环境科学研究  2018, Vol. 31 Issue (2): 206-214  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2017.03.55

引用本文  

王茂林, 吴世军, 杨永强, 等. 微生物诱导碳酸盐沉淀及其在固定重金属领域的应用进展[J]. 环境科学研究, 2018, 31(2): 206-214.
WANG Maolin, WU Shijun, YANG Yongqiang, et al. Microbial Induced Carbonate Precipitation and Its Application for Immobilization of Heavy Metals: a Review[J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(2): 206-214.

基金项目

国家自然科学基金项目(No.41373106, 41573098);广州市科技计划项目(No.201504010007)
National Natural Science Foundation of China (No. 41373106, 41573098); Science and Technology Program of Guangzhou, China (No.201504010007)

责任作者

吴世军(1981-), 男, 四川仁寿人, 副研究员, 博士, 主要从事环境污染治理理论与技术研究, E-mail:wus@gig.ac.cn

作者简介

王茂林(1992-), 男, 甘肃白银人, zkywangmaolin@163.com

文章历史

收稿日期:2017-07-10
修订日期:2017-09-28
微生物诱导碳酸盐沉淀及其在固定重金属领域的应用进展
王茂林1,2,3 , 吴世军1,2 , 杨永强1,2 , 陈繁荣1,2     
1. 中国科学院广州地球化学研究所, 中国科学院矿物学与成矿学重点实验室, 广东 广州 510640;
2. 广东省矿物物理与材料研究开发重点实验室, 广东 广州 510640;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
摘要:生物矿化已受到化学、物理、生物、材料、医学、生命及环境等多学科的广泛关注,其中,以尿素为底物的MICP(微生物诱导碳酸盐沉淀)技术是生物矿化领域的研究热点之一.在分析MICP过程中的酶解机理和生物大分子在微生物矿化过程中的作用基础上,通过对重金属离子的矿化产物和碳酸盐矿化菌的成矿因素分析,揭示MICP矿化产物的特征及形成条件.碳酸盐矿化菌主要产生脲酶分解尿素,增加土壤CO32-饱和度,其代谢产生的胞外聚合物具有多种功能团组合和键能连接,起着调控生物矿化的作用.MICP技术可用于固定土壤和水体中的Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、As等重金属,重金属主要以共沉淀的形式被固定,阴阳离子型重金属以类质同象置换方式分别占据方解石中的CO32-位和Ca2+位,从而促使污染土壤中的可交换态重金属向碳酸盐结合态转移.但是,MICP技术主要针对减少重金属的生物可利用性,不能满足以全量来计算的现行土壤环境质量标准,且MICP技术在长期有效性、生物安全性和土壤理化性质等方面存在诸多隐患.因此,由试验条件转向实际应用具有一定挑战.建议寻找更稳定的方法以阻止碳酸盐矿物中的重金属溶出,且有必要将开发高效的土著微生物复合菌剂作为未来MICP研究的方向之一.
关键词微生物矿化    重金属    碳酸盐沉淀    脲酶    
Microbial Induced Carbonate Precipitation and Its Application for Immobilization of Heavy Metals: a Review
WANG Maolin1,2,3 , WU Shijun1,2 , YANG Yongqiang1,2 , CHEN Fanrong1,2     
1. CAS Key Laboratory of Mineralogy and Metallogeny, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China;
2. Guangdong Provincial Key Laboratory of Mineral Physics and Materials, Guangzhou 510640, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
Abstract: Biomineralization has attracted much attention from chemistry, physics, biology, material, medicine, life and environment sciences. Microbial induced carbonate precipitation (MICP) using urea as the substrate is one of the hot topics. Herein, we reviewed the enzymatic mechanism of MICP and the function of biomacromolecule in the progress of biomineralization. Previous studies showed that the concentration of soil carbonate increases due to the decomposition of urea which can be enhanced in the presence of urease produced by ureolytic bacteria. Meanwhile, the extracellular polymer substance (EPS) secreted by the bacteria, possessing varied functional groups and chemical bonding, can regulate the biomineralization. The results demonstrated that MICP can remediate heavy metals pollution, such as Cu, Pb, Zn, Cd, Cr and As both in soil and solution. Co-precipitation is the dominant mechanism for the heavy metals immobilization, via cation → Ca2+/anion → CO32- substitution, resulting in carbonate-bound heavy metals. Therefore, MICP is useful to reduce the bioavailability of heavy metals. However, it does not change the soil quality according to the current standards which base on the total concentration of heavy metals. Furthermore, there are potential risks on several topics, such as long-term validity, biological safety and change of physical or chemical properties, which challenge the application of MICP to immobilize heavy metals in soil. The technique should be further developed to re-immobilize the released heavy metals due to the dissolution of carbonate minerals. Meanwhile, multiple native microbial communities should be developed to insure the effectiveness of MICP in varied environments.
Keywords: microbial mineralization    heavy metals    carbonate precipitation    urease    

城市化、工业化、采矿业以及农业集约化进程加剧了重金属向环境的释放,越来越多的重金属通过土壤、水体、大气等介质直接或间接地危害人类的健康,甚至引发地区性的粮食危机.近年来,重金属污染问题日益严重,引起全社会的广泛关注.目前,我国土壤总点位超标率高达16.1%,其中无机污染点位占82.8%[1],主要污染物为镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍等重金属.多地出现“镉米”“铅米”等事件,全国年均粮食减产约1 200×104 t,经济损失超过200×108[2].因此,治理土壤重金属污染刻不容缓.土壤重金属修复主要是通过清除或固定污染物,减少其迁移性和生物可利用性,传统的修复方法包括:①以客土、翻土、去表土为主的工程治理方法;②以磷酸盐类、黏土矿物类、有机类的沉淀、吸附、络合、氧化还原等为主的化学固定技术;③以植物提取、固定、挥发、过滤为主的生物修复[3-5].这些方法中,工程方法对土壤重金属的去除率较低;化学钝化简单易行、效果显著,但是钝化剂本身可能含有重金属、对土壤结构和理化性质造成显著影响,妨碍农作物对微量营养元素的吸收;而生物修复虽然对土壤改性温和,但是容易造成重金属在植物体内的富集,植物根系积累的重金属在一定条件下又可以释放到周边土壤中.针对这些问题,研究者逐渐开发了一些新方法,如基于地球化学的原位成矿、生态-物理修复技术、农业技术调控和固定技术联用等[6-7].

MICP(微生物诱导碳酸盐沉淀)是微生物诱导成矿(BIM)的延伸,指在环境中有Ca2+等金属离子以及其他底物存在时,微生物通过自身代谢调节体系环境,形成以方解石为主的碳酸盐晶体,是联系宏观矿物质与生命现象的重要桥梁,是地质微生物学领域重要的研究方向之一[8-9].近年来,MICP的机理以及利用其固定环境中重金属的研究已经有了很大的发展,目前MICP技术主要有尿素水解、反硝化作用、三价铁还原和硫酸盐还原作用等[10],其中尿素水解方法简单、过程控制容易、短时间内就能产生大量的碳酸盐类沉淀,研究较为广泛.笔者主要介绍产脲酶的MICP机制及其在固定重金属领域的应用.

1 基于脲酶水解的MICP机理

尿素水解的MICP是基于高产脲酶菌的一系列生物化学反应,其中微生物的主要作用是提供脲酶和晶核.产脲酶微生物在环境中广泛存在,嗜碱性,能以土壤或水体中的尿素为氮源,通过自身新陈代谢产生高活性的脲酶,进而促进尿素水解.脲酶催化作用的本质是脲酶破坏尿素的共价键,其活性中心与尿素底物分子之间通过氢键、离子键、疏水键等短程非共价力作用,形成E-S(脲酶-尿素)反应中间物[11-13].

微生物生长过程中会产生大量的EPS(胞外聚合物),其主要成分是多糖、糖醛酸及蛋白质等,可作为某些矿化产物成核的附着面,即有机质和无机物质相互作用的界面.这些胞外聚合物具有大量带负电的官能团如羧基(—COOH)、羟基(—OH)、羰基(C=O),可吸附溶液中Ca2+、Mg2+等阳离子.此时,细菌和带有阳离子的EPS成为CaCO3沉淀及生长的有效位点,CaCO3在其表面形成晶核并逐渐长大,形成矿物结晶.随着CaCO3结晶数量的不断增多,细胞被完全包裹,细胞代谢活动所需的营养物质难以得到供应,导致细胞逐渐死亡[14],微生物参与成核过程如图 1所示,整个反应的化学过程见式(1)~(7)[10, 14-15].

注:根据文献[16]修改. 图 1 微生物诱导碳酸盐成矿的过程 Fig.1 The process of microbial induced carbonate mineralization
$ {\rm CO(NH_2)_2+H_2O }\to{\rm NH_2COOH+NH_3} $ (1)
$ {\rm NH_2COOH+H_2O}\to {\rm NH_3+H_2CO_3} $ (2)
$ {\rm H_2CO_3 }\leftrightarrow {\rm {HCO_3}^-+H^+} $ (3)
$ {\rm 2NH_3+2H_2O }\leftrightarrow {\rm 2{NH_4}^++2OH^-} $ (4)
$\begin{array}{c} {\rm {HCO_3}^-+H^++2{NH_4}^++2OH^-}\leftrightarrow \\ {\rm {CO_3}^{2-}+2{NH_4}^+ +2H_2O} \end{array} $ (5)
$ {\rm Cell+Ca^{2+}}\to{\rm Cell-Ca^{2+}} $ (6)
$ {\rm Cell-Ca^{2+}+{CO_3}^{2-}}\to{\rm Cell-CaCO_3} $ (7)

EPS对矿化产物的控制是微生物矿化的关键,这种控制主要涉及两个方面:①EPS包含的键能对矿化产物的控制;②大分子的结构和表面能对矿化位置和形态的控制. EPS具有多种高低不同的键能和由肽链组成的多级蛋白结构,控制着环境体系pH的变化及无机-有机的键能链接;生物体中存在高能的共价键,键能相对较低的氢键、离子键、范德华键等,各种键的形成与断裂处在动态平衡的状态[17]. EPS包含诸多疏水性大分子结构构架和充当矿物成核面的酸性大分子,二者共同组装形成有机基体,起着机械支撑的结构构架作用,能与无机矿物进行复杂组装,其矿化产物具有良好的生物相容性和优异的机械性能,能够抵抗存在于生物环境中的拉应力、压应力和弯曲力[18].如大凤螺的螺壳是参有一定比例有机成分的碳酸钙晶体复合材料,呈交错层纹状,具有50 GPa的弹性系数和100 MPa的抗弯强度,其壳珍珠层的断裂能高达1.3×104 J/m2,高于普通文石3~4个数量级[19];鹿角材料可以在300 MPa的应力作用下持续延伸而不断裂[20];鲍鱼壳等海洋贝类有机模板的核心部分是丝心蛋白穿过表层与内部的层状纤维缔合,其在一定的物理化学条件下控制溶液中的离子向固相转变[21-22].

2 MICP在固定重金属领域的应用

基于脲酶菌的MICP技术具有能耗小、种类多、资源丰富、环境友好等优点,被广泛地应用于建筑行业和生态修复.采用涂抹、灌浆、注射等工艺,通过微环境的供给加速混凝土和水泥基表面原位矿化形成碳酸钙防护层,对于石质文物和建筑材料缺陷修复具有重要意义.此外,碳酸盐在沉淀过程中,可以捕获部分重金属或放射性元素,这些元素一般以类质同象置换方式占据CaCO3中的Ca2+或CO32-位置.因此,人们希望MICP技术能在重金属和部分放射性元素污染修复方面发挥作用并进行了积极的探索,国外已经有大量学者开展相关方面的机理研究,国内开展相关研究的学者较少.目前,将MICP技术应用于重金属污染治理方面的工作还主要集中于实验室模拟阶段,近几年部分MICP固定重金属的研究汇总如表 1所示.

表 1 MICP固定重金属研究实例 Table 1 The examples of MICP in immobilization of heavy metal
2.1 阳离子型重金属 2.1.1 Cu

Achal等[23]筛选出一株对铜具有较强耐受能力的革兰氏阳性菌——Kocuria flava CR1,其脲酶产率高,可去除培养基中97%(ic=1 000 mg/L,ic指重金属初始浓度)的Cu2+,将其应用于Cu2+污染严重的土壤,生物修复率达95%,产物主要是方解石和文石. Kang等[25]从重金属污染的土壤中分离出5种能诱导形成方解石的芽孢八叠球菌Sporosarcina,其中Sporosarcina soli B-22在酵母膏-硫酸铵培养基上接种72 h,能够去除61.8% (ic=128 mg/L)的CuCl2,形成CuCO3和CaCO3沉淀,其中以CaCO3为主.另外,土壤农杆菌、巴氏葡萄球菌、沃氏葡萄球菌、短小芽孢杆菌等菌种对铜的耐受能力较强[41],可作为MICP修复铜污染土壤的潜在菌种.

2.1.2 Pb

Achal等[26]于2012年首次报道了利用MICP技术生物修复铅污染的土壤,接种细菌的土壤中可交换态Pb浓度减少了83.4%(ic=100 mg/kg),碳酸盐结合态中的Pb含量增加83.2%,因此,K. flava CR1对可交换态Pb的去除主要以碳酸盐结合态的形式封存.王新花等[29]从金矿尾矿中筛选出一种施氏假单胞菌并用于修复Pb污染土壤,当初始Pb浓度为0.01~0.05 mmol/L时,Pb去除率在97%以上,除生成少量PbCO3外,大部分Pb通过与微生物诱导形成的CaCO3共沉淀去除.成艳等[30]从土壤中筛选出的一株耐受Pb的碳酸盐矿化菌株——Bacillus cereus Pb21,可在中性和碱性条件下快速生成PbCO3,溶液中Pb去除率可高达90%以上(ic=2 g/L).相似地,尾矿区筛选得到的UR47、Bacillus sp. KK1、下水道肠杆菌等耐Pb的菌种均能利用PbCl2、PbSiO3、PbS等多种含Pb化合物形成稳定态PbCO3以及含Pb的CaCO3[27-28, 42-43],表明MICP技术对于环境中长期暴露的Pb污染修复具有较大的应用前景.

2.1.3 Cd

Kumari等[31]利用从长江水分离出的微杆菌Exiguobacterium undae YR10,分别在10和25 ℃条件下进行了MICP修复Cd污染土壤的试验. 2周后90%(ic=100 mg/kg)以上的Cd转化为碳酸盐结合态,首次证明MICP技术在低温条件下修复Cd污染土壤的巨大潜能. ZHAO等[33]比较了基于菌株GZ-22的MICP与生物吸收去除溶液中Cd的效率,最适条件下48 h内MICP的去除率为60.72%(ic=10 mg/kg),其产物为稳定的CdCO3,而生物吸收的去除率为56.27%,表明MICP是一种高效且环境友好的原位修复技术.生物矿化产物本身对重金属也有一定的去除效果[44],牡蛎壳是生物矿化的产物,含有大量的CaCO3,向土壤中添加5 mg/kg的废牡蛎壳后,0.1 mol/L盐酸可提取态Cd减少69.5%[45].

2.1.4 其他重金属

Zn、Co、Ni等阳离子型重金属也能通过MICP技术固定. LI等[28]利用Sporosarcina globispora (UR53)、Sporosarcina koreensis (UR47)、Sporosarcina sp. R-31323 (UR31)、Bacillus lentus (UR41)、S. pasteuriiT. tumescens等6种菌进行MICP试验,如图 2所示,当溶液中加入初始浓度为2 g/L的NiCl2、CuCl2、PbCl2、ZnCl2、CoCl2、CdCl2时,Ni、Cu、Pb、Zn、Co、Cd的去除率为88%~100%, 其中6种菌对Pb的去除率都接近100%. UR31、UR47、S. pasteuriiT. tumescens对Cd的去除率较高,超过99%,UR31对Zn和Co去除率最高,分别超过99%和94%,肿大地杆菌T. tumescensNi的去除率较高,达到90%.

注:根据文献[28]修改. 图 2 不同微生物通过MICP对溶液中重金属的去除率 Fig.2 The removal rates of various aqueous heavy metals by isolated bacterial strains through MICP

总之,碳酸盐矿化菌在生长繁殖的过程中通过生物催化酶的作用,将底物尿素分解形成CO32-,进而将周围环境中的Cu2+、Pb2+、Zn2+、Cd2+、Ca2+等金属离子以CaCO3沉淀的形式固定下来,阻止其进一步向植物及食物链中迁移,有效地降低人类遭受重金属威胁的风险.表 1中所列的菌种均是从当地污染土壤中筛选得到,属于土著菌种,不仅克服了普通细菌对高浓度重金属极度敏感的缺陷,而且其诱导形成的产物对重金属的固定率高,有效地降低了重金属的生物利用率,使其维持在动植物所需的微量元素水平成为可能.

2.2 阴离子型重金属Cr及类金属As 2.2.1 Cr

我国每年生产铬渣0.45 Mt,是世界上生产铬渣量最大的国家[46]. Cr(Ⅵ)迁移速率极快,可降低胞内抗氧化酶活性、ROS (促进活性氧化物)的合成,损伤DNA,导致细胞死亡及细胞癌变[47].物理屏障能防止铬渣随暴雨蔓延,基于尿素水解的MICP技术能有效阻止游离态Cr迁移. Bacillus sp. CS8诱导作用下制成的含铬渣的固态砖中Cr(Ⅵ)含量是渗沥液中的4倍,Cr(Ⅵ)进入到方解石的晶格中,化学性质相对稳定,有效降低了铬渣中Cr(Ⅵ)向周围环境迁移的可能性[34].增加溶液中的Cr(Ⅵ)浓度可抑制方解石的成核及生长,但能促进亚稳定的球霰石和文石形成[48].同步辐射研究表明,CrO42-主要占据方解石中的CO32-位置[49].一些细菌,如枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)、假单胞菌(Pseudomonas)、中间苍白杆菌(Pannonibacter phragmitetus)、无色杆菌(Achromobacter)、Pannonibacter phragmitetus等能够将Cr(Ⅵ)还原为Cr(Ⅲ)[50-53],碳酸盐矿化菌和Cr(Ⅵ)还原型微生物的联用能够有效地将有毒的Cr(Ⅵ)变成无毒的Cr(Ⅲ)并稳定地封存于碳酸盐矿物中.

2.2.2 As

As是一种具有毒性的类金属,且As(Ⅲ)的毒性远大于As(Ⅴ). As2O3俗称砒霜,剧毒,可使细胞正常代谢发生障碍,导致细胞死亡,引起神经衰弱、多发性神经炎、皮肤癌以及黑角病等. Achal等[36]利用一种芽孢八叠球菌Sporosarcina ginsengisoli CR5修复As(Ⅲ)污染的土壤,可将溶解态As(Ⅲ)含量从500 mg/kg降至0.88 mg/kg. Juillot等[54]发现含砷尾矿渗滤液流经石灰岩层后形成了多种砷酸钙矿物,认为砷酸根可以替代方解石矿物中的碳酸根离子. Benedetto等[55]利用电子自回旋波谱法检测到在天然方解石晶格中As占据了C位点,表明含As方解石中存在AsO33-↔CO32-,并指出当As不能通过被Fe/Mn氢氧化物吸附而固定时,亚砷酸根以类质同像置换方式被方解石捕获可能是一种有效降低As迁移性的途径.

目前针对Cr和As的微生物修复主要是将Cr(Ⅵ)和As(Ⅲ)经过氧化还原反应转化为毒性较弱的Cr(Ⅲ)和As(Ⅴ),该过程易受土壤溶解氧、土壤pH-Eh和土壤有机质等的影响.相比而言,利用微生物矿化作用将Cr(Ⅵ)和As(Ⅲ)固定于方解石晶格中更能有效地阻止其迁移.但是方解石类矿物的容纳能力有限,在高浓度As污染的土壤中,可以考虑基于微生物矿化的原位成矿和其他修复方式的联合使用.

2.3 放射性元素

核能、核武器开发以及核事故将向环境排放90Sr、137Cs、226Ra、241Am等放射性核素,它们长期暴露在环境中可能会对生物体产生严重危害.研究发现,U(Ⅳ)、U(Ⅵ)均可进入天然方解石结构,占据其中的Ca2+离子位置[56],这为生物矿化处理放射性核素提供了一种思路.巴氏芽孢杆菌诱导产生的方解石球状聚集体能有效地胶结含铀粗矿渣,形成坚硬且具有一定强度的砂柱[57].基于枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)的热力学模型表明,细菌细胞壁表面可形成UO2(OH)2、UO2CO3、CaUO2(CO3)2等稳定复合物,对于地表环境中铀的迁移具有较大的滞留效应[58]. Achal等[37]利用高度耐受Sr的盐单胞菌固定含水层石英砂中的Sr,可交换态Sr去除率达到86%,XRD结果显示产物主要为方解石,并含少量文石和球霰石. INEEL (爱达荷国家工程与环境实验室)利用MICP技术固定模拟蛇河平原含水层中的90Sr,巴氏芽孢杆菌诱导形成的方解石中Sr的平均分配系数(0.5)远高于天然方解石和合成方解石中的分配系数(0.02~0.4),二次离子质谱分析表明Sr在方解石晶体表面和内部均有分布[59].相似地,Lauchnor等[39]在运用MICP技术处理模拟Hanford场址中的含90Sr多孔介质时,发现溶液中超过50%以上的Sr可在流经沉积物柱时被截留,并以碳酸盐结合态存在.

2.4 微生物钝化剂

微生物钝化剂主要是利用微生物诱导成矿的原理,采取一定的技术手段制备和保藏具有生物矿化能力的微生物.常见的微生物矿化菌剂主要有碳酸盐矿化菌剂和磷酸盐矿化菌剂,笔者主要讨论碳酸盐微生物矿化菌剂.制备微生物菌剂必须尽可能保持微生物的活性和减少外力对菌体造成的机械损伤,钱春香等[14]综合考虑微生物生长的各种条件经试验总结出碳酸盐矿化菌剂(主要是芽孢杆菌)的最佳离心转速为6 000 r/min,离心时间为10 min,理想冷冻干燥厚度为5 mm,而低储存温度对菌粉长期保持较高活性更有效.许燕波等[24]将制备好的革兰氏阳性菌剂作为微生物矿化修复制剂喷洒于1 000 m2的污染土壤,土壤中交换态重金属离子含量明显减少,As、Pb、Cd、Zn、Cu的含量分别从14.01、4.95、0.64、33.46、12.95 mg/kg降至2.37、1.25、0.31、16.67、3.42 mg/kg.由于碳酸盐矿化菌剂固定重金属的效果受到重金属浓度、价态、土壤pH、环境温度及湿度等条件的影响,不同的微生物对重金属和环境的敏感度不相同,因此,筛选环境耐受性高、对各种重金属固定能力强的菌种是MICP修复重金属污染土壤的关键.

3 MICP固定重金属面临的挑战

MICP可用于固定溶液和土壤中的重金属,具有良好应用前景.但是,现有研究大部分尚处于实验室研究阶段,仅有少量小试或现场试验报道[24].如需采用MICP技术固定重金属特别是污染土壤中的重金属尚面临诸多挑战,主要包括评价标准不一致、长期有效性未知及生物安全、土壤环境恶化等潜在的副作用.

3.1 评价标准

根据MICP固定重金属的原理可知,该方法既可归类微生物修复技术,也可归类于化学固定技术.当将MICP技术用于土壤重金属修复治理时,土壤中部分可交换态重金属转化为碳酸结合态,但土壤中重金属的总量不变.现行GB 15618—1995《土壤环境质量标准》[60]及GB 15618—201□《农用地土壤环境质量标准(三次征求意见稿)》[61]均规定了土壤中重金属总量限值,如果按照总量来评价MICP技术固定重金属的效果,经过MICP处理后仍难达标.因此,对于MICP固定重金属的评价应该注重其生物可利用性.以处理As和Cu污染的土壤为例,现有研究中土壤As和Cu最高含量分别为500 mg/kg[36]和340 mg/kg[23],均高于GB 15618—201□中规定的最高限值.经过MICP处理后可交换态As含量从25.85 mg/kg降至0.88 mg/kg,可交换态Cu含量从67 mg/kg降至3.5 mg/kg,有效地降低了其生物可利用性.如表 1所述,现有研究中并非所有重金属初始浓度都高于土壤环境质量标准.以Cr为例,其在研究土壤中的最高初始浓度仅为100 mg/L[35],低于GB 15618—201□中规定的150 mg/L的最低限值.而大部分污染土壤中重金属浓度可能会高于其规定标准的几倍甚至几十倍,当将MICP技术用于高浓度重金属污染土壤修复时,其固定重金属有效性如何还需进一步验证.

3.2 长期有效性

虽然MICP在短时间内能起到很好固定重金属的效果,但是随着时间的延续以及一些气候和人为因素,土壤中的碳酸盐结合态或许难以长期稳定存在,碳酸盐结合态重金属有可能会重新活化.最新研究[62]表明,30%由MICP沉淀的CaCO3在完全沉积后1个月内发生了溶解.因此,有必要模拟土壤自然条件,研究经过MICP处理的重金属在不同环境条件下的溶解和迁移规律,并积极探索更有效地包裹重金属的矿物载体,如将土壤中的方解石进一步转化为更稳定的羟基磷灰石.

3.3 生物安全

能诱导尿素分解产生方解石类矿物的微生物有很多,包括微藻、真菌和细菌等,但效果显著的微生物只有极少一部分,主要是芽孢杆菌和球菌,其中以脲芽孢八叠球菌效果最为显著,且对重金属的耐受性普遍较高,是一种理想的碳酸盐矿化菌剂.但任何一种微生物如果单独大量地引入到某一环境中,会侵占土著微生物的生活空间和营养,破坏当地土壤微生物的种群多样性.因此,有必要采取细胞工程、基因工程等先进的生物技术驯化土著微生物,使其具有芽孢八叠球菌的产脲酶基因,从而研发高效环保的复合碳酸盐矿化菌剂.

3.4 土壤环境

尿素是MICP技术的关键物质之一.尿素的过量输入,使得土壤氮素供过于求,在碳酸盐矿化菌的作用下,土壤pH和温度迅速升高,可能引起土壤结构黏滞、空隙堵塞、通气性差、容重高、养分释放慢,造成好气性微生物活动差,渗透系数低,毛细作用强等不良影响,导致表层土壤盐渍化加剧,甚至出现土壤板结现象,影响农作物正常生长.针对这一现象,可以考虑使用秸秆、米糠等天然有机物代替培养液减少土壤盐分,经常翻耕以确保土壤正常呼吸,以及复合有机肥与尿素的配合使用调控土壤pH.

4 结论与展望

a) 微生物是生物矿化的关键,脲酶菌在MICP中的作用主要是分解脲素,产生NH3提高微环境的pH,释放CO32-增加矿物结晶驱动力,其自身则充当CaCO3成矿的结晶位点,其代谢产物EPS能调制无机晶体成核,主要起着结构组装和键能连接的作用.

b) 应该加强MICP过程及去除重金属的机理研究,结合酶反应动力学和结晶热动力学研究含重金属方解石形成过程,利用现代分析技术研究金属离子在细胞内外的沉积部位和结合方式.深入研究土壤中微生物如何调控土壤微环境、设置矿化位、诱导或控制生物矿化过程,探讨重金属在矿化产物中是否具有长期稳定性.

c) 微生物诱导成矿是自然界中普遍存在的现象,很多微生物均具有这种能力.利用大自然的力量原位固定重金属是一种蓬勃发展的生态修复技术,利用农业上广泛使用的肥料尿素作为碳酸盐矿化菌的底物,既能保证农作物生长所需的氮源,又可以有效地固定土壤中的重金属,是一种环境友好的生态修复技术. MICP过程中重金属主要与CO32-发生沉淀或与CaCO3共沉淀被去除,但土壤理化性质复杂,微生物种类繁多,微生物对重金属的地球化学行为还包括生物吸附与富集、氧化-还原、淋滤等.在不同的环境中,微生物与重金属的作用不尽相同,因此,如何在土壤中营造以微生物矿化为主的条件至关重要.

d) 基于脲酶菌的MICP技术对土壤有效态重金属的去除效果较好,但土壤重金属总量仍未发生变化,土壤富含各种有机质和腐殖酸,且在全球变暖及温室效应加剧的环境演化下,雨水呈逐渐酸化趋势,重金属能否以碳酸盐结合态稳定存在于土壤中有待于继续深入研究.

e) 目前,关于MICP的试验大部分是单一菌种研究,微生物生长和代谢需要适宜的条件,接种外源微生物可能并不适合在土壤中发挥其矿化作用,甚至可能对土著微生物群落多样性产生影响,因此,有必要研发高效、环保的复合碳酸盐矿化菌剂或者在土著微生物中筛选矿化能力强的微生物菌种.

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