物學報， 2002， 3：693.
[28] Morgan J A W， Bending G D， White P J. Biological costs and benefits to plant-microbe interactions in the rhizosphere[J].J Exp Bot， 2005， 56：417.
[29] 周德平，褚長彬，劉芳芳，等.種植年限對設施蘆筍土壤理化性狀、微生物及酶活性的影響[J].植物營養與肥料學報，2012，18（2）：459.
Effects of growth years of Paeonia lactiflora on bacterial community in
rhizosphere soil and paeoniflorin content
YUAN Xiao-feng， PENG San-mei， WANG Bo-lin， DING Zhi-shan
（College of Life Science， Zhejiang Chinese Medical University， Hangzhou 310053， China）
[Abstract] To explore the relationship between microecological environment and Paeonia lactiflora， the effects of growth years of P. lactiflora on rhizosphere bacterial communities were studied by PCR-DGGE and the paeoniflorin content determined by HPLC. Results showed that the soil pH increased with growing years of P. lactiflora. In the fourth year， soil pH and enzyme activity reached the highest level， while organic matter content was the lowest. The bacterial diversity had a positive correlation with growing years varied from 3.38 to 3.61. Sequencing results demonstrated that Gammaproteobacteria， Alphaproteobacteria， Actinobacteria， Acidobacteria and Firmicutes were predominant bacteria kinds in the soil of P. lactiflora. Gammaproteobacteria was only detected in the bulk soil， while Alphaproteobacteria， Acidobacteria_Gp1， Actinobacteria were only in the rhizosphere soil and the bacterial community among different growing years were similar except few species. HLPC results showed that paeoniflorin content was 3.26%， 3.30%， 3.36%， 3.41% separately from one to four-year-old P. lactiflora with an upward trend. The correlation analysis indicated that the paeoniflorin content had a positive correlation with soil pH and bacterial diversity， conversely， had a negative correlation with organic matter content. During the growth years the rhizosphere bacterial diversity increased without changes of predominant bacteria and the paeoniflorin content increased without significant differences while its production increased significantly， which was different from the plants showing replanting diseases. This is in line with the farming practice choosing 4-year-old P. lactiflora， but not the 1-3 year old one. In addition， the accumulation of paeoniflorin is closely related to soil pH， organic matter content and bacteria diversity， confirming that the geoherblism of P. lactiflora is closely related with microbial environment in the soil.
土壤微生物研究方向范文第4篇
關鍵詞：微生物學；實驗教學；改革
隨著現代生命科學的迅猛發展，對生物學專業學生的需求在日益增加。與之相適應，許多高等院校都相繼設立了生物技術、生物工程、生物制藥等相關專業。微生物學是生命科學中各專業重要的專業基礎課。如何進行微生物學實驗課教學改革，是廣大微生物學教育工作者面臨的新課題。
由于微生物學內容豐富，涉及面廣，實踐性強，傳統的實驗課程教學體系已遠遠不能滿足學生今后的發展。在微生物實驗教學中，我們發現雖然在詳細講解后進行操作演示，但學生對標準的操作要領并不能很快掌握，以至于在實驗過程中還是犯同樣的習慣性錯誤。學生不能很好的掌握實驗過程中的具體和關鍵性的標準操作，不能很好的鍛煉學生的動手能力和創新能力的培養。因此，加大實驗教學力度，強化實踐教學環節等方面的改革勢在必行。實驗教學課件可以實現實驗過程中的一些細節表現。學生可以根據自己的情況有選擇的學習或對難點、重點反復的觀看和學習。課件操作方便，使用多媒體技術即可自動演示實驗過程，可以加強學生對實驗操作的認識和思考，提高實驗教學的質量。調整和增加新的實驗項目將一些獨立的知識點貫穿起來，既能增加學生的學習效率，又利于對大學生綜合素質的培養與提高，激發學生的學習興趣。
一、擴充和改進微生物實驗項目，調整驗證性和綜合性實驗項目的比例
為了培養學生的綜合實驗能力和學生的創新能力，體現微生物學實驗改革的科學性和實用性，經過多年的摸索和實踐對已有實驗項目進行了調整和改進。新增加實驗項目2項：菌群生長動力學實驗和抗生素抗菌譜及抗生菌的抗藥性測定；調整實驗項目2個：① 實驗室環境和人體表面微生物的檢查。該部分是將“實驗室環境及人體表面微生物的檢查”這一實驗（6學時）進行延伸。調整后的內容是以該實驗為主線，在達到上述目的的基礎上，再加上細菌的劃線分離、純培養及菌種保藏等內容，從而讓學生較系統的學習培養基制備、高壓滅菌、無菌操作技術，細菌培養、劃線分離、純培養技術、通過菌落特征對細菌進行簡單分類以及菌種的保藏等知識和技能訓練。另外，以該實驗為例子，給學生灌輸從環境中篩選菌種的方法步驟等。通過本部分的學習，學生能夠基本掌握微生物相關操作，建立無菌操作概念，了解菌種的篩選分離等基本知識，為以后的實驗準備工作和研究型教學奠定基礎。② 將原來的“土壤微生物的分離和純化（8學時）”改為“土壤微生物的分離純化和鑒定（不限學時）”。調整后該部分內容是讓學生以小組為單位對感興趣的課題進行文獻調研、實驗設計、實驗操作，篩選出自己感興趣的菌株并進行鑒定（包括分離株的菌落特征、菌種的形態、大小、染色特性、生理生化特性等，再結合伯杰氏手冊進行鑒定）和一定的應用研究（如特殊降解性能），最后以科技論文的形式提交實驗報告，以及進一步延伸作為自己的學士學位論文選題研究。在實驗過程中，開放實驗室，學生可以充分利用課余時間，根據需要安排時間。
針對微生物實驗在內容上的調整，我們設計了新的實驗教學結構層次。將實驗重組為基礎、專業、研究性三個教學層次，各層次均由指導、自主、綜合、設計等由易到難、循序漸進、不同要求的實驗組成；以課程、課外，必做、選做，開放等多種形式開設；開放性實驗是在教師的指導下，學生獨立設計，獨立準備和操作，從材料的準備到實驗結束的全過程，都由學生獨立完成，完成較為完整和系統的實驗課題，使學生品嘗自己的研究成果。
二、標準化實驗操作光盤和實驗教學課件的制作
為滿足微生物學實驗課教學的需要，豐富教學手段，課程組組織以實驗操作經驗豐富的教師為主，錄制了一套標準化實驗操作光盤，制作成教學課件（尤其是操作較為復雜，結果不易觀察的實驗，如：酵母菌的形態觀察、死活細胞的鑒別）。將實驗原理、實驗目的、實驗器材、操作步驟、注意事項以及一些微生物形態與結構以試聽形式展現給學生，這不僅增強了實驗操作演示的生動性，增加了教學的直觀性，而且還使學生能很快掌握操作要領，加強了記憶，從而提高了實驗教學水平。
三、改進實驗教學的考核評價體系
傳統的實驗考核的方式主要以實驗報告為主，針對這樣的考核方式，學生常出現相互之間抄襲，作業敷衍的現象，既不能反映學生實驗的真實水平，考核指標也比較單一。針對這些問題，結合實驗教學的改革實際，我們重新制訂了實踐教學評價標準。首先加大了實驗成績在該課程總成績的中比例，由原來的10%提高到20%；成績構成包括理論水平、實際操作技能和實驗報告三部分，將開放性實驗設計方案納入評分范圍，實驗進行過程中記錄平時成績，對實驗結果不做硬性要求，但可作為評分參考。
四、總結
實驗課大多為理論課的附屬課程，實驗成績往往作為理論課成績的參考或以很低的比例計入理論課成績，在一定程度上造成了學生輕視實驗學習和實驗能力的培養。微生物實驗課是生命科學所有本科專業的必修基礎課，每年有幾百名學生進入實驗室學習，對實驗項目的的調整可使眾多學生受益。目前調整的實驗項目和教學課件已經用于實驗教學，效果很好。與以前相比，學生能夠更好地掌握微生物最基本的操作技能，了解微生物學的基本知識，加深對微生物知識的理解；學生的學習興趣、創造性、積極性都被充分挖掘、調動起來，能夠主動地去了解日常生活中的微生物與我們人類的關系，并且養成了良好的學習習慣，為今后的學習打下了堅實的基礎；學生能夠與別人很好的協調與合作，培養了他們的團隊精神。總之，通過項目調整提高了實驗教學質量，培養了學生的綜合素質。今后我們還將繼續進行改進，以期獲得最佳的教學模式，推動實驗教學的改革進程，使實驗課教學真正能夠達到應有的效果。
參考文獻：
[1] 沈萍，范秀容，李廣武.微生物學實驗[M].第三版.北京：高等教育出版社，1999.
[2] 周德慶.微生物學實驗教程[M].第二版.北京：高等教育出版社，2010.
[3] 金正一.建設開放性實驗室的思考與實踐[J].實驗室研究與探索，2007，26（1）：124.
[4] 韓冰，李蘅，孟建宇.生物技術專業大學生科技創新能力培養模式的探索[J].中國成人教育，2007，22：144～145.
土壤微生物研究方向范文第5篇
關鍵詞：土壤呼吸；碳、氮循環；陸地生態系統
中圖分類號：S 15文獻標識碼：A文章編號：10095500（2013）06008707
在過去的一個世紀里，化石燃料的燃燒和人工施肥的增加使得陸地生態系統的氮素添加增加了3～5倍[1]，而且在全球的很多區域這種氮素添加還會增強。因氮素添加模型的研究結果表明本世紀末大氣氮沉降將會是現在的2.5倍。這種氮沉降對陸地生態系統有著不同的作用，例如低濃度的大氣氮沉降能夠刺激植物的生長和固碳能力[2-4]；高濃度的氮沉降會導致生物多樣性的降低，土壤酸化以及養分的流失[5，6]。
碳、氮循環作為生物地球化學循環和能量流動的重要基礎過程，緊密相連。陸地生態系統碳循環在全球碳收支中占有重要的地位，大約吸收了30%人為排放的碳，是最為有效的自然碳匯[7]。研究陸地碳循環機制及其對全球變化的響應是預測大氣CO2 含量及氣候變化的重要基礎。人類活動導致生態系統中氮含量增加[1]，影響土壤和植物體中碳的積累與重新分配，對陸地生態系統不同碳過程產生不同的影響。
土壤是陸地生態系統中最大的有機碳庫，擁有比植被和大氣更多的碳，土壤中碳的微弱變化都會引起大氣中碳的巨大變化，影響陸地生態系統碳循環和大氣中的碳濃度，并因此對全球的氣候變化產生深遠影響[7]。土壤呼吸把植被通過光合作用所固定的碳的14返還到大氣中，是土壤、大氣、植被中碳交換的重要過程，對陸地生態系統碳循環有巨大的作用[7]。此外，土壤呼吸也是土壤中有機碳周轉的一個重要體現，然而對于氮沉降或人為施肥對土壤呼吸的影響一直沒有確定的結論。一種觀點認為全球碳循環中所存在的失去的碳庫可能就是由于這種增強的氮沉降對生態系統固定碳的正反饋作用從而降低土壤呼吸；而另一種觀點認為大氣氮沉降會促進土壤中的碳分解從而加速土壤呼吸 。通過整合分析了近年陸地生態系統（森林生態系統、草地生態系統和農田生態系統）土壤呼吸對氮素添加的響應結果，并對未來的研究做了展望。
1氮素添加對土壤CO2呼吸的影響
土壤呼吸是生物圈碳循環的重要組成部分，土壤CO2呼吸大約占到土壤呼吸的34，是地下碳循環的重要體現。土壤呼吸是根呼吸、土壤動物呼吸、土壤微生物降解和土壤有機質分解產生CO2的生態學過程，可分為異養呼吸和自養呼吸。從森林生態系統、草地生態系統和農田生態系統分別討論氮素添加對土壤呼吸的影響。
1.1森林生態系統
森林生態系統是陸地最大碳儲存庫，所擁有的碳占全球植物碳庫的86%，占全球土壤碳庫的73%。氮素添加對不同森林生態系統的土壤呼吸有著不同的影響。首先氮施加促進了森林生態系統土壤呼吸，例如對哈佛森林的氮施加試驗得到氮素添加增加了土壤呼吸[8]；對我國華西雨屏區苦竹林進行不同濃度的氮施加試驗都促進了土壤呼吸，并且在一定濃度范圍內隨施加氮濃度的增加，其促進作用也在增強[9]；對加拿大坎貝爾河西南部58年生的花旗松林施氮肥后，在施肥后的最初4個月顯著的增加了土壤呼吸，對土壤的異養呼吸也有增加[10]。其次氮施加也會抑制森林生態系統的土壤呼吸，例如對森林生態系統長達6年的CO2通量的監測得出，無機氮的施入降低了土壤呼吸[11]；對楓樹林模擬大氣氮沉降，除了施氮后的第1年外，施氮都顯著的降低了土壤呼吸[12]；對哈佛森林中的紅松林進行長期不同濃度的氮施加降低了土壤呼吸和微生物呼吸[13]；對熱帶森林生態系統每年施氮肥150 kghm2，試驗進行了3年，顯著增加了土壤CO2通量，但實驗室的培養卻得到了相反的結果[14]；對我國東北地區落葉松和水曲柳人工林的氮施加試驗也抑制了土壤呼吸[15]。但是也有一些研究結果得出氮施加對森林生態系統土壤呼吸沒有影響。近期的整合結果表明：無論是間歇式高濃度的氮施加或是長期的低濃度的氮施加都會引起森林土壤呼吸尤其是土壤異養呼吸的降低，對于不受氮素限制的森林生態系統，這種負作用會更強[16]。
1.2草地生態系統
草地生態系統占陸地生態系統的13，在碳、氮循環中有重要的地位。氮是大多數草地生態系統中的限制性因子，因此，氮素添加會強烈影響到草地生態系統的土壤呼吸。研究報道，對高寒草地的施肥試驗得出氮素添加增加了土壤呼吸[17]；對溫帶草地進行施肥試驗處理后也得到相似的結果，適度的氮素添加增加了土壤呼吸，尤其是土壤異養呼吸[18]；對東北濕地草地生態系統的氮素添加研究表明，氮素添加通過增加凋落物的分解速率而增加土壤呼吸[19]；對內蒙古溫帶草地進行不同濃度的施肥得出，施肥沒有改變土壤呼吸的季節變化規律，但卻在施肥后的第1年促進了土壤呼吸，同時施肥也改變了土壤呼吸和不同氣候要素之間的關系，比如增加了土壤呼吸對水分的依賴性，降低了土壤呼吸溫度敏感系數[20]，相關的研究還表明，對內蒙古高原的荒漠化草原的施肥作用沒有明顯的增加土壤呼吸[21]。
1.3農田生態系統
農業生態系統中的碳庫是全球碳庫中最活躍的部分之一，農業生產對土壤呼吸的影響巨大。自20世紀90 年代以來世界各地十分關注農田土壤碳庫變化。 由于農田系統操作的復雜性和受人為因素干擾較多等原因，目前，關于氮素添加對農田生態系統的土壤呼吸的研究并不多。研究結果報道，美國愛荷華州玉米和大豆輪作土地進行4種不同濃度的施肥處理后得到，在種植玉米的時期施肥降低了土壤CO2的排放，在種大豆期施肥對土壤呼吸沒有影響，但實驗室的培養結果得到氮素添加明顯地降低了土壤CO2排放[22]；對中國河南玉米地進行不同濃度的氮施肥試驗得出，氮素添加降低了土壤呼吸，而土壤呼吸在不同濃度間的差異只有在拔節期才達到顯著水平[23]，相關的研究還表明，施加氮肥導致玉米根際呼吸溫度敏感性明顯增強，而土壤基礎呼吸的溫度敏感性則無明顯變化[24]，室內相關的實驗還證明土壤施氮不僅影響土壤呼吸速率和呼吸量，也影響土壤呼吸在各生長階段的分配，還影響到土壤呼吸與溫度的關系[25]。總之，由于農田生態系統的復雜性，關于氮素添加對土壤呼吸的影響以及其機理還沒有一致的結果。
2對土壤呼吸影響的潛在機制
土壤呼吸是生態系統的生物、化學與物理因素共同作用的結果，不僅受土壤內部各因素（溫度、水分、pH、孔隙度等）的影響，更受生物量、凋落物等外部因素的影響。筆者討論了生態系統的地上地下生物量、凋落物、微生物對外界氮素添加的響應及其對土壤呼吸的影響（圖1）。
2.1地上、地下生物量的變化
植物地上地下生物量的變化不僅是植物對外界環境的響應，更能影響到物質在生態系統中的循環，改變碳在不同生態系統中的分配，生物量的變化體現了生態系統所固定的碳，影響到土壤呼吸。氮素添加總體上增加了地上生物量和地下生物量，但相比之下這種增加對地上生物量的分配大于對地下生物量的分配。一方面，氮素添加導致土壤中可利用性氮增加，減少了植株對碳的吸收，這意味著碳的分配會發生轉變，即更多的碳會分配到地上植被組織中；研究表明碳向地下分配的減少對根際土壤呼吸以及土壤CO2通量都有負作用[26]；土壤可利用性氮的降低會降低土壤呼吸速率，增加土壤中碳的累積[27]；細根尤其是菌根能夠分泌出大量的可溶性有機物質，這些物質是腐生生物的碳源和能源，促進了腐生生物對土壤有機物質的分解[28]，氮素添加引起碳向地下分配的減少，阻礙了土壤中有機物質的分解，從而抑制了土壤呼吸。
研究報道，氮添加促進了植物組織的周轉，如葉和細根就更能優先利用氮，氮添加導致的細根生長和周轉的加速會對因氮施加而導致的碳向地下分配的減少形成負作用[29]；對濕地生態系統的氮素添加增加了植被生產力，改善了凋落物，使其易于被分解，因此也就增加了土壤呼吸的底物從而增加了土壤呼吸[30]；模型的結果得出，氮施肥促進了細根的周轉，這也會導致碳向地下分配的增加，氮的增加刺激了碳向地下的分配，從而加速了土壤呼吸，至少會在施肥后的最初幾個月會是這樣[10]。
2.2凋落物
凋落物的分解不僅是陸地生態系統中營養物質循環的關鍵過程，更是全球碳循環的關鍵組成部分，Raich等[31]估計凋落物的礦化對土壤總碳通量的貢獻大約為70%，因此，凋落物分解的變化在地方、區域以及全球尺度上都能影響到土壤呼吸甚至碳循環過程。
氮施加引起的土壤呼吸的變化通過凋落物的分解方式和速率得到解釋。氮素添加會改變凋落物的碳、氮含量，一方面對濕地生態系統的氮施加增加了凋落物中氮含量，從而降低了凋落物中的碳氮比，加速了凋落物的分解[19]，其他對濕地生態系統的相關研究也得到了類似的結果[32]；另一方面也有研究發現，凋落物中氮含量在氮施加試驗中并沒有增加，是由于活性氮的增加促進了植物的生長從而降低了枯萎組織中氮的含量[33]，Aerts等[34]也發現氮素添加對凋落物的分解有負作用。凋落物中氮含量的增加會促進凋落物的分解，也有研究表明，向低氮含量的凋落物中增加氮并沒有加速它的分解[35]。即氮施加能夠加速那些產生容易被分解的凋落物的降解，抑制那些不易被分解的凋落物的分解[16]；即氮施加能夠對木質素含量較低的凋落物的分解起促進作用[36]。
此外，不同的施氮濃度也會對凋落物的分解產生影響，Knorr等[36]整合前人的研究報道結果得出，每年氮施加小于75 kghm2會抑制凋落物的分解（-5%），氮施加在75～125 kghm2會促進凋落物的分解（+17%），氮施加大于125 kghm2也會抑制凋落物的分解（-9%）[36]。
2.3微生物
微生物是陸地生態系統中重要的分解者，對物質循環和能量流動都有巨大的作用。微生物對凋落物和土壤有機質的分解決定著陸地生態系統的物質循環；微生物為維持自己的活性也會消耗物質與能量，因此強烈地影響著土壤呼吸。
一方面，氮素添加增加了土壤微生物的呼吸，當氮為一種限制條件時。這種增加作用是由于土壤中穩定群落的微生物活性，或者是由于增加了土壤中微生物的生長。對闊葉林生態系統進行長期氮施肥增加了土壤微生物固定的礦化氮，施氮肥導致了微生物活性和周轉的增加[37]。對高山草甸進行長期氮施肥試驗得出，施氮促進土壤中新形成的有機質的分解，而對比較穩定的碳沒有影響，而這種碳分解的機制是由于微生物的作用[38]；對東北濕地生態系統的氮素添加研究也得到類似的結果[19]。
同時，氮素添加也會抑制微生物的活性。已有的研究表明，氮素添加導致的地上凋落物的分解速率降低可歸因于微生物活性降低和生長受限，微生物活性和凋落物的纖維素和木質素的分解有關 。有研究表明，對楓樹林模擬氮沉降后導致的土壤呼吸降低，主要原因為土壤微生物呼吸的降低[12]；對內蒙古3種不同類型的草地進行施肥處理后抑制了土壤呼吸、氮的礦化和減少了微生物氮含量，這種抑制作用在長期的氮施肥試驗中表現的更為明顯[37]。此外，也有研究得出，氮素添加后的第1個生長季對微生物活性和微生物量都沒有影響[39]，并且土壤呼吸與微生物數量之間沒有顯著的相關關系。
3不足與展望
3.1不同生態系統對氮沉降響應的研究
有關氮沉降對土壤呼吸的研究絕大部分集中于對森林生態系統的研究，也有一部分涉及到草地生態系統和農田生態系統，但對其他生態系統尤其是一些脆弱生境條件下的生態系統的研究還較少。如對泥炭地生態系統，在千年尺度上泥炭地生態系統因為它的凈初級生產力大于其分解速率而積累了大量的碳，以3%的陸地面積儲存了全球土壤碳的13，在全球變化的背景下成為溫室氣體的重要潛在排放源。對于大多數泥炭地生態系統來說都受到氮素的限制而有著比較低的生態系統凈初級生產力和比較低的凋落物分解速率，然而在氮沉降的基礎上這一系統的凈初級生產力和凋落物分解速率都會有所增加[40]，在氮沉降的作用下這一生態系統的土壤呼吸極有可能大大增強，甚至使這一系統從碳庫轉變成將來的一個重要碳源，然而關于這一系統的土壤呼吸以及碳循環還依然未知。對于濕地生態系統，由于凋落物和土壤有機質的緩慢分解使得濕地生態系統儲存了大量的有機碳，氮素添加勢必會對凋落物的分解和土壤呼吸產生強烈的影響。對三江源濕地生態系統進行人工施肥后得出，施肥通過改變凋落物的碳、氮含量和微生物活性從而加速了土壤呼吸，加速了碳排放[19]。不同濕地生態系統在未來更長時間上如何響應全球的氮沉降還依然是未知。對于這類較脆弱的生態系統，氮沉降的影響或許能超過我們的估計，不僅對土壤中新形成的碳有影響而且也會對土壤中比較老的穩定性的碳也產生影響[16]。
3.2氮素添加對土壤呼吸其他氣體的研究
CH4和N2O作為溫室氣體分別于25和298倍CO2的作用，是全球變暖過程中的巨大隱患物質，然而，關于氮沉降對土壤呼吸的研究大多都集中在對土壤CO2呼吸的研究，涉及到N2O和CH4的有對海岸地進行氮施肥的研究得出，施氮肥顯著的減少了土壤對CH4的吸收，增加了對N2O的排放，并且對土壤呼吸有持續弱促進的作用；對加拿大坎貝爾河西南部58年生的花旗松林施氮肥后，在第1年顯著的增加了土壤N2O的排放，但在處理后第2年對N2O的釋放沒有任何影響卻有了較弱的吸收，他們總結到氮施加促進了土壤呼吸直到N2O的排放開始下降[10]；對東北濕地生態系統的氮施加促進了地上植物的生長和土壤N2O的排放[41]。灌溉良好的未經干擾的生態系統是大氣CH4的天然庫，能夠固定10%的大氣CH4，溫帶森林土壤是N2O的天然庫，伴隨著全球氮沉降的增加，森林的生產力得到增加這將會對土壤吸收N2O產生巨大的影響，甚至使土壤成為N2O庫源[42]，因為氮施加強烈的影響到了土壤中硝化和反硝化作用[10]。由于CH4和N2O對全球氣候變暖的重要性，為了全面評價全球變化對生態系統土壤呼吸的影響，需要通過研究確定不同成分土壤呼吸氣體之間是否有著某種相關性，在應對未來氮沉降尤其是加劇的氮沉降時的具體響應方式。
3.3氮素添加與其他外界條件的共同作用研究
全球變化背景下的土壤呼吸是多因子的共同作用，例如氣候變暖、CO2濃度增加、降水質量和模式的改變以及氮沉降等。近一個世紀以來，溫度的緩慢升高導致了土壤呼吸的增強，而氮沉降的作用在生態系統中尤其是森林生態系統中會導致土壤呼吸的降低，在自然生態系統中其相互作用共同對陸地生態系統土壤呼吸產生影響，然而對它們共同作用下陸地生態系統的響應機制研究知之較少。氮、磷、鉀是生物生長所必須的大量元素，同時也是生態系統中的限制因素，氮、磷、鉀對土壤呼吸的研究則較少。僅有的研究報道氮、磷、鉀的施加能夠改變土壤溫度和水分從而影響土壤呼吸[40]。
3.4模型
碳、氮相互作用的機制尚不夠明確，Chen等[43]對Jassal等[42]的實驗的模擬卻得到了相反的結果，氮素添加引起的碳向地上分配比向地下分配的增多，表明氮的施加并沒有使土壤碳庫發生很大的變化，因此，陸地生態系統的模型應該綜合考慮到氮素添加導致碳在地上、地下的不同分配，尤其是土壤呼吸所利用到的那部分活性碳的不同分配[44]；碳氮比是體現氮素添加對微生物影響的一個重要指標，不同的碳氮比決定不同的微生物活性并因此影響陸地生態系統中凋落物和土壤有機質的分解速率[45]，因此，將來的模型也應該考慮到氮素添加后這一比值的變化對陸地生態系統土壤呼吸的影響。
參考文獻：
[1]Davidson E A.The contribution of manure and fertilizer nitrogen to atmospheric nitrous oxide since 1860[J].Nature Geoscience，2009，2（9）：659-662.
[2]徐振峰，牛俊義，高玉紅，等.施肥對全膜雙壟溝播玉米土壤養分動態變化的影響[J].草原與草坪，2013，33（3）：36-42.
[3]鄧鈺，柳小妮，辛曉平，等.不同放牧強度下羊草葉片光合色素含量的差異性分析――以呼倫貝爾羊草草甸草原為例[J].草原與草坪，2012，32（5）：53-57.
[4]尹輝，王琦，師尚禮，等.灌溉和施氮對種植第2年紫花苜蓿產量、水分利用效率及土壤全氮含量的影響[J].草原與草坪，2012，32（4）：1-7.
[5]孫倩倩，沈益新.施氮和刈割頻度對蕹菜再生及飼草產量和品質的影響[J].草原與草坪，2010，30（1）：14-19.
[6]趙娜，賈力，劉洪來，等.氮肥的環境風險及管理研究進展[J].草原與草坪，2011，31（1）：89-93.
[7]Janssens I A，H Lankreijer，G Matteucci，et al.Productivity overshadows temperature in determining soil and ecosystem respiration across European forests[J].Global Change Biology，2001，7（3）：269-278.
[8]Micks P，Aber J D，Boone R D，et al.Shortterm soil respiration and nitrogen immobilization response to nitrogen applications in control and nitrogenenriched temperate forests[J].Forest Ecology and Management，2004，196（1）：57-70.
[9]涂利華，胡庭興，黃立華，等.華西雨屏區苦竹林土壤呼吸對模擬氮沉降的響應[J].植物生態學報，2009，33（4）：728-738.
[10]Jassal R S，Black T A，Trofymow J，et al.Soil CO2 and N2O flux dynamics in a nitrogenfertilized Pacific Northwest Douglasfir stand[J].Geoderma，2010，157（3）：118-125.
[11]Agren G I，Bosatta E，Magill A bining theory and experiment to understand effects of inorganic nitrogen on litter decomposition[J].Oecologia，2001，128（1）：94-98.
[12]Burton A J，Pregitzer K S，Crawford J N，et al.Simulated chronic NO3- deposition reduces soil respiration in northern hardwood forests[J].Global Change Biology，2004，10（7）：1080-1091.
[13]Bowden R D，Davidson E，Savage K，et al.Chronic nitrogen additions reduce total soil respiration and microbial respiration in temperate forest soils at the Harvard Forest[J].Forest Ecology and Management，2004，196（1）：43-56.
[14]Cleveland C C，Nemergut D R，Schmidt S K，et al.Increases in soil respiration following labile carbon additions linked to rapid shifts in soil microbial community composition[J].Biogeochemistry，2006，82（3）：229-240.
[15]賈淑霞，王政權，梅莉，等.施肥對落葉松和水曲柳人工林土壤呼吸的影響[J].植物生態學報，2007，31（3）：372-379.
[16]Janssens I，Dieleman W，Luyssaert S，et al.Reduction of forest soil respiration in response to nitrogen deposition[J].Nature Geoscience，2010，3（5）：315-322.
[17]Diemer M.Effects of elevated CO2 on gas exchange characteristics of alpine grassland[J].Acta OecologicaInternational Journal of Ecology，1997，18（3）：177-182.
[18]Ammann C，Flechard C R，Leifeld J，et al.The carbon budget of newly established temperate grassland depends on management intensity[J].Agriculture Ecosystems & Environment，2007，121（1-2），5-20.
[19]Song C，Liu D，Yang G，et al.Effect of nitrogen addition on decomposition of Calamagrostis angustifolia litters from freshwater marshes of Northeast China[J].Ecological Engineering，2011，37（10）：1578-1582.
[20]Peng Q，Dong Y，Qi Y，et al.Effects of nitrogen fertilization on soil respiration in temperate grassland in Inner Mongolia，China[J].Environmental Earth Sciences，2011，62（6）：1163-1171.
[21]珊丹，韓國棟，趙萌莉，等.控制性增溫和施氮對荒漠草原土壤呼吸的影響[J].干旱區資源與環境，2009，23（9）：106-112.
[22]AlKaisi M M，Kruse M L，Sawyer J E.Effect of nitrogen fertilizer application on growing season soil carbon dioxide emission in a cornsoybean rotation[J].Journal of Environmental Quality，2008，37（2）：325-332.
[23]Ding W X，Cai Y，Cai Z C，et al.Soil Respiration under Maize Crops：Effects of Water，Temperature，and Nitrogen Fertilization[J].Soil Science Society of America Journal，2007，71（3）：944.
[24]張耀鴻，朱紅霞，李映雪，等.氮肥施用對玉米根際呼吸溫度敏感性的影響[J].農業環境科學學報，2011，30（10）：2033-2039.
[25]楊蘭芳，蔡祖聰.玉米生長中的土壤呼吸及其受氮肥施用的影響[J].土壤學報，2005，42（1）：9-15.
[26]Phillips R P，Fahey T J.Fertilization effects on fineroot biomass，rhizosphere microbes and respiratory fluxes in hardwood forest soils[J].New Phytologist，2007，176（3）：655-664.
[27]Hu S，Chapin F S，Firestone M K，et al.Nitrogen limitation of microbial decomposition in a grassland under elevated CO2[J].Nature，2001，409（17）：188-191.
[28]van Groenigen K J，Six J，Hungate B A，et al.Element interactions limit soil carbon storage[J].Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2006，103（17）：6571-6574.
[29]Raich J W，Riley R H，Vitousek P M.Use of RootIngrowth Cores to Assess Nutrient Limitations in Forest Ecosystems[J].Canadian Journal of Forest ResearchRevue Canadienne De Recherche Forestiere，1994，24（10）：2135-2138.
[30]Nyknen H，Vasander H，Huttunen J T，et al.Effect of experimental nitrogen load on methane and nitrous oxide fluxes on ombrotrophic boreal peatland[J].Plant and Soil，2002，242（1）：147-155.
[31]Raich J W，Schlesinger W H.The global carbon dioxide flux in soil respiration and its relationship to vegetation and climate[J].Tellus B，1992，44（2）：81-99.
[32]Lü XT，Cui Q，Wang QB，et al.Nutrient resorption response to fire and nitrogen addition in a semiarid grassland[J].Ecological Engineering，2011，37（3）：534-538.
[33]Breeuwer A，Heijmans M，Robroek B J M，et al.The effect of increased temperature and nitrogen deposition on decomposition in bogs[J].Oikos，2008，117（8）：1258-1268.
[34]Aerts R，H deCaluwe.Nutritional and plantmediated controls on leaf litter decomposition of Carex species[J].Ecology，1997，78（1）：244-260.
[35]Fog K.The Effect of Added Nitrogen on the Rate of Decomposition of OrganicMatter[J].Biological Reviews of the Cambridge Philosophical Society，1988，63（3）：433-462.
[36]Knorr M，Frey S D，Curtis P S.Nitrogen additions and litter decomposition：A metaanalysis[J].Ecology，2005，86（12）：3252-3257.
[37]Fisk M C，Fahey T J.Microbial biomass and nitrogen cycling responses to fertilization and litter removal in young northern hardwood forests[J].Biogeo chemistry，2001，53（2）：201-223.
[38]Keeler B L，Hobbie S E，Kellogg L E.Effects of LongTerm Nitrogen Addition on Microbial Enzyme Activity in Eight Forested and Grassland Sites：Implications for Litter and Soil Organic Matter Decomposition[J].Ecosystems，2009，12（1）：1-15.
[39]Liu W X，Xu W H，Han Y，et al.Responses of microbial biomass and respiration of soil to topography，burning，and nitrogen fertilization in a temperate steppe[J].Biology and Fertility of Soils，2007，44（2）：259-268.
[40]Wendel S，Moore T，Bubier J，et al.Experimental nitrogen，phosphorus，and potassium deposition decreases summer soil temperatures，water contents，and soil CO2 concentrations in a northern bog[J].Biogeosciences，2011，8（3）：585-595.
[41]Zhang L，Song C，Wang D，et al.Effects of exogenous nitrogen on freshwater marsh plant growth and N2O fluxes in Sanjiang Plain，Northeast China[J].Atmospheric Environment，2007，41（5）：1080-1090.
[42]Jassal R S，Black T A，Chen B，et al.N2O emissions and carbon sequestration in a nitrogenfertilized Douglas fir stand[J].Journal of Geophysical Research，2008，113（4）：114-116.
[43]Chen B，Coops N C，Andy Black T，et al.Modeling to discern nitrogen fertilization impacts on carbon sequestration in a Pacific Northwest Douglasfir forest in the firstpostfertilization year[J].Global Change Biology，2011，17（3）：1442-1460.
[44]Lu M，Zhou X，Luo Y，et al.Minor stimulation of soil carbon storage by nitrogen addition：A metaanalysis[J].Agriculture，Ecosystems & Environment，2011，140（1-2）：234-244.
[45]Manning P，Saunders M，Bardgett R D，et al.Direct and indirect effects of nitrogen deposition on litter decomposition[J].Soil Biology and Biochemistry，2008，40（3）：688-698.
