0.   引言

采矿、冶炼、化肥与农药的使用、车辆尾气排放、垃圾填埋以及工业与生活废物的排放等人为活动对土体造成了严重的破坏，导致土壤中的重金属污染物含量超标，土壤生态系统恶化。近年来，土壤淋洗、固化/稳定化、植物修复和生物修复等方法已被有效用于重金属污染场地的修复^[1]。在这些技术中，生物修复被认为是环境友好且具有成本效益的。微生物可以通过吸附、溶解、氧化还原和矿化作用对重金属污染物进行固化^[2]。特别是生物矿化可以固定重金属并使其危险性降低，防止其进一步扩散或浸出到环境中。在各类生物矿化过程中，以脲酶菌为基础的微生物诱导碳酸盐沉淀（microbially induced carbonate precipitation，简称MICP）是该领域的研究热点，并且该技术已被证明可以去除或固定土壤中的重金属污染物，例如铅(Pb)、镉(Cd)、铜(Cu)、锌(Zn)、铬(Cr)、镍(Ni)、锶(Sr)、砷(As)等^[3-5]。

目前，利用MICP方法处理重金属污染土的研究主要集中在MICP固化重金属机理与固化污染土的环境安全性方面。MICP与重金属污染物的相关作用受重金属种类和浓度、土体特性、细菌种类等因素影响^[3]。李驰等^[6]利用MICP技术处理了铅锌重金属污染土（铅含量120.5 mg/kg，锌含量88.45 mg/kg），矿化10 d后铅与锌的浸出浓度比未处理土分别降低了44.81%，46.19%。Kang等^[7]采用4种脲酶菌的混合物实现对含铅、铜、镉等多种重金属污染砂柱的微生物矿化固定，重金属去除率为45.4%~98.5%。Sharma等^[8]探究了重金属铅，锌和铬对细菌生长的毒性作用，试验结果显示细菌能承受重金属污染物的临界浓度达到5000 mg/L，铅和铬固定率可达92%以上，而锌的固定率相对较差。Chen等^[9]通过原位激发法处理铜污染土，土壤中铜的可溶性交换部分由45.54 mg/kg下降到1.55 mg/kg。总体来看，上述研究多为采用实验室标准菌种或从土中直接提纯的土著脲酶菌来实现MICP反应过程，目前极少有关于通过直接向重金属污染土中供给营养物质，原位激发土著脲酶菌来实现MICP反应（简称原位激发MICP）。

本文以重金属污染场地的典型重金属铅为研究对象，研究原位激发MICP方法处理铅污染土的工程特性与环境安全性。利用土的酸碱度、活菌数以及尿素和铵根浓度等细菌活性试验探究了铅浓度对土著脲酶菌代谢活动的影响。在此基础上，通过无侧限抗压强度试验、柔性壁渗透试验和毒性浸出试验评价了原位激发MICP处理铅污染土的固化效果，结合环境扫描电镜（SEM）、能谱分析（EDS）、X射线衍射（XRD）分析和微生物16 s全基因组重测序等分析手段揭示了原位激发MICP处理铅污染土的固化机理。

1.   试验材料与方法

1.1   试验材料

（1）铅污染土

工程中铅污染土多分布在矿区、化工厂和炼油厂等工业场地，该类场地土按照《土工试验方法标准》^[10]常分为低液限黏土^{[6, 11]}和含细粒砂土^[12-13]。考虑到MICP方法更适用于处理粗粒土，因此选取含细粒砂土作为研究对象。试验中含细粒砂土由砂土与黏土按9︰1的质量比拌合配制以确保一定的保水性。其中砂选用南京当地河砂，去除碎石并过2 mm孔径标准筛后置于室外自然风干备用；黏土为上海市奉贤奉城试剂厂生产的高岭土。室内铅污染土制备由硝酸铅溶液与河砂-高岭土混合土拌合配制而成，即向土中添加0.5倍孔隙体积（0.5PV）的硝酸铅溶液并拌合均匀^[14]。使用的硝酸铅由国药集团化学试剂公司生产。图 1给出了河砂-高岭土混合土的颗粒级配曲线，试验土样的基本物理参数如表 1所示，根据《土工试验方法标准》^[10]判定该土样属于含细粒土砂（SF）。

图  1  河砂-高岭土混合土的颗粒级配曲线

Figure  1.  Grain-size distribution curve of river sand-kaolin mixture

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表  1  试验用土的基本物理参数

Table  1.  Basic physical parameters of test soil

有效粒径d10/mm	中间粒径d30/mm	限制粒径d60/mm	不均匀系数Cc	曲率系数Cu	干密度ρd/(g·cm-3)	相对质量密度Gs
0.125	0.229	0.770	0.51	6.4	1.72	2.65

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（2）脲酶菌激发液

试验通过原位激发MICP方法激发铅污染土中的土著脲酶菌实现生长与繁殖，以期得到对铅耐受性更强的脲酶菌。使用的激发液包括20 g/L营养肉汤（NB）和10 g/L尿素。其中营养肉汤购买自罗恩试剂，主要成分包括10 g/L蛋白胨，3 g/L牛肉浸粉和5 g/L氯化钠，为脲酶菌生长提供了丰富的蛋白质，氮源和微量元素。尿素则作为脲酶菌的选择性培养基质^[15-16]。

（3）胶结液

为确保原位激发MICP方法能够高效固定铅污染物，胶结液需要满足以下3个关键条件^[15-16]：①需向激发完成后的土著脲酶菌添加定量的尿素，进而水解尿素以生成微生物矿化所需的${\rm{CO}}_3^{2 - }$^[17]；②需向铅污染土中提供Ca²⁺以增强固化铅污染土的强度与稳定性，此外还可提高铅的固定化效率^[18]；③为确保土著脲酶菌在微生物矿化过程中保持足够的脲酶活性，还需向胶结液中提供少量的营养物质。因此，综合上述关键条件，确定胶结液配方为31.62 g/L（200 mM）的醋酸钙，12 g/L的尿素以及0.2 g/L的NB。其中选用醋酸钙而非氯化钙为钙源的目的是避免氯化铅沉淀的生成，而钙离子浓度为200 mM时则不会显著影响细菌活性。

1.2   试验方法

（1）细菌活性试验

为探究铅浓度对微生物代谢活动的影响，采用土样酸碱度，土中活菌数（colony forming unit，简称CFU），土样孔隙液尿素浓度和铵根浓度等测试指标随激发时间的变化趋势来评估土著脲酶菌的细菌活性。土样制备时，将0.5 PV脲酶菌激发液加入铅污染土中并拌合均匀，然后置于内径4.6 cm，高度10 cm的PVC模具，控制土样击实高度约为3 cm。PVC管底部用滤纸和透水石作为垫层，上部用透气封口膜封闭。为了避免黏土发生较大程度的失水干缩而影响脲酶菌的激发，将制备好的土样置于标准养护室养护，并在设计的激发时间取样测试。

土样酸碱度测试按照ASTM D4972—19标准^[19]进行，将10 g土样与20 g蒸馏水混合并静置1 h，随后使用pH计测试上清液。土中活菌数测试方法采用稀释涂布平板法^[20]，选取菌落数在30~30的平板。土中孔隙液尿素浓度和铵根浓度的测试方法采用分光光度计法，测试波长分别为422，425 nm，比色皿光程均为10 mm。关于细菌活性测试方法的具体原理与步骤可参考Wang等^[15]。

（2）工程特性试验

工程特性试验主要包括无侧限抗压强度试验和柔性壁渗透试验。无侧限抗压强度（UCS）试验参照《土工试验方法标准》^[10]，采用CBR-2型应变控制式试验仪进行，控制轴向应变速率为1 mm/min。UCS试样制备与1.2节细菌活性试验土样的制备方法类似，在将0.25 PV脲酶菌激发液与0.25 PV胶结液依次加入到铅污染土中并拌合均匀，然后将土样置于PVC模具中并控制试样高度为10 cm，湿密度为2.02 g/cm³，含水率为17.2%。试样在标准养护至龄期时直接取样进行强度测试，防止黏土干缩造成强度偏高。UCS试验结束后收集土样并烘干，利用硝酸酸洗法测定土样的碳酸盐沉淀含量，避免使用盐酸与铅离子生成氯化铅沉淀而造成试验误差。

柔性壁渗透试验则参照ASTM D5084常水头^[21]渗透系数测试方法。试样直径为5 cm，高度为3 cm，制样方法同UCS试样。养护14 d的试样真空饱和24 h后将其放置在柔性壁渗透装置中进行试验。当试样连续4个时间间隔的渗透系数变化幅度小于±25%，差别不大于±50%时终止试验。

（3）环境安全性试验

环境安全性试验主要考虑原位激发MICP处理铅污染土在中性、弱酸性和强酸性环境下的毒性浸出特性，通过水平振荡法、醋酸缓冲法和硫酸硝酸法测试相应的浸出浓度。其中水平振荡法可以评估污染土样在受到地表水或地下水浸沥时重金属的浸出风险，醋酸缓冲溶液法主要用于模拟土样在垃圾渗滤液的影响下重金属的浸出风险，硫酸硝酸法则主要用于评价土样被酸雨侵蚀时的环境安全性。

毒性浸出试验土样同样选取UCS试验结束后的烘干土样，经破碎、混匀后参照《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》（HJ 557—2010）^[22]，《固体废物浸出毒性浸出方法醋酸缓冲溶液法》（HJ T 300—2007）^[23]和《固体废物浸出毒性浸出方法硫酸硝酸法》（HJ/T 299—2007）^[24]相关操作步骤进行。

表 2给出了上述细菌活性试验、工程特性试验和环境安全性试验相应的试验方案。其中处理组选用原位激发MICP方法，对照组则为去离子水处理。配制铅污染土使用的硝酸铅浓度分别为0，20，30，40，50，100 mM，各测试方法的试件尺寸、总试件数量和测试龄期设置情况见表 2所示。

表  2  试验方案

Table  2.  Test schemes

处理方式	铅浓度/mm	测试方法	试件尺寸/mm	试件数量/组	测试龄期/d
处理：原位激发MICP	0 20 30 40 50 100	细菌活性试验	D=46 H=30	6	0，1，2，3，4，5，7，10
		无侧限抗压强度试验	D=46 H=100	90	1，3，7，14
		柔性壁渗透试验	D=50 H=50	7	14
对照：去离子水		沉淀量测定试验	—	6	14
		毒性浸出试验	—	60	1，7，14

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2.   试验结果与分析

2.1   原位激发铅污染土的细菌活性

图 2给出了原位激发不同铅浓度污染土的酸碱度，活菌数以及尿素和铵根浓度随激发时间的演化规律。从图 2（a）可以看出，铅污染土样的初始pH值随着铅浓度的增加而降低，这与添加的硝酸铅溶液本身呈酸性相关。在未污染土（0 mM）中，土样初始pH值为7.03，而高铅浓度污染土（100 mM）的初始pH值则仅有4.72。在激发过程中，土中pH值将随尿素水解生成${\rm{NH}}_4^ + /{\rm{N}}{{\rm{H}}_3}$的积累而逐渐增加。其中未污染土的pH值激发4 d能够稳定在9左右。在该碱性条件下可以为脲酶菌建立最佳生长环境，并为后续的微生物成矿提供必要条件^{[17, 25]}。而当土样铅浓度较高时，pH值的增加也更缓慢。20，30，40 mM等较低铅浓度污染土在激发进行到第10天时的pH值均能达到8以上；对于50，100 mM等较高铅浓度污染土，激发效果则相对较差，激发10 d的pH值仅上升了1.5左右。

图  2  原位激发铅污染土的细菌活性

Figure  2.  Bacterial activities of biostimulated lead-contaminated soil

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活菌数直接体现了土著脲酶菌的原位富集情况，Wang等^[17]认为脲酶菌的活菌数大于10⁶ CFU/g数量级可具有较高的尿素水解速率。图 2（b）给出了铅污染土的活菌数随激发时间的演化规律，发现未污染土的活菌数激发第3天就可以达到10⁸ CFU/g。但对于铅污染土，活菌数则与土中铅浓度密切相关，并且可将活菌数的增长周期为3个阶段。第一阶段为环境威胁阶段，微生物在激发前期（第0天—第1天）将受到重金属毒性的威胁而导致生长受限，活菌数的增长速率非常缓慢；第二阶段为环境适应阶段，微生物在适应重金属环境后的生长繁殖速率加快。在激发中期（第1天—第7天），土中活菌数可以增加1~5个数量级。其中，20，30 mM铅污染土的微生物代谢活动几乎没有受到铅离子的影响，激发第7天的活菌数可达10⁹ CFU/g。然而，当土中铅浓度继续增加时，重金属毒性仍然影响细菌生长。50 mM铅污染土在第7天的活菌数略高于10⁶ CFU/g数量级，尿素水解速率较低；第三阶段为细菌衰亡阶段，微生物在激发后期（第7天—第10天）将面临营养物质匮乏及重金属毒性的持续威胁等问题而死亡，土中活菌数呈下降趋势。而在100 mM铅污染土中，重金属毒性已经超过了微生物的耐受阈值，活菌数几乎没有增长。

图 2（c），（d）为土中孔隙液尿素和铵根离子浓度与激发时间的关系，其反应了不同铅浓度下土著菌的分解尿素能力。试验结果表明，较低铅浓度即可使细菌分解尿素速率有明显下降。在激发前5 d内，各铅污染土尿素分解量的差异较小。这是微生物对铅毒性逐渐适应的结果，同时也与前期营养物质充足但土中细菌数量较少有关。但随着微生物数量的增加和营养物质的逐步消耗，不同浓度铅污染土的尿素分解量出现了明显的差异。激发5 d后，孔隙液铵根浓度开始快速上升，这意味着微生物在此阶段已具有较高的脲酶活性，进而水解尿素并产生大量的铵根离子。此外，尿素在高铅浓度污染土中（100 mM）仍可被逐渐分解，然而并未发现铵根离子浓度的增加。这可能由于高铅浓度污染土中的脲酶菌数量过少而导致尿素的水解速率较差。

根据土的酸碱度，活菌数以及尿素和铵根浓度等多项指标测试结果，可以发现低浓度的铅污染物对微生物活性的影响较小，微生物代谢水平较高。但高浓度的铅污染物会显著抑制微生物的生长和活性。相较于未污染土，铅污染土需要更长的时间才能实现原位激发，且激发效果也相对较差。另一方面，本文的试验结果表明微生物对铅污染物毒性的耐受阈值为50 mM，这与Kang等^[26]的试验结果类似，即多个具有脲酶特性的细菌可以承受高达12.5~60 mM的铅浓度。

2.2   原位激发MICP处理铅污染土的工程特性

原位激发MICP处理铅污染土的无侧限抗压强度、渗透系数以及沉淀量随铅浓度的变化情况如图 3所示。图 3（a）为原位激发MICP处理铅污染土的无侧限抗压强度试验结果，可以看出固化铅污染土的强度随养护时间呈现增长趋势，但因采用一次拌合制样方法只能提供少量钙源而导致固化土的强度总体不高。另一方面，铅浓度将显著影响原位激发MICP处理铅污染土的强度。其中，未污染土经原位激发MICP处理7 d后的UCS值达到了18 kPa，然而其强度增长在后续的养护中并不明显，养护14 d的强度仅20 kPa。在20，30，40 mM等较低铅浓度污染土中，处理前7 d的强度增长较为缓慢并低于未污染土的强度。而当养护龄期到达14 d后，强度有了显著提升，分别达到了26，31，34 kPa。这是由于微生物在原位激发MICP处理前期处于环境威胁阶段和环境适应阶段，脲酶菌的活性将逐步提高。最终铅污染土在固化14 d后的强度得到显著提升。当铅浓度达到微生物耐受阈值50 mM时，固化14 d的强度仍可达到26 kPa。而100 mM铅污染土固化14 d的强度与未污染土相近，仅有20 kPa。除铅污染物影响脲酶菌的活性外，高铅浓度污染土中较低的pH值也不利于固化土强度的提高。

图  3  原位激发MICP处理铅污染土的工程特性

Figure  3.  Engineering properties of biostimulated MICP-treated lead-contaminated soil

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柔性壁渗透试验的测试结果如图 3（b）所示，铅污染土经原位激发MICP处理后的渗透系数相较对照组可降低1个数量级，生物胶结形成的碳酸盐沉淀起到了填充土体孔隙的作用。铅浓度则对固化土渗透性的影响较小，各固化土的渗透系数均处于10^-6 m/s数量级内。其中，40 mM铅污染土的渗透系数最低，达到了6.5×10^-6 m/s。有趣的是，该铅浓度污染土固化14 d的强度相较其他铅污染土也是最高的。

原位激发MICP处理铅污染土的无侧限抗压强度和渗透系数与土中碳酸盐沉淀含量的高低密切相关。图 3（c）为铅污染土固化14 d的碳酸盐沉淀含量，测试结果表明碳酸盐沉淀含量沿土柱高度分布均匀，总体含量在0.32%~0.45%。此外，随着土中铅浓度的增加，沉淀含量呈现出先增加后降低的趋势，并在40 mM铅污染土处达到了峰值。沉淀含量随铅浓度的变化趋势也与固化土强度和渗透系数的测试结果相吻合，即40 mM铅污染土固化14 d的强度和防渗性是最高的。

2.3   原位激发MICP处理铅污染土的环境安全性

图 4为不同铅浓度的污染土分别在水平振荡法，醋酸缓冲溶液法和硫酸硝酸法下的浸出浓度随固化时间的发展规律。试验结果表明，铅在中性、弱酸性和强酸性环境中的浸出浓度随固化时间均不断降低。此外，固化土所处环境的酸性越强，铅的浸出浓度就相对较高。固化7 d的铅污染土在各毒性浸出方法中的浸出浓度均大于0.1 mg/L，不满足地下水质量Ⅳ类标准^[27]，固化效果不佳。而当固化时间增加到14 d时，20，30，40 mM等较低铅浓度污染土的浸出浓度相比固化7 d要显著降低，且在中性和弱酸性环境中的浸出浓度均低于0.1 mg/L。然而在强酸性环境下，原位激发MICP固化土的毒性浸出浓度均达不到地下水质量Ⅳ类标准，强酸加速了碳酸盐沉淀的溶解。铅污染土的毒性浸出浓度随固化时间的变化与强度和防渗性发展规律相似，进一步验证了微生物在铅污染环境中的生存与发展机制。

图  4  原位激发MICP处理铅污染土的环境安全性

Figure  4.  Environmental safety of biostimulated MICP-treated lead-contaminated soil

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对于50，100 mM等较高铅浓度的污染土，原位激发MICP处理方法在各类土壤酸碱度背景下的处理效果均不理想。其中固化14 d的50 mM铅污染土在中性和弱酸性环境下的浸出浓度分别为0.115，0.118 mg/L，略高于地下水质量Ⅳ类标准。而100 mM铅污染土的固化效果极差，在各类毒性浸出方法固化14 d后的浸出浓度分别为45.7，64.2，110.0 mg/L。其浸出浓度随固化时间降低的原因可能是土中的黏土矿物和微生物起到的重金属吸附作用^[1]。结合3种方法的浸出试验结果，原位激发MICP处理铅污染土（≤40 mM）在中性或弱酸性环境下可以取得很好的处理效果，但在强酸性环境下则表现不佳。

3.   原位激发MICP固化机理分析

通过环境扫描电镜（SEM）和能谱分析（EDS）试验分析了原位激发MICP处理铅污染土的微观形貌与钙铅元素分布，如图 5所示。可以看出，土中铅浓度较低（20，40 mM）时可明显观察到形状较为规则的碳酸钙和碳酸铅沉淀，如图 5（a），（b）中片状的方解石晶体和针状晶体。其中针状晶体是文石系晶体的形貌特征，推测这些针状晶体是碳酸铅和碳酸钙晶体生长的结果。土颗粒间或表面存在的碳酸铅和碳酸钙晶体将起到胶结土颗粒或填充孔隙的作用，使土体的强度和防渗性提高。

图  5  原位激发MICP处理铅污染土的微观形貌与钙铅元素分布

Figure  5.  Micromorphologies and distribution of Ca and Pb of biostimulated MICP-treated lead-contaminated soil

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在EDS钙铅元素的分布图中，发现钙元素和铅元素的富集区域有部分重合，这可能是钙离子和铅离子在微生物矿化过程中由于同晶置换作用^[28]发生了共沉淀现象^[29]。而100 mM铅污染土经原位激发MICP处理后没有观测到碳酸钙和碳酸铅晶体的明显特征（图 5（c））。EDS能谱分析中铅元素有少部分富集在一起，而钙元素基本均匀分布在土颗粒中，这可能是由于尿素水解生成的碳酸根离子将先与铅离子结合生成碳酸铅晶体，之后才与钙离子反应。图 6给出了对照组和处理组（0，40 mM）固化14 d的XRD分析结果，同样发现原位激发MICP固化土对比去离子水处理的对照组能够检测出碳酸钙和碳酸铅晶体的衍射峰，证明了原位激发MICP方法处理铅污染土的有效性。

图  6  原位激发MICP处理铅污染土的XRD分析

Figure  6.  XRD analysis of biostimulated MICP-treated lead- contaminated soil

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结合微观与宏观试验，铅污染土中的Pb²⁺经原位激发MICP处理后将与尿素水解产生的${\rm{CO}}_3^{2 - }$结合生成碳酸铅沉淀，进而实现铅污染物的固定。而碳酸钙沉淀则主要为固化土提供一定的强度，此外，Ca²⁺可能与Pb²⁺和${\rm{CO}}_3^{2 - }$发生共沉淀，进一步降低铅在土中的迁移与扩散能力。当铅浓度较低时（不超过40 mM），原位激发MICP处理可有效提高固化土的工程特性，生成的碳酸盐沉淀可以胶结土颗粒或填充土体孔隙，进而提高强度和防渗性^[30]。并且较高铅浓度污染土（如40 mM）中提供的铅离子则更有利于碳酸盐沉淀含量的增加。然而，若铅浓度超过微生物耐受阈值时，细菌活性将受到铅污染物的严重威胁，原位激发MICP的固化效果较差。

为进一步明确原位激发MICP处理铅污染土过程中脲酶菌与非脲酶菌的群落演化规律，利用微生物16 s全基因组重测序对比了对照组和试验组中微生物群落的相对丰度，如图 7所示。原位激发MICP处理可使未污染土中Sporosarcina脲酶菌属所占相对质量密度显著增加，相对丰度可以达到65%以上，并成为绝对优势菌种。而董博文等^[31]采用原位激发MICP加固钙质砂试验中的优势脲酶菌属为Bacillaceae。由于不同土体中的原生微生物群落是不一样的，导致原位激发处理后土中的优势菌种有所不同。当土中含有铅污染物时，脲酶菌属的相对丰度将明显下降（20 mM）。在固化效果较好的低铅浓度污染土中，Sporosarcina和Lysinibacillus等脲酶菌属所占相对质量密度可达到33%。随着铅浓度的继续增加，脲酶菌属占比增加到约50%，而非脲酶菌属Alcaligenes所占比例逐渐下降，这意味着Sporosarcina菌属对高浓度铅污染物的耐受能力更强。

图  7  原位激发MICP处理铅污染土的微生物群落变化

Figure  7.  Change of microbial community of biostimulated MICP- treated lead-contaminated soil

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微生物测序结果表明，在原位激发MICP处理铅污染土过程中，微生物将经过重金属的毒性筛选，并且有可能通过原位激发法激发对重金属污染物具有更高耐受能力的脲酶菌，进而实现高效的重金属固化效果。此外，原位土中具有对铅耐受能力较强的非脲酶菌也可能被激发，其细胞壁及分泌的胞外聚合物（EPS）可以吸附一定的重金属离子，进而提高重金属污染物的固定化率^{[1, 3]}。而生物增强法在细菌接触铅污染物时即受到毒性威胁，脲酶活性将持续降低。因此，使用原位激发法处理高浓度铅污染土更有可能实现优良的固化效果，如表 3所示。在后续的研究中，可采用二次激发的处理方式来富集高耐受能力的脲酶菌，实现高浓度铅污染物的固定。也可直接向污染土中提供足够的营养物质，以增加激发后期脲酶菌的活菌数。

表  3  MICP处理铅污染土固化效果对比

Table  3.  Comparison of solidification effects of MICP treatment on lead-contaminated soils

微生物种类	铅含量/(mg·kg-1)	去除率/%	来源
S. pasteurii	120.5	64.0	文献[6]
B. pasteurii	300	90.0	文献[11]
S. pasteurii	1000	92.0	文献[8]
S. pasteurii	2000	73.0	文献[8]
原位激发法	1781.9 (50 mM)	98.1	本文

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4.   结论

通过原位激发MICP方法开展了固化铅污染土的工程特性与环境安全性研究，明确了铅浓度对细菌活性的影响规律，探明了固化土的无侧限抗压强度、渗透系数和浸出浓度随固化时间的演化规律，分析了原位激发MICP处理铅污染土的固化机理，得到5点结论。

（1）低浓度的铅污染物对细菌活性的影响较小，微生物具有较高的代谢水平。当铅浓度超过微生物对铅污染物毒性的耐受阈值（50 mM）时会显著抑制细菌的生长与活性。

（2）原位激发MICP在处理低铅浓度污染土时，生成的碳酸盐沉淀可有效胶结土颗粒或填充土体孔隙，进而提高固化土的强度和防渗性。且铅浓度越高，生成更多的碳酸铅沉淀有利于固化土工程特性的提高。然而，高铅浓度污染土因细菌活性较低则导致原位激发MICP处理效果较差。

（3）低浓度铅污染土在中性或弱酸性环境中的浸出浓度随固化时间均不断降低，固化14 d的浸出浓度可低于0.1 mg/L。但在强酸性环境，原位激发MICP固化土的毒性浸出浓度均达不到地下水质量Ⅳ类标准。

（4）铅污染土中的Pb²⁺经原位激发MICP处理后将生成碳酸铅沉淀来实现铅的固定。碳酸钙沉淀则主要为固化土提供一定的强度。此外Ca²⁺可与Pb²⁺和${\rm{CO}}_3^{2 - }$发生共沉淀，进一步降低铅污染物在土中的迁移与扩散。

（5）原位激发MICP处理铅污染土过程中，微生物经过重金属的毒性筛选后可激发出对重金属污染物具有更高耐受能力的脲酶菌，进而实现高效的重金属固化效果。