土壤微生物研究方向(6篇)
土壤微生物研究方向篇1
【关键词】土壤微生物环境胁迫响应机制
作为生态安全系统的重要组成部分，土壤生态系统在微生物作用下充分发挥自身的生态功能。尤其在环境问题比较突出的背景下，生态系统稳定性很大程度上由微生物胁迫能力进行反映。因此通过通过生态系统稳定性受土壤微生物影响分析、环境胁迫影响以及土壤微生物对环境胁迫响应的关系研究响应机制具有十分重要的意义。
一、土壤生态系统稳定性受土壤微生物影响分析
在分析土壤生态系统稳定性受土壤微生物影响过程中，首先需提及微生物的多样性特征。根据以往学者分析，认为系统中的能量在发生流动或物质进行循环的过程中，微生物发挥着不可替代的作用，能够对生态系统功能进行维持。但从方法学角度，微生物影响机制受其自身多样性特点影响仍有待于明确。对此在长期研究与实践中对其多样性生命层次进行总结，具体氛围群落内生物多样性、群落之间的多样性以及不同区域所表现的多样性特点。而研究中的土壤生态系统稳定性主要指在外界环境干扰下系统能够从结构、功能等各方面保持稳定性且具有一定的恢复能力与抵抗能力。以往在土壤真菌多样性试验过程中可发现系统的稳定程度会随多样性的丰富程度逐渐升高。再如Wittebolle所研究的系统稳定性受反硝化细菌群落的影响，发现微生物均匀程度以及物种的丰富度也会产生重要的作用。
二、土壤生态系统稳定性受环境胁迫的影响分析
（一）环境胁迫中土壤微生物响应分析
对环境胁迫的概念可理解为生物体生存过程中环境所带来的压力，或生态系统在环境影响下的发展受到一定的约束，通常表现为UV-B辐射、盐碱胁迫、干旱胁迫以及冷害胁迫等。从土壤生态系统角度，其环境胁迫主要来源于土壤污染，特别在重金属污染方面，对微生物群落结构与微生物数量等造成严重影响，不利于土壤生态系统功能的发挥。也因如此，许多学者对重金属影响进行一系列分析，如针对氮循环微生物，可将土壤添加其中并培养一段时间，其中土壤在汞浓度梯度方面不同。通过试验发现硝化潜势随汞浓度的提高而逐渐减弱，证明贡胁迫下这种微生物在功能上能够自行恢复。另外，生态系统稳定性的反应也可通过微生物对一次干扰响应与二次干扰响应表现的不同特征进行反映。根据试验可发现一次胁迫与二次胁迫在因子上具有极高的相似程度，能够形成协同耐受性。而二者关系在一定条件下又表现出很大的差异，其原因在于响应上的不同。若对环境胁迫响应的类群消失后，便会出现新的类群，这些类群所表现的特征很容易对胁迫产生耐受性。
（二）以定量描述的方式分析
由前文可知，土壤微生物对其生态系统稳定性能够产生很大的影响，这就要求利用定量的方式对环境扰动与系统稳定性间的关系进行描述。其中生态系统的恢复能力与抵抗能力计算中可利用样品在环境扰动前后所表现的不同进行比较，并利用相应的计算公式如土壤间差异、土壤在扰动下的变化以及综合计算方式等。通过这种定量描述方式，微生物多样性与土壤生态系统稳定性间存在的数量关系能够得到正确的分析与判断。
三、土壤微生物对环境胁迫响应机制分析
（一）从抗性基因与微生物水平转移角度
从前文中重金属对土壤微生物的影响可分析，其恢复能力与抵抗能力的产生主要受四方面因素影响，即：第一，原有敏感性物种逐渐被耐受性物种所取代。第二，重金属中具有抗性特征的基因会发生水平转移。第三，抗性物种很可能受遗传变异的影响而出现。第四，重金属生物有效性的逐渐降低。通过一定的试验研究便可推出土壤微生物群落多样性与其自身结构很容易受抗性基因与微生物的水平转移而影响，这样环境胁迫下的微生物群落在恢复能力以及抵抗能力等方面将逐渐提高。
（二）从功能冗余角度
功能冗余常发生在土壤微生物群落中，其具体指为物种的生态功能在一定条件下可能发生重叠情况，在一类群消失后，生态系统功能会在新类群作用下仍能够保持正常状态。很多情况下，受环境扰动影响，微生物群落结构很可能发生改变，这时功能冗余的作用将充分发挥出来以确保群落的正常功能得以维持。因此有试验研究表明，尽管环境胁迫影响下微生物群落可能无法以较快的速度向其初始状态进行恢复，但生态系统不会受其变化影响。其原因在于新微生物群落与原有微生物群落存在重叠的功能冗余单元，而且群落整体水平不会受群落内部功能单元的不同受到影响，这样对土壤生态系统稳定性不会造成影响。
四、结论
在分析环境胁迫下土壤微生物的响应机制过程中，应注意结合土壤生态系统稳定性受土壤微生物影响、土壤生态系统稳定性受环境胁迫的影响分析，从而确定土壤微生物对环境胁迫响应机制。除文中所分析的响应机制外，也存在其他机制如生物细胞在环境胁迫下发生的变化等。因此实际研究过程中对响应机制的分析应不断完善，确保其能够为土壤污染修复工作提供参考依据。
参考文献：
[1]蔡丽平.崩岗侵蚀区先锋植物类芦对环境胁迫的生理生态学响应机制[D].福建农林大学，2012.
土壤微生物研究方向篇2
关键词：土壤微生物；微生物生物量；土壤酶活性；种植年限；菜地
中图分类号：S158.5；S154文献标识码：A文章编号：0439-8114（2013）20-4903-05
EffectsofPlantingYearsonSoilMicrobialCarbon，NitrogenandEnzymeActivityofVegetableFields
HUANGRong，WANYi-lin，GAOMing
（CollegeofResourcesandEnvironment，SouthwestUniversity，Chongqing400715，China）
Abstract：Soilsampleswerecollectedandanalyzedfromvegetablefieldswithdifferentplantingyears（1，5，10，15years）inthevegetablebaseofBaishiyitown，Jiulongpodistrict，Chongqingcity.Thesoilmicroorganismquantity，microbialbiomasscarbon（SMBC）andnitrogen（SMBN），andsoilenzymeactivitywerestudied.Theresultsshowedthatmicroorganismquantityandenzymeactivity，SMBCandSMBNcontentofsurfacesoil（0to20cm）werehigherthanthatofsubsurfacesoil（20to40cm）.In0～20cmvegetablesoilthemaximumamountofbacteriaandactinomyceteswereinthevegetablesoilplantedfor10years，whilethemaximumamountoffungiwasinthevegetablesoilplantedfor5years.SMBCcontentin0～20cmvegetablesoilgraduallydecreasedwiththeincreaseofplantingyears.SMBNcontentin0～20cmvegetablesoilwithdifferentplantingyearswasrelativelystable.SMBCandSMBNcontentsinbothsurfaceorsubsurfacesoilplantedfor10yearswerehigh.Enzymeactivityinvegetablesoilwasdifferedwithdifferentplantingyears.Catalaseactivityinsoilwithdifferentplantingyearswasrelativelystableandmaintainedat1.22～1.62mL/g.Ureaseandinvertaseactivitywasfluctuatedunderlong-termfertilization.Ureaseactivitycouldbehighupto1.80mg/gwiththeminimumof0.15mg/g.Theinvertaseactivitywasrangedfrom0.91mg/gto3.40mg/g.
Keywords：soilmicroorganism；microbialbiomass；soilenzymeactivity；plantingyears；vegetablefield
土壤微生物生物量不仅是土壤有机质和土壤养分转化与循环的动力，还是土壤中植物有效养分的储备库，能直观地反映土壤微生物和土壤肥力状况[1]。土壤酶参与了腐殖质的合成与分解以及土壤中一切生物化学的过程，是一个反映土壤质量的生物学指标。
不同耕作方式对土壤微生物生物量及酶活性有一定的影响，其中免耕最有利于提高土壤微生物生物量和土壤酶活性[2]。在相同的耕作方式下，不同的土地利用方式对土壤微生物生物量的作用也是不一样的。宇万太等[3]研究表明，与其他利用方式相比，裸地处理的微生物生物量碳最低。近几十年来，化学肥料施用已成为农业增产的重要措施之一，对农业生产起到了积极的推动作用[4]。但是，长期施用化肥会影响土壤的理化性质，从而引起土壤微生物数量、微生物生物量碳、微生物生物量氮以及酶活性的变化[5]。
近年来，国内外对不同耕作方式，不同土地利用类型和不同施肥量及施肥种类方面进行了大量的研究[1，5-8]。长期施肥对土壤中微生物、微生物生物量以及酶活性的影响主要集中在种植粮食作物（水稻、玉米等）的土壤上，对于菜地土壤的研究较少。由于菜地土壤复种指数高，施肥量相当于粮食土壤的几倍，种植蔬菜的年限不同，施入土壤中的化肥量差异较大，种植蔬菜年限越久，施入土壤的化肥就越多。因此，本研究就不同蔬菜种植年限下，不同化肥施用量对菜地土壤微生物数量、微生物生物量碳和微生物生物量氮以及土壤酶活性进行了研究，以期阐明化肥施用量对菜地土壤质量的影响，为菜地合理、科学施肥提供理论依据。
1材料与方法
1.1试验土壤
试验所采集的土壤是来自重庆市九龙坡区白市驿镇的蔬菜基地。1997年之前，重庆市九龙坡区白市驿镇主要种植水稻、玉米等粮食作物。在1997年之后，该地区慢慢地向蔬菜种植方向发展，至今已形成了较大规模的蔬菜基地。该区土壤为灰棕紫泥土。由于该地区的土壤主要用于种植蔬菜，蔬菜一年种植3～6季，复种指数一般为400%～600%，远高于粮食的复种指数。蔬菜基地具有高复种指数和一年多季的特点，因此投入到土壤中的化肥量也相应的高，肥料品种也相应的多。为了更好地了解不同种植年限下（即不同施肥年限下）土壤中微生物生物量和酶活性的变化规律，本试验在同一区域分别采集了种植1、5、10和15年的蔬菜地的表层（0～20cm）和亚表层（20～40cm）土壤，研究不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳、氮及酶活性的影响。
具体采样方法为：分别选取种植了1年、5年、10年和15年的蔬菜地，每个种植年限各选3个地块，每个地块皆采用梅花式多点采样法，分别采集0～20cm表层和20～40cm亚表层的土壤，采用四分法留取5kg的土壤，然后将表层和亚表层的土壤分别装袋并做好记录。采集完之后带回实验室，一部分在自然状况下风干，用于常规的养分分析；另一部分保存在4℃的冰箱内，用于土壤微生物、土壤微生物量碳、微生物生物量氮和酶活性的测定。其采样点的基本情况及土壤的理化性质见表1和表2。
1.2测定指标及方法
细菌采用牛肉汁蛋白胨琼脂培养基平板混菌法培养测定；真菌采用马丁氏琼脂培养基平板混菌法培养测定；放线菌采用高氏1号琼脂培养基平板混菌法培养测定。土壤微生物生物量碳（SMBC）采用熏蒸提取-容量分析法测定；土壤微生物生物量氮（SMBN）采用熏蒸提取-纳式试剂比色法测定。过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定；脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定；蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定。
上述试验结果的数据均采用MicrosoftExcel2003和SPSS进行数据处理；图形利用Excel软件绘制。
2结果与分析
2.1不同种植年限对菜地土壤微生物数量的影响
从表3可以看出，不同种植年限的菜地土壤中细菌、真菌和放线菌的数量存在较大差异。不同种植年限下，无论是在表层（0～20cm）还是在亚表层（20～40cm）的土壤中，微生物三大类菌的种群数量分布趋势细菌数量最多，其次为真菌，放线菌数量最少。这是因为土壤微生物对施肥方式的敏感性不一样造成的。随着施用化肥年限的增加，真菌数量有较大的变化，最高可达11.26×105个/g，最低仅2.68×105个/g。无论是在表层还是亚表层土壤中，放线菌的种群数量都比较少。在不同的施肥年限下，表层土壤中的放线菌数量的最高峰出现在种植10年的菜地土壤中，亚表层土壤中的放线菌数量的最高峰出现在种植5年的菜地土壤中。
从表3还可以看出，种植15年蔬菜的土壤中微生物种群数量不高。有研究表明，随着种植年限的增加，土壤中盐分增加，土壤酸化与养分失调造成对微生物的抑制作用[9]。表层和亚表层土壤中，三大微生物菌群数量除表层土壤细菌外，其余最高值都出现在种植5年或10年的菜地土壤中，可能原因在于种植5年和10年的土壤都是采用一年五季的种植制度，就会使用更多的肥料。由于施肥量的增加，引入了更多的营养物质，为微生物积累更多的养分，这样更有利于微生物的生存。黄玉霞等[10]的研究也表明，在一定范围内随着种植年限的增加，土壤中的养分有所积累，使微生物有一个有利于繁殖的物质环境，土壤微生物三大类菌的种群数量呈上升趋势。
2.2不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳、氮的影响
2.2.1不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳的影响土壤微生物生物量是土壤中的活性营养库，调控着土壤养分的转化循环及有效性。土壤微生物生物量碳、氮含量与环境、施肥及作物生长有密切关系。由表4可知，对于SMBC来说，除了种植10年的菜地表层土壤中SMBC含量和亚表层土壤中的含量相差不大以外，种植1、5和15年的菜地表层土壤中SMBC含量是亚表层土壤中的16.8、4.2和1.6倍，这与徐阳春等[1]研究结果相似。可能原因在于植物残体及连年施入的有机肥主要积累在表土层中，相应地可供微生物维持生命活动的能量充足，从而导致表层土壤中微生物生物量碳含量高。但总体来说，SMBC的含量都比较低，这是由于长期施用化肥，尤其是无机氮肥，虽然增加了植物根茬等的残留，但由于土壤的碳、氮比（C/N）下降，加速了土壤中原有有机碳分解，导致土壤中积累的有机碳总量较少[10]。
2.2.2不同种植年限对菜地土壤微生物生物量氮的影响除了种植5年的菜地表层土壤SMBN含量比亚表层中的高了29.9%外，其余种植年限的表层土壤中SMBN含量都比亚表层中的高了48%以上。总的来说，在不同的种植年限下，表层土壤中的SMBN都高于亚表层土壤中的SMBN含量。可能原因在于表层土壤的透气性比亚表层的好，有利于微生物的活动，从而表层土壤中的SMBN含量也相应的高。巨晓棠等[11]对冬小麦生育期土壤微生物生物量氮的变化监测结果表明，其含量在不同土层顺序为0～20cm>20～40cm>40～60cm，这主要是因为土壤表层有机质含量丰富，微生物活动旺盛。对亚表层土壤而言，SMBN的含量随施肥年限的增加，最高峰出现在种植10年的土壤中，可能原因在于鸡粪肥的使用使得土壤中的C/N较高。仇少君等[12]对土壤微生物生物量氮及其在氮素循环中作用研究表明，C/N愈高对土壤微生物生物量氮影响持续时间愈长。
SMBN含量随施肥年限的变化趋势与SMBC有所不同，且SMBN在土壤中的含量一般高于SMBC含量。徐阳春等[1]研究发现化肥与秸秆、绿肥、猪粪等有机肥配合施用后，促进了土壤微生物大量繁殖，从而固持了一部分氮素。被微生物固持氮素中的一部分被矿化释放出来，供作物吸收；另一部分就转化为稳定的有机氮，最终使土壤氮素含量增加。此外还可能是菜地土壤中均使用了鸡粪肥，由于鸡粪肥具有固氮的功能而且C/N较高，所以施用的氮肥容易被固定，从而有利于土壤微生物生物量氮的形成。黄玉霞等[10]研究表明将C/N较高的有机物料与化学氮肥一同施入土壤，肥料氮先固定到微生物体内，被固定的无机氮肥避免了挥发、淋洗和反硝化的损失，对提高氮肥利用效率和保护环境具有积极的作用，这样就有更多的SMBN积累。
2.3不同种植年限对菜地土壤酶活性的影响
土壤酶是来自于微生物、动植物活体或残体的一类生物活性物质，它可以催化土壤中的生物化学反应，在土壤生态系统中起着关键作用。本试验根据具体情况主要测定了不同种植年限下土壤0～20cm表层和20～40cm亚表层中过氧化氢酶、脲酶以及蔗糖酶的含量。由表5可以看出，该采样地点的土壤中过氧化氢酶活性比较稳定，而蔗糖酶活性和脲酶活性在不同的种植年限以及不同的土层间浮动都比较大。
2.3.1不同种植年限对菜地土壤过氧化氢酶活性的影响过氧化氢酶不仅参与了生物的呼吸代谢活动，而且还可以解除在呼吸过程中产生的对活细胞有害的过氧化氢[4]。过氧化氢酶活性与好氧微生物数量、土壤肥力有密切的联系[13]。从表5可以看出，对表层土壤来说，除了种植10年的土壤中过氧化氢酶的活性较高（1.62mL/g）外，其余种植年限的土壤中过氧化氢酶活性变化不大，维持在1.23～1.30mL/g。对亚表层土壤来说，过氧化氢酶的活性较表层土壤中的稳定，在不同种植年限下的过氧化氢酶活性相差不大。表层土壤中的过氧化氢酶活性比亚表层的略强，但是并没有很大差异，可能是由于表层土壤的透气性比亚表层的好，这样有利于好氧微生物的增长，因而表层土壤过氧化氢酶活性略强。总的来说，在0～20cm和20～40cm土层中，不同的种植年限对土壤中过氧化氢酶活性的影响并不大。这与贺婧等[14]研究结果相一致。
2.3.2不同种植年限对菜地土壤脲酶活性的影响脲酶对尿素的转化起到重要作用[15]。从表5可以看出，在表层土壤中，除了种植15年的土壤脲酶活性较强以外，其余表层土壤中的脲酶活性是随着种植年限的增加呈减弱的趋势，平均为0.66～1.06mg/g。在亚表层土壤中，除了种植5年的土壤脲酶活性较弱以外，其余种植年限的脲酶活性为0.36～0.95mg/g。在各种植年限下，表层土壤的脲酶活性多数比亚表层土壤的高的多，可能是由于表层土壤的透气性比亚表层的好，这样有利于好氧微生物的增长，因而表层土壤脲酶活性明显增强。将同土层中的土壤脲酶活性平均值与施肥年限进行相关性分析，结果显示，表层土壤脲酶活性与施肥年限呈正相关，但是相关关系并不显著（r=0.562，P=0.439>0.05）；亚表层土壤脲酶活性与施肥年限也呈正相关，相关关系也不显著（r=0.440，P=0.956>0.05）。总的来说，土壤脲酶活性与施肥年限存在正相关关系，该结论与贺婧等[14]研究结果相一致。
2.3.3不同种植年限对菜地土壤蔗糖酶活性的影响蔗糖酶是土壤中的另一种酶，它能促进蔗糖水解生成葡萄糖和果糖，对增加土壤易溶性营养有着重要的作用[16]。结果表明，表层土壤中蔗糖酶活性随着施肥年限的增加而变化，在种植10年的土壤中蔗糖酶活性出现最高峰值，为3.27mg/g。将表层土壤中的蔗糖酶活性与不同种植年限进行相关性分析，表明表层土壤蔗糖酶活性与种植年限呈负相关关系，但是相关关系并不显著（r=-0.314，P=0.686>0.05）。在种植1～10年的亚表层土壤中，蔗糖酶活性为0.91～3.40mg/g，种植15年的亚表层土壤中的蔗糖酶活性最低。将亚表层土壤中的蔗糖酶活性与不同种植年限进行相关性分析，表明亚表层土壤蔗糖酶活性与种植年限呈负相关，但是相关关系并不显著（r=-0.528，P=0.472>0.05）。黄玉霞等[10]研究表明，随着土壤剖面深度的增加，蔗糖酶的活性降低。但是本试验结果显示，土壤表层和亚表层的蔗糖酶活性浮动比较大，可能原因在于农户采用的施肥方式与栽培管理措施不同。
3小结与讨论
袁玲等[8]研究结果表明，施肥必然会影响土壤环境，影响植物根系、土壤微生物、土壤动物，从而影响到来源于这三者的土壤酶的活性以及土壤微生物生物量。由于土壤酶、微生物以及微生物生物量碳、氮的敏感性，以及现代农业可持续发展的需求，土壤每年必须投入大量的肥料特别是化肥来提高农作物的产量，因此随着土壤被用于农业的时间增加，肥料的使用量也会随之增加。所以不同种植年限必然会对土壤酶、微生物以及微生物生物量产生一定的影响[14]。本试验研究表明：
1）长期施肥对土壤中三大微生物类群是有一定影响的，不同种植年限下，表层（0～20cm）和亚表层（20～40cm）的土壤中，细菌数量最多，其次为真菌，放线菌数量最少，其中种植了15年的菜地土壤中的微生物种群数量最少，这与黄玉霞等[10]的研究结果是大体一致的。
2）长期施肥会改变土壤理化性质，由于土壤微生物生物量对土壤环境的变化十分敏感，因此随着施肥年限的改变，土壤微生物生物量也会随之而改变。对于土壤微生物生物量碳来说，0～20cm土壤中的SMBC随着种植年限的增加逐渐递减；对于土壤微生物生物量氮来说，0～20cm的SMBN随着种植年限的增加其含量比较稳定。同时，长期施肥对不同土层间微生物生物量碳的影响要比微生物生物量氮的影响大些。
3）土壤酶活性具有一定的敏感性，长期施肥也必然会引起土壤酶活性的变化，因为施肥引入营养物质，改善了土壤中微生物的活性和分布，从而改变了土壤酶活性。随着施肥年限的增加，土壤中过氧化氢酶活性比较稳定，而蔗糖酶活性和脲酶活性在不同的施肥年限以及不同的土层间浮动都比较大。一般情况下，随着土层深度的加深，过氧化氢酶、蔗糖酶以及脲酶的活性相对减弱，这是因为表层土壤透气性较好，有利于好氧微生物的代谢活动，而且农户不同的耕作方式对土壤中酶活性的影响也较大。
参考文献：
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土壤微生物研究方向篇3
关键词：土壤重金属污染修复研究进展
中图分类号：X5文献标识码：A文章编号：1672-3791（2014）05（b）-0121-02
随着世界人口不断增加，工业化进程不断推进，能源开发和城镇建设飞速发展。人类改造自然的活动不断扩大，愈来愈多潜在性有毒物质排放到生物圈，其中大部分进入土壤圈，对土壤环境和人的健康构成威胁，其中包括重金属。在化学中，重金属一般指密度在4.5g/cm3以上的金属，而在环境污染研究中所说的重金属实际上主要是指汞、镉、铅、铬以及类金属砷等生物毒性显著的重金属，其次是指有一定毒性的一般重金属，如锌、铜、镍、钴、锡等。目前最引起人们关注的是汞、镉、铅、铬、砷，被合称为重金属污染中的“五毒”。通过食物链，排放到土壤中的重金属直接对生长于被污染土壤上的植物造成伤害以及通过食物链直接或间接地对人体健康造成伤害。重金属污染土壤的修复技术按学科分主要分为三大类：生物修复、化学修复和物理修复，按修复场地分为两种：就地修复和离地修复。本文主要是以第一种分类方法进行有关论述。
1重金属在土壤中的存在形态
重金属的生物毒性不仅取决于其总量，更多的是受存在形态的影响。重金属在土壤中的存在形态决定了重金属的迁移和生物利用，从而影响其生物活性与毒性重金属在土壤中主要以以下几种形态存在（1）水溶态；（2）可交换态；（3）碳酸盐结合态；（4）铁锰氧化物结合态；（5）有机结合态；（6）残留态。随环境条件的改变，各形态之间可以发生相互转化，从而改变重金属在土壤中的生物有效性和毒性。水溶态、离子交换态的重金属在土壤环境中最为活跃，活性大，毒性也最强，易被植物吸收，也容易被吸附、淋失或发生反应转为其它形态。残留态的重金属与土壤结合最牢固，用普通的方法不能从土壤中提取出来，它的活性也最小，几乎不能被植物吸收，毒性也最小。
2重金属的危害
大多数重金属元素都是生物代谢非必须元素，当其在环境中的存在量和在生物体中的量超过一定标准时便会对环境和生物体造成伤害。
2.1对环境的伤害
土壤被重金属污染，很难清除，含重金属浓度较高的污染表土容易在风力和水力的作用下会进入到大气和水体中，导致大气污染、地表水污染、地下水污染和生态系统退化等其它次生生态环境问题。
2.2对植物的伤害
通常情况下，植物体内的重金属含量随着其着生土壤重金属含量的增加而增加，当到达一定量后，就会影响植物的生长发育，抑制植物的光合作用过程、抑制植物的呼吸作用过程、抑制新陈代谢，导致植物生物量、产量和品质下降。
2.3对动物及人体的伤害
重金属通过空气、水、食物等渠道进入动物和体内，产生遗传毒性、生殖毒性等，极大地影响了人群的健康和可持续发展。土壤重金属污染在植物中积累后，并通过食物链富集到动物和人体中，危害人畜健康，达到一定量后便引发癌症和其它疾病等。某些重金属如铜、钒、可引起人和的生殖障碍；铜、汞可影响影响胚胎的正常发育；铜可对儿童中枢神经系统造成影响，可导致其行为功能改变如学习困难、空间综合能力下降、运动失调、多动、易冲动、注意力下降、侵袭性增加、智商下降等；镉可影响儿童的正常发育等；锰会引起肺炎和其它疾病。
3重金属污染土壤修复技术
3.1重金属污染土壤生物修复技术
3.1.1植物修复技术
植物修复（Phytoremediation）指将某种特定植物种植在重金属污染的土壤上，而该种植物对土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，将植物收获并进行妥善处理后即可将该种重金属移出土体，达到污染治理与生态修复的目的。植物修复通常包括：植物提取作用、植物挥发作用、根际滤除作用。植物修复技术因其廉价、就地、绿色、生态、经济的优点而广受关注和期待，但目前植物修复技术也具有自身的局限性，主要表现是：多数超积累植物，只能积累一种或者两种重金属元素，而实际情况大多为几种重金属的复合污染；其次是超富集植物个体矮小，生长缓慢，生长周期长，修复重金属污染土地效率低，经济上并不一定合理。因此，能否找到超积累植物是植物修复技术是否能够推广和业化的关键。到目前为止，在美国、澳大利亚、新西兰等国已发现能富集重金属的超积累植物500多种，其中有360多种是富集Ni的植物。我国开展这方面的工作较晚，到目前为止，已陆续发现了锰超积累植物商陆（Phytolaccaceae），As超富集植物蜈蚣草（Pterisvittata），大叶井口边草（P.cretica），Cd超富集植物宝山堇菜（Violabaoshanensis）和龙葵，Zn超富集植物东南景天（Sedumalfredii）以及Cu超富集植物海州香薷（Ellsholtziasplendens）和鸭跖草（Commelinacommunis）。
3.1.2重金属污染土壤微生物修复技术
重金属污染土壤微生物修复是利用微生物的生物活性对重金属的亲和吸附或转化为低毒产物，从而降低重金属的污染程度，或通过微生物来促进植物对重金属的吸收等其他修复过程。重金属污染的微生物修复包含两个方面的技术，即生物吸附和生物氧化、还原。前者是重金属被活的或死的生物体所吸附的过程；后者则是利用微生物改变重金属离子的氧化、还原状态来降低环境和水体中的重金属水平。
3.1.3重金属污染土壤低等动物修复技术
低等动物修复是利用土壤中的某些低等动物的活动改变重金属在土壤中的存在形态、或者直接吸收土壤中的重金属，以达到修复效果。如张冬明等通过用中国热带农业科学院植物与环境保护研究所提供的赤子爱胜蚓（Eiseniafoetida）和海南省典型的砖红壤为研究材料对砖红壤中Pb的形态研究表明蚯蚓活动降低了残渣态Pb含量，显著提高了土壤交换态、无定形氧化铁结合态含量，蚯蚓活动可以显著提高Pb污染土壤的修复效率[13]。由此表明蚯蚓能够改变土壤中Pb的形态分配和能直接吸收Zn和Cd，对重金属污染土壤修复有开发前景。
3.1.4重金属污染土壤物理修复技术
物理修复技术通过物理手段用清洁土壤更换被污染土壤或部分更换被污染土壤，使污染物浓度降低到临界危害浓度以下或阻碍污染物与植物根系接触，从而阻碍重金属在食物链中的传递。物理修复过程中常用的方法是客土法。日本神通川地区的镉污染土壤，截至1997年共有646hm2土地用物理修复方法进行了修复。客土法修复重金属污染土壤效果好、直接、完全彻底，但也存在实施费用高、客土来源和污染土壤去向难以解决等困难，经济不发达地区难以承受，难以大面积开展修复。
3.1.5重金属污染土壤化学修复技术
化学修复方法通过向土壤中添加一定的化学修复剂或用电化学的方法改变重金属元素在土壤中的存在形态、分布特征及迁移性。一方面通过向土壤中加入一些表面活性剂或螯合剂，增加重金属的生物有效性，结合植物修复技术或直接清除的方式达到对土壤的清洁作用；另外可以向土壤中加入化学固定剂和稳定剂，减少其向植物体累运输，直接阻断重金属在食物链中的传递，从而减轻其给人类带来的伤害；再次利用电化学原理和方法，通过电流作用诱导重金属粒子向电极一端聚集，再将其清除。与其它修复方法相比，化学修复方法具有操手段多，效率高，见效快，方便大规模开展修复等优点而在很多污染土壤修复工程中应用。常用的化学修复方法有：淋洗一提取法、固定稳定法、电动法。各种具体修复方法都有其具体的实施条件和过程，下面分别给予介绍。
3.2淋洗-提取法
土壤淋洗技术是通过离子交换、吸附与螯合作用将土壤固相中的重金属转移到土壤液相中，然后处理其废水，回收重金属和提取剂，或者结合植物修复技术将重金属从土壤中分离出来。淋洗法具有方法简便、处理量大、见效快等优点，适用于大面积、重度污染的治理。特别适用于轻质土和砂质土，但对渗透系数很低的土壤效果不好。但是有些提取剂在使用过程中也存在负面因素：无机酸冲洗污染土壤时，会破坏土壤的理化性质，大量土壤养分淋失，破坏土壤微团聚体结构；人工螯合剂又比较昂贵，修复成本高，（如EDTA）含有重金属螯合剂的回收上也还存在很多未解决的问题，易对土壤造成二次污染。冲洗剂最好选择自然来源的，如酒石酸、柠檬酸等，天然有机酸除对重金属有一定的清除能力外，其生物降解性也好，对环境无污染。
3.3固定稳定法
固定稳定法是向土壤中添加一些化学固定稳定剂，改变重金属的形态，降低土壤污染物的水溶性、扩散性和生物有效性，从而降低它们进入植物体、微生物体和水体的能力，减轻对生态系统的危害。常用的固定稳定剂有磷酸盐类化合物、石灰、高炉渣、矿渣、粉煤灰、腐殖酸类肥料、有机肥料、氧化剂、还原剂等。受重金属污染的酸性土壤，施用石灰、高炉渣、矿渣、粉煤灰等碱性物质，或配施钙镁磷肥、硅肥等碱性肥料，能降低重金属的溶解度，从而可有效地减少重金属对土壤的不良影响，降低植物体的重金属浓度。同时也可以向土壤中施用腐殖酸类肥料、有机肥料、氧化剂、还原剂等，都可以降低污染物的毒性。固定稳定修复法修复过程中土壤结构不受扰动，大部分添加剂便宜易得、种类多可适当选择，适于大面积地区操作。
3.4电动修复法
电动修复法主要是根据电化学原理及电解池原理，具有类似性质的重金属离子通过电迁移、电渗流或电泳的途径向电极的一端集聚。并通过进一步的处理从而实现污染土壤样品的减污或清洁。这种修复方法具有处理成本低、修复效率高、后处理方便等一系列优点，有非常好的应用前景。但电动修复技术在重金属污染土壤修复的研究起步晚，有关这方面的报道少。同时该方法必须在酸性土壤条件下进行，在调节土壤酸性时会同时带来对土壤理化性质的破坏。
4结语
重金属土壤污染的普遍性决定了土壤重金属污染修复的紧迫性和必要性，隐蔽性、滞后性、累积性、地域性、不可逆转性和治理难而且周期长等特性又决定修复工作面临重大挑战。上文中介绍的各种修复手段都有自身的优缺点，如能将各种修复方法很好地实现整合，特别是植物修复、微生物修复和化学修复方法的整合必然能更有效更经济地对污染土壤进行修复。同时寻找和培育大生物量超积累植物，寻找和培育比传统修复微生物修复效果好的微生物，开发新型廉价化学修复剂，为重金属污染土壤修复工程提供更多物质和技术保障，人类修复重金属污染土壤必将成为一件容易的事。
参考文献
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土壤微生物研究方向篇4
生物修复主要依靠微生物、植物和土壤动物吸收、代谢、降解污染物,最终使其无害化,具有对环境扰动小、不产生二次污染、运行成本低等特点.该技术主要分为两类,即植物修复和微生物修复.由于PCBs疏水性强、生物可利用性低,因此会阻碍植物对它的吸收与转化,从而影响植物修复效果.而优良的PCBs耐受或降解植物的缺乏也在一定程度上限制了该技术的推广应用.微生物修复常采用2种方式[21]:一是生物激励,通过向土壤中添加有机物如葡萄糖或者其他营养元素如N、P等,以促进土著微生物生长,达到降解污染物的目的;二是生物强化,即向土壤中添加外源的高效降解菌(或含有高效降解菌的载体),以促进土壤中污染物的降解.在实际应用过程中,通常都是将这两种技术相结合,以期达到最佳的修复效果.PCBs是人工合成的难降解化合物,其所污染的环境必须经历一个相当漫长的时期才能自然驯化出一些具有降解PCBs能力的微生物,进而转化分解PCBs,其效率较为低下.因此,通过人工筛选获得高效的PCBs降解菌,将其扩大培养后投入污染土壤中加速PCBs的降解,是一种十分可行的技术手段.目前研究工作者已经从环境中分离出了许多能够降解PCBs的微生物,主要分布在假单胞菌属(Pseudomonas)、红球菌属(Rhodococcus)、产碱杆菌属(Alcaligenes)、伯克霍尔德氏菌属(Burkholderia)及鞘氨醇单胞菌属(Sphingomonas)等多个属,代表种有真养产碱杆菌(AlcaligeneseutrophusH850)、伯克霍尔德氏菌(Burkholderiasp.LB400)和假单胞菌(Pseudomonassp.KF707)[22-24].在实验室条件下,微生物降解PCBs的效果往往比较理想,但在实际应用中,由于抗毒害能力差、被原生动物吞噬、与土著微生物竞争处于劣势等原因[25],导致外源投加微生物的生物量及代谢活性迅速降低,污染物降解能力也随之下降.因此,如何使外源微生物定殖于原位环境中并稳定发挥其功能,一直是国内外学者关注的焦点,而固定化微生物技术的兴起则为解决这一问题提供了新思路.
2固定化微生物技术及其在土壤修复方面的研究现状
2.1固定化微生物技术固定化微生物技术是指通过物理或化学的方法将游离的微生物与特定的载体相结合,使其固定在某一空间区域内,以提高微生物细胞的浓度、保持较高的生物活性并能反复利用的方法[26].微生物被固定后,载体为微生物提供了一个相对稳定的生存环境[14];载体作为一种屏障,能在一定程度上减轻土著微生物带来的竞争压力、削弱原生动物的吞噬作用[15];成型的固定化颗粒中微生物细胞密度大、代谢活性较强.这些特点使得固定化微生物具备了更好的环境适应能力和应用价值.载体的种类和固定化方式是决定固定化微生物性能的关键因素.良好的载体需具备机械强度高、理化性质稳定、物理性状优良、寿命长、无毒、不溶于水、价格低廉及易制备等特点[27].目前研究与应用中常见的微生物固定化载体材料主要分为4类:无机载体、天然高分子载体、人工合成高分子载体及复合载体[28-29].这4类载体各有优缺点,其中无机载体如蛭石、硅藻土以及天然高分子载体海藻酸钠、琼脂糖等均来源于自然环境,价格低廉且不易造成二次污染,是制备固定化微生物的首选载体,将其应用于环境修复方面的研究报道也较为丰富[17,30-31].此外,固定化方法也会对微生物的生长和活性造成不同程度的影响.因此,必须根据固定化微生物的用途及其应用的环境选择合适的固定方法.吸附法、包埋法、共价结合法和交联法为4种最主要的微生物固定化方法,其各自的特点见表1[26,28].交联法和共价结合法制备的固定化微生物细胞活性相对较低,而且传质阻力大、制备成本高,目前仍然处于实验室研究阶段.吸附法与包埋法对细胞活性影响小,而且制备过程比较简单,所以是目前应用较为广泛的微生物固定化方法[32].2.2固定化微生物技术在有机污染土壤修复方面的研究现状固定化微生物技术兴起于20世纪80年代,运用该技术处理含酚废水、含油废水和味精厂废水[33-37]等高浓度有机废水时均取得了良好的效果.但是到目前为止,固定化微生物技术在土壤修复方面的研究仍然处于起步阶段.其中,利用固定化微生物技术降解土壤中的残留农药及多环芳烃方面的研究报道相对较多.Su等[15]以蛭石为载体,吸附固定毛霉(Mucorsp.SF06)及芽孢杆菌(Bacillussp.SB02),用于降解土壤中的苯并[a]芘.42d内,苯并[a]芘的降解率高达95.3%,而游离菌组的降解率仅为79.6%.Balfanz等[38]将用粘土吸附固定的产碱杆菌(Alcaligenessp.A7-2)投入反应器中,提高了土壤中对氯苯酚的降解速率.吸附固定的过程比较简单,但其缺点在于微生物与载体结合不够紧密,在使用过程中微生物易从载体上流失.而包埋法则能有效克服这一缺点,所以包埋法以及包埋法与吸附法相结合的微生物固定化技术也受到了广泛关注.Lin等[14]把粉末活性炭加入到海藻酸钠凝胶包埋体系中固定黄孢原毛平革菌(PhanerochaetechrysosporiumBKM-F-1767),制得的固定化颗粒对五氯酚的降解能力优于游离菌,而且还具备了污染物吸附性能.范玉超等[17]采用竹炭吸附苍白杆菌(Ochrobactrumsp.AHAT-3),并辅以海藻酸钠包埋,所得到的固定化颗粒在28d内对砂姜黑土和红壤中阿特拉津的降解率分别为51.9%和52.8%,均比添加游离菌的试验组高出约10%.Wang等[19]的研究结果表明,在采用海藻酸钠和聚乙烯醇包埋微生物时,添加活性炭粉末有助于固定化颗粒形成良好的孔隙结构、利于物质传输和微生物生长.固定化微生物技术在降解有机污染物方面的优越性已经引起了越来越多的关注,而开发多样化的固定化技术则会成为研究的重点.2.3固定化微生物技术在PCBs污染物修复方面的研究现状国内外有关应用固定化微生物技术修复PCBs污染土壤的研究报道十分少见.现有研究主要集中于分离PCBs降解微生物、研究微生物对PCBs代谢谱和代谢产物以及分析相关功能基因和酶的结构[39-43].直接投加微生物修复PCBs污染土壤的研究也处于探索阶段[44-46].20世纪末美国通用电子公司尝试通过投加微生物并结合翻耕等技术实地修复PCBs污染土壤,最终发现土壤的温度、湿度及有机质含量是影响微生物降解PCBs的重要因素[47-49].2011年,Tu等[50]报道了一株具备PCBs降解能力的苜蓿中华根瘤菌(Sinorhizobiummeliloti).室内模拟试验结果表明,该菌不仅能提高土壤中PCBs的降解率,而且能促进土著细菌与真菌生长,预示着该菌株具备较高的应用价值.近十年来开始有研究者关注固定化微生物对PCBs的降解(表2).Mukerjee-Dhar等[12]首次采用海藻酸钙包埋的混浊红球菌(RhodococcusopacusTSP203)降解水体中的PCBs,发现固定化的菌株具备更持久的PCBs降解能力:半连续降解试验表明,在第一个降解周期结束后,游离菌的PCBs降解活性基本丧失,而固定化菌株的PCBs降解活性可维持至第三个降解周期.聚氨酯泡沫也是一种常用的载体,Na等[51]用其包埋假单胞菌(Pseudomonassp.SY5)并获得了高活性的固定化颗粒,其对Aroclor1242中不同PCBs同系物的降解率要比游离菌高5%~40%.随后有学者尝试运用吸附型载体固定PCBs降解微生物、构建生物膜反应器,用于降解水体中的PCBs.Borja等[53]以水泥颗粒为载体设计的简易生物膜反应器运行5d后,Aroclor1260的降解率高达95%左右.Diana等[54]以聚氨酯泡沫和磨砂玻璃珠为填料,通过添加多种微生物所构建的生物膜反应器能有效的降解多种PCBs和氯代苯甲酸(chlorobenziocacids,CBAs).该研究结果表明,生物膜结构能有效抵御环境冲击对微生物造成的不利影响,从而保证微生物稳定的发挥其功能。目前,仅有少量研究涉及固定化真菌修复PCBs污染土壤.Fernández-Sánchez等[55]以甘蔗渣为主要基质培养黄孢原毛平革菌(PhanerochaetechrysosporiumH-298),并用其修复PCBs污染土壤.结果表明附着在甘蔗渣上的真菌能定殖在土壤中并加速土壤中PCBs的降解.而且外源真菌和土著微生物间能建立协同关系,使得土壤中的异养生物活性提高,并促进土壤中PCBs的降解.Federici等[56]用玉米秸秆颗粒培养虎皮香菇(LentinustigrinusCBS577.79),使该菌在生长过程中逐渐与秸秆颗粒紧密结合.土壤修复试验结果显示,这种真菌能显著提高Aroclor1260的降解率,并能促进土壤微生物多样性的恢复.生物质材料不仅能作为真菌附着生长的载体,而且还能为真菌的生长提供营养,这两种效用确保了真菌稳定地定殖在土壤中,持久发挥其功能.故在探索真菌固定化方法的过程中,扩大生物质载体材料的筛选范围是非常有必要的.而以PCBs降解菌为对象、选择适当的载体材料、结合不同的物化技术制备出高性能的固定化微生物,并应用其修复PCBs污染土壤是值得深入探究的.虽然迄今为止已经发现了大量具备PCBs降解功能的细菌,但尚未出现与固定化细菌降解土壤中PCBs相关的研究报道.本课题组从长期受PCBs污染的土壤中获得了1种微生物混培物和1株飞鱼鞘氨醇菌(SphingobiumfuliginisHC3,GenBank登录号为KC747727).它们均能降解氯取代数小于4的PCBs同系物.研究还发现当微生物吸附在以水稻秸秆为材料制备的生物炭上后,其细胞能维持较高的代谢活性.因此我们尝试以生物炭为主要载体固定PCBs降解菌,以期获得能适用于PCBs污染土壤修复的固定化微生物.
3应用固定化微生物技术修复PCBs污染土壤的可行性
虽然目前有关采用固定化微生物技术修复PCBs污染土壤的研究报道仍然较少,但应用该技术修复多环芳烃、石油及农药等有机物污染土壤方面的研究已经取得了一定的进展.这些有机物和PCBs具有类似的性质,如具有生物毒性、疏水性强、生物可利用性较低.Su等[15,57]以蛭石和玉米芯颗粒为载体、Chen等[58]以生物炭为载体,制备固定化微生物降解土壤中的多环芳烃;Xu等[59]以花生壳粉为载体、Liang等[60]以活性炭和沸石为载体,制备固定化微生物修复石油污染土壤;Lin[14]等采用凝胶包埋法(辅助活性炭)制备固定化微生物降解土壤中的五氯酚;范玉超等[17]用包埋法制备固定化微生物降解土壤中的阿特拉津.这些研究都表明在土壤中添加固定化微生物降解有机污染物的效果优于直接添加游离微生物.其主要原因为微生物被固定后,载体形成的屏障能在一定程度上屏蔽土著微生物带来的竞争压力、抵御环境因素变化对微生物的冲击,而且适当的固定化方法还能改善微生物的代谢活性[12-16].因此,运用固定化微生物技术修复PCBs污染土壤具有一定的可行性.而且在土壤原位修复过程中,固定化微生物技术的实施工艺简单、对土壤生态环境的扰动小,使这项技术具备了较高的推广价值.此外,目前研究工作者已经筛选出了许多能降解PCBs的微生物,其中能有效降解PCBs并且降解途径已经被阐明的代表种有红球菌(Rhodococcussp.RHA1和Rhodococcussp.R04)、伯克霍尔德氏菌LB400、和弯曲无色细菌(AchromobactergeorgiopolitanumKKS102)[61-64].这些宝贵的微生物资源将为制备固定化微生物提供物质基础.能用于固定微生物的载体材料十分丰富,如天然载体硅藻土、蛭石、琼脂糖、海藻酸钠、农作物秸秆以及人工合成载体聚乙烯醇、硅胶和聚酯酰胺泡沫等都比较容易获取或制备,为研究与开发不同性能的固定化微生物提供了充足的资源.其中,蛭石和农作物秸秆常被用作吸附载体固定微生物[15,55-56],而海藻酸钠和聚乙烯醇则可作为交联剂包埋微生物[12,14,19].
4今后研究的重点
土壤微生物研究方向篇5
关键词：微生物肥料；土壤肥力；维持
中图分类号：S144文献标识码：A
用微生物肥料，既可疏松土壤又可提高土壤肥力，还可以减少病害。因此，对微生物肥料对土壤生物肥力的维持有其必要性。
1土壤生物肥力
土壤的四大肥力因素是养分（矿物质）、有机质、空气、水分。这四大因素要同时存在，相互供应，相互配合。母质是土壤中矿物质的基础，构成土壤的“骨骼”，像氧、硅、铝以及一些微量元素来自成土母质。有机质对土壤的肥力发展和理化性质影响极大，来自动植物残体以及其分解和合成的物质。其中，有机质和矿物质的含量是土壤肥力衡量的一个重要标志。
目前，对于土壤生物肥力还没有一个特定的定义和定量描述，但是其已经广泛应用到农业生产中，并且对农业生产作出了较大的贡献。目前，学术界对土壤生物肥力有这样一个简单的定义，即指生活在土壤中的微生物、动物、植物根系等有机体为植物生长发育所需的营养和理化条件做出的贡献。同时，生物过程对土壤的物理、化学特性起到良好的促进和维持作用。它与物理肥力、化学肥力共同构成土壤肥力3个不可或缺的组分。
与化学肥力、物理肥力相比，土壤生物肥力的特征主要表现为以下几点：首先，动态性，其在生物过程中，随着植物的生长和时间的变化而不断地发生变化。其次，多样性，这种特性主要表现为多种微生物的共同参与，是一种综合化的过程。对于土壤生物肥力，微生物是其中的核心部分。
2微生物肥料对土壤生物肥力的维持
2.1案例分析
为了研究微生物肥料对土壤生物肥力的维持，进行了以下实验探究（表1）：
在实验过程中，要针对材料的生长情况、病虫害情况以及产量等都分别作好记录，并且进行分析。
2.2土壤肥力的维持
一般而言，微生物肥料适宜于全部植物，其实微生物肥料是针对板结土壤，尤其是对于盐碱化土壤以及病虫害严重的土壤会更有效果，大体而言，微生物肥料对土壤肥力的影响有以下几点：
2.2.1对土壤中有机质的影响。根据测定结果发现，与没有施用肥料的土壤相比，施用微生物肥料后的作物产量有所减少，而且减辐在0.3%～0.4%左右，这是因为微生物肥料中含有解钾菌、解磷菌以及固氮菌，由于这些微生物的存在，使得土壤中的有机物，不断地分解和转化，因此，在施用微生物肥料时，要想保持土壤肥力，需要增施有机肥，而且，经过实践研究发现，微生物肥料比较适用于机质含量较多的土壤。
2.2.2对土壤中磷的影响。根据实验结果分析，施有微生物肥料的土壤中，作物产量提高，但是土壤中的磷含量却有所减少，其减辐在4.6～18.9mg/Kg，造成这种现象的主要原因就是由于作物生长带走了很多的磷元素，自然也说明微生物肥料可以没有较强的解磷能力。
2.2.3对土壤中钾的影响。根据实验结果发现，在收获作物以后，土壤中钾的含量明显有所上升，其中，没有施微生物肥料的土壤肥力提高了23mg/Kg，而施加微生物肥料的土壤肥力提高了54mg/Kg，显然，微生物肥料有助于土壤中钾含量的增加。
2.3实验结果分析
2.3.1根据以上实验分析，对土壤中的矿物质以及有机质进行了检测，在土壤中，施加微生物肥料，促进土壤物质转化，改善土壤结构，提高土壤肥力，促使益生菌群增殖，促进作物生长。与此同时，微生物肥料主要促进土壤中难溶性养分的溶解、转化和释放。同时，由于菌剂的代谢过程中释放出大量的有机物质，促进土壤中微量元素硅、铝、铁、镁、钼等的转化及螯合，有效打破土壤板结，改善团粒结构状态，改善土壤养分的供应状况、通气状况及疏松程度。促使各种自生、共生益生菌群增殖的生物肥料，可以增加土壤中的氮素来源，将土壤中难溶的磷、钾分解转化，从而能为作物吸收利用，增加土壤肥力。
2.3.2使得土壤中的农药残留量大大减少，并且在很大程度上提高作物产量，其中，玉米提高13%，小麦平均亩产提高16%，棉花提高14%，甘蔗、大白菜提高40%，甜瓜增产15%-24%。
2.3.3作物产品的质量也有所提升，对作物产品中富含的物质进行了分析，农产品中的活性多糖、黄酮、胡萝卜素等活性物质的含量大大增加，作物品质全面提升，进而提升了作物的经济价值和营养价值，同时，产品的口感提升，营养更加均衡。
3微生物肥料的研究与发展趋势
综合以上分析，可以知道，微生物肥料具有很好的实用性和农业价值。与其他国家相比，我国的微生物肥料行业，品种多，应用广，尤其是营养物质的合成方面，更处于领先地位，而且这些产品目前已经形成了一定的规模，具有很好的发展前景。但是从另一个方面来讲，我国在微生物肥料研究方面的投入不足，所以，整体而言，我国微生物肥料研究水平仍旧不是很高，再加上缺乏技术创新，使得产品的质量和稳定性不足，这些都是目前极需解决的问题。为此，需要针对我国微生物肥料的研究现状，加强对我国微生物肥料产业的分析，采用现代高科技术手段，取得更大的突破，促进我国农业的可持续发展。
4总结
总而言之，微生物肥料，不仅有利于促进土壤团粒结构的形成，使土壤中空气和水的比值协调，使土壤疏松，增加保水、保温、透气、保肥的能力，而且施用微生物肥能让土壤中的有益微生物保持很大的优势，也能明显疏松土壤，提高透气性，进而促进植物的良好生长。
参考文献
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土壤微生物研究方向篇6
关键词：棉花（GossypiumhirsutumL.）；连作；土壤微生物；土壤酶
中图分类号：S562；S344.4；S158文献标识码：A文章编号：0439-8114（2013）24-5962-04
连作是指在同一地块上连续两茬以上种植同一种作物或同一科作物；作物连作以后，即使在正常的栽培管理措施下，也会使植株长势变弱，产量和品质下降，这种现象被称为连作障碍[1]。连作问题在农业生产中普遍存在，可引起土壤质量下降、作物减产以及病虫害危害加剧等连作障碍的发生，在中国棉花（GossypiumhirsutumL.）主产区，连作现象非常普遍，随着连作年限的延长，许多棉田发生棉花死苗、病虫害频繁发生、生长不良、早衰、产量下降等连作障碍现象。国内外研究表明，连作障碍是由多种因素作用的结果，其本质是土壤根际微生态系统失调或恶化[2-5]。本研究就棉花连作对土壤理化性状、土壤微生物数量、土壤微生物群落结构、土壤酶的影响进行了综述，以及对缓解连作障碍的途径进行了探讨。
1连作对土壤理化性状的影响
土壤基础肥力是棉花高产的重要保障，棉区棉花面积扩大，倒茬困难而长期连作，导致土壤肥力下降。范君华等[6]研究发现南疆干旱区连作棉田中土壤盐分和养分状况表现为：总盐、K、Na、速效钾减少，而有机质、全氮、速效氮、速效磷、有效锰呈增加趋势，有效铁、有效铜、有效锌的变化没有规律。刘建国等[7]利用棉花长期连作定点微区试验，研究不同连作年限棉田土壤物理、化学性状的动态变化。结果表明，随着连作年限的增加，棉田土壤容重下降，连作5、10、15和20年土壤有机质含量分别比种植1年的增加10.56%、18.09%、37.34%和55.64%，土壤含盐量呈上升趋势，随着连作年限的增加，土壤碱解氮含量增加，土壤速效钾含量呈下降的趋势，有效磷含量在连作5年时达到最大值，随后下降，连作10、15和20年之间的变化幅度较小。韩春丽等[8]对新疆绿洲地区不同连作棉田土壤中9种矿质元素含量和棉田养分收支量等进行了分析。结果表明，棉田土壤中微量元素和大量元素均有一定程度的贫化趋势，长期连作导致土壤中Mo的消耗最为严重，说明棉花对Mo的吸收能力最强，因此，提出棉花长期单一种植，应重点补充Mo、Zn和Cu微量元素肥料，酌情补充Mg、K等大量元素肥料。棉田Ca、Na含量较新疆土壤背景低，预示棉田土壤在向脱盐碱方向发展，但两元素在秸秆中的比例较高。因此，棉花长期连作农田应注意防止耕作层土壤向次生盐碱化方向发展。刘瑜等[9]以长期连作棉田为研究对象，对5～15年连作棉田土壤理化性质和生物学性状进行测定，结果表明，棉花长期连作对土壤肥力性状影响显著，表层土壤（0～20cm）肥力明显高于亚表层（20～40cm）。
2连作对土壤微生物的影响
2.1连作对土壤微生物数量的影响
在中国棉花主产区，连作现象非常普遍，随着连作年限的延长，许多棉田发生棉花死苗、病虫害频繁发生、生长不良、早衰、产量下降等连作障碍现象，众多研究表明连作障碍的发生与根际微生态失衡有关[10，11]。根系分泌物中的自毒物质、酚酸类物质的化感效应导致土壤根际微生态系统失调或恶化[12]，病原微生物富集，土传病害加重[13，14]，作物减产，土壤质量下降[15]。同时连作也降低了微生物多样性水平，造成细菌型土壤向真菌型土壤转化，最终表现为连作障碍。顾美英等[16]对棉花多年连作的土壤微生态进行了研究，结果表明，随着连作年限的延长，细菌数量和生理菌群有先增加后减少的趋势，真菌数量总体上呈现增加的趋势，这说明连作对微生态的影响在持续积累。连作最直接的负面影响是导致微生物多样性趋向单一，使病原微生物增多，特别是土传病害加重，作物的抗病性下降[17]。王汝贤等[18]通过对抗枯萎病品种连作田微生物数量变化的研究表明，随着棉花抗病品种连作年限的增加，土壤中棉花枯萎菌、尖孢镰刀菌的数量及细菌类群均减少，而真菌、放线菌和线虫的总数量以及对棉花枯萎菌有抵制作用的放线菌、细菌的数量逐渐增加。认为棉花抗病品种连作田土壤中棉枯萎菌数量的减少，是土壤致病力下降的主要原因，而棉枯萎菌数量减少则主要是棉花抗病品种在长期连作下根系分泌物中的抑菌物质对病菌抑制的结果。
2.2连作对土壤微生物群落结构的影响
土壤微生物是棉田土壤生态系统的重要组成成分，对土壤肥力的演变、植物有效养分的持续供给、有害生物的综合防治及土壤修复都起着举足轻重的作用。土壤微生物群落结构和组成的多样性不仅作为评价土壤环境和土壤肥力变化的灵敏生物指标，而且对于提高土壤生态系统的稳定性与和谐性，增强对土壤微生态环境恶化的缓冲能力至关重要。国内外的研究表明，连作、轮作等栽培方式，对土壤微生物的群落多样性和功能产生显著影响，进而影响土壤质量和生产力[19]。娄阳洋等[20]对棉花连作与稻、棉轮作土壤细菌群落结构差异进行了DGGE分析，发现稻棉轮作群落结构变异较明显，在稻、棉轮作的棉田土壤的蕾期出现了特殊种类，并占优势地位。顾美英等[21]以南北疆不同连作年限棉花根际土壤为研究对象，研究了连作对棉花根际土壤微生物群落多样性的影响，结果表明，不同连作年限棉花根际土壤微生物碳源利用和功能多样性差异显著，荒地土壤微生物活性较低，连作年限较短时，根际土壤微生物群落的平均颜色变化率（AWCD）和Shannon指数较高，长期连作则呈下降趋势。因此棉花长期连作使棉花根际土壤微生物群落多样性降低，发生连作障碍，进而导致棉花产量降低。
3连作对土壤酶的影响
土壤酶活性与土壤质量以及土壤生物数量和生物多样性相互联系，可在一定程度上反映土壤生物学肥力质量变化[22]。顾美英等[16]研究表明，脲酶和蛋白酶活性随连作年限增加表现为先增加后减少趋势，蔗糖酶、多酚氧化酶和过氧化氢酶活性与连作年限关系不明显。张伟等[23]通过棉花连作定点微区试验研究了棉花长期连作和活性炭处理后棉田土壤酶活性的变化。结果表明，棉花连作影响土壤酶活性的变化，随着棉花连作年限的增加棉田土壤脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性降低，多酚氧化酶活性呈先降低后升高的趋势。朱新萍等[24]采用田间采样及室内测试的方法，研究了新疆棉区不同连作年限棉田的4种主要土壤酶活性特征及其与土壤肥力的关系。结果表明，棉田连作对过氧化氢酶的影响不明显，与荒地比较，脲酶和碱性磷酸酶在耕作后均有所增加，到5～7年普遍达到最大值，之后有所下降；蔗糖酶则到3～5年达到最大值，之后有所下降；土壤过氧化氢酶与pH、土壤有机质、全氮、全磷、速效氮和速效磷含量呈正相关，脲酶与全氮和碱解氮呈显著和极显著正相关。
4缓解连作障碍的有效途径
4.1选择抗病品种，合理轮作
目前还没有一种非常有效缓解棉花连作障碍的途径，根据连作带来的问题采取预防为主的措施。选择高抗炭疽病、立枯病、根腐病、枯萎病和黄萎病的品种。在播种前晒种、进行种子包衣可以有效预防炭疽病、根腐病、黄萎病等。采用棉花与两萎病非寄主植物轮作、水旱轮作防病效果显著。从土壤养分保持的角度分析，作物轮作能使土壤进行自然演替，可维持土壤肥力并改善土壤结构，减少土壤侵蚀过程[25]。
4.2合理施肥和田间管理
土壤养分限制是造成连作障碍的重要因子之一[26]，同时作物连作易引起养分亏缺或比例失衡而导致营养障碍[27，28]。提倡农家肥与氮、磷、钾化肥合理配施能够有效缓解棉花连作障碍。生产中应适期早播，及时预防病虫草害，适时化控、打顶，从而提高连作棉田子棉产量和经济效益。
4.3秸秆还田
作物秸秆富含多种养分和生理活性物质，实行秸秆还田能改善土壤物理性状、补充土壤养分、提高土壤的生物有效性，从而增加作物产量[29-34]。但是棉花长期连作的负面效应与棉花秸秆还田正面效应同时存在[35]。李彦斌等[36]研究了秸秆不同还田量及不同腐解时间对后茬棉花抗氧化物酶活性和光合生理特性的影响，发现棉花秸秆腐解产物在一定程度上抑制了棉花种子的萌发，延长了种子出苗时间，影响棉花植株生长；并且随着腐解时间的延长和秸秆还田数量的增加，棉花单叶净光合速率、气孔导度等光合参数降低，说明秸秆还田保持在一定量时表现为正效应，再增加秸秆还田量，秸秆腐解产生的化学物质具有一定的自毒效应，会对连作棉花种子萌发、抗氧化物酶活性和光合生理造成影响。
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