农田土壤自养微生物固碳潜力及影响因素的研究进展

周连玉，巨家升，马学兰，孙文娟，王龙瑞，魏乐

(1. 青海师范大学生命科学学院，青海西宁 810008；2. 青海省青藏高原药用动植物资源重点实验室，青海西宁 810008；3. 高原科学与可持续发展研究院，青海西宁 810008)

我国是一个典型的农业大国，耕地面积约1.2×108hm2。 作为陆地生态系统重要组成部分的农田生态系统具有碳源和碳汇双重特性，调控农田土壤固碳减排，对于保障粮食安全以及实现“碳中和”战略目标具有重大意义。 目前主要的固碳方法有化学固碳、物理固碳和生物固碳，其中，生物固碳法是通过植物或微生物将CO2合成各种有机物，从而转化成各种可再生生物燃料和化工产品。 除了植物的固碳作用，自养微生物利用光能或化学能将CO2转化成有机物，对大气中CO2浓度调节发挥着不可忽视的作用；由于其具有分布广泛、环境适应性强等优势，利用这种耗能较低、经济可行、绿色无污染的微生物固碳已成为目前固定CO2研究的热点之一[1－5]。 近年来，国内外学者在农田自养微生物固碳潜力的分子生态方面开展了一些研究，本文从农田自养微生物固碳种群、固碳速率、固碳潜力的影响因子以及固碳菌种资源应用等方面，总结和分析农田自养微生物固碳机制，并简要展望研究前景，可为提高农田土壤固碳潜能、增强农田生态功能提供参考。

1 自养微生物固碳途径

自养微生物能够利用无机物作为营养物质进行正常生命代谢活动，根据能量来源可以分为光能自养微生物和化能自养微生物两种类型；根据对氧气需求的不同，光能自养和化能自养微生物又可分别分为好氧型和厌氧型[6]。 自养微生物在不同环境中进化出不同的CO2固定途径。 目前已报道7 条自养微生物固碳途径，即卡尔文循环(CBB)、还原型三羧酸循环(rTCA cycle)、厌氧乙酰辅酶A 途径又称Wood－Ljungdahl 途径(WL pathway)、3－羟基丙酸双循环(3HP bicycle)、3－羟基丙酸/4－羟基丁酸循环(3－HP－4HB cycle)、二羧酸/4－羟基丁酸循环(Di－4HB cycle)和反向甘氨酸裂解途径[7－12]。 其中CBB 循环是化能自养微生物固定CO2的主要途径，在代谢过程中已将CBB 循环应用于将CO2转化为生物基化学物质。 限制卡尔文循环速率的关键酶为核酮糖－1，5－二磷酸羧化酶/加氧酶(RubisCO)，根据序列和结构同源性，大多数RubisCO 分为Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ型和Ⅳ型。 Ⅰ型和Ⅱ型参与自养；Ⅲ型与核苷酸和核苷代谢有关；Ⅳ型又称为RubisCO 类似蛋白，不具有催化羧化反应和氧化反应的能力。cbbL、cbbM基因分别编码RubisCOⅠ型和Ⅱ型的大亚基，且具有高度保守性。 按照其氨基酸组成的进化距离将RubisCOⅠ基因分成“green－like”和“red－like”两个类群，其中“green－like”类群又可以分为ⅠA、ⅠB；“red－like”也有2 种类型，为ⅠC 和ⅠD[13]。近年来，cbbL、cbbM基因作为固碳相关的生物标志物被许多学者用于分析不同生态环境中固碳微生物群落结构、多样性以及固碳能力；还有针对还原型三羧酸循环固碳途径ATP－柠檬酸裂解酶的功能基因aclB以及3－羟基丙酸/4－羟基丁酸循环途径中乙酰辅酶A/丙酰辅酶A 羧化酶的功能基因accA开展农业土壤中自养细菌的生态特征研究。

2 农田土壤固碳自养微生物的群落组成

农田土壤自养固碳微生物种类丰富，土壤性质、农艺管理措施、环境因子等因素均会影响固碳微生物类群的变化。 不同区域的稻田土壤都含有共有的cbbL和cbbM优势种群，由于土壤性质的不同各自又有特有的cbbL和cbbM优势种群，cbbL的阳性克隆子主要与变形菌的慢生根瘤菌(Bradyrhizobiumsp.)、维氏硝酸杆菌(Nitrobacter winogradskyi)、亚硝化螺菌(Nitrosospirasp.)、脱氮硫杆菌(Thiobacillus denitrificans)、 固氮红细菌(Rhodobacter azotoformans)等的序列相似，cbbM的阳性克隆子与变形菌门的硫化菌(T.thioparus)等专性化能自养菌的相似度较高[14]。Bradyrhizobium和Rubrivivax是铁渗、潜育水耕人为土中的主要类群，普通铁渗水耕人为土的主要类群是Rhodopseudomonas、Rhodospirillum、Methylibium和Variovorax[15]。 固碳微生物种群在土壤垂直方向的分布趋势为亚表层(5 ～7 cm)的土壤固碳细菌多样性高于表层(0～2 cm)；黏粒和粉粒中固碳微生物多样性高于砂粒[16]。 Yuan 等[17]采用室内14C－CO2连续标记培养土壤80 d 后，发现在水稻、旱地土壤中固碳细菌优势种群有Azospirillum lipoferum、R.palustris、B.japonicum、Ralstonia eutropha等。 花生和棉花土壤中检测出B.japonicum、Burkholderia、Nitrosospira为优势固碳类群[16]，土壤固碳菌种类在水稻连作、水稻/油菜轮作、油菜/玉米轮作的农田土壤中存在较大差异[18]；而在花生根际上发现碳同化自养微生物cbbL与Rhizobium leguminosarum、Bradyrhizobiumsp.、Sinorhizobium meliloti、Ochrobactrum anthropi等序列类似[19]。Lu 等[20]设计免耕、旋耕、翻耕三种耕作方式并结合玉米秸秆还田的研究表明，秸秆还田常规耕作土壤中cbbL的细菌在门水平变形杆菌门丰度占94.3%，在物种水平变形杆菌占42.9%；相比之下，无秸秆免耕土壤中携带cbbL的细菌在门水平放线菌门占31.5%和物种水平的弯曲高温单孢菌(Thermomonospora curvata)占29.1%，且玉米秸秆还田增加特有种群Acidiphilium multivorum。 通过野外长期定位试验，从red－likecbbL的角度分析，施肥处理黑麦土壤中优势类群为Bacillus、Streptomyces和Arthrobacter[21]。 不同有机碳源相同施用量的长期定位试验结果表明，有机碳物料的输入促使土壤中放线菌门的小单孢菌属(Micromonospora)、分枝杆菌属(Mycobacterium)、高温单孢菌属(Thermomonospora)和变形菌门的盐红螺菌属(Halorhodospira)、慢生根瘤菌属(Bradyrhizobium)的种群相对丰度增加[22]。 基于荧光定量PCR 技术和高通量测序技术分析秸秆、生物炭和纳米碳添加对退化农田土壤固碳细菌群落结构多样性的影响，结果显示优势菌属硫碱弧菌(Thioalkalivibrio)、Sulfurifustis、Thiobacillus分别在生物炭、纳米碳和秸秆添加后的农田土壤中相对丰度最高[23]。 这些研究表明，碳同化微生物类群对土壤特性和环境因子变化比较敏感，土壤理化性质、农艺管理以及生态因子等因素均显著影响土壤固碳微生物的优势种群组成以及cbbL和cbbM基因的多样性。

3 农田土壤自养微生物固碳能力与影响因素

不同类群的固碳微生物可能在农田土壤中表达不同的固碳途径，从而其固碳能力也有差异。稻田土壤自养微生物同化大气CO2，是农田土壤有机碳的重要来源之一。 许多研究者通过检测微生物生物量碳(MBC)、固碳酶活性以及固碳基因的表达量来估测农田土壤自养微生物固碳能力。土壤特性、农艺管理以及环境因子明显影响碳同化微生物生长、代谢以及功能基因的表达。

3.1 耕地类型

耕地分为水田和旱地两种类型。 耕地水分多少不仅影响作物生长，还调节土壤中微生物数量或种类。 农田土壤有机碳的来源较自然生态系统更加广泛，一般由作物秸秆和根茬来源碳、作物根际沉积碳、动物残体、微生物固碳以及有机肥投入碳等组成。 采用14C－CO2连续标记培养农田土壤80 d 后，微生物固定碳占稻田和旱地土壤有机碳(SOC)的0.12%～0.59%，据估算每年全球土壤自养微生物固定的碳大约0.6 ～4.9 pg；农田土壤自养微生物的CO2日同化速率为0.01 ～0.10 g/m2，年碳同化速率为100～450 kg/hm2，其对碳循环的年贡献率为0.9%～4.1%；同时，稻田和旱地的固碳能力不同，细菌总固定碳在稻田土壤中占比高于旱地[17]。 同样采用14C－CO2连续标记培养稻田、旱地土壤110 d 后，稻田土壤光照处理的14CSOC 含量超过旱地土壤；在理想状态下估算出土壤微生物的年碳同化量在0.3 ～3.7 pg[24]。 通过分析采集的稻田和旱地土壤碳库，结果发现长期耕作的稻田土壤固持的有机碳中植物残体来源碳占33%～54%、微生物残体来源碳占28%～36%，而旱地土壤中积累的有机碳植物残体贡献19%～42%、微生物残留物贡献40%～59%，在旱地土壤中微生物固碳作用明显大于稻田[25]。 这些研究说明作为土壤有机碳重要来源之一的微生物同化碳量对稻田、旱地土壤响应的研究结果存在一定差异性，其缘由可能与试验区域气候条件、土壤性质、作物种类、试验时间、CO2浓度等不同有密切联系。

一些自养微生物在农田土壤环境下能够利用CBB 循环途径进行CO2固定，其固碳速率受关键固碳基因和固碳酶活性的调控。 不同区域的稻田土壤cbbL基因丰度为107～108copies/g，比cbbM高3 个数量级，各区域cbbL和cbbM丰度均存在差异性[14]。 Xiao 等[26]指出中国南方5 个不同水稻产区的水稻土(0 ～20 cm)cbbLR、cbbM、cbbLG固碳基因丰度范围在106～109copies/g 干土，丰度从高到低依次为cbbLR＞cbbM＞cbbLG，cbbLR基因丰度与土壤固碳酶活性呈显著正相关，此结果说明cbbLR基因可能发挥着更大作用。 此外，稻田、旱地细菌cbbL基因丰度为106～108copies/g土壤，稻田cbbL基因丰度、碳同化酶活性是旱地的4～30 倍[17，27]，cbbL基因丰度、RubisCO 活性均与MBC 呈正相关，cbbL基因丰度与RubisCO 活性呈显著或极显著正相关[17，27]，且cbbL基因丰度、RubisCO 活性、MBC 与耕地水分含量之间均表现出显著或极显著正相关。

3.2 土壤理化性质

土壤质地是土壤中较为重要的一种物理性质，影响土壤的透光性、通气性、养分状态以及水分含量，进而影响微生物的生存环境及代谢活性。Selesi 等[28]研究发现不同农田土壤中red－likecbbL基因丰度为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)中几乎检测不到。土壤的自养微生物同化碳均进入了不同粒径的团聚体和腐殖质组分中，主要进入0.2 ～0.02、2.0 ～0.2 mm 粒径与胡敏酸组分[29]。 土壤粗颗粒组分中营养物质难以积累，不利于自养微生物生长，因此16S rRNA 以及卡尔文功能基因拷贝数量低，而土壤中黏粒含量较高，可以有效固定、吸附微生物，因而土壤MBC 相对较高[14]。

土壤中有机物质含量、pH、氧化还原状态、竞争性离子等化学性质都会影响微生物的群落组成和活性，进而使得土壤中自养微生物固碳能力发生变化。 化能自养菌以H2、NH4＋、NO2、S2O32－、H2S、Fe2＋、Mn2＋、CO、CH4、CH3OH 等多种无机化合物作为电子供体[30]，通过氧化无机底物获得能源用于将CO2合成氨基酸、脂肪酸等土壤有机质成分[1，2]，因而土壤有机质含量较低的贫瘠土壤更有利于碳同化微生物的活性表达[14，31]。 土壤pH可以通过H＋浓度改变土壤中营养元素的形态从而影响自养微生物类群[32]以及cbbM基因丰度，pH 值大的土壤中cbbM基因丰度较高[31]。 已有研究报道土壤MBC 与土壤有机碳、全氮、有效磷、速效钾、碱性磷酸酶、酸性磷酸酶、土壤容重等存在显著相关性[33]；固碳细菌群落结构和固碳功能基因的丰度也受土壤C/N 比、阳离子交换量、全氮、全磷含量等影响[26，27]。

3.3 土层深度

土壤是一种物理(不同粒径、密度、颗粒)和化学(腐殖质)组分不同的复杂体系，随土层深度的增加，光照、通气性、基质和养分利用率发生改变，从而为自养微生物提供多样生境[28]。 农田土壤中积累较多的细菌残体碳[25]，表层土壤中微生物残体碳对有机碳的平均贡献率为51%，且随土层深度的增加而降低[34]。 不同耕地类型随土壤深度的增加固碳能力存在差异，水稻土壤cbbL基因丰度逐渐降低，旱地土壤cbbL基因丰度变化不明显；0～1 cm 深度稻田或旱地土壤RubisCO 活性均显著高于1～5 cm 和5 ～17 cm 土层，且在0 ～1 cm 土壤深度，cbbL基因丰度与RubisCO 活性呈极显著正相关[27]。 在不同作物体系的土壤中MBC、RubisCO 活性以及cbbL基因丰度均随土壤深度的增加而呈现下降趋势[18]。 Ge 等[35]观察到随土壤深度的增加，翻耕和免耕水稻土壤cbbL基因丰度以及固碳活性逐渐降低，翻耕和免耕旱地土壤cbbL基因丰度变化幅度不大、固碳活性降低。 光照随土层深度的增加而减少，光诱导表层土壤(0～1 cm)光能自养微生物进行碳同化，继而传输至次层土壤(1 cm 以下)供化能自养微生物碳同化，由此可构成光能、化能自养固碳的双重协同作用。

3.4 土壤耕作

土壤耕作是改善耕层质量、培肥地力的重要农田管理技术措施，对土壤生态系统环境有重要影响。 传统耕作(翻耕、深松耕)、少耕(浅耕、旋耕)和免耕(留茬、留茬覆盖)等耕作方式影响土壤温度、水分、通气性及养分含量，还改变土壤中微生物种群结构、数量和多样性。 Lu 等[20]设计免耕、旋耕、翻耕三种耕作方式并结合玉米秸秆还田方式进行玉米种植试验，结果表明翻耕、翻耕秸秆还田、旋耕秸秆还田土壤中cbbL与16S rRNA基因丰度以及RubisCO 活性显著高于免耕土壤，旋耕土壤中RubisCO 活性显著高于免耕土壤，而旋耕土壤中cbbL与16S rRNA 基因丰度与免耕土壤之间无显著性差异。 Ge 等[35]研究发现，水田和旱地土壤翻耕后，土壤中MBC、固定CO2活性较免耕土壤高，然而16S rRNA 和cbbL基因丰度低于免耕土壤，可能是翻耕改变土壤团聚体的粒径和稳定性，从而影响某些自养固碳微生物的生长与代谢。 在旱地土壤中耕作方式对土壤cbbL基因丰度的影响不一致，可能与作物体系、培养环境等因素有关。

3.5 作物体系

在农业生产过程中，种植方式对土壤微生物生物量碳有显著影响。 小麦/玉米轮作体系下土壤MBC 显著大于棉花连作体系土壤[33]。 种植水稻的土壤cbbL基因拷贝数显著高于种植玉米的土壤[31]；水稻连作土壤MBC、cbbL基因丰度均显著高于小麦/玉米和水稻/小麦轮作的土壤，水稻/小麦轮作的土壤cbbL基因丰度明显大于小麦/玉米轮作体系的土壤[36]。 Wu 等[18]通过14C－CO2稳定性同位素示踪技术进一步研究水稻连作、水稻/油菜轮作、油菜/玉米轮作体系下农田土壤固定CO2自养微生物的固碳潜力，发现水稻连作土壤MBC、RubisCO 活性、cbbL丰度均显著高于水稻/油菜轮作和油菜/玉米轮作的土壤，水稻/油菜轮作土壤MBC、固碳活性大于油菜/玉米轮作的土壤。 由上述研究结果可知，种植水稻有利于自养微生物的繁殖，从而促进稻田生态系统的固碳作用。 这些不同作物土壤自养微生物固碳能力的差异性可能是作物体系中根系分泌物、根茬等种类不同，因此为土壤微生物提供了不同的碳源。 比较不同种植模式对土壤理化性质及有机碳质量的影响，有利于优化农田种植模式，实现农业可持续发展。

3.6 施肥

施肥改变土壤环境和养分状况，调控固碳自养微生物的活性。 磷肥、氮磷肥、氮肥配施有机肥、氮磷肥配施有机肥4 种施肥处理均显著提高土壤MBC[37]。 比较分析7 种不同施肥处理的农田黑土土壤MBC，发现长期大量单施有机肥能够显著促进玉米全生育期土壤微生物繁殖，提高土壤MBC；而秸秆配施有机肥、秸秆配施化肥和半量有机肥配施化肥只在玉米生长的最旺盛时期促进土壤MBC 的提高[38]。 氮、磷素的添加会一定程度地影响土壤碳循环相关微生物的生长和代谢活动。 例如，基于磷素添加对土壤中3 条重要的CO2固定途径(卡尔文循环、还原性三羧酸循环和3－羟基丙酸/4－羟基丁酸)的关键功能基因数量的研究发现，水稻分蘖期添加磷素显著提高土壤中cbbL、cbbM、accA和aclB基因数量，而磷素添加对水稻拔节期土壤中cbbL、accA和aclB基因数量的促进作用并不明显，对cbbM基因数量甚至产生了抑制作用[39]。 然而，一些研究者对于施用化肥对固碳基因的影响有不一致的认识，施用农家肥或化肥(包括氮磷钾)的黑麦土壤中cbbL基因拷贝数均低于不施肥土壤[28]；添加化肥氮磷钾显著降低小麦/大豆/玉米轮作土壤自养微生物固定CO2效率、cbbL和accA基因丰度[40]。 袁红朝等[41]研究表明，3 种施肥处理的稻田土壤细菌cbbL基因丰度为3.35×108～5.61×108copies/g 土，氮磷钾肥、氮磷钾加秸秆还田处理后，土壤细菌cbbL基因数量增加，其中秸秆配施化肥处理土壤cbbL数量最多；同时，在3 个区域的水稻施肥试验也表明，秸秆还田配施化肥土壤固碳细菌cbbL基因丰度和RubisCO 活性显著高于不施肥或施用化肥的土壤[42]。 秸秆还田可以改善土壤结构、提高土壤肥力，还可增加农田土壤微生物固碳[43－46]。将秸秆原料制备成生物炭还田后，通过影响土壤的比重、有机碳含量、孔隙度等而明显提高农田砂土土层中固碳微生物生物量以及cbbL基因拷贝数[47]，因此生物质炭可以作为一种有效的农田固碳减排措施。

3.7 环境因子

随着温室效应的加剧，大气中CO2浓度不断升高。 CO2浓度、温度和光照作为影响微生物生长的关键环境因子，对微生物的生长和代谢活动都会产生影响。 Hart 等[48]发现，在10%的CO2浓度和提高S2O32－含量以及避光条件下，培养40 h的土壤化能自养细菌能够同化CO2的量为4.52 g/kg干土。 在水稻分蘖期、抽穗期，CO2浓度升高、温度和CO2浓度升高互作均能够提高土壤MBC；在水稻成熟期，土壤MBC 在试验的CO2浓度或温度处理之间均无显著差异[49]。 土壤中不同优势自养细菌类群的碳固定关键酶对CO2的特异性或耐受性存在较大差异[50]，这也会导致固碳细菌的固碳能力不同。 高浓度CO2处理大豆田的研究结果显示，表层土(0 ～5 cm)中RubisCO编码基因丰度显著升高[51]。 光照处理下水稻土和旱地土壤固碳细菌数量明显高于遮光处理的土壤[27]。14C－CO2连续标记培养试验表明，避光处理的土壤中未检测到14C－MBC[23]，光能、化能自养微生物固碳活性被抑制[17]。

土壤含水量显著影响土壤自养微生物固碳基因丰度和RubisCO 活性。 陈晓娟等[52]基于14CCO2连续标记技术研究表明湿地土壤的MBC、细菌cbbL基因丰度与RubisCO 活性均显著大于旱地土壤。 培养的前14 d，土壤cbbL丰度呈现随含水量增加而升高趋势，且淹水处理土壤在整个培养期间cbbL丰度最高；第14 天土壤含水量25%处理的RubisCO 活性显著高于土壤含水量10%和15%以及淹水3 种处理；第28 天时低含水量(10%和15%)处理土壤中RubisCO 活性显著低于高含水量(25%)及淹水处理；培养期间土壤cbbL丰度与RubisCO 活性呈显著正相关线性关系[53]。 自养微生物的丰度和多样性与土壤水分呈显著正相关，而与土壤中C、N 含量呈负相关[26]。 这可能与淹水可减少土壤的物理变化，并能增加自养微生物生长所必需的无机养分含量有关。 因此，通过合理灌溉可以调节农田土壤的水热状况，从而有利于自养微生物发挥固碳潜力。

3.8 培养时间

农田土壤自养固碳微生物不仅在空间上分布多样化，还随着时间的延长呈现动态变化。 通过14C－CO2连续标记培养农田土壤试验表明，在光照和避光处理下可能由于厌氧条件下及缺少新物质输入导致农田土壤MBC 随着培养时间的延长表现为下降趋势[24]。 将土壤含水量分别设置为10%、15%、25%及淹水并于室温下培养，结果显示各处理cbbL丰度均随培养时间延长而趋于上升，培养初期(第3 天)土壤cbbL丰度均显著低于培养末期(第28 天)；低含水量处理(10%及15%)中RubisCO 活性在培养期间无显著变化，土壤含水量25%处理第3 天及第7 天的RubisCO 活性显著低于第14 天及第28 天，土壤淹水处理中培养3、7、14 d 的RubisCO 活性显著低于第28天[53]。 选取江西鹰潭、浙江嘉兴、湖南桃源古市和湖南桃源宝洞峪的土壤分别进行室内培养，培养前4 种土壤cbbL基因拷贝数均显著低于培养45 d；浙江嘉兴、湖南桃源宝洞峪土壤培养45 d 时cbbM拷贝数高于培养前；其他2 种稻田土cbbM基因丰度在不同培养时间之间无显著差异[14]。随水稻生长发育进程，对照和磷肥处理土壤cbbL、accA和aclB基因拷贝数呈下降趋势[39]。 在不同时期诸多因素通过改变土壤环境而影响固碳自养微生物类群，进而对固碳微生物介导的固碳潜力产生影响。

4 农田固碳微生物资源挖掘与应用

农田土壤固碳自养微生物种群丰富，在农田生态系统碳汇方面发挥着不可或缺的作用[54]。由于自养微生物生长对环境因子要求比较特殊，生长速度较缓慢，然而针对农田土壤固碳自养微生物资源开发与应用的相关研究仍较少。 王竞等[55]利用筛选培养基、置换排气法配气以及优化培养基中H2、O2、CO2比例的方法，从花园土壤中分离筛选到1 株能够高效固定CO2的氢氧化细菌。 Khalifa 等[56]以硫化亚铁(FeS)作为能量来源，采用改良的矿物培养基从日本稻田土壤中分离得到1 株铁氧化菌，命名为Ferrigenium kumadaigen. nov.， sp. nov.，对其16S rRNA 基因序列的分析表明，该菌株属于披毛菌科(Gallionellaceae)，其在系统发育上与该家族的其他成员不同。 郭珺等[57]利用无碳源无机培养基从活性污泥、沼液和设施土壤中分离筛选出以CO2为碳源的菌株24 株，其中生长较快的8 株菌分别隶属于假单胞菌属(Pseudomonassp.) 和嗜甲基菌属(Methanotrophssp.)。 花生根际土壤分离出兼性固CO2、N2菌株HSJ，表现出较高的固碳酶和固氮酶活性，其碱基序列与链霉菌属(Streptomycessp.)6 个菌株的同源性为99%[58]。 从农田土壤中筛选分离到固碳菌株后，继续进一步对固碳菌菌株进行驯化和发酵条件优化[58]，并通过土壤施用试验使其能应用于生产实践[57]，以吸收环境中的CO2减缓温室效应。

5 展望

农田土壤自养微生物的固碳能力与土壤理化性质、气候因子以及农田管理措施等多种因素密切相关，各因素之间可能存在相互作用。 整合14C同位素标记技术和微生物分子生态学技术(克隆文库、T－RFLP 和定量PCR 等)，通过农田原位或室内模拟培养试验开展土壤自养微生物时空分布的碳同化规律，及其响应人为扰动和气候变化耦合作用的机制研究。 由此核算与预测农田固碳能力，构建优化的农田管理模式，推动农田纳入“碳交易”市场。

自养微生物利用光能或还原性物质的氧化获取化学能，通过多种途径实现CO2的捕集及转化，同时，在固定CO2能力方面自养微生物表现出可持续性、可控性及可靠性。 设计培养基从农田土壤中分离、筛选出具有固碳潜力的优良菌种资源，并从营养成分、环境条件、人工电子供体等方面[59，60]提升菌株的固碳效率。 随着合成生物学的快速发展，基于对固碳微生物的固碳途径及其分子机制的深入研究和认识，采用现代育种技术全面改造生产菌株，从而提高CO2的自养微生物固定效率，实现人工自养微生物的应用，为固碳减排、实现碳中和提供新的途径和菌种资源。 继而将固碳菌种与农田措施、其他微生物菌剂等方法结合起来，研发农田土壤微生物固碳技术。