全 文 ：甲烷氧化菌及其在环境治理中的应用*
魏素珍**
(西藏农牧学院资源与环境学院, 西藏林芝 860000)
摘摇 要摇 甲烷的生物氧化包括好氧氧化和厌氧氧化两种,分别由好氧甲烷氧化菌和厌氧甲烷
氧化菌完成.由于该过程是减少自然环境中温室气体甲烷排放的重要途径,越来越受到各国
学者的重视.本文主要对当前甲烷氧化菌的研究现状进行了综述,对好氧甲烷氧化菌的种类、
参与氧化甲烷的关键酶,厌氧甲烷氧化菌的种类、参与的微生物菌种以及氧化机理进行了论
述,并对这两类微生物在温室气体减排、污染物治理、废水生物脱氮、硫及金属元素回收等方
面的应用现状及前景进行了分析.
关键词摇 好氧甲烷氧化菌摇 厌氧甲烷氧化菌摇 温室气体减排摇 硫酸盐还原摇 反硝化
文章编号摇 1001-9332(2012)08-2309-10摇 中图分类号摇 Q142. 9; X172摇 文献标识码摇 A
Methanotrophs and their applications in environment treatment: A review. WEI Su鄄zhen
(Department of Resource and Environment, Tibet Agricultural and Animal Husbandry College,
Nyingtri 860000, Tibet, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(8): 2309-2318.
Abstract: Methanotrophs can oxidize methane, playing an important role in regulating methane
emission, and gaining increasing attention by the researchers around the world. Two biological path鄄
ways are involved in methane oxidation, i. e. , anaerobic oxidation and aerobic oxidation, which are
governed by anaerobic and aerobic methanotrophs, respectively. In this paper, the research
advances about methanotrophs were summarized, with the focus on the phylogeny and taxonomy of
methanotrophs, the key enzymes responsible for the aerobic oxidation of methane, the microorgan鄄
isms involved in the anaerobic oxidation of methane, and the mechanisms of microbial methane con鄄
sumption. The application prospects of the two methane oxidizers in greenhouse gases removal, pol鄄
lutants degradation, biological denitrification, and recovery of metals and sulfur compounds were
also analyzed.
Key words: aerobic methanotrophs; anaerobic methanotrophs; greenhouse gases removal; sulfate
reduction; denitrification.
*国家自然科学基金项目(51108378)和国家 211 工程师资队伍建设
项目(SZRC鄄211鄄06)资助.
**通讯作者. E鄄mail: szhwei@ yahoo. cn
2012鄄02鄄29 收稿,2012鄄05鄄04 接受.
摇 摇 甲烷是一种重要的温室效应气体,对温室效应
的贡献仅次于 CO2,达 20% ,千百年来其在大气中
的浓度都未曾有大的变化,但是自工业革命后其浓
度增加了一倍多,而且还在以每年 1. 0% ~ 1. 2%的
惊人速度增长[1] . 据估计,目前全球每年向大气排
放的甲烷量为 500 ~ 600 Tg,其中约 69%是由微生
物贡献的,其余则是由人类在采矿、燃烧化石能源以
及焚烧生物体过程中产生的[2] . 与甲烷的产生相对
应,自然环境中也广泛存在着甲烷的消耗,比如在湿
地、海洋、垃圾填埋场、稻田等场所,这些地方的甲烷
消耗主要是由甲烷氧化菌介导的,这一过程中消耗
的甲烷约占生物产甲烷的 60% [1,3] . 甲烷的生物氧
化可以通过两种途径进行,一种是在有氧条件下由
好氧甲烷氧化菌利用分子氧将甲烷氧化为 CO2 和
H2O,另一种是在厌氧环境中由厌氧甲烷氧化菌偶
联 SO4 2-或 NO2 - / NO3 -等的还原完成.目前对甲烷氧
化过程以及参与微生物的研究越来越受到人们的重
视,本文主要对甲烷氧化菌的研究现状及其在环境
治理中的应用现状和前景进行了综述和展望.
1摇 甲烷好氧氧化
人们对甲烷的好氧氧化认识是比较早的,研究
也相对比较深入.早在 20 世纪初就有甲烷氧化菌分
离纯化的报道,但其分类工作直到 1970 年 Whitten鄄
bury等[4]分离鉴定了 100 多个甲烷氧化菌后才开始
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 8 月摇 第 23 卷摇 第 8 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Aug. 2012,23(8): 2309-2318
建立起来.至今,这类好氧性的甲烷氧化菌已确定有
17 个属,根据形态结构以及生理生化性质大致可以
分为 3 个类群,即玉型、域型和愈型[5],都属于变形
菌门(Proteobacteria) . 玉型的特征是: 胞内膜( intra鄄
cytoplasmic membranes)成束分布,利用核酮糖单磷
酸途径(RuMP pathway)同化甲烷,特征磷脂脂肪酸
长度为 14 ~ 16 个碳. 域型的特征是: 胞内膜沿细胞
质膜排列,利用丝氨酸循环(serine pathway)同化甲
烷,特征磷脂脂肪酸长度为 18 个碳. 愈型甲烷氧化
菌兼有玉型和域型的一些特征,比如特征磷脂脂肪
酸长度为 16 个碳,既有核酮糖单磷酸循环,也有丝
氨酸循环,偶尔也存在核酮糖鄄1,5 二磷酸循环,并
且生长温度常高于玉型和域型[6] .以上是传统的分
类方法,但是随着越来越多新种的发现,该分类方法
已经不能满足现实的需要,比如疣微菌门(Verru鄄
comicrobia)甲烷氧化菌的发现,该类微生物没有典
型的胞内膜但却有膜泡组织[7-9] .此外,也并非所有
的甲烷氧化菌都可以非常完美地归入上述 3 个类
群,比如有些甲烷氧化菌同时具有玉型和域型的特
征磷脂脂肪酸,如 Methylocystis heyeri、M. crimeensis
和 M. thermalis[10-12]等. 因此,原有的分类标准需要
扩充或者采用新的分类方法.最近 Borrel 等[1]依据
16S rRNA基因序列对已知的甲烷氧化菌也进行了
分类,共分了 4 个科,即甲基球菌科 (Methylococ鄄
caceae)、甲基孢囊菌科(Methylocystaceae)、拜叶林
克氏菌科(Beijerinckiaceae)和甲基嗜酸菌科(Meth鄄
ylacidiphilaceae).这 4 个科都属于细菌,其中甲基球
菌科和甲基孢囊菌科都属于 酌鄄变形菌纲 ( 酌鄄pro鄄
teobacteria),拜叶林克氏菌科属于 琢鄄变形菌纲(琢鄄
proteobacteria),甲基嗜酸菌科属于疣微菌门. 甲基
球菌科中的甲烷氧化菌几乎都是玉型甲烷氧化菌,
甲基孢囊菌科中的甲烷氧化菌几乎都是域型甲烷氧
化菌,拜叶林克氏菌科中的甲烷氧化菌代谢类型多
种多样,包括专性甲烷氧化菌、兼性甲烷氧化菌及非
甲烷氧化菌[13];甲基嗜酸菌科中包含了 3 个嗜酸及
1 个耐热菌[7-9,14] .
好氧甲烷氧化菌在自然环境中的分布是非常广
泛的,迄今为止在各种产甲烷的有氧环境中都发现
了该类微生物的存在. 多数好氧甲烷氧化菌喜欢生
活在中温(20 ~ 35 益)与中性的 pH(5 ~ 8)环境中,
甚至在各种极端环境中也获得了其纯培养物,比如
在低温(<15 益)、高温( >40 益)、强酸(pH<5. 0)、
强碱(pH>9. 0)的环境中[5] . 甲烷氧化菌的种类以
及生存环境虽然多种多样,但其氧化甲烷的基本途
径都是一致的,即甲烷首先被氧化为甲醇,之后进一
步氧化为甲醛、甲酸,最终被氧化为 CO2 . 这一过程
虽然看似简单,但却是一个非常复杂的过程,尤其是
将甲烷氧化为甲醇的过程. 目前已发现催化该过程
的关键酶是甲烷单加氧酶(methane monooxygenase,
MMO),该酶有两种类型,一种是位于细胞膜上的颗
粒状甲烷单加氧酶(particulate methane monooxygen鄄
ase,pMMO),几乎存在于所有已发现的甲烷氧化菌
中;另一种是位于细胞质中的可溶性甲烷单加氧酶
(soluble methane monooxygenase,sMMO),仅存在于
部分甲烷氧化菌中[15] .有的甲烷氧化菌仅能表达一
种 MMO,而有的甲烷氧化菌,比如Methylococcus cap鄄
sulatus Bath 和 Methylosinus trichosporium OB3b 则两
种 MMO都能表达,但至于表达哪种类型的 MMO则
取决于培养基中铜离子的浓度[6] .一般地,sMMO常
在铜离子与生物量比值较低时获得表达,而 pMMO
常在铜离子与生物量比值较高时获得表达[16] .目前
对 sMMO的研究已相当透彻,与之相对,由于胞外
性质异常不稳定,人们对 pMMO 的认识还非常有
限.已知 sMMO和 pMMO都是非专一性的甲烷氧化
酶,即除了氧化甲烷外,还能氧化一系列的短链化合
物. sMMO可以氧化长达 8 个碳的烷类、环烃以及芳
香族化合物,而 pMMO的底物范围却比 sMMO 窄得
多,仅能氧化长达 5 个碳的烷类,不能氧化环烃及芳
香族化合物[17] .已知 sMMO和 pMMO都可以催化多
种卤化物比如三氯乙烯(TCE)的降解,并且其降解
速率一般较其他的单加氧酶快 1 ~ 2 个数量级,因此
甲烷氧化菌的这一性质对去除环境中的污染物具有
非常重要的意义[5] .
2摇 甲烷厌氧氧化
早在 20 世纪 60 年代人们就已发现甲烷厌氧氧
化的存在[18],但参与该过程的微生物直到最近 20
年才被确定下来,由于生长非常缓慢以及需求的条
件苛刻,至今未能获得甲烷厌氧氧化的纯培养物.甲
烷的厌氧氧化在地球上也是广泛存在的,各种类型
的环境中都检测到了其存在,比如深海沉积物、冷泉
甲烷泄漏区、湖中、垃圾填埋场、受污染地下水中、被
淹没的稻田等.自然环境中甲烷的厌氧氧化最先在
海底沉积物中发现[19],当时发现海底产生的甲烷在
接触到氧气前便被消耗了,因此人们推测在海底的
沉积物中存在有厌氧氧化甲烷的微生物,而最早揭
示这类微生物的是 Hinrichs 等[20],他们利用 16S
rRNA基因以及脂类生物标志化合物( lipid biomark鄄
0132 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
ers)确定参与海底沉积物中甲烷厌氧氧化的微生物
是与甲烷八叠球菌目(Methanosarcinales)和产甲烷
微菌目(Methanomicrobiales)具有亲缘关系的新型古
菌.至此人们对甲烷的厌氧氧化有了全新的认识,也
揭开了甲烷厌氧氧化研究的序幕.
依据最终电子受体的不同,甲烷的厌氧氧化可
分为 3 种,一种以 SO4 2-为最终电子受体,被称为硫
酸盐还原型甲烷厌氧氧化 ( sulphate鄄reduction鄄
dependent anaerobic methane oxidation,SAMO);一种
以 NO2 - / NO3 -为最终电子受体,被称为反硝化型甲
烷 厌 氧 氧 化 ( denitrification鄄dependent anaerobic
methane oxidation,DAMO);一种是最近才发现的、以
Fe3+ / Mn4+作为最终电子受体的甲烷厌氧氧化[21] .
2郾 1摇 SAMO
SAMO是由甲烷厌氧氧化古菌(anaerobic meth鄄
anotrophic archaea,ANME)和硫酸盐还原细菌( sul鄄
fate鄄reducing bacteria,SRB)共同完成的,是最先发现
的甲烷厌氧氧化途径,研究得也最深入.依据系统发
育分析,可将参与该反应的 ANME 分为 3 个类群,
即 ANME鄄1、ANME鄄2 和 ANME鄄3. 这 3 个类群都属
于广古菌门(Euryarchaeota),都与甲烷八叠球菌目
和甲烷微菌目有着或近或远的亲缘关系,其中
ANME鄄1 与甲烷八叠球菌目和甲烷微菌目的亲缘关
系较远,而 ANME鄄2 则属于产甲烷八叠球菌目,
ANME鄄3 是最近才鉴定出来的新古生菌群,与拟甲
烷球菌属(Methanococcoides)亲缘关系较近[22-24] .此
外,这 3 个类群都可以在紫外光的照射下发出荧光,
这一特点是产甲烷菌所共有的,因其体内含有辅酶
F420 [22-23] . ANME鄄1 与 ANME鄄2 广泛分布于各种产甲
烷的厌氧环境中,而 ANME鄄3 多存在于海底泥火山
中,偶尔也可在海底甲烷渗漏区发现[25](表 1). 与
ANME鄄1 和 ANME鄄2 共生的 SRB往往属于脱硫八叠
球菌属 (Desulfosarcina)和脱硫球菌属 (Desulfococ鄄
cus) [26-27],而与 ANME鄄3 共生的 SRB 通常属于脱硫
叶菌属(Desulfobulbus) [23-24] . ANME鄄1 与 SRB 的结
合比较松弛[22],而 ANME鄄2、ANME鄄3 一般与 SRB
形成紧密的共生体[28] .此外,越来越多的研究表明,
与 ANME 共生的微生物并不仅局限于 SRB,ANME鄄
2 可以和 啄鄄变形菌纲(啄鄄proteobacteria)中的多种菌
共生,甚至还可以与 琢鄄变形菌纲中的 Sphingomonas
spp.及 茁鄄变形菌纲(茁鄄proteobacteria)中的 Burkhold鄄
eria共生,比如在反硝化作用中发现的 ANME鄄2 就
是与 茁鄄变形菌纲共生的[25] . 自然环境中发现的
ANME通常各种类型都会出现,但一般仅有一种占
优势,而且 ANME 通常与 SRB 形成聚集体或是呈
簇、呈链状出现,当然也会以单个细胞的形式出
现[22-23,28] . ANME鄄1 有 2 个亚类 a、b,细胞一般呈圆
柱状,并非严格的甲烷氧化菌,除了可以通过氧化甲
烷获得能量外,还可以利用乙酸、丙酸或者丁酸进行
生长[22] . ANME鄄2细胞一般呈球状,有4个亚类a、
表 1摇 ANME各类群的性质
Table 1摇 Characterization of various ANME groups
项目 Item ANME鄄1 ANME鄄2 ANME鄄3
共生的 SRB
Associated SRB
脱硫八叠球菌属和脱硫球菌属
Desulfosarcina and Desulfococcus
脱硫八叠球菌属和脱硫球菌属
Desulfosarcina and Desulfococcus
脱硫叶菌属
Desulfobulbus
是否必须与 SRB共生?
Must be associated with SRB?
否
No
否
No
否
No
进化较近的产甲烷菌
Related methanogen
甲烷八叠球菌目和产甲烷微菌目
Methanosarcinales and Methanomi鄄
crobiales
甲烷八叠球菌目
Methanosarcinales
拟甲烷球菌属
Methanococcoides
紫外光下是否发荧光?
Autofluorescent under UV light?
是
Yes
是
Yes
是
Yes
生境
Habitat
海底沉积物、冷泉、湖底沉积物、土
壤、油田沉积物等各种产甲烷的厌
氧区域
Marine sediments, cold seep, lake
sediments, soils, oil field sedi鄄
ments, and various anoxic habitat
with methane
海底沉积物、冷泉、湖底沉积物、
土壤、油田沉积物等各种产甲烷
的厌氧区域
Marine sediments, cold seep, lake
sediments, soils, oil field sedi鄄
ments, and various anoxic habitat
with methane
海底泥火山和海底甲烷渗漏区
Submarine mud volcanoes and ma鄄
rine methane seep
亚类
Subgroups
a, b a, b, c, d 未定
Not determined
是否产甲烷?
Produce methane?
是
Yes
可能会
Maybe
可能会
Maybe
单体细胞存在与否?
Occur as single cells?
常见存在
Often
存在
Yes
存在
Yes
11328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 魏素珍 等:甲烷氧化菌及其在环境治理中的应用摇 摇 摇 摇
b、c、d,各亚类间的进化距离也相距较远,ANME鄄2d
也被称为 GoM ArcI[29],该亚类成员与其他成员的同
源性较远,不具备氧化甲烷的能力,也不与 SRB 组
成共生菌群[30] .
摇 摇 目前对 ANME氧化甲烷的机制还不十分清楚,
不同的学者根据自己的研究结果提出了 3 种可能的
理论模型,即反向产甲烷理论、乙酸化理论和甲基化
理论.有关这些理论的具体描述可以参见沈李东
等[31]的综述文章. ANME鄄2 和 ANME鄄3 利用哪种途
径产甲烷还不十分清楚,不过已经可以确定 ANME鄄
1 可以利用反向产甲烷途径进行甲烷的氧化,并且
在某些条件下该类微生物也可以生产甲烷[32] .
2郾 2摇 DAMO
对 DAMO的研究起步相对较晚,虽然在废水处
理中早就发现甲烷的氧化可以和脱氮相偶联[33],但
在相当长的时间内并未找到证明 NO2 - / NO3 -可以作
为甲烷厌氧氧化最终电子受体的直接证据. 在自然
环境中首先发现 DAMO存在的是 Smith 等[34],他们
发现在含有高浓度 NO2 - / NO3 -的受污染地下水中可
以进行甲烷厌氧氧化. 之后 Islas鄄Lima 等[35]给出了
证明 DAMO存在的直接证据,他们在缺氧的条件下
将甲烷气体通入以反硝化污泥为种泥的人工合成含
NO2 - / NO3 -的废水中,经过长期运行后 NO2 - / NO3 -
和甲烷都可以有效获得去除,而未接入甲烷气体的
对照组中则没有 NO2 - / NO3 -的去除,但遗憾的是他
们并没有对参与该过程的微生物进行分析. 最近
Raghoebarsing等[36]利用从淡水生态系统中获得的
甲烷厌氧氧化富集培养物证明了 NO2 - / NO3 -可以作
为甲烷厌氧氧化的最终电子受体,对该富集培养物
的分析表明,富集培养物中的优势菌是一类属于
NC10 门被称为 Candidatus Methylomirabilis oxyfera
的不可培养物,存在的古菌为 AAA,AOM(anaerobic
oxidation of methane)鄄associated archaea,该古菌与
ANME鄄2(相似性 86% ~ 87% )和产甲烷菌(相似性
86% ~ 88% )都具有较远的亲缘关系,并且对甲烷
的氧化不是必须的[37-39] . Hu 及其同事[38-39]的研究
结果表明,培养温度以及 NO2 -和 NO3 -都可以影响
富集培养物中古菌与 Candidatus M. oxyfera 的生存,
他们认为高温(35 益)有利于古菌的生存,而低温
(22 益)下古菌易被淘汰,Candidatus M. oxyfera更喜
欢以 NO2 -为底物进行生长,当以 NO2 -为底物时,微
生物相中的优势菌是与 Candidatus M. oxyfera 有关
的细菌,而当以 NO3 -为底物时,微生物相中的优势
菌除了与 Candidatus M. oxyfera 有关的细菌外还有
与 ANME有关的古菌.由于 NO2 -对多种微生物是有
毒的,对 Candidatus M. oxyfera 也不例外,Hu 等[39]
发现当 NO2 -的浓度超过 1 mmol NO2 - 鄄N·L-1时,
Candidatus M. oxyfera 的活性便受到抑制,但在
Ettwig 等[37,40]的研究中却未发现类似的现象. 由于
目前对 DAMO的研究才刚刚起步,并且缺乏足够的
DAMO培养物,因此该培养物中古菌存在的意义以
及外界培养条件对富集培养物的影响及影响机制还
有待于进一步的研究才能清楚.
对 Candidatus M. oxyfera的最新研究表明,Can鄄
didatus M. oxyfera氧化甲烷的途径与已发现的甲烷
氧化菌也是完全不一样的,既不同于已发现的甲烷
好氧氧化,也不同于 ANME 可以利用反向产甲烷途
径进行的甲烷氧化,而是利用一种被称为内部好氧
脱氮(intra鄄aerobic denitrification)的新型途径进行甲
烷的氧化,在该途径中,NO2 -被分解为 NO 和 O2,生
成的 O2 一部分用于甲烷的活化及氧化,另一部分被
终端呼吸氧化酶( terminal respiratory oxidases)用于
正常的呼吸[40-41] . Wu等[42]对该类微生物的细胞结
构分析表明,该微生物与已发现的甲烷氧化菌有明
显的区别,细胞形状非常奇特,呈多边形,而已观察
到的甲烷氧化菌的形状多为杆状、球状、弧状以及梨
状,此外没有胞内膜结构(该结构是变形菌纲中甲
烷氧化菌的共同特征) [6],三是胞外具有由蛋白质
构成的外鞘.由于对这种内部好氧脱氮途径发现得
较晚,人们对参与该途径的基因和酶都还不清楚,不
过甲烷好氧氧化途径中的典型基因都可以在 Candi鄄
datus M. oxyfera的基因组中找到[40],因此用来检测
好氧甲烷氧化菌存在的探针和基因序列也可以用来
直接或稍微修改后检测该类微生物的存在[43] . Lu鄄
esken等[44]用编码 pMMO蛋白复合体一个亚基的基
因 pmoA基因为标志,对荷兰 10 个污水处理厂中的
污泥进行检测,发现 9 个污水厂中都检测到与 Can鄄
didatus M. oxyfera 相似度达 98%的 NC10 门菌的存
在,对其中一个污水厂中的污泥进行富集培养后发
现,在不控制温度的情况下可以获得有效的脱氮与
甲烷厌氧氧化.因此可以推测,用污水厂中的污泥应
该可以启动 DAMO反应器的运行.对 Candidatus M.
oxyfera的进一步研究表明,该微生物对 O2 的生产
和消耗是严格控制的,当环境中有多余的 O2 存在
时,该微生物的多种活性都会受到抑制,包括甲烷的
氧化以及硝酸盐的还原,即使 O2 被消耗完后,其活
性也不能恢复到原有的程度[45] .然而自然环境中发
现的 Candidatus M. oxyfera 和类 Candidatus M. oxy鄄
2132 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
fera多存在于各种淡水体系的好氧与缺氧交界
区[36,39,43-44],这类微生物是如何适应这种环境以及
此类环境中存在的甲烷氧化和 NO2 - / NO3 -还原有何
意义人们还不清楚,不过可以推测由于 Candidatus
M. oxyfera的生长需要 NO2 - / NO3 -作为电子最终受
体,而自然环境中 NO2 - / NO3 -的来源之一便是通过
好氧氨氧化菌对氨的氧化,因此其在自然环境中的
生态位可能有利于对 NO2 - / NO3 -的利用.
2郾 3摇 Fe3+ / Mn4+为最终电子受体的甲烷厌氧氧化
NO2 - / NO3 -可以作为甲烷厌氧氧化电子受体的
发现促使人们考虑是否还有其他电子受体存在,
Beal等[21]的研究表明,在海洋生态系统中甲烷的厌
氧氧化可以与 Fe3+和 Mn4+的还原相偶联,参与的主
要微生物是名为 marine benthic group鄄D (MBG鄄D)
的不可培养微生物,同时发现 ANME鄄1 和 ANME鄄3
也参与了该反应.由于每年经河流进入海洋的铁、锰
量是非常大的,因此该反应过程对全球海洋甲烷厌
氧氧化的贡献可能是很大的. 由于该反应是最近才
发现的,其反应的条件、菌种的鉴定以及反应的微生
物学机制还有待于进一步的研究.
3摇 甲烷氧化菌在环境治理中的应用
3郾 1摇 甲烷的减排
自然界中甲烷的排放包括自然排放和人为排放
两种,前者占了地球甲烷排放量的 40% ,后者则占
了地球甲烷排放量的 60% [46] . 人为源中水稻田、反
刍动物、垃圾填埋场、煤矿等都是比较大的甲烷释放
源.随着大气中甲烷浓度的逐渐增加,越来越多的研
究开始关注如何减少人为源中甲烷的排放. 对于甲
烷排放量大而又比较集中的地区采用专门的收集或
处理装置将所产甲烷处理掉是比较有效的,而对于
分布范围广且释放缓慢的地区安装专门的收集处理
装置是不经济的也是不现实的. 自然界中不论是在
有氧的环境中还是在无氧的环境中都广泛存在着甲
烷的氧化,因此利用甲烷氧化菌降低人为源中甲烷
的排放量是非常经济而且有效的.
垃圾填埋场是人为源甲烷排放的重要场所之
一,每年向大气排放的甲烷量为 3伊1013 ~ 7伊1013 g,
占人为排放源的 10% ~ 20% [5,47] . 垃圾填埋场自运
作之后会一直向大气中排放甲烷,即使垃圾填埋场
安装了新型的气体收集装置,也仅能收集 60% ~
80%的填埋气,而且在垃圾填埋场封场后的几十年
内都会向大气缓慢的输送甲烷[48] . 同时不可否认
的,由于垃圾填埋场覆土层中有大量甲烷氧化菌的
存在,垃圾填埋场也是大气甲烷汇的重要场所,不但
可以吸收 10% ~90%填埋场产生的甲烷,而且还可
以吸收部分大气中的甲烷[49] . 目前,为了提高垃圾
场覆土层中甲烷的氧化速率,人们采取了各种方法,
比如选用新型高效的生物覆盖层(biocovers)、生物
滤池(biofilters)等[50] . 生物覆盖层主要是一些具有
通透性的生物材料,比如堆肥、污泥、木屑等,这些材
料具有多空性,有利于甲烷和氧气的穿透同时还具
有保湿性,可以为甲烷氧化菌提供良好的生长环境.
生物滤池则拥有固定的反应床,微生物可以在其填
充材料上形成生物膜,其填充材料一般也具有多孔、
保湿的特征.生物滤池一般是一个独立的单元,依靠
主动或被动的方式将填埋气和空气导入其中进行甲
烷的氧化,因此该反应器也可以应用于其他有甲烷
排放的地方,比如农场等. 目前,有关生物覆盖层与
生物滤池的研究比较广泛、深入,而且也已经有人对
其进行了非常深入的总结,有关这部分的详细内容
可以参见 Huber鄄Humer 等[50]、Nikiema 等[51]的综述
文章.
在垃圾填埋场进行的甲烷生物氧化一般采用的
是好氧的方法,随着厌氧甲烷氧化的发现,人们也在
垃圾填埋场及其周边环境中发现了甲烷的厌氧氧
化[52-53],Grossman等[52]的研究表明,垃圾渗滤液污
染羽(leachate plume)及其周边存在着甲烷的厌氧
氧化,但其氧化速率较富含硫酸盐海底沉积物中的
低 1 ~ 3 个数量级,并推测可能是由于垃圾渗滤液中
硫酸盐浓度较低导致的,此外其氧化速率较垃圾填
埋场覆土层中的好氧氧化也低了 3 个数量级,虽然
好氧氧化是垃圾填埋场中甲烷氧化的最有效方法,
但由于垃圾填埋场中普遍存在着缺氧区,甲烷的厌
氧氧化对于垃圾填埋场中甲烷的吸收是非常有意义
的,然而由于影响其氧化速率的因素众多,比如微生
物生长量、底物、温度、pH 以及湿度等,因此如何优
化其甲烷氧化过程、降低垃圾填埋场甲烷释放量是
摆在科研工作者面前的难题.
3郾 2摇 污染物的去除
甲烷单加氧酶的底物非专一性使得好氧性甲烷
氧化菌除了能够氧化甲烷获得生长所需的碳和能量
外,还可以通过氧化部分碳氢化合物以及卤代碳氢
化合物,比如氯氟烃(CFC)、TCE 进行生长[54] .甲烷
氧化菌的这一性质对其在环境治理中的应用具有非
常重要的价值,比如对于垃圾填埋气中非甲烷有机
气体的去除[55] .填埋气中除了占主要成分的甲烷和
CO2 外,还有约占填埋气总体积 1%的各种非甲烷
31328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 魏素珍 等:甲烷氧化菌及其在环境治理中的应用摇 摇 摇 摇
有机气体,比如氯乙烯、二氯甲烷、四氯乙烯、苯、甲
苯和二甲苯等[51] .这些气体的量虽然少但对环境以
及人类的危害却非常大,有些气体如烷基苯可以散
发出难闻的气味,有些气体如苯和氯代烃可以使人
产生疾病,有些气体如 CFC可以加速平流层中臭氧
的消耗;此外,还可以原位修复受 TCE 等污染物污
染的地下水[34,56]以及降解生物反应器中某些碳氢
化合物以及卤代碳氢化合物[57]等.目前文献中对甲
烷氧化菌代谢各种碳氢化合物以及卤代碳氢化合物
有详细的描述[58],其中研究最为深入的就是 TCE.
TCE是一种挥发性的化学物质,工业常用溶剂,无
色、有毒、具有芳香味,在环境中被认为是通过共代
谢(co鄄metabolism)的机制降解的[59] . ‘共代谢爷被
Alvarez鄄Cohen等[60]定义为: 微生物所产生的酶会
催化环境中存在的某些物质降解,但该过程并不向
微生物细胞提供有利于生长的碳骨架以及能量.
Semrau等[5]认为甲烷氧化菌降解 TCE 类物质对自
身不但没有益处,可能还会有不良的影响,比如这类
物质会与甲烷竞争 MMO 上的结合位点从而降低对
甲烷的转化;消耗细胞中的还原力从而间接影响甲
烷的吸收;形成有毒物质如环氧化合物,不利于甲烷
氧化菌的生长.最近已有不少研究表明,在用甲烷氧
化菌降解垃圾填埋气中非甲烷有机气体时,随着非
甲烷有机气体浓度的增加甲烷氧化菌降解甲烷的速
率会有不同程度的降低. 比如 Albanna 等[48]的研究
表明,随着三氯乙烷、TCE 和二氯甲烷浓度的增加,
垃圾填埋场生物覆盖层氧化甲烷的能力逐渐降低,
当没有非甲烷有机气体存在时,甲烷的最大氧化速
率为 35郾 0 滋g CH4·h-1·g-1,而同等条件下当非甲
烷有机气体出现时则降至 19郾 1 滋g CH4·h-1·g-1 .
Scheutz等[61]在用垃圾填埋场的覆土氧化甲烷时发
现含氯氟烃 HCFC-21和 HCFC-22都可降低甲烷的氧
化速率,并且二者的降解与甲烷的氧化是同时进行
的.然而,也并非所有的甲烷氧化都受非甲烷有机物
的影响,Lee等[55]的研究表明,当用从湿地中获得的
甲烷氧化菌氧化甲烷时,苯和甲苯的存在对其氧化
甲烷的速率并不产生影响.因此可以推测,在给定最
佳的条件下同时以最大速率氧化甲烷和非甲烷有机
物是可行的,但是如何对生物覆盖层进行改进,使其
既满足对甲烷的氧化,同时又有利于甲烷氧化菌对
非甲烷有机物的吸收,以及如何选取高效的菌种还
有待于今后的研究才能确定.
3郾 3摇 废水的生物脱氮
水体中氮元素含量偏高造成的危害已是众所周
知,比如易导致水体富营养化进而引起水质恶化以
及水生生物死亡等,因此经济有效的脱氮处理已经
成为废水处理中必须面对的重要问题,也是水处理
研究中的热点领域之一. 传统的废水生物脱氮包括
两个基本过程,即硝化与反硝化,前者是在氧气存在
下由自养细菌将 NH4 +氧化为 NO2 - / NO3 -,后者是在
缺氧或厌氧条件下由异养细菌将 NO2 - / NO3 -还原为
氮气.反硝化作用需要有机物作为电子供体,如果废
水中有机物不足就需要添加碳源供反硝化细菌生
长.常用来添加的碳源一般是甲醇,但添加甲醇不但
增加了废水处理的成本而且也会造成废水的二次污
染.后来的研究发现甲烷也可以用作反硝化的外加
碳源[33,62],但常需要有氧的存在才能获得反硝化,
绝对厌氧的条件下几乎没有反硝化作用[63] .这类需
氧的以甲烷为外加碳源的反硝化机制首先被 Rhee
等[62]阐明,他们认为,在微好氧条件下甲烷氧化菌
将甲烷氧化为甲醇等中间产物,之后由反硝化细菌
利用这些中间产物进行反硝化作用. 该过程因为需
要氧的参与,因此反硝化的效率通常很低.
厌氧氨氧化以及甲烷厌氧氧化偶联反硝化是最
近发现的两种重要氮素循环途径,目前对前者的研
究相对比较深入,该途径是在厌氧条件下由微生物
直接以 NH4 +为电子供体,以 NO2 - / NO3 -为电子受
体,将 NH4 +、NO2 - / NO3 -转变成 N2;后者主要是由
Candidatus M. oxyfera 完成的,其研究才刚刚起步,
但其在废水脱氮应用中的优势也是非常明显的: 首
先,不需要氧的参与有利于反硝化细菌的反硝化作
用,同时又避免了气相中氧气和甲烷的同时存在可
能会造成的爆炸危险;其次,以甲烷为电子供体,甲
烷是气体,过量的甲烷会从废水中逸出,后处理相对
容易,此外甲烷价廉且广泛存在,可以大大降低废水
处理的成本,比如沼气、垃圾填埋气等都富含甲烷.
虽然厌氧氨氧化菌在氧化氨以及 Candidatus M. oxy鄄
fera类细菌在氧化甲烷时都利用相同的电子受体即
NO2 - / NO3 -,但不论是在自然环境中[64]或是在实验
室[65]中都发现了这两类微生物的共存,可以共同完
成甲烷、氨的氧化以及 NO2 - / NO3 -的还原.这一现象
对于处理同时含有甲烷和氨的废水是非常有意义
的,因为在厌氧消化过程中 NH4 +和甲烷通常是最主
要的末端产物,气相中的甲烷很容易被回收利用,但
液相中的甲烷回收起来却相对比较困难,特别是当
温度比较低时,甲烷的溶解度更大,但是液相中的甲
烷如果放任不管也会给环境带来一定的危害[65] .由
于 DAMO是最近才发现的一类生物反应,虽然其在
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废水生物脱氮中具有非常重要的潜在应用价值,但
人们对该过程并没有足够的认识,比如在大规模的
废水生物脱氮反应器中,作为电子受体的 NO2 - /
NO3 -通常是由好氧氨氧化菌提供的[66],生物脱氮如
果在同一个反应器中进行,各种微生物之间势必会
发生底物竞争,比如好氧甲烷氧化菌与厌氧甲烷氧
化菌对甲烷的竞争、厌氧甲烷氧化菌与厌氧氨氧化
菌对 NO2 - / NO3 -的竞争等,同时由于各类微生物对
氧的需求不同,如何调节液相中的氧浓度使反应器
中同时出现好氧、缺氧、厌氧区以供各类微生物生长
都需要进一步的研究才能确定.
3郾 4摇 硫及金属元素的回收
许多工业废水,如食品发酵工业废水、采矿业废
水、造纸工业废水等都含有大量的硫酸盐,同时某些
工业废水也含有大量的金属离子如 Fe2+、Fe3+、Cd2+、
Cr2+、Cu2+、Hg2+、Mo2+、Ni2+、Pb2+和 Zn2+等.这些工业
废水在排入环境之前一般都要进行处理,一方面可
以回收一些有用的化学元素,另一方面也会避免对
环境造成危害.回收这些元素的方法有多种,其中利
用 SRB可以将高价态的硫还原为单质硫或 S2-的性
质进行回收是比较经济且有效的.单质硫不溶于水、
呈黄色晶状,而 S2-可以和溶液中的多数金属离子形
成沉淀,因此二者都非常容易回收再利用. SRB在进
行脱硫时需要有电子供体的存在,可以被 SRB 利用
的电子供体有氢、甲醇、乙醇、甲酸、乳酸、丙酮酸、甲
硫醇和糖等.不同的电子供体对 SRB 生长速率的影
响是不同的,并且电子供体的成本常常决定了生物
脱硫的成本.实际应用中 SRB 电子供体的选择一般
有以下几条标准: 一是能促进 SRB 高效脱硫,二是
所选电子供体应价廉且易获得,三是不会产生二次
污染或产生的污染很容易去除. 甲烷虽然不能被
SRB直接用作电子供体,但是硫酸盐还原偶联甲烷
厌氧氧化的发现为 SRB 的电子供体提供了新的来
源.以甲烷作为外加电子供体具有多种优势,首先如
前文所述,甲烷是气体且价廉、易获得,不像有机废
水一样含有其他不被 SRB利用的物质,常需前处理
或后处理,也不像合成气(H2,CO2,CO)一样,其产
生常需高温高压的石油气裂化或水蒸气重整以及
CO的去除等后处理;其次,可以贡献的电子多,1 分
子 H2 仅能贡献 2 个电子,而 1 分子 CH4则可以贡献
8 个电子;再者,常温常压下甲烷在水中的溶解度比
氢气大得多;第四,甲烷不像氢气一样会被常与 SRB
共存的产甲烷菌消耗掉,避免了不必要的损失.然而
由于对 SAMO的研究才刚刚起步,SRB 与 ANME 的
共生机制还不十分清楚,此外,ANME鄄SRB 共生体
的生长速率也非常缓慢,其代时通常为 1 ~ 7 个
月[67],这极大限制了以甲烷作为 SRB 电子供体的
利用.随着人们对 ANME鄄SRB共生体的不断研究与
认识,也许将来可以找到提高其生长速率的方法,毕
竟以甲烷作为 SRB 外加电子供体的方法在硫及金
属元素的回收中具有极其重要的应用价值.
4摇 结语与展望
不管是厌氧甲烷氧化菌还是好氧甲烷氧化菌在
碳、氮、硫等化学元素的地球生物化学循环中都占有
非常重要的地位,在温室气体减排、污染物去除以及
废水脱氮等领域都具有非常重要的应用价值,越来
越受到国内外学者的广泛关注. 人们对好氧甲烷氧
化菌的研究起步较早、研究的也相对比较深入,而且
在环境治理中已有成功的应用.相比之下,人们对厌
氧甲烷氧化菌的研究才刚刚起步,对厌氧氧化的机
制、参与的菌种等都不是十分清楚. 然而,由于厌氧
甲烷氧化菌需要在无氧的条件下才能完成甲烷的氧
化,这一性质可以弥补在环境治理中应用好氧甲烷
氧化菌的不足,比如对于垃圾渗滤液污染羽、地下水
等缺氧环境中的甲烷氧化,对于同时含有甲烷和氨
废水的厌氧氨氧化以及甲烷去除都是非常有意
义的.
目前已发现的 3 种甲烷厌氧氧化 SAMO、DAMO
以及以 Fe3+ / Mn4+为电子受体的甲烷厌氧氧化都处
于研究的理论阶段,虽然在环境治理中都具有重要
的潜在价值,但由于其生长速率极慢,通常代时为几
周甚至几个月,这极大的限制了其在环境治理中的
应用,因此如何提高其生长速率应是今后需要研究
的重点.此外由于此类微生物以甲烷为生长底物,常
温常压下水中甲烷的溶解度是比较低的,如何增大
气、液相中甲烷的交换速率,进而提高其对甲烷的降
解速率也是今后需要解决的难题之一. 由于目前一
直未获得甲烷厌氧氧化的纯培养物,对其研究只能
借助于各种分子生物学手段,比如荧光原位杂交、实
时定量 PCR以及同位素示踪检测等技术.利用这些
技术跟踪检测各种厌氧甲烷氧化菌在富集培养过程
中的微生物种群动态变化,阐明 SAMO、DAMO 以及
以 Fe3+ / Mn4+为电子受体的甲烷厌氧氧化发生机理
及参与的微生物,为甲烷排放的控制和管理提供理
论依据,为将来的工程化应用奠定基础.
参考文献
[1]摇 Borrel G, J佴z佴quel D, Biderre鄄Petit C, et al. Produc鄄
51328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 魏素珍 等:甲烷氧化菌及其在环境治理中的应用摇 摇 摇 摇
tion and consumption of methane in freshwater lake eco鄄
systems. Research in Microbiology, 2011, 162: 832 -
847
[2]摇 Conrad R. The global methane cycle: Recent advances
in understanding the microbial processes involved. Envi鄄
ronmental Microbiology Reports, 2009, 1: 285-292
[3]摇 Reeburgh WS. Oceanic methane biogeochemistry.
Chemical Reviews, 2007, 107: 486-513
[4]摇 Whittenbury R, Phillips KC, Wilkinson JF. Enrich鄄
ment, isolation and some properties of methane鄄utilizing
bacteria. Journal of General Microbiology, 1970, 61:
205-218
[5] 摇 Semrau JD, Dispirito AA, Yoon S. Methanotrophs and
copper. FEMS Microbiology Reviews, 2010, 34: 496 -
531
[6]摇 Hanson RS , Hanson TE. Methanotrophic bacteria. Mi鄄
crobiological Reviews, 1996, 60: 439-471
[7]摇 Pol A, Heijmans K, Harhangi HR, et al. Methanotro鄄
phy below pH1 by a new Verrucomicrobia species. Na鄄
ture, 2007, 450: 874-878
[8]摇 Dunfield PF, Yuryev A, Senin P, et al. Methane oxida鄄
tion by an extremely acidophilic bacterium of the phylum
Verrucomicrobia. Nature, 2007, 450: 879-882
[9]摇 Islam T, Jensen S, Reigstad LJ, et al. Methane oxida鄄
tion at 55 益 and pH 2 by a thermoacidophilic bacterium
belonging to the Verrucomicrobia phylum. Proceedings of
the National Academy of Sciences of the United States of
America, 2008, 105: 300-304
[10]摇 Heyer J, Berger U, Hardt M, et al. Methylohalobius
crimeensis gen. nov. , sp. nov. , a moderately halophil鄄
ic, methanotrophic bacterium isolated from hypersaline
lakes of Crimea. International Journal of Systematic and
Evolutionary Microbiology, 2005, 55: 1817-1826
[11]摇 Dedysh SN, Belova SE, Bodelier PL, et al. Methylocys鄄
tis heyeri sp. nov. , a novel type II methanotrophic bac鄄
terium possessing ‘signature爷 fatty acids of type I meth鄄
anotrophs. International Journal of Systematic and Evo鄄
lutionary Microbiology, 2007, 57: 472-479
[12]摇 Tsubota J, Eshinimaev B, Khmelenina VN, et al.
Methylothermus thermalis gen. nov. , sp. nov. , a novel
moderately thermophilic obligate methanotroph from a
hot spring in Japan. International Journal of Systematic
and Evolutionary Microbiology, 2005, 55: 1877-1884
[13]摇 Dunfield PF, Belova SE, Vorob爷ev AV, et al. Methylo鄄
capsa aurea sp. nov. , a facultative methanotroph pos鄄
sessing a particulate methane monooxygenase, and
emended description of the genus Methylocapsa. Interna鄄
tional Journal of Systematic and Evolutionary Microbiolo鄄
gy, 2010, 60: 2659-2664
[14]摇 Op den Camp HJM, Islam T, Stott MB, et al. Environ鄄
mental, genomic and taxonomic perspectives on metha鄄
notrophic Verrucomicrobia. Environmental Microbiology
Reports, 2009, 1: 293-306
[15]摇 Han B (韩摇 冰), Su T (苏摇 涛), Li X (李摇 信),
et al. Research progresses of methanotrophs and meth鄄
ane monooxygenases. Chinese Journal of Biotechnology
(生物工程学报), 2008, 24(9): 1511-1519 (in Chi鄄
nese)
[16]摇 Stanley SH, Prior SD, Leak DJ, et al. Copper stress
underlies the fundamental change in intracellular loca鄄
tion of methane mono鄄oxygenase in methane鄄oxidizing or鄄
ganisms: Studies in batch and continuous cultures. Bio鄄
technology Letters, 1983, 5: 487-492
[17]摇 Burrows KJ, Cornish A, Scott D, et al. Substrate speci鄄
ficities of the soluble and particulate methane mono鄄oxy鄄
genases of Methylosinus trichosporium OB3b. Journal of
General Microbiology, 1984, 130: 3327-3333
[18]摇 Davis JB, Yarbrough HF. Anaerobic oxidation of hydro鄄
carbons by Desulfovibrio desulfuricans. Chemical Geolo鄄
gy, 1966, 1: 137-144
[19]摇 Martens CS, Berner RA. Methane production in the in鄄
terstitial waters of sulfate鄄depleted marine sediments.
Science, 1974, 185: 1167-1169
[20]摇 Hinrichs KU, Hayes JM, Sylva SP, et al. Methane鄄con鄄
suming archaebacteria in marine sediments. Nature,
1999, 398: 802-805
[21]摇 Beal EJ, House CH, Orphan VJ. Manganese鄄 and iron鄄
dependent marine methane oxidation. Science, 2009,
325: 184-187
[22]摇 Knittel K, L觟sekann T, Boetius A, et al. Diversity and
distribution of methanotrophic archaea at cold seeps. Ap鄄
plied and Environmental Microbiology, 2005, 71: 467-
479
[23]摇 Losekann T, Knittel K, Nadalig T, et al. Diversity and
abundance of aerobic and anaerobic methane oxidizers at
the Haakon Mosby mud volcano, Barents Sea. Applied
and Environmental Microbiology, 2007, 73: 3348-3362
[24]摇 Niemann H, Losekann T, de Beer D, et al. Novel mi鄄
crobial communities of the Haakon Mosby mud volcano
and their role as a methane sink. Nature, 2006, 443:
854-858
[25]摇 Knittel K, Boetius A. Anaerobic oxidation of methane:
Progress with an unknown process. Annual Review of Mi鄄
crobiology, 2009, 63: 311-334
[26]摇 Boetius A, Ravenschlag K, Schubert CJ, et al. A ma鄄
rine microbial consortium apparently mediating anaerobic
oxidation of methane. Nature, 2000, 407: 623-626
[27]摇 Michaelis W, Seifert R, Nauhaus K, et al. Microbial
reefs in the Black Sea fueled by anaerobic oxidation of
methane. Science, 2002, 297: 1013-1015
6132 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 23 卷
[28]摇 Orphan VJ, House CH, Hinrichs KU, et al. Multiple
archaeal groups mediate methane oxidation in anoxic
cold seep sediments. Proceedings of the National Acade鄄
my of Sciences of the United States of America, 2002,
99: 7663-7668
[29]摇 Nunoura T, Inagaki F, Delwiche ME, et al. Subseafloor
microbial communities in methanehydrate鄄bearing sedi鄄
ment at two distinct locations (ODP Leg204) in the Cas鄄
cadia margin. Microbes and Environments, 2008, 23:
317-325
[30]摇 Orphan VJ, Hinrichs KU, Ussler W, et al. Comparative
analysis of methane鄄oxidizing archaea and sulfate鄄reduc鄄
ing bacteria in anoxic marine sediments. Applied and
Environmental Microbiology, 2001, 67: 1922-1934
[31]摇 Shen L鄄D (沈李东), Hu B鄄L (胡宝兰), Zheng P (郑
平). Progress in study on microorganisms responsible
for anaerobic oxidation of methane. Acta Pedologica Sin鄄
ica (土壤学报), 2011, 48 (3): 619 - 628 ( in Chi鄄
nese)
[32]摇 Lloyd KG, Alperin MJ, Teske A. Environmental evi鄄
dence for net methane production and oxidation in puta鄄
tive anaerobic methanotrophic (ANME) archaea. Envi鄄
ronmental Microbiology, 2011, 13: 2548-2564
[33]摇 Sollo FW, Mueller JHF, Larson TE. Denitrification of
wastewater effluents with methane. Journal of Water Pol鄄
lution Control Federation, 1976, 48: 1840-1842
[34]摇 Smith RL, Howes BL, Garabedian SP. In situ measure鄄
ment of methane oxidation in groundwater by using natu鄄
ral鄄gradient tracer tests. Applied and Environmental Mi鄄
crobiology, 1991, 57: 1997-2004
[35]摇 Islas鄄Lima S, Thalasso F, Gomez鄄Hernandez J. Evi鄄
dence of anoxic methane oxidation coupled to denitrifica鄄
tion. Water Research, 2004, 38: 13-16
[36]摇 Raghoebarsing AA, Pol A, van de Pas鄄Schoonen KT, et
al. A microbial consortium couples anaerobic methane
oxidation to denitrification. Nature, 2006, 440: 918 -
921
[37]摇 Ettwig KF, van Alen T, van de Pas鄄Schoonen KT, et
al. Enrichment and molecular detection of denitrifying
methanotrophic bacteria of the NC10 phylum. Applied
and Environmental Microbiology, 2009, 75: 3656-3662
[38]摇 Hu S, Zeng RJ, Burow LC, et al. Enrichment of deni鄄
trifying anaerobic methane oxidizing microorganisms.
Environmental Microbiology Reports, 2009, 1: 377-384
[39]摇 Hu S, Zeng RJ, Keller J, et al. Effect of nitrate and ni鄄
trite on the selection of microorganisms in the denitrif鄄
ying anaerobic methane oxidation process. Environmen鄄
tal Microbiology Reports, 2011, 3: 315-319
[40]摇 Ettwig KF, Butler MK, Le PD, et al. Nitrite鄄driven an鄄
aerobic methane oxidation by oxygenic bacteria. Nature,
2010, 464: 543-548
[41]摇 Wu ML, de Vries S, van Alen TA, et al. Physiological
role of the respiratory quinol oxidase in the anaerobic ni鄄
trite鄄reducing methanotroph ‘Candidatus Methylomirabi鄄
lis oxyfera爷 . Microbiology, 2011, 157: 890-898
[42]摇 Wu ML, van Teeseling MCF, Willems MJR, et al. Ultra鄄
structure of the denitrifying methanotroph ‘ Candidatus
Methylomirabilis oxyfera爷: A novel polygonal鄄shaped bac鄄
terium. Journal of Bacteriology, 2012, 194: 284-291
[43]摇 Luesken FA, Zhu B, van Alen TA, et al. pmoA primers
for detection of anaerobic methanotrophs. Applied and
Environmental Microbiology, 2011, 77: 3877-3880
[44]摇 Luesken FA, van Alen TA, van der Biezen E, et al.
Diversity and enrichment of nitrite鄄dependent anaerobic
methane oxidizing bacteria from wastewater sludge. Ap鄄
plied Microbiology and Biotechnology, 2011, 92: 845-
854
[45]摇 Luesken FA, Wu ML, op den Camp HJM, et al. Effect
of oxygen on the anaerobic methanotroph ‘ Candidatus
Methylomirabilis oxyfera爷: Kinetic and transcriptional
analysis. Environmental Microbiology, 2012, 14: 1024-
1034
[46]摇 Karakurt I, Aydin G, Aydiner K. Sources and mitiga鄄
tion of methane emissions by sectors: A critical review.
Renewable Energy, 2012, 39: 40-48
[47]摇 Wang Y鄄L (王云龙), Hao Y鄄J (郝永俊), Wu W鄄X
(吴伟祥), et al. Research progress on methane oxida鄄
tion in landfill cover soil. Chinese Journal of Applied
Ecology (应用生态学报), 2007, 18(1): 199 -204
(in Chinese)
[48]摇 Albanna M, Warith M, Fernandes L. Kinetics of biolog鄄
ical methane oxidation in the presence of non鄄methane
organic compounds in landfill bio鄄covers. Waste Man鄄
agement, 2010, 30: 219-227
[49]摇 Wang C鄄R (王琛瑞), Huang G鄄H (黄国宏), Liang
Z鄄B (梁战备), et al. Advances in the research on
sources and sinks of CH4 and CH4 oxidation (uptake) in
soil. Chinese Journal of Applied Ecology (应用生态学
报), 2002, 13(12): 1707-1712 (in Chinese)
[50]摇 Huber鄄Humer M, Gebert J, Hilger H. Biotic systems to
mitigate landfill methane emissions. Waste Management
& Research, 2008, 26: 33-46
[51]摇 Nikiema J, Brzezinski R, Heitz M. Elimination of meth鄄
ane generated from landfills by biofiltration: A review.
Reviews in Environmental Science and Biotechnology,
2007, 6: 261-284
[52]摇 Grossman EL, Cifuentes LA, Cozzarelli IM. Anaerobic
methane oxidation in a landfill鄄leachate plume. Environ鄄
mental Science & Technology, 2002, 36: 2436-2442
[53]摇 van Breukelen BM, Griffioen J. Biogeochemical proces鄄
71328 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 魏素珍 等:甲烷氧化菌及其在环境治理中的应用摇 摇 摇 摇
ses at the fringe of a landfill leachate pollution plume:
Potential for dissolved organic carbon, Fe ( II), Mn
(II), NH4, and CH4 oxidation. Journal of Contaminant
Hydrology, 2004, 73: 181-205
[54]摇 Scheutz C, Kjeldsen P. Capacity for biodegradation of
CFCs and HCFCs in a methane oxidative counter鄄gadient
laboratory system simulating landfill soil covers. Envi鄄
ronmental Science & Technology, 2003, 37: 5143-5149
[55]摇 Lee EH, Park H, Cho KS. Characterization of methane,
benzene and toluene鄄oxidizing consortia enriched from
landfill and riparian wetland soils. Journal of Hazardous
Materials, 2010, 184: 313-320
[56]摇 Eguchi M, Kitagawa M, Suzuki Y, et al. A field evalu鄄
ation of in situ biodegradation of trichloroethylene
through methane injection. Water Research, 2001, 35:
2145-2152
[57]摇 Arcangeli JP, Arvin E, Mejlhede M, et al. Biodegrada鄄
tion of cis鄄1,2鄄dichloro鄄ethylene at low concentrations
with methane鄄oxidizing bacteria in a biofilm reactor.
Water Research, 1996, 30: 1885-1893
[58]摇 Semrau JD. Bioremediation via methanotrophy: Over鄄
view of recent findings and suggestions for future re鄄
search. Frontiers in Microbiology, 2011, 2: 1-7
[59]摇 Pant P, Pant S. A review: Advances in microbial reme鄄
diation of trichloroethylene (TCE) . Journal of Environ鄄
mental Sciences, 2010, 22: 116-126
[60]摇 Alvarez鄄Cohen L, Speitel GE. Kinetics of aerobic come鄄
tabolism of chlorinated solvents. Biodegradation, 2001,
12: 105-126
[61]摇 Scheutz C, Kjeldsen P. Environmental factors influen鄄
cing attenuation of methane and hydrochlorofluorocarbons
in landfill cover soils. Journal of Environmental Quality,
2004, 33: 72-79
[62]摇 Rhee GY, Fuhs GW. Wastewater denitrification with
one鄄carbon compounds as energy source. Water Pollu鄄
tion Control Federation, 1978, 50: 2111-2119
[63]摇 Thalasso F, Vallecillo A, Garc侏a鄄Encina P, et al. The
use of methane as a sole carbon source for wastewater
denitrification. Water Research, 1997, 31: 55-60
[64] 摇 Zhu G, Jetten M, Kuschk P, et al. Potential roles of
anaerobic ammonium and methane oxidation in the nitro鄄
gen cycle of wetland ecosystems. Applied Microbiology
and Biotechnology, 2010, 86: 1043-1055
[65]摇 Luesken FA, S觃nchez J, van Alen TA, et al. Simulta鄄
neous nitrite鄄dependent anaerobic methane and ammoni鄄
um oxidation processes. Applied and Environmental Mi鄄
crobiology, 2011, 77: 6802-6807
[66]摇 Abma WR, Driessen W, Haarhuis R, et al. Upgrading
of sewage treatment plant by sustainable and cost鄄effec鄄
tive separate treatment of industrial wastewater. Water
Science and Technology, 2010, 61: 1715-1722
[67]摇 Kr俟ger M, Wolters H, Gehre M, et al. Tracing the slow
growth of anaerobic methane鄄oxidizing communities by
15N鄄labelling techniques. FEMS Microbiology Ecology,
2008, 63: 401-411
作者简介摇 魏素珍,女,1977 年生,博士,讲师. 主要从事固
体废弃物资源化与利用研究. E鄄mail: szhwei@ yahoo. cn
责任编辑摇 肖摇 红
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