中财网超市货架尺寸图片:微生物生态
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微生物生态
微生物纯培养状态在天然环境中极其少见。在自然环境中许多不同种类的微生物总是混合杂居。某一区域内生长的微生物种类及其多样性反映出这一自然环境的特点。本章尝试把食品看成是微生物生长的特殊环境，从生态学角度来讨论微生物与食品环境之间相互作用的某些规律。
8.1 生态学基本概念
8.1.1 微生物生态学与生态系统
(1)微生物生态学。微生物生态学(Microbialecology)是研究微生物与环境之间相互作用的科学，是生态学的一个分支。所谓环境是指生物赖以生存的空间，由非生物环境和生物环境两大部分组成。非生物环境是除生物以外的环境，包括一系列物理、化学、生物因素所构成。
如温度、水分、光线及pH等，是生物生存的场所。生物环境是指来自研究对象以外的其他生物的作用和影响。如营养竞争、空间竞争和互利共生等。 微生物生态学的研究起步较晚。与动、植物相比，微生物个体微小，种群数量庞大，因此，微观性和群体性成为微生物生态；学研究的显著特点。正是这些特点，给微生物生态学研究在技术上带来了较大困难，这是微生物生态学一直落后于动、植物生态学的主要原因。
(2)生态系统。生态系统(ecosystem)是指在一定区域内生活的生物与其非生物环境之间相互紧密结合而形成的系统。在这个系统中，物质、能量在生物与生物、生物与环境之间不断循环流动，形成一个能够自己维持下去的、相对稳定的，并具有一定独立性的统一整体。 生态系统的范围和大小可以相差悬殊。生物圈(Biosphere)构成一个范围最大的生态系统。它是地球表面全部生物以及与之相关的自然环境的总称，包括水生物圈(hydrosphere)、地上岩石生物圈(1ithosphere)、大气生物圈(atmosphere)。由于水土和大气中只有出现生物后才能构成生物圈。因此，生物圈的范围大致可以说是地球外壳34kmJ-g度(即23km的高空加llkm深的海沟)(图8-1)。在这一范围内，生物与自然环境之间相互作用，相互渗透，进行着巨大的生物地球化学变化。
生物圈内包含有许多大小不等的生态系统。大的如绵绵数亿平方米的森林生态系统，而小的可以是一个湖泊或是一口池塘。在水域生态系统(aquatic ecosystem)如淡水湖中，微生物是生产者(producer)。在晴天时，表层水光线充足，蓝细菌和绿藻利用阳光和二氧化碳进行光合作用产生碳水化合物。消费者(consumer)如动物和人则利用光合作用中产生的生物量作为食物。当他们死亡时，细菌和浮游生物等分解者(decomposer)将有机物分解为简单的组成单元，供给水生植物所需要的营养物质(图8-2)。由此可见，生物就是这样与环境结合在一起，彼此之间相互依赖，形成一个有组织的完整生态系(intergatecosystem)。相对而言，微生物生态系统只不过是完整生态系统的一个组成部分，但对完整生态系统的功能有着不可忽视的重要影响。
8.1.2种群和群落
(1)种群。在自然环境中，同种微生物的许多个体(individual)常生活在同一生境中，以群体的方式存在。在一定时间里生活在同一生境的同一个体细胞生长形成的生物群体，在生态学上称之为种群代细胞经过连续的有丝分裂而形成的相似个体所组成(图8-3)。一个种群通常生活在一定的范围内，并占据着一定空间。生态学上，把一个种群生活的环境称之为该种群的栖息地(hahitat)，或称之为生境。
(2)群落。在自然界中，一个种群的细胞很少是单独存在的，它们总是与其他种群细胞相联系，构成一个在生理上相互弥补的种群复合体，称之为群落(Cormnunity)。例如，在湖泊微生物生态系统中(图8-4)，能量以日光、有机碳或还原无机物的形式进入生态系统。光养生物利用光能合成新的有机物质，后者含有碳、氢、磷、硫、铁和许多其他元素。这些所合成的物质，以及外界进入生态系统的有机物和还原无机物质控制着化能有机营养生物和化能无机营养生物的代谢活动。
8.1.3 微生物的微环境
微生物的个体很小，所以它生活的环境也就十分微小，甚至肉眼看不见。因此，微生物生态学家称之为微环境(microenvironment)。例如，在一颗3mm大小的土粒中，由于化学和物理等因素的不同，可以存在几种不同的生境，这一点可通过微电极测量土粒中氧的浓度分布情况来证实。图8-5显示了测定结果，从中可明显地看到土壤颗粒中氧的分布是不均匀的。等高线图上，每条带可以认为是一个不同的微环境，支持不同特性的微生物共同生活在同一小土粒中，即厌氧微生物生活在土粒中心，稍外部分需氧微生物生长活跃，专性好氧微生物可以生活在土壤外层；而兼性需氧菌可以分布在土壤颗粒的各个部位。
由于时间和空间的不同，微环境的物理化学条件也会发生很快的改变。因此说，微环境本身也是非均质的，而且在一个给定的微环境中，其条件变化很快。地球上存在无数的微生物微环境。正是因为如此，我们今天才看得到微生物种的多样性。微生物在自然界物质循环中的作用
自然的物质循环可以归结为①无机物质的有机质化或生物合成作用，以及②有机物质的无机质化或分
解作用两个对立的过程。 微生物在自然界中广泛分布，同时由于微生物种类繁多，不同种类微生物的细胞内具有不同的酶体系，在进行生命活动时，各种微生物能利用周围环境中的不同有机质为养料进行物质代谢，最后分解成无机化合物。由于微生物的生命活动，使自然界数量有限的植物营养元素成分能够周而复始地循环利用，在自然界的碳素、氮素以及各种矿质元素的循环中微生物起着重要的作用。
自然界的物质循环可以归结为①无机物质的有机质化或生物合成作用，以及②有机物质的无机质化或分解作用两个对立的过程。 地球上只有绿色植物和无机营养型微生物(蓝细菌和少数细菌)才能利用光能或无机化合物氧化产生的化学能，将二氧化碳和水合成为碳水化合物。碳水化合物再与氮、磷、硫等无机化合物相结合，进一步合成为生物体有机质的各种组成成分，并贮存了能量，这就是无机物的有机质化或生物合成作用。生物在进行这种合成作用的同时，又进行着分解作用，分解作用的最终结果是使有机物分解成为二氧化碳，水和各种无机体合物，并随着分解过程而释放出能量。自然界中的各种有机残体和腐植物质(土壤腐植质和水底有机沉积物)则是生物界合成和分解的过渡性积累和两方面相对强弱的差额。由于近代科学的发展，化学工业生产相当多的合成有机化合物，有些比较容易被微生物分解矿化，有些很困难；它们在自然界物质循环中的命运是当前自然界物质循环研究的一项新课题。 
动物或有机营养型微生物的生命活动所需要的能量，和组成个体所需要的物质成分(碳源、氮源以及某些矿物质)基本上来源于植物所合成的有机物质。它们在利用有机物的过程中，有一部分有机物被分解为无机物(二氧化碳等)，导致有机物的分解和消失。但无论从规模和数量而言，或者就分解作用的彻底性而言，微生物的作用远远超过于动物。 因此，微生物主导着自然界有机物质的无机质化或分解作用。 微生物在自然界中广泛分布，同时，由于微生物种类繁多，不同种类微生物的细胞内具有不同的酶体系，在进行生命活动时，各种微生物能利用周围环境中的不同有机质为养料进行物质代谢，最后分解成无机化合物。由于微生物的生命活动，使自然界数量有限的植物营养元素成分能够周而复始地循环利用，在自然界的碳素、氮素以及各种矿质元素的循环中微生物起着重要的作用。 植物体一部分被动物用作食料，一部分以残株和其它残余物的形态归还到土壤之中。动物残体以及排泄物迟早也要进入土壤，故自然界有机物质的分解作用主要是在土壤中并在各类群微生物的参与下进行的，它影响着土壤的肥力和植物营养。
无机化合物的微生物转化 植物从土壤中吸收氮、磷、钾及各种矿质营养元素。这些元素在土壤中以不同的状态存在着。土壤中很多腐生性微生物将有机质分解，使其中氮、磷、硫等植物营养元素释放出来。土壤中的各种矿物质所
含有的硫、磷、钙、镁、铁、钾等，可由各类微生物生命活动所产生的酸类，如碳酸、有机酸以及硝酸、硫酸、磷酸等部分地溶解出来。有些微生物引起某些矿质化合物的氧化和还原。微生物生命活动的结果，一方面能使各种植物营养元素成为植物可以直接利用的状态，另一方面也能引起一些植物营养元素的损失或者变为植物不能吸收利用的状态。例如铁、锰氧化物沉淀以及硝酸盐、硫酸盐还原生成游离氮或硫化氢等。碳素生物循环
碳素是构成生物体的最基本元素成分，约占生物体干物质的一半。不论何种生物所获得的碳素都是直
接或间接来源于空气中的二氧化碳。据计算陆地植物和海洋生物每年从地球表面吸收1.2x1011 ～1.8xlO11 t二氧化碳，约为空气中总含量的1/20。如果只有碳素单方面的有机质化，而没有碳素的无机化过程，就不可能有地球上生物的延续发展，因此碳素生物循环的意义是非常重要的。
一、碳素循环的途径
地球上的碳素主要存在于石油、天然气、煤碳和草炭中，它们由远古生物残体衍变而来；有一部分存在于生物体和大气中，还有一些以碳酸钙和重炭酸钙的形态存在。碳素的根本来源是CO 2，它不但是光合作用的原料，而且也是呼吸作用的主要废物；它形成于有机物质的分解和燃料燃烧。大气中CO2含量仅为0.032％，每升中含365ul，只有迅速周转才能维持平衡，这是通过碳素循环(图9-1)而实现的。
图9-1说明，由初级生产者固定在有机物质中的碳素通过3条途径以CO2形式回到大气中：①动物、植物和微生物在呼吸过程中释放CO2；②食草生物和食肉生物(消费者)消耗植物和动物产生CO2；③动植物死体被微生物(分解者)分解释放出CO2(参见第八章第一节)。微生物在进行分解作用中也合成一些简单和复杂的有机物质，包括甲烷(CH4)等气体。地球上大规模有机物质的分解作用主要在土壤中进行。
二、碳水化合物的分解
简单碳水化合物单糖的代谢，在动植物体内碳水化合物主要以单糖的多聚体存在，包括纤维素、半纤维素和淀粉，它们进入土壤后由微生物逐步降解为简单物质，最后将CO2释放到大气中。
(一)淀粉的分解 淀粉有两类，直链淀粉由葡萄糖以a(1→4)-糖苷键相连而成，支链淀粉的葡萄糖则以a(1→6)-糖苷键连接。淀粉是自然界中容易被分解的不含氮有机物。能分解淀粉的微生物种类很多，其中包括各种细菌、放线菌和真菌；真菌中的曲霉(Aspergiltus)、根霉(Rhizopus)和毛霉(Mucor)等分解淀粉的能力是人们所熟悉的。各种微生物分解淀粉通过两种基本方式。一种是在磷酸化酶的作用下，将淀粉的葡萄糖分子一个一个地分解下来。
另一个种是在淀粉酶的作用下，先水解成为糊精，再由糊精水解生成为麦芽糖，麦芽糖再在麦芽糖酶的作用下水解成葡萄糖： n/2H2O n/2H2O (C6H10O5)n-----------→n/2(C12H22O11)--------→nC6H12O6 淀粉 淀粉酶 麦芽糖 麦芽糖酶 葡萄糖 前一种方式可能是微生物分解利用淀粉的普遍方式，后一种可能是一些水解淀粉能力特别强的微生物所特有的方式。酿造工业的糖化霉菌分解淀粉的方式主要属于后一种。微生物分解淀粉成为葡萄糖后，通过好氧性和厌氧性的进一步分解，放出能量，供给生命活动的需要。分解作用中产生一些中间产物，在同化过程中合成为细胞物质。
(二)纤维素和半纤维素的分解 植物体中纤维素和半纤维素紧密联系在一起，分解它们的微生物有许多相同种类。
1．纤维素的分解 纤维素是植物细胞壁的组分，所以大多存在于植物残体中，小麦茎叶纤维累十重占27％—33％，树木中占45％—51％，苜蓿地上部分纤维素干重为13％-33％。在草本植物中，单个纤维素有约14000个葡萄糖单位，木本植物纤维素较小，2000至5000个葡萄糖单位，葡萄糖以β(1→4)糖苷键相连。纤维素单链可能由氢键直接团聚成晶体原纤维。微生物对纤维素的分解是通过三类酶的依次作用；内切葡萄糖酶、外切葡萄糖酶(即纤维二糖水解酶)和β-葡萄糖苷酶(或称纤维二糖酶)。一般统称为纤维素酶。首先是破坏纤维素的结晶状态，打断连接的氢键。然后内切酶从纤维素单链内部切开β(1→4)连接，再由外切酶从暴露的纤维素链末端切下二糖单位，最后由β葡萄糖苷酶对纤维二糖进行水解。纤维素酶主要是胞外酶，是复杂的酶系。
自然界许多微生物都能分解纤维素，研究最多的是木霉屑(Trichoderma)真菌纤维素酶系，它能分泌大量纤维素酶。毛壳菌属(chaetomium)也产生丰富的纤维素酶，而且有耐热性。青霉菌屑、链孢菌属、蘑菇属等纤维素的酶系也有很多研究，其中有的具有商业应用潜力。
分解纤维素的好氧性细菌有纤维单胞菌屑(Cellulomonas)、纤维弧菌属(Cellvibrio)、嗜热单胞菌屑(Thermomonospora)和噬纤维菌屑(Cytophaga，亦称纤维黏细菌)、链霉菌属(Streptomyces)和小单胞菌屑(Micromonospora)等。厌氧纤维分解细菌有醋弧菌屑(Acetovibrio)、拟杆菌屑(Bacteroides)、梭菌属(Clostridium)和瘤胃球菌屑(Ruminococcus)等，后者存在于一些食草动物的瘤胃中(见第十章)。细菌的纤维素酶系不如真菌中的复杂。
纤维分解微生物的种类很多，它们的生理特性各异，能够适应的环境条件(温度，pH等)差别很大；不同种类在一定的环境中起主要作用，或者在环境因素变化的一定时期很活跃，如堆肥中高温阶段嗜热性微生物繁殖旺盛(见第十一章)。
2．半纤维素的分解 半纤维素存在于植物细胞间层，而在残体中也大量存在。一年生植物的半纤维素含量很高，常占干重的10％—20％，玉米根、茎、苞衣、穗轴中的半纤维素含量可达30％左右。半纤维素的组成中含有多缩戊糖(木糖和阿拉伯糖)、多缩已糖(半乳糖、甘露糖)以及多缩糖醛酸(葡萄糖醛酸和半乳糖醛酸)等。
半纤维素在土壤中被分解时，依赖于微生物产生的半纤维素酶类的水解作用。当这些多缩糖水解成单糖和糖醛酸后，被吸收进人微生物细胞，而后进一步分解。 多缩糖酶 → 有氧分解 → CO2+H2O 半纤维素---------→单糖和糖醛酸 H2O → 无氧分解 → 多种产物
土壤微生物分解半纤维素的强度相当大。植物残体在土壤中进行分解时，这部分物质的分解比纤维素分解快，除了能分解纤维素的微生物大多能分解半纤维素外，有许多种类微生物不能分解纤维素，但能分解半纤维素。
三、果胶物质的分解
果胶物质是以半乳糖醛酸为主组成的高分子化合物，存在于所有植物组织的细胞壁及细胞间层中，在植物残体的干物质中占15％—30％。它还大量存在于浆果、果实、植物的块茎与块根内。果胶物质含有很多以链状结合的半乳糖醛酸基。它的羧基一部分与甲基脂化，一部分与阳离子(Ca2+、Mg2+等)结合形成盐。存在于植物体内的不溶于水的原果胶与多缩戊糖相结合。土壤中有许多好氧性和厌氧性微生物具有果胶酶体系，能分解果胶类物质。植物残体的腐解，首先由微生物分泌的原果胶酶将植物组织间原果胶水解成可溶性果胶，使各个植物细胞分离，可溶性果胶再经果胶甲基酯酶水解成果胶酸，果胶酸再由多缩半乳糖酶水解成半乳糖醛酸，其分解过程如下： 原果胶酶 原果胶 ----------→ 可溶性果胶 + 多缩性戊糖
果胶甲基脂酶 可溶性果胶+H2O ------------→ 果胶酸 + 甲醇 多缩半乳糖酶 果胶酸+H2O -------------→ 半乳糖酸
果胶和多缩戊糖的水解产物，被果胶分解微生物吸收后用作碳源及能源。在有氧条件下全部被氧化成二氧化碳和水，在缺氧条件下，则进行丁酸发酵，产生丁酸、乙酸等有机酸类和醇类以及二氧化碳和氢气。
分解果胶物质的细菌有好氧性的种类，也有厌氧性的种类。好氧性细菌中有许多芽胞杆菌，如枯草芽胞杆菌、多黏芽胞杆菌(Bacillus polymyxa)、浸软芽胞杆菌(Bac.mcerans)等，也有些不生芽胞的杆菌如软腐欧氏菌(Erwinia carotovora)。在厌氧性细菌中主要有费新尼亚浸麻梭菌(C.felsineum)。分解果胶物质的真菌种类也很多，常见的青霉、曲霉、木霉、根霉、毛霉等都有这种能力，也有一些放线菌，它们活跃在草堆和林地落叶层中，进行果胶物质的有氧分解。
微生物分解果胶类物质，是麻类植物脱胶处理的原理。麻类植物纤维的化学成分是纤维素，存在于茎秆的韧皮部内，纤维素与果胶类物质结合在一起充实于茎秆的木质部，韧皮部与皮层之间。纤维植物脱胶就是利用果胶分解微生物有分解果胶类物质的能力而没有分解纤维素的能力，将果胶类物质分解掉，将 纤维完好地保存和脱离出来。
麻类脱胶采取水浸或露浸两种方法，水浸利用厌氧性细菌的果胶分解作用；露浸是利用好氧性的细菌、放线菌或真菌的果胶分解作用。
四、木质素的分解
木质素是植物木质化组织的重要成分。植物含木质素因种类、部位、发育阶段而不同。禾本科秸秆含木质素20％左右，豆类绿肥翻耕时的含量为10％左右。木质素在植物体中通常和多糖类物质结合在一起。木质素的基本结构单位是由一个芳香环和一个3-C侧链组成的苯基—类丙烷(phenyl propanid)(图9-2)。它不是由某一特定酶合成的，而是苯酚和自由基团等的化学缩合物，因而其结构没有严格顺序。在植物体中木质素包裹在纤维素和半纤维素上。
木质素的分解主要是真菌起作用，根据腐烂物质的颜色而分为白腐和褐腐两类。白腐真菌是分解木质素最活跃的微生物，已知有数百种。担子菌中研究得最多的是Phanerochaete chrysosporium，糙皮侧耳(Pleurotus ostreatus)，采绒革盖菌(Coriolus versicolor)和香菇(Lirainulaedodes)。子囊菌中有炭角菌屑(Xylaria)、盘针孢菌属(Libertella)和炭团菌屑(Hypaxylon)等。这些真菌分解木质素时需有其它可降解物质作为初始能源。而且木质素的降解成分很少组合到真菌细胞成分中。木质素分解真菌释放不同的胞外酶，包括木质素过氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶(laccase)。褐腐真菌降解同木质素相连的多糖，移走CH3基和R--O--CH3侧链，留下的苯酚在氧化时变为褐色，如卧孔菌屑(Poria)和黏褶菌属(Gloeophyllum)。软腐病真菌在潮湿条件下活跃，降解硬木的本质素比软木更有效，如毛壳菌属(Chaetomium)和光黑壳属(Preussia)。
放线菌中的链霉菌和诺卡氏菌，以及某些好氧性细菌可能对木质素有解聚作用使分子变小，但尚不知它们能否完全分解木质素。
木质素在土壤中分解速率缓慢，在食草动物和某些昆虫中可被消化，其中有内生微生物起作用。
五、脂类的分解
脂类是包括数百种脂肪酸的一类化合物，是动植组织中重要的贮藏物质，在某些特殊含脂肪丰富的果实和种子中则含量可达50％以上。在微生物中含量也很高，真菌的苗丝脂类平均干重为17％，因种不同差异很大，从1％至55％。除蜡质外，生物残体的脂类物质进入土壤后容易被分解，只是在酸性土壤中有脂肪酸的累积。
脂肪是甘油和脂肪酸所形成的脂。分解脂肪的微生物都具有脂肪酶，在脂肪酶的作用下，水解脂肪为甘油和脂肪酸。CH2--COOR1 CH2OH R1.COOH
Ⅰ 3H2O ⅠCH----COOR2 ------——→ CHOH + R2.COOH
Ⅰ ⅠCH2-----COOR3 脂肪酶 CH2OH R3.COOH
甘油 甘油是己糖分解的中间产物之一，按照己糖分解的规律被进一步分解。微生物将脂肪酸逐步分解成许多个乙酸。
乙酸可被微生物继续分解。它是甲烷形成的基质之一。 -2H +H2O -2H R.CH2CH2COOH ———→ R.CHCHCOOH ———→ R.CHOCH2COOH ———→ +H2O R..COCH2COOH ———→ RCOOH+CH3COOH 六、甲烷的形成和转化
前述碳水化合物在分解中先产生单体成分，主要是己糖和戊糖，再通过微生物的分解代谢(见第二章)最后形成CO2和水。但在缺氧条件下经由发酵作用导致简单有机化合物的积累。在不同微生物协同作用下，糖类、脂肪和蛋白质中碳素成分形成的部分CO2可以还原为甲烷。甲烷在大气中的含量为1.7ml/L，是大气温室效应的重要因素。在地球生态系统的泥沼地、湿地、水稻田、沉积物、污水处理厂、沼气发酵池(见第十一章)和动物消化道中都可以产生甲烷。
(一)甲烷形成的生化机制 有的化合物不能被一种微生物单独进行代谢，需要两种或几种微生物共同推动，这种现象称为互养(syntrophy)。最好的例子是乙醇转化为乙酸和甲烷的过程中乙醇代谢菌和甲烷产生菌的互养作用。乙醇代谢菌产生氢和乙酸，但需要吸收能量；甲烷产生菌利用H2时可以释放能量。如下列反应所示二者协同作用则产能效果非常有利。
两种微生物间H2的产生和氧化称为种间氢的转移。甲烷产生菌本身不能利用乙醇，而乙醇代谢菌需从外部吸收能量，通过互养，两种微生物均受益。大多数甲烷产生菌以CO2作为最终电子受体，u2是电子供体。由CO2还原为CH4需要8个电子(4个H2分子)。除CO2外，还有许多化合物也能被甲烷产生菌转化为甲烷(表9-1)，它们都是各种复杂有机物质分解的产物。
甲烷形成由一系列特定的酶来催化，有许多辅酶参与作用。从CO2转化为甲烷的途径可分为图9-3所示的4个阶段。①辅酶甲烷呋喃(methanofuran,MF)活化CO2，将其还原为甲酰基碳；②甲酰基从MF转移至辅酶四氢甲烷呤(tetrahydromethanopteria，是甲烷蝶呤的活化形态，MP)，随后在电子载体F420参予下由氢化酶将甲酰基转化为亚甲基(methylene)，接着被还原为甲基(methyl)；③甲基从MP转移至辅酶H；④甲基—辅酶M通过甲基还原酶系还原成甲烷。最后阶段中有电子载体F430和HS--HTP参与，它们交出电子后，被H2还原为自由F430和HS-HTP再进行下一轮作用。
CO2的还原是依赖H2的过程，但甲酸、一氧化碳、甚至元素铁(FeO)都可以作为电子供体。FeO被氧化为Fe2+，将电子释放给质子形成H2，铁是中间电子供体。有的甲烷产生菌还能利用某些简单有机物来提供电子还原CO2，如α-丙醇可被氧化为丙酮而产生电子。但通常从CO2形成CH4，必须由分子H2来驱动。
甲烷也可以由乙酸营养菌裂解乙酸而形成。这类菌可以直接利用乙酸用于生物合成作用中，但乙酸也是它们的能源。用作能源时，乙酸首先由乙酰一CoA活化，它的甲基随即转移给类咕啉(Corrinoid)酶形成CH3一类咕啉，甲基再转交给辅酶以生成CH3一CoM，继而利用CO脱氢酶在氧化CO为CO2时产生的电子将CH2一CoM还原为CH4(图9-4)。
(二)甲烷产生菌 甲烷产生菌是古细菌的一个类群(见第五章)，均为严格厌氧性，不同种的形态差别很大。在《伯杰氏系统细菌学手册》第2版中记载了20个属。根据生理学和分子生物学特性可将它们分为7群，各群代表属列于表9-2中。
上列7群是对它们的16SrRNA序列经过充分研究而划分的。革兰氏染色反应对甲烷产生菌的分类不太重要。细胞壁结构可用作鉴定指标。甲烷产生菌的碳源已于前述，它们利用的还原态氮源是NH4+，已知有十几种还能利用分子态N2作氮源，如甲酸甲烷杆菌(Methanobaterium formicicum)等具有固氮能力。甲烷产生苗在自然界分布广泛，湿草地、水稻田、动物肠胃等各种生态系统中都有它们存在。进入大气中的甲烷约有37％是从稻田和湿地发散出来的，估计稻田每年平均产生6000万t甲烷(60TgCH4)。
(三)甲烷营养曹和甲烷的氧化 甲烷是相对稳定的物质，自然界有一类甲烷营养菌(methanotrophs)能氧化甲烷取得碳源和能量。它们都是好氧性的，但形态各异。根据细胞内部结构和碳素同化途径可以将其分为两个主要类型。第一型吸收同化一碳化合物是经由独特的核酮糖一磷酸循环途径，第二型是由“丝氨酸途径”吸收同化C1中间物质。两型细菌均具有大量内膜系统。I型细菌的内膜排列成圆盘状泡囊束，分布在整个细胞中；Ⅱ型细菌具有成对排列的内膜，分布在细胞的周边。二者的柠檬酸循环也有显著差别。
甲烷的氧化是逐步进行的氧化作用，如下所示： CH4—————→CH3OH—————→HCHO—————→ HCOO—————→HCO3 甲烷 -126KJ 甲醇 -195KJ 甲醛 214KJ 甲酸 -239KJ 重碳酸 甲烷氧化的第一步是由甲烷单加氧酶催化的，它把氧转运人碳化物中，这时没有ATP的合成。尽管CH4氧化为CH30H存在相当大的潜能(约126kJ／nmi)，但甲烷营养菌不能利用，因为缺乏转化能量的机制，它们在随后的氧化作用中才获得能量。
(四)甲基营养苗和一碳化合物的同化 除甲烷外，自然界还有许多其它一碳化合物也能被微生物同化，这些化合物的共同特点是没有C--C键，所有的碳键必须在细胞内再合成。这些能够利用Cl化合物作为唯一碳源的生物称为甲基营养菌(methylotmphs)。许多甲基营养菌也是甲烷营养菌。二者的区别是，甲基营养菌需要的碳化物比CO2的还原性高，有些种能够利用甲醇、甲胺进行生长，但不能利用甲烷，它们属于化能有机营养微生物，如生丝微菌(Hyphomicrobium)、假单胞菌、芽胞杆菌和弧菌等属中的一些种。甲烷营养菌则既能利用甲烷，也能利用更为氧化的一碳化合物，如甲酸，但不能利用具有C--C键的物质。在自然界分离甲烷营养菌时在培养基中必须用CH4作为唯一碳源，如果含有某种其它一碳化合物只会分离到非甲烷营养的甲基营养菌。许多非甲烷营养的甲基营养菌还能利用有机酸、乙醇和糖。
有些简单化合物能被甲基营养菌氧化，但不能用于生长，如铵(NH4+)、乙烯(H2C=CH2)、氯甲烷(CH3Cl)、溴甲烷(CH3Br)和高碳氢化合物(乙烷、丙烷)。这类氧化作用在微生物的共代谢(metabolism)中有生态学意义。氮素生物循环
自然界的氮素以分子态(N2)、无机态(铵盐和硝酸盐等)和有机态(蛋白质和核酸等)存在，分布在地
球的各个部位。在地球沉积物(水成岩、煤和海底沉积物)中含量最大，约194x1015t;其次为大气，约含3.8x1015t；生物残体(主要是植物)中含8.5xlO11t(包括陆地和海洋)，植物能够直接吸收同化的铵盐和硝酸盐在土壤中含量甚微，是限制植物生长的主要营养元素。
一、氮素循环的途径
地球大气中的分子态氮占体积的79％，可说是取之不尽。但是只有少数原核微生物能够吸收同化氮气(N2)。土壤中的有机态氮只有通过转化才能被植物利用。不断地补充土壤中铵盐和硝酸盐才能使植物生长良好。农业生产中无机氮化物的来源一方面是氮肥，另一方面是通过氮素的循环转化。
氮素循环(图9—5)过程中几个主要环节是：①大气中分子态氮被固定成氨(固氮作用)；②氨被植物吸收利用，合成有机氮进入食物链(同化作用)；③有机氮被分解释出氨(氨化作用)；④氨被氧化为硝酸(硝化作用)又可被同化为有机氮；⑤硝酸被还原为分子态氮返回大气(反硝化作用)。进人沉积物中的氮一般脱离生物循环的轨道。
硝酸盐在微氧或无氧条件下，能被多种微生物异化还原成亚硝酸盐，并进一步还原成分子态氮，这种反硝化作用常造成土壤耕作层氮肥的损失，同时其部分中间产物(NO和N3O)造成环境污染，NO和N2O上升至同
温层与臭氧(O3)结合，降低了O3浓度，从而减弱了对太阳光中紫外线的屏蔽作用，产生不良后果。人们为发展农业生产，除大力生产氮肥外，还必须提高对氮素循环中各个环节的了解，以便在氮肥施用和管理上采取合理措施，有效利用氮肥，同时有利于环境保护。
二、含氮有机物质的分解和氨化作用
进入土壤中的动植物残体，除各类不含氮有机物质外，还有含氮有机物质。生物来源的含氮有机物主要是蛋白质，还有核酸、尿素、尿酸、几丁质等。含氮有机物质通过各类微生物分解，转化成氨，称为氨化作用(anmaonification)。
(一)蛋白质的氨化 蛋白质氨化首先是由蛋白酶将其水解，生成氨基酸。氨基酸可进入微生物细胞作为氮源和碳源，它在微生物体内或体外分解，以脱氨基的方式产生氨。
分解蛋白质产氨的微生物有细菌、真菌和放线菌。细菌中氨化作用较强的有假单胞菌属、芽胞杆菌属、梭菌属、沙雷氏菌屑及微球菌屑中的一些种，这些细菌因能分解蛋白质产氨能力较强，被称为氨化细菌。真菌中分解含氮有机物能力强的有毛霉、曲霉、根霉、青霉和交链孢霉属中的许多种。从土壤中分离的放线菌有15％～17％产蛋白酶。好热放线菌在堆肥的高温阶段分解蛋白质起重要作用。
(二)尿素和尿酸的氨化 尿素和尿酸是人畜的主要排泄成分，尿酸水解时产生尿素。尿素是土壤氮素的来源之一，也是农业中的一种重要氮素肥料。植物虽然可以直接吸收尿素，但进到土壤中的尿素一般都很快地被细菌和土壤中的尿酶分解成为碳酸铵。尿素水解为碳酸铵主要是微生物所含尿酶的催化作用。
所生成的碳酸铵很不稳定，很快又被分解为氨和二氧化碳。
很多细菌都含有尿酶，能水解尿素，产生氨，其中有些种类的作用特别强，称为尿素细菌。如尿芽胞八叠球菌(Sporosarcina ureae)为具有周生鞭毛的四联或八联球菌，细胞大小为1.2～2.5um，能形成芽胞(0.8～1.Oum)，这是球菌中唯一能形成芽包的种类。尿素细菌生存于土壤、厩肥及污水中，好氧性和兼厌氧性的种类都有。尿素虽然也是有机碳化物，但它不能被尿素细菌用作能源，因为尿素中的碳处于高度氧化的状态，水解时转化为二氧化碳，不能放出能量。
尿酸在细菌作用下，先氧化成为尿囊素，再进一步水解成为尿素。
此后尿素再按上述的尿素氨化过程水解为碳酸铵，并进一步分解为氨与二氧化碳。
（三）几丁质的降解和氨化，几丁质是一些动物的甲壳成分，也是一些真菌细胞壁的成分，它是一类较难分解的多缩氨基葡萄糖；几丁寡糖存在于细菌细胞壁中。
有些微生物含有几丁质酶，能分解几丁质产生氨基葡萄糖和乙酸，氨基葡萄糖再经脱氨基作用形成氨和葡萄糖。
分解几丁质能力比较强的细菌有：嗜几丁质杆菌(Bact.chitinophilum)是好氧性的无芽胞周毛杆菌，个体很小(O.3-0.6μm～0.9)LT1.5μm)；几丁质色杆菌(Chromobacterium chitinochroma)也是好氧性无芽胞周毛杆菌，在培养基上的菌落为鲜黄色或柠檬色。这两种细菌分解几丁质时利用生成的氨和葡萄糖作为氮源、碳源和能源。除细菌外，有些放线菌也有分解几丁质的能力。
三、硝化作用
硝化作用是氨的氧化过程。1890年维诺格拉德斯基(BNHorpaⅡckNN)用无机盐培养基成功地获得了硝化细菌的纯培养，证实了硝化作用是由两群化能自养细菌进行的，先是亚硝酸单胞菌将铵氧化为亚硝酸，然后硝酸杆菌再将亚硝酸氧化为硝酸。这两群细菌统称为硝化细菌。
(一)硝化细菌及其对氨的氧化 氨的氧化必须有O2的参与，氧化作用的第一步是由氨单加氧酶(ammonia monooxygenase，AMO)催化成羟氨，接着由羟氨氧化还原酶(hydroxylamine oxidoreductase，HO)将羟氨氧化为亚硝酸。这是亚硝酸细菌推动的。 (1)NH3+O2+2H+2e————→ NH2OH+H2O(2)NH2OH+H2O+1/2O2 ———→NO2+2H2O+H(1)+(2)NH3+3/2O2 ————→NO2+ H+ H2O △G0`=-287KJ 上列第一步反应没有能量产生。ATP是在第二步中通过细胞色素系统进行的电子转移磷酸化而形成。这是因为亚硝酸细菌电子供体的还原电势低，NH20H／NH3氧还对的Eo’为OV，所以只能在反应的后期才能将电子提供给电子转移链，限制了每对电子能够产生的ATP量。由NH3氧化为N02-虽然产生4个电子，实际上只有两个电子达到末端氧化酶。所以亚硝酸细菌的生长量是很低的。
硝化作用的第二阶段，亚硝酸的氧化由硝酸细菌的亚硝酸氧酶(nitrite oxidase)系统催化。由于N03-／NO2-氧还对的Eo`高达+0.43V，电子只需经过很短的电子转移链而到达末端氧化酶。亚硝酸的氧化只有一个步骤。
NO2 + 1/2O2 ——→NO3 △G0`=-76KJ
电子经由细胞色素，通过电子转移磷酸化形成ATP。氧化过程所产生的能量虽然只有76kJ／mol，但足以形成两个ATP。硝化细菌是严格好氧的化能无机营养微生物。第五章表5—9列出了亚硝酸细菌和硝酸细菌各属的特征。没有一种化能无机营养菌能够将氨直接连续氧化为硝酸。硝化细菌在土壤和水域中广泛分布。硝化作用受通气和pH的影响。
在通气良好的中性和微酸性旱地土壤中，硝化作用十分旺盛，而在水稻田中只有表面氧化层和泌氧的根表有硝化作用。但是，在严格厌气条件下也从水稻田中测出了亚硝酸形成，并获得了氨氧化推动者培养物(陈华癸、周启，1964)。在淡水、浅诲水和有机沉积物界面的缺氧环境中也能找到硝化细菌。硝化细菌对酸性环境敏感，在低于pH5的森林土壤中基本上没有硝化作用。
除了严格需氧的硝化菌外，氨的氧化也能在无氧条件下进行。在缺氧的废水和污泥中加入硝酸盐，在刺激反硝化作用(见下节)的同时也将氨氧化为N2，这是依赖硝酸盐的氧化作用，其化学计量反应为：
5NH4+ 3NO2——→4N2+9H2O+2H (△G0`=-1483KJ )
这一反应称为“无氧的氨氧化(anammox reaction)”，它的产能量很高，尚不知道此种反应的微生物，但肯定不是已知硝化细菌的厌氧代谢。这一发现对长期以来认为的氨在无氧条件下是稳定的，只能被好氧硝化细菌所氧化的观点是一个挑战(Madigan等，1997)。
前述的甲烷氧化苗一般也能将氨氧化为亚硝酸，氨同时抑制甲烷的氧化。同样，某些氨氧化菌能够氧化甲烷，井从甲烷中获得大量碳来构建细胞，但甲烷不能作为氨氧化菌的唯一碳源和电子供体。亚硝酸氧化菌则不能氧化甲烷。硝化细菌和甲烷氧化细菌在细胞结构上的相似之处是都具有大量内膜系统。
自然界中，除自养硝化细菌外，还有一些异养细菌、真菌和放线菌能将铵盐和有机氮化物(胺或酰胺)氧化成亚硝酸和硝酸。异养微生物对铵的氧化效率远不如自养细菌高，但较耐酸，并对不良环境抵抗力较强。农业土壤中主要是自养硝化细菌起作用，酸性森林土壤中N03-的产生可能是异养硝化微生物推动的。
(二)硝化作用的农业和环境意义 氨氧化为硝酸以及大量的硝态氮化肥为作物生长提供氮素营养，有利于产量的提高。但是硝酸盐的溶解性强，容易随雨水而流失。硝态氮肥料的利用率在40％以下，大部分浪费了。硝酸盐向水体迁移，导致湖泊和近海富营养化和赤潮为害。
水中的硝酸盐会被兼性厌氧微生物还原为NO2-，被人食用后，NO2-与血液中的氧结合，影响O2在血液中的转移，造成“高铁血红蛋白症”，影响人的健康，并可导致婴儿死亡。因此，世界卫生组织规定，饮水中硝酸盐的含量应低lOmg/L。
土壤中的NO3一N过高而植物的生长又受到不良环境(如干旱、阴蔽和多云天气)限制时，植物中会积累过多的硝酸盐，硝酸盐含量过高的植物在青贮过程中会被反硝化细菌还原为NO2，并形成有毒气体在青贮窖中积累，人畜吸人后严重者可以致死。
四、反硝化作用
微生物还原NO3-产生气态氮的过程称为反硝化作用(denitrification)，这是硝酸盐的异化还原过程。
（一）硝酸盐的还原和反硝化过程 微生物可以对硝酸盐进行同化还原或异化还原。同化作用时，硝酸盐被还原为氨作为生长的氮源。在硝酸盐的异化还原中，硝酸盐是作为电子受体以产生能量。在多数情况下，硝酸盐异化还原的终产物是N2和N20。
现用图9-6比较同化和异化硝酸盐还原作用的差别，以便了解反硝化作用的实质。
硝酸盐的同化还原已在第二章中阐述，植物、真菌和细菌都能够进行NO3-的同化还原，在同化硝酸酶系催化下先形成NO2-继而还原成NH20H，最后成为NH3，由细胞同化为有机态氮。只有细菌具备N03-的异化还原，在缺氧条件下由异化硝酸还原酶催化，第一步也是形成NO2-，进—步的还原有两条途径，一是还原为NH3；另一途径是NO2-由被异化亚硝酸还原酶催化为NO，再由NO还原酶催化为N2O，最后由氧化亚氮还原酶的催化形成分子态氮(N2)、NO、N2O，均散发到大气中。同化硝酸盐还原酶是受氨阻遏的可溶性蛋白，异化硝酸盐还原酶则是膜结合蛋白，它的合成受O2阻遏。所以反硝化作用是严格的厌氧过程。虽然许多细菌都可以还原NO3-成NH3，但没有多少实际意义。有的细菌不是还原NO3-而是将NO2-还原为NH3，这可能是细菌的一种脱毒机制，因为在酸性条件下NO2-是有毒的。在反硝化过程中N2是最终产物，也有的细菌只产生N2O。
(二)反硝化作用的微生物 能够进行反硝化作用的微生物很多，它们不属于一个特定的类群，已知50多属各类营养型微生物中都有进行反硝化作用的属种(表9-3)。
表中所列各属只是某些种能进行反硝化作用，甚至在一个种内只是研究过的菌株有这一性能。由于反硝化作用在厌氧情况下进行，兼性厌氧细菌在有氧时可以从有机物的分解中获得电子，进行硝酸盐的同化还原，只是在分子态氧供应不足时，从NO3-的异化还原中获得电子。例如根瘤菌正常生长时一般不进行反硝化作用。
(三)影响反硝化作用的环境因素 虽然反硝化作用在土壤等环境中经常发生，但在具体条件下这一作用能否进行及其强度决定于：①O2是否存在；②有NO3-或其它氮氧化物作为氧化剂；③提供还原剂(有机营养型微生物需要有机C，化能营养型需要NH4+，HS-或S)；④存在反硝化微生物。下列诸因素影响土壤中反硝化作用的强度。
1．有机质及NO3-含量的影响 往土壤里施有机质肥料刺激反硝化作用，其主要原因并不是带人了反硝化细菌，而是由于可溶性有机质刺激了反硝化菌的生长。植物根促进反硝化作用，可能是两方面的原因。植物分泌可利用的有机质的分解降低了O2压，并且增加了还原NO3-的底物。
土壤的干湿交替，明显地影响所有微生物过程，也促进了反硝化作用。这是由于土壤干旱致使部分微生物及原生动物死亡，释放了可溶性有机质，当土壤再潮湿时，迅速降低Eh，硝酸态氮迅速损失，因此，哪里干湿交替愈频繁，反硝化损失的氮素就愈多。
反硝化作用的前提是有N03-存在，并且硝酸浓度有选择反硝化菌类群的作用。当KN03在低浓度(1％-2％)时，优势菌是假单胞菌(Pseudomonas)，高浓度时则芽胞杆菌占优势。
2．土壤含水量 在排水良好的土壤里反硝化作用与土壤水分含量有密切关系，在含水多或局部排水不良的地方，加入的硝酸盐能大部分被还原而挥发掉。土壤中的水分主要存在于孔隙中。反硝化作用同土壤充水孔隙(water-filled porespace，WFPS)存在密切相关性。如图9-7所示，当60％WFPS时反硝化作用开始发生，随着水增加，作用加强。
图9-7也说明，土壤中反硝化作用同氨化作用和硝化作用变化的关系，它们受含水量和通气性的制约。％WFPS可按下式计算：
土壤含水量x容重x100%WFPS=------------------- 1- 容重/ 2.65
上式中容重(g/cm3)=土壤烘干重/土壤容积。当然，土人水分和空气含量有着密切的关系。
3．土壤通气状况 反硝化作用是一个厌气过程，反硝化作用与O2分压成反相关，但这一作用也发生在通气良好的条件下。在通气的活性污泥桶中，与硝化作用同时发生着氮的损失。氮的损失也发生在土壤中。硝化和反硝化这两个过程常常联系在一起发生，很可能是由于环境中O2的分布不均匀，如土壤团聚体内外氧分压有差别。
4．土壤pH 反硝化作用的PH谱比较广泛，PH低至3.5，高至11.2，反硝化作用仍能进行，但比较适宜的范围是pH6.0以上至微碱性。
酸度不仅影响反硝化的速度，还影响产物的成分。在pH6以下时，释放的N20量较大，多于N2的一半，同时，也有相当的NO量。在中性或微酸性时，N20被还原，因此在pH6以上时，产物以N2为主。气体成分因pH而有差异，可能是N20还原酶对酸敏感的原因。
此外，温度对反硝化作用也有影响，在不同地带和不同季节反硝化作用速率不同。
(四)反硝化作用对农业和生态的影响 反硝化作用是土壤和化肥氮素损失的重要原因之一，具体损失量因肥料种类、施用方法和条件而异。朱兆良等(1989)采用15N标记肥料进行研究，估计在石灰性水稻土中施用碳酸氢铵和尿素的反硝化损失量均为加氮量的33％；国外对许多试验结果统计的氮肥平均损失量为30％。前已指出土壤水分和通气状况是影响反硝化作用的重要因素，所以排水情况不同，氮肥的损失量也不一样(表9-4)，而且损失率受有机质含量的影响。
由于推动反硝化作用的微生物类群和种类很多，不可能阻止它们的作用，但前述的硝化细菌的类群较单一，抑制它们的活性较容易。N03-来源少，减少了还原作用的基质。通过抑制硝化作用可能在一定程度上达到减弱反硝化作用的目的。一些试验结果证实，向土壤中施用硝化抑制剂能降低反硝化作用，达到增产的目的。
反硝化作用对环境质量产生不良影响。反硝化产物N20和NO上升至同温层，与O3结合，破坏了O3。 N2O+O→2NO NO+O3→NO2+O2 03在上层大气中存在的量很小，它是靠光化学作用使O2氧化的结果。它在上层大气中起遮挡太阳光中的紫外线的作用。如果没有O3的遮盖，紫外线直接照射至皮肤上，能使皮癌的比率提高，紫外线也能阻碍植物生长。
五、生物固氮作用
大气中的分子态氮(N2)在生物体内由固氮酶催化还原为(NH3)的过程为生物固氮作用(biological nitrogen fixation)o自然界中一部分细菌具有这一功能，它们同化分子态氮作为获得氮素营养的途径之一。生物固氮作用是氮素循环的重要环节，据估计全球每年由生物固定的分子态氮达1．22万—1．75万t，相当于工业固氮量，对农业生产具有重大意义。在本书第二章和第三章分别阐述了微生物对分子态氮的同化生理和固氮基因的遗传调节，这里主要介绍固氮微生物和影响固氮作用的一些因素。
(一)固氮微生物 人们通常将具有固氮功能的微生物称为固氮微生物。从19世纪后期至20世纪前半期，只知道少数几种微生物能够固氮。20世纪刃年代以来，由于同位素(13N、15N)标记技术和乙炔还原分析(ARA)法的应用，已报道的固氮微生物多达100余属，它们都是原核生物，至今还未证实真核生物中有固氮的种类(Eady，1999)。即使已知固氮原核生物中，不是每一屑中的全部种都能固氮，甚至在固氮的某些属种中，也只是部分菌株具备这一能力。固氮微生物的共同点是当环境中缺少化合态氮时能够同化分子态氮。在其它生理特性方面固氮微生物则是一个庞杂的类群，包括真细菌和古细菌。真细菌的许多生理群以及蓝细菌和放线菌中都有固氮的属种。固氮微生物生理特性的多样性反映了它们生态分布的广泛性，在生物圈的各种生境中都能找到固氮微生物；在植物圈中固氮微生物的数量和种类更多，它们存在于植物表面的各个部位.根据固氮微生物同植物的关系和固氮的生境，可以将固氮作用分为4个类型(表9-5)。
已发现的固氮微生物都能在实验室培养，能吸收同化分子态氮。共生固氮微生物只同植物共生时表现旺盛的固氮活性，这是第十章将要介绍的主要内容。内生指在植物根内生活，固氮弧苗的某些种能够生活在水稻根的细胞内和细胞间，进行固氮作用。它们同植物的关系密切，但不形成特殊结构。联合固氮的特点是，微生物生活在植物根的表面和黏质鞘套内，有的甚至可以进入根皮层细胞之间，不进入细胞内。它们和植物的关系表现一定程度的特异性，但远不如共生关系密切，更不形成特殊的共生结构，而且它们都是自生固氮微生物。自生固氮不依赖于植物，这类固氮微生物在土壤的各部位和其它生境中固氮，种类很多，第五章表5-2列出了固氮细菌几个属的特征。必须再强调的是固氮微生物只是一个生理群，其中的某些种类按其它性状来划分时又可归属于不同的生理群。个别种，如肺炎克氏杆菌，是条件致病细菌，它既是很好的研究材料，又必须慎重对待。
另外，有些固氮微生物也生活在植物地上部分的表面，存在于叶面和一些器官中，如猪笼草捕捉昆虫的叶腔中有固氮酶活性，某些植物叶瘤内部和表面也分离到固氮微生物。有的固氮微生物也存在于动物躯体中，如白蚁、船蛆、反刍动物的瘤胃中均发现过固氮细菌。它们和动物的关系尚不清楚。
(二)土壤因素对固氮作用的影响 生态环境(如土壤)中固氮微生物的存在并不就意味着它们必然进行固氮作用。由于固氮微生物也能利用其它化合态氮源，固氮作用并不是固氮微生物的必需生理功能，所以许多固氮微生物的生活条件和固氮条件并不完全一致。有的固氮细菌虽然在有氧条件下可以生活，但只能在缺氧条件下才能固氮。这里不讨论它们生长发育的一般条件，这些条件是各类固氮微生物所具有的共性，不同的种类由于生理特性的差异又各有不同的要求，这就决定了在特定环境中只有某一种或几种固氮微生物占优势。在诸种因素中，C／N和氧气对各种固氮微生物都有非常重要的影响。
1．土壤C／N率对固氮作用的影响 光能自养型固氮微生物可以自己合成碳水化合物为固氮作用提供碳源和能源；而化能异养型固氮微生物只有当环境中有丰富的、可利用的碳水化合物和缺少化合物态氮时才进行固氮作用。土壤中如果化合态氮很丰富，一方面固氮微生物将利用现成的氮化物，使固氮作用受到抑制；另一方面非固氮微生物大量生长繁殖，与固氮微生物竞争碳源和能源，因此只有在C／N很大情况下，化能异养固氮微生物才能发挥作用。有试验证明，当土壤C／N降至小于70-40／1时，固氮作用迅速停止(Huser，1965)。所以土壤中必需有大量C／N大的可给态有机物，否则固氮微生物难以发挥作用。
2．氧气对固氮作用的影响 土壤气相是一种复杂体系，同时具备有氧和缺氧条件，因此土壤中同时存在需氧和厌氧微生物。它们在土壤中的分布受氧气状况影响，但在同一部位，由于需氧性微生物的活动，可为厌氧性固氮微生物生命活动创造条件。实际上，在低氧分压条件下，更有利于一些需氧性固氮微生物生长和进行固氮作用。多勃雷娜(Dobereiner，1972)测定甘蔗根和根圈土壤的乙炔还原活性指出，不论是加入拜氏固氮菌纯培养的根系或根圈土壤，都是在PO2为0．04时活性最高。
微生物纯培养状态在天然环境中极其少见。在自然环境中许多不同种类的微生物总是混合杂居。某一区域内生长的微生物种类及其多样性反映出这一自然环境的特点。本章尝试把食品看成是微生物生长的特殊环境，从生态学角度来讨论微生物与食品环境之间相互作用的某些规律。
8.1 生态学基本概念
8.1.1 微生物生态学与生态系统
(1)微生物生态学。微生物生态学(Microbialecology)是研究微生物与环境之间相互作用的科学，是生态学的一个分支。所谓环境是指生物赖以生存的空间，由非生物环境和生物环境两大部分组成。非生物环境是除生物以外的环境，包括一系列物理、化学、生物因素所构成。
如温度、水分、光线及pH等，是生物生存的场所。生物环境是指来自研究对象以外的其他生物的作用和影响。如营养竞争、空间竞争和互利共生等。 微生物生态学的研究起步较晚。与动、植物相比，微生物个体微小，种群数量庞大，因此，微观性和群体性成为微生物生态；学研究的显著特点。正是这些特点，给微生物生态学研究在技术上带来了较大困难，这是微生物生态学一直落后于动、植物生态学的主要原因。 (2)生态系统。生态系统(ecosystem)是指在一定区域内生活的生物与其非生物环境之间相互紧密结合而形成的系统。在这个系统中，物质、能量在生物与生物、生物与环境之间不断循环流动，形成一个能够自己维持下去的、相对稳定的，并具有一定独立性的统一整体。 生态系统的范围和大小可以相差悬殊。生物圈(Biosphere)构成一个范围最大的生态系统。它是地球表面全部生物以及与之相关的自然环境的总称，包括水生物圈(hydrosphere)、地上岩石生物圈(1ithosphere)、大气生物圈(atmosphere)。由于水土和大气中只有出现生物后才能构成生物圈。因此，生物圈的范围大致可以说是地球外壳34kmJ-g度(即23km的高空加llkm深的海沟)(图8-1)。在这一范围内，生物与自然环境之间相互作用，相互渗透，进行着巨大的生物地球化学变化。
生物圈内包含有许多大小不等的生态系统。大的如绵绵数亿平方米的森林生态系统，而小的可以是一个湖泊或是一口池塘。在水域生态系统(aquatic ecosystem)如淡水湖中，微生物是生产者(producer)。在晴天时，表层水光线充足，蓝细菌和绿藻利用阳光和二氧化碳进行光合作用产生碳水化合物。消费者(consumer)如动物和人则利用光合作用中产生的生物量作为食物。当他们死亡时，细菌和浮游生物等分解者(decomposer)将有机物分解为简单的组成单元，供给水生植物所需要的营养物质(图8-2)。由此可见，生物就是这样与环境结合在一起，彼此之间相互依赖，形成一个有组织的完整生态系(intergatecosystem)。相对而言，微生物生态系统只不过是完整生态系统的一个组成部分，但对完整生态系统的功能有着不可忽视的重要影响。8.1.2种群和群落
(1)种群。在自然环境中，同种微生物的许多个体(individual)常生活在同一生境中，以群体的方式存在。在一定时间里生活在同一生境的同一个体细胞生长形成的生物群体，在生态学上称之为种群代细胞经过连续的有丝分裂而形成的相似个体所组成(图8-3)。一个种群通常生活在一定的范围内，并占据着一定空间。生态学上，把一个种群生活的环境称之为该种群的栖息地(hahitat)，或称之为生境。
(2)群落。在自然界中，一个种群的细胞很少是单独存在的，它们总是与其他种群细胞相联系，构成一个在生理上相互弥补的种群复合体，称之为群落(Cormnunity)。例如，在湖泊微生物生态系统中(图8-4)，能量以日光、有机碳或还原无机物的形式进入生态系统。光养生物利用光能合成新的有机物质，后者含有碳、氢、磷、硫、铁和许多其他元素。这些所合成的物质，以及外界进入生态系统的有机物和还原无机物质控制着化能有机营养生物和化能无机营养生物的代谢活动。
8.1.3 微生物的微环境
微生物的个体很小，所以它生活的环境也就十分微小，甚至肉眼看不见。因此，微生物生态学家称之为微环境(microenvironment)。例如，在一颗3mm大小的土粒中，由于化学和物理等因素的不同，可以存在几种不同的生境，这一点可通过微电极测量土粒中氧的浓度分布情况来证实。图8-5显示了测定结果，从中可明显地看到土壤颗粒中氧的分布是不均匀的。等高线图上，每条带可以认为是一个不同的微环境，支持不同特性的微生物共同生活在同一小土粒中，即厌氧微生物生活在土粒中心，稍外部分需氧微生物生长活跃，专性好氧微生物可以生活在土壤外层；而兼性需氧菌可以分布在土壤颗粒的各个部位。
由于时间和空间的不同，微环境的物理化学条件也会发生很快的改变。因此说，微环境本身也是非均质的，而且在一个给定的微环境中，其条件变化很快。地球上存在无数的微生物微环境。正是因为如此，我们今天才看得到微生物种的多样性。微生物在自然界物质循环中的作用
自然的物质循环可以归结为①无机物质的有机质化或生物合成作用，以及②有机物质的无机质化或分解作用两个对立的过程。 微生物在自然界中广泛分布，同时由于微生物种类繁多，不同种类微生物的细胞内具有不同的酶体系，在进行生命活动时，各种微生物能利用周围环境中的不同有机质为养料进行物质代谢，最后分解成无机化合物。由于微生物的生命活动，使自然界数量有限的植物营养元素成分能够周而复始地循环利用，在自然界的碳素、氮素以及各种矿质元素的循环中微生物起着重要的作用。 自然界的物质循环可以归结为①无机物质的有机质化或生物合成作用，以及②有机物质的无机质化或分解作用两个对立的过程。 地球上只有绿色植物和无机营养型微生物(蓝细菌和少数细菌)才能利用光能或无机化合物氧化产生的化学能，将二氧化碳和水合成为碳水化合物。碳水化合物再与氮、磷、硫等无机化合物相结合，进一步合成为生物体有机质的各种组成成分，并贮存了能量，这就是无机物的有机质化或生物合成作用。生物在进行这种合成作用的同时，又进行着分解作用，分解作用的最终结果是使有机物分解成为二氧化碳，水和各种无机体合物，并随着分解过程而释放出能量。自然界中的各种有机残体和腐植物质(土壤腐植质和水底有机沉积物)则是生物界合成和分解的过渡性积累和两方面相对强弱的差额。由于近代科学的发展，化学工业生产相当多的合成有机化合物，有些比较容易被微生物分解矿化，有些很困难；它们在自然界物质循环中的命运是当前自然界物质循环研究的一项新课题。 动物或有机营养型微生物的生命活动所需要的能量，和组成个体所需要的物质成分(碳源、氮源以及某些矿物质)基本上来源于植物所合成的有机物质。它们在利用有机物的过程中，有一部分有机物被分解为无机物(二氧化碳等)，导致有机物的分解和消失。但无论从规模和数量而言，或者就分解作用的彻底性而言，微生物的作用远远超过于动物。 因此，微生物主导着自然界有机物质的无机质化或分解作用。 微生物在自然界中广泛分布，同时，由于微生物种类繁多，不同种类微生物的细胞内具有不同的酶体系，在进行生命活动时，各种微生物能利用周围环境中的不同有机质为养料进行物质代谢，最后分解成无机化合物。由于微生物的生命活动，使自然界数量有限的植物营养元素成分能够周而复始地循环利用，在自然界的碳素、氮素以及各种矿质元素的循环中微生物起着重要的作用。 植物体一部分被动物用作食料，一部分以残株和其它残余物的形态归还到土壤之中。动物残体以及排泄物迟早也要进入土壤，故自然界有机物质的分解作用主要是在土壤中并在各类群微生物的参与下进行的，它影响着土壤的肥力和植物营养。无机化合物的微生物转化 植物从土壤中吸收氮、磷、钾及各种矿质营养元素。这些元素在土壤中以不同的状态存在着。土壤中很多腐生性微生物将有机质分解，使其中氮、磷、硫等植物营养元素释放出来。土壤中的各种矿物质所含有的硫、磷、钙、镁、铁、钾等，可由各类微生物生命活动所产生的酸类，如碳酸、有机酸以及硝酸、硫酸、磷酸等部分地溶解出来。有些微生物引起某些矿质化合物的氧化和还原。微生物生命活动的结果，一方面能使各种植物营养元素成为植物可以直接利用的状态，另一方面也能引起一些植物营养元素的损失或者变为植物不能吸收利用的状态。例如铁、锰氧化物沉淀以及硝酸盐、硫酸盐还原生成游离氮或硫化氢等。碳素生物循环碳素是构成生物体的最基本元素成分，约占生物体干物质的一半。不论何种生物所获得的碳素都是直
接或间接来源于空气中的二氧化碳。据计算陆地植物和海洋生物每年从地球表面吸收1.2x1011 ～1.8xlO11 t二氧化碳，约为空气中总含量的1/20。如果只有碳素单方面的有机质化，而没有碳素的无机化过程，就不可能有地球上生物的延续发展，因此碳素生物循环的意义是非常重要的。一、碳素循环的途径
地球上的碳素主要存在于石油、天然气、煤碳和草炭中，它们由远古生物残体衍变而来；有一部分存在于生物体和大气中，还有一些以碳酸钙和重炭酸钙的形态存在。碳素的根本来源是CO 2，它不但是光合作用的原料，而且也是呼吸作用的主要废物；它形成于有机物质的分解和燃料燃烧。大气中CO2含量仅为0.032％，每升中含365ul，只有迅速周转才能维持平衡，这是通过碳素循环(图9-1)而实现的。
图9-1说明，由初级生产者固定在有机物质中的碳素通过3条途径以CO2形式回到大气中：①动物、植物和微生物在呼吸过程中释放CO2；②食草生物和食肉生物(消费者)消耗植物和动物产生CO2；③动植物死体被微生物(分解者)分解释放出CO2(参见第八章第一节)。微生物在进行分解作用中也合成一些简单和复杂的有机物质，包括甲烷(CH4)等气体。地球上大规模有机物质的分解作用主要在土壤中进行。二、碳水化合物的分解
简单碳水化合物单糖的代谢，在动植物体内碳水化合物主要以单糖的多聚体存在，包括纤维素、半纤维素和淀粉，它们进入土壤后由微生物逐步降解为简单物质，最后将CO2释放到大气中。
(一)淀粉的分解 淀粉有两类，直链淀粉由葡萄糖以a(1→4)-糖苷键相连而成，支链淀粉的葡萄糖则以a(1→6)-糖苷键连接。淀粉是自然界中容易被分解的不含氮有机物。能分解淀粉的微生物种类很多，其中包括各种细菌、放线菌和真菌；真菌中的曲霉(Aspergiltus)、根霉(Rhizopus)和毛霉(Mucor)等分解淀粉的能力是人们所熟悉的。各种微生物分解淀粉通过两种基本方式。一种是在磷酸化酶的作用下，将淀粉的葡萄糖分子一个一个地分解下来。
另一个种是在淀粉酶的作用下，先水解成为糊精，再由糊精水解生成为麦芽糖，麦芽糖再在麦芽糖酶的作用下水解成葡萄糖： n/2H2O n/2H2O (C6H10O5)n-----------→n/2(C12H22O11)--------→nC6H12O6 淀粉 淀粉酶 麦芽糖 麦芽糖酶 葡萄糖 前一种方式可能是微生物分解利用淀粉的普遍方式，后一种可能是一些水解淀粉能力特别强的微生物所特有的方式。酿造工业的糖化霉菌分解淀粉的方式主要属于后一种。微生物分解淀粉成为葡萄糖后，通过好氧性和厌氧性的进一步分解，放出能量，供给生命活动的需要。分解作用中产生一些中间产物，在同化过程中合成为细胞物质。(二)纤维素和半纤维素的分解 植物体中纤维素和半纤维素紧密联系在一起，分解它们的微生物有许多相同种类。
1．纤维素的分解 纤维素是植物细胞壁的组分，所以大多存在于植物残体中，小麦茎叶纤维累十重占27％—33％，树木中占45％—51％，苜蓿地上部分纤维素干重为13％-33％。在草本植物中，单个纤维素有约14000个葡萄糖单位，木本植物纤维素较小，2000至5000个葡萄糖单位，葡萄糖以β(1→4)糖苷键相连。纤维素单链可能由氢键直接团聚成晶体原纤维。微生物对纤维素的分解是通过三类酶的依次作用；内切葡萄糖酶、外切葡萄糖酶(即纤维二糖水解酶)和β-葡萄糖苷酶(或称纤维二糖酶)。一般统称为纤维素酶。首先是破坏纤维素的结晶状态，打断连接的氢键。然后内切酶从纤维素单链内部切开β(1→4)连接，再由外切酶从暴露的纤维素链末端切下二糖单位，最后由β葡萄糖苷酶对纤维二糖进行水解。纤维素酶主要是胞外酶，是复杂的酶系。
自然界许多微生物都能分解纤维素，研究最多的是木霉屑(Trichoderma)真菌纤维素酶系，它能分泌大量纤维素酶。毛壳菌属(chaetomium)也产生丰富的纤维素酶，而且有耐热性。青霉菌屑、链孢菌属、蘑菇属等纤维素的酶系也有很多研究，其中有的具有商业应用潜力。
分解纤维素的好氧性细菌有纤维单胞菌屑(Cellulomonas)、纤维弧菌属(Cellvibrio)、嗜热单胞菌屑(Thermomonospora)和噬纤维菌屑(Cytophaga，亦称纤维黏细菌)、链霉菌属(Streptomyces)和小单胞菌屑(Micromonospora)等。厌氧纤维分解细菌有醋弧菌屑(Acetovibrio)、拟杆菌屑(Bacteroides)、梭菌属(Clostridium)和瘤胃球菌屑(Ruminococcus)等，后者存在于一些食草动物的瘤胃中(见第十章)。细菌的纤维素酶系不如真菌中的复杂。
纤维分解微生物的种类很多，它们的生理特性各异，能够适应的环境条件(温度，pH等)差别很大；不同种类在一定的环境中起主要作用，或者在环境因素变化的一定时期很活跃，如堆肥中高温阶段嗜热性微生物繁殖旺盛(见第十一章)。
2．半纤维素的分解 半纤维素存在于植物细胞间层，而在残体中也大量存在。一年生植物的半纤维素含量很高，常占干重的10％—20％，玉米根、茎、苞衣、穗轴中的半纤维素含量可达30％左右。半纤维素的组成中含有多缩戊糖(木糖和阿拉伯糖)、多缩已糖(半乳糖、甘露糖)以及多缩糖醛酸(葡萄糖醛酸和半乳糖醛酸)等。
半纤维素在土壤中被分解时，依赖于微生物产生的半纤维素酶类的水解作用。当这些多缩糖水解成单糖和糖醛酸后，被吸收进人微生物细胞，而后进一步分解。 多缩糖酶 → 有氧分解 → CO2+H2O 半纤维素---------→单糖和糖醛酸 H2O → 无氧分解 → 多种产物
土壤微生物分解半纤维素的强度相当大。植物残体在土壤中进行分解时，这部分物质的分解比纤维素分解快，除了能分解纤维素的微生物大多能分解半纤维素外，有许多种类微生物不能分解纤维素，但能分解半纤维素。
三、果胶物质的分解
果胶物质是以半乳糖醛酸为主组成的高分子化合物，存在于所有植物组织的细胞壁及细胞间层中，在植物残体的干物质中占15％—30％。它还大量存在于浆果、果实、植物的块茎与块根内。果胶物质含有很多以链状结合的半乳糖醛酸基。它的羧基一部分与甲基脂化，一部分与阳离子(Ca2+、Mg2+等)结合形成盐。存在于植物体内的不溶于水的原果胶与多缩戊糖相结合。土壤中有许多好氧性和厌氧性微生物具有果胶酶体系，能分解果胶类物质。植物残体的腐解，首先由微生物分泌的原果胶酶将植物组织间原果胶水解成可溶性果胶，使各个植物细胞分离，可溶性果胶再经果胶甲基酯酶水解成果胶酸，果胶酸再由多缩半乳糖酶水解成半乳糖醛酸，其分解过程如下： 原果胶酶 原果胶 ----------→ 可溶性果胶 + 多缩性戊糖
果胶甲基脂酶 可溶性果胶+H2O ------------→ 果胶酸 + 甲醇 多缩半乳糖酶 果胶酸+H2O -------------→ 半乳糖酸
果胶和多缩戊糖的水解产物，被果胶分解微生物吸收后用作碳源及能源。在有氧条件下全部被氧化成二氧化碳和水，在缺氧条件下，则进行丁酸发酵，产生丁酸、乙酸等有机酸类和醇类以及二氧化碳和氢气。分解果胶物质的细菌有好氧性的种类，也有厌氧性的种类。好氧性细菌中有许多芽胞杆菌，如枯草芽胞杆菌、多黏芽胞杆菌(Bacillus polymyxa)、浸软芽胞杆菌(Bac.mcerans)等，也有些不生芽胞的杆菌如软腐欧氏菌(Erwinia carotovora)。在厌氧性细菌中主要有费新尼亚浸麻梭菌(C.felsineum)。分解果胶物质的真菌种类也很多，常见的青霉、曲霉、木霉、根霉、毛霉等都有这种能力，也有一些放线菌，它们活跃在草堆和林地落叶层中，进行果胶物质的有氧分解。
微生物分解果胶类物质，是麻类植物脱胶处理的原理。麻类植物纤维的化学成分是纤维素，存在于茎秆的韧皮部内，纤维素与果胶类物质结合在一起充实于茎秆的木质部，韧皮部与皮层之间。纤维植物脱胶就是利用果胶分解微生物有分解果胶类物质的能力而没有分解纤维素的能力，将果胶类物质分解掉，将 纤维完好地保存和脱离出来。
麻类脱胶采取水浸或露浸两种方法，水浸利用厌氧性细菌的果胶分解作用；露浸是利用好氧性的细菌、放线菌或真菌的果胶分解作用。
四、木质素的分解
木质素是植物木质化组织的重要成分。植物含木质素因种类、部位、发育阶段而不同。禾本科秸秆含木质素20％左右，豆类绿肥翻耕时的含量为10％左右。木质素在植物体中通常和多糖类物质结合在一起。木质素的基本结构单位是由一个芳香环和一个3-C侧链组成的苯基—类丙烷(phenyl propanid)(图9-2)。它不是由某一特定酶合成的，而是苯酚和自由基团等的化学缩合物，因而其结构没有严格顺序。在植物体中木质素包裹在纤维素和半纤维素上。
木质素的分解主要是真菌起作用，根据腐烂物质的颜色而分为白腐和褐腐两类。白腐真菌是分解木质素最活跃的微生物，已知有数百种。担子菌中研究得最多的是Phanerochaete chrysosporium，糙皮侧耳(Pleurotus ostreatus)，采绒革盖菌(Coriolus versicolor)和香菇(Lirainulaedodes)。子囊菌中有炭角菌屑(Xylaria)、盘针孢菌属(Libertella)和炭团菌屑(Hypaxylon)等。这些真菌分解木质素时需有其它可降解物质作为初始能源。而且木质素的降解成分很少组合到真菌细胞成分中。木质素分解真菌释放不同的胞外酶，包括木质素过氧化物酶、锰过氧化物酶、漆酶(laccase)。褐腐真菌降解同木质素相连的多糖，移走CH3基和R--O--CH3侧链，留下的苯酚在氧化时变为褐色，如卧孔菌屑(Poria)和黏褶菌属(Gloeophyllum)。软腐病真菌在潮湿条件下活跃，降解硬木的本质素比软木更有效，如毛壳菌属(Chaetomium)和光黑壳属(Preussia)。
放线菌中的链霉菌和诺卡氏菌，以及某些好氧性细菌可能对木质素有解聚作用使分子变小，但尚不知它们能否完全分解木质素。
木质素在土壤中分解速率缓慢，在食草动物和某些昆虫中可被消化，其中有内生微生物起作用。
五、脂类的分解
脂类是包括数百种脂肪酸的一类化合物，是动植组织中重要的贮藏物质，在某些特殊含脂肪丰富的果实和种子中则含量可达50％以上。在微生物中含量也很高，真菌的苗丝脂类平均干重为17％，因种不同差异很大，从1％至55％。除蜡质外，生物残体的脂类物质进入土壤后容易被分解，只是在酸性土壤中有脂肪酸的累积。
脂肪是甘油和脂肪酸所形成的脂。分解脂肪的微生物都具有脂肪酶，在脂肪酶的作用下，水解脂肪为甘油和脂肪酸。CH2--COOR1 CH2OH R1.COOH
Ⅰ 3H2O ⅠCH----COOR2 ------——→ CHOH + R2.COOH
Ⅰ ⅠCH2-----COOR3 脂肪酶 CH2OH R3.COOH
甘油 甘油是己糖分解的中间产物之一，按照己糖分解的规律被进一步分解。微生物将脂肪酸逐步分解成许多个乙酸。
乙酸可被微生物继续分解。它是甲烷形成的基质之一。 -2H +H2O -2H R.CH2CH2COOH ———→ R.CHCHCOOH ———→ R.CHOCH2COOH ———→ +H2O R..COCH2COOH ———→ RCOOH+CH3COOH 六、甲烷的形成和转化
前述碳水化合物在分解中先产生单体成分，主要是己糖和戊糖，再通过微生物的分解代谢(见第二章)最后形成CO2和水。但在缺氧条件下经由发酵作用导致简单有机化合物的积累。在不同微生物协同作用下，糖类、脂肪和蛋白质中碳素成分形成的部分CO2可以还原为甲烷。甲烷在大气中的含量为1.7ml/L，是大气温室效应的重要因素。在地球生态系统的泥沼地、湿地、水稻田、沉积物、污水处理厂、沼气发酵池(见第十一章)和动物消化道中都可以产生甲烷。
(一)甲烷形成的生化机制 有的化合物不能被一种微生物单独进行代谢，需要两种或几种微生物共同推动，这种现象称为互养(syntrophy)。最好的例子是乙醇转化为乙酸和甲烷的过程中乙醇代谢菌和甲烷产生菌的互养作用。乙醇代谢菌产生氢和乙酸，但需要吸收能量；甲烷产生菌利用H2时可以释放能量。如下列反应所示二者协同作用则产能效果非常有利。
两种微生物间H2的产生和氧化称为种间氢的转移。甲烷产生菌本身不能利用乙醇，而乙醇代谢菌需从外部吸收能量，通过互养，两种微生物均受益。大多数甲烷产生菌以CO2作为最终电子受体，u2是电子供体。由CO2还原为CH4需要8个电子(4个H2分子)。除CO2外，还有许多化合物也能被甲烷产生菌转化为甲烷(表9-1)，它们都是各种复杂有机物质分解的产物。
甲烷形成由一系列特定的酶来催化，有许多辅酶参与作用。从CO2转化为甲烷的途径可分为图9-3所示的4个阶段。①辅酶甲烷呋喃(methanofuran,MF)活化CO2，将其还原为甲酰基碳；②甲酰基从MF转移至辅酶四氢甲烷呤(tetrahydromethanopteria，是甲烷蝶呤的活化形态，MP)，随后在电子载体F420参予下由氢化酶将甲酰基转化为亚甲基(methylene)，接着被还原为甲基(methyl)；③甲基从MP转移至辅酶H；④甲基—辅酶M通过甲基还原酶系还原成甲烷。最后阶段中有电子载体F430和HS--HTP参与，它们交出电子后，被H2还原为自由F430和HS-HTP再进行下一轮作用。
CO2的还原是依赖H2的过程，但甲酸、一氧化碳、甚至元素铁(FeO)都可以作为电子供体。FeO被氧化为Fe2+，将电子释放给质子形成H2，铁是中间电子供体。有的甲烷产生菌还能利用某些简单有机物来提供电子还原CO2，如α-丙醇可被氧化为丙酮而产生电子。但通常从CO2形成CH4，必须由分子H2来驱动。
甲烷也可以由乙酸营养菌裂解乙酸而形成。这类菌可以直接利用乙酸用于生物合成作用中，但乙酸也是它们的能源。用作能源时，乙酸首先由乙酰一CoA活化，它的甲基随即转移给类咕啉(Corrinoid)酶形成CH3一类咕啉，甲基再转交给辅酶以生成CH3一CoM，继而利用CO脱氢酶在氧化CO为CO2时产生的电子将CH2一CoM还原为CH4(图9-4)。(二)甲烷产生菌 甲烷产生菌是古细菌的一个类群(见第五章)，均为严格厌氧性，不同种的形态差别很大。在《伯杰氏系统细菌学手册》第2版中记载了20个属。根据生理学和分子生物学特性可将它们分为7群，各群代表属列于表9-2中。
上列7群是对它们的16SrRNA序列经过充分研究而划分的。革兰氏染色反应对甲烷产生菌的分类不太重要。细胞壁结构可用作鉴定指标。甲烷产生菌的碳源已于前述，它们利用的还原态氮源是NH4+，已知有十几种还能利用分子态N2作氮源，如甲酸甲烷杆菌(Methanobaterium formicicum)等具有固氮能力。甲烷产生苗在自然界分布广泛，湿草地、水稻田、动物肠胃等各种生态系统中都有它们存在。进入大气中的甲烷约有37％是从稻田和湿地发散出来的，估计稻田每年平均产生6000万t甲烷(60TgCH4)。
(三)甲烷营养曹和甲烷的氧化 甲烷是相对稳定的物质，自然界有一类甲烷营养菌(methanotrophs)能氧化甲烷取得碳源和能量。它们都是好氧性的，但形态各异。根据细胞内部结构和碳素同化途径可以将其分为两个主要类型。第一型吸收同化一碳化合物是经由独特的核酮糖一磷酸循环途径，第二型是由“丝氨酸途径”吸收同化C1中间物质。两型细菌均具有大量内膜系统。I型细菌的内膜排列成圆盘状泡囊束，分布在整个细胞中；Ⅱ型细菌具有成对排列的内膜，分布在细胞的周边。二者的柠檬酸循环也有显著差别。
甲烷的氧化是逐步进行的氧化作用，如下所示： CH4—————→CH3OH—————→HCHO—————→ HCOO—————→HCO3 甲烷 -126KJ 甲醇 -195KJ 甲醛 214KJ 甲酸 -239KJ 重碳酸 甲烷氧化的第一步是由甲烷单加氧酶催化的，它把氧转运人碳化物中，这时没有ATP的合成。尽管CH4氧化为CH30H存在相当大的潜能(约126kJ／nmi)，但甲烷营养菌不能利用，因为缺乏转化能量的机制，它们在随后的氧化作用中才获得能量。
(四)甲基营养苗和一碳化合物的同化 除甲烷外，自然界还有许多其它一碳化合物也能被微生物同化，这些化合物的共同特点是没有C--C键，所有的碳键必须在细胞内再合成。这些能够利用Cl化合物作为唯一碳源的生物称为甲基营养菌(methylotmphs)。许多甲基营养菌也是甲烷营养菌。二者的区别是，甲基营养菌需要的碳化物比CO2的还原性高，有些种能够利用甲醇、甲胺进行生长，但不能利用甲烷，它们属于化能有机营养微生物，如生丝微菌(Hyphomicrobium)、假单胞菌、芽胞杆菌和弧菌等属中的一些种。甲烷营养菌则既能利用甲烷，也能利用更为氧化的一碳化合物，如甲酸，但不能利用具有C--C键的物质。在自然界分离甲烷营养菌时在培养基中必须用CH4作为唯一碳源，如果含有某种其它一碳化合物只会分离到非甲烷营养的甲基营养菌。许多非甲烷营养的甲基营养菌还能利用有机酸、乙醇和糖。
有些简单化合物能被甲基营养菌氧化，但不能用于生长，如铵(NH4+)、乙烯(H2C=CH2)、氯甲烷(CH3Cl)、溴甲烷(CH3Br)和高碳氢化合物(乙烷、丙烷)。这类氧化作用在微生物的共代谢(metabolism)中有生态学意义。氮素生物循环
自然界的氮素以分子态(N2)、无机态(铵盐和硝酸盐等)和有机态(蛋白质和核酸等)存在，分布在地
球的各个部位。在地球沉积物(水成岩、煤和海底沉积物)中含量最大，约194x1015t;其次为大气，约含3.8x1015t；生物残体(主要是植物)中含8.5xlO11t(包括陆地和海洋)，植物能够直接吸收同化的铵盐和硝酸盐在土壤中含量甚微，是限制植物生长的主要营养元素。 一、氮素循环的途径地球大气中的分子态氮占体积的79％，可说是取之不尽。但是只有少数原核微生物能够吸收同化氮气(N2)。土壤中的有机态氮只有通过转化才能被植物利用。不断地补充土壤中铵盐和硝酸盐才能使植物生长良好。农业生产中无机氮化物的来源一方面是氮肥，另一方面是通过氮素的循环转化。
氮素循环(图9—5)过程中几个主要环节是：①大气中分子态氮被固定成氨(固氮作用)；②氨被植物吸收利用，合成有机氮进入食物链(同化作用)；③有机氮被分解释出氨(氨化作用)；④氨被氧化为硝酸(硝化作用)又可被同化为有机氮；⑤硝酸被还原为分子态氮返回大气(反硝化作用)。进人沉积物中的氮一般脱离生物循环的轨道。
硝酸盐在微氧或无氧条件下，能被多种微生物异化还原成亚硝酸盐，并进一步还原成分子态氮，这种反硝化作用常造成土壤耕作层氮肥的损失，同时其部分中间产物(NO和N3O)造成环境污染，NO和N2O上升至同
温层与臭氧(O3)结合，降低了O3浓度，从而减弱了对太阳光中紫外线的屏蔽作用，产生不良后果。人们为发展农业生产，除大力生产氮肥外，还必须提高对氮素循环中各个环节的了解，以便在氮肥施用和管理上采取合理措施，有效利用氮肥，同时有利于环境保护。二、含氮有机物质的分解和氨化作用
进入土壤中的动植物残体，除各类不含氮有机物质外，还有含氮有机物质。生物来源的含氮有机物主要是蛋白质，还有核酸、尿素、尿酸、几丁质等。含氮有机物质通过各类微生物分解，转化成氨，称为氨化作用(anmaonification)。
(一)蛋白质的氨化 蛋白质氨化首先是由蛋白酶将其水解，生成氨基酸。氨基酸可进入微生物细胞作为氮源和碳源，它在微生物体内或体外分解，以脱氨基的方式产生氨。
分解蛋白质产氨的微生物有细菌、真菌和放线菌。细菌中氨化作用较强的有假单胞菌属、芽胞杆菌属、梭菌属、沙雷氏菌屑及微球菌屑中的一些种，这些细菌因能分解蛋白质产氨能力较强，被称为氨化细菌。真菌中分解含氮有机物能力强的有毛霉、曲霉、根霉、青霉和交链孢霉属中的许多种。从土壤中分离的放线菌有15％～17％产蛋白酶。好热放线菌在堆肥的高温阶段分解蛋白质起重要作用。
(二)尿素和尿酸的氨化 尿素和尿酸是人畜的主要排泄成分，尿酸水解时产生尿素。尿素是土壤氮素的来源之一，也是农业中的一种重要氮素肥料。植物虽然可以直接吸收尿素，但进到土壤中的尿素一般都很快地被细菌和土壤中的尿酶分解成为碳酸铵。尿素水解为碳酸铵主要是微生物所含尿酶的催化作用。
所生成的碳酸铵很不稳定，很快又被分解为氨和二氧化碳。很多细菌都含有尿酶，能水解尿素，产生氨，其中有些种类的作用特别强，称为尿素细菌。如尿芽胞八叠球菌(Sporosarcina ureae)为具有周生鞭毛的四联或八联球菌，细胞大小为1.2～2.5um，能形成芽胞(0.8～1.Oum)，这是球菌中唯一能形成芽包的种类。尿素细菌生存于土壤、厩肥及污水中，好氧性和兼厌氧性的种类都有。尿素虽然也是有机碳化物，但它不能被尿素细菌用作能源，因为尿素中的碳处于高度氧化的状态，水解时转化为二氧化碳，不能放出能量。
尿酸在细菌作用下，先氧化成为尿囊素，再进一步水解成为尿素。
此后尿素再按上述的尿素氨化过程水解为碳酸铵，并进一步分解为氨与二氧化碳。
（三）几丁质的降解和氨化，几丁质是一些动物的甲壳成分，也是一些真菌细胞壁的成分，它是一类较难分解的多缩氨基葡萄糖；几丁寡糖存在于细菌细胞壁中。
有些微生物含有几丁质酶，能分解几丁质产生氨基葡萄糖和乙酸，氨基葡萄糖再经脱氨基作用形成氨和葡萄糖。
分解几丁质能力比较强的细菌有：嗜几丁质杆菌(Bact.chitinophilum)是好氧性的无芽胞周毛杆菌，个体很小(O.3-0.6μm～0.9)LT1.5μm)；几丁质色杆菌(Chromobacterium chitinochroma)也是好氧性无芽胞周毛杆菌，在培养基上的菌落为鲜黄色或柠檬色。这两种细菌分解几丁质时利用生成的氨和葡萄糖作为氮源、碳源和能源。除细菌外，有些放线菌也有分解几丁质的能力。
三、硝化作用
硝化作用是氨的氧化过程。1890年维诺格拉德斯基(BNHorpaⅡckNN)用无机盐培养基成功地获得了硝化细菌的纯培养，证实了硝化作用是由两群化能自养细菌进行的，先是亚硝酸单胞菌将铵氧化为亚硝酸，然后硝酸杆菌再将亚硝酸氧化为硝酸。这两群细菌统称为硝化细菌。
(一)硝化细菌及其对氨的氧化 氨的氧化必须有O2的参与，氧化作用的第一步是由氨单加氧酶(ammonia monooxygenase，AMO)催化成羟氨，接着由羟氨氧化还原酶(hydroxylamine oxidoreductase，HO)将羟氨氧化为亚硝酸。这是亚硝酸细菌推动的。 (1)NH3+O2+2H+2e————→ NH2OH+H2O(2)NH2OH+H2O+1/2O2 ———→NO2+2H2O+H(1)+(2)NH3+3/2O2 ————→NO2+ H+ H2O △G0`=-287KJ 上列第一步反应没有能量产生。ATP是在第二步中通过细胞色素系统进行的电子转移磷酸化而形成。这是因为亚硝酸细菌电子供体的还原电势低，NH20H／NH3氧还对的Eo’为OV，所以只能在反应的后期才能将电子提供给电子转移链，限制了每对电子能够产生的ATP量。由NH3氧化为N02-虽然产生4个电子，实际上只有两个电子达到末端氧化酶。所以亚硝酸细菌的生长量是很低的。
硝化作用的第二阶段，亚硝酸的氧化由硝酸细菌的亚硝酸氧酶(nitrite oxidase)系统催化。由于N03-／NO2-氧还对的Eo`高达+0.43V，电子只需经过很短的电子转移链而到达末端氧化酶。亚硝酸的氧化只有一个步骤。
NO2 + 1/2O2 ——→NO3 △G0`=-76KJ
电子经由细胞色素，通过电子转移磷酸化形成ATP。氧化过程所产生的能量虽然只有76kJ／mol，但足以形成两个ATP。硝化细菌是严格好氧的化能无机营养微生物。第五章表5—9列出了亚硝酸细菌和硝酸细菌各属的特征。没有一种化能无机营养菌能够将氨直接连续氧化为硝酸。硝化细菌在土壤和水域中广泛分布。硝化作用受通气和pH的影响。
在通气良好的中性和微酸性旱地土壤中，硝化作用十分旺盛，而在水稻田中只有表面氧化层和泌氧的根表有硝化作用。但是，在严格厌气条件下也从水稻田中测出了亚硝酸形成，并获得了氨氧化推动者培养物(陈华癸、周启，1964)。在淡水、浅诲水和有机沉积物界面的缺氧环境中也能找到硝化细菌。硝化细菌对酸性环境敏感，在低于pH5的森林土壤中基本上没有硝化作用。
除了严格需氧的硝化菌外，氨的氧化也能在无氧条件下进行。在缺氧的废水和污泥中加入硝酸盐，在刺激反硝化作用(见下节)的同时也将氨氧化为N2，这是依赖硝酸盐的氧化作用，其化学计量反应为：
5NH4+ 3NO2——→4N2+9H2O+2H (△G0`=-1483KJ )
这一反应称为“无氧的氨氧化(anammox reaction)”，它的产能量很高，尚不知道此种反应的微生物，但肯定不是已知硝化细菌的厌氧代谢。这一发现对长期以来认为的氨在无氧条件下是稳定的，只能被好氧硝化细菌所氧化的观点是一个挑战(Madigan等，1997)。
前述的甲烷氧化苗一般也能将氨氧化为亚硝酸，氨同时抑制甲烷的氧化。同样，某些氨氧化菌能够氧化甲烷，井从甲烷中获得大量碳来构建细胞，但甲烷不能作为氨氧化菌的唯一碳源和电子供体。亚硝酸氧化菌则不能氧化甲烷。硝化细菌和甲烷氧化细菌在细胞结构上的相似之处是都具有大量内膜系统。
自然界中，除自养硝化细菌外，还有一些异养细菌、真菌和放线菌能将铵盐和有机氮化物(胺或酰胺)氧化成亚硝酸和硝酸。异养微生物对铵的氧化效率远不如自养细菌高，但较耐酸，并对不良环境抵抗力较强。农业土壤中主要是自养硝化细菌起作用，酸性森林土壤中N03-的产生可能是异养硝化微生物推动的。
(二)硝化作用的农业和环境意义 氨氧化为硝酸以及大量的硝态氮化肥为作物生长提供氮素营养，有利于产量的提高。但是硝酸盐的溶解性强，容易随雨水而流失。硝态氮肥料的利用率在40％以下，大部分浪费了。硝酸盐向水体迁移，导致湖泊和近海富营养化和赤潮为害。
水中的硝酸盐会被兼性厌氧微生物还原为NO2-，被人食用后，NO2-与血液中的氧结合，影响O2在血液中的转移，造成“高铁血红蛋白症”，影响人的健康，并可导致婴儿死亡。因此，世界卫生组织规定，饮水中硝酸盐的含量应低lOmg/L。
土壤中的NO3一N过高而植物的生长又受到不良环境(如干旱、阴蔽和多云天气)限制时，植物中会积累过多的硝酸盐，硝酸盐含量过高的植物在青贮过程中会被反硝化细菌还原为NO2，并形成有毒气体在青贮窖中积累，人畜吸人后严重者可以致死。
四、反硝化作用
微生物还原NO3-产生气态氮的过程称为反硝化作用(denitrification)，这是硝酸盐的异化还原过程。
（一）硝酸盐的还原和反硝化过程 微生物可以对硝酸盐进行同化还原或异化还原。同化作用时，硝酸盐被还原为氨作为生长的氮源。在硝酸盐的异化还原中，硝酸盐是作为电子受体以产生能量。在多数情况下，硝酸盐异化还原的终产物是N2和N20。
现用图9-6比较同化和异化硝酸盐还原作用的差别，以便了解反硝化作用的实质。
硝酸盐的同化还原已在第二章中阐述，植物、真菌和细菌都能够进行NO3-的同化还原，在同化硝酸酶系催化下先形成NO2-继而还原成NH20H，最后成为NH3，由细胞同化为有机态氮。只有细菌具备N03-的异化还原，在缺氧条件下由异化硝酸还原酶催化，第一步也是形成NO2-，进—步的还原有两条途径，一是还原为NH3；另一途径是NO2-由被异化亚硝酸还原酶催化为NO，再由NO还原酶催化为N2O，最后由氧化亚氮还原酶的催化形成分子态氮(N2)、NO、N2O，均散发到大气中。同化硝酸盐还原酶是受氨阻遏的可溶性蛋白，异化硝酸盐还原酶则是膜结合蛋白，它的合成受O2阻遏。所以反硝化作用是严格的厌氧过程。虽然许多细菌都可以还原NO3-成NH3，但没有多少实际意义。有的细菌不是还原NO3-而是将NO2-还原为NH3，这可能是细菌的一种脱毒机制，因为在酸性条件下NO2-是有毒的。在反硝化过程中N2是最终产物，也有的细菌只产生N2O。
(二)反硝化作用的微生物 能够进行反硝化作用的微生物很多，它们不属于一个特定的类群，已知50多属各类营养型微生物中都有进行反硝化作用的属种(表9-3)。
表中所列各属只是某些种能进行反硝化作用，甚至在一个种内只是研究过的菌株有这一性能。由于反硝化作用在厌氧情况下进行，兼性厌氧细菌在有氧时可以从有机物的分解中获得电子，进行硝酸盐的同化还原，只是在分子态氧供应不足时，从NO3-的异化还原中获得电子。例如根瘤菌正常生长时一般不进行反硝化作用。(三)影响反硝化作用的环境因素 虽然反硝化作用在土壤等环境中经常发生，但在具体条件下这一作用能否进行及其强度决定于：①O2是否存在；②有NO3-或其它氮氧化物作为氧化剂；③提供还原剂(有机营养型微生物需要有机C，化能营养型需要NH4+，HS-或S)；④存在反硝化微生物。下列诸因素影响土壤中反硝化作用的强度。
1．有机质及NO3-含量的影响 往土壤里施有机质肥料刺激反硝化作用，其主要原因并不是带人了反硝化细菌，而是由于可溶性有机质刺激了反硝化菌的生长。植物根促进反硝化作用，可能是两方面的原因。植物分泌可利用的有机质的分解降低了O2压，并且增加了还原NO3-的底物。
土壤的干湿交替，明显地影响所有微生物过程，也促进了反硝化作用。这是由于土壤干旱致使部分微生物及原生动物死亡，释放了可溶性有机质，当土壤再潮湿时，迅速降低Eh，硝酸态氮迅速损失，因此，哪里干湿交替愈频繁，反硝化损失的氮素就愈多。
反硝化作用的前提是有N03-存在，并且硝酸浓度有选择反硝化菌类群的作用。当KN03在低浓度(1％-2％)时，优势菌是假单胞菌(Pseudomonas)，高浓度时则芽胞杆菌占优势。
2．土壤含水量 在排水良好的土壤里反硝化作用与土壤水分含量有密切关系，在含水多或局部排水不良的地方，加入的硝酸盐能大部分被还原而挥发掉。土壤中的水分主要存在于孔隙中。反硝化作用同土壤充水孔隙(water-filled porespace，WFPS)存在密切相关性。如图9-7所示，当60％WFPS时反硝化作用开始发生，随着水增加，作用加强。
图9-7也说明，土壤中反硝化作用同氨化作用和硝化作用变化的关系，它们受含水量和通气性的制约。％WFPS可按下式计算：
土壤含水量x容重x100%WFPS=------------------- 1- 容重/ 2.65
上式中容重(g/cm3)=土壤烘干重/土壤容积。当然，土人水分和空气含量有着密切的关系。
3．土壤通气状况 反硝化作用是一个厌气过程，反硝化作用与O2分压成反相关，但这一作用也发生在通气良好的条件下。在通气的活性污泥桶中，与硝化作用同时发生着氮的损失。氮的损失也发生在土壤中。硝化和反硝化这两个过程常常联系在一起发生，很可能是由于环境中O2的分布不均匀，如土壤团聚体内外氧分压有差别。
4．土壤pH 反硝化作用的PH谱比较广泛，PH低至3.5，高至11.2，反硝化作用仍能进行，但比较适宜的范围是pH6.0以上至微碱性。
酸度不仅影响反硝化的速度，还影响产物的成分。在pH6以下时，释放的N20量较大，多于N2的一半，同时，也有相当的NO量。在中性或微酸性时，N20被还原，因此在pH6以上时，产物以N2为主。气体成分因pH而有差异，可能是N20还原酶对酸敏感的原因。
此外，温度对反硝化作用也有影响，在不同地带和不同季节反硝化作用速率不同。
(四)反硝化作用对农业和生态的影响 反硝化作用是土壤和化肥氮素损失的重要原因之一，具体损失量因肥料种类、施用方法和条件而异。朱兆良等(1989)采用15N标记肥料进行研究，估计在石灰性水稻土中施用碳酸氢铵和尿素的反硝化损失量均为加氮量的33％；国外对许多试验结果统计的氮肥平均损失量为30％。前已指出土壤水分和通气状况是影响反硝化作用的重要因素，所以排水情况不同，氮肥的损失量也不一样(表9-4)，而且损失率受有机质含量的影响。
由于推动反硝化作用的微生物类群和种类很多，不可能阻止它们的作用，但前述的硝化细菌的类群较单一，抑制它们的活性较容易。N03-来源少，减少了还原作用的基质。通过抑制硝化作用可能在一定程度上达到减弱反硝化作用的目的。一些试验结果证实，向土壤中施用硝化抑制剂能降低反硝化作用，达到增产的目的。
反硝化作用对环境质量产生不良影响。反硝化产物N20和NO上升至同温层，与O3结合，破坏了O3。 N2O+O→2NO NO+O3→NO2+O2 03在上层大气中存在的量很小，它是靠光化学作用使O2氧化的结果。它在上层大气中起遮挡太阳光中的紫外线的作用。如果没有O3的遮盖，紫外线直接照射至皮肤上，能使皮癌的比率提高，紫外线也能阻碍植物生长。
五、生物固氮作用
大气中的分子态氮(N2)在生物体内由固氮酶催化还原为(NH3)的过程为生物固氮作用(biological nitrogen fixation)o自然界中一部分细菌具有这一功能，它们同化分子态氮作为获得氮素营养的途径之一。生物固氮作用是氮素循环的重要环节，据估计全球每年由生物固定的分子态氮达1．22万—1．75万t，相当于工业固氮量，对农业生产具有重大意义。在本书第二章和第三章分别阐述了微生物对分子态氮的同化生理和固氮基因的遗传调节，这里主要介绍固氮微生物和影响固氮作用的一些因素。
(一)固氮微生物 人们通常将具有固氮功能的微生物称为固氮微生物。从19世纪后期至20世纪前半期，只知道少数几种微生物能够固氮。20世纪刃年代以来，由于同位素(13N、15N)标记技术和乙炔还原分析(ARA)法的应用，已报道的固氮微生物多达100余属，它们都是原核生物，至今还未证实真核生物中有固氮的种类(Eady，1999)。即使已知固氮原核生物中，不是每一屑中的全部种都能固氮，甚至在固氮的某些属种中，也只是部分菌株具备这一能力。固氮微生物的共同点是当环境中缺少化合态氮时能够同化分子态氮。在其它生理特性方面固氮微生物则是一个庞杂的类群，包括真细菌和古细菌。真细菌的许多生理群以及蓝细菌和放线菌中都有固氮的属种。固氮微生物生理特性的多样性反映了它们生态分布的广泛性，在生物圈的各种生境中都能找到固氮微生物；在植物圈中固氮微生物的数量和种类更多，它们存在于植物表面的各个部位.根据固氮微生物同植物的关系和固氮的生境，可以将固氮作用分为4个类型(表9-5)。
已发现的固氮微生物都能在实验室培养，能吸收同化分子态氮。共生固氮微生物只同植物共生时表现旺盛的固氮活性，这是第十章将要介绍的主要内容。内生指在植物根内生活，固氮弧苗的某些种能够生活在水稻根的细胞内和细胞间，进行固氮作用。它们同植物的关系密切，但不形成特殊结构。联合固氮的特点是，微生物生活在植物根的表面和黏质鞘套内，有的甚至可以进入根皮层细胞之间，不进入细胞内。它们和植物的关系表现一定程度的特异性，但远不如共生关系密切，更不形成特殊的共生结构，而且它们都是自生固氮微生物。自生固氮不依赖于植物，这类固氮微生物在土壤的各部位和其它生境中固氮，种类很多，第五章表5-2列出了固氮细菌几个属的特征。必须再强调的是固氮微生物只是一个生理群，其中的某些种类按其它性状来划分时又可归属于不同的生理群。个别种，如肺炎克氏杆菌，是条件致病细菌，它既是很好的研究材料，又必须慎重对待。
另外，有些固氮微生物也生活在植物地上部分的表面，存在于叶面和一些器官中，如猪笼草捕捉昆虫的叶腔中有固氮酶活性，某些植物叶瘤内部和表面也分离到固氮微生物。有的固氮微生物也存在于动物躯体中，如白蚁、船蛆、反刍动物的瘤胃中均发现过固氮细菌。它们和动物的关系尚不清楚。
(二)土壤因素对固氮作用的影响 生态环境(如土壤)中固氮微生物的存在并不就意味着它们必然进行固氮作用。由于固氮微生物也能利用其它化合态氮源，固氮作用并不是固氮微生物的必需生理功能，所以许多固氮微生物的生活条件和固氮条件并不完全一致。有的固氮细菌虽然在有氧条件下可以生活，但只能在缺氧条件下才能固氮。这里不讨论它们生长发育的一般条件，这些条件是各类固氮微生物所具有的共性，不同的种类由于生理特性的差异又各有不同的要求，这就决定了在特定环境中只有某一种或几种固氮微生物占优势。在诸种因素中，C／N和氧气对各种固氮微生物都有非常重要的影响。
1．土壤C／N率对固氮作用的影响 光能自养型固氮微生物可以自己合成碳水化合物为固氮作用提供碳源和能源；而化能异养型固氮微生物只有当环境中有丰富的、可利用的碳水化合物和缺少化合物态氮时才进行固氮作用。土壤中如果化合态氮很丰富，一方面固氮微生物将利用现成的氮化物，使固氮作用受到抑制；另一方面非固氮微生物大量生长繁殖，与固氮微生物竞争碳源和能源，因此只有在C／N很大情况下，化能异养固氮微生物才能发挥作用。有试验证明，当土壤C／N降至小于70-40／1时，固氮作用迅速停止(Huser，1965)。所以土壤中必需有大量C／N大的可给态有机物，否则固氮微生物难以发挥作用。
2．氧气对固氮作用的影响 土壤气相是一种复杂体系，同时具备有氧和缺氧条件，因此土壤中同时存在需氧和厌氧微生物。它们在土壤中的分布受氧气状况影响，但在同一部位，由于需氧性微生物的活动，可为厌氧性固氮微生物生命活动创造条件。实际上，在低氧分压条件下，更有利于一些需氧性固氮微生物生长和进行固氮作用。多勃雷娜(Dobereiner，1972)测定甘蔗根和根圈土壤的乙炔还原活性指出，不论是加入拜氏固氮菌纯培养的根系或根圈土壤，都是在PO2为0．04时活性最高。