安俞煒，張 睿，楊 舒，王洋清，趙由才，宋立巖，6

（1. 重慶交通大學(xué)，重慶 400074；2. 中國科學(xué)院 重慶綠色智能技術(shù)研究院，重慶 400714；3. 中國科學(xué)院大學(xué)重慶學(xué)院，重慶 400714；4. 重慶大學(xué)三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室，重慶 400045；5. 同濟大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092; 6. 安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，安徽 合肥 230601）

1 引言

汞（Hg）是高毒性的重金屬污染物，也是世界衛(wèi)生組織列為的優(yōu)先控制污染物。不同形態(tài)的Hg 毒性不同：氣態(tài)Hg 在大氣中的停留時間長且傳輸距離長，會對環(huán)境造成巨大的危害［1］；甲基汞（MeHg）是毒性最強的Hg 化合物，具有高神經(jīng)毒性、致癌性、生殖毒性及免疫系統(tǒng)毒性。MeHg極易在生物體內(nèi)富集，并通過食物鏈傳播放大，例如水生系統(tǒng)中的魚類體內(nèi)MeHg 含量比水體高106～107倍［2］。

大量廢棄的含Hg 產(chǎn)品（廢舊電池、廢舊熒光燈、廢舊醫(yī)療器械和電子設(shè)備等）隨生活垃圾進(jìn)入垃圾填埋場中，導(dǎo)致垃圾填埋場成為重要的Hg污染源。據(jù)估算，2005 年來自全球垃圾填埋場的總釋汞量為187 t［3］，其中我國垃圾填埋場總釋汞量為14.1 t，占7.5%［4］。同時，已有研究發(fā)現(xiàn)不同種類的生活垃圾（如廚余類、紙類、混合類等）Hg 含量不同，為0.10～2.77 mg/kg［5］，因此有必要對進(jìn)入到填埋場的含Hg 廢物進(jìn)行溯源研究和后續(xù)在填埋場環(huán)境行為的研究，為Hg 污染管理提供依據(jù)。在垃圾降解過程中，Hg 與固體廢物以及其他污染物一同進(jìn)行物理化學(xué)生物轉(zhuǎn)化，逐漸轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性的單質(zhì)Hg 以及高毒性的MeHg，最終可能通過填埋氣和滲濾液進(jìn)入到環(huán)境中，對環(huán)境及生態(tài)健康構(gòu)成嚴(yán)重威脅。有研究表明我國垃圾填埋場 內(nèi) 氣 態(tài) 總 汞（Total Mercury，THg） 為8.5～155.7 μg/m3，氣態(tài)單甲基汞（Monomethyl Mercury，MMHg） 為7.5～18.4 pg/m3，氣態(tài)二甲基汞（Dimethyl Mercury，DMHg）為4.7～23.2 pg/m3［6］；滲濾液中Hg 含量波動較大，為0.01～160 μg/L［7］。由于采樣困難以及檢測技術(shù)等障礙，大多數(shù)Hg 及MeHg 的研究都是針對垃圾填埋場中的填埋氣、滲濾液和上層覆土等介質(zhì)。然而，垃圾填埋體中存在著大量的垃圾，Hg 及MeHg 在垃圾填埋場填埋體中的轉(zhuǎn)化過程和機制仍然未知。

Hg、MeHg、有機物以及其他重金屬隨著固體廢物在垃圾填埋場進(jìn)行轉(zhuǎn)化，而微生物菌群在上述轉(zhuǎn)化中起著重要的作用。一些微生物，如Proteobacteria 中的硫酸鹽還原菌（Sulfate Reducing Bacteria，SRB）、鐵還原菌（Iron Reducing Bacteria，F(xiàn)eRB）和產(chǎn)氫型互營桿菌；Firmicutes 中的共營養(yǎng)菌、產(chǎn)乙酸和發(fā)酵菌；Euryarchaeota 中的產(chǎn)甲烷菌等被認(rèn)為在厭氧條件下可將Hg 轉(zhuǎn)化為MeHg，這些微生物大量分布在厭氧環(huán)境（例如濕地、水稻土、沉積物等）中［8］。垃圾填埋場是典型的厭氧環(huán)境并蘊含大量具有Hg 甲基化能力的微生物，其中的Hg 很可能會被轉(zhuǎn)化為MeHg。然而，垃圾填埋場中MeHg 的生物生成機制以及相關(guān)微生物群落和功能不明。有研究表明，缺氧環(huán)境也可以進(jìn)行Hg 甲基化［9］。但是Podar 等［10］研究比對了現(xiàn)有的3 500 個全球范圍內(nèi)Hg 甲基化宏基因組數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn)幾乎所有的Hg 甲基化均發(fā)生在厭氧環(huán)境，因此需要更多的關(guān)于缺氧環(huán)境Hg 甲基化的研究。同時，考慮到垃圾填埋場中MeHg 鮮有研究現(xiàn)狀，故本研究不涉及填埋場缺氧環(huán)境下Hg 甲基化的討論。

本研究首先總結(jié)垃圾填埋場中Hg 及其不同形態(tài)Hg 的轉(zhuǎn)化過程，分析垃圾填埋場中Hg 和Me-Hg 環(huán)境行為的研究；其次討論Parks 等［8］關(guān)于Hg生物甲基化的最新研究；最后對填埋場Hg 生物生成MeHg 的研究提出前瞻。

2 Hg 和MeHg 在垃圾填埋場中的轉(zhuǎn)化機制

環(huán)境中的Hg 有3 種形態(tài)：單質(zhì)汞（Hg0）、二價汞［Hg（Ⅱ）］和MeHg。Hg 的轉(zhuǎn)化過程主要包括甲基化、去甲基化、還原和氧化［11］，見表1。

表1 Hg 的轉(zhuǎn)化Table 1 Transformation of mercury

Hg 是由含Hg 廢物攜帶進(jìn)入垃圾填埋場的。含Hg 廢物在垃圾填埋過程中破裂，將Hg 釋放到垃圾填埋場中，其釋放的Hg0一部分進(jìn)入大氣，參與大氣沉降，通過遠(yuǎn)距離運輸進(jìn)入到其他環(huán)境介質(zhì)中［12］；另一部分Hg0會滯留在垃圾填埋場的填埋體中，或進(jìn)入到滲濾液［7］。這其中一部分Hg0會被生物酶或化學(xué)氧化劑氧化，形成Hg（Ⅱ）［13］，Hg（Ⅱ）可以絡(luò)合有機質(zhì)形成絡(luò)合物保留在垃圾填埋場的填埋體中，也可以溶解于水中進(jìn)入滲濾液［14］。Hg（Ⅱ）還可以被一些微生物利用從而進(jìn)行甲基化作用，生成毒性更強的MeHg［15］。一部分MeHg 會隨氣體上浮進(jìn)入大氣，另一部分則會隨液體下滲進(jìn)入滲濾液，但是由于相關(guān)研究均未在滲濾液中發(fā)現(xiàn)較高濃度的MeHg，MeHg 極有可能被固定在垃圾填埋場的填埋體中［7］。MeHg 同樣也會由各種耐Hg 微生物進(jìn)行解毒作用，即去甲基化。去甲基化會將MeHg 還原為Hg0或Hg（Ⅱ）［16-17］，這些Hg 又會重新參與Hg 的循環(huán)。

2.1 Hg0在垃圾填埋場中的遷移轉(zhuǎn)化

Hg0是垃圾填埋場中氣態(tài)Hg 的主要形態(tài)，主要來自于垃圾填埋過程中含Hg 廢物的釋放。Hg0是一種揮發(fā)性物質(zhì)，其揮發(fā)后會與垃圾填埋場中的氣體混合，并釋放到大氣環(huán)境中。在垃圾填埋場中，Hg0的釋放占?xì)鈶B(tài)Hg 總釋放量的99%［18］。垃圾填埋場內(nèi)Hg 的釋放途徑主要有3 種：①從垃圾破碎壓實的工作面上的被動釋放；②從垃圾填埋場排氣筒中的主動釋放；③從上層覆土中的被動釋放。Li 等［19］在我國5 個垃圾填埋場（包括兩個運行的衛(wèi)生填埋場和3 個簡易填埋場，其中兩個簡易填埋場已封場）的研究中發(fā)現(xiàn)工作面上的Hg 釋放強度最大（Hg 釋放強度達(dá)到57 651 ng·m-2·h-1），而上層覆土次之（Hg 釋放強度為286.0～5 609.6 ng·m-2·h-1），在通風(fēng)管內(nèi)Hg 的濃度最低（僅為2～1 406 ng/m3），這表明垃圾填埋場中具有較為活躍的Hg 釋放過程，且Hg 的釋放主要發(fā)生在垃圾填埋場的工作面上，這可歸因于含Hg 廢物在工作面上被壓力破碎的過程。Zhu 等［20］對未封場的大型垃圾填埋場Hg 的地氣交換中發(fā)現(xiàn)，在填埋氣中Hg 釋放強度與填埋時間呈負(fù)相關(guān)：在垃圾填埋齡為0.5 a 的填埋氣中檢測到氣態(tài)THg 濃度為42.2～1 127.8 ng/m3（大氣氣態(tài)THg 背景值1.7～9.2 ng/m3），而垃圾填埋齡為1.5 a 和3 a 的填埋氣中氣態(tài)THg 濃度分別為3.0～729.8 ng/m3和3.0～19.3 ng/m3。這表明垃圾填埋場的Hg 釋放主要發(fā)生在垃圾填埋的早期階段，包括壓力破碎以及填埋早期的快速沉降。其原因可能是：①蒸發(fā)的損失以及垂直方向上的擴散導(dǎo)致Hg0的消耗；②無機Hg（Ⅱ）通過配位體絡(luò)合作用將Hg 固定在填埋場的填埋體中，減少了可揮發(fā)性的Hg0。同時，垃圾填埋場的上層覆土可以有效減少Hg 的釋放。研究表明，裸露的垃圾填埋場Hg 釋放量比有上層覆土的垃圾填埋場Hg 釋放量高數(shù)十倍［20］。原因可能是垃圾填埋場的上層覆土可以改變不同填埋層的Hg0濃度梯度以及其對Hg 具有一定的吸附作用，從而有效地阻礙氣態(tài)Hg 的地氣交換過程。

植物在控制Hg 的釋放時也起到了較好的效果。Tao 等［21］在具有上層覆土的垃圾填埋體上方種植了Kochia sieversiana和Setaria viridis等植物并與沒有植物覆蓋的填埋體進(jìn)行對比。研究發(fā)現(xiàn)在Kochia sieversiana覆蓋下，Hg 以沉積過程為主導(dǎo)；盡管在Setaria viridis覆蓋下Hg 仍然是以釋放過程為主，但是其Hg 釋放量只有無植物覆蓋的1/4，說明植物可以抑制Hg 的釋放，并且抑制效果與植物種類有關(guān)。

垃圾填埋場中Hg 的釋放量與太陽輻射、光照強度、溫度以及風(fēng)速呈正相關(guān)，與大氣相對濕度呈負(fù)相關(guān)［19,22-23］。隨著光照強度以及溫度的升高，一方面使得微生物的活性增強，加快了垃圾的降解速率，從而促進(jìn)了垃圾填埋體中Hg 的釋放；另一方面溫度的升高使得填埋場內(nèi)部填埋氣的壓力及其擴散速率增大，從而加速了填埋氣中Hg 的釋放。太陽輻射和光照的作用會增加填埋體溫度，為去甲基化和還原提供了條件。太陽輻射也是光還原去甲基化的主要驅(qū)動力［24］，在光照條件下，Hg 的配體將成為激發(fā)態(tài)，電子將轉(zhuǎn)移到Hg 的空軌道上，從而實現(xiàn)Hg 的還原［25］。研究表明，當(dāng)太陽輻射到達(dá)垃圾填埋體表面時，Hg 的地氣交換通量急劇增加［26］。此外，氣態(tài)Hg 的釋放還與大氣相對濕度呈負(fù)相關(guān)，這主要是由于大氣相對濕度越高，Hg 越易與水汽結(jié)合，導(dǎo)致大氣中Hg 沉降現(xiàn)象增強。目前，垃圾填埋體濕度對于Hg 釋放的影響尚無研究，但是在土壤的Hg 地氣交換研究中，有研究發(fā)現(xiàn)土壤濕度與Hg 的釋放量呈正相關(guān)，但當(dāng)土壤濕度達(dá)到飽和后再升高土壤濕度，Hg 的釋放會受到抑制［27］，這種現(xiàn)象同樣可能發(fā)生在垃圾填埋體中。其原因可能包括：①水對土壤氣體中Hg0的物理置換；②水分子取代土壤中Hg0的化學(xué)置換；③土壤中Hg（Ⅱ）的解吸和還原；④水分飽和時，土壤孔隙空間的減少，產(chǎn)生了屏障效應(yīng)，導(dǎo)致Hg 釋放受到抑制［28］。在所有影響因子中光照強度對Hg 的釋放量影響最大。Li 等［19］在垃圾填埋場Hg 的釋放研究中發(fā)現(xiàn)氣態(tài)THg 釋放量日變化明顯，呈正午高、夜間低的趨勢。這表明光照在Hg0的產(chǎn)生和釋放中起到了至關(guān)重要的作用［26］。方鳳滿等［29］對城市區(qū)域地表Hg 釋放的研究發(fā)現(xiàn)在降雨初期，表層土壤中Hg 的溶解以及Hg0的生成會受到促進(jìn)，并與土壤間隙中的含Hg 氣體產(chǎn)生置換，從而加劇地表的Hg 向大氣釋放，表明降雨等天氣變化同樣可能影響Hg 的釋放?？紤]到降雨是填埋場滲濾液產(chǎn)生的主要來源，降雨可能影響Hg在填埋場的遷移。

2.2 ［Hg（Ⅱ）］在垃圾填埋場中的遷移轉(zhuǎn)化

在厭氧環(huán)境中，Hg 傾向于以硫化汞（HgS）的形式沉淀［30］。由于Hg 同時緊密結(jié)合有機物，而垃圾填埋場固體廢物富含有機物，故垃圾填埋場中的Hg（Ⅱ）還會與有機物結(jié)合形成有機Hg 化合物［14］。而在好氧環(huán)境中，Hg（Ⅱ）會形成難溶的氧化汞（HgO）沉淀［31］，同樣也會形成可溶性的無機Hg 化合物，如HgCl2通常溶解在滲濾液中。Hg（Ⅱ）較容易吸附在有機物和硫化物等顆粒相上［13］。垃圾填埋體中含有大量的有機物質(zhì)和無機物質(zhì)，二者均可吸附Hg，使Hg 聚集在垃圾填埋體內(nèi)部難以遷移，造成滲濾液中Hg 濃度較低。例如，李仲根等［7］測得我國某垃圾填埋場滲濾液THg濃度74.9 ng/L，遠(yuǎn)低于我國污水排放標(biāo)準(zhǔn)50 μg/L。

目前關(guān)于填埋體中Hg（Ⅱ）的研究較少，主要是因為Hg（Ⅱ）的形態(tài)復(fù)雜且多變，同時缺少準(zhǔn)確定量的檢測方法。大多數(shù)對于Hg（Ⅱ）的研究集中在Hg（Ⅱ） →Hg0的還原以及Hg（Ⅱ）的絡(luò)合作用。Chai 等［32］從垃圾滲濾液中提取的黃腐酸總汞絡(luò)合穩(wěn)定常數(shù)很低，這表明有機硫基團可能已經(jīng)被Hg 吸收并飽和，且好氧官能團（如羧基和酚基）可能作為Hg 的主要結(jié)合位點；同時，他們發(fā)現(xiàn)pH 會極大地影響垃圾填埋體以及滲濾液中Hg 的形態(tài)：隨著pH 的增加，硫化物、氧化物以及一些有機化合物可以將Hg 固定在垃圾填埋體中。垃圾填埋體的厭氧條件可以促進(jìn)SRB 的生長，從而增強Hg 在填埋體中的沉積作用。此外，有機物降解產(chǎn)生的腐殖質(zhì)類物質(zhì)還可以通過絡(luò)合作用將Hg 固定在填埋體中。在垃圾填埋場中pH 的升高通常伴隨OH-濃度的增加，這可能是Hg（Ⅱ）被吸附和固定的原因之一［33］。在土壤中，有機質(zhì)的含量同樣會影響Hg 的絡(luò)合作用［34］。垃圾填埋場中Hg 的結(jié)合能力同樣也與TOC 呈正相關(guān)關(guān)系，這表明有機物傾向于與Hg 結(jié)合［35］。

2.3 垃圾填埋場中的甲基化

垃圾填埋體的厭氧環(huán)境可促進(jìn)Hg 轉(zhuǎn)化為可溶性的MeHg 和揮發(fā)性的DMHg［13］，這是由于垃圾填埋體中存在大量的甲基供體（醋酸和甲烷）［13,36-37］和SRB、FeRB 和產(chǎn)甲烷菌等Hg 甲基化關(guān)鍵微生物［38-41］，同時垃圾填埋體具有較合適的溫度、變化的pH 以及高有機質(zhì)含量等條件［19,36］，有利于微生物進(jìn)行Hg 甲基化［42-43］。

2.3.1 填埋氣中的MeHg

垃圾填埋氣的冷凝液中MeHg 濃度高于普通排放的垃圾填埋氣，這表明在填埋氣中仍有可能傳輸MeHg［18］。例如，貴陽市某垃圾填埋場填埋氣中的MMHg 平均濃度為（2.06 ± 1.82）ng/m3，與全球THg 背景值（1.5～2.0 ng/m3）持平；DMHg 平均濃度為（9.45 ± 5.18）ng/m3，高于貴陽市大氣THg 濃度（8.4 ng/m3），是全球THg 背景值的數(shù)倍，這表明垃圾填埋場是大氣中MeHg 的重要來源之一［44］。在S2-存在的情況下，MMHg 很容易轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性DMHg［45］，而填埋場富含S2-，可促使Me-Hg 轉(zhuǎn)化為DMHg，導(dǎo)致MeHg 的揮發(fā)。此外，逸散到大氣中的DMHg 極不穩(wěn)定，易被OH、NO3和O3等自由基迅速分解，產(chǎn)生MeHg［46］。

2.3.2 垃圾填埋場上層覆土中的MeHg

上層覆土是垃圾填埋場的重要組成部分。有研究測量了上層覆土中MeHg 的濃度為0.048 ng/g，表明上層覆土可能不是Hg 甲基化進(jìn)行的活躍區(qū)域［47］。因此，Hg 的甲基化可能發(fā)生在垃圾填埋場的填埋體中。Yang 等［48］測量了垃圾填埋層中MeHg的水平，研究表明MeHg 含量占THg 含量的15%～20%，遠(yuǎn)高于沉積物中的一般水平；同時，研究還檢測到垃圾填埋層中存在hgcA 基因（Hg 甲基化基因）、merA 基因（Hg 還原基因）和merB 基因（Hg 去甲基化基因），表明Hg 的甲基化可能在填埋層比較活躍。然而，現(xiàn)有的相關(guān)研究還非常有限，垃圾填埋層中MeHg 的分布特征以及Hg 甲基化微生物群落結(jié)構(gòu)和功能仍然未知。

2.3.3 垃圾填埋場中Hg 甲基化的影響因素

在垃圾填埋場中，有機物、pH、溫度、氧化還原電位、硫化物等都是影響Hg 甲基化的重要環(huán)境因素。Tao 等［47］在垃圾填埋場中的上層覆土研究中發(fā)現(xiàn)有機物與MeHg 濃度之間存在正相關(guān)關(guān)系。在非生物甲基化反應(yīng)中，羧酸和氨基酸作為重要的有機物參與反應(yīng)；在生物甲基化中，有機物為甲基化微生物提供營養(yǎng)，并為其代謝提供電子供體［49］。在一定條件下，有機物可能會對Hg 甲基化產(chǎn)生負(fù)面影響。例如，高含量的總有機碳可通過與Hg 絡(luò)合來抑制Hg 甲基化，從而降低Hg對甲基化微生物的利用度［50］。同樣，溶解性有機物（Dissolved Organic Matter, DOM）也會結(jié)合Hg，從而降低Hg 對甲基化微生物的生物利用度［51］。這一發(fā)現(xiàn)與Chai 等［36］對垃圾填埋場滲濾液的研究結(jié)果一致，即滲濾液中MeHg 的濃度與有機物之間呈負(fù)相關(guān)。最新研究發(fā)現(xiàn)，有機物的分子組成是環(huán)境中MeHg 產(chǎn)生和積累的重要控制因素，通過分析有機物的分子組成可以預(yù)測Hg 甲基化率［52］。腐植酸也是影響Hg 甲基化的重要因素。在厭氧或缺氧環(huán)境中，腐植酸可以將Hg（Ⅱ）還原為Hg0，導(dǎo)致可參加Hg 甲基化的Hg（Ⅱ）減少［53］。同時，腐植酸降低了碳的可利用性，如O—CH3、堿—C和其他供給電子的基團，這是影響Hg 甲基化微生物活性的主要因素之一［54］。pH 會影響微生物群落組成和Hg 的生物利用度，從而影響微生物的Hg甲基化。Rani 等［55］在牙科診所的廢水中觀察到酸性條件有利于MeHg 的形成。這可能是因為H+通過加速Hg 甲基化微生物對Hg（Ⅱ）的吸附而有利于MeHg 的產(chǎn)生［56］。然而，Chai 等［36］比較了準(zhǔn)好氧垃圾填埋場和厭氧垃圾填埋場pH 對于MeHg產(chǎn)生的影響，發(fā)現(xiàn)其影響在厭氧與準(zhǔn)好氧垃圾填埋場中呈現(xiàn)出完全相反的趨勢，并提出氧化還原電位可能是影響Hg 甲基化的重要因素之一。硫化物主要通過影響Hg 甲基化微生物的活性和Hg（Ⅱ）的可利用性來影響Hg 的甲基化［42］。例如，Kampalath 等［57］通過培養(yǎng)實驗發(fā)現(xiàn)土壤中硫化物可以增加Hg 的甲基化率，并為SRB 提供電子受體促進(jìn)Hg 甲基化的發(fā)生［57］，而填埋場含有的硫化物也可能通過此途徑影響Hg 的甲基化。

3 垃圾填埋場中潛在的Hg 甲基化

垃圾填埋場中MeHg 的濃度水平主要取決于甲基化以及去甲基化的共同作用。甲基化主要分為生物甲基化與非生物甲基化，非生物甲基化主要是羧酸、氨基酸等參與的甲基化或光化學(xué)甲基化［58］，其甲基化效率相對生物甲基化較低［59］。去甲基化分為生物去甲基化和非生物去甲基化，非生物去甲基化是以光致還原作用為主導(dǎo)的［24］。而垃圾填埋場除上層覆土均為避光系統(tǒng)，故垃圾填埋場中的甲基化和去甲基化可能均由生物作用主導(dǎo)。生物去甲基化分為還原性去甲基化和氧化性去甲基化：還原性去甲基化主要是由耐Hg 微生物的mer操縱子進(jìn)行的解毒過程，通過merB 基因編碼的Hg 裂解酶將C—Hg 鍵斷裂，從而進(jìn)行去甲基化［60］；氧化性去甲基化是微生物將MeHg 分解成Hg（Ⅱ）、CO2和少量的CH4［61］，然而調(diào)控氧化性去甲基化的關(guān)鍵酶和基因未知。目前對于垃圾填埋場中Hg 甲基化過程的研究極度匱乏，尤其缺乏微生物甲基化過程的研究。Hg 甲基化微生物的表征、去甲基化微生物在垃圾填埋場中的菌群結(jié)構(gòu)、演化過程、影響因素等均不明了。

3.1 生物甲基化

環(huán)境中的MeHg 主要由厭氧微生物進(jìn)行甲基化產(chǎn)生?，F(xiàn)已證實產(chǎn)甲烷菌、SRB、FeRB 等菌群具有Hg 甲基化能力［62-64］，這些微生物同樣廣泛存在于垃圾填埋場中。盡管微生物在Hg 甲基化中起到了重要作用，但是由于對Hg 甲基化微生物的遺傳特性未知，阻礙了對Hg 甲基化的理解。2013 年P(guān)arks 等發(fā)現(xiàn)了Hg 甲基化基因hgcAB，微生物甲基化再次成為了研究的熱點。Parks 等根據(jù)Doukov等［65］的研究提出假設(shè)：類咕啉鐵硫蛋白（CFeSP）將甲基轉(zhuǎn)移到乙酰輔酶A 中的NiFeS 簇。事實證明，hgcA 基因參與了甲基的轉(zhuǎn)運，其編碼的蛋白質(zhì)具有跨膜特征，而hgcB 基因參與了hgcA 類咕啉蛋白的還原。通過單獨或一起敲除hgcA 和hgcB基因，甲基化活性顯著降低（至99%）。hgcAB 基因存在于所有確認(rèn)的甲基化微生物中。上述結(jié)果表明hgcAB 基因是Hg 甲基化所必需的功能基因［8］。hgcAB 參與的Hg 甲基化過程示意見圖1。隨后，Gilmour 等［38］衡量了具有hgcAB 同源基因和不具有hgcAB 同源基因的微生物MeHg 的產(chǎn)生量，發(fā)現(xiàn)含有同源基因的微生物MeHg 產(chǎn)生量遠(yuǎn)高于未含有同源基因的MeHg 產(chǎn)生量，這證明hgcAB能夠作為指示物預(yù)測環(huán)境樣品中Hg 甲基化的能力。通過利用hgcAB 基因引物進(jìn)行深度測序，他們發(fā)現(xiàn)了更多具有Hg 甲基化能力的新物種，并將甲基化生物分為5 個不同的進(jìn)化分支，包括Deltaproteobacteria 中的SRB、FeRB、產(chǎn)氫型互營桿菌、Firmicutes 中的Clostridia和Euryarchaeota 中的產(chǎn)甲烷菌。

圖1 hgcAB 參與的Hg 甲基化過程示意Figure 1 Process schematic of the hgcAB involved in mercury methylation

此后，更多的研究對環(huán)境樣本中hgcAB 基因進(jìn)行定性定量分析，相應(yīng)地設(shè)計了hgcAB 引物（表2）。Bae 等［66］設(shè)計了片段大小約為900 bp 的引物，用于佛羅里達(dá)州水體沉積物的hgcAB 定性檢測：Liu 等［67］設(shè)計了片段大小為680 bp 的引物，用于水稻土壤中hgcA 基因的定性和定量檢測；Schaefer 等［68］設(shè)計了650 bp 大小的引物，用于標(biāo)定濕地土壤中Hg 甲基化微生物菌群，該引物可擴增出84% 的已經(jīng)確定具有Hg 甲基化功能的微生物，并且廣泛用于定性檢測（PCR）、定量檢測（qPCR）以及高通量測序［68］。但是，上述3 種引物仍存在一些局限性：定量困難、PCR 條帶冗余、引物不匹配導(dǎo)致的假陽性結(jié)果、覆蓋不完整導(dǎo)致的假陰性結(jié)果。2016 年，Christensen 為Delta 型變形菌（Deltaproteobacteria）、古菌（Archaea）和厚壁菌（Firmicutes）設(shè)計了1 個約950 bp 的長片段引物和3 個大約100 bp 的短片段引物，并對31 株純培養(yǎng)Hg 甲基化微生物進(jìn)行驗證。結(jié)果表明：除少數(shù)假陰性外，均能穩(wěn)定擴增，并呈現(xiàn)單條帶，可以擴增90%以上的純培養(yǎng)菌株［69］。

表2 hgcAB 引物的設(shè)計和應(yīng)用信息Table 2 The design and application information of hgcAB primers

鑒于hgcAB 基因的高度保守性，hgcAB 基因被廣泛用于評估微生物的Hg 甲基化潛力。最近，一項關(guān)于hgcAB 基因全球范圍分布的研究表明：hgcAB 基因幾乎可以在所有厭氧環(huán)境中被發(fā)現(xiàn)，包括水體沉積物、濕地、土壤、極端環(huán)境（如蘇打湖、高鹽和高硫水域）以及用于生物發(fā)酵或氯化物降解的微生物系統(tǒng)［10］。hgcAB 在沉積物（最高達(dá)到2.3×108copies/g，定量PCR 檢測，下同）、濕地土壤（最高達(dá)到1×109copies/g）和用于生物發(fā)酵或氯化物降解的微生物系統(tǒng)（最高達(dá)到50 reads/Gb）中的豐度較高［10,70-71］。在高原凍土中也檢測到一定水平的hgcAB 基因（最高達(dá)到1 reads/Gb，宏基因組檢測，下同）［72］。解凍的凍土可能通過增加微生物活性釋放無機Hg 進(jìn)行甲基化，從而進(jìn)一步增加MeHg 釋放的風(fēng)險。近年來，在污泥和垃圾填埋的填埋層中也發(fā)現(xiàn)了hgcAB 基因［48,73］。污泥中hgcA 基因豐度相對較低（5×10-5～3.5×10-4copies/g），但是該研究僅對Deltaproteobacteria 進(jìn)行了hgcA 的qPCR 定量，未對古細(xì)菌進(jìn)行qPCR 定量［73］。在垃圾填埋場填埋層中，hgcA 被發(fā)現(xiàn)具有較高的豐度（3.8×107copies/g）［48］，merA 基因同樣具有較高的豐度（5×106copies/g），而merB 基因［涉及破壞C—Hg 鍵以產(chǎn)生CH4和Hg（Ⅱ）［74］］基本低于檢測水平，表明垃圾填埋場中存在生物Hg 甲基化的潛力，且可能缺乏還原性去甲基化作用。

3.2 垃圾填埋場中潛在的Hg 生物甲基化

微生物在垃圾填埋場垃圾降解中起著關(guān)鍵作用［75］。近年來，對垃圾填埋場填埋體中微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的研究較多，研究表明在填埋體中Alphaproteobacteria、Betaproteobacteria、Gammaproteobacteria、Firmicutes 以及Bacteroidetes 為優(yōu)勢菌群［76］。填埋體中還含有大量的具有特殊功能的微生物，如纖維素分解菌、SRB 和有機化合物降解菌［39］。此外，垃圾填埋場填埋體中含有不同的氫營養(yǎng)型和乙酸利用型產(chǎn)甲烷菌［40-41,77］。

先前的研究表明，Proteobacteria（SRB、FeRB、產(chǎn)氫型互營桿菌）、Firmicutes（共營養(yǎng)菌、產(chǎn)乙酸和發(fā)酵菌）和Euryarchaeota（產(chǎn)甲烷菌）在厭氧環(huán)境中具有Hg 甲基化能力，而富含有機質(zhì)和極端變化的pH 等條件有利于Hg 微生物甲基化，如動物腸道和水稻土等［38］。垃圾填埋場是典型的厭氧環(huán)境，有機物含量高，pH 變化大，有利于微生物進(jìn)行Hg 甲基化；同時，垃圾填埋體富含Hg 甲基化微生物，如Proteobacteria、Firmicutes 和Euryarchaeota 等。垃圾填埋體的物理化學(xué)性質(zhì)和微生物菌群結(jié)構(gòu)特征表明：垃圾填埋場有利于Hg 生物甲基化的進(jìn)行。

4 總結(jié)與展望

垃圾填埋場是Hg 的重要儲存庫。含Hg 廢物隨著生活垃圾進(jìn)入到填埋場，隨著垃圾降解進(jìn)行演化，會在固相、液相和氣相中發(fā)生一系列生化反應(yīng)，構(gòu)成垃圾填埋場的Hg 循環(huán)。垃圾填埋場具有理想的Hg 甲基化條件（厭氧環(huán)境、極端pH、高含量有機物、多種Hg 甲基化微生物等），因此可能具有Hg 甲基化潛力，但是填埋場Hg 甲基化鮮有研究。這些未知機制和演化過程嚴(yán)重限制了對垃圾填埋場中Hg 和MeHg 環(huán)境行為的理解，阻礙了垃圾填埋場Hg 污染控制技術(shù)的發(fā)展。為此對該研究領(lǐng)域提出前瞻：

1）建立垃圾填埋場三相（垃圾填埋氣、垃圾滲濾液和固體垃圾）的Hg 質(zhì)量平衡方程。盡管已部分了解垃圾填埋場環(huán)境介質(zhì)下Hg 的轉(zhuǎn)化，但尚未建立垃圾填埋場中Hg 的質(zhì)量平衡方程，目前仍缺乏對Hg 轉(zhuǎn)化過程系統(tǒng)的認(rèn)識和相關(guān)模型。

2）明晰Hg 甲基化微生物群落結(jié)構(gòu)和功能，研究Hg 生物甲基化相關(guān)動力學(xué)。盡管在許多厭氧環(huán)境中已經(jīng)揭示了微生物甲基化的過程，但填埋場中Hg 甲基化微生物群落的結(jié)構(gòu)和功能、Hg 甲基化微生物的基因組學(xué)以及Hg 甲基化的動力學(xué)仍然未知。

3）評估垃圾填埋場及周邊環(huán)境中的Hg 及不同形態(tài)Hg 的環(huán)境風(fēng)險。垃圾填埋場是Hg 及不同形態(tài)Hg 儲存和釋放的重要來源，Hg 污染會通過填埋氣、滲濾液及垃圾開采進(jìn)入到環(huán)境中造成環(huán)境污染，亟需對垃圾填埋場及其周圍環(huán)境中的Hg及不同形態(tài)Hg 進(jìn)行全面的環(huán)境風(fēng)險評估。