四年O3熏氣對小麥根際土壤氮素微生物轉化的影響

吳芳芳，鄭有飛，吳榮軍，李 萍，王錦旗

(南京信息工程大學環境科學與工程學院，江蘇大氣環境監測與污染控制高技術研究重點實驗室，南京 210044)

近地層臭氧是非常重要的污染氣體，是控制低層大氣化學反應與循環的重要因子，占總氧化劑的90%以上［1］。地球對流層大氣平均O3濃度已經從工業革命前的38 nL/L上升到目前的50 nL/L，這個濃度已經超過了敏感作物O3傷害閾值AOT40(Accumulated dose over a threshold of 40 nL/L)的25%［2］，在過去的30年中，北半球O3濃度以每年0.5%—2%的速度遞增［3］，估計到2100年O3濃度將在現有基礎上增加40%—60%［4］。

O3對農業生態系統的影響，前人研究結果顯示，O3引起植物葉片氣孔導度下降，光合作用受到抑制、葉面出現傷害，作物減產［5-8］。O3改變了碳、氮在植物中的分配，也改變了土壤中凋落物以及植物根系分泌物的數量和成分［9-12］，這將對土壤生態系統產生深遠的影響。土壤對大氣環境變化的響應以根際微生物最為活躍［13-14］，由微生物介導的土壤過程受大氣O3濃度增加的影響［15］，O3濃度升高影響土壤有效態微量元素［16］，影響叢枝菌根功能，以及氮素的排放［17］，然而微生物在土壤過程中發揮作用的時間和空間尺度是研究中的難點。O3脅迫下土壤微生物在根際界面上的驅動過程如何耦合土壤氮素的轉化、氮素的損失少見報道。本文模擬O3濃度增加的環境條件，經過4a的定點試驗，研究麥田土壤氮素轉化與地表O3濃度增加的相互關系，為大氣環境O3濃度增加對土壤微生態的影響提供參考。

1 材料與方法

1.1 大田試驗概況

于2008年至2011年在南京信息工程大學農業氣象試驗站(32.16°N，118.86°E)進行冬小麥生長季田間觀測試驗。當地多年平均溫度為15.6℃，多年平均降水為每年1100 mm。供試土壤為潴育型水稻土(灰馬肝土屬)，土壤質地為壤質黏土，耕層土壤黏粒含量為26.1%，土壤pH(H2O)值為6.2，有機碳和全氮的含量分別為 19.4、1.15 g/kg。

1.2 試驗設計

試驗采用直徑3 m，高2.5 m的開頂箱(OTC)作為臭氧布氣的容納裝置，設置CK(正常空氣)﹑T1(100 nL/L臭氧)、T2(150 nL/L臭氧)共3個臭氧濃度處理，每一處理3個重復。通過氣泵對臭氧發生器產生的臭氧進行預先稀釋，之后吹入OTC內的布氣裝置，最終使OTC內均勻布滿氣體，OTC內設置臭氧濃度傳感器(精度可達1 nL/L)，對臭氧濃度傳感器進行預先設定濃度閾值，當OTC內臭氧濃度未達到此閾值時，臭氧發生器持續工作并向OTC內通入臭氧氣體，當OTC內濃度超過此閾值時，臭氧傳感器則提示報警，其信號通過微型電子控制儀的指令控制與臭氧發生器相連的電磁閥斷開，此時臭氧發生器停止工作，這樣可實現OTC內臭氧濃度的自動調控，每天臭氧處理時間段為08:00—16:00，遇有雨天則關閉整個裝置。

供試小麥品種為揚麥16號，水肥供應適量而充分，其他農田管理措施均相同，無病蟲害及雜草的影響。播種日期、熏氣起止日期、采樣日期以及AOT40累積量如表1所示。按五點取樣法，定點分別選取5株小麥，將其0—20 cm耕層根系區土樣挖出，抖掉根系外圍土，取緊貼在根表附近的土樣，混合后作為根際土，用四分法取適量裝于無菌紙袋中，立即帶回實驗室，一部分土樣用于土壤氨氧化細菌數量的計數，另一部分土樣經自然風干后，過1 mm孔徑分樣篩，4℃下冰箱保存。

表1 大田熏氣和采樣時間表Table 1 Fumeing and sampling date

1.3 土壤微生物量氮的測定

微生物量氮的測定采用氯仿熏蒸浸提法［18］，稱取過1 mm篩的新鮮土樣14 g于100 mL燒杯中，用另一只小燒杯盛60 mL無醇氯仿，(小燒杯里面放入少量抗暴沸物質)，一起放入能抽氣的真空干燥器內，滅菌24 h，然后加入0.5 mol/L K2SO4溶液(土∶液=1∶4)于滅菌后的土樣中，振蕩30 min過濾，同時，不滅菌的土樣也用K2SO4溶液浸提、振蕩和過濾，濾液用0.22 μm的水性濾膜抽濾，過濾后的溶液用liquiTOC儀器測定。土壤微生物量N含量以熏蒸和未熏蒸土樣0.5 mol/L K2SO4提取液中N含量之差乘以系數得到。BN=EN/0.54，式中，EN為熏蒸土樣與未熏蒸土樣提取液N含量之差。

1.4 土壤氨氧化細菌和反硝化細菌的測定

根據文獻［19-20］分別制備氨氧化細菌和反硝化細菌液體富集培養基與固體分離培養基。采用MPN(最大或然數)法測定。接種土壤懸液于液體富集試管，各濃度梯度設置4個重復，在30℃恒溫培養14 d，根據陽性管數查表得數量近似值，并經水分測定換算成1 g干土中氨氧化細菌和反硝化細菌的數量。

1.5 土壤硝化強度的測定

硝化作用強度采用培養基接種土壤懸液法［21］，首先在150 mL三角瓶中盛30 mL氨氧化細菌液體培養基，滅菌。冷卻后的培養基接種1/10土壤懸液1 mL，于30℃恒溫箱中培養15 d。接著取出三角瓶，過濾去除土壤顆粒，收集上清液。最后用分光光度計比色法測定濾液中的亞硝酸含量。

土壤硝化強度計算公式為:

1.6 土壤反硝化作用強度的測定

以氧化亞氮計測定土壤反硝化強度［22-23］，稱取過1 mm篩的新鮮土樣10 g于250 mL培養瓶中，向其中加入含硝酸鉀和葡萄糖的混合溶液5 mL(含N和C各3 mg)，并用丁基橡膠塞將培養瓶密封，利用真空泵抽真空，然后再向培養瓶中充入體積分數為10% 的乙炔來抑制氧化亞氮轉化為氮氣，在28℃下培養48 h，培養結束后從培養瓶中抽取氣體10 mL，裝入氣袋，室溫下利用氣相色譜進行分析。

1.7 數據統計分析

采用DPS(Data processing system)［24］數據處理系統軟件處理數據，進行相關分析。

2 結果與分析

2.1 土壤微生物量氮隨小麥生長發育而變化的時序特征

土壤微生物量氮隨小麥生長進程的推進呈現先升高后降低的趨勢。從拔節期到抽穗期逐漸升高，抽穗期達最大，然后逐漸下降，最終低于拔節期的含量，O3濃度增加的處理與對照具有相同的時序變化規律(圖1—圖4)，2008—2011年4a間時序變化趨勢相同。結果說明，土壤微生物量氮的時序變化主要依存小麥生長代謝調節，小麥與根際土壤微生物之間存競爭與協同發展的關系。

2.2 O3濃度升高對土壤微生物量氮的影響

O3濃度升高對土壤微生物量氮的影響因O3作用年限的不同而異。第1年(2008年)的試驗中，小麥生長前期(拔節期)和后期(成熟期)，T1與對照沒有顯著差異，抽穗期和灌漿期，T1比對照明顯升高，T2則在每個生育期中比對照顯著降低。此后3a(2009、2010、2011年)試驗，T1和T2在試驗的每個生育期均顯著降低了土壤微生物量氮的含量，且T1與T2差異顯著(P＜0.05)。隨O3作用時間延長，O3對土壤微生物量氮的抑制效應增強(圖1，表2)，2010年和2011年的抑制效應明顯大于2008年和2009年。特別是2011年150 nL/L O3對土壤微生物量氮的抑制率達46.65%，明顯高于100 nL/L O3的抑制率。第4年(2011年)試驗，100 nL/L的O3處理對土壤微生物量氮的抑制作用明顯大于前3年150 nL/L O3作用下對土壤微生物量氮的抑制效應。抑制作用逐年增加，即隨O3作用時間的延長抑制效應越明顯，O3對土壤微生物量氮的抑制具有積累效應，是O3濃度和熏氣時間共同作用的結果。

圖1 臭氧濃度升高對麥田根際土壤微生物量氮的影響Fig.1 Effects of elevated ozone concentration on rhizosphere soil microbial biomass nitrogen in wheat fields

表2 臭氧濃度升高在不同年份對小麥不同生育期土壤微生物量氮的抑制率Table 2 Inhibition rate of soil microbial biomass nitrogen under ozone stress on different wheat growth stage in different years

2.3 臭氧濃度升高對土壤氨氧化細菌數量的影響

對照組(CK)氨氧化細菌數量隨著小麥生長進程的推進，由拔節期到抽穗期逐漸升高，爾后逐漸下降，連續4a的試驗中有相同的變化規律(圖2)。O3濃度增加后，由于作用年限即時間積累長度不同，O3對氨氧化細菌數量有不同的影響。土壤氨氧化細菌數量，第1年(2008年)，T1、T2與對照組有相同的時序變化規律，并且相同生育期內，T1、T2與CK之間沒有顯著差異;第2年(2009年)，在試驗生育期中只有抽穗期和灌漿期T1和T2較CK顯著增加，并且T1和T2間差異不明顯，其余時期T1、T2、CK之間無明顯差異;第3年(2010年)，在所有測定的生育期中，T1和T2較CK均顯著降低，T1和T2間差異不顯著，土壤氨氧化細菌數量隨著小麥生長進程的推進一直處于較低水平沒有明顯波動，顯著不同于對照先升高后降低的時序變化規律;第4年(2011年)，與第3年(2010年)有類似的試驗結果。增加O3濃度連續4個小麥生長季之后，不同濃度O3之間是否存在顯著差異以及產生顯著差異的時間積累等，還需后續試驗研究。結果說明，自然情況下未受增加的O3影響時，土壤氨氧化細菌數量受小麥生長調節較大。O3濃度升高后，在短期內由于O3劑量和作用時間沒有累積到一定程度，對氨氧化細菌沒有明顯影響。O3濃度升高后小麥的第3、第4個生長季，由于O3濃度和作用時間的累積作用增加，超過了小麥的抗脅迫能力，土壤氨氧化細菌數量顯著減少。

圖2 臭氧濃度升高對土壤氨氧化細菌數量的影響Fig.2 Efects of elevated ozone concentration on number of soil ammonia-oxidizing bacteria

2.4 不同臭氧濃度對硝化強度的影響

臭氧濃度增加，不同時間長度的O3熏蒸試驗，對土壤硝化強度的作用效應不同。第1年(2008年)T1、T2與對照均沒有顯著差異;第2年(2009年)第3年(2010年)和第4年(2011年)在所有測定生育期，T1、T2均顯著抑制了土壤硝化強度(圖3，表3)。抑制率隨O3濃度增加而增加，隨O3作用年限增加而增強。在相同生育期內O3對硝化強度的抑制率2011年＞2010年＞2009年＞2008年。結果說明，小麥生長代謝活躍期，氮素需求量大時，土壤的硝化強度隨之增強，土壤硝化強度受作物生長的調節比較明顯。O3對土壤硝化強度的影響存在積累效應，O3濃度增加后在較短時間里沒有顯著影響，當O3濃度和作用時間累積到一定的量后表現出顯著的抑制效應。O3濃度越高作用時間越長抑制作用越大。4a試驗中，CK、T1、T2處理的土壤硝化強度在小麥生長前期和后期較弱，抽穗期最強，硝化強度的時序變化與小麥的代謝活性變化相關，小麥較大生長量時對的較大需求促進了硝化過程，硝化強度增強。

圖3 臭氧濃度升高對土壤硝化活性的影響Fig.3 Effects of elevated ozone concentration on nitrification activity

2.5 臭氧濃度升高對反硝化細菌數量的影響

臭氧濃度升高對土壤反硝化細菌數量的影響如圖4所示，對照的反硝化細菌數量隨小麥的生長在拔節期、孕穗期、抽穗期和灌漿期沒有顯著變化，成熟期時反硝化細菌數量則增加了兩個數量級，O3濃度增加的處理與對照的時序變化規律相同，不同的是成熟期時反硝化細菌數量增加了3個數量級，只有在成熟期T1、T2與對照差異顯著，T1與T2之間沒有顯著差異，其它時期T1、T2與對照沒有明顯不同。結果說明，小麥生長的前、中期，土壤反硝化細菌數量受小麥的生長調節不大，對O3濃度升高引起的環境變化因子不敏感。小麥在成熟期后，對照的土壤反硝化細菌數量增加，而O3濃度增加的處理土壤反硝化細菌數量增加的程度更大，O3在成熟期明顯促進了土壤反硝化細菌數量的增加。

表3 臭氧濃度升高在不同年份對小麥不同生育期土壤微生物量氮的抑制率Table 3 Inhibition rate of nitrification under ozone stress on different wheat growth stage in different years

圖4 臭氧濃度升高對土壤反硝化細菌數量的影響Fig.4 Effects of elevated ozone concentration on number of soil denitrifying bacteria

2.6 不同臭氧濃度對反硝化作用強度的影響

對照組土壤反硝化強度隨小麥生育進程的推進呈現先降低后升高的趨勢，抽穗期降到最低值，成熟期升到最高值，4a試驗變化規律一致。O3濃度增加后，第1年(2008年)和第2年(2009年)試驗中，T1、T2與對照變化規律相同，在相同生育期內，T1和T2與對照均沒有顯著差異;第3年(2010年)和第4年(2011年)試驗中，T1和T2從拔節期到灌漿期維持在一個相對穩定值，成熟期后顯著升高，與對照比較T1和T2顯著增加了孕穗期和抽穗期的反硝化強度(圖5)。結果說明，高濃度O3作用兩個生長季后改變了土壤反硝化作用強度隨小麥生長發育而變化的時序規律。增強了小麥中期的反硝化作用強度。

圖5 臭氧濃度升高對土壤反硝化作用強度的影響Fig.5 Effects of elevated ozone concentration on denitrification activity

3 討論

土壤微生物量氮的時序變化主要依存小麥生長代謝調節。由于小麥和微生物的生長競爭與協同發展的關系，初期，小麥生長量相對較小，對土壤養分的吸收能力弱，土壤養分主要用于土壤微生物的同化增殖，同時隨著小麥生長逐漸旺盛，根系代謝物增加也促進了微生物的生長。故此期間土壤微生物量氮逐步升高。小麥抽穗期至成熟期，較大的生長量使小麥對土壤養分的需求大大增加，與土壤微生物形成強烈的競爭關系［25］，氮素大量向小麥植株轉移，使微生物同化的氮素減少，后期土壤微生物量氮顯著下降。

小麥短時間受到較小劑量臭氧脅迫時，土壤微生物量氮短暫升高，可能是小麥抗脅迫適應的結果［26］。小麥通過增強代謝水平來提高自身的抗脅迫能力，而小麥代謝水平的提升刺激了土壤微生物量氮增加［27］。隨著O3脅迫繼續增強，超過了小麥的抗逆范圍，小麥代謝受阻，土壤微生物量氮下降。這也與O3促進土壤微生物量氮轉化為礦質態氮以供小麥吸收利用以抵抗環境脅迫有關。當臭氧濃度升高到一定閾值時土壤微生物量氮顯著下降。O3對小麥的作用閾值是O3濃度和作用時間共同決定的。

自然情況下未受增加的O3影響時，土壤氨氧化細菌數量受小麥生長調節較大，抽穗期時小麥生長最活躍，根際分泌物、根系生物量、細根周轉較高［9］氨氧化細菌有豐富的營養基質，生長繁殖較快數量達最大。O3濃度升高后，在短期內由于O3劑量和作用時間沒有累積到一定程度，對氨氧化細菌沒有明顯影響。隨O3作用時間延長對小麥產生的脅迫度增加，激發了小麥-土壤體系的抗脅迫過程，如土壤脲酶活性增強等［15］，為小麥提供更多氮素營養，也為土壤氨氧化細菌提供了充足的底物，促進了它們的大量生長繁殖。O3濃度升高后小麥的第3、第4個生長季，由于O3濃度和作用時間的累積作用增加，超過了小麥的抗脅迫能力，土壤氨氧化細菌數量顯著減少。土壤氨氧化細菌將氨態氮轉化成亞硝態氮，是土壤硝化作用的限速步驟［28］，O3濃度升高將降低土壤氮素供應水平，土壤肥力受影響。

反硝化作用是土壤中氮素轉化的最主要過程之一，植物通過吸收同化NO而抑制反硝化作用［29］，在孕穗期和抽穗期小麥由營養生長轉入生殖生長，需吸取大量的NO，由于土壤反硝化作用受到NO-3限制，所以孕穗期和抽穗期反硝化作用降低，在成熟期小麥減小了對NO的吸收，土壤NO供應充足，小麥根際分泌物的存在促進了反硝化作用，所以成熟期反硝化作用強度升高。O3對反硝化作用的影響具有一定的積累效應，O3劑量和作用時間的累積量達到一定閾值，在小麥生長需N敏感期，由于O3長時間的作用，土壤理化性質改變，小麥的生長受嚴重抑制，O3顯著增加土壤反硝化強度。反硝化過程是N2O產生的主要生物過程［30］，O3作用一定時間不僅改變反硝化作用強度的時序特征，在一定的小麥生長期還會導致麥田土壤N2O排放的增加。

4 結論

(1)O3對土壤微生物量氮的影響

土壤微生物量氮隨著小麥生長發育進程呈現先升高后降低的時序變化特征。這種時序變化規律沒有因為O3濃度的增加而改變。O3濃度增加并隨著O3作用時間的延長，土壤微生物量氮受抑制的效應增強，O3對土壤微生物生量N的抑制作用具有積累效應，是O3濃度和作用時間共同作用結果。

(2)O3對土壤氨氧化細菌和反硝化細菌數量的影響

土壤氨氧化細菌數量在升高的O3濃度作用下，較短時間里沒有明顯影響;增加O3作用時間則在抽穗期和灌漿期土壤氨氧化細菌數量顯著增加;O3作用3a后則顯著降低土壤氨氧化細菌數量，并且在所有測定生育期中維持相同的數量級水平，沒有明顯的起伏波動，改變了對照原有的土壤氨氧化細菌數量隨著小麥生長進程的推進而發生先升高后降低的時序變化規律。

土壤反硝化細菌數量對O3濃度升高引起的環境變化因子不敏感，在小麥生長的前、中期反硝化細菌數量和對照一樣總是維持在同一數量級，在成熟期后，O3對土壤反硝化細菌數量有明顯促進作用。

(3)O3對土壤硝化強度和反硝化強度的影響

臭氧濃度升高在較短時間內對土壤硝化強度沒有顯著影響，而作用3個生長季以后則顯著地抑制了土壤硝化強度。O3作用年限增加，抑制作用增強。O3對土壤硝化強度的影響存在積累效應，當O3濃度和作用時間累積到一定的量后，土壤整體硝化強度減弱。

高濃度O3作用兩個生長季后改變了土壤反硝化作用強度隨小麥生長發育而變化的時序規律。O3濃度升高在較短時間里對土壤反硝化強度沒有影響，而作用3個生長季后，反硝化強度顯著升高。

［1］Tausz M，Grulke N E，Wieser G.Defense and avoidance of ozone under global change.Environmental Pollution，2007，147(3):525-531.

［2］Fuhrer J，Sk?rby L，Ashmore M.Critical levels for ozone effects on vegetation in Europe.Environmental Pollution，1997，97(1/2):91-106.

［3］Vingarzan R.A review of surface ozone background levels and treads.Atmospheric Environment，2004，38(21):3441-3442.

［4］Forster P，Ramaswamy V，Artaxo P，Berntsen T，Betts R，Fahey D W，Haywood J，Lean J，Lowe D C，Myhre G J，Nganga J，Prinn R，Raga G，Schulz M，Dorland R V.Changes in atmospheric constituents and in radiative forcing//Solomon S，Qin D，Manning M，Chen Z，Marquis M，Averyt K B，Tignor M，Miller H L，eds.Climate Change 2007:The Physical Science Basis.Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change.Cambridge，United Kingdom and New York:Cambridge University Press，2007.

［5］Zheng Y F，Liu R N，Wu R J，Zhao Z，Hu C D.Effects of ozone stress on diurnal change of winter wheat photosynthesis at milking stage.Chinese Journal of Ecology，2011，30(6):1075-1082.

［6］Zheng Y F，Zhao Z，Wu R J，Hu C D，Liu H J.Effects of long-term ozone exposure on chlorophyll a fluorescence and gas exchange of winterwheat leaves.Environmental Science，2010，31(2):472-479.

［7］Zheng Y F，Hu C D，Wu R J，Zhao Z，Liu H J，Shi C H.Experiment with effects of increased surface ozone concentration upon winter wheat photosynthesis.Acta Ecologica Sinica，2010，30(4):847-855.

［8］Wang X L，Chen Q C，Chen G C，Liang Z B，He Z Y.An observation on the morophology and anatomy of the ozone damage to Dicotyledon plant leaves.Journal of Lanzhou University，1979，(3):117-128.

［9］Chen Z，Wang X K，Feng Z Z，Zheng Q W，Ouyang Z Y.Effects of elevated ambient ozone on ecosystem below-ground processes.Chinese Journal of Ecology，2007，26(1):121-125.

［10］Chen Z，Wang X K，Feng Z Z，Xiao Q，Duan X N.Impact of elevated O3on soil microbial community function under wheat crop.Water，Air，＆Soil Pollution，2009，198(1/4):189-198.

［11］Andersen C P.Source-sink balance and carbon allocation below ground in plants exposed to ozone.The New Phytologist，2003，157(2):213-228

［12］McCrady J K，Andersen C P.The effect of ozone on below-ground carbon allocation in wheat.Environmental Pollution，2000，107(3):465-472

［13］Zhang F S.Plant Nutrition Ecophysiology and Genetics.Beijing:Chinese Science and Technology Press，1993.

［14］Hu J L，Lin X G，Zhu J Gs.A review:soil microbial responses to elevated tropospheric O3concentration.Soils，2008，40(6):857-862.

［15］Zheng Y F，Shi C H，Wu F F，Wu R J，Liu H J，Zhao Z，Hu C D.Effects of simulated elevated atmospheric O3concentration on soil enzyme activity in winter wheat rhizospheric.Acta Ecologica Sinica，2009，29(8):4386-4391.

［16］Wang X Z，Zhang H J，Zhang X C，Yin W Q，Zhu S，Zhao H T，Feng K，Zhu J G.Effect of O3enrichment on concentrations of DTPA-extractable microelements of soils in the rice season.Acta Ecologica Sinica，2010，30(17):4741-4747.

［17］Li Q S，Lin X G，Hu J L，Zhang J，Yu Y C，Shen B，Zhu J G.Effects of elevated O3concentration in surface layer on activity of soil ammonia oxidizing bacteria and denitrifying bacteria in wheat field.Journal of Ecology and Rural Environment，2010，26(6):524-528.

［18］Wu J S，Joergensen R G，Pommerening B，Chaussod R，Brooks P C.Measurement of soil microbial biomass C by fumigation-extraction an automated procedure.Soil Biology and Biochemistry，1990，20(8):1167-1169.

［19］Department of Microbiology Nanjing Institute of Soil Science Chinese Academy of Sciences.Research Approach of Soil Microorganism.Beijing:Science Press，1985.

［20］Xu G H，Zheng H Y.Soil Microbial Analysis Method Manual.Beijing:China Agriculture Press，1986.

［21］Hu J L，Lin X G，Chu H Y，Yin R，Zhang H Y，Yuan X X，Zhu J G.Isolation of soil ammonia-oxidizing bacteria.Soils，2005，37(5):569-571.

［22］Carnol M，Hogenboom L，Jach M E，Remacle J，Ceulemans R.Elevated atmospheric CO2in open top chambers increases net nitrification and potential denitrification.Global Change Biology，2002，8(6):590-598.

［23］Li Q S，Lin X G，Hu J L，Zhang J，Yu Y C，Shen B，Zhu J G.Elevated surface O3concentration effects on soil ammonia-oxidizing and denitrifying bacterial activities in a rice field.Ecology and Environment，2010，19(8):1789-1793.

［24］Tang Q Y，Feng M G.DPS Data Processing System for Practical Statistics.Beijing:Science Press，2002.

［25］Esperschütz J，Pritsch K，Gattinger A，Welzl G，Haesler F，Buegger F，Winkler J B，Munch J C，Schloter M.Influence of chronic ozone stress on carbon translocation pattern into rhizosphere microbial communities of beech trees(Fagus sylvatica L.)during a growing season.Plant and Soil，2009，323(1/2):85-95.

［26］Pritsch K，Ernst D，Fleischmann F，Gayler S，Grams T E E，G?ttlein A，Heller W，Koch N，Lang H，Matyssek R，Munch J C，Olbrich M，Scherb H，Stich S，Winkler J B，Schloter M.Plant and soil system responses to ozone after 3 years in a Lysimeter study with Juvenile Beech(Fagus sylvatica L.)Water Air Soil Pollution:Focus，2008，8(2):139-154.

［27］Kanerva T，Paloj?rvi A，R?m? K，Ojanper? K，Esala M，Manninen S.A 3-year exposure to CO2and O3induced minor changes in soil N cycling in a meadow ecosystem.Plant and Soil，2006，286(1/2):61-73.

［28］Kasurinen A，Kokko-Gonzales P，Riikonen J，Vapaavuori E，Holopainen T.Soil CO2efflux of two silver birch clones exposed to elevated CO2and O3levels during three growing seasons.Global Change Biology，2004，10(10):1654-1665

［29］Xiong H F.Study on Transformation of Carbon，Nitrogen and Phosphorus in Soil-Water-Plant System in Wetland of Lianpzi Lake［D］.Wuhan:Huazhong Agricultural University，2005.

［30］Le Roux X，Monteny B.Soil-plant-atmosphere exchanges.Lamto，2006，179:77-113.

參考文獻:

［5］鄭有飛，劉瑞娜，吳榮軍，趙澤，胡程達.臭氧脅迫對冬小麥灌漿期光合日變化的影響.生態學雜志，2011，30(6):1075-1082.

［6］鄭有飛，趙澤，吳榮軍，胡程達，劉宏舉.臭氧脅迫對冬小麥葉綠素熒光及氣體交換的影響.環境科學，2010，31(2):472-479.

［7］鄭有飛，胡程達，吳榮軍，趙澤，劉宏舉，石春紅.地表臭氧濃度增加對冬小麥光合作用的影響.生態學報，2010，30(4):847-855.

［8］王勛陵，陳慶誠，陳國倉，梁祖炳，何正英.臭氧對雙子葉植物葉片傷害的形態解剖觀察.蘭州大學學報，1979，(3):117-128.

［9］陳展，王效科，馮兆忠，鄭啟偉，歐陽志云.臭氧對生態系統地下過程的影響.生態學雜志，2007，26(1):121-125.

［13］張福鎖.植物營養生態生理學和遺傳學.北京:中國科學技術出版社，1993.

［14］胡君利，林先貴，朱建國.土壤微生物對大氣對流層臭氧濃度升高的響應.土壤，2008，40(6):857-862.

［15］鄭有飛，石春紅，吳芳芳，吳榮軍，劉宏舉，趙澤，胡程達.大氣臭氧濃度升高對冬小麥根際土壤酶活性的影響.生態學報，2009，29(8):4386-4391.

［16］王小治，張海進，張咸臣，尹微琴，朱賽，趙海濤，封克，朱建國.大氣O3濃度升高對稻田土壤有效態微量元素的影響.生態學報，2010，30(17):4741-4747.

［17］李全勝，林先貴，胡君利，張晶，余永昌，沈標，朱建國.近地層臭氧濃度升高對麥田土壤氨氧化與反硝化細菌活性的影響.生態與農村環境學報，2010，26(6):524-528.

［19］中國科學院南京土壤研究所微生物室.土壤微生物研究法.北京:科學出版社，1985.

［20］許光輝，鄭洪元.土壤微生物分析方法手冊.北京:農業出版社，1986.

［21］胡君利，林先貴，褚海燕，尹睿，張華勇，苑學霞，朱建國.土壤氨氧化細菌的分離方法研究.土壤，2005，37(5):569-571.

［23］李全勝，林先貴，胡君利，張晶，余永昌，沈標，朱建國.近地層臭氧濃度升高對稻田土壤氨氧化與反硝化細菌活性的影響.生態環境學報，2010，19(8):1789-1793.

［24］唐啟義，馮明光.實用統計分析及其DPS數據處理系統.北京:科學出版社，2002.