水銀の化学形態変化と生物活動吉村悦郎（東京大学大学院農学生命科学研究科応用生命化学専攻）〒 113-8657

東京都文京区弥生 1-1-1

e-mail：ayoshim@mail.ecc.u-tokyo.ac.jp

摘
要
0
2＋
2＋
水銀（Hg）の環境中での化学形態には、原子状 Hg（Hg ）や水銀イオン（Hg2 , Hg ）＋などの無機 Hg、ならびにメチル水銀（CH3Hg ）で代表される有機 Hg がある。これ
らの化合物間では相互変換が生じており、そこでは化学的過程と生物学的過程が併行
02＋
して進行している。たとえば、Hg の Hg への酸化には、微生物のカタラーゼが反応を触媒していると考えられている。一方、化学的過程では日光の関与が示唆されて
02＋
おり、溶存有機化合物が酸素を光還元して過酸化水素を生成し、これが Hg を Hg2＋0へと酸化していると推定される。Hg の Hg への還元は、水銀耐性菌が有する MerAといわれる還元酵素が反応を触媒している。また、腐植質などの有機物の存在下では、
2＋＋
これを還元剤とする光還元反応も生じる。Hg の CH3Hg へのメチル化は、主として硫酸還元菌の体内で生じる。この逆反応である脱メチル化反応には、水銀耐性菌の有機 Hg リアーゼによって行われる。このように、環境中の Hg は直接的にも、また間接的にも生物活動がその動態を制御している。したがって、Hg の環境化学を理解するに際して、これらの機構の正確な理解が必要となる。本稿ではそれぞれの変換過程を、主として化学的側面から考察した。
キーワード：Hg 、Hg 、還元、酸化、CH3Hg 、脱メチル化、メチル化
02+1．はじめに地球は誕生からその環境に変遷を遂げている。この過程において、生物活動は地球環境に変化を推進するための主要な原動力となっている。環境中における水銀（Hg）の動態もその例外ではない。Hg は環02＋2＋
境中で、原子状 Hg（Hg ）や水銀イオン（Hg2 , Hg ）＋の無機 Hg、ならびにメチル水銀（CH 3Hg ）で代表される有機 Hg として存在している。Hg には生体内反応そのものにおける必須の役割は知られておらず、これらの Hg 化合物は多くの生物に対して毒性を呈する。生物は、毒性化合物に対する防御機構として、あるいは生体内反応と共役し、Hg の化学形
態の変化を誘起する。また、生命活動で生じた有機物も光化学反応等を通じて、間接的ではあるが Hgの動態に影響を及ぼす。すなわち、環境中におけるHg の化学形態変化の掌握には生物活動の理解が必須のものである。本稿では、Hg の化学形態変換過程を生物活動と関連付け、現在まで明らかになった点を論ずる。
2．水銀の化学
Hg は、周期表で第 6 周期第 12 属に分類される元素で、常温で液体として存在する唯一の金属であ－3る。蒸気圧が 20℃で 1.20 × 10 mmHg（理想気体と仮定すると、1L の飽和気体には Hg が 13 μg 存
『地球環境』
13：211－218：211－218
211－218－218
218（2008）（2008）
Printed in Japan+在する）と高く、Hg として容易に気化する。無機の Hg イオンには 1 価と 2 価の酸化数のものが存在
2＋する。1 価の Hg イオンは、Hg2 の 2 量体の化学形＋態が考えられている。Hg 単独では、その最外殻の101電子配置が 5d 6s となるにもかかわらず、1 価水銀化合物が、固体でもまた液体でも反磁性であることがその根拠のひとつである。水銀単体とイオン間の標準還元電位は、
0

Hg22++2e−＝2Hg0ࠉ

（1）

E0＝854 mV

2Hg22++2e−＝2Hg2+ࠉ E0＝920 mV（2）で表されるように Hg2 が熱力学的には安定なイオ2＋－－ン種であるが、実際には Hg が Cl 、OH 等と錯2＋体を形成するために、Hg が趨勢な化学種となっている。
0
Hg の酸素との反応性は、酸素分子ならびに過酸
化水素の還元電位から推察できる。中性の pH で、それぞれの分子の 2 電子還元反応は
2＋O2＋2e−＋2H+＝H2O2ࠉ

E0’＝281 mV

（3）

（4）

H2O2+2e−＋2H+=2H2O‫ޓ‬E0’=1,349 mV で示される。一方、pH7.0 の条件下で Hg はほとんどが Hg（OH）2 として存在しており、この場合、Hg（OH）2 濃度が 10 nM とすると還元電位が2＋2008 AIRIES211

吉村：水銀の化学形態変化と生物活動−0−ࠉ
Hg（OH）
2＋2e =Hg ＋2OH
E=388 mV（5）
と算出できる。すなわち、酸素分子の還元電位（281mV）は、Hg（OH）2 の還元電位（388 mV）よりも低い0ことから、酸素分子で Hg を直接酸化するのは不可能であるが、過酸化水素ではその還元電位（1,3490mV）が高いため Hg の直接酸化が可能となる。一0方、塩化物イオンの濃度が高い場合、Hg の酸素による直接酸化が可能となる。これは、Hg2＋Cl−= HgCl＋‫ޓ‬（6）


HgCl＋＋Cl−＝HgCl2‫ޓ‬（7）


HgCl2＋Cl−= HgCl3−（8）

HgCl3−＋Cl−= HgCl42−‫ޓ‬（9）などの反応で、クロロ錯体の生成が進行するからで2－ある。pH が 7.0 の条件下で 10 nM の HgCl4 は
HgCl42−＋2e−=Hg0＋4Cl− E=198 mVࠉ（10）の還元電位を与えるため、この電位（198 mV）が酸
素分子の還元電位（281 mV）よりも低くなることで
02－
Hg の HgCl4 への酸化が説明される。
溶存する有機物質（DOC; Dissolved Organic Carbon）
0
2＋
も Hg と Hg の酸化還元サイクルに影響を及ぼす。
環境中には主として植物遺体が土壌中で化学変化を受けて形成される腐植質が存在している。DOC は、
例えば、
Hg2＋＋DOC = Hg2＋＋DOC（11）のような反応で Hg との錯体を形成する。この錯0体の安定度が高いほど、Hg は酸化される方向に平衡が傾く。DOC には様々な種類の官能基が含まれ2＋ており、その種類によって Hg との結合の安定性2＋が異なる。特に、Hg はスルフヒドリル基との親和性が高いため、この官能基が存在すると平衡はよ
0
り Hg を酸化する方向へと移動する。
環境中における Hg の動態には、光化学反応における変換が大きな割合を占めている。一般に、物質M が光で励起された状態 M* では還元力が増加し、
2＋

M*→M+＋e−O2−＋O2−＋2H＋→H2O2＋O2（14）の不均化反応で過酸化水素を生成するために、酸素分子を活性化し、酸化力を上昇させる。
3．水銀の化学形態変化
地球上における Hg の化学形態変化のあらましを
図 1 に示した。これは、主として水中と大気中での反応を示したものであり、
0
2＋
① 酸化
（Hg → Hg ）
2＋
0
② 還元
（Hg → Hg ）2＋＋③ メチル化（Hg → CH3Hg ）＋2＋④ 脱メチル化（CH3Hg → Hg ）の 4 つに分類される。それぞれの過程には、生物が関与した生物過程と生物非存在下で進行する（光）化
学過程が存在する。
3.1 酸化
0Hg の酸化は大気中でも、また水中でも生じる。
大気中での酸化では、非生物学的な反応が進行し、そこではオゾンや OH ラジカルが酸化剤となって0いる。この反応はきわめて遅く、大気中 Hg の平均滞在時間は 1 年のオーダーにもなる。
このために、
地域的な Hg 汚染は、その拡散を通して世界規模での汚染へと拡大する。一方、極地では春先に大気中
Hg の急激な減少が生じ、雪中の Hg 濃度の上昇が1）起こることが知られている 。この現象は大気中オ
ゾン濃度の減少と同調して見られる。この過程では、海塩起源のハロゲンラジカル（原子状 Br や BrO）に0
2）
より Hg が酸化されていると考えられている 。
水中の酸化反応には化学的過程と生物学的過程が存在する。生物学的過程として、生物体内で Hg 蒸2＋
気が Hg に酸化されることが古くから知られてい3）た 。大腸菌（Escherichia coli）、古層草菌（Bacillus
subtilis）あるいは放線菌（Streptmyces venezuelae）を
2＋
水銀蒸気の存在下で培養すると、Hg への酸化が（12）の反応で電子を放出する。一方、ここで生じた M
カチオンラジカルは電子吸引性が強まるために強力な酸化剤として働く。すなわち、光励起された環境
では、酸化性も還元性も増強する。さらに、酸素分子が存在する場合には式（12）で生じた電子が＋O2＋e−→O2−

（13）の反応で酸素を 1 電子還元し、スーパーオキサイドを形成する。これは、
212

図 ���������������������
1��������������������
地球環境における水銀の化学形態の変化．

地球環境 Vol.13 No.2認められる。KatG は大腸菌に存在するカタラーゼ
で、これをコードする遺伝子を欠損した大腸菌変異
株では Hg の酸化反応が顕著に抑制される。また、この遺伝子を過剰発現した大腸菌変異株では、逆にその酸化反応が促進する。このことは、大腸菌内で
0
H2O2 による Hg の酸化が生じること、その際にカタラーゼが触媒として機能していることを示している。
カタラーゼは生物界に広く分布するヘム鉄含有タ
ンパク質で、本来は過酸化水素の不均化反応
2H2O2→H2O＋O2（15）を触媒する酵素である。この反応では、酵素分子が過酸化水素で酸化され Compound Ⅰといわれる酸化力の強い中間体を形成し、次いで生じた
Compound Ⅰが
H2O2→O2＋2H＋＋2e−（16）の反応で、過酸化水素を酸化することで反応が完4）0結する 。したがって、Hg の場合には、これが2＋Compound Ⅰの触媒部位に結合し、酸化を受け Hgと変化するものと考えられる。すなわち、カタラー
0
ゼが Hg を基質としたときにペルオキシダーゼと0して機能している。この反応では、毒性の低い Hg
2＋を毒性の高い Hg へと変換を行うものであるが、その生理学的意義は不明である。
0
非生物学的過程での Hg の酸化は、淡水中では生じにくい。しかし、塩化物イオンの濃度が高い場
2＋
合、Hg のクロロ錯体の生成が進行するために、酸素分子による酸化が可能となる。実際に、塩化ナ
0トリウムの濃度依存的に Hg の酸化が生じること
5）が確かめられており 、海水中での主要な酸化過程と考えられている。
淡 水 中 の 溶 解 性 原 子 状 H g（ D G M ; D i s s o l v e dGaseous Mercur y）濃度は日周性を示すことから、

211－218（2008）

Hg の酸化還元サイクルに太陽光の関与が示唆され2＋ている。日照は、Hg の還元（後述）を進行させる
0のと同時に Hg の酸化も促進させる。日照を受けた湖水試料を採取後暗所に置くと、DGM 濃度が減少する。この反応の速度式は、DGM 濃度に対して一次反応式で示され、また、この速度定数 k は図 26）に示すような日周性を示す 。速度定数が、光合成
放射エネルギー値（PAR）ならびに湖水の蛍光強度と平行して変化していることは、日照により湖水中に酸化性物質が生成されたことを物語っている。この候補として過酸化水素が考えられる。光励起された
DOC はスーパーオキサイドの形成を可能とする。
生じたスーパーオキサイドから過酸化水素が生じ、0
これが Hg の酸化を行う機構が考えられる。
一方、光照射でバクテリア類のカタラーゼが活性化する可能性も考えられている。一般に、生物内では酸化ストレスに対する防御機構としてカタラーゼ
等の酸素代謝に関連した酵素を誘導合成する。光照
射後の環境水では、過酸化水素濃度が上昇することから、これが環境中に生息するバクテリア類のカタ
ラーゼを誘導合成し、その結果 Hg の酸化反応が亢7）
進する可能性も示唆されている 。
3.2 還元2＋
0
Hg の原子状 Hg への還元は、地域規模での Hg
汚染を世界規模へと広めるため、その機構の把握は
Hg の循環の観点から重要である。生物が関与しな
2＋
い Hg 還元として、溶解性の有機物の関与が示唆されている。すなわち、腐植質などの有機物が存在2＋8）する場合に Hg の還元が進行する 。この還元反応は、腐植質のフェニル基に対するカルボキシル基との濃度比に依存していることから、フェニル基が2＋
9）
Hg の還元反応にかかわっていると推定される 。
腐植質には、芳香族系の化合物の重合体であり、その中にはヒドロキノン類似の構造を部分的に保持しているものがある。これらの物質はキノン類似物質と変換されることにより、酸化還元反応を行うことが可能である。例えば、構造が類似した物質として
1, 2 －ナフトキノン（図 3）があるが、この還元電位
は 123 mV であり、1, 2 －ナフトヒドロキノンが酸2＋化される際に Hg を還元することが十分可能であ2＋る。一方、この Hg 還元は、腐植質に含まれる硫2＋
黄の含量が高いと阻害的に働く。
チオール基は Hgと強力な結合を形成するために、その還元も妨げられたのであろう。したがって、腐植質の官能基の種
2＋類と組成が Hg の程度を決定する因子となる。ま図 2�������������������������
��������������������������
淡水における原子状水銀の酸化速度と日照の関係．
横軸は試料水の採取時刻を示す．黒丸（●）は採取された試
料水を暗所に置いたとき生じる DGM��� ���������
濃度の減少速度定数の変化を，黒三角（▲）は試料水の ����355 nm��������� �������
の紫外光を照射したときの 455 nm�����������
���� �� における蛍光強度を�����������
1 ppb������ ��� の硫酸キ����
ニーネにおける蛍光強度で規格化した値（��������
QSU�����
）を，また白丸（○）は光合成有効放射（��������
PAR�����
）を示す．
（文献 6����������
�����������
，���������
 Elsevier 社の許諾を得て転載）����������

図3

 , 2 －ナフトヒドロキノンと
1
1, 2 －ナフトキノンの酸化還元反応．

213

吉村：水銀の化学形態変化と生物活動

た、腐食質は、その地域で生育した植物に由来する
2＋
ために、これによる Hg の還元はその地域の植生が大きくかかわっているといえる。
2＋
光化学反応による Hg の還元は環境水中のDGM 濃度の日周性という形で現れる。この過程は
2＋
湖沼水における Hg 還元で重要な位置を占めている。日没後に酸化反応で減少した DGM は夜明けと3＋ともに上昇する。また、この還元反応は Fe の添
10）
3＋
加で促進される 。このような Fe による光還元の促進が Cr（Ⅵ）についても知られている。シュウ酸イオン存在下での還元される Cr（Ⅳ）はシュウ酸
3＋濃度で決定され、また還元の反応速度は Fe 濃度に依存している。このことはシュウ酸の光化学反応、−−（COO−）
2→CO2＋CO2 ＋e（17）で生じた電子が Fe を生成し、これが Cr（Ⅳ）を順次還元し、Cr（ Ⅲ）への還元を行うことを示唆して
11）
3＋
2＋
いる 。同様の、Fe を介した還元反応が Hg の場合にも提案されているが、この反応様式では 1 モ
2＋
2＋ルの Hg に対して 2 モルの Fe が反応する必要があり、その機構の解明が待たれる。
02＋
光化学反応では Hg の酸化と Hg の還元が同時に併行して進行しており、その両者の差が全体としての Hg の形態変化として現れる。これらの寄与率を決定する要因はその地域に特有な、様々な環境因子に依存しており複雑である。一般には、日照強度の低い場合には酸化反応が支配的であり、逆に日照6）
強度が大きい場合には還元反応が主体的となる 。
Hg に対して耐性を示すバクテリアの存在が知ら2＋れている。この生物内には MerA と呼ばれる Hgの還元を触媒する酵素が存在しており、毒性の高2＋02＋
い Hg を Hg へ還元し解毒を図っている。Hg は
ソフト性の強い金属イオンであるため、バクテリア
体内ではシステインやグルタチオンなどのチオール基を有する物質と強力な結合を形成している。したがって、その錯体では還元電位が減少し、還元反応が生じ難くなる。MerA タンパク質はホモダイマ
ーとして存在し、補因子としてフラビンを含んで2＋いる。Hg は配位子交換反応で MerA 中のシステ
イン残基のチオール基と結合し、還元型のフラビ
ンアデニンジヌクレオチド（FADH 2）から電子を受け取り還元される。生物中には還元物質として還元型のニコチンアミドアデニンジヌクレオチドリン酸（NADPH）が豊富に存在するが、これが FAD に対する電子供与体となっている。NADPH はる。Hg のメチル化は底質で生じるために、嫌気性の微生物の関与が考えられた。酸素の存在しない環境での微生物種の主たる代謝形式は、発酵、硫酸
呼吸、硝酸呼吸（脱窒）が挙げられる。塩湿地の堆積2＋物における Hg のメチル化を種々の代謝阻害剤を2＋
添加して調べると、モリブデン酸の添加が Hg のメチル化を阻害することから硫酸還元菌の関与が示13）
唆された 。硫酸還元菌は、異化的硫酸還元という代謝形式を有する微生物である。すなわち、有機物を糖で代表させ、それを簡略化して（CH2O）で表すと、その還元における半反応は、
2＋CO2＋4H＋＋4e−＝（CH2O）＋2H2OࠉE0’＝−410 mV（19）で与えられる。また硫酸イオンの還元は、

2＋

NADP＋＋H＋＋2e−＝NADPHࠉE0’＝−324 mV （18）と非常に低い還元電位を有しており、これが Hg
還元の原動力となっている。
3.3 メチル化
12）
Hg のメチル化は非生物学的過程 も知られているが、生物によるメチル化がその大部分を占めてい2＋

214

SO22−＋9H＋＋8e−→HS−＋4H2OࠉE0’＝−200 mV（20）の半反応で示されるため、硫酸還元菌は有機物より生じた電子を硫酸イオンに伝達することで酸素の存在しない嫌気的状況での呼吸というエネルギー獲得
機構を働かすことができる。モリブデン酸イオンは
硫酸イオンの構造的アナログであり、その添加は硫
2＋酸還元菌の生育を阻害し、Hg のメチル化を抑制したものと考えられる。さらに、この底質から単離さ2＋れた硫酸還元菌、Desulfovibrio desulfuricans に Hg13）のメチル化能が存在することが示されている 。
2＋
硫酸還元菌による Hg のメチル化反応の機構は明確ではないが、それを触媒する酵素の存在が示唆されている。テトラヒドロ葉酸（THF）は主要なメチ2＋ル基供与体であるが、これを Hg とともに硫酸還元菌（D. desulfuricans LS）の細胞抽出液に加えると＋
14）
CH3Hg の生成が認められる 。この反応の最適温
度は 34℃であり、これ以上では反応速度が急激に減少する、また最適 pH が 6.5 となっており、これらは酵素の典型的な反応様式を示している。また、酵素反応液にピルビン酸を加えて嫌気状態を厳密に保たないと反応が進行しないことから、コバラミンを含むタンパク質が関与しているものと思われる。
すなわちメチル基は、THF、コバラミン含有タンパ
2＋
ク質を経て Hg に転移する。この際に、メチル基転移酵素が必要になると考えられる。
コバラミン含有タンパク質を経由したメチル化では、菌体内での炭素代謝系としてアセチル CoA 経路の存在を必要とする。しかし、アセチル CoA 経
2＋路を含まない硫酸還元菌においても Hg メチル化能が存在することが明らかになり、別のメチル化機15）構の存在も浮かび上がっている 。
2＋
硫酸還元菌による Hg のメチル化は過剰量の硫13）酸イオンで阻害される 。これは、硫酸呼吸では呼吸の最終生成物として硫酸物イオンを生成し、これ2＋が Hg との反応で HgSの沈殿を形成するためと考地球環境 Vol.13 No.2

えられていた。一方、Hg 鉱物存在下での Hg のメ
2＋チル化速度は、Hg 錯体の安定度定数から求めた
16）
溶存状態にある HgS 濃度と相関が高い 。また、
底質間隙水に水銀を添加後のメチル水銀の生成速度と、同様にして求めた間隙水中における Hg の化学
形態との比較から、硫酸還元菌は HgS や Hg（SH）2をメチル化の際の基質として使用していると推定さ17）れている 。HgS や Hg（SH）2 には電荷が存在しな
いために硫酸還元菌での取り込みには特別のトラン
スポーターを必要とせず、比較的疎水性の高いこれ
2＋らの Hg 化合物が硫酸還元菌の細胞膜を通過しているものと推定されている。溶存状態の HgS 濃度
2－は、硫化物イオン濃度の増加に伴い HgS 2 錯イオ
16）ンが形成され減少する 。このために、過剰量の硫
2＋酸イオン存在下では HgS の吸収が低下し、Hg のメチル化率が減少したのであろう。
2＋
硫酸還元菌におけるこのような Hg のメチル化
反応の生理学的意義は明確ではない。環境から Hg
化合物がこの細菌体内に受動的に取り込まれ、メチル化反応の基質となっていると考えるのが妥当であ2＋
ろう。Hg は比較的毒性の低い HgS として取り込＋
まれ、生体反応の副反応として CH3Hg が合成されているのではなかろうか。積極的な吸収機構が存在
2＋
しないということも Hg のメチル化が必須なもの
でないことを示唆している。
2＋
一方、淡水底質においては Hg のメチル化がモ
リブデン酸イオンの添加にかかわらず生じることか
2＋
ら、硫酸還元菌以外にも Hg メチル化能を有する生物が存在していることが示唆された。実際にこの底質から Hg メチル化能を有するバクテリアが単離され、その 16S rRNA 遺伝子の相同性から鉄還元細18）
菌 Geobacter 属に属することが示された 。この生物は、不溶性の鉄（Ⅲ）を呼吸の最終電子受容体とすることで、嫌気的環境で呼吸を行っている。すなわ
ち、鉄（Ⅲ）の還元反応は2＋

211－218（2008）

3.4 脱メチル化＋
CH3Hg は光化学反応により脱メチル化される。
＋
このことは、湖沼水の CH3Hg 濃度が日光の照射で減少すること、さらに、この湖沼水をフィルターでろ過し、植物プランクトンと主なバクテリアを除いた場合にも日光による脱メチル化が生じること
20）から推定されている 。この脱メチルの反応速度＋
は CH3Hg 濃度に関して一次式で表され、またその速度定数も光強度に比例している。したがって、
湖沼の深度とともに日照光の強度が減少するために＋
CH3Hg の分解速度も減少する。
＋
CH 3 Hg の生物学的脱メチル化には還元的過程と酸化的過程が存在する。還元的脱メチル化ではMerB とよばれる有機水銀分解酵素が、
（22）CH3Hg＋＋H＋→CH4＋Hg2＋の反応を触媒する。また、生じた Hg は MerA に0
より Hg に還元され解毒が行われる。したがって、
2＋
この両方の酵素遺伝子を有するバクテリアは Hg＋と CH3Hg の両者に対して耐性を有する。
プラスミド R831 にコードされている MerB は
分子量 22,400 のモノマー酵素で、Cys96 と Cys159
21）が触媒部位となっている 。細胞内に進入した＋
CH 3Hg はチオール基を有する低分子量化合物（システインやグルタチオンなど）と結合し、CH3HgSRとなる。これが図 4 に示すような配位子交換反応
2＋2＋を経て、CH4 と Hg を生成する。Hg とチオール2＋基間の結合は強固であるが、Hg では配位子交換
反応の速度が大きいためこの反応が生じる。
酸化的脱メチル化はメチロトローフ（C1 化合物資化細菌）の共代謝により生じる。この際の生成物は、
2＋＋主として CO 2 と Hg である。CH 3Hg は、還元的
0脱メチル化では最終的に Hg となり系外へ除かれ2＋Fe（OH）3＋3H＋＋e−→Fe2＋＋3H2OࠉE0’＝−50 mV（21）で示されるため、式（17）の有機物から生じた電子
3＋を Fe に渡すことでエネルギー獲得を行ってい2＋る。いくつかの鉄還元菌での Hg のメチル化能はGeobacter 属や Desulfuromonas 属で見られたもの
19）の、Shewanella 属では確認できていない 。したがって、このメチル化反応は鉄還元菌に特有のものとは考えにくい。海水には硫酸イオンが比較的高濃度に存在するために、それを含む底質中では硫酸還2＋
元菌が趨勢を占めており、Hg メチル化の主要な部分を担っている。一方、淡水ではこのような鉄還2＋元菌による Hg メチル化への寄与が大きいものと考えられる。

図 4 ����
MerB タンパク質による有機水銀の脱メチル化反応．
���������������������
有機水銀は細胞内でグルタチオンあるいはシステイン（RSH）と結合し，ArHgSR の構造をとっている．これがMerB の Cys159 に配位子交換反応で結合し，（図中（a）から（c））RSH を放出する．さらに Cys96 との結合形成時にArH（例えば CH 4）との結合が切断され，1 分子の RSH が取り込まれる（図中（c）から（d））．さらに，もう 1 分子のRSH を取り込み Hg（SR）
2 として放出することで反応が完結する（図中（d）から（a））．
（文献 21，Wiley-Blackwell社の許諾を得て転載）

215

吉村：水銀の化学形態変化と生物活動るのに対して、酸化的脱メチル化では Hg 還元酵2＋素が存在しないために最終生成物は Hg となる。
2＋＋
そのために生じた Hg が、再び CH 3Hg へと変換される可能性がある。
3.5 Hg 耐性菌の耐性発現機構
バクテリアの中には Hg に対して耐性を示すものが知られている。これらはその耐性に関わる因子を染色体中のトランスポゾン配列内に、あるいはプラ
スミド中にコードしている。すなわち、Hg 耐性の形質は遺伝子の移動とともに他の生物へも移動する。この耐性機構にはいくつかのタンパク質の発現2＋が必要であるが、Hg 還元酵素（MerA）の存在が必須である。これに加えて、有機 Hg リアーゼ（MerB）
を有する場合には無機 Hg と有機 Hg に耐性を示
し、MerB が無い場合には無機 Hg だけに耐性を示す。これら一連のタンパク質をコードする遺伝子群
は MerR といわれる制御タンパク質で制御が行われている。この機構が作動するためには Hg 化合物がMerR に結合し、その構造を変えることが必要である。この構造変化に必要な Hg 化合物の濃度は一般に 50 pM 程度といわれており、そのため Hg 汚染の＋低い地域では、MerR による制御が働かず、
CH3Hg
2＋の脱メチル化と Hg の還元における生物学的過程の寄与は小さい。
2＋

4．環境中における Hg の循環
Hg は非生物学的過程と生物学的過程を通して化
学形態を変化させる。両者の過程は併行して生じているために、その動態の把握には主体的な変換過程の掌握が必要である。これらは、その地域において生息する生物を含めた、様々な環境要因によって決められるものである。また、非生物学的過程においても、共存する有機化合物がその変化の機構に深くかかわっており、その結果生物活動との関連が生じてくる。以上をふまえて、環境中における Hg の動態について、いくつかの特徴的な例を述べる。
4.1 酸性雨と Hg 動態
硫酸還元菌は硫酸イオンを電子の最終受容体として呼吸を行うために、その生育は有機物と硫酸イオンの存在に依存する。このことは、有機物が比較的2＋
高濃度に存在する環境では、硫酸イオンが Hg のメチル化にも大きく影響する可能性を示唆している。実際、泥炭地に 3 ～ 20 kg/ha の硫酸ナトリウ＋
ムの散布を 3 年間継続した場合、CH3Hg の濃度の上昇が認められる。特に、20 kg/ha の硫酸ナトリ＋
ウムの散布では、CH3Hg 濃度は 6 倍程度まで上昇22）していた 。また、この地域では泥炭間隙水のメチ
ル Hg と泥炭中の固形硫黄との間に正の相関が存在＋
し、硫酸還元菌による CH3Hg の生成を物語ってい＋る。CH3Hg の生成は硫酸イオン添加後、比較的短時間に生じる。図 5 に示したように、泥炭地域に216

図 5����������������������
�����������������������
炭泥地域における硫酸イオンの散布とそれに
よるメチル水銀濃度の変化．
硫酸イオンは図中の点線の日に散布された．
（文献 23������������������
��������������������
，アメリカ化学会の許諾を受けて転載）

硫酸イオンを散布すると、そこでの間隙水の CH3Hg
濃度が急激に上昇する。この上昇は 2 週間ほど続き、
また、これと同調して硫酸イオンは減少が認められ23）る 。このことは、硫酸イオン添加により硫酸還元2＋菌の生育が活発になり、Hg のメチル化が生じたものと考えられる。淡水は一般に硫酸イオンの濃度が低いために、硫酸還元菌の生育には硫酸イオンの存在が重要な因子となっているのであろう。このよ＋
うな CH3Hg 濃度の上昇は 5 月 22 日の硫酸イオンの添加後に見られるが、6 月と 9 月の散布後には見られない。5 月の地温が 4℃であったのに対して 6
月と 9 月の散布時の地温は 16℃と 15℃であり、硫＋酸イオンの消費と CH3Hg 濃度の上昇が急激に行わ23）れたものと解釈されている 。硫酸イオンは酸性雨の主要な構成成分であるため、酸性雨は単に pH 低
2＋下という側面からだけでなく、Hg のメチル化との観点からも注意を払う必要があるといえる。
4.2 森林伐採による Hg 動態への影響
森林伐採と Hg 循環とは見かけ上は無関係に思えるが、それにより生じる DOC の変化を通して影響を及ぼすことが知られている。森林伐採を行うと、それは地下水流や地表水の流れに変化を生じさせる。また、それにより湖沼に集積する有機物の濃度や種類に変化が生じる。特に、カルボキシル基を有24）する有機物の増加が生じる 。その結果、森林伐採を行った地域の湖沼ではそうでない地域と比べて、
2＋
DOC 濃度が同一の場合においても Hg の蓄積が生2＋じる（図 6）。湖沼表水では光化学反応による Hg
0の Hg への還元が行われている。ここにカルボキシ2＋ル基を多く含む DOC 濃度が高まると、これが Hgと結合することにより光化学反応を抑制すると考え2＋られる。その結果、Hg の蓄積が生じたと推定さ
25）
2＋＋れる 。Hg は湖底で CH3Hg へと変換されるために、そこに生息する魚類への影響も生じる可能性がある。
＋

地球環境 Vol.13 No.2

211－218（2008）

それとともに Hg 耐性菌による CH3Hg の脱メチル化も生じる。脱メチル化の速度がメチル化の速度を＋凌いだ結果として、CH3Hg の割合が全 Hg 濃度とともに減少したのであろう。それぞれの地域で採14＋取された環境水に CH3Hg を加えると、汚染地域
14
では CH4 の発生の増加が認められることからも、
MerB タンパク質が機能していることが示唆されて
25）
いる 。
＋

引用文献
1） Lindberg, S. E., S. Brooks, C. - J. Lin, K. J. Scott, M.
S. Landis, R. K. Stevens, M. Goodsitea and A. Richter
図 6��
���湖
 沼水中の ��
Hg 還元速度に及ぼす森林伐採の影響．
2＋
�

黒丸（●）は森林伐採地域における DGM��������
��� 生成速度を，白丸��������
（○）は森林伐採が行われていない地域の ���
DGM�����
�����
生成速度を
示す．
（文献 25������������������
��������������������
，アメリカ化学会の許諾を受けて転載）（2002）Dynamic oxidation of gaseous mercur y in
the arctic troposphere at polar sunrise. Environ. Sci.
Technol., 36; 1245-1256.
2） Ariya, P. A., A. P. Dastoor, M Amyot, W. H. Schroeder,
L. Bar rie, K. Anlauf, F. Raofie, A. R yzhkov, D.
Davignon, J. Lalonde and A. Stef fen（2004）The
arctic: a sink for mercury. Tellus, 56B: 397-403.
3） Smith, T., K. Pitts, J. A. McGar vey and A. O.
Summers（1998）
Bacterial oxidation of mercury metal
vapor, Hg（0）．Appl. Environ. Microbiol., 1328-1332.
4） Poulos, T. L.（2006）Peroxidase and catalase. In: I.
Bertini, H. B. Gray, E. I. Stiefel, J .S. Valentine, eds.,
Biological Inorganic chemistry, Univ. Sci. Book, CA,
343-354.
5） Yamamoto, M.（1996）Stimulation of elementar ymercury oxidation in the presence of chloride ion inaquatic environments. Chemosphere, 32: 1217-1224.
6） Garcia, E., A. J. Poulain, M. Amyot and P. A. Ariya

図7 湖
 沼水中の全水銀濃度とそこでのメチル水銀の
割合．
（文献 26，アメリカ化学会の許諾を受けて転載）（2005）Diel variation in photoinduced oxidation of0
Hg in freshwater. Chemosphere, 59: 977-981.
7） Siciliano, S. D., N. J. O’Driscoll and D. R. S. Lean

4.3 Hg 汚染と CH3Hg の蓄積＋
CH3Hg は小型魚類、大型魚類へと移行し、最終
的には、それらを食餌とする動物へと食物連鎖を経て蓄積する。したがって、この化合物は微生物や非生物学的過程における Hg の循環と、大型生物における循環とを結ぶ接点を形成するものであり、その意味において重要な位置を占めている。
＋
魚類に蓄積された CH3Hg の濃度は Hg の汚染の程度にかかわらず、ほぼ一定の値を示す現象が知26）られている 。この“Methylmercury accumulation
paradox”とよばれる現象は、図 7 に示すような試＋料水中の全 Hg に対する CH 3Hg の割合が、全 Hgの濃度上昇とともに減少していることで説明される。Hg で汚染された水域に生息するバクテリア類には Hg 耐性を示すものが多く、またそこから抽出した DNA の polymerase chain reaction 法での分析から MerA 遺伝子の存在が示された。すなわち、
2＋
Hg 汚染地域では Hg のメチル化が促進されるが、＋（2002）Microbial reduction and oxidation of mercury
in freshwater lakes. Environ. Sci. Technol., 36:3064-3068.
8） Allard, B. and I. Arsenie（1991）Abiotic reduction of
mercury by humic substances in aquatic system－an
important process for the mercury cycle. Water Air
Soil Poll., 56: 457-464.
9） Rocha, J. C., E. Sargentini Jr., L. F. Zara, A. H. Rosa,
A. dos Santos and P. Burba（ 2003）Reduction of
mercur y（ Ⅱ）by tropical river humic substances（Rio Negro）－Par t Ⅱ. Influence of str ucturalfeatures（molecular size, aromaticity, phenol groups,
organically bound sulfur）. Talanta, 61: 699-707.
10）Zhang, H. and S. E. Lindberg（2001）Sunlight andiron（ Ⅲ）－induced photochemical production ofdissolved gaseous mercury in freshwater. Environ.
Sci. Technol., 35: 928-935.
11）Hug, S. J. and H.-U. Laubscher（ 1997）Iron（Ⅲ）

217

吉村：水銀の化学形態変化と生物活動

catalyzed photochemical reduction of chromium（Ⅵ）
by oxalate and citrate in aqueous solution. Environ.
Sci. Technol., 31: 160-170.
12）Celo, V., D. R. S. Lean and S. L. Scott（2006）Abiotic
methylation of mercury in the aquatic environment.
Sci. Total Environ., 368: 126-137.
13）Compeau, G. C. and R. Bar tha（ 1985）Sulfatereducing bacteria: principal methylators of mercury
in anoxic estuarine sediment. Appl. Environ.
Microbiol., 50: 498-502.

Appl. Environ. Microbiol., 72: 7921-7979.
20）Sellers, P., C. A. Kelly, J. W. M. Rudd and A. R.
Mac Hutchon（ 1996）Photodegradation of methylmercury in lakes. Nature, 380: 694-697.
21）Barkay, T., S. M. Miller and A. O. Summers（2003）
Bacterial mercur y r esistance from atoms toecosystem. FEMS Micro. Rev., 27: 355-384.
22）Branfireun, B. A., K. Bishop, N. T. Roulet, G.
Granberg and M. Nilsson（2001）Mercury cycling inboreal ecosystems: The long-term effect of acid rain14）Choi, S-C., T. Chase Jr. and R. Bartha（1994）
EnzymeDesulfovibrio
catalysis of mercur y methylation by

constituents on peatland pore water methylmercury
concentrations. Geophys. Reser. Lett., 28: 1227-1230.

desulfuricans LS. Appl. Environ. Microbiol., 60:23）Jeremiason, I. D., D. R. Engstrom, E. B. Swain, E.

1342-1346.

A. Nater, B. M. Johnson, J. E. Almendinger, B. A.

15）Ekstrom, E. B., F. M. M. Morel and J. M. Benoit

Monson and R. K. Kolka（ 2006）Sulfate addition（2003）Mercury methylation independent of acetyl-

increases methylmercur y production in anexperimental wetland. Environ. Sci. Technol., 40:coenzyme; A pathway in sulfate-reducing bacteria.
Appl. Environ. Microbiol., 69: 5414-5422.

3800-3806.

16）Benoit, J. M., C. C. Gilmour and R. P. Mason（2001）

24）O’
Driscoll, N. J., S. D. Siciliano, D. Peak, R. Carignan

The influence of sulfide on solid-phase mercur yand D. R. S. Lean（2006）The influence of forestr ybioavailability for methylation by pure culturesof Desulfobulbus propionicus（1pr3）. Environ. Sci.

activity on the structure of dissolved organic matter

Technol., 35: 127-132.

in lakes: Implications for mercur y photoreactions.
Sci. Total Environ., 366: 880-893.

17）Dr ott, A., L. Lamber tsson, E. Björ n and U.

25）O’Driscoll, N. J., D. R. S. Lean, L. L. Loseto, R.

Skyllberg（ 2007）Impor tance of dissolved ner tral

Carignan and S. D. Siciliano（2004）
Effect of dissolved

mercury sulﬁdes for methyl mercury production incontaminated sediments. Environ. Sci. Technol., 41:

organic carbon on the photoproduction of dissolved

2270-2276.

gaseous mercur y in lakes: potential impacts offorestry. Environ. Sci. Technol., 38: 2664-2672.

18）Fleming, E. J., E. E. Mack, P. G. Green and D. C.

26）Schaefer, J. K., J. Yagi, J. R. Reinfelder, T. Cardona,

Nelson（2006）
Mercury methylation from unexpected

K. M. Ellickson, S. Tel-Or and T. Barkay（ 2004）

source: Molybdate-inhibited freshwater sediments
and an iron-reducing bacterium. Appl. Environ.

Role of the bacterial organomercury lyase（MerB）

Microbiol., 72: 457-464.
19）Kerin, E. J., C. C. Gilmour, E. Roden, M. T. Suzuki,

on controlling methylmercur y accumulation in
mercury-contaminated natural waters. Environ. Sci.
Technol., 38: 4304-4311.

J. D. Coates and R. P. Mason（2006）Mercur ymethylation by dissimilatory iron-reducing bacteria.

218（受付 2007 年 12 月 26 日，受理 2008 年 3 月 31 日）