農田土壤自養微生物固碳潛力及影響因素的研究進展

周連玉，巨家升，馬學蘭，孫文娟，王龍瑞，魏樂

(1. 青海師范大學生命科學學院，青海西寧 810008；2. 青海省青藏高原藥用動植物資源重點實驗室，青海西寧 810008；3. 高原科學與可持續發展研究院，青海西寧 810008)

我國是一個典型的農業大國，耕地面積約1.2×108hm2。 作為陸地生態系統重要組成部分的農田生態系統具有碳源和碳匯雙重特性，調控農田土壤固碳減排，對于保障糧食安全以及實現“碳中和”戰略目標具有重大意義。 目前主要的固碳方法有化學固碳、物理固碳和生物固碳，其中，生物固碳法是通過植物或微生物將CO2合成各種有機物，從而轉化成各種可再生生物燃料和化工產品。 除了植物的固碳作用，自養微生物利用光能或化學能將CO2轉化成有機物，對大氣中CO2濃度調節發揮著不可忽視的作用；由于其具有分布廣泛、環境適應性強等優勢，利用這種耗能較低、經濟可行、綠色無污染的微生物固碳已成為目前固定CO2研究的熱點之一[1－5]。 近年來，國內外學者在農田自養微生物固碳潛力的分子生態方面開展了一些研究，本文從農田自養微生物固碳種群、固碳速率、固碳潛力的影響因子以及固碳菌種資源應用等方面，總結和分析農田自養微生物固碳機制，并簡要展望研究前景，可為提高農田土壤固碳潛能、增強農田生態功能提供參考。

1 自養微生物固碳途徑

自養微生物能夠利用無機物作為營養物質進行正常生命代謝活動，根據能量來源可以分為光能自養微生物和化能自養微生物兩種類型；根據對氧氣需求的不同，光能自養和化能自養微生物又可分別分為好氧型和厭氧型[6]。 自養微生物在不同環境中進化出不同的CO2固定途徑。 目前已報道7 條自養微生物固碳途徑，即卡爾文循環(CBB)、還原型三羧酸循環(rTCA cycle)、厭氧乙酰輔酶A 途徑又稱Wood－Ljungdahl 途徑(WL pathway)、3－羥基丙酸雙循環(3HP bicycle)、3－羥基丙酸/4－羥基丁酸循環(3－HP－4HB cycle)、二羧酸/4－羥基丁酸循環(Di－4HB cycle)和反向甘氨酸裂解途徑[7－12]。 其中CBB 循環是化能自養微生物固定CO2的主要途徑，在代謝過程中已將CBB 循環應用于將CO2轉化為生物基化學物質。 限制卡爾文循環速率的關鍵酶為核酮糖－1，5－二磷酸羧化酶/加氧酶(RubisCO)，根據序列和結構同源性，大多數RubisCO 分為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ型和Ⅳ型。 Ⅰ型和Ⅱ型參與自養；Ⅲ型與核苷酸和核苷代謝有關；Ⅳ型又稱為RubisCO 類似蛋白，不具有催化羧化反應和氧化反應的能力。cbbL、cbbM基因分別編碼RubisCOⅠ型和Ⅱ型的大亞基，且具有高度保守性。 按照其氨基酸組成的進化距離將RubisCOⅠ基因分成“green－like”和“red－like”兩個類群，其中“green－like”類群又可以分為ⅠA、ⅠB；“red－like”也有2 種類型，為ⅠC 和ⅠD[13]。近年來，cbbL、cbbM基因作為固碳相關的生物標志物被許多學者用于分析不同生態環境中固碳微生物群落結構、多樣性以及固碳能力；還有針對還原型三羧酸循環固碳途徑ATP－檸檬酸裂解酶的功能基因aclB以及3－羥基丙酸/4－羥基丁酸循環途徑中乙酰輔酶A/丙酰輔酶A 羧化酶的功能基因accA開展農業土壤中自養細菌的生態特征研究。

2 農田土壤固碳自養微生物的群落組成

農田土壤自養固碳微生物種類豐富，土壤性質、農藝管理措施、環境因子等因素均會影響固碳微生物類群的變化。 不同區域的稻田土壤都含有共有的cbbL和cbbM優勢種群，由于土壤性質的不同各自又有特有的cbbL和cbbM優勢種群，cbbL的陽性克隆子主要與變形菌的慢生根瘤菌(Bradyrhizobiumsp.)、維氏硝酸桿菌(Nitrobacter winogradskyi)、亞硝化螺菌(Nitrosospirasp.)、脫氮硫桿菌(Thiobacillus denitrificans)、 固氮紅細菌(Rhodobacter azotoformans)等的序列相似，cbbM的陽性克隆子與變形菌門的硫化菌(T.thioparus)等專性化能自養菌的相似度較高[14]。Bradyrhizobium和Rubrivivax是鐵滲、潛育水耕人為土中的主要類群，普通鐵滲水耕人為土的主要類群是Rhodopseudomonas、Rhodospirillum、Methylibium和Variovorax[15]。 固碳微生物種群在土壤垂直方向的分布趨勢為亞表層(5 ～7 cm)的土壤固碳細菌多樣性高于表層(0～2 cm)；黏粒和粉粒中固碳微生物多樣性高于砂粒[16]。 Yuan 等[17]采用室內14C－CO2連續標記培養土壤80 d 后，發現在水稻、旱地土壤中固碳細菌優勢種群有Azospirillum lipoferum、R.palustris、B.japonicum、Ralstonia eutropha等。 花生和棉花土壤中檢測出B.japonicum、Burkholderia、Nitrosospira為優勢固碳類群[16]，土壤固碳菌種類在水稻連作、水稻/油菜輪作、油菜/玉米輪作的農田土壤中存在較大差異[18]；而在花生根際上發現碳同化自養微生物cbbL與Rhizobium leguminosarum、Bradyrhizobiumsp.、Sinorhizobium meliloti、Ochrobactrum anthropi等序列類似[19]。Lu 等[20]設計免耕、旋耕、翻耕三種耕作方式并結合玉米秸稈還田的研究表明，秸稈還田常規耕作土壤中cbbL的細菌在門水平變形桿菌門豐度占94.3%，在物種水平變形桿菌占42.9%；相比之下，無秸稈免耕土壤中攜帶cbbL的細菌在門水平放線菌門占31.5%和物種水平的彎曲高溫單孢菌(Thermomonospora curvata)占29.1%，且玉米秸稈還田增加特有種群Acidiphilium multivorum。 通過野外長期定位試驗，從red－likecbbL的角度分析，施肥處理黑麥土壤中優勢類群為Bacillus、Streptomyces和Arthrobacter[21]。 不同有機碳源相同施用量的長期定位試驗結果表明，有機碳物料的輸入促使土壤中放線菌門的小單孢菌屬(Micromonospora)、分枝桿菌屬(Mycobacterium)、高溫單孢菌屬(Thermomonospora)和變形菌門的鹽紅螺菌屬(Halorhodospira)、慢生根瘤菌屬(Bradyrhizobium)的種群相對豐度增加[22]。 基于熒光定量PCR 技術和高通量測序技術分析秸稈、生物炭和納米碳添加對退化農田土壤固碳細菌群落結構多樣性的影響，結果顯示優勢菌屬硫堿弧菌(Thioalkalivibrio)、Sulfurifustis、Thiobacillus分別在生物炭、納米碳和秸稈添加后的農田土壤中相對豐度最高[23]。 這些研究表明，碳同化微生物類群對土壤特性和環境因子變化比較敏感，土壤理化性質、農藝管理以及生態因子等因素均顯著影響土壤固碳微生物的優勢種群組成以及cbbL和cbbM基因的多樣性。

3 農田土壤自養微生物固碳能力與影響因素

不同類群的固碳微生物可能在農田土壤中表達不同的固碳途徑，從而其固碳能力也有差異。稻田土壤自養微生物同化大氣CO2，是農田土壤有機碳的重要來源之一。 許多研究者通過檢測微生物生物量碳(MBC)、固碳酶活性以及固碳基因的表達量來估測農田土壤自養微生物固碳能力。土壤特性、農藝管理以及環境因子明顯影響碳同化微生物生長、代謝以及功能基因的表達。

3.1 耕地類型

耕地分為水田和旱地兩種類型。 耕地水分多少不僅影響作物生長，還調節土壤中微生物數量或種類。 農田土壤有機碳的來源較自然生態系統更加廣泛，一般由作物秸稈和根茬來源碳、作物根際沉積碳、動物殘體、微生物固碳以及有機肥投入碳等組成。 采用14C－CO2連續標記培養農田土壤80 d 后，微生物固定碳占稻田和旱地土壤有機碳(SOC)的0.12%～0.59%，據估算每年全球土壤自養微生物固定的碳大約0.6 ～4.9 pg；農田土壤自養微生物的CO2日同化速率為0.01 ～0.10 g/m2，年碳同化速率為100～450 kg/hm2，其對碳循環的年貢獻率為0.9%～4.1%；同時，稻田和旱地的固碳能力不同，細菌總固定碳在稻田土壤中占比高于旱地[17]。 同樣采用14C－CO2連續標記培養稻田、旱地土壤110 d 后，稻田土壤光照處理的14CSOC 含量超過旱地土壤；在理想狀態下估算出土壤微生物的年碳同化量在0.3 ～3.7 pg[24]。 通過分析采集的稻田和旱地土壤碳庫，結果發現長期耕作的稻田土壤固持的有機碳中植物殘體來源碳占33%～54%、微生物殘體來源碳占28%～36%，而旱地土壤中積累的有機碳植物殘體貢獻19%～42%、微生物殘留物貢獻40%～59%，在旱地土壤中微生物固碳作用明顯大于稻田[25]。 這些研究說明作為土壤有機碳重要來源之一的微生物同化碳量對稻田、旱地土壤響應的研究結果存在一定差異性，其緣由可能與試驗區域氣候條件、土壤性質、作物種類、試驗時間、CO2濃度等不同有密切聯系。

一些自養微生物在農田土壤環境下能夠利用CBB 循環途徑進行CO2固定，其固碳速率受關鍵固碳基因和固碳酶活性的調控。 不同區域的稻田土壤cbbL基因豐度為107～108copies/g，比cbbM高3 個數量級，各區域cbbL和cbbM豐度均存在差異性[14]。 Xiao 等[26]指出中國南方5 個不同水稻產區的水稻土(0 ～20 cm)cbbLR、cbbM、cbbLG固碳基因豐度范圍在106～109copies/g 干土，豐度從高到低依次為cbbLR＞cbbM＞cbbLG，cbbLR基因豐度與土壤固碳酶活性呈顯著正相關，此結果說明cbbLR基因可能發揮著更大作用。 此外，稻田、旱地細菌cbbL基因豐度為106～108copies/g土壤，稻田cbbL基因豐度、碳同化酶活性是旱地的4～30 倍[17，27]，cbbL基因豐度、RubisCO 活性均與MBC 呈正相關，cbbL基因豐度與RubisCO 活性呈顯著或極顯著正相關[17，27]，且cbbL基因豐度、RubisCO 活性、MBC 與耕地水分含量之間均表現出顯著或極顯著正相關。

3.2 土壤理化性質

土壤質地是土壤中較為重要的一種物理性質，影響土壤的透光性、通氣性、養分狀態以及水分含量，進而影響微生物的生存環境及代謝活性。Selesi 等[28]研究發現不同農田土壤中red－likecbbL基因豐度為8.0×106～3.4×107copies/g，其中主要分布在壤土(63 ～2 μm)和黏土(2.0 ～0.1 μm)中，而在砂土(2 000 ～63 μm)中幾乎檢測不到。土壤的自養微生物同化碳均進入了不同粒徑的團聚體和腐殖質組分中，主要進入0.2 ～0.02、2.0 ～0.2 mm 粒徑與胡敏酸組分[29]。 土壤粗顆粒組分中營養物質難以積累，不利于自養微生物生長，因此16S rRNA 以及卡爾文功能基因拷貝數量低，而土壤中黏粒含量較高，可以有效固定、吸附微生物，因而土壤MBC 相對較高[14]。

土壤中有機物質含量、pH、氧化還原狀態、競爭性離子等化學性質都會影響微生物的群落組成和活性，進而使得土壤中自養微生物固碳能力發生變化。 化能自養菌以H2、NH4＋、NO2、S2O32－、H2S、Fe2＋、Mn2＋、CO、CH4、CH3OH 等多種無機化合物作為電子供體[30]，通過氧化無機底物獲得能源用于將CO2合成氨基酸、脂肪酸等土壤有機質成分[1，2]，因而土壤有機質含量較低的貧瘠土壤更有利于碳同化微生物的活性表達[14，31]。 土壤pH可以通過H＋濃度改變土壤中營養元素的形態從而影響自養微生物類群[32]以及cbbM基因豐度，pH 值大的土壤中cbbM基因豐度較高[31]。 已有研究報道土壤MBC 與土壤有機碳、全氮、有效磷、速效鉀、堿性磷酸酶、酸性磷酸酶、土壤容重等存在顯著相關性[33]；固碳細菌群落結構和固碳功能基因的豐度也受土壤C/N 比、陽離子交換量、全氮、全磷含量等影響[26，27]。

3.3 土層深度

土壤是一種物理(不同粒徑、密度、顆粒)和化學(腐殖質)組分不同的復雜體系，隨土層深度的增加，光照、通氣性、基質和養分利用率發生改變，從而為自養微生物提供多樣生境[28]。 農田土壤中積累較多的細菌殘體碳[25]，表層土壤中微生物殘體碳對有機碳的平均貢獻率為51%，且隨土層深度的增加而降低[34]。 不同耕地類型隨土壤深度的增加固碳能力存在差異，水稻土壤cbbL基因豐度逐漸降低，旱地土壤cbbL基因豐度變化不明顯；0～1 cm 深度稻田或旱地土壤RubisCO 活性均顯著高于1～5 cm 和5 ～17 cm 土層，且在0 ～1 cm 土壤深度，cbbL基因豐度與RubisCO 活性呈極顯著正相關[27]。 在不同作物體系的土壤中MBC、RubisCO 活性以及cbbL基因豐度均隨土壤深度的增加而呈現下降趨勢[18]。 Ge 等[35]觀察到隨土壤深度的增加，翻耕和免耕水稻土壤cbbL基因豐度以及固碳活性逐漸降低，翻耕和免耕旱地土壤cbbL基因豐度變化幅度不大、固碳活性降低。 光照隨土層深度的增加而減少，光誘導表層土壤(0～1 cm)光能自養微生物進行碳同化，繼而傳輸至次層土壤(1 cm 以下)供化能自養微生物碳同化，由此可構成光能、化能自養固碳的雙重協同作用。

3.4 土壤耕作

土壤耕作是改善耕層質量、培肥地力的重要農田管理技術措施，對土壤生態系統環境有重要影響。 傳統耕作(翻耕、深松耕)、少耕(淺耕、旋耕)和免耕(留茬、留茬覆蓋)等耕作方式影響土壤溫度、水分、通氣性及養分含量，還改變土壤中微生物種群結構、數量和多樣性。 Lu 等[20]設計免耕、旋耕、翻耕三種耕作方式并結合玉米秸稈還田方式進行玉米種植試驗，結果表明翻耕、翻耕秸稈還田、旋耕秸稈還田土壤中cbbL與16S rRNA基因豐度以及RubisCO 活性顯著高于免耕土壤，旋耕土壤中RubisCO 活性顯著高于免耕土壤，而旋耕土壤中cbbL與16S rRNA 基因豐度與免耕土壤之間無顯著性差異。 Ge 等[35]研究發現，水田和旱地土壤翻耕后，土壤中MBC、固定CO2活性較免耕土壤高，然而16S rRNA 和cbbL基因豐度低于免耕土壤，可能是翻耕改變土壤團聚體的粒徑和穩定性，從而影響某些自養固碳微生物的生長與代謝。 在旱地土壤中耕作方式對土壤cbbL基因豐度的影響不一致，可能與作物體系、培養環境等因素有關。

3.5 作物體系

在農業生產過程中，種植方式對土壤微生物生物量碳有顯著影響。 小麥/玉米輪作體系下土壤MBC 顯著大于棉花連作體系土壤[33]。 種植水稻的土壤cbbL基因拷貝數顯著高于種植玉米的土壤[31]；水稻連作土壤MBC、cbbL基因豐度均顯著高于小麥/玉米和水稻/小麥輪作的土壤，水稻/小麥輪作的土壤cbbL基因豐度明顯大于小麥/玉米輪作體系的土壤[36]。 Wu 等[18]通過14C－CO2穩定性同位素示蹤技術進一步研究水稻連作、水稻/油菜輪作、油菜/玉米輪作體系下農田土壤固定CO2自養微生物的固碳潛力，發現水稻連作土壤MBC、RubisCO 活性、cbbL豐度均顯著高于水稻/油菜輪作和油菜/玉米輪作的土壤，水稻/油菜輪作土壤MBC、固碳活性大于油菜/玉米輪作的土壤。 由上述研究結果可知，種植水稻有利于自養微生物的繁殖，從而促進稻田生態系統的固碳作用。 這些不同作物土壤自養微生物固碳能力的差異性可能是作物體系中根系分泌物、根茬等種類不同，因此為土壤微生物提供了不同的碳源。 比較不同種植模式對土壤理化性質及有機碳質量的影響，有利于優化農田種植模式，實現農業可持續發展。

3.6 施肥

施肥改變土壤環境和養分狀況，調控固碳自養微生物的活性。 磷肥、氮磷肥、氮肥配施有機肥、氮磷肥配施有機肥4 種施肥處理均顯著提高土壤MBC[37]。 比較分析7 種不同施肥處理的農田黑土土壤MBC，發現長期大量單施有機肥能夠顯著促進玉米全生育期土壤微生物繁殖，提高土壤MBC；而秸稈配施有機肥、秸稈配施化肥和半量有機肥配施化肥只在玉米生長的最旺盛時期促進土壤MBC 的提高[38]。 氮、磷素的添加會一定程度地影響土壤碳循環相關微生物的生長和代謝活動。 例如，基于磷素添加對土壤中3 條重要的CO2固定途徑(卡爾文循環、還原性三羧酸循環和3－羥基丙酸/4－羥基丁酸)的關鍵功能基因數量的研究發現，水稻分蘗期添加磷素顯著提高土壤中cbbL、cbbM、accA和aclB基因數量，而磷素添加對水稻拔節期土壤中cbbL、accA和aclB基因數量的促進作用并不明顯，對cbbM基因數量甚至產生了抑制作用[39]。 然而，一些研究者對于施用化肥對固碳基因的影響有不一致的認識，施用農家肥或化肥(包括氮磷鉀)的黑麥土壤中cbbL基因拷貝數均低于不施肥土壤[28]；添加化肥氮磷鉀顯著降低小麥/大豆/玉米輪作土壤自養微生物固定CO2效率、cbbL和accA基因豐度[40]。 袁紅朝等[41]研究表明，3 種施肥處理的稻田土壤細菌cbbL基因豐度為3.35×108～5.61×108copies/g 土，氮磷鉀肥、氮磷鉀加秸稈還田處理后，土壤細菌cbbL基因數量增加，其中秸稈配施化肥處理土壤cbbL數量最多；同時，在3 個區域的水稻施肥試驗也表明，秸稈還田配施化肥土壤固碳細菌cbbL基因豐度和RubisCO 活性顯著高于不施肥或施用化肥的土壤[42]。 秸稈還田可以改善土壤結構、提高土壤肥力，還可增加農田土壤微生物固碳[43－46]。將秸稈原料制備成生物炭還田后，通過影響土壤的比重、有機碳含量、孔隙度等而明顯提高農田砂土土層中固碳微生物生物量以及cbbL基因拷貝數[47]，因此生物質炭可以作為一種有效的農田固碳減排措施。

3.7 環境因子

隨著溫室效應的加劇，大氣中CO2濃度不斷升高。 CO2濃度、溫度和光照作為影響微生物生長的關鍵環境因子，對微生物的生長和代謝活動都會產生影響。 Hart 等[48]發現，在10%的CO2濃度和提高S2O32－含量以及避光條件下，培養40 h的土壤化能自養細菌能夠同化CO2的量為4.52 g/kg干土。 在水稻分蘗期、抽穗期，CO2濃度升高、溫度和CO2濃度升高互作均能夠提高土壤MBC；在水稻成熟期，土壤MBC 在試驗的CO2濃度或溫度處理之間均無顯著差異[49]。 土壤中不同優勢自養細菌類群的碳固定關鍵酶對CO2的特異性或耐受性存在較大差異[50]，這也會導致固碳細菌的固碳能力不同。 高濃度CO2處理大豆田的研究結果顯示，表層土(0 ～5 cm)中RubisCO編碼基因豐度顯著升高[51]。 光照處理下水稻土和旱地土壤固碳細菌數量明顯高于遮光處理的土壤[27]。14C－CO2連續標記培養試驗表明，避光處理的土壤中未檢測到14C－MBC[23]，光能、化能自養微生物固碳活性被抑制[17]。

土壤含水量顯著影響土壤自養微生物固碳基因豐度和RubisCO 活性。 陳曉娟等[52]基于14CCO2連續標記技術研究表明濕地土壤的MBC、細菌cbbL基因豐度與RubisCO 活性均顯著大于旱地土壤。 培養的前14 d，土壤cbbL豐度呈現隨含水量增加而升高趨勢，且淹水處理土壤在整個培養期間cbbL豐度最高；第14 天土壤含水量25%處理的RubisCO 活性顯著高于土壤含水量10%和15%以及淹水3 種處理；第28 天時低含水量(10%和15%)處理土壤中RubisCO 活性顯著低于高含水量(25%)及淹水處理；培養期間土壤cbbL豐度與RubisCO 活性呈顯著正相關線性關系[53]。 自養微生物的豐度和多樣性與土壤水分呈顯著正相關，而與土壤中C、N 含量呈負相關[26]。 這可能與淹水可減少土壤的物理變化，并能增加自養微生物生長所必需的無機養分含量有關。 因此，通過合理灌溉可以調節農田土壤的水熱狀況，從而有利于自養微生物發揮固碳潛力。

3.8 培養時間

農田土壤自養固碳微生物不僅在空間上分布多樣化，還隨著時間的延長呈現動態變化。 通過14C－CO2連續標記培養農田土壤試驗表明，在光照和避光處理下可能由于厭氧條件下及缺少新物質輸入導致農田土壤MBC 隨著培養時間的延長表現為下降趨勢[24]。 將土壤含水量分別設置為10%、15%、25%及淹水并于室溫下培養，結果顯示各處理cbbL豐度均隨培養時間延長而趨于上升，培養初期(第3 天)土壤cbbL豐度均顯著低于培養末期(第28 天)；低含水量處理(10%及15%)中RubisCO 活性在培養期間無顯著變化，土壤含水量25%處理第3 天及第7 天的RubisCO 活性顯著低于第14 天及第28 天，土壤淹水處理中培養3、7、14 d 的RubisCO 活性顯著低于第28天[53]。 選取江西鷹潭、浙江嘉興、湖南桃源古市和湖南桃源寶洞峪的土壤分別進行室內培養，培養前4 種土壤cbbL基因拷貝數均顯著低于培養45 d；浙江嘉興、湖南桃源寶洞峪土壤培養45 d 時cbbM拷貝數高于培養前；其他2 種稻田土cbbM基因豐度在不同培養時間之間無顯著差異[14]。隨水稻生長發育進程，對照和磷肥處理土壤cbbL、accA和aclB基因拷貝數呈下降趨勢[39]。 在不同時期諸多因素通過改變土壤環境而影響固碳自養微生物類群，進而對固碳微生物介導的固碳潛力產生影響。

4 農田固碳微生物資源挖掘與應用

農田土壤固碳自養微生物種群豐富，在農田生態系統碳匯方面發揮著不可或缺的作用[54]。由于自養微生物生長對環境因子要求比較特殊，生長速度較緩慢，然而針對農田土壤固碳自養微生物資源開發與應用的相關研究仍較少。 王競等[55]利用篩選培養基、置換排氣法配氣以及優化培養基中H2、O2、CO2比例的方法，從花園土壤中分離篩選到1 株能夠高效固定CO2的氫氧化細菌。 Khalifa 等[56]以硫化亞鐵(FeS)作為能量來源，采用改良的礦物培養基從日本稻田土壤中分離得到1 株鐵氧化菌，命名為Ferrigenium kumadaigen. nov.， sp. nov.，對其16S rRNA 基因序列的分析表明，該菌株屬于披毛菌科(Gallionellaceae)，其在系統發育上與該家族的其他成員不同。 郭珺等[57]利用無碳源無機培養基從活性污泥、沼液和設施土壤中分離篩選出以CO2為碳源的菌株24 株，其中生長較快的8 株菌分別隸屬于假單胞菌屬(Pseudomonassp.) 和嗜甲基菌屬(Methanotrophssp.)。 花生根際土壤分離出兼性固CO2、N2菌株HSJ，表現出較高的固碳酶和固氮酶活性，其堿基序列與鏈霉菌屬(Streptomycessp.)6 個菌株的同源性為99%[58]。 從農田土壤中篩選分離到固碳菌株后，繼續進一步對固碳菌菌株進行馴化和發酵條件優化[58]，并通過土壤施用試驗使其能應用于生產實踐[57]，以吸收環境中的CO2減緩溫室效應。

5 展望

農田土壤自養微生物的固碳能力與土壤理化性質、氣候因子以及農田管理措施等多種因素密切相關，各因素之間可能存在相互作用。 整合14C同位素標記技術和微生物分子生態學技術(克隆文庫、T－RFLP 和定量PCR 等)，通過農田原位或室內模擬培養試驗開展土壤自養微生物時空分布的碳同化規律，及其響應人為擾動和氣候變化耦合作用的機制研究。 由此核算與預測農田固碳能力，構建優化的農田管理模式，推動農田納入“碳交易”市場。

自養微生物利用光能或還原性物質的氧化獲取化學能，通過多種途徑實現CO2的捕集及轉化，同時，在固定CO2能力方面自養微生物表現出可持續性、可控性及可靠性。 設計培養基從農田土壤中分離、篩選出具有固碳潛力的優良菌種資源，并從營養成分、環境條件、人工電子供體等方面[59，60]提升菌株的固碳效率。 隨著合成生物學的快速發展，基于對固碳微生物的固碳途徑及其分子機制的深入研究和認識，采用現代育種技術全面改造生產菌株，從而提高CO2的自養微生物固定效率，實現人工自養微生物的應用，為固碳減排、實現碳中和提供新的途徑和菌種資源。 繼而將固碳菌種與農田措施、其他微生物菌劑等方法結合起來，研發農田土壤微生物固碳技術。