土と微生物（Soil Microorganisms） Vol. 75 No. 1, pp. 6–15（2021）

シンポジウム

土壌微生物と気候変動
太田寛行 1*・西澤智康 2
12

茨城大学，〒310-8512

茨城大学農学部，〒300-0393

茨城県水戸市文京 2-1-1
茨城県稲敷郡阿見町中央 3-21-1

Soil microbes and climate change
Hiroyuki Ohta1* and Tomoyasu Nishizawa2
1Ibaraki University, 2-1-1 Bunkyo, Mito, Ibaraki 310-8512, Japan

2Ibaraki University College of Agriculture, 3-21-1 Chuou, Ami, Ibaraki, 300-0393, Japan

Key words: GHGs, mineral-associated carbon, no-tillage, nitrogen cycle, nosZに至って「地球温暖化の発見」が広く認識されたと捉えてい

1．はじめにる。その第三次報告書の結論は，「過去 50 年間に観測された土壌微生物研究の歴史をたどると，その一つは H. J. Connと思われる」である（ワート，2005）。土壌微生物研究の第に行き着く（太田，2003）。Conn は土壌細菌の計数培地の問

三段階では，温室効果ガス濃度の変動と土壌微生物の関係に題に着目し，その多様性を見通した（Conn, 1914）。それは，関して，IPCC の活動と速やかに連動する取組はなかったが，今日での「培養できる土壌細菌は全体の 1% 程度」という理2019 年 6 月に 9 カ国 33 名の微生物学者が「人類への注意喚

温暖化の大部分は温室効果気体濃度の上昇が原因だったもの

解につながっている。生きているけれど培養できない，また起：微生物と気候変動」という合意声明の論文を発表した

は培養の方法が見つかっていない微生物グループが数多く存（Cavicchioli et al., 2019）。その論文の趣旨は，微生物が気候変在するという多様性の理解が土壌微生物研究の第一段階

動の生物学において中心的な役割をもち，地球全体のシステ

（ 生物学

と

ムにおいても重要であることを立証し，さらに世界の人々にして探究）は，農業との関係であり，植物栄養に関わる土壌

対して，地球環境の持続可能な未来を実現するためには，気での物質循環の担い手としての微生物である。ここでも，候変動のインパクトは微生物の環境応答に大きく依存するこConn は土壌中での窒素代謝と微生物の関係を研究し，彼自とを伝えようとするものであった。同時に，この声明に関す

身が分類学的に位置づけた Arthrobacter globiformis の生理的る手紙が世界の微生物学関連団体の代表に送られ，同意への特徴から，土壌固有型微生物が土壌中の窒素プールを構成すアクションが依頼された。日本土壌微生物学会は，この要請ると考えた（Conn, 1948；太田，2003）。これは，その後にを受けて，2020 年大阪大会で市民向けのシンポジウム，「気

生まれる「土壌微生物バイオマス」の考え方に他ならない。

候変動と相互作用する土の微生物世界」（予定タイトル）を

土壌微生物研究の第三段階（ 地球化学としての探究）は，企画した。残念ながら，COVID-19 の広がりによって企画の地球環境における微生物の役割である。元素循環の様々な反実現には至らなかったが，気候変動の問題に対する土壌微生

応を担う微生物が特定され，微生物が地球全体の物質代謝を物研究者間の連携は今後も求められるであろう。

としての探究）と言える。第二段階（ 農学

支えているという理解が深まった。
この第三段階のもう一つの側面が気候変動との関係である。気候変動の問題認識は，S. Arrhenius（1896）が，人間の二酸化炭素の放出による地球温暖化を示す最初の計算結果を

本稿では，（1）土壌からの温室効果ガス（GHGs）の発生について概観し，（2）土壌からの二酸化炭素（CO2）発生に関わる微生物の分解作用と土壌有機物およびその存在様式との関係，（3）土壌での一酸化二窒素（N2O）生成に関わる微発表したことが始まりである。ワートの著作（2005）では，生物，に関して，最新の知見も含めて概説する。なお，本稿

1988 年の「気候変動に関する政府間パネル（IPCC）」の設立では GHGs として CO2，メタン（CH4），N2O の 3 つに絞っによって，Arrhenius の仮説の立証が始まり，2001 年の IPCC
第三次報告書（Third Assessment Report: Climate Change 2001）

2021 年 1 月 18 日受付 2021 年 1 月 25 日受理* Corresponding author.
E-mail: hiroyuki.ohta.1494@vc.ibaraki.ac.jpて考察する。

2．土壌からの温室効果ガスの発生の概要
まず，Oertel et al.（2016）の総説に依拠して地球レベルでの土壌からの GHGs 発生を概観する。彼らは，世界各地の

7

太田・西澤

調査地点での GHG 発生活性測定のデータを収集し，陸地のの W. K. Kellogg Biological Station の畑地と植生を管理していな

生態系区分と GHGs 発生ポテンシャルの関係を分析した（表い生態系の土壌からの GHGs の発生ポテンシャルを分析し1）。収集した調査地点データ数は 194 で，内訳は草地 47，

た（表 2）。調査地は，一年生（コーン・ダイズ・コムギの森林地 22，荒廃地 17，耕作地 41，水田を含む湿地 67 である。

輪作）と多年生作物（アルファルファとポプラ）の畑地と測表 1 には，彼らのデータから計算した，生態系被覆の割合を定開始の 2 年前（1989 年）から耕作を止めた未管理のサイ考慮した相対ポテンシャルも加えた。その調査結果の範囲でト（遷移初期の生態系）を含む生態系である。3 種の GHGsの発生ポテンシャルは CO2 換算での Global Warming Potential

分かることは以下の 3 点である。（1）湿地の被覆率は陸地全（GWP，単位は g CO2e m−2 y−1）として表記し，一年生作物の体の 2.7% 程度であるが，GHGs 発生ポテンシャルは一番高い。

耕起栽培畑地での土壌呼吸活性を基準にして相対化してい（2）生態系の被覆割合を考慮すると，湿地よりも森林地や草な見方では，（3）水田を含めた湿地帯よりも耕作地（畑地）る。調査した試験地の GWP は一年生作物の耕起栽培畑地の114 から遷移初期の生態系の −211 の範囲で分布し，土壌管の方が 2 倍程度高い。

理は土壌の GWP に大きく影響を与えると言える。表 2 のデー

地の方での GHGs 発生ポテンシャルが大きい。また，同様

Oertel et al.（2016）のデータで，GHGs の種類別に湿地とタを詳しく見ると次の 4 点が指摘できる。（1）一年生作物栽

耕作地を比べると，嫌気環境で発生する CH4 で大きな違い，温帯域が確認できる。湿地では（単位は μmol CH4 m−2 h−1）

培畑地では，4 つの農法のいずれでも GHGs の発生緩和にはならない（GWP，41 〜 114）。しかし，農法の影響は大きく，の −1.8 〜 28（max. 810）と（亜）熱帯域の <1 〜 7800 に対して，耕作地（温帯域）では −0.41 〜 −0.16 である。なお，（亜）熱特に，耕起から不耕起栽培に変えることによって，GHGs の帯域のデータはない。N2O の場合はそれほど明確ではないが，（亜）熱帯域で耕作地（0.27 〜 2.26 μmol N2O m−2 h−1）よりもた，マメ科カバークロップと低投入型または有機栽培との併発生ポテンシャルは 88% も減少する（GWP，114 → 14）。ま用でも GHGs の発生は減少する。（2）多年生作物栽培畑地と湿地（−7 〜 27 μmol N2O m−2 h−1）で高い傾向にある。

植生を管理しない生態系の調査地では発生緩和ないしニュー
トラルになる（GWP，−211 〜 1）。（3）耕作放棄後 10 年の次に，地域レベルでの研究データを紹介する。Robertson
et al.（2000）は，1991 〜 1999 年にかけて，米国ミシガン州

遷移初期生態系の調査地では土壌炭素の大きな隔離が起こ

表 1 陸地生態系の土壌からの温室効果ガス（GHGs）の発生 *生態系 **
陸地での被覆割合（%）［A］
GHGs 発生活性［B］***
被覆割合を考慮した相対活性{(A × B)/100}

森林

草地

荒廃地

27.7
438.9（22）31.5
350（47）

122

110

耕作地

湿地

15.2
12.6
2.7
126.7（17） 297.7（41） 629.2（67）
19.2

37.5

17.0

* Oertel et al.（2016）のデータを用いて作成した。活性の単位は，CO2 換算で，mg CO2e m−2 h−1。
** 草地は牧草地を，湿地は水田を含む。その他の生態系として，氷雪帯（9.7%）と都市等の人工地帯（0.6%）がある。
*** 括弧内の数値は測定調査地点数を示す。
表 2 アメリカ中西部の農地生態系からの温室効果ガスの発生
農業生態系の管理状況
一年生作物（コーン / 大豆 / 小麦の輪作）
通常耕起
不耕起
低投入型 + マメ科カバー作物
有機栽培 + マメ科カバー作物
多年生作物
アルファルファポプラ
耕作放棄後の生態系（放棄年）
遷移初期（1989）
遷移中期（耕起栽培の中止，1950）
遷移中期（林地から草地に，1959）
遷移後期（森林）

CO2

N2O

CH4

Net

土壌炭素

窒素肥料

石灰

燃料

0
−110
−40
−29

27
27
9
0

23
34
19
0

16
12
20
19

52
56
60
56

−4
−5
−5
−5

114
14
63
41

−161
−117

0
5

80
0

8
2

59
10

−6
−5

−20
−105

−220
−32
0
0

0
0
0
0

0
0
0
0

0
0
0
0

15
16
18
21

−6
−15
−17
−25

−211
−31
1
−4

GWP

Robertson et al.（2000）のデータより。1991 〜 1999 年の測定データで，数値の単位は CO2 換算値（g CO2e m−2 y−1）。

8土壌微生物と気候変動

り，GHGs の発生緩和は最大になるが（GWP，−211），放棄
後 50 年の遷移中期生態系の調査地では GWP は −31 に下がる。

（Davidson and Janssens, 2006；Schmidt et al., 2011；和穎，2016）。

それは土壌炭素の隔離が低下すること（Soil C，−220 → −32）

物を含む点と，構造に規則性がないことである。後者はセルに起因する。（4）どの農法によっても，またどの遷移生態

ロースのような構造の規則性がないために特異的な加水分解

系においても，N2O の発生緩和は起こらない（GWP，10 〜

酵素の進化をもたらさなかったと考えられている（フェン60）。特に，マメ科カバークロップの施用や，多年生でもアチェルら，2015）。化学構造が特定されない腐植物質も同様

ルファルファでは GWP が高い：前者で 60，後者で 59。一方，である。有機物の物理的状態に起因する安定性については，調査した試験地の全体で CH4 の消費（酸化）が起きている（GWP，−4 〜 −25）。

土壌の団粒階層の概念（Tisdall and Oades, 1982）を基にした

不耕起栽培と GHGs の発生緩和の関係は時間スケールも難分解性の分子構造の特徴は，リグニンのように芳香族化合「団粒のライフサイクル」（Six et al., 2000；2002；2004a）モデ

重要な観点である。Six et al.（2004b）は，湿潤及び乾燥地帯

ルで説明されてきた。このモデルでは，耕起等の土壌攪乱が
マクロ団粒（> 250 μm）のターンオーバー速度を速めることの耕起／不耕起栽培地からの GHGs 発生測定のデータセッ

によって，マクロ団粒内の新たなミクロ団粒（20–250 μm）

トを分析して，不耕起栽培が GHGs の発生に及ぼす影響はの形成が弱まり，ミクロ団粒内への有機物保持（有機物の物

10 年以上の時間スケールで見る必要性を指摘している。特理的な保護）が進まず，分解者や菌体外酵素のアクセスが可に，不耕起栽培地での N2O の発生ポテンシャルは 5 年間と能な有機物が分解（無機化）されると考えている。

10 年間でも緩和されず｛湿潤地で耕起栽培地との差分ポテ

土壌有機物の物理的保護と化学的保護を統合した研究が進y ）は，それぞれ 3.8 と 1.1｝，20 年たってようやく差分ポテンシャルが負になった（−4.2）。なお，

展している。ここでは，Plaza et al.（2013）の研究例を紹介

ンシャル（kg ha−1−1する。彼らの実験では，土壌有機物を保護のメカニズムの違

乾燥地での N2O 発生の差分ポテンシャルは，5 → 10 → 20 年

いによって 5 つの画分に分けている。すなわち，団粒外にあで，1.3 → 0.9 → 0.0 である。彼らが計算した 20 年間の累積

る①溶存態（dissolved organic matter（OM））と②遊離態（free

差分 GWP（g CO2e m−2）を見ると，湿潤地において土壌炭素の −1629.6（標準誤差，88）という大きな無機化抑制に対OM）， そ し て ③ マ ク ロ 団 粒 内（intra-macroaggregate OM），

，乾燥地では土壌炭素の −712.8
して N2O 発生は 502.7（370.6）（mineral-associated OM）である。溶存態と遊離態は保護され生の緩和には至らず，標準誤差も大きい。これは N2O 発生

は，それぞれ，分解者から弱くおよび強く物理的に保護され④ミクロ団粒内（intra-microaggregate OM），⑤鉱物会合態（11.5）に対して，N2O 発生は 510.5（581.4）であり，N2O 発ていない有機物である。マクロ団粒内とミクロ団粒内の画分のメカニズムの複雑さと関わる微生物の多様性に起因するこている有機物である。この弱い保護と強い保護の違いは，団とが考えられる。この点は後節で考察する。

粒のターンオーバー速度の違いであり，マクロ団粒の方が速く，耕起等で保護する有機物を損失しやすい。鉱物会合態は

3．土壌有機物の存在状態と微生物との関わり

化学的に微生物分解から保護されている有機物である。図 1

一般に，有機物の分解抵抗性，すなわち安定性は有機物

鉱物会合態が有機物全体の半分以上を占めている（不耕起区の分子構造と有機物の物理的及び化学的状態に依存する土壌で 55.7%，耕起区土壌で 54.4%）。次に多い順で見ると，に彼らのデータを図示化した。図 1（A）から明らかなように，

図 1 不耕起及びチーゼル耕起畑地土壌の有機物分画と各画分の炭素量（A）と C/N比（B）の比較。Plaza et al.（2013）のデータを図示化した。供試土壌は 25 年間の長期試験圃場（オオムギ栽培畑地：スペイン，トレド）から夏季に採取（2011 年）。
（A）土壌有機物を 5 画分（ ，溶存態； ，遊離態； ，マクロ団粒内； ，ミクロ団粒内； ，鉱物会合態）に分画して，バルク土壌あたりの量で表示。有機炭素の回収率は不耕起区で 97.5%，耕起区で 99.6%。
（B）不耕起区（ ）；耕起区（ ）。

太田・西澤

9

遊離態（20.0%，21.3%），マクロ団粒内（10.3%，9.8%），溶存態（8.3%，10.6%），ミクロ団粒内（5.7%，3.9%）となる。全体で見れば，不耕起区土壌は耕起区土壌よりも 1.16 倍多い
有機炭素を含み，その増分の 65% は鉱物会合態の有機物である。また，有機物の C/N 比は，溶存態 > 遊離態 > マクロ
団粒内 > ミクロ団粒内 > 鉱物会合態の順で低くなり，鉱物会
合態の C/N 比は微生物菌体の値とほぼ一致する（図 1（B））。
土壌有機物の NMR 分析等が展開し，鉱物会合態の有機物
は微生物由来であることが分かってきた（Golchin et al., 1994；
Kögel-Knabner et al., 2008；Plaza et al., 2013；Robertson et al.,2019）。Lünsdorf et al.（2000）に従えば，微生物が菌体外に代謝産物などを産生して鉱物粒子にアンカー（錨）をおろした状態になった結果，死滅後も菌体および代謝産物がトラッ
プされたままの状態にあると推察される。従来，土壌の難分
解性有機物は植物遺体が微生物分解を経て生じるポリフェ
ノールやキノン類が縮重合した腐植物質が主体であると考えられてきた。しかし，そのプロセスとは異なって，植物遺体の成分が微生物の異化と同化作用によって微生物菌体に変換され，鉱物会合態となって化学的に保護される有機物の方が主体であることは新たな知見である。この新しい有機物形成モデルの詳細については和穎（2016）や Robertson et al.（2019）
等を，また，土壌の炭素循環と気候変動の関係については，

図 2 微生物の窒素代謝と N2O 生成。Butterbach-Bahl et al.（2013），
Hallin et al.（2018），Hu et al.（2015），Wrage-Mönnig et al.（2018）
および Wu et al.（2020）総説または論文を基にして作図した。
Anammox，アナモックス菌；AOA，アンモニア酸化アーキア；
AOB，アンモニア酸化細菌；Denitrifiers，脱窒菌（細菌と糸状菌，
糸状菌は N2O → N2 を欠く）；CoD，共脱窒；DNRA，アンモニ
ア生成異化的硝酸還元；H-Nitrifier，従属栄養性硝化菌；NOB，亜硝酸酸化菌。硝化菌（AOA，AOB，NOB）による NO2− → NO
→ N2O の反応が硝化菌脱窒に相当する。太い矢印ほど関わる微生物の種類数が多い。

藤嶽（2020）を参照されたい。
アンモニア酸化アーキア（AOA）では，アンモニア酸化

4．土壌中での N2O の生成と消費のプロセスの中間体として，NH2OH とニトロキシル（HNO）を生じ，

地球上全体の N2O 発生のなかで，農地土壌から発生する

酸化還元酵素（putative nitroxyl oxidoreductase）などの触媒に59% まで増えることが推定されている（Hu et al., 2015）。従来，

N2O 生成には，その他に 3 つの経路が知られており，合計 5

割合は 1995 年で 51%，2005 年には 55% に増え，2030 年には

NH2OH の化学分解以外に，HNO が推定上のニトロキシル。AOA による
よって N2O を生成する（Stieglmeier et al., 2014）

N2O は硝化菌の硝化反応の副産物として生成する経路と脱つの経路がある（Wu et al., 2020）。

窒菌の脱窒反応の中間産物として生成する経路が主体として独立栄養微生物だけでなく，従属栄養性微生物も硝化反応考えられてきた。しかし，N2O をめぐる微生物代謝や化学を行うことが知られている（Odu and Adeoye, 1970；Kulinska

反応は複雑であり，関わる微生物の種類も多いことが分かっ

and Drozdowicz, 1983；Kester et al., 1997）。この従属栄養性硝てきた（Hayatsu et al., 2008）。図 2 には，N2O をめぐる窒素化反応は細菌よりも糸状菌に広く分布し，酸性土壌で起こる代謝の概要を Butterbach-Bahl et al.（2013），Hu et al.（2015），
Hallin et al.（2018）および Wu et al.（2020）を基にして図示化した。以下に，N2O の生成と消費に関わる経路を概観する。

硝化では糸状菌の役割は大きい（Lang and Jagnow, 1986；Strooet al., 1986；Wrage et al., 2001；Zhu et al., 2015）。

4.2．脱窒菌が関係する経路
脱窒反応は一連の素反応からなるプロセスである。各ス

4.1．硝化菌が関係する経路
従来，アンモニア酸化の中間体であるヒドロキシルアミン

テ ッ プ で 関 わ る 酵 素 を 記 し て 示 す と，NO3−―(Nar/（NH2OH）や反応産物の亜硝酸イオン（NO2−）は化学分解

Nap) → NO2−―(Nir) → NO―(Nor) → N2O―(Nos) → N2 である。

されて，副産物として N2O が生成すると考えられてきた。し亜硝酸還元酵素（Nir）には，銅含有タンパク質（NirK）とかし，硝化菌は脱窒反応も行うことが分かっており（Hooper,

シトクロム c および d をもつヘムタンパク質（NirS）の 2

1968），亜硝酸イオン（NO2−）を還元して N2O を生成し，ま群があり，この違いによって脱窒菌は大別される（Zumft,

N2O を生成する（ 硝化菌脱窒 ）（Wrage et al., 2001；Kool etal., 2011；Wrage-Mönnig et al., 2018）。このように，研究が進ない。したがって，最終ステップの N2O → N2 を触媒する一た亜硝酸酸化の産物である硝酸イオン（NO3 ）を還元して−むにつれて，菌の命名は必ずしも機能とは一致しなくなって

1997）。脱窒菌は必ずしも全ステップの遺伝子を保有してい酸化二窒素還元酵素の遺伝子（nosZ）を保有しない脱窒菌は
N2O が反応の最終産物になる。Graf et al.（2014）は，個々のいる。硝化菌脱窒は，酸素制限または酸素濃度が変化しやす

脱窒菌における nosZ と nirK/nirS の保有性を 18 門にわたる

く，NO2− 濃度が高い条件で起こり，温度や炭素量によって652 の微生物ゲノムについて解析した。その結果，nirK を持影響を受けやすい（Wrage-Mönnig et al., 2018）。

つゲノム（n = 458）では，その 70% が nosZ を保有しないの

10

土壌微生物と気候変動に対して，nirS を持つタイプ（n = 110）では nosZ を保有した不耕起栽培の畑地では，糸状菌バイオマスの増加によるないのものの割合は低かった（20%）。したがって，環境条

N2O 生成活性の上昇が推察される（Zhaorigetu et al., 2008）。

件にも依存するが，nirK タイプに比べて，nirS タイプの方が硝化菌脱窒は同一の微生物で起こる反応であるが，土壌のN2 まで完全に還元する脱窒系を持ち（ 完全還元型 ），N2O

ような微生物生態系では微生物間で硝化と脱窒が共役する関を生成しにくいものが多いと考えられる。このことを支持す係もある（Abbasi and Adams, 2000；Wrage et al., 2001）。すな

る例としては，コムギ圃場（ローザムステッド，ブロード

わち，硝化菌が生産する NO2− や NO3− を近接する脱窒菌がボーク）では，土壌の N2O 生成活性と nirK コピー数とは正の相関があり，nirS とは相関がなかったという報告がある（Clark et al., 2012）。なお，一酸化窒素還元酵素遺伝子（nor）

直ちに利用する関係で，硝化菌の酸素消費による微小部位の嫌気化で脱窒がより好適になる相互関係と見ることもできる。

ではわずか 3.6% であった。
nosZ には 2 つのクレード（clade I, II）があり，clade II は

4.3．ア ン モ ニ ア 生 成 型 異 化 的 硝 酸 還 元（Dissimilatory
Nitrate Reduction to Ammonia, DNRA または Respiratoryammonification）

土壌中に広く分布する（Sanford et al., 2012；Jones et al., 2013；

DNRA は NO3− を電子受容体とした異化反応で，脱窒とはについても，nirK タイプでは 35% が保有せず，nirS タイプ

Orellana et al., 2014；Hallin et al., 2018）。Graf et al.（2014）のデー

異なって NH4+ が産物なので，気体として土壌系外への窒素

タでは，nosZ を保有するゲノム（n = 300）のなかで clade Iの 放 出 は 起 こ ら な い。 反 応 経 路（ か っ こ 内 は 酵 素 ） は，を 持 つ タ イ プ は 62%，clade II の タ イ プ は 38% で あ っ た。

NO3−―(Nar/Nap) → NO2−―(Nrf) → NH4+ である（Hu et al.,clade I タイプでは，84% が nor と nir の遺伝子の両方を持つ
完全還元型であるのに対して，clade II タイプでは完全還元
型は 35% であった（表 3）。このような nosZ 保有菌の脱窒遺伝子構成から見ると，clade I タイプは完全還元型脱窒菌に，
clade II タイプは 非脱窒性 N2O 還元菌（non-denitrifying N2O2015）。有機物含量が高い湿潤地土壌で DNRA 活性が検出されている（Rütting et al., 2011）。また，根圏で DNRA による
N2O 生成の寄与が高くなるモデル（Baggs, 2011）がある一方で，砂質土壌での寄与率は無視できるという報告もある（Kool etal., 2011）。Sanford et al.（2012）は細菌及びアーキアのゲノム

reducers） に分類される（Hallin et al., 2018）。nosZ の clade I

内での nosZ 遺伝子の分布を解析し（n = 136），clade I nosZ をと clade II のタイプの細菌の増殖実験では，N2O に対する親保有するゲノム（n = 77）と対照的に，clade II nosZ を保有

イプの方が小さく（Yoon et al., 2016），環境中の N2O 濃度が鍵酵素遺伝子（nrfA）を保有することを報告している。し和定数（whole-cell half-saturation constants, Kss）は clade II タ

低い場合，clade I タイプよりも N2O の利用性で優位になることが推察される。

細菌だけでなく糸状菌も脱窒反応を行う（ 糸状菌脱窒 ）（Shoun et al., 1992；鮫島，2014；Maeda et al., 2015）。これまで知られている限りでは，脱窒性糸状菌は nosZ を欠き，主要な代謝産物は N2O である（Shoun et al., 1992；Philippot et al.,2011；Graf et al., 2014）。土壌からの N2O 生成での糸状菌の寄与率は 17% から 89% になると推定され（Laughlin and Stevens,
2002；McLain and Martens, 2006；Zhong et al., 2018），乾燥地

土壌での N2O 生成では糸状菌脱窒の役割が大きい（Marusenko
et al., 2013）。また，畑地の糸状菌バイオマスと土壌の N2O 生

成活性との間には正の相関があり，カバークロップを施用しするゲノム（n = 55）の約 30% は nirK/S を欠き，DNRA のかし，DNRA 菌である Photobacterium profundum や Shewanella
loihica は clade I nosZ を持っており（Yoon et al., 2015），clade
II nosZ + nrfA という遺伝子構成に合わない菌種もある。

4.4．アナモックス（anaerobic ammonium oxidation, anammox）
アナモックスは，3 つのステップ（亜硝酸還元，ヒドラジ
ン合成，ヒドラジン酸化）で構成される反応で，最終産物
は N2 である。この反応に関わる酵素は，Nir（NO2− → NO），
ヒドラジン合成酵素（NO+ NH4+ → N2H4），ヒドラジン脱水酵素（N2H4 → N2）である（Kartal et al., 2011）。最初の反応で生じる NO が，共存する硝化菌，脱窒菌，あるいは DNRA
細菌によって利用（還元）され，N2O が生じる。乾燥地の土壌クラストでは，従属栄養性の脱窒に比べると，アナモッ
表 3 nosZ 遺伝子を保有するゲノムの脱窒遺伝子構成 *
タイプ

完全還元型
非脱窒 N2O
還元型

Clade I nosZ
（n = 187）+

Clade II nosZ
（n = 113）+

nor

nir

%

nor

nir

%

+
+
+
−
−
−

K
S
−
K
S
−

51
32
6
1
0
10

+
+
+
−
−
−

K
S
−
K
S
−

18
17
22
12
1
30

* Graf et al.（2014）のデータ（n = 300）を基に作成した。+，保有 す る；−， 保 有 し な い；K，nirK；S，nirS。nor，nir，nosZ のすべて保有するものを完全還元型，一つでも欠くものを非脱窒
N2O 還元型とした。

クス菌の N2O 生成は非常に低いと報告されている（Abed etal., 2013）。土壌中でのアナモックス菌の分布については，
Zhu et al.（2011）や Qin et al.（2020）を参照されたい。

4.5．共脱窒（co-denitrification）
共脱窒は，1 分子の NO と共基質（R-NH2）由来の N 原子が結合して hybrid-N20 または hybrid-N2 を生成する反応であり，脱窒性糸状菌 Fusarium oxysporum で報告された（Tanimoto
et al., 1992；Su et al., 2004；鮫島，2014）。共基質はアザイド，
NH2OH，アミン系有機態窒素などであり，反応の詳細はSpott et al.（2011）を参照されたい。放牧地土壌では，家畜尿負荷した場合，発生する N2 の 95% は共脱窒由来であること，発生する極少量の N2O は通常の脱窒由来であることが

11

太田・西澤

報告されている（Selbie et al., 2015）。Rex et al.（2019）は，放を参照されたい。

牧地土壌を用いた室内実験で，ウシの尿排泄を模して予め尿素を加えた土壌に 15N ラベルの共基質（グリシン，フェニルアラニン，NH2OH）を加え，細菌および糸状菌の阻害剤を用いて，N2O の生成を調べた。その結果では，両アミノ酸

5．土壌の環境条件と N2O 生成
土壌での N2O 生成に影響する主な非生物因子として，土からの N2O 生成は糸状菌阻害剤で 40% 低下するのに対して，

壌の酸素濃度，水分含量，pH，温度，NO2− 濃度，有機炭素量，る割合が高いことが示唆されている。なお，彼らの実験では，度がある（Hu et al., 2015）。土壌中の酸素濃度と水分含量は

NH2OH を共基質とした場合，hybrid-N2O 生成は両アミノ酸負の相関があるので，両者は相互に関係する（フェンチェル

るだけでなく，滅菌土壌でも発生した（生土壌での発生量のセスは複雑である。Hu et al.（2015）は，従属栄養性脱窒，

細菌阻害剤では 14% の低下であり，糸状菌が共脱窒に関わの場合よりも 2 オーダー高く，両阻害剤である程度抑えられ

無機微量栄養素，窒素と炭素の利用性，凍結-融解，H2S 濃ら，2015）。前節で述べたように，土壌中での N2O 生成プロ

約 28% に相当）。これは，土壌中で生成される NH2OH は非アンモニア酸化，そして硝化菌脱窒に着目して，それらの反生物的な化学分解で N2O に変換されることを示している。

応と酸素濃度および pH との関係を模式化している（図 3）。

この化学反応については次項で概説する。

図 3 に示すように，酸素濃度との関係では，酸素が制限され4.6．NH2OH の化学分解
非生物的な N2O 生成として，硝化反応の中間体である

イルは硝化菌脱窒で，微好気条件でピークを示す。Zhu etal.（2013）のデータでは，施肥した粘土質壌土の場合，0.5（Zhu-Barker et al., 2015）。 こ こ で は， 前 者 の 研 究 例 と し てめる割合は，硝化菌脱窒が 34 〜 66%，従属栄養性脱窒が 34

ると，N2O 生成量は増加する。特徴的な N2O 発生プロファ

NH2OH の化学分解と化学脱窒（chemodenitrification）がある〜 3%O2 の条件で，全体の N2O 生成のなかでの各反応が占Heil et al.（2015）の結果を紹介する。彼らは，森林，草地お〜 50%，アンモニア酸化が 0 〜 18% であった。酸素濃度がよび畑地からの土壌を用いて，室内実験で NH2OH を添加した土壌からの N2O 発生を調べている。まず，土壌の違いに高い条件では，アンモニア酸化による N2O 生成が主体となり，反応中間体の NH2OH 由来の N2O 生成が大きいと推察

よって N2O 発生は大きく異なり，森林土壌で低いのと対照される。一方，酸素がない条件では，アンモニア酸化の基質時間）は 44%，畑地土壌ではさらに高く，変換速度は 56%

ため，硝化菌脱窒も起こらないと言える。従属栄養性脱窒に的に，草地土壌では高く，NH2OH → N2O への変換速度（6としての酸素が得られず，NH3 → NO2− の反応が起こらないであった。また，非生物的な反応であることは，畑地土壌でよる N2O 生成は，酸素濃度の上昇とともに低下する。これは，は，オートクレーブ処理しても N2O 発生は 50% までしか低脱窒系酵素の酸素への感受性，特に nosZ の発現が酸素によっ

下せず，クロロホルム燻蒸によっても 20% 程度しか下がらて抑制されることで説明されている（Hu et al., 2015）。酸素

なかったことからも支持された。この NH2OH の化学分解にを含めた環境因子が脱窒系の遺伝子発現に及ぼすメカニズムよる N2O 生成は土壌の pH と正の相関があり，低 pH ほど発については，Gaimster et al.（2018）を参照されたい。

以下ではプロトン化（NH3OH+）されて安定になる割合が高する（図 3）。この説明としては，NH3，NO2−，NO の還元がpH < 7 の条件で高まり，また nosZ の発現が低 pH で抑制さ

分解は土壌の C/N 比と負の相関を示し，Mn 含量とは正の相れて，N2O → N2 の還元がダウンすることである（Richardson
et al., 2009；Bergaust et al., 2010）。酸性土壌でのアンモニア酸

生速度が低い。これは NH2OH の pKa は 5.95 であり，この pHくなるためと考えられている。その他にも，NH2OH の化学関が見られている。

土壌 pH の影響については，低 pH ほど N2O 生成は上昇化の主な担い手はアーキア（AOA）であることがわかって4.7．化学脱窒（chemodenitrification）
鉄酸化（Fe(II) → Fe(III)）と NO2− 還元（→ N2O）が共役する化学反応である（Kampschreur et al., 2011；Zhu-Barker etal., 2015）。デンマークの沿岸域海底堆積物を用いた室内実験

きた（Zhang et al., 2012）。また，酸性土壌から分離された
AOA では N2O 生成活性が検出されているので（Jung et al.,では，FeCl2 と Na NO2− を添加した堆積物からの N2O 生成の

15 〜 25% は化学脱窒で，残りは微生物作用であると測定された（Otte et al., 2019）。嫌気環境という点で海底堆積物と類似する水田土壌を用いたミクロコズム実験（Wang et al.,2020）では，脱窒，DNRA と化学脱窒が並行して起こり，
Fe(II)，NO2−，NO3−，有機炭素の濃度に依存して，全体のN2O 生成活性のなかでの化学脱窒の割合は 6.8% から 67.6%まで変化した。脱窒系だけでなく，鉄の酸化還元サイクルにも微生物が関わるので，化学脱窒と微生物による脱窒は相互に関係する。嫌気環境において鉄サイクルと共役する窒素代謝のモデルについては Wankel et al.（2017）や Otte et al.（2019）

図 3 土壌からの N2O 発生の酸素濃度と pH への依存性の模式
図（Hu et al.（2015）より一部改変）。全体の N2O 発生（）；
従属栄養性脱窒（）；硝化菌脱窒（）；アンモニア酸化（）。Hu et al.（2015）は 23 の文献データをもとに作成している。引用元のデータの詳細については，Hu et al.（2015）を参照されたい。

12

土壌微生物と気候変動

2014），酸性土壌でのアンモニア酸化に起因する N2O 生成はAOA の寄与が大きいと考えられる。土壌 pH の低下にともなう硝化菌脱窒由来の N2O 生成が下がるメカニズムはまだ十分にはわかっていない（Hu et al., 2015）。しかし，一因として，Wrage et al.（2001）のギブス自由エネルギーの計算によれば，アンモニア酸化（NH4+/NH3 → NO2−）と硝化脱窒（NH4+/NH3 → N2O）の値は，pH 7 → pH 4 の変化で低下する。
したがって，これが，低 pH 条件での硝化菌脱窒への負の影

響になる熱力学的な理由と考えられる。なお，pH 7 → pH 4の変化で亜硝酸酸化（NO2− → NO3−）のギブス自由エネル

ギーに変化はなく，脱窒（NO3− → N2O）の方は上昇する。

図 2 を概観すれば，NO2− → NO → N2O の反応に関わる微生物の種類が最も多い。環境中の NO2− 濃度と反応に関わる微生物との関係について，Wrage-Mönnig et al.（2018）は図 4のようなモデルを提示している。そのモデルでは，反応に関その結果，12 日間の平均値で寄与率の高い順から見ると，
N2Oorg（54%）> N2Oden（20%）> N2Ocod（18%）> N2Onit（9%）となった。供試土壌の性状は，有機炭素 6.6%，pH 6.2，土壌の保温実験は，水分含量 0.51 g g−1，20°C の暗条件である。
この条件では従属栄養性のプロセス（N2Oorg，N2Ocod）の役

割が大きいと推察されるが，水分条件（酸素利用性）等によっても変化すると考えられる。

6．土壌からの N2O 発生のコントロールに向けて
図 2 に示した窒素代謝経路のなかで，N2O を消費する経路（N2O → N2）は一つだけである。したがって，土壌をN2O の吸収源にするためには，この NO 還元反応を高める技術の開発が期待される（Chapuis-Lardy et al., 2007）。実際に，土壌の N2O 吸収能は，主に clade II nosZ を持つグループ

わる微生物グループが窒素基質（有機態，NH4+/NH3，NO3−）の存在量に依存することが報告されている（Jones et al., 2014；と NO2− 濃度の違いで分かれる。例えば，NO2− 濃度の上昇とXu et al., 2020）。また，畑地の栽培管理と土壌の nosZ の量とともに，独立栄養性硝化菌→アンモニア酸化アーキア（AOA）

コミュニティーの関係を調べた研究（Domeignoz-Horta et al.,

→硝化菌脱窒／アナモックス菌の順に担い手が代わる。なお，

2015）では，clade I よりも clade II nosZ コミュニティーの方

AOA は低 NH4+ 濃度条件（Hink et al., 2017）や酸性条件（Zhang
et al., 2012；Jung et al., 2014）で優勢となるが，NO2− も利用が環境変化に敏感であると報告されており，clade II nosZ グ
ループの生態特性を明らかにすることで，土壌の N2O 吸収する（図 2）。有機態窒素の場合は，従属栄養性硝化と共脱能を強化する技術の開発が期待される。直接的な技術とし窒は NO2− 濃度の違いでニッチェが分かれる。なお，従属栄て，clade II nosZ グ ル ー プ を 土 壌 に 接 種 す る 方 法 が あ る。

養性脱窒は低 C/N 比条件（電子供与体制限の増殖条件）で，Domeignoz-Horta et al.（2016）は，アイルランド，スウェーDNRA は高 C/N 比条件（電子受容体制限の増殖条件）で起こり，DNRA は pH > 7 で好適になる（Yoon et al., 2015）。

デン，イングランドの農業試験地から採取した土壌（11 種）

次に，N2O 生成経路の特定に関して， N トレーサーを15用いた実験の結果を紹介する。Müller et al.（2014）は草地を用いたミクロコズム実験で，clade II nosZ を持つ Dyadobacter
fermentans NS114T（Flavobacteriales 目，Cytophagaceae 科 ） を土壌に接種した場合の N2O 発生を調べている。接種量は土壌を用いた 12 日間の室内実験で，発生する N2O の経路

106 cells g−1 乾土と 108 cells g−1 乾土であり，KNO3 を添加し，態 窒 素 の 酸 化 と 共 役 し た NO2 還 元（N2Oorg）， 共 脱 窒

その結果，供試土壌の 1/3 以上で N2O 発生の抑制が起こり，を硝化菌脱窒（N2Onit），従属栄養性脱窒（N2Oden），有機−（N2O cod）に分けたモデルで各経路の寄与率を推定した。

WHC（water holding capacity）を 80% に保持して測定した。

最大で 189% 減少した。土壌による効果の違いは，さらに探究することが必要であろう。

今後の気候変動に対する土壌の応答を把握する指標として，clade II nosZ の量とコミュニティー組成が考えられる。
Xu et al.（2020）は，温室実験で，気温 +3 〜 5°C の昇温と乾燥（降雨の遮断）の条件を組み合わせて，
239 日間維持し（模擬気候変動下），その後に温室から室外にもどして 96 日間（模擬ポスト気候変動下）維持した実験を行っている。供試
土壌には堆肥と尿素を添加した区（施肥区）も設けた。その結果では，模擬気候変動下では，in situ N2O 発生は施肥区土壌では減少したが，非施肥区土壌では上昇した。特徴的なことは，施肥区でも非施肥区においても，模擬気候変動下でclade II nosZ の量が増加した点である。in situ N2O 発生と微生物コミュティーの関係を解析すると，尿素区では，AOBと nirK 脱窒菌による N2O 生成と clade II nosZ 菌による N2O

消費のバランスが考えられた。一方，堆肥区では，AOA とnirS 脱窒菌と clade II nosZ 菌とのバランスであり，非施肥区
では，N2O 生成の主体は AOA と nirK を持つ脱窒性糸状菌に

図 4 窒素基質の違いと NO2− 濃度で分類した N2O 生成代謝
（Wrage-Mönnig et al.（2018）より）。説明は本文を参照。

特定された。nosZ を含めた脱窒遺伝子の構成と微生物の系

統群と生態との関係については，Graf et al.（2014）や Hallin

太田・西澤

et al.（2018）を参照されたい。

7．終わりに
気候変動の緩和に向けて，土壌での GHGs の発生メカニ
ズムの解明を踏まえた技術開発が期待されている。土壌の炭素隔離能の向上では，土壌有機物の生成メカニズムに新たな知見（鉱物会合態有機物）が加わり，並行して展開している
不耕起栽培の科学的根拠が明確になってきた。さらに，畑地ではカバークロップと不耕起栽培の併用によりさらに土壌炭素を維持する農法が展開している（例えば，Yagioka et al.,2015；Hashimi et al., 2020）。一方，N2O 生成に関しては，微

生物学的な知見が急速に得られてきたが，その全貌はまだ見えていない。そして，clade II nosZ 菌に着目した技術開発も始まったばかりである。本学会が，土壌中での窒素代謝をさらに解明し，気候変動の緩和に貢献する中心の一つになることが期待される。

要旨

9 カ国 33 名の微生物学者によって合意声明の論文「人類への注意喚起：微生物と気候変動」が発表された（2019 年 6月）。本総説は，その合意声明を受けて，土壌からの温室効
果ガス発生の概要，土壌有機物の存在状態と微生物との関わり，土壌中での一酸化二窒素（N2O）の生成と消費のプロセス，土壌の環境条件と N2O 生成の関係，そして土壌からのN2O 発生の制御に向けて，最近の知見を整理した。土壌炭素の隔離は，微生物の有機物分解に対する物理的保護（土壌団粒内）と化学的保護（土壌鉱物との会合）からなり，鉱物

会合態の有機物は微生物菌体起源であることがわかってき
た。N2O 生成は，その主体を硝化菌と脱窒菌に二分する見方から，硝化菌脱窒や糸状菌脱窒に代表される微生物の多様な代謝や化学脱窒等の化学反応を総合的に捉える方向にシフトしている。特に，遺伝子解析の進展は著しく，N2O 還元
酵素遺伝子（nosZ）には 2 つの clade（I, II）があり，土壌中の clade II nosZ の存在量と N2O 吸収能には正の相関があることがわかってきた。今後は，clade II nosZ 菌に着目した N2O
発生緩和の技術開発が期待される。

引用文献
1） Abbasi MK, Adams WA (2000) Gaseous N emission during
simultaneous nitrification and denitrification associated withmineral N fertilization to a grassland soil under field conditions. Soil Biol. Biochem., 32, 1251–1259
2） Abed RMM, Lam P, de Beer D, Stief P (2013) High rates ofdenitrification and nitrous oxide emission in arid biologicalsoil crusts from the Sultanate of Oman. ISME J., 7, 1862–1875
3） Arrhenius S (1896) On the influence of carbonic acid in the air
upon the temperature of the ground. Lond. Edinb. Dubl. Phil.
Mag., 41, 237–276
4） Baggs EM (2011) Soil microbial sources of nitrous oxide: recent
advances in knowledge, emerging challenges and future direc-

13

tion. Curr. Opin. Environ. Sustain., 3, 321–327
5） Bergaust L, Mao Y, Bakken LR, Frostegård A (2010) Denitrification response patterns during the transition to anoxic respiration and posttranscriptional effects of suboptimal pH on
nitrous oxide reductase in Paracoccus denitrificans. Appl. Environ.
Microbiol., 76, 6387–6396
6） Butterbach-Bahl K, Baggs EM, Dannenmann M, Kiese R,
Zechmeister‐Boltenstern S (2013) Nitrous oxide emissions
from soils: how well do we understand the processes and theircontrols? Philos. Trans. R. Soc. Lond. Ser. B-Biol. Sci., 368,
20130122
7） Cavicchioli R, Ripple WJ, Timmis KN, Azam F, Bakken LR,
Baylis M, et al. (2019) Scientists’ warning to humanity: microorganisms and climate change. Nat. Rev. Microbiol., 17, 569–586
8） Chapuis-Lardy L, Wrage N, Metay A, Chotte JL, Bernoux M(2007) Soils, a sink for N2O? A review. Glob. Change Biol., 13,
1–179） Clark IM, Buchkina N, Jhurreea D, Goulding KWT, Hirsch PR(2012) Impacts of nitrogen application rates on the activity anddiversity of denitrifying bacteria in the Broadbalk Wheat
Experiment. Philos. Trans. R. Soc. Lond. Ser. B-Biol. Sci., 367,
1235–1244
10） Conn HJ (1914) Culture media for use in the plate method ofcounting soil bacteria. N. Y. Agr. Exp. Sta. Tech. Bul., 38
11） Conn HJ (1948) The most abundant groups of bacteria in soil.
Bacteriol. Rev., 12, 257–273
12） Davidson EA, Janssens IA (2006) Temperature sensitivity ofsoil carbon decomposition and feedbacks to climate change.
Nature, 440, 165–173
13） Domeignoz-Horta LA, Putz M, Spor A, Bru D, Breuil MC,
Hallin S, Philippot L (2016) Non-denitrifying nitrous oxidereducing bacteria—An effective N2O sink in soil. Soil Biol.
Biochem., 103, 376–379
14） Domeignoz-Horta LA, Spor A, Bru D, Breuil M-C, Bizouard F,
Léonard J, Philippot L (2015) The diversity of the N2O reducers
matters for the N2O:N2 denitrification end-product ratio acrossan annual and a perennial cropping system. Front. Microbiol.,6, Article 971
15） フェンチェル T・キング GM・ブラックバーン TH（2015）微生物の地球化学―元素循環をめぐる微生物学，
第 3 版，太田寛行・難波謙二・諏訪裕一・片山葉子 訳，
248 p，東海大学出版部，平塚
16） 藤嶽暢英（2020）土壌の炭素循環と気候変動，土と微生物，
74, 54–59
17） Gaimster H, Alston M, Richardson DJ, Gates AJ, Rowley G(2018) Transcriptional and environmental control of bacterial
denitrification and N2O emissions. FEMS Microbiol. Lett., 365,
fnx27718） Golchin A, Oades JM, Skjemstad JO, Clarke P (1994) Soil
structure and carbon cycling. Aust. J. Soil Res., 32, 1043–106819） Graf DRH, Jones CM, Hallin S (2014) Intergenomic comparisons highlight modularity of the denitrification pathway andunderpin the importance of community structure for N2Oemissions. PloS One, 9, e114118
20） Hallin S, Philippot L, Löffler FE, Sanford RA, Jones CM (2018)
Genomics and ecology of novel N2O-reducing microorganisms. Trends Microbiol., 26, 43–55
21） Hashimi R, Kaneda S, Kaneko N, Ohta H, Komatsuzaki M(2020) Aggregate distribution and substrate-induced respiration under different tillage and mulching management systems

14

土壌微生物と気候変動

in organic farming. Soil Sci. Plant Nutr., doi.org/10.1080/00380
768.2020.1824534
22） Hayatsu M, Tago K, Saito M (2008) Various players in thenitrogen cycle: Diversity and functions of the microorganisms
involved in nitrification and denitrification. Soil Sci. Plant
Nutr., 54, 33–45
23） Heil J, Liu S, Vereecken H, Brüggemann N (2015) Abiotic nitrous oxide production from hydroxylamine in soils and theirdependence on soil properties. Soil Biol. Biochem., 84, 107–115
24） Hink L, Nicol GW, Prosser JI (2017) Archaea produce lower
yields of N2O than bacteria during aerobic ammonia oxidation
in soil. Environ. Microbiol., 19, 4829–4837
25） Hooper AB (1968) A nitrite-reducing enzyme from Nitrosomonas europaea, Preliminary characterization with hydroxylamine as electron donor. Biochim. Biophys. Acta-Bioenerg.,
162, 49–65
26） Hu H‐W, Chen D, He J‐Z (2015) Microbial regulation of terrestrial nitrous oxide formation: Understanding the biologicalpathways for prediction of emission rates. FEMS Microbiol.
Rev., 39, 729–749
27） Jones CM, Graf DRH, Bru D, Philippot L, Hallin S (2013) The
unaccounted yet abundant nitrous oxide-reducing microbialcommunity: a potential nitrous oxide sink. ISME J., 7, 417–426
28） Jones CM, Spor A, Brennan FP, Breuil M-C, Bru D, Lemanceau
P, Griffiths B, Hallin S, Philippot L (2014) Recently identified
microbial guild mediates soil N2O sink capacity. Nat. Clim.
Change, 4, 801–805
29） Jung MY, Well R, Min D, Giesemann A, Park S-J, Kim J-G,
Kim S-J, Rhee S-K (2014) Isotopic signatures of N2O producedby ammonia-oxidizing archaea from soils. ISME J., 8, 1115–112530） Kampschreur MJ, Kleerebezem R, de Vet WWJM, van Loosdrecht
MCM (2011) Reduced iron induced nitric oxide and nitrous
oxide emission. Water Res., 45, 5945–5952
31） Kartal B, Maalcke WJ, de Almeida NM, Cirpus I, Gloerich J,
Geerts W, et al. (2011) Molecular mechanism of anaerobic
ammonium oxidation. Nature, 479, 127–13032） Kester RA, De Boer W, Laanbroek HJ (1997) Production of NO
and N2O by pure cultures of nitrifying and denitrifying bacteria
during changes in aeration. Appl. Environ. Microbiol., 63, 3872–
387733） Kögel-Knabner I, Guggenberger G, Kleber M, Kandeler E,
Kalbitz K, Scheu S, Eusterhues K, Leinweber P (2008) Organomineral associations in temperate soils: Integrating biology,
mineralogy, and organic matter chemistry. J. Plant Nutr. Soil
Sci., 171, 61–82
34） Kool DM, Dolfing J, Wrage N, van Groenigen JW (2011) Nitrifier
denitrification as a distinct and significant source of nitrous
oxide from soil. Soil Biol. Biochem., 43, 174–17835） Kulinska D, Drozdowicz A (1983) Heterotrophic nitrification
by fungi isolated from cerrado soils in Brazil. Zentralbl. Mikrobiol.,
138, 187–193
36） Lang E, Jagnow G (1986) Fungi of a forest soil nitrifying at low
pH values. FEMS Microbiol. Ecol., 28, 257–265
37） Laughlin RJ, Stevens RJ (2002) Evidence for fungal dominanceof denitrification and codenitrification in a grassland soil. Soil
Sci. Soc. Am. J., 66, 1540–1548
38） Lünsdorf H, Erb RW, Abraham W-R, Timmis KN (2000) ‘Clayhutches’: a novel interaction between bacteria and clay minerals.
Environ. Microbiol., 2, 161–168
39） Maeda K, Spor A, Edel-Hermann V, Heraud C, Breuil M-C,

Bizouard F, et al. (2015) N2O production, a widespread trait infungi. Sci. Rep., 5, 9697
40） Marusenko Y, Huber DP, Hall SJ (2013) Fungi mediate nitrous
oxide production but not ammonia oxidation in aridland soilsof the southwestern US. Soil Biol. Biochem., 63, 24–36
41） McLain JET, Martens DA (2006). N2O production by heterotrophic N transformations in a semiarid soil. Appl. Soil Ecol.,32, 253–263
42） Müller C, Laughlin RJ, Spott O, Rütting T (2014) Quantification of N2O emission pathways via a 15N tracing model. Soil
Biol. Biochem., 72, 44–54
43） Odu CTI, Adeoye KB (1970) Heterotrophic nitrification insoils—a preliminary investigation. Soil Biol. Biochem., 2, 41–4544） Oertel G, Matschullat J, Zurba K, Zimmermann F, Erasmi S(2016) Greenhouse gas emissions from soils—A review. Chem.
Erde-Geochem., 76, 327–35245） 太田寛行（2003）土を住家とする細菌の探究―H. J. Connによるアルスロバクターの生態研究とその展開を考える―，In 新・土の微生物（10）：研究の歩みと展望，日本土壌微生物学会編，pp. 36–56，博友社，東京
46） Orellana LH, Rodriguez-R LM, Higgins S, Chee-Sanford JC,
Sanford RA, Ritalahti KM, Löff ler FE, Konstantinidis KT(2014) Detecting nitrous oxide reductase (nosZ) genes in soil
metagenomes: method development and implications for thenitrogen cycle. mBio, 5, e01193-14
47） Otte JM, Blackwell1 N, Ruser R, Kappler A, Kleindienst S,
Schmidt C (2019) N2O formation by nitrite-induced (chemo)
denitrification in coastal marine sediment. Sci. Rep., 9, 10691
48） Philippot L, Andert J, Jones CM, Bru D, Hallin S (2011) Importance of denitrifiers lacking the genes encoding the nitrous oxide
reductase for N2O emissions from soil. Glob. Change Biol., 17,1497–1504
49） Plaza C, Courtier-Murias D, Fernández JM, Polo A, Simpson AJ(2013) Physical, chemical, and biochemical mechanisms of soilorganic matter stabilization under conservation tillage systems:
A central role for microbes and microbial by-products in C
sequestration. Soil Biol. Biochem., 57, 124–13450） Qin H, Huan Deng H, Cheng Han C, Wenhui Zhong W (2020)
Anammox bacterial abundance and biodiversity in greenhousevegetable soil are influenced by high nitrate content. Pedosphere,30, 343–351
51） Rex D, Clough TJ, Richards KG, Condron LM, de Klein CAM,
Morales SE, Lanigan GJ (2019) Impact of nitrogen compounds
on fungal and bacterial contributions to codenitrification in a
pasture soil. Sci. Rep., 9, 13371
52） Richardson D, Felgate H, Watmough N, Thomson A, Baggs E(2009) Mitigating release of the potent greenhouse gas N2O
from the nitrogen cycle—could enzymic regulation hold the
key? Trends Biotechnol., 27, 388–397
53） Robertson AD, Paustian K, Ogle S, Wallenstein MD, Lugato E,
Cotrufo MF (2019) Unifying soil organic matter formation andpersistence frameworks: the MEMS model. Biogeosciences, 16,
1225–1248
54） Robertson GP, Paul EA, Harwood RR (2000) Greenhouse gases
in intensive agriculture: contributions of individual gases tothe radiative forcing of the atmosphere. Science, 289, 1922–1925
55） Rütting T, Boeckx P, Müller C, Klemedtsson L (2011) Assessmentof the importance of dissimilatory nitrate reduction to ammonium for the terrestrial nitrogen cycle. Biogeosciences, 8, 1779–1791
56） 鮫島（齋藤）玲子（2014）最近の脱窒糸状菌研究の動向

太田・西澤
と今後の展望，土と微生物，68, 15–20
57） Sanford RA, Wagner DD, Wu Q, Chee-Sanford JC, Thomas
SH, Cruz-García, et al. (2012) Unexpected nondenitrifier nitrous
oxide reductase gene diversity and abundance in soils. Proc.
Natl. Acad. Sci. U. S. A., 109, 19709–19714
58） Schmidt MWI, Torn, MS, Abiven S, Dittmar T, Guggenberger
G, Janssens IA, et al. (2011) Persistence of soil organic matteras an ecosystem property. Nature, 478, 49–56
59） Selbie DR, Lanigan GJ, Laughlin RJ, Di HJ, Moir JL, CameronKC, et al. (2015) Confirmation of co-denitrification in grazed
grassland. Sci. Rep., 5, 17361
60） Shoun H, Kim D-H, Uchiyama H, Sugiyama J (1992) Denitrification by fungi. FEMS Microbiol. Lett., 94, 277–282
61） Six J, Elliott ET, Paustian K (2000) Soil macroaggregate
turnover and microaggregate formation: a mechanism for C
sequestration under no-tillage agriculture. Soil Biol. Biochem.,
32, 2009–2013
62） Six J, Conant RT, Paul EA, Paustian K (2002) Stabilization
mechanisms of soil organic matter: Implications for C-saturationof soils. Plant Soil, 241, 155–176
63） Six J, Bossuyrt H, Degryze S, Denef K (2004a) A history of
research on the link between (micro)aggregates, soil biota, andsoil organic matter dynamics. Soil Tillage Res., 79, 7–31
64） Six J, Ogle SM, Breidt FJ, Conant RT, Moster AR, Paustian K(2004b) The potential to mitigate global warming with no‐tillage
management is only realized when practised in the long term.
Glob. Change Biol., 10, 155–160
65） Spott O, Russow R, Stange CF (2011) Formation of hybrid N2O
and hybrid N2 due to codenitrification: First review of a barely
considered process of microbially mediated N-nitrosation. Soil
Biol Biochem., 43, 1995–2011
66） Stieglmeier M, Mooshammer M, Kitzler B, Wanek W, ZechmeisterBoltenstern S, Richter A, Schleper C (2014) Aerobic nitrous
oxide production through N-nitrosating hybrid formation inammonia-oxidizing archaea. ISME J., 8, 1135–1146
67） Stroo HF, Klein TM, Alexander M (1986) Heterotrophic nitrification in an acid forest soil and by an acid-tolerant fungus.
Appl. Environ. Microbiol., 52, 1107–1111
68） Su F, Takaya N, Sheun H (2004) Nitrous oxide-forming codenitrificatien catalyzed by cytochrome P450nor. Biosci. Biotechnol.
Biochem., 68, 473–447
69） Tanimoto T, Hatano K, Kim DH, Uchiyama H, Shoun H (1992)
Co-denitrification by the denitrifying system of the fungus
Fusarium oxysporum. FEMS Microbiol. Lett., 93, 177–180
70） Third Assessment Report: Climate Change 2001 (2001)（日本語
訳：第 1 作業部会報告：科学的根拠（The Scientific Basis）（政
策決定者向け要約），https://archive.ipcc.ch/pdf/reports-nonUNtranslations/japanese/tar-wg1-spm.PDF）
71） Tisdall JM, Oades JM (1982) Organic-matter and water-stable
aggregates in soils. J. Soil Sci., 33, 141–163
72） 和穎朗太（2016）陸域最大の炭素・窒素プールを制御する土壌微生物と土壌団粒構造，土と微生物，70, 3–973） Wang M, Hu R, Ruser R, Schmidt C, Kappler A (2020) Role ofchemodenitrification for N2O emissions from nitrate reduction
in rice paddy soils. ACS Earth Space Chem., 4, 122–132
74） Wankel SD, Ziebis W, Buchwald C, Charoenpong C, de Beer D,
Dentinger J, Xu Z, Zengler K (2017) Evidence for fungal andchemodenitrification based N2O flux from nitrogen impacted
coastal sediments. Nat. Commun., 8, 15595

1575） ワート SR（2005）温暖化の〈発見〉とは何か，増田
耕一・熊井ひろ美 共訳，262 p，みすず書房，東京（原書：Weart SR (2003) The discovery of global warming, 240 p,
Harvard University Press, Cambridge）
76） Wrage N, Velthof GL, van Beusichem ML, Oenema O (2001)
Role of nitrifier denitrification in the production of nitrous
oxide. Soil Biol. Biochem., 33, 1723–1732
77） Wrage-Mönnig N, Horn MA, Well R, Müller C, Velthof G,
Oenema O (2018) The role of nitrifier denitrification in the
production of nitrous oxide revisited. Soil Biol. Biochem., 123,
A3–A1678） Wu L, Chen X, Wei W, Liu Y, Wang D, Ni B-J (2020) A criticalreview on nitrous oxide production by ammonia-oxidizing
archaea. Environ. Sci. Technol., 54, 9175–9190
79） Xu X, Liu Y, Singh, Yang Q, Zhang Q, Wang H, et al. (2020)
NosZ clade II rather than clade I determine in situ N2O emissions with different fertilizer types under simulated climatechange and its legacy. Soil Biol. Biochem., 150, 107974
80） Yagioka, A, Komatsuzaki M, Kaneko N, Ueno H (2015) Effectof no-tillage with weed cover mulching versus conventionaltillage on global warming potential and nitrate leaching. Agric.
Ecosyst. Environ., 200, 42–53
81） Yoon S, Cruz-García C, Sanford R, Ritalahti KM, Frank E Löffler
FE (2015) Denitrification versus respiratory ammonification:
environmental controls of two competing dissimilatory NO3−/
NO2− reduction pathways in Shewanella loihica strain PV-4.
ISME J., 9, 1093–1104
82） Yoon S, Nissen S, Park D, Sanford RA, Löff ler FE (2016)
Nitrous oxide reduction kinetics distinguish bacteria harboring Clade I NosZ from those harboring Clade II NosZ. Appl.
Environ. Microbiol., 82, 3793–3800
83） Zhang L-M, Hu H-W, Shen J-P, He J-Z (2012) Ammonia-oxidizing
archaea have more important role than ammonia-oxidizing
bacteria in ammonia oxidation of strongly acidic soils. ISME J,
6, 1032–1045
84） Zhaorigetu, Komatsuzaki M, Sato Y, Ohta H (2008) Relationships between fungal biomass and nitrous oxide emission in
upland rice soils under no tillage and cover cropping systems.
Microbes Environ., 23, 201–208
85） Zhong L, Wang S, Xu X, Wang Y, Rui Y, Zhou X, et al. (2018)
Fungi regulate the response of the N2O production process towarming and grazing in a Tibetan grassland. Biogeosciences,15, 4447–4457
86） Zhu G, Wang S, Wang Y, Wang C, Risgaard-Petersen N, Jetten
MSM, Yin C (2011) Anaerobic ammonia oxidation in a fertilized paddy soil. ISME J., 5, 1905–1912
87） Zhu T, Meng T, Zhang J, Zhong W, Müller C, Cai Z (2015)
Fungi-dominant heterotrophic nitrification in a subtropicalforest soil of China. J. Soils Sediments, 15, 705–709
88） Zhu X, Burgerb M, Doaneb TA, Horwath WR (2013) Ammonia
oxidation pathways and nitrifier denitrification are significant
sources of N2O and NO under low oxygen availability. Proc.
Natl. Acad. Sci. U. S. A., 110, 6328–6333
89） Zhu-Barker X, Cavazos AR, Ostrom NE, Horwath WR, GlassJB (2015) The importance of abiotic reactions for nitrous oxide
production. Biogeochemistry, 126, 251–267
90） Zumft WG (1997) Cell biology and molecular basis of denitrification. Microbiol. Mol. Biol. Rev., 61, 533–616