余子潔 郭大陸 李致同 羅紅燕

摘 要：厭氧甲烷氧化（anaerobic oxidation methane，AOM）對(duì)降低全球甲烷排放具有重要意義，是當(dāng)前生物地球化學(xué)循環(huán)的研究熱點(diǎn)之一?；诖耍C述了以不同電子受體參與的AOM反應(yīng)，包括硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化、反硝化型厭氧甲烷氧化和金屬離子型厭氧甲烷氧化，對(duì)參與不同類(lèi)型AOM的相關(guān)微生物種類(lèi)及代謝途徑進(jìn)行梳理，重點(diǎn)總結(jié)影響因子包括甲烷濃度、氧化還原電位、溫度、pH值及鹽度對(duì)AOM的影響，最后展望了應(yīng)拓寬研究區(qū)域，探尋更多參與AOM的電子受體及其他反應(yīng)耦合體系，以期為進(jìn)一步研究甲烷氧化過(guò)程在碳、氮、硫及金屬離子生物地球化學(xué)循環(huán)中的重要意義提供參考。

關(guān)鍵詞：厭氧甲烷氧化;電子受體;影響因子;生物地球化學(xué)循環(huán)

中圖分類(lèi)號(hào)：X172

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

甲烷是一種比二氧化碳溫室效應(yīng)強(qiáng)約28倍的溫室氣體［1］，它在環(huán)境系統(tǒng)中的地位對(duì)地球氣候有著重要的影響。厭氧甲烷氧化（anaerobic oxidation methane，AOM）是一個(gè)全球重要的微生物過(guò)程，它阻止了自然沉積物中相當(dāng)大比例的甲烷在大氣中釋放（在某些環(huán)境中85%）［2-4］。聯(lián)合國(guó)政府間氣候變化專(zhuān)門(mén)委員會(huì)報(bào)告指出全球稻田土壤排放的甲烷約為35～56 Tg，約占全球甲烷排放總量的25%［2］。過(guò)去，研究學(xué)者都認(rèn)為甲烷的主要代謝途徑是好氧氧化反應(yīng)，但自從1976年REEBURGH［3］首次在卡里亞科海溝水域的沉積物中發(fā)現(xiàn)AOM反應(yīng)后，AOM反應(yīng)開(kāi)始被廣泛研究［4-5］。隨著研究逐步深入和拓展，越來(lái)越多種類(lèi)的AOM反應(yīng)被發(fā)現(xiàn)，同時(shí)AOM反應(yīng)也被證實(shí)是控制缺氧環(huán)境中甲烷通量的關(guān)鍵［6］?；诖?，本文對(duì)AOM類(lèi)型、參與過(guò)程的微生物種類(lèi)以及甲烷濃度等影響AOM的因子作一綜述，以期為進(jìn)一步研究AOM過(guò)程在碳、氮、硫及金屬離子循環(huán)以及環(huán)境污染中的重要意義提供參考。

1 AOM類(lèi)型及參與反應(yīng)的主要微生物分類(lèi)

1.1 硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)

硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)是最先于深海沉積物中發(fā)現(xiàn)的一種AOM的類(lèi)型。在早期研究中，BARNES等［7］認(rèn)為AOM反應(yīng)主要是單獨(dú)依靠厭氧甲烷氧化古菌進(jìn)行的，而B(niǎo)OETIUS等［8］通過(guò)熒光原位雜交技術(shù)發(fā)現(xiàn)，硫酸鹽還原菌通常與厭氧甲烷氧化古菌以聚集耦合體的方式共同存在［9-10］，參與AOM反應(yīng)。以CH4為電子供體，SO2-4為電子受體，生成HCO-3和HS-，其反應(yīng)式為式（1），該過(guò)程發(fā)生的反應(yīng)所釋放的能量極低。由于反應(yīng)會(huì)消耗硫酸根離子，因此硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)通常發(fā)生于硫酸鹽較豐富的地方，如在深海沉積物的硫酸鹽-甲烷交換地帶，為反應(yīng)提供適宜的環(huán)境［11］。

CH4+SO2-4→HCO-3+HS-+H2O

（ΔG=-16.6 kJ/mol）（1）

參與硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)的微生物主要是一類(lèi)隸屬于廣古菌門(mén)的厭氧甲烷氧化古菌（Anaerobic methanotrophic archaea， ANMEs），通常分為3類(lèi)：ANME-1，ANME-2a、ANME-2b、ANME-2c及ANME-3［12］。通過(guò)對(duì)厭氧甲烷氧化古菌16S rRNA和mcr A基因序列的多樣性檢測(cè)，發(fā)現(xiàn)這3類(lèi)古菌彼此之間進(jìn)化距離較遠(yuǎn)，基因序列相似度為75%～92%［13］。ANME-1常發(fā)現(xiàn)于深海、火山口等區(qū)域，與甲烷八疊球菌（Methanosarcinales）和產(chǎn)甲烷微菌（Methanomicrobiales）相似［12］。ANME-2常被檢測(cè)于冷泉、垃圾填埋場(chǎng)、濕地、湖泊沉積物及稻田等地方，隸屬于甲烷八疊球菌 （Methanosarcinales）［4］。ANME-3在極端環(huán)境如冰原等地被檢測(cè)到，與產(chǎn)甲烷菌（ Methanococcoides ）相似［4］。

1.2 反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)

2004年，ISLAS-LIMA等［13］首次實(shí)驗(yàn)證明了反硝化型厭氧甲烷氧化過(guò)程的存在。他們發(fā)現(xiàn)在持續(xù)通入甲烷的條件下，以乙酸為基質(zhì)的污泥反應(yīng)器內(nèi)硝酸根的去除速率達(dá)到295 mg/（L·d），而在沒(méi)有通入甲烷氣體的反應(yīng)器內(nèi)，硝酸根濃度保持不變。2006年，RAGHOEBARSING等［14］發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽型厭氧甲烷氧化，他們?cè)趯?shí)驗(yàn)室內(nèi)獲得了能夠利用NO-2為電子受體的厭氧甲烷氧化微生物，證明甲烷氧化可耦合亞硝酸鹽的還原。反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)過(guò)程以硝酸鹽或亞硝酸鹽為最終的電子受體，生成N2和CO2，該過(guò)程所釋放的能量為765 kJ/mol和928 kJ/mol ［14］，反應(yīng)式如式（2）（3）所示。由熱力學(xué)定律可知，反硝化型比硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)更容易發(fā)生。

5CH4+8NO-3+8H+→5CO2+4N2+ 14H2O

（ΔG=-765 kJ/mol）（2）

3CH4+8NO-2+8H+→3CO2+4N2+10H2O

（ΔG=-928 kJ/mol）（3）

參與反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)的微生物主要是Candidatus Methylomirabilis oxyfera（M.oxyfera）［15］，隸屬NC10門(mén)菌，形態(tài)呈細(xì)桿狀、桿狀，通常以單細(xì)胞或團(tuán)聚體的形式存在。ETTWING等［16-17］利用宏基因組方法檢測(cè)濕地沉積物內(nèi)M. oxyfera細(xì)菌后，發(fā)現(xiàn)可通過(guò)該菌內(nèi)部NO歧化酶直接將NO氧化成N2和O2。NO歧化酶是一種很古老的酶，可當(dāng)做檢測(cè)不同生境M. oxyfera細(xì)菌的生物標(biāo)記物［18］。

1.3 金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)

金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)是以Fe3+、Mn4+和Cr6+等金屬離子為電子受體耦合AOM。DICHRISTINA等［19］在1988年發(fā)現(xiàn)，自然界中有微生物在厭氧環(huán)境中，可以利用鐵錳氧化物為最終電子受體獲取能量。在2009年，BEAL等［20］在加利福尼亞EelRiver流域的河流底部沉積物中發(fā)現(xiàn)，有微生物可以在不存在硫酸鹽的情況下，實(shí)現(xiàn)厭氧甲烷氧化耦合Fe3+、Mn4+的還原［21-22］，反應(yīng)式如式（4）（5）所示。從熱力和動(dòng)力學(xué)角度分析，金屬離子型比硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)更容易發(fā)生。

CH4+8Fe（OH）3+15H+→HCO-3+8Fe2++21H2O

（ΔG=-572.157 65 kJ/mol）（4）

CH4+4MnO2+7H+→HCO-3+4Mn2++5H2O

（ΔG=-789.917 65 kJ/mol）（5）

這一點(diǎn)的發(fā)現(xiàn)成功拓寬了AOM的領(lǐng)域。在濕地厭氧環(huán)境中，以金屬離子為最終電子受體的AOM反應(yīng)也大量存在。有學(xué)者也分別在印度尼西亞Matano湖［23］和西伯利亞Baikal湖［24］底沉積物中均發(fā)現(xiàn)金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)。NORDI等［25］在丹麥淡水湖沉積物中發(fā)現(xiàn)以Fe3+為最終電子受體的AOM反應(yīng)。姜怡如等［26］推測(cè)金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)更容易發(fā)生在淡水區(qū)域或濕地區(qū)域。LU等［27］通過(guò)16S rRNA基因測(cè)序觀察發(fā)現(xiàn)，在反應(yīng)器內(nèi)發(fā)現(xiàn)加入Cr5+離子至還原后，ANME-2古菌數(shù)量大幅度增加，其中甲烷八疊球菌和紅球菌數(shù)量增加顯著，逐漸成為AOM反應(yīng)的優(yōu)勢(shì)菌群。但目前未有報(bào)道表明這兩種菌具有還原鉻的能力，因此推測(cè)ANME-2可還原Cr5+或者可耦合其他還原菌還原Cr5+。從現(xiàn)有的研究結(jié)果分析，金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)中所參與的微生物主要是ANME-1、ANME-2、ANME-3及脫硫單胞菌屬等［28］。

2 AOM的影響因子

AOM是在無(wú)氧或者厭氧條件下，將CH4氧化成CO2的過(guò)程。影響AOM的因子有很多，本文結(jié)合國(guó)內(nèi)外對(duì)AOM的研究進(jìn)展，主要對(duì)甲烷濃度、氧化還原電位、溫度、pH值及鹽度等幾個(gè)因子進(jìn)行了總結(jié)。

2.1 甲烷濃度

CH4是發(fā)生AOM的基礎(chǔ)，是AOM唯一的電子供體，適當(dāng)提高甲烷濃度對(duì)AOM有著促進(jìn)的作用。PIMENOV等［29］研究結(jié)果表明，CH4濃度增加至640 μL/L時(shí)，AOM反應(yīng)速率比未添加樣品高出195倍，后有研究表明AOM反應(yīng)的最適甲烷濃度為1.4 mmol/L［30］。ORCUTT等［31］在墨西哥海灣研究中發(fā)現(xiàn)，甲烷濃度最大值區(qū)域與厭氧氧化峰值出現(xiàn)的區(qū)域相同。SINISCALCHI等［32］也證實(shí)提高甲烷濃度可以促進(jìn)AOM的發(fā)生。SHEN等［33］通過(guò)對(duì)還原性河床進(jìn)行實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，AOM途徑的多樣性與甲烷濃度有關(guān)，甲烷濃度高時(shí)，AOM多樣性較大。張佩等［34］通過(guò)實(shí)驗(yàn)證明水合物沉積物中溶解的甲烷濃度高于有機(jī)質(zhì)分解產(chǎn)生的甲烷濃度，因此水合物沉積物中AOM反應(yīng)速率較快。一般情況，甲烷濃度對(duì)AOM反應(yīng)具有一定的促進(jìn)作用。

2.2 氧化還原電位

AOM是發(fā)生在厭氧的狀態(tài)下，依靠厭氧微生物進(jìn)行的反應(yīng)，因此對(duì)氧氣濃度有嚴(yán)格的要求，LUESKEN等［35］研究表明氧氣的存在會(huì)抑制AOM。袁夢(mèng)冬等［36］對(duì)M. oxyfera的cDNA序列分析發(fā)現(xiàn)氧氣濃度會(huì)抑制好氧甲烷氧化過(guò)程及反硝化NO還原酶NorZ2基因等。XU等［37］研究發(fā)現(xiàn)，不同深度的湖底沉積物檢測(cè)出功能基因主要分布在深層，而少量分布在淺層。由于淺層區(qū)域的湖水更接近于大氣，與空氣進(jìn)行頻繁的氣體交換，湖水中氧容量較高，氧化還原電位較高。HE等［38］研究發(fā)現(xiàn)低氧氣含量的深層土壤中，M. oxyfera豐度較高于表層土壤。YANG等［39］檢測(cè)各項(xiàng)多樣性指數(shù)也存在氧氣含量較低的深層樣點(diǎn)要高于表層和淺層樣點(diǎn)的現(xiàn)象。但LOU等［40］利用厭氧甲烷氧化微生物處理含氧地下水中硝酸鹽的研究發(fā)現(xiàn)，以亞硝酸鹽為電子受體的厭氧甲烷氧化細(xì)菌在氧氣受限的條件下可以實(shí)現(xiàn)相對(duì)豐度的增加，而以硝酸鹽為電子受體的厭氧甲烷氧化古菌則會(huì)被淘汰，推測(cè)以亞硝酸鹽為電子受體的厭氧甲烷氧化細(xì)菌對(duì)氧氣有耐受性。因此，氧化還原電位的高低對(duì)AOM的影響理論尚待完善。

2.3 溫度

溫度的高低會(huì)直接影響微生物體內(nèi)酶的活性，進(jìn)而影響微生物的代謝能力。在一定的溫度下，升高溫度有利于AOM反應(yīng)的進(jìn)行。唐熒霜等［41］通過(guò)實(shí)驗(yàn)證明溫度在25～35 ℃時(shí)，溫度升高會(huì)提高反應(yīng)速率，溫度達(dá)到35 ℃左右，AOM反應(yīng)速率最大，而溫度到達(dá)45 ℃時(shí)，AOM反應(yīng)速率最小。DEUTZMANN等［42］在4 ℃的湖泊沉積物中檢測(cè)到N-DAMO，表明厭氧甲烷氧化菌對(duì)低溫有一定的適應(yīng)性。溫度也影響著底物的傳輸效率。甲烷在水中的溶解度大小受溫度的影響，理論上溫度越低甲烷在水中的溶解度越高，AOM底物濃度越大。

2.4 pH值

不同pH值條件下的AOM反應(yīng)速率不同。目前已有研究表明，AOM富集培養(yǎng)最適合的pH值為6.0～8.0，但在pH值＜5.0或pH值＞9.0的環(huán)境中也可以檢測(cè)出有相關(guān)功能基因的微生物［43］。ZHU等［43］和HE等［44］均認(rèn)為，pH值為7.6左右是AOM最適pH值，此時(shí)厭氧甲烷氧化菌的活性最強(qiáng)。趙榮等［45］發(fā)現(xiàn)調(diào)控pH值至8.5和9.5的堿性環(huán)境，此時(shí)反硝化厭氧甲烷氧化速率明顯降低。基于此，本文推測(cè)厭氧甲烷氧化微生物在參與反應(yīng)過(guò)程中，菌體內(nèi)部酶如甲醇脫氨酶、亞硝酸鹽還原酶和NO歧化酶等更適宜中性環(huán)境。

2.5 鹽度

通過(guò)對(duì)厭氧甲烷氧化菌富集培養(yǎng)后，HE等［44］發(fā)現(xiàn)反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)最佳鹽度值為20 g/L，鹽度超過(guò)20 g/L時(shí)，AOM反應(yīng)活性會(huì)明顯受到抑制作用。唐良港等［46］的實(shí)驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，隨著鹽度從0 g/L逐漸升至15 g/L時(shí)，厭氧甲烷氧化菌對(duì)亞硝酸鹽的還原速率明顯降低。在較高的鹽度環(huán)境中，甲烷的溶解量會(huì)降低。高鹽環(huán)境也影響參與厭氧甲烷氧化微生物體內(nèi)多種代謝酶的狀態(tài)，如甲醇脫氨酶、亞硝酸鹽還原酶等［46］，從而影響菌群的代謝活性。厭氧甲烷氧化菌對(duì)鹽度有良好的耐受能力，但濃度過(guò)高仍會(huì)對(duì)菌群產(chǎn)生抑制作用。

3 檢測(cè)AOM的現(xiàn)代技術(shù)方法

傳統(tǒng)微生物多樣性研究方法是將微生物從環(huán)境中分離后再于實(shí)驗(yàn)室內(nèi)培養(yǎng)得到單菌株，對(duì)培養(yǎng)環(huán)境和儀器設(shè)備有較高要求，研究過(guò)程困難且獲得菌株極少。閔航等［47］首次在浙江象山市郊青紫泥水稻田土壤中分離到1株能獨(dú)立厭氧氧化甲烷的菌株，但有研究表明富集培養(yǎng)有限生境中甲烷厭氧氧化菌并不能充分描述甲烷厭氧氧化菌的多樣性［48］。隨著科技的不斷創(chuàng)新發(fā)展，現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)打破了傳統(tǒng)室內(nèi)培養(yǎng)的局限性，從分子水平客觀地揭示不同功能基因的厭氧甲烷氧化菌群的物種多樣性，有效地克服傳統(tǒng)培養(yǎng)方法的不足，提高了分析檢測(cè)的速度及結(jié)果的準(zhǔn)確性和完整性。

現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)包括熒光原位雜交技術(shù)、變性/溫度梯度凝膠電泳、高通量測(cè)序及宏基因組學(xué)等［11，49］。熒光原位雜交技術(shù)可建立克隆庫(kù)，在群落水平對(duì)環(huán)境中厭氧甲烷氧化菌物種進(jìn)行鑒定、分析種群數(shù)量，操作簡(jiǎn)便，測(cè)定靈敏。BOETIUS等［8］通過(guò)熒光原位雜交技術(shù)首次觀察到厭氧甲烷氧化古菌與硫酸鹽還原菌的共生體，并證明了其共生關(guān)系。RAGHOEBARSING等［14］同樣應(yīng)用熒光原位雜交技術(shù)鑒定了厭氧甲烷氧化菌與反硝化菌的共生體。

隨著研究深入，許多研究者將16S rRNA基因?yàn)闃?biāo)記基因，探究了不同環(huán)境中厭氧甲烷氧化古菌。16S rRNA基因測(cè)序可從群落水平角度分析和鑒定未知的厭氧甲烷化菌及其系統(tǒng)發(fā)育關(guān)系，16S rRNA相比于5S rRNA和23S rRNA，核苷酸數(shù)量適中、遺傳信息較多且應(yīng)用較廣泛［49］。朱群等［48］采用基因克隆文庫(kù)技術(shù)和實(shí)時(shí)熒光定量聚合酶鏈反應(yīng)技術(shù)考察了西湖底泥中反硝化厭氧甲烷氧化微生物，16S rRNA基因測(cè)序結(jié)果表明西湖底泥中有此類(lèi)微生物。

宏基因組學(xué)是對(duì)環(huán)境中微生物的總基因組DNA進(jìn)行研究，全面系統(tǒng)分析其組成、分類(lèi)和發(fā)展進(jìn)化規(guī)律，可提高發(fā)現(xiàn)新物種的概率。ARSLAN等［50］通過(guò)對(duì)AOM的富集培養(yǎng)發(fā)現(xiàn)一種類(lèi)似Methanoperedens古菌的基因組和轉(zhuǎn)錄組?，F(xiàn)代分子生物學(xué)檢測(cè)方法的廣泛應(yīng)用為研究自然生境中厭氧甲烷氧化菌的多樣性提供了技術(shù)支持，進(jìn)一步促進(jìn)了厭氧甲烷氧化菌多樣性及生態(tài)功能方面的研究［49］。

4 未來(lái)展望

AOM是全球氣候變化和元素循環(huán)的關(guān)鍵環(huán)節(jié)，充分了解硫酸鹽還原型、反硝化型及金屬離子型等AOM的反應(yīng)機(jī)理、代謝途徑和實(shí)際應(yīng)用，有助于深入認(rèn)識(shí)自然界物質(zhì)循環(huán)過(guò)程，對(duì)緩解全球氣候變暖和加強(qiáng)全球地球化學(xué)循環(huán)具有一定的積極作用。目前，對(duì)于AOM反應(yīng)研究仍處于初步階段，后續(xù)仍有很多問(wèn)題有待解決。

1）拓寬研究區(qū)域。硫酸鹽還原型厭氧甲烷氧化反應(yīng)過(guò)程釋放能量較少，且多發(fā)現(xiàn)于硫酸鹽和甲烷交換地帶，是否也廣泛分布于淡水區(qū)域？近些年來(lái)由于過(guò)度使用氮肥，部分硝酸鹽和亞硝酸鹽隨著雨水滲透入土壤，使其在水稻田淹水層聚集。由于水稻田是甲烷匯，會(huì)釋放大量甲烷，因此為反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)提供良好的環(huán)境，并且仍有部分氮肥隨著地表徑流匯入河流，在河流底部沉積物中聚集。由于沉積物中有機(jī)質(zhì)含量較高，因此反硝化型厭氧甲烷氧化反應(yīng)也很容易發(fā)生。流失的氮肥通過(guò)河流、地下水等匯入海洋是否對(duì)入?？诘群Ｑ髤^(qū)域AOM產(chǎn)生影響？金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)作為AOM的新類(lèi)型，當(dāng)前研究較少，未來(lái)可進(jìn)一步對(duì)金屬離子型厭氧甲烷氧化反應(yīng)體系中，種間電子轉(zhuǎn)移機(jī)制和胞內(nèi)外電子與金屬離子之間的轉(zhuǎn)移機(jī)制進(jìn)行研究。

2）尋找更多電子受體。目前，AOM過(guò)程可耦合硫酸鹽、亞硝酸鹽、硝酸鹽及鐵錳等金屬離子，是否還存在其他潛在的電子受體與其耦合？這些潛在受體的發(fā)現(xiàn)可拓寬目前對(duì)AOM的認(rèn)識(shí)。

3）探究與其他反應(yīng)的耦合體系。近些年為了使污水處理更加節(jié)能環(huán)保高效和可持續(xù)，不少研究學(xué)者提出反硝化型厭氧甲烷氧化和厭氧氨氧化反應(yīng)耦合系統(tǒng)［51-53］。在耦合體系中既有協(xié)同關(guān)系又有競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，反硝化型厭氧甲烷氧化古菌會(huì)以厭氧氨氧化菌代謝產(chǎn)生的NO-3作為電子受體，而厭氧氨氧化菌也會(huì)與反硝化型厭氧甲烷氧化細(xì)菌共同競(jìng)爭(zhēng)環(huán)境中的NO-2作為反應(yīng)的電子受體。XIE等［54］利用反硝化型厭氧甲烷氧化和厭氧氨氧化耦合膜反應(yīng)器，高效穩(wěn)定地去除銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮，效果顯著優(yōu)于其他傳統(tǒng)生物脫氮工藝。因此，耦合體系可以更加穩(wěn)定高效地進(jìn)行生物脫氮處理。未來(lái)可進(jìn)一步探究AOM與其他反應(yīng)的耦合體系。

4）獲取純培養(yǎng)物。至今很多學(xué)者對(duì)厭氧甲烷氧化微生物進(jìn)行富集和純培養(yǎng)，但獲取物仍較為有限［54］。為獲取純培養(yǎng)物，可進(jìn)一步采用生物電化學(xué)的方法對(duì)微生物進(jìn)行富集，確保得到較高富集度培養(yǎng)物或者純的培養(yǎng)物。

總之，AOM無(wú)論是在自然生境還是在實(shí)際應(yīng)用中，都具有顯著的環(huán)境生態(tài)效益。因此，AOM的相關(guān)研究仍是未來(lái)碳、氮、硫及金屬離子循環(huán)的研究熱點(diǎn)，可深入探究自然環(huán)境中的AOM以及其在實(shí)際環(huán)境工藝中的應(yīng)用。

參考文獻(xiàn)：

[1]CICERONE R J， OREMLAND R S. Biogeochemical aspects of atmospheric methane［J］. Global Biogeochemical Cycles， 1988， 2（4）： 299-327.

［2］ 劉巧輝. 基于IPCC排放因子方法學(xué)的中國(guó)稻田和菜地氧化亞氮直接排放量估算［D］. 南京： 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)， 2017.

［3］ REEBURGH W S. Methane consumption in Cariaco Trench waters and sediments［J］. Earth and Planetary Science Letters， 1976， 28（3）： 337-344.

［4］ KNITTEL K， BOETIUS A. Anaerobic oxidation of methane： progress with an unknown process［J］. Annual Review of Microbiology， 2009， 63： 311-334.

［5］ NIEMANN H， LSEKANN T， DE BEER D， et al. Novel microbial communities of the Haakon Mosby mud volcano and their role as a methane sink［J］. Nature， 2006， 443： 854-858.

［6］ LI L， XUE S， XI J R. Anaerobic oxidation of methane coupled to sulfate reduction： consortium characteristics and application in co-removal of H2S and methane［J］. Journal of Environmental Sciences， 2019， 76（2）： 238-248.

［7］ BARNES R O， GOLDBERG E D. Methane production and consumption in anoxic marine sediments［J］. Geology， 1976， 4 （5）： 297-300.

［8］ BOETIUS A， RAVENSCHLAG K， SCHUBERT C J， et al. A marine microbial consortium apparently mediating anaerobic oxidationof methane［J］. Nature， 2000， 407： 623-626.

［9］ ALPERIN M J，HOEHLER T M. Anaerobic methane oxidation by archaea/sulfate-reducing bacteria aggregates： 1.thermodynamic and physical constraints［J］. American Journal of Science， 2009， 309（10）： 869-957.

［10］LIU L H， FU S Y， ZHANG M， et al. Coupled carbon and sulfur isotope behaviors and other geochemical perspectives into marine methane seepage［J］. Acta Oceanologica Sinica， 2017， 36（6）： 12-22.

［11］李金業(yè)， 陳慶鋒， 尹志超， 等. 濕地甲烷厭氧氧化機(jī)制研究進(jìn)展［J］. 土壤學(xué)報(bào)， 2020， 57（6）： 1353-1364.

［12］HINRICHS K U， SUMMONS R E， ORPHAN V， et al. Molecular and isotopic analysis of anaerobic methane-oxidizing communities in marine sediments［J］. Organic Geochemistry， 2000， 31（12）： 1685-1701.

［13］ISLAS-LIMA S， THALASSO F， HERNANDEZ G. Evidence of anoxic methane oxidation coupled to denitrification［J］. Water Research， 2004， 38（1）： 13-16.

［14］RAGHOEBARSING A A， ARJAN P， PAS-SCHOONEN K T V D， et al. A microbial consortium couples anaerobic methane oxidation to denitrification［J］. Nature， 2006， 440： 918-921.

［15］KNITTEL K， LOSEKANN T， BOETIUS A， et al. Diversity and distribution of methanotrophic archaea at cold seeps［J］. Applied and Environmental Microbiology， 2005， 71（1）： 467-479.

［16］ETTWIG K F， SHIMA S， VAN DE PAS-SCHOONEN K T， et al. Denitrifying bacteria anaerobically oxidize methane in the absence of Archaea［J］. Environmental Microbiology， 2008， 10（11）： 3164-3173.

［17］ETTWIG K F， VAN ALEN T， VAN DE PAS-SCHOONEN K T， et al. Enrichment and molecular detection of denitrifying methanotrophic bacteria of the NC10 phylum［J］. Applied and Environmental Microbiology， 2009， 75（11）： 3656-3662.

［18］WU M L， ETTWIG K F， JETTEN M S M， et al. A new intra-aerobic metabolism in the nitrite-dependent anaerobic methane-oxidizing bacterium Candidatus ‘Methylomirabilis oxyfera［J］. Biochemical Society Transactions， 2011， 39（1）： 243-248.

［19］DICHRISTINA T J， ARNOLD R G， LIDSTROM M E， et al. Dissimilative iron reduction by the marine eubacterium alteromonas putrefaciens Strain 200［J］. Water Science and Technology， 1988， 20（11）： 69-79.

［20］BEAL E J， HOUSE C H， ORPHAN V J. Manganese- and iron-dependent marine methane oxidation［J］. Science， 2009， 325： 184-187.

［21］ETTWIG K F， ZHU B， SPETH D， et al. Archaea catalyze iron-dependent anaerobic oxidation of methane［J］. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America， 2016， 113（45）： 12792-12796.

［22］MAIGNIEN L， PARKES R J， CRAGG B， et al. Anaerobic oxidation of methane in hypersaline cold seep sediments［J］. FEMS Microbiology Ecology， 2013， 83（1）： 214-231.

［23］CROWE S A， KATSEV T S， LESLIE K， et al. The methane cycle in ferruginous Lake Matano［J］. Geobiology， 2011（9）： 61-78.

［24］TORRES N T， OCH L M， HAUSER P C， et al. Early diagenetic processes generate iron and manganese oxide layers in the sediments of Lake Baikal， Siberia［J］. Environmental Science Processes and Impacts， 2014， 16（4）： 879-889.

［25］NORDI K ， THAMDRUP B， SCHUBERT C J. Anaerobic oxidation of methane in an iron-rich Danish freshwater lake sediment［J］. Limnology and Oceanography， 2013， 58（2）： 546-554.

［26］姜怡如， 高崢， 李明聰. 水生生態(tài)系統(tǒng)中金屬依賴型甲烷厭氧氧化過(guò)程的研究進(jìn)展［J］. 微生物學(xué)通報(bào)， 2020， 47（10）： 3318-3328.

［27］LU Y Z， FU L， DING J， et al. Cr（VI） reduction coupled with anaerobic oxidation of methane in a laboratory reactor［J］. Water Research， 2016， 102： 445-452.

［28］何丹， 張爾翼， 余林鵬， 等. 微生物甲烷厭氧氧化耦合金屬還原研究進(jìn)展［J］. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)， 2020， 26（4）： 844-856.

［29］PIMENOV N V， IVANOVA A E. Anaerobic methane oxidation and sulfate reduction in bacterial mats on coral-like carbonate structures in the Black Sea［J］. Microbiology， 2005， 74（3）： 362-370.

［30］NAUHUS K， BOETIUS A， KRGER M， et al. In vitro demonstration of anaerobic oxidation of methane coupled to sulphate reduction in sediment from a marine gas hydrate area［J］. Environmental Microbiology， 2002， 4（5）： 296-305.

［31］ORCUTT B， BOETIUS A， ELVERT M， et al. Molecular biogeochemistry of sulfate reduction， methanogenesis and the anaerobic oxidation of methane at Gulf of Mexico cold seeps［J］. Geochimica et Cosmochimica Acta， 2005， 69（17）： 4267-4281.

［32］SINISCALCHI L A B， LEITE L R， OLIVEIRA G， et al. Illumina sequencing-based analysis of a microbial community enriched under anaerobic methane oxidation condition coupled to denitrification revealed coexistence of aerobic and anaerobic methanotrophs［J］. Environmental Science and Pollution Research， 2017， 24（20）： 16751-16764.

［33］SHEN L D， OUYANG L， ZHU Y Z， et al. Active pathways of anaerobic methane oxidation across contrasting riverbeds［J］. The ISME Journal， 2019， 13（3）： 752-766.

［34］張佩， 王曉鋒， 袁興中. 中國(guó)淡水生態(tài)系統(tǒng)甲烷排放基本特征及研究進(jìn)展［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2020， 40（8）： 3567-3579.

［35］LUESKEN F A， WU M L， OP DEN CAMP H J M， et al. Effect of oxygen on the anaerobic methanotroph ‘Candidatus Methylomirabilis oxyfera： kinetic andtranscriptional analysis［J］. Environmental Microbiolog， 2012， 14（4）： 1024-1034.

［36］袁夢(mèng)冬， 朱靜， 吳偉祥. 微生物厭氧甲烷氧化反硝化研究進(jìn)展［J］. 微生物學(xué)報(bào)， 2014， 54（2）： 129-138.

［37］XU S， LU W J， MUHAMMAD F M， et al. New molecular method to detect denitrifying anaerobic methane oxidation bacteria from different environmental niches［J］. Journal of Environmental Sciences， 2018， 65（3）： 367-374.

［38］HE Z F， WANG J Q， HU J J， et al. Regulation of coastal methane sinks by a structured gradient of microbial methane oxidizers［J］. Environmental Pollution， 2018， 244： 228-237.

［39］YANG M X， GUO Q W， TONG T L， et al. Vegetation type and layer depth influence nitrite-dependent methane-oxidizing bacteria in constructed wetland［J］. Archives of Microbiology， 2017， 199（3）： 505-511.

［40］LOU J Q， WANG X L， LI J P， et al. The short- and long-term effects of nitrite on denitrifying anaerobic methane oxidation （DAMO） organisms［J］. Environmental Science and Pollution Research International， 2019， 26（5）： 4777-4790.

［41］唐熒霜. 硝酸鹽型厭氧甲烷氧化膜生物反應(yīng)器（N-damo-MBR）脫氮性能及其優(yōu)化［D］. 重慶： 重慶大學(xué)， 2019.

［42］DEUTZMANN J S， SCHINK B. Anaerobic oxidation of methane in sediments of Lake Constance， an oligotrophic freshwater lake［J］. Applied and Environmental Microbiology， 2011， 77（13）： 4429-4436.

［43］ZHU B L， VAN D G， FRITZ C， et al. Anaerobic oxidization of methane in a minerotrophic peatland： enrichment of nitrite-dependent methane-oxidizing bacteria［J］. Applied and environmental microbiology， 2012， 78（24）： 8657-8665.

［44］HE Z F， GENG S， PAN Y W， et al. Improvement of the trace metal composition of medium for nitrite-dependent anaerobic methane oxidation bacteria： Iron （II） and copper （II） make a difference［J］. Water Research， 2015， 85： 235-243.

［45］趙榮， 朱雷， 吳箐， 等. 亞硝酸鹽型甲烷厭氧氧化過(guò)程影響因素研究［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2017， 37（1）： 178-184.

［46］唐良港， 閆晗， 閔祥發(fā)， 等. N-DAMO菌群的富集及其生長(zhǎng)代謝影響因子［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2020， 40（10）： 3735-3741.

［47］閔航， 譚玉龍， 吳偉祥， 等. 一個(gè)厭氧甲烷氧化菌菌株的分離、純化和特征研究［J］. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)（農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版）， 2002（6）： 32-37.

［48］朱群， 沈李東， 胡寶蘭， 等. 西湖底泥中的反硝化型甲烷厭氧氧化菌的分子生物學(xué)檢測(cè)［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2013， 33（5）： 1321-1325.

［49］周京勇， 劉冬秀， 何池全， 等. 土壤中甲烷厭氧氧化菌多樣性的分子檢測(cè)［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 2015， 35（11）： 3491-3503.

［50］ARSLAN A， SPETH D R， DE GRM， et al. A metagenomics-based metabolic model of nitrate-dependent anaerobic oxidation of methane by Methanoperedens-like archaea［J］. Frontiers in Microbiology， 2015， 6：1423.1-1423.14.

［51］HU S H， ZENG R J， HAROON M F， et al. A laboratory investigation of interactions between denitrifying anaerobic methane oxidation（DAMO） and anammox processes in anoxic environments［J］. Scientific Reports， 2015， 5（1）： 8706.

［52］EINSIEDL F， WUNDERLICH A， SEBILO M， et al. Biogeochemical evidence of anaerobic methane oxidation and anaerobic ammonium oxidation in a stratified lake using stable isotopes［J］. Biogeosciences， 2020， 17（20）： 5149-5161.

［53］FU L， ZHANG F， BAI Y N， et al. Mass transfer affects reactor performance， microbial morphology， and community succession in the methane-dependent denitrification and anaerobic ammonium oxidation co-culture［J］. Science of the Total Environment， 2018， 651： 291-297.

［54］XIE G J， CAI C， HU S H， et al. Complete nitrogen removal from synthetic anaerobic sludge digestion liquor through integrating anammox and denitrifying anaerobic methane oxidation in a membrane biofilm reactor［J］. Environmental Science and Technology， 2017， 51（2）： 819-827.

（責(zé)任編輯：周曉南）

Research Progress on Anaerobic Oxidation Methane

and Its Influencing Factors

YU Zijie， GUO Dalu， LI Zhitong， LUO Hongyan*

（College of Resources and Environment， Southwest University， Chongqing 400715， China）

Abstract：

Anaerobic oxidation methane（AOM） plays an important role in reducing global methane emissions and is one of the hot research topics of current biogeochemical cycles. Based on this， this paper reviewed the different electron acceptor in AOM reaction， including sulphate-dependent anaerobic methane oxidation， denitrication-dependent anaerobic methane oxidation and metal-anaerobic methane oxidation， and studied the relevant microbial species of different types of AOM and their metabolic pathways. Also， the influences of the environmental factors on AOM were summarized， including methane concentration， redox potential， temperature， pH and salinity. Finally， it was suggested that the research area should be expanded to explore more electron acceptors and other reaction coupling systems involved in AOM. The further study of anaerobic methane oxidation process is of great significance for biogeochemical cycles of carbon， nitrogen， sulfur and metal ion cycles.

Key words：

anaerobic methane oxidation; electron acceptor; influence factor; biogeochemical cycles

收稿日期：2022-04-25

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（41301315）;重慶市自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（Cstc2019jcyj-msxmX0304）;西南大學(xué)基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專(zhuān)項(xiàng)資金資助項(xiàng)目（XDJK2019B072）

作者簡(jiǎn)介：余子潔（1998—），女，在讀碩士，研究方向：土壤微生物，E-mail：Yu_zijie@163.com.

通訊作者：羅紅燕，E-mail：luo1974@swu.edu.cn.