0.   引言

中国尾矿库数量众多，分布广泛，妥善解决尾矿库潜在的环境风险问题对生态文明建设具有重要意义。为解决尾矿污染问题，2016年，中国制定了《土壤污染防治行动计划》，计划到2030年使全国95%受污染土地能够安全使用；到21世纪中叶，土壤生态系统实现良性循环，土壤环境质量得到全面改善。中国共产党的二十大报告提出，要加强土壤污染源头防控，推进生态优先、节约集约、绿色低碳发展。微生物诱导碳酸钙沉淀（MICP）方法是一种生态友好、可持续的生物改良技术^[1]。微生物繁殖速度很快，诱导生成的碳酸钙沉淀一方面可以填充尾矿中的孔隙，促进矿物胶结，降低尾矿透气透水性；另一方面，细菌和碳酸钙均具有吸附和包裹特定价态重金属离子能力，可以钝化游离于尾矿废水中的重金属离子。MICP有着固化尾矿表层、减轻重金属污染和尾矿再利用技术优势。

已有研究证实，MICP在低温条件（10℃）、农田土壤、污染淤泥工况下均对Cd有良好的去除效果^[2-4]。实际上，MICP在工程实践中会受到多种因素制约，特别是pH值对其产生重要影响。对矿化菌而言，环境pH值影响其直接能源物质ATP的合成难度。Lauchnor等^[5]研究了pH为5~10范围内产脲酶菌的水解尿素速率，结果显示pH为9左右尿素水解速率最高；Yi等^[6]研究表明巴氏芽孢杆菌在pH为7~9范围内生长速率和脲酶活性较酸性和强碱环境表现更好；Dong等^[7]也发现了pH>9时细菌生长受到抑制，说明细菌适宜环境pH范围可能为7~9。

此外，pH对矿化产物稳定性也有重要影响。Zehner等^[8]采用扫描电镜和光学显微镜观察了溶液中MICP反应过程，发现pH值变化趋势和碳酸钙生成速率及晶型具有明显相关性，pH值较低时成核点位较多；不仅如此，重金属在不同pH环境下活跃程度也各不相同。Zhao等^[9]在pH为2~7范围内利用MICP技术去除10 mg/L的Cd²⁺，发现pH为6条件下Cd²⁺去除率最高。同时，pH也会影响MICP加固土体效果，Sun等^[10]使用矿化菌对pH为5~8范围内土石混合物进行固化，表明pH为6时胶结效果最佳。

显然，水溶液和土壤中MICP反应最佳pH值与细菌最佳生长环境pH值并不一致。目前，对于MICP最佳pH值尚不统一，还有一些固化试验结果表明碱性环境下土体强度更高^[11-12]。并且，有关pH值对MICP固化重金属污染土影响规律的研究鲜见报道，因此针对pH值对MICP处理重金属污染土的影响开展试验研究具有重要理论意义和工程价值。

为此，本文分别在pH为5，7，9，11条件下进行了MICP修复Cd溶液试验、Cd污染尾矿加固试验，并对生物矿化沉淀进行FTIR、XRD、XPS和SEM-EDS表征分析，以揭示MICP去除重金属和固化尾矿的相关机制，为MICP用于重金属尾矿治理提供依据。

1.   试验材料

1.1   细菌的培养生长

试验用MICP矿化菌为巴氏芽孢杆菌（Sporosarcina pasteurii，ATCC 11859），购自上海微生物保藏中心。使用灭菌后的液体CASO培养基（尿素20 g/L，酪蛋白胨15 g/L，大豆蛋白胨5 g/L，氯化钠5 g/L）对菌种进行扩大培养，尿素需溶解后过0.22 μm滤膜加入培养基中。细菌在30℃、180 rpm条件下振荡培养24 h后于4℃下冷藏保存。以600 nm波长下样品的光密度表征细菌数量；测量1 mL菌液与1.11 mol/L 9 mL尿素的混合液5 min内电导率的变化值，乘以稀释倍数（10）和11.11换算值以表征细菌脲酶活性。细菌生理生化特性见图 1。

图  1  巴氏芽孢杆菌生长曲线及脲酶活性

Figure  1.  Growth curves and urease activities of Sporosarcina pasteurii

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1.2   营养盐溶液配制

重金属盐溶液：向去离子水中加入1.8 g尿素和3.33 g氯化钙制得胶结液，在此基础上加入适量镉标准溶液制得Cd²⁺浓度为100 mg/L 30 mL的重金属盐溶液。化学药品纯度为分析纯（下同）。

微生物修复Cd污染溶液：在100 mL离心管中将30 mL处于生长对数期的菌液和30 mL重金属盐溶液均匀混合，盖上盖子并用封口膜密封。混合完成后Cd²⁺质量浓度为50 mg/L，胶结液浓度为0.5 mol/L。

1.3   试验用砂

试验尾矿砂样取自云南省玉溪市大红山龙都尾矿库，取样深度为0.5m，pH值为9.0（土水比为1∶2.5），Ec值为0.18 mS/cm，Eh值为-96.18 mV。105℃条件下在烘箱中烘干6 h后过2 mm筛网获得试验用砂。尾砂颗粒级配曲线如图 2所示，可知尾砂不均匀系数C_u为3.46，曲率系数C_c为0.98，级配不良，归类为细粒土^[13]。使用X射线荧光光谱仪对尾砂样进行化学成分分析，结果见表 1。

图  2  尾矿砂颗粒级配曲线

Figure  2.  Grain-size distribution curves of tailings sand

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表  1  尾矿砂主要化学成分

Table  1.  Main components of tailings sand  (%)

K2O	TiO2	Na2O	CaO	MgO	Al2O3	Fe2O3	SiO2
1.42	1.73	5.02	5.55	5.72	15.07	19.95	43.85

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2.   试验方法

2.1   MICP修复Cd污染溶液试验

试验设置pH值为5，7，9，11四种工况，使用20%的稀盐酸和2.5 mol/L的氢氧化钠溶液分别调节混合前重金属盐溶液和菌液pH值。分别将各工况下装有菌液和Cd污染溶液的混合液的离心管置于恒温水浴振荡器中，于30℃条件下往复振荡48 h后，测定溶液pH值和Cd²⁺浓度。pH值由PHS-3E型pH计测定，Cd²⁺浓度由电感耦合等离子体光发射光谱法（ICP-OES）测定。每个影响因素设置不加Cd²⁺的对照组，每个工况设立3组平行试验，取平均值作为最终测试结果。试验流程见图 3。以重金属去除率C表征修复效果，计算过程如下：

图  3  MICP钝化Cd²⁺试验示意图

Figure  3.  Schematic diagram of Cd²⁺ fixation tests by MICP

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式中：C为Cd²⁺去除率；C₀为初始Cd²⁺浓度，即50 mg/L；${C_{\text{i}}}$为生物修复后污染溶液中Cd²⁺浓度。

2.2   MICP固化修复Cd污染尾矿试验

（1）采用尾矿砂样制备镉污染尾矿砂。按最优含水率16%制备污染土，尾矿中Cd浓度为400 mg/kg。

（2）装填尾矿砂柱。将Cd污染尾砂装填入内径为48.5 mm的PVC管中，每次装样300 g，试样高度为100 mm。分别在尾矿砂柱底部和顶部铺上两层200目纱布，并塞上带孔橡皮塞，试验装置如图 4所示。

图  4  MICP固化与修复含Cd尾砂示意图

Figure  4.  Schematic diagram of MICP curing and remediation of Cd-containing tailing sand

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（3）通过灌浆对污染尾矿砂样进行连续固化^[14]。首先利用蠕动泵以0.5 mL/min将100 mL菌液灌入尾矿砂中，保证细菌附着在砂颗粒上；而后以相同流速灌入10 mL固定液（0.1 mol/L氯化钙溶液）中和细菌表面负电荷，防止其被后续溶液冲刷掉；最后以0.5 mL/min灌入胶结液18 h左右，控制适当流速保证液体顺利下渗。胶结液pH值分别为5，7，9，11。每日按上述步骤灌入，隔日更改灌入方向，对尾矿进行双向连续固化，重复12 d后完成固化。

2.3   浸出毒性测试

采用毒性特征沥滤方法（TCLP）测定MICP处理前后尾矿中Cd污染物的可迁移浸出量：尾矿样在烘箱中105℃条件下烘干24 h后过2 mm筛网，取10 g烘干土按液固比20∶1加入200 mL提取液至250 mL锥形瓶中混合均匀。根据前述可知尾矿样pH值大于5，故提取液为pH=2.8的冰乙酸溶液。将装有提取液和烘干尾矿样的锥形瓶置于恒温水浴振荡器中，在25℃下以200 r/min振荡速率往复振荡（18±2）h；取上清液在离心机中以4000 r/min转速离心20 min，过0.45 μm滤膜后使用ICP-OES测定溶液中Cd²⁺浓度。

2.4   碳酸盐生成率的测定

碳酸钙含量越高，土体抗压强度越大；同时碳酸钙也有着吸附、共沉淀重金属的作用。因此，试验中对固化后碳酸盐沉淀（金属碳酸盐、碳酸钙）生成率进行测定，具体步骤如下：首先，将固化后含Cd尾矿样置于烘箱中105℃烘干至恒重，记为m₁；而后用20%稀盐酸浸泡洗涤样品至无气泡产生，用0.45 μm滤膜抽滤掉多余稀盐酸，再用去离子水反复冲洗样品至可溶盐完全滤净。将样品重新放入烘箱中105℃烘干至恒重，记为m₂。其中，m₁和m₂实际测量时均减去盛放样品容器的质量，碳酸盐生成率按下式计算：

2.5   重金属赋存形态的测定

设计未经淋溶的原状尾矿组、MICP处理组（灌浆12次，OD₆₀₀为1.5左右，胶结液pH值为7，浓度为0.5mol/L）及蒸馏水对照组，对照组蒸馏水用量与MICP组相同。使用BCR形态顺序提取法分析尾矿中Cd的赋存形态，其中包括酸可溶态（F1）、可还原态（F2），可氧化态（F3）和残渣态（F4）部分^[15]，具体步骤如图 5所示。使用湿法消解体系（HCl-HNO₃-HF-HClO₄）提取尾矿中的总Cd，上清液中Cd²⁺浓度通过ICP-OES进行测定。

图  5  BCR提取步骤

Figure  5.  Extraction steps by BCR

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2.6   生物矿化沉淀的分析表征

为揭示MICP钝化Cd²⁺机理，取pH值为9工况下48 h后微生物修复Cd溶液及未添加Cd²⁺的对照组溶液，经4000 r/min离心20 min后得到生物矿化沉淀。沉淀物经冷冻干燥处理并研磨成粉末，使用0.075 mm筛网进行筛分后上机测试。采用扫描电子显微镜（Zeiss Sigma 300）对生物沉淀进行形貌拍摄和能谱点扫（SEM-EDS）。使用X射线衍射仪（Bruker D2 PHASER，XRD）的铜靶对矿化沉淀进行物相分析，扫描范围为5°~80°，步长为0.02°，使用MDI Jade 6.5软件对测试结果进行处理。使用傅里叶变换红外吸收光谱仪（Thermo Scientific Nicolet iS20，FTIR）对生物沉淀中主要功能基团进行分析，扫描波数范围为400~4000 cm^-1。使用X射线光电子能谱仪（Thermo Scientific K-Alpha，XPS）对样品进行表面成分测试，利用结合能为284.80 eV的C 1s峰进行校准。

为进一步探究MICP技术中关键产物碳酸钙对重金属离子的钝化效果，排除细菌吸附、培养基有机成分吸附反应等影响，采用烘干后纯度为99.5%、150目的天然方解石吸附Cd²⁺。取1 g天然方解石粉末添加至pH值为9的60 mL重金属盐溶液中，其余条件与MICP处理组相同，使用XRD和SEM-EDS分析表征碳酸钙吸附Cd²⁺产物。

为揭示MICP固化污染尾砂机理，取pH值为9时固化完成后的尾砂，经冷冻干燥后进行SEM测试，观察MICP诱导产生的碳酸钙在砂粒间的分布形式。

3.   试验结果

3.1   MICP修复Cd溶液试验

溶液初始pH值对Cd²⁺去除效果具有显著影响，如图 6所示。重金属去除率随着溶液初始pH值的升高呈现增大后减小的趋势。pH值影响金属盐沉淀的溶解度和细菌细胞壁上化学基团的电离^[16-17]。在偏酸性环境中，细菌生长缓慢，脲酶水解尿素生成的CO₃^2-很快被溶液中H⁺所中和，碳酸钙生成量较少；同时H⁺会与Cd²⁺竞争碳酸钙吸附点位^[18]，重金属去除率较低；在碱性环境中，细菌生长较快，脲酶活性高，碳酸钙生成量大，利于细菌和碳酸钙吸附、包裹重金属^[5]。但pH>9时细菌生长受到抑制^[19]。当pH值为9时，Cd²⁺去除率达到峰值97.43%。MICP反应终态pH值升高的原因是细菌对外界变化有一定的反应延迟，溶液呈中性后细菌脲酶保持较高活性，继续水解尿素产生OH^-，细菌死亡后核酸及蛋白质释放到溶液中也会使得pH上升^[19]。

图  6  溶液pH值对MICP钝化Cd²⁺的影响

Figure  6.  Effects of pH on immobilization of Cd²⁺ by MICP

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3.2   MICP固化修复Cd尾矿试验

不同初始胶结液pH值下固化后尾矿Cd²⁺浸出浓度及碳酸盐生成率如图 7所示。可以看出，修复后尾矿Cd²⁺浸出浓度随着胶结液pH由图 7值增大先降低后升高，pH值为9时达到最低值13.423 mg/L，相比于未经MICP处理尾矿Cd²⁺浸出浓度的21.005 mg/L降低了36.1%。对比可知，pH为5时Cd²⁺浸出浓度甚至高于未经处理的对照组，说明酸性溶液加快了重金属从尾矿中浸出。此外，生物矿化在低pH值条件下受到抑制，因为水解尿素产生的CO₃^2-很快被H⁺所中和生成H₂O，碳酸盐生成量减少；另一方面，H₂O和H⁺占据了细胞膜上的吸附位点，EPS由于静电排斥作用而阻碍了Cd²⁺的吸附，导致金属结合位点减少^[20]。

图  7  胶结液pH值对固化与修复尾矿的影响

Figure  7.  Effects of cementation solution pH on curing and remediation of tailings

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修复后尾矿碳酸盐生成率随着胶结液pH值增大而增大，pH值为9时碳酸盐生成率达到峰值8.26%。与本研究得出的结论类似，Feng等^[21]发现当pH值在8~9.5范围内碳酸钙产量随着pH值的增加而增加。而pH值范围为9.5~12时，碳酸钙产量随着pH值的增加而降低。Keykha等^[22]在pH值为5，6，8，9条件下使用巴氏芽孢杆菌对粉质黏土进行固化，结果表明碳酸钙含量和单轴抗压强度随pH值的增加而增大。

从生物角度出发，碱性环境有利于激发脲酶活性，碳酸钙生成速率较快，电化学吸引力和金属吸附能力得到增强^[17]。此外，细菌直接能源物质ATP的合成需要质子浓度差或适量尿素以增加膜电位，pH值可以直接或间接影响细菌在土壤中的吸附，从而影响了细菌诱导产生的碳酸钙在土壤中的空间分布。从矿物沉积角度考虑，pH值的变化改变了尾矿孔隙溶液中NH₃、NH₄⁺、CO₃^2-和HCO₃^-的浓度，碱性环境下上述离子能稳定存在于溶液中，增大了碳酸钙的生成速率和生成量。

3.3   重金属赋存形态分析

图 8展示了未经淋溶尾矿、蒸馏水淋溶及MICP处理后尾矿中Cd稳定化形态。可以看出，蒸馏水淋溶后Cd的F1降低了1.55%，F4增加了1.59%，Cd的各形态含量变化不大。而MICP处理后尾矿中Cd的F1从46.26%下降至7.50%，F2从1.13%增大至11.01%，F3从0.02%增大至0.04%，F4从52.59%增大至81.46%，说明MICP主要将酸可溶态金属转化为可还原态和残渣态。类似地，Zeng等^[4]使用MICP处理含重金属污泥后Cd的残渣态增加了81.77%。细菌胞外聚合物对金属离子具有吸附和螯合作用，碳酸钙也能吸附和包裹封装重金属，降低了Cd的可迁移性。

图  8  不同工况下BCR提取尾矿中不同形态重金属Cd含量

Figure  8.  Contents of different forms of heavy metals Cd in tailings extracted by BCR under different working conditions

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4.   分析与讨论

4.1   矿化沉淀的官能团分析

通过傅里叶红外光谱确定生物修复重金属溶液生成的沉淀中官能团，结果见图 9。图 9中位于711，872，1081，1801，2513 cm^-1的吸收峰是由碳酸基团v（CO₃^2-）偏振形成^[23-25]，为最稳定的菱形六面体-方解石的红外吸收特征^[26]。沉淀中位于711 cm^-1峰为CO₃^2-的C-O键合，872，1081 cm^-1的吸收峰为C-C键合^[27]。位于2800~3000 cm^-1处的弱吸收峰是由多糖、氨基酸和烷基化合物中烷基v（-CH）的振动所引起的^[28]，位于3000~3700 cm^-1范围的宽频吸收峰是由v（-OH）羟基和胺基v（-NH）的强烈拉伸振动形成的^[27]，出现在1404 cm^-1的尖锐吸收峰可以归类为羧酸盐中羧基v（-COOH）的对称偏振。Qian等^[25]研究发现细菌表面的羧基存在于包括多糖、蛋白质和糖蛋白的生物大分子中，它可以作为金属吸附和矿化过程的主要结合位点。此外，在MICP过程中羧基可以与Ca²⁺结合成为方解石成核位点^[29]，说明重金属的生物矿化过程中也存在生物吸附作用。Ma等^[30]研究表明巴氏芽孢杆菌表面负电荷较多，细菌生物膜上的磷酸基团、碳酸基团可以吸附游离的Ca²⁺、Cd²⁺等金属阳离子。Sheng等^[31]认为细菌表面官能团对金属离子的吸附是MICP的第一步，然后才是在细菌表面生成碳酸盐沉淀。由图 9也可以发现，MICP-Cd沉淀相比于MICP沉淀的羧基、羟基和亚氨基峰变得更为尖锐，说明生物官能团可能参与了Cd²⁺的去除。结合图 8猜测可还原态（F2）的增加与生物吸附有关，强酸环境细菌死亡会重新释放固定的Cd²⁺，这部分Cd²⁺为可还原态Cd主要组成部分^[25]。

图  9  Cd²⁺为0mg/L和50mg/L时生物沉淀FTIR谱图

Figure  9.  FTIR spectra of bioprecipitation at Cd²⁺ of 0 and 50 mg/L

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4.2   矿化沉淀的物相分析

图 10展示了温度为30℃时不同pH值下生物钝化Cd²⁺沉淀的矿物成分，结果表明球霰石含量随着pH值上升而不断减小。酸性条件下碳酸钙易发生溶解，表面吸附的Cd²⁺重新释放到溶液中；而偏碱性环境有利于激发脲酶活性，促进碳酸钙的生成^[14]。此外，溶液中NH₃、NH₄⁺、CO₃^2-和HCO₃^-在碱性环境下处于稳定状态，碳酸钙生成速率增大^[32]。此时单个碳酸钙晶体尺寸较小，球霰石容易再溶解重新生成方解石。但pH值达到11时脲酶活性较大，尿素快速水解产生CO₃^2-，通过直接与CO₃^2-结合及离子交换生成的碳酸镉很快被后续生成的碳酸钙所包裹封装。此外，XRD检出限较低，可能漏检沉淀表面少量碳酸镉。因此在pH值为5和11条件下生物矿化沉淀表面未能检测到碳酸镉。方解石吸附结果说明碳酸钙能有效吸附碳酸镉。

图  10  不同溶液pH值下生物矿化沉淀XRD谱图

Figure  10.  XRD spectra of biomineralization precipitation at different pH values of solution

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成亮等^[33]分析了在pH值为8和9情况下巴氏芽孢杆菌诱导生成碳酸钙的形态。SEM图像表明，pH值为8时，碳酸钙形状主要为球形；pH值为9时，出现了方形和花瓣形的碳酸钙。Feng等^[21]、Lü等^[34]也发现随着pH值升高球霰石含量逐渐降低，方解石含量不断增大，且反应液初始pH值对碳酸钙晶体的平均尺寸影响不大。相较于球霰石的球形结构，方解石的台阶状表面可以快速吸附Cd²⁺形成外延层（图 14（c）），限制已生长在方解石表面的碳酸镉的溶解^[35]，有利于重金属钝化的长期有效性。

图  14  生物矿化沉淀SEM-EDS谱图

Figure  14.  SEM-EDS spectra of biomineralization precipitation

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4.3   矿化沉淀的表面成分分析

MICP修复Cd²⁺溶液后沉淀的XPS全谱图如图 11所示。可以看出，沉淀表面成分中除Ca、C、O外还存在N、Cl元素，结合FTIR分析中出现的羧基v（-COOH），说明细菌分泌的有机物参与了生物沉淀的组成。进一步验证了MICP钝化重金属过程可能发生在细菌胞外聚合物（EPS）上。

图  11  生物矿化沉淀XPS全谱图

Figure  11.  Full XPS spectra of biomineralisation precipitation

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碳酸钙中与Ca²⁺结合的CO₃^2-可能为二价金属离子的吸附提供重要的活性位点，针对生物沉淀吸附金属离子后C 1s光谱变化解释MICP钝化金属离子机制。如图 12所示，C 1s峰含C-C、C-O和CO₃^2-三个峰^[36]。生物矿化过程中加入Cd²⁺后，C-C、C-O和CO₃^2-三个峰强度逐渐降低，在Ca 2p_3/2峰中也出现了相同现象，说明Cd²⁺极大程度地影响了MICP矿化沉淀的过程。由图 12也可以看出Ca 2p_3/2朝着结合能更大的方向移动，表明沉淀表面结构发生变化，结合C 1s峰的变化可知是离子间的置换反应^[37]。因此，MICP对于Cd²⁺的去除机制中包含吸附和离子交换作用。

图  12  生物钝化Cd²⁺沉淀C 1s和Ca 2p精细窄扫描图谱

Figure  12.  Bioimmobilized Cd²⁺ precipitates fine narrow scanning profiles of C 1s and Ca 2p

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沉淀的表面成分中还检测到了Cd 3d峰，结合精细窄扫描图和金属的俄歇谱峰进行进一步分析，结果如图 13所示。结果显示Cd 3d分峰后存在Cd(OH)₂和CdCO₃两个峰，证实了MICP过程中Cd²⁺的钝化形式包括碱化沉淀（Cd²⁺→Cd(OH)₂）和碳酸钙中Ca²⁺点位的替代、CO₃^2-直接结合（Cd²⁺→CdCO₃）。说明MICP钝化Cd²⁺过程中包含吸附、螯合和共沉淀作用，这部分钝化的Cd²⁺为残渣态Cd的主要组成部分^[3-4]，能有效减小Cd的生物毒性。

图  13  生物钝化Cd²⁺沉淀Cd 3D精细窄扫描图谱

Figure  13.  Biological immobilization of Cd²⁺ for precipitation of Cd 3D fine narrow scanning profiles

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4.4   矿化沉淀的形貌及元素组成分析

加入Cd²⁺前后的MICP矿化沉淀SEM图像如图 14所示。未添加Cd²⁺溶液中生成的沉淀表面较为光滑，添加Cd²⁺后生物矿化沉淀表面更为破碎粗糙。一方面，加入Cd²⁺后细菌生长繁殖活动受到抑制，在未完成矿化前便失活凋亡。另一方面，Cd²⁺离子半径（6和8配位对应半径分别为0.95Å和1.10Å）接近于Ca²⁺（6和8配位对应半径为1.00，1.12Å），Cd²⁺可以占据Ca²⁺的结晶位^[29]，晶体不均匀生长导致整体结构破碎。而最终形成的沉淀晶体大小相近，可能是先前细菌凋亡后其他细菌继续依附在沉淀上，持续的矿化反应产生的沉淀包裹了原来的含重金属聚集体。

固化后尾矿样微观形貌如图 15所示。DeJong等^[38]通过SEM对碳酸钙和砂粒连接处观察发现碳酸钙沉淀存在两种极端分布状态：一种是碳酸钙存在于土颗粒相互接触点处，能有效胶结土颗粒，提升土体强度；另一种在土颗粒周围形成等厚的壳体，对土体强度的提升没有任何作用。之后DeJong等^[39-40]进一步揭示了碳酸钙更为常见的真实分布状态：存在于土颗粒相互接触点附近。

图  15  MICP固化机制示意图^[41-42]

Figure  15.  Schematic diagram of MICP-curing mechanism^[41-42]

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Cui等^[41]则将MICP中生成的碳酸钙分为两类：胶结砂粒的有效碳酸钙和沉淀在砂粒表面不发挥胶结作用的无效碳酸钙。张茜等^[42]依据碳酸钙与土颗粒之间关系，将胶结作用形式分成覆膜、黏结和桥接作用3类。本研究中分析固化后尾矿SEM图像可以归类到其中。①覆膜作用：碳酸钙晶簇尺寸较小，大部分生成于土颗粒表面，未起到连接土颗粒的作用，如图 15（a）所示。②黏结作用：碳酸钙主要沉积于土颗粒接触点处，生成量较小，土体强度较低，如图 15（b）所示。③桥接作用：在覆膜和黏结作用基础上，碳酸钙晶簇尺寸随着MICP反应的持续进行而增大，进一步填充相邻土颗粒间的缝隙，如图 15（c）所示。

胶结形式中的覆膜作用未连接土颗粒，属于无效胶结；黏结作用下土颗粒得到连接，属于有效胶结，但连接处碳酸钙生成量较小，土体“结构”不稳定；桥接作用下碳酸钙分布情况为DeJong等^[38]提出的最优分布，土体固化效果最好。虽然覆膜作用属于无效胶结，但沉积在土颗粒表面的碳酸钙减小了土颗粒间的孔隙，菱形方解石矿物增大了土颗粒表面粗糙度，从而提高了摩擦角；而有效胶结则是连接了松散土颗粒，增大了土体的黏聚力。3种胶结形式均能起到固化土体的作用。从去除土中重金属角度出发，MICP主要依靠碳酸钙的吸附、离子交换、共沉淀等作用完成对重金属离子的钝化，3种胶结形式均能发挥钝化机制。相对于生成于土颗粒接触附近的黏结和桥接作用，覆膜作用使得碳酸钙与土颗粒有更大的接触面积，对于提升重金属去除率和钝化重金属的长期稳定性均有促进作用。

5.   结论

本文使用巴氏芽孢杆菌，在pH为5，7，9，11的环境下进行了MICP修复Cd溶液试验、固化Cd污染尾矿试验。结合生物矿化沉淀的FTIR、XRD、XPS和SEM-EDS表征分析，得到如下4点结论。

（1）MICP修复Cd溶液试验中，巴氏芽孢杆菌在pH为5~11范围内均能有效钝化Cd²⁺，其中pH为9时对Cd²⁺钝化效果最佳。随着pH值的升高，球霰石含量逐渐降低而方解石含量不断增大。

（2）酸性淋溶液会加快尾矿中的Cd²⁺的浸出，MICP主要将尾矿中Cd的酸可溶态转化为可还原态和残渣态，且钝化效果与碳酸盐生成率呈正相关关系。

（3）揭示了MICP钝化重金属机理：MICP矿化反应发生在EPS上，主要通过EPS和碳酸钙的吸附、离子交换和共沉淀作用完成对Cd²⁺的钝化，并验证了钝化产物Cd(OH)₂和CdCO₃的生成。

（4）阐明了MICP固化土体机制：MICP通过覆膜作用增大了土颗粒的内摩擦角，利用黏结作用和桥接作用增强了土粒间的黏聚力。

本研究可为不同污染土酸碱环境下MICP技术钝化重金属和固化土体效果提供参考。考虑到实际工程中存在酸雨等不利因素，而MICP技术在酸性条件下微生物活性、碳酸钙稳定性均有所降低，该技术实际应用受到挑战。为此应进一步驯化筛选耐酸的矿化菌，并结合其他外加剂（如石灰石、生物炭）增强MICP在酸性环境下的固化与修复污染土效果。