中国一直积极参与国际气候变化治理及全球减排进程，在《巴黎协定》上提出我国碳减排目标：2020年碳排放强度相比2005年降低40%~45%，2030年碳排放强度相比2005年下降60%~65%^[1]。因此，我们要积极采取措施加快碳减排进程，大力减少碳排放总量。湿地是大气中CH₄最大的天然排放源^[2]。近年来，CH₄浓度以每年约6×10^–3cm³ m^–3的速度剧烈上升^[3]，2018年1—10月全球平均温度较工业化前高0.98±0.1℃，是有记录以来第四最温暖的年份，仅次于发生了超级厄尔尼诺的2015年、2016年和2017年，CH₄浓度达到了1 859（±10）×10^–3cm³ m^–3，是工业化前水平的257%^[4]。创纪录的温室气体浓度将全球温度推向越来越危险的水平，不仅影响到全球气候变化，而且气候变化的反馈作用会破坏生态系统的稳定性，从而进一步推动变暖。

CH₄的氧化分为两大类型（图 1）：一类是有氧条件下由微生物利用O₂作为电子受体将CH₄氧化；另一类是在厌氧条件下由微生物利用除O₂外的其他电子受体（如${\rm{NO}}_3^ - $等）将CH₄氧化^[5]。长期以来，人们一直认为CH₄的有氧氧化是CH₄氧化的唯一过程。然而，直到1974年开始，有研究者^[6]在厌氧海洋沉积物中发现硫酸盐还原对CH₄的厌氧氧化，从而改变了一直以来对CH₄仅存在好氧氧化的认识。以往研究表明，甲烷厌氧氧化（AOM）大约消耗了海洋CH₄排放通量的90%以上^[7]，减少了淡水湿地CH₄排放通量的50%以上^[8]，从而降低了大气中CH₄的浓度水平。由于湿地受周期性淹水的影响，湿地土壤呈现间歇性的淹水状态，具有好氧、厌氧界面，同时土壤中含有丰富的有机质和各种电子受体，有机质分解后会产生大量CH₄，具备了发生AOM的良好条件。近年来，微生物技术与方法的发展促进了学者们对微生物世界的探索，特别是稳定同位素标记法、高通量测序、变形梯度凝胶电泳（DGGE）、宏基因组学和单细胞水平研究方法（如纳米二次离子质谱与荧光原位杂交相结合的方法）^[9-11]等技术的应用，为研究者进行环境微生物的研究提供了技术手段，掀起了国际上对AOM研究的高潮，一些标志性成果相继发表在国际学术刊物Science和Nature上。因此，有关湿地CH₄的生物地球化学循环研究一直是国际前沿与热点。

1 AOM途径的研究进展

目前，根据电子受体的不同，AOM途径主要为硫酸盐还原型甲烷厌氧氧化（SAMO），反硝化型甲烷厌氧氧化（DAMO），以Fe³⁺、Mn⁴⁺作为电子受体的甲烷厌氧氧化（Metal-AOM）以及种间直接电

子转移（DIET）。

1.1 硫酸盐还原型甲烷厌氧氧化（SAMO）

SAMO过程的微生物包含甲烷厌氧氧化古菌（ANME）和硫酸盐还原细菌（SRB）。这两类微生物在空间上紧密耦合联系^[12]，通常以聚集体的形式存在^[13]。研究者们基于16S rRNA和改良胞嘧啶限制蛋白A（mcrA）基因多态性，将ANME划分为3类：ANME-1、ANME-2、ANME-3，均属于广古菌门，它们的亲缘关系如图 2a）^[14]：ANME­1与产甲烷微菌目（Methanomicrobiale）有较远的亲缘关系；ANME-2属于产甲烷八叠球菌目（Methanosarcinales），包含4个亚簇：ANME-2a、ANME-2b、ANME-2c、ANME-2d（又叫AAA）；而ANME-3与甲烷拟球菌属（Methanococcoides）亲缘关系较近。这3类ANME的序列相似度仅有75%~92%，但生理特性相似，表明不同的ANME群落偏好不同的生态环境。ANME- mcrA基因的系统发育分析显示，ANME-1—3的亲缘关系十分疏远（图 2b）），与16S rRNA结果相符合。

SRB种类丰富，在SAMO过程中主要包括脱硫八叠球菌属（Desulfosarcina）、脱硫球菌属（Desulfococcus）和脱硫叶菌属（Desulfobuibus）。脱硫八叠球菌属（Desulfosarcina：DSS）和脱硫球菌属（Desulfococcus）主要吸附在ANME-1、ANME-2上，形成细胞絮凝体^[15-16]；脱硫叶菌属一般与ANME-3共存发生作用（图 3a））。ANME-2与SRB组成互养共生体，其内部核心由ANME-2充当，而其外部被SRB构成的壳层部分或全部包围（图 3b），图 3c））^[17]。随着进一步的研究发现，SRB与ANME的共存形式呈现多样化，如在Eel河流域沉积物中发现了脱硫叶菌属与ANME-2c共存现象，以及脱硫八叠球菌属和脱硫球菌属与ANME-2c共存的现象^[18]；更多的证据表明与ANME共生的细菌可能不仅限于SRB，而是具有较高的多样性^[19]，如仅由ANME-2细胞形成的单一类型微生物的共生体（图 3d））^[20-21]；在某些环境发现α-变形菌纲的Spbingomonas spp.和β-变形菌纲的Burkbolderia spp.也会与ANME-2c关联生长^[18]。

当前，SAMO理论反应机理主要有四种（表 1）：反向产甲烷理论、乙酸生成理论、甲基化理论和以S⁰作为中间产物（图 4）的SAMO机理^[28-39]。其中，反向产甲烷理论模型研究得最深入^[28-34]。

乙酸生成理论是对反向产甲烷理论的补充与发展，它解释了H₂在AOM过程中并非起中间体作用，H₂浓度与AOM作用之间的影响关系。以S单质作为中间产物的SAMO机制被认作是一个全新的途径^[30]，该过程由ANME的一个分支（ANME-2）在无SRB参与下，以S⁰为中间载体完成了AOM过程中的硫酸盐还原，从一个全新的角度定义ANME和SRB的功能，开拓了一个新的研究方向。

1.2 反硝化型甲烷厌氧氧化（DAMO）

参与DAMO途径的微生物是一类新的微生物Candidatus Methylomirabilis oxyfera（M. oxyfera）^[17]，隶属于新发现的细菌门—NC10门，且所有与反硝化过程耦合的AOM富集培养中均含有一定量（30%~80%）的NC10门细菌；其他少数古菌为ANME（属于甲烷八叠球菌目）的AAA分支的细菌。NC10门细菌细胞呈细杆状、杆状，以单细胞或团聚体的形式存在。根据NC10门设计的特异引物，将基因库中的序列比对之后发现，NC10门细菌包括a、b、c及d四个类群。然而，目前所富集的细菌均归属于a类群，说明a类群是参与DAMO的主要功能群，而NC10门中其他种类的细菌是否具有甲烷厌氧氧化的能力尚未确定。

目前针对DAMO机理的研究分为NC10门细菌单独催化DAMO的催化机理和古菌协同催化机理两个研究方向（图 5）^[31]。

（1）NC10门细菌催化DAMO机理2006年，Raghoebarsing等^[32]通过全基因测序推测出DAMO的机理：基于M. oxyfera本身缺少编码NO还原酶的基因却能够自己生成O₂的实验结果，推测它的细胞内存在某种能够歧化NO生成O₂的未知酶，将产生的一部分（3/4）O₂用于CH₄的氧化反应；2011年Wu等^[33]提出了M. oxyfera细菌的分解代谢和能量代谢途径：在亚硝酸还原酶的作用下，${\rm{NO}}_2^ - $还原生成的NO经过NO歧化酶分解成N₂和O₂，产生的O₂用于CH₄氧化，依次在甲烷单加氧酶（MMO）、甲醇脱氢酶（MDH）、甲醛脱氢酶（FADH）和甲酸脱氢酶（FDH）的作用下最终被氧化成CO₂和H₂O；2012年Wu等^[34]通过免疫学标记实验，进一步发现M. oxyfera细菌中存在CH₄氧化的关键酶（甲烷单加氧酶）（pMMO）和反硝化过程的关键酶${\rm{NO}}_2^ - $还原酶（NirS），验证了Raghoebarsing^[32]提出的NC10门细菌独自完成甲烷厌氧氧化耦合亚硝酸盐还原过程。

（2）古菌参与DAMO的催化机理目前，对于古菌参与DAMO途径的研究较少。在Raghoebarsing^[32]、Hu等^[35]的文章中提到DAMO的富集培养物中存在着古菌和细菌的混合物，且均具有消耗${\rm{NO}}_3^ - $或${\rm{NO}}_2^ - $的能力，他们推测古菌催化${\rm{NO}}_3^ - $的能力要强于NC10门细菌，而NC10细菌对${\rm{NO}}_2^ - $的竞争能力则强于古菌，古菌将${\rm{NO}}_3^ - $转化为${\rm{NO}}_2^ - $，为后续的AOM提供反应物，即${\rm{NO}}_3^ - $是古菌的电子受体，${\rm{NO}}_2^ - $为细菌的电子受体。后来Haroon等^[31]证实古菌ANME-2d能够利用${\rm{NO}}_3^ - $作为最终电子受体独自实现整个AOM过程。

DAMO的研究进展如表 2所示，这是一种近年新发现的AOM途径，在微生物学、生态学和环境工程领域有很大的研究价值和前景，发现至今受到众多学者的关注。研究者致力于分析DAMO功能微生物、功能微生物的内在机理及其富集的影响因素和DAMO的实际应用。因DAMO中主要功能微生物M. oxyfera富集培养缓慢，时间长达数周甚至数月，反硝化速率较低，目前工艺研究较少，主要应用DAMO脱氮工艺^[36]：利用DAMO功能菌与Anammox功能菌共同作用进行脱氮，CH₄作为反硝化过程中的电子供体，将${\rm{NO}}_3^ - $还原成${\rm{NO}}_2^ - $，而M. oxyfera细菌则与Anammox细菌共同作用，利用CH₄和${\rm{NH}}_4^ + $作为电子供体，将${\rm{NO}}_2^ - $还原，这对解决湿地土壤中长期使用氮肥造成的硝/铵态氮污染和缓解温室效应具有重大作用。针对富集培养问题，研究者们研究了中空纤维膜反应器（HfMBR）^[37]、痕量金属浓度的变化和电场刺激对细胞生长代谢的影响^[38]等方面，提高了功能细菌的增长并促进其活性，一定程度上提高了反硝化速率。

1.3 以金属离子为电子受体的AOM（Metal-AOM）

Metal-AOM反应涉及固、液、气相，反应速率低且机理复杂。早期研究中，Beal等^[49]怀疑ANME-1、ANME-3或拟甲烷球菌可能与甲烷氧化有关，金属还原细菌（如某些种类的拟杆菌、脱硫单胞菌、酸杆菌）可能作为它们的伙伴，对金属还原起着至关重要的作用。根据对台湾东部陆地泥火山中AOM和微生物群落的环境调查，研究人员认为ANME-1~ANME-3和脱硫单胞菌属可能与Metal-AOM有关^[50]。在实验室培养微生物研究Metal-AOM菌群的报道中提到属于ANME的ANME-2亚类ANME-2a、ANME-2c、ANME-2d（AAA）均可参与Metal-AOM。2016年，Scheller等^[51]、Fu等^[52]及Ettwig等^[53]的三项独立研究表明，一些菌株的ANME-2无论是否有细菌伴侣，均能够结合CH₄进行金属还原，且ANME-2d能够在不同的环境条件下利用不同的氧化剂作为电子受体。

目前主要的机理有三种：第一种通过几种微生物（ANME-2a、ANME-2c、ANME-2d），负责Metal- AOM的整个过程，ANME氧化CH₄是将电子直接转移至可溶性金属离子、复合物或者固体金属氧化物（图 6a））。第二种氧化机理与SAMO一样，ANME与金属还原微生物（MRM）合作进行金属的厌氧氧化，相关的MRM接受来自ANME的电子以分解金属氧化物（图 6b））。值得注意的是，在SAMO机理中发生的“隐硫循环”（在硫化物存在条件下形成S⁰，通过S⁰的歧化反应生成${\rm{SO}}_4^{2 - }$和S^2–）可能与上述Metal-AOM模式共存（图 6c））。最后一种通过反向产甲烷途径提供过量的H₂，与Fe³⁺发生氧化作用耦合进行Fe的还原。Metal-AOM现在已经被认为是一些淡水生态系统的甲烷库，它发生的假定层位略低于有氧/缺氧界面，无氧、硝酸盐/亚硝酸盐和硫酸盐，仅有铁和锰氧化物。根据Metal-AOM的化学计量学，其氧化产物Fe（Ⅱ）/Mn（Ⅱ）和CO₂也可能参与其他金属、硫和磷以及矿物形成的地质过程，这就解释了铁锰氧化物的原位浓度不足却可以进行甲烷氧化的问题。例如在出现MRM的条件下，Fe（Ⅱ）可以与磷酸盐、硫化物、碳酸盐和残余Fe（Ⅲ）反应生成蓝铁矿、黄铁矿、菱铁矿和磁铁矿等矿物，明显影响着地球地质组成，Metal-AOM的相关研究进展见3。

1.4 种间直接电子转移（DIET）

种间直接电子转移（DIET）是在Milucka等^[65]和Nauhaus等^[12]研究基础上推断出的一种新的AOM途径。他们通过对海洋中的ANME菌和SRB菌还原硫酸盐的实验猜测ANME与SRB之间的电子转移体系不需要通过常规的中间产物（间氢、醋酸或者甲酸等）作为电子转移载体，而是一种更直接的方式——DIET。DIET的前身是胞外电子转移机制（DEET）^[66]，最早发现于地杆菌的共培养中；随后，Summers等^[67]又在金属还原性土壤杆菌和硫还原性土壤杆菌共培养过程中发现两种菌体形成了一种导电的聚集体，聚集体DNA测序结果表明，在缺乏种间氢转移的突变体中，团聚体的形成较快，证明种间电子转移是直接的；此外，产甲烷过程中也发生DIET（图 7）^[68]。随着近年来稳定同位素示踪、宏基因组、理论模型等先进技术的发展和AOM上的应用，2015年Wegener等^[69]用ANME-1古细菌和SRB（HotSeep-1）在60℃下测试直接种间电子交换的假设，观察到在嗜热AOM（TAOM）条件下，古菌和细菌均过度表达细胞色素生成的基因，并形成类似于种间电子连接的纳米线结构，这种结构负责共生菌群之间的种间电子转移；McGlynn等^[70]通过单细胞色素的检测以及聚集体细胞之间基质的氧化还原依赖性染色实验，为直接电子转移的共同耦合提供了证据；Scheller等^[51]使用速率测量和单细胞稳定同位素探测相结合的方法证明SAMO过程无硫酸盐时，AOM反应速率并未衰减，正是通过DIET这种方式进行电子交换。

2 AOM的现代检测方法

传统的微生物多样性研究方法是将微生物从环境中分离，然后在实验室对其进行分离培养得到微生物的单菌株。由于微生物种类繁多，实验室富集培养微生物的仅有极少数，造成了研究上的困难。而现代微生物多样性研究是基于Illumina HiSeq测序平台，利用双末端测序的方法，构建小片段文库在编码核糖体RNA的核酸序列保守区进行测序。通过对序列拼接过滤，操作分类单元（Operational taxonomic units，OTU）聚类，并进行物种注释及丰度分析，揭示样品的物种构成；进一步进行α多样性分析、β多样性分析和显著物种差异分析等，挖掘样品之间的差异。

2.1 现代检测方法分类及优点

现代分子生物学技术能够揭示DNA序列遗传多态性，用于推断系统发育关系，并通过数据库比较鉴定未知微生物，其中基于16S rRNA的分子生物学技术已被广泛应用（表 4），例如变性梯度凝胶电泳（DGGE）、温度梯度凝胶电泳（TGGE）、末端限制性片段长度多态性分析（T-RFLP）等可依据独特核酸物质的分离，提供微生物多样性的轮廓；宏基因组学由Handelsman等^[71]1998年提出，对生境中所有微生物的总基因组DNA进行研究，可避开传统可培养方法的局限性，提高新微生物的发现效率，结合宏转录组学及新一代质谱技术催生下的宏蛋白质组学，可系统研究微生物群落及其功能，全面分析其组成、发展规律、进化和功能预测，认识微生物群落中物种多样性、基因潜力以及基因表达与调控，已广泛应用于海洋湖泊、深海热泉、人体肠道、牛瘤胃生境、森林土壤与堆肥生境等环境中微生物群落的结构和功能研究。

2.2 现代检测方法的局限性

分子生物学技术的发展和进步促进了环境微生物的研究，但不同方法有其局限性，如PCR扩增以优势种群为主，不利于检测丰度较低的稀有微生物种群；高通量测序得到的序列难以组成完整的基因，且很多基因的功能尚不清楚，很难获得由序列到功能的准确图谱；DGGE中受影响的条带可能含有多个物种，检测结果需要结合克隆库来验证；454测序中对一条序列的同一个碱基的重复测量准确度低；Illumina测序在测定GC含量（鸟嘌呤和胞嘧啶的比率）高的序列区域时容易产生偏差；FISH样品的荧光会影响探针的荧光信号，导致微生物细胞的同位素组成受到样品制备过程的干扰。

3 展望

本文综述了四种不同电子受体的湿地AOM途径以及参与反应的微生物菌群，探讨了环境因子对湿地AOM的影响机制，列举了几种研究微生物群落结构特征、数量分布特征、活性和相对作用强度的分子生物学技术，为从原理上探明AOM途径的发生机理和微生物在功能、生态和进化上的关系提供更多的科学依据，在湿地温室气体排放领域取得新突破。关于湿地AOM途径的未来研究方向可从以下几个方面进行。

首先，微生物的富集和纯培养是深入研究AOM的基础，但由于功能微生物的培养过程非常缓慢，目前针对AOM各过程机理的研究多数仍停留在理论阶段，多种理论间互有冲突，未有充足的实验证据支撑，其中对于Metal-AOM途径以及DIET途径的研究更是处于起步阶段。今后的研究需要进一步探索各途径微生物菌群富集培养的适宜条件，减少各过程之间的相互影响，提高反应稳定性。

其次，由于河口湿地受到淡水与海水入侵的双重作用，以及人类活动对湿地碳源输入的影响，湿地AOM过程的环境影响因子（温度、盐度、植被类型、pH等）和电子受体（${\rm{NO}}_3^ - $、${\rm{NO}}_2^ - $、Fe³⁺等）随之多变，主导AOM途径的微生物群落也会产生较大的不确定性。今后可以研究人类活动、环境因子和电子受体三者之间的联系，进一步揭示它们的耦合关系对微生物群落结构的影响，加强对滨海湿地CH₄排放的管理。

最后，AOM途径应用于实际环境工程。例如可利用DAMO处理目前亟待解决的含氮废水，将CH₄作为替代碳源用于传统的反硝化工艺，并研发新型的脱氮除碳工艺，具有明显的经济效益和环境生态效益，可进一步研发具体的工艺流程。