垃圾填埋場中汞和甲基汞環境行為研究展望＊

安俞煒，張 睿，楊 舒，王洋清，趙由才，宋立巖，6

（1. 重慶交通大學，重慶 400074；2. 中國科學院 重慶綠色智能技術研究院，重慶 400714；3. 中國科學院大學重慶學院，重慶 400714；4. 重慶大學三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶 400045；5. 同濟大學 環境科學與工程學院，上海 200092; 6. 安徽大學資源與環境工程學院，安徽 合肥 230601）

1 引言

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

大量廢棄的含Hg 產品（廢舊電池、廢舊熒光燈、廢舊醫療器械和電子設備等）隨生活垃圾進入垃圾填埋場中，導致垃圾填埋場成為重要的Hg污染源。據估算，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，已有研究發現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］，因此有必要對進入到填埋場的含Hg 廢物進行溯源研究和后續在填埋場環境行為的研究，為Hg 污染管理提供依據。在垃圾降解過程中，Hg 與固體廢物以及其他污染物一同進行物理化學生物轉化，逐漸轉化為揮發性的單質Hg 以及高毒性的MeHg，最終可能通過填埋氣和滲濾液進入到環境中，對環境及生態健康構成嚴重威脅。有研究表明我國垃圾填埋場 內 氣 態 總 汞（Total Mercury，THg） 為8.5～155.7 μg/m3，氣態單甲基汞（Monomethyl Mercury，MMHg） 為7.5～18.4 pg/m3，氣態二甲基汞（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等障礙，大多數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。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行轉化，而微生物菌群在上述轉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，FeRB）和產氫型互營桿菌；Firmicutes 中的共營養菌、產乙酸和發酵菌；Euryarchaeota 中的產甲烷菌等被認為在厭氧條件下可將Hg 轉化為MeHg，這些微生物大量分布在厭氧環境（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 很可能會被轉化為MeHg。然而，垃圾填埋場中MeHg 的生物生成機制以及相關微生物群落和功能不明。有研究表明，缺氧環境也可以進行Hg 甲基化［9］。但是Podar 等［10］研究比對了現有的3 500 個全球范圍內Hg 甲基化宏基因組數據，發現幾乎所有的Hg 甲基化均發生在厭氧環境，因此需要更多的關于缺氧環境Hg 甲基化的研究。同時，考慮到垃圾填埋場中MeHg 鮮有研究現狀，故本研究不涉及填埋場缺氧環境下Hg 甲基化的討論。

本研究首先總結垃圾填埋場中Hg 及其不同形態Hg 的轉化過程，分析垃圾填埋場中Hg 和Me-Hg 環境行為的研究；其次討論Parks 等［8］關于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化機制

環境中的Hg 有3 種形態：單質汞（Hg0）、二價汞［Hg（Ⅱ）］和MeHg。Hg 的轉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 的轉化Table 1 Transformation of mercury

Hg 是由含Hg 廢物攜帶進入垃圾填埋場的。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Hg0一部分進入大氣，參與大氣沉降，通過遠距離運輸進入到其他環境介質中［12］；另一部分Hg0會滯留在垃圾填埋場的填埋體中，或進入到滲濾液［7］。這其中一部分Hg0會被生物酶或化學氧化劑氧化，形成Hg（Ⅱ）［13］，Hg（Ⅱ）可以絡合有機質形成絡合物保留在垃圾填埋場的填埋體中，也可以溶解于水中進入滲濾液［14］。Hg（Ⅱ）還可以被一些微生物利用從而進行甲基化作用，生成毒性更強的MeHg［15］。一部分MeHg 會隨氣體上浮進入大氣，另一部分則會隨液體下滲進入滲濾液，但是由于相關研究均未在滲濾液中發現較高濃度的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。

2.1 Hg0在垃圾填埋場中的遷移轉化

Hg0是垃圾填埋場中氣態Hg 的主要形態，主要來自于垃圾填埋過程中含Hg 廢物的釋放。Hg0是一種揮發性物質，其揮發后會與垃圾填埋場中的氣體混合，并釋放到大氣環境中。在垃圾填埋場中，Hg0的釋放占氣態Hg 總釋放量的99%［18］。垃圾填埋場內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）的研究中發現工作面上的Hg 釋放強度最大（Hg 釋放強度達到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），在通風管內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 的地氣交換中發現，在填埋氣中Hg 釋放強度與填埋時間呈負相關：在垃圾填埋齡為0.5 a 的填埋氣中檢測到氣態THg 濃度為42.2～1 127.8 ng/m3（大氣氣態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蒸發的損失以及垂直方向上的擴散導致Hg0的消耗；②無機Hg（Ⅱ）通過配位體絡合作用將Hg 固定在填埋場的填埋體中，減少了可揮發性的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行對比。研究發現在Kochia sieversiana覆蓋下，Hg 以沉積過程為主導；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。

垃圾填埋場中Hg 的釋放量與太陽輻射、光照強度、溫度以及風速呈正相關，與大氣相對濕度呈負相關［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動力［24］，在光照條件下，Hg 的配體將成為激發態，電子將轉移到Hg 的空軌道上，從而實現Hg 的還原［25］。研究表明，當太陽輻射到達垃圾填埋體表面時，Hg 的地氣交換通量急劇增加［26］。此外，氣態Hg 的釋放還與大氣相對濕度呈負相關，這主要是由于大氣相對濕度越高，Hg 越易與水汽結合，導致大氣中Hg 沉降現象增強。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，有研究發現土壤濕度與Hg 的釋放量呈正相關，但當土壤濕度達到飽和后再升高土壤濕度，Hg 的釋放會受到抑制［27］，這種現象同樣可能發生在垃圾填埋體中。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，產生了屏障效應，導致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 的釋放研究中發現氣態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的產生和釋放中起到了至關重要的作用［26］。方鳳滿等［29］對城市區域地表Hg 釋放的研究發現在降雨初期，表層土壤中Hg 的溶解以及Hg0的生成會受到促進，并與土壤間隙中的含Hg 氣體產生置換，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化

在厭氧環境中，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）還會與有機物結合形成有機Hg 化合物［14］。而在好氧環境中，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和無機物質，二者均可吸附Hg，使Hg 聚集在垃圾填埋體內部難以遷移，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，遠低于我國污水排放標準50 μg/L。

目前關于填埋體中Hg（Ⅱ）的研究較少，主要是因為Hg（Ⅱ）的形態復雜且多變，同時缺少準確定量的檢測方法。大多數對于Hg（Ⅱ）的研究集中在Hg（Ⅱ） →Hg0的還原以及Hg（Ⅱ）的絡合作用。Chai 等［32］從垃圾滲濾液中提取的黃腐酸總汞絡合穩定常數很低，這表明有機硫基團可能已經被Hg 吸收并飽和，且好氧官能團（如羧基和酚基）可能作為Hg 的主要結合位點；同時，他們發現pH 會極大地影響垃圾填埋體以及滲濾液中Hg 的形態：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，有機物降解產生的腐殖質類物質還可以通過絡合作用將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，有機質的含量同樣會影響Hg 的絡合作用［34］。垃圾填埋場中Hg 的結合能力同樣也與TOC 呈正相關關系，這表明有機物傾向于與Hg 結合［35］。

2.3 垃圾填埋場中的甲基化

垃圾填埋體的厭氧環境可促進Hg 轉化為可溶性的MeHg 和揮發性的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 和產甲烷菌等Hg 甲基化關鍵微生物［38-41］，同時垃圾填埋體具有較合適的溫度、變化的pH 以及高有機質含量等條件［19,36］，有利于微生物進行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 很容易轉化為揮發性DMHg［45］，而填埋場富含S2-，可促使Me-Hg 轉化為DMHg，導致MeHg 的揮發。此外，逸散到大氣中的DMHg 極不穩定，易被OH、NO3和O3等自由基迅速分解，產生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 甲基化進行的活躍區域［47］。因此，Hg 的甲基化可能發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，現有的相關研究還非常有限，垃圾填埋層中MeHg 的分布特征以及Hg 甲基化微生物群落結構和功能仍然未知。

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 甲基化的重要環境因素。Tao 等［47］在垃圾填埋場中的上層覆土研究中發現有機物與MeHg 濃度之間存在正相關關系。在非生物甲基化反應中，羧酸和氨基酸作為重要的有機物參與反應；在生物甲基化中，有機物為甲基化微生物提供營養，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 甲基化產生負面影響。例如，高含量的總有機碳可通過與Hg 絡合來抑制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）也會結合Hg，從而降低Hg 對甲基化微生物的生物利用度［51］。這一發現與Chai 等［36］對垃圾填埋場滲濾液的研究結果一致，即滲濾液中MeHg 的濃度與有機物之間呈負相關。最新研究發現，有機物的分子組成是環境中MeHg 產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。在厭氧或缺氧環境中，腐植酸可以將Hg（Ⅱ）還原為Hg0，導致可參加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 的產生［56］。然而，Chai 等［36］比較了準好氧垃圾填埋場和厭氧垃圾填埋場pH 對于MeHg產生的影響，發現其影響在厭氧與準好氧垃圾填埋場中呈現出完全相反的趨勢，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］通過培養實驗發現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Hg 甲基化的發生［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的［24］。而垃圾填埋場除上層覆土均為避光系統，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。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］，然而調控氧化性去甲基化的關鍵酶和基因未知。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構、演化過程、影響因素等均不明了。

3.1 生物甲基化

環境中的MeHg 主要由厭氧微生物進行甲基化產生。現已證實產甲烷菌、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Parks 等發現了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Doukov等［65］的研究提出假設：類咕啉鐵硫蛋白（CFeSP）將甲基轉移到乙酰輔酶A 中的NiFeS 簇。事實證明，hgcA 基因參與了甲基的轉運，其編碼的蛋白質具有跨膜特征，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的甲基化微生物中。上述結果表明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 的產生量，發現含有同源基因的微生物MeHg 產生量遠高于未含有同源基因的MeHg 產生量，這證明hgcAB能夠作為指示物預測環境樣品中Hg 甲基化的能力。通過利用hgcAB 基因引物進行深度測序，他們發現了更多具有Hg 甲基化能力的新物種，并將甲基化生物分為5 個不同的進化分支，包括Deltaproteobacteria 中的SRB、FeRB、產氫型互營桿菌、Firmicutes 中的Clostridia和Euryarchaeota 中的產甲烷菌。

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，更多的研究對環境樣本中hgcAB 基因進行定性定量分析，相應地設計了hgcAB 引物（表2）。Bae 等［66］設計了片段大小約為900 bp 的引物，用于佛羅里達州水體沉積物的hgcAB 定性檢測：Liu 等［67］設計了片段大小為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］設計了650 bp 大小的引物，用于標定濕地土壤中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、引物不匹配導致的假陽性結果、覆蓋不完整導致的假陰性結果。2016 年，Christensen 為Delta 型變形菌（Deltaproteobacteria）、古菌（Archaea）和厚壁菌（Firmicutes）設計了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Hg 甲基化微生物進行驗證。結果表明：除少數假陰性外，均能穩定擴增，并呈現單條帶，可以擴增90%以上的純培養菌株［69］。

表2 hgcAB 引物的設計和應用信息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境中被發現，包括水體沉積物、濕地、土壤、極端環境（如蘇打湖、高鹽和高硫水域）以及用于生物發酵或氯化物降解的微生物系統［10］。hgcAB 在沉積物（最高達到2.3×108copies/g，定量PCR 檢測，下同）、濕地土壤（最高達到1×109copies/g）和用于生物發酵或氯化物降解的微生物系統（最高達到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 進行甲基化，從而進一步增加MeHg 釋放的風險。近年來，在污泥和垃圾填埋的填埋層中也發現了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 進行了hgcA 的qPCR 定量，未對古細菌進行qPCR 定量［73］。在垃圾填埋場填埋層中，hgcA 被發現具有較高的豐度（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鍵作用［75］。近年來，對垃圾填埋場填埋體中微生物群落結構和功能的研究較多，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型和乙酸利用型產甲烷菌［40-41,77］。

先前的研究表明，Proteobacteria（SRB、FeRB、產氫型互營桿菌）、Firmicutes（共營養菌、產乙酸和發酵菌）和Euryarchaeota（產甲烷菌）在厭氧環境中具有Hg 甲基化能力，而富含有機質和極端變化的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境，有機物含量高，pH 變化大，有利于微生物進行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性質和微生物菌群結構特征表明：垃圾填埋場有利于Hg 生物甲基化的進行。

4 總結與展望

垃圾填埋場是Hg 的重要儲存庫。含Hg 廢物隨著生活垃圾進入到填埋場，隨著垃圾降解進行演化，會在固相、液相和氣相中發生一系列生化反應，構成垃圾填埋場的Hg 循環。垃圾填埋場具有理想的Hg 甲基化條件（厭氧環境、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重限制了對垃圾填埋場中Hg 和MeHg 環境行為的理解，阻礙了垃圾填埋場Hg 污染控制技術的發展。為此對該研究領域提出前瞻：

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 質量平衡方程。盡管已部分了解垃圾填埋場環境介質下Hg 的轉化，但尚未建立垃圾填埋場中Hg 的質量平衡方程，目前仍缺乏對Hg 轉化過程系統的認識和相關模型。

2）明晰Hg 甲基化微生物群落結構和功能，研究Hg 生物甲基化相關動力學。盡管在許多厭氧環境中已經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構和功能、Hg 甲基化微生物的基因組學以及Hg 甲基化的動力學仍然未知。

3）評估垃圾填埋場及周邊環境中的Hg 及不同形態Hg 的環境風險。垃圾填埋場是Hg 及不同形態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入到環境中造成環境污染，亟需對垃圾填埋場及其周圍環境中的Hg及不同形態Hg 進行全面的環境風險評估。