微生物固化和稳定化铅污染粉土的强度与污染物浸出特性

邵光辉，戴浩然，郭恒君

(1. 南京林业大学土木工程学院，南京 210037；2. 南京林业大学，江苏省水土保持与生态修复重点实验室，南京 210037)

重金属污染场地的环境修复与二次建设利用是国家经济社会可持续发展紧迫的现实需求。铅污染粉土是工业污染场地土壤的重要类型。粉土属于低塑性土，具有黏聚力低、抗流失性差、渗透性高的特性，液相的污染物在粉土中扩散运移速度比在黏土中更快，污染物的扩散风险也更高。固化/稳定化是重金属污染场地最常用的修复方法。近年来发展起来的微生物固土技术和微生物修复重金属污染土技术，为同步实现污染土固化和稳定化提供了新途径。

微生物诱导碳酸盐沉积(microbial induced carbonate precipitation， MICP)，是利用脲酶菌将尿素水解并与钙离子结合，生成具有胶凝作用的碳酸盐矿物结晶的技术。MICP技术能够用于胶结固化不同种类的土体，从固化松散的砂土、粉土到黏土，以及固化其他松散固体废弃物等，均获得了良好的效果，但是不同土质的土体固化强度存在较大的差异[1-2]。MICP技术还可以用于稳定化重金属污染土，通过将离子态重金属转变为难溶的固相矿物，减少其生物可利用性，从而达到稳定重金属污染土的目的[3]。一些研究发现，微生物稳定化重金属的过程依次为吸附、裹附和共沉淀，重金属离子中Pb2+因其电负性和离子半径相对较大，更易被细菌吸附从而进一步被裹附形成共沉淀，因此铅污染物的矿化处理效果相较其他金属更加明显[4-6]。Achal等[7]利用细菌KnoelliaflavaCRI诱导矿物沉积修复铅污染土壤，发现原先的可交换态铅以碳酸盐结合态的形式被封存，使土壤中可交换态铅浓度减少了83.4%。Pulsawat等[8]研究发现，微生物矿化后会产生胞外聚合物EPS，可快速固定Mg2+、Pb2+和Cu2+，且对Pb2+具有更高的亲和力。MICP技术分别用于固化胶结土体和微生物修复重金属污染土均获得了良好的处理效果，因此学者们也开始尝试将二者结合，利用MICP的胶结作用和重金属离子共沉淀作用，以期实现同步固化和稳定化污染土的目标。Mwandira等[3]采用Pararhodobactersp.菌固化和稳定化铅污染砂土，不仅去除了土中质量浓度为1 036 mg/L的Pb2+，而且固化后砂土的无侧限抗压强度可达2.8 MPa。陈敏洁等[9]利用微生物矿化技术修复铅污染土，发现处理后土中可交换态铅含量明显减少，碳酸盐结合态铅的含量大幅增加。

综上所述，现有研究主要是基于以砂土为主的粗粒污染土，初步探明了微生物固化和稳定化铅污染土的可行性和基本特性变化规律。同时也发现，粉土与砂土在物理特性及微生物固化效果方面存在很大差异[10]。MICP技术对于固化和稳定化铅污染粉土的适用性、内在机理与效果调控性特等仍需进一步研究。

本研究采用巴氏芽孢杆菌处理铅污染粉土，以污染物浓度、胶结液浓度为变量进行室内注浆试验，分析微生物注浆固化和稳定化铅污染粉土的强度与污染物浸出特性变化规律，探讨其作用机理，为微生物技术用于处理铅污染粉土场地的地基补强与环境治理提供科学参考。

1 材料与方法

1.1 试验材料

菌种为巴氏芽孢杆菌(Sporosarcinapasteurii，DSM33)，每升培养液中含有胰蛋白胨(Tryptone，Oxoid LP0042)15 g，大豆蛋白胨(Neutralised Soya Peptone，Oxoid LP0044)5 g，NaCl 5 g，尿素20 g，余量为水。将巴氏芽孢杆菌接种到培养液中后，在转速为150 r/min，温度为30 ℃的摇床中培养24 h，菌液浓度为1.49108cells/mL。

通过在粉土中掺入Pb(NO3)2分析纯来人工配制试验用的铅污染粉土，粉土塑性指数Ip=5.8，粒径在5～75 μm的粉粒占总质量的74.76%，黏粒质量分数为4.17%。污染粉土中的Pb2+含量分别为100,300,500和1 000 mg/kg。

胶结液由氯化钙和尿素按等摩尔浓度配制而成，选用0.50,0.75,1.00和1.25 mol/L 4种浓度胶结液进行试验。

1.2 试验装置

注浆装置如图1所示。试样模具为PVC材质，内径30 mm，壁厚1 mm，试样高度80 mm。试样上下端垫滤纸和高密纱布作为反滤层。试样模具下部为注浆口，由蠕动泵注入胶结液，模具上部为溢浆口，注浆过程中土样孔隙顶出液由溢浆口流入量筒，分段收集后可进行分析。

图1 注浆试验装置示意图Fig. 1 Schematic diagram of bio-grouting test device

1.3 试验方案

1)微生物注浆处理铅污染粉土:按照固液比2.78∶1将铅污染粉土与菌液搅拌均匀后，分层装入图1所示注浆试验装置的模具中压实，试样干密度为1.40 g/cm3，无侧限抗压强度为43 kPa，孔隙比为0.93，渗透系数为6.75×10-5cm/s。将制备好的污染粉土试样在模具中静置12 h，然后以流速1 mL/min向污染粉土试样中注入45 mL胶结液，注浆过程中收集从溢浆口流出的顶出液用于测定其中的Pb2+浓度。注浆完毕后间隔12 h后再重复前述步骤注入胶结液，注浆12轮后静置12 h，拆模。

2)无侧限抗压强度测定:采用荷载精度为±0.5%，加载速率为1 mm/min的无侧限抗压强度仪测定试样的无侧限抗压强度。

3)碳酸盐生成量测定:用盐酸浸泡法[13]测定微生物处理粉土中的碳酸盐生成量。将微生物注浆处理后拆模的试样以105 ℃烘干，加入1 mol/L稀盐酸搅拌至无气泡产生，通过0.45 μm 的玻璃纤维滤膜真空抽滤，用去离子水多次冲洗至可溶盐完全滤净。将抽滤后的土样烘干，称取质量。碳酸盐生成量计算公式为：

式中：S为碳酸盐生成量，%；m1为酸洗前干土质量，g；m2为酸洗后干土质量，g；a为未处理污染土中可溶盐和酸溶盐含量，%。

4)铅污染物测定：依照五步提取法[12]测定试样内可交换态、碳酸盐结合态的Pb2+浓度。用原子吸收分光光度计法测定顶出液的Pb2+的浓度[13]。采用玛瑙研钵研磨破碎固化和稳定化的铅污染粉土至200目(粒径75 μm)，同上用五步提取法测定并比较研磨破碎前后污染粉土中可交换态铅浓度差异。

采用毒性淋滤试验(TCLP)[13]测定铅污染物的可迁移浸出量：将土样置于105 ℃烘箱24 h,过2 mm筛；取10 g污染土按固液比1∶20加入200 mL提取液置于250 mL聚乙烯瓶内(本研究粉土的pH大于5，提取液为pH 2.8醋酸液)，以转速(30±2) r/min在常温下翻转震荡(18±2) h；取上清液在4 000 r/min的高速离心机中离心10 min，过滤，在原子吸收分光光度计上测量提取液中铅离子浓度。

5)微观结构分析：将微生物固化和稳定化的铅污染粉土试样抽真空冻干后，采用环境扫描电镜分析土体微结构。

2 结果与分析

2.1 微生物诱导碳酸盐生成量

图2 碳酸盐生成量与粉土铅含量的关系Fig. 2 Relationship between carbonate production and lead contamination concentration in the silt

2.2 固化强度

对于微生物注浆处理铅污染粉土而言，粉土中含有Pb2+，注入的胶结液则引入了Ca2+，因此，从反应原理分析微生物诱导产生的碳酸盐应该主要以碳酸钙和碳酸铅为主。微生物固化土体强度的提高主要源于微生物诱导产生的碳酸钙结晶胶结土颗粒对土体黏聚力的提高[16]，碳酸钙生成量越高，土体强度越高。注浆后，试样得到了有效胶结加固，强度也得到了显著提高。微生物注浆铅污染粉土的无侧限抗压强度与铅污染浓度的关系如图3所示。由图3可见，当铅含量低于500 mg/kg时，随着铅含量提高，固化粉土的强度有小幅提高，当铅含量达到1 000 mg/kg时，固化粉土的强度有所降低。这一变化趋势与图2所示碳酸盐生成量与铅污染程度的变化规律并不一致。由图2和图3对比可知，当铅含量较低时，虽然碳酸盐生成量随铅含量增大而降低，但是强度反而增加，且与铅含量呈正相关。这一差异表明，低污染粉土中少量碳酸铅结晶增量有利于粉土胶结强度的提升。

图3 无侧限抗压强度与粉土铅含量的关系Fig. 3 Relationship between unconfined compressive strength and lead contamination concentration in the silt

铅污染粉土无侧限抗压强度受胶结液浓度控制，与胶结液浓度对碳酸盐生成量的影响规律具有一致性。同一污染浓度条件下，胶结液浓度为1.00 mol/L时铅污染粉土无侧限抗压强度最高，铅污染浓度为500 mg/kg的粉土无侧限抗压强度可达793 kPa。由此可见，从提高污染粉土固化强度考虑，胶结液浓度存在最优值。究其原因，也同样与前文所述胶结液浓度过高不利于碳酸盐胶结物生成有关。

2.3 注浆过程中的铅离子流失

采用微生物注浆的方式处理污染土场地过程中，当浆液注入土体孔隙时，原有的孔隙液会被顶出扩散。污染场地注浆时土体孔隙液扩散示意图见图4。从图4可知，在采用多轮次注浆工艺时，则可能出现多层次扩散的顶出液区。污染土中一部分重金属离子会吸附在土颗粒表面或者包裹于土体颗粒之间，但土体对重金属污染物的吸附净化作用有限[17]，当吸附净化作用达到饱和后，孔隙液外流会将重金属离子带离土体，扩大污染范围；因此，在室内柱状试样一维注浆试验时，考虑到外流孔隙液所带来的环境影响，有必要对顶出液中Pb2+流失量进行分析，以评估注浆工艺的环境风险。

图4 污染场地注浆时土体孔隙液扩散示意图Fig. 4 Schematic diagram of push-out liquid diffusion in contaminated site during grouting treatment

土体对重金属离子的吸附途径主要来自三方面，分别是巴氏芽孢杆菌表面的负电荷、细菌新陈代谢产生的胞外聚合物EPS和生成的CaCO3的吸附[18]。铅污染粉土顶出液中铅离子流失情况见图5。由于高浓度的铅污染土和胶结液会对细菌活性、数量以及碳酸钙生成量等产生不利影响，因此从图5可见，对于同一浓度胶结液注浆处理的铅污染粉土，随着粉土铅污染浓度的增加，顶出液Pb2+流失量也随之增大，但是Pb2+流失率随之减小。即顶出液中Pb2+总质量增加，而其占污染土中铅含量的百分比却在下降，且在粉土铅含量100～300 mg/kg时Pb2+流失率降幅最大。当粉土铅含量大于300 mg/kg后，Pb2+流失率降幅收窄，粉土铅含量的增加对顶出液Pb2+流失率的影响弱化。对于铅含量为1 000 mg/kg 的粉土，其对应顶出液的Pb2+流失率可降至1.21%。这表明粉土铅污染程度越高，随顶出液流失的铅污染物比例越低，更多的污染物留存土中。

图5 铅污染粉土顶出液中铅离子流失量和流失率Fig. 5 The amount and rate of lead ion loss in the push-out liquid from lead-contaminated silt

图5还表明，对于同一铅含量的粉土，胶结液浓度越高，顶出液中铅离子流失量越大，流失率也越大。其内因是胶结液浓度的提高增大了土体孔隙液的Ca2+以及尿素水解后NH4+的离子强度，增大了与原先吸附在土颗粒表面的Pb2+的交换量。加之随着胶结液浓度提高，盐溶效应更加显著，使顶出液中溶解的Pb2+浓度随之升高。值得注意的是，对于污染粉土的固化和稳定化效果，固化的目标是提高土体强度，稳定化的目标是减少污染物流失，前者在胶结液浓度为1.00 mol/L时最优，而后者则在胶结液浓度为0.50～0.75 mol/L时最优。与高浓度的胶结液相比，浓度为0.50～0.75 mol/L的胶结液更有利于控制顶出液中铅污染物的流失；因此，工程应用时可参考上述结果，结合实际工程对土体强度的要求及污染物控制目标权衡确定最适宜的胶结液浓度。

2.4 土中铅的赋存形态

Tessier等[12]认为，土壤中重金属主要存在可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质及硫化物结合态和残渣态等5种形态。形态分析的主要目的是确定具有生物毒性的重金属含量。铁锰氧化物结合态、有机质及硫化物结合态和残渣态相对稳定，不易迁移；碳酸盐结合态重金属被碳酸根固定，容易受环境pH影响，尤其是酸性环境影响，但与可交换态相比相对稳定；可交换态中的游离重金属离子具有很大的迁移性，易被植物所吸收，较其他态在土中的危害性更大，是重金属在土壤中的主要毒性形态[19]。

微生物处理粉土中碳酸盐结合态与可交换态铅含量的关系如图6所示。由图6可知，经微生物处理后的铅污染粉土中可交换态铅占比和碳酸盐结合态铅占比总体呈负相关。粉土铅污染浓度的增高导致碳酸盐结合态铅占比降低的同时，也造成了可交换态铅占比的增加。较低的可交换态铅占比意味着铅污染物在土壤中的可迁移性降低，对周围环境的影响更小。碳酸盐结合态铅占比的升高来源于微生物诱导矿化，使得土中铅与碳酸盐形成共沉淀固定下来。碳酸盐结合态铅占比随着粉土铅污染浓度提高而下降的变化特性，同样能够反映污染土中铅离子对细菌数量、活性以及碳酸钙生成量的负面作用，铅污染浓度的增大降低了微生物诱导碳酸盐沉积的效率。微生物注浆处理铅污染粉土时，能够将铅含量100 mg/kg低污染土的可交换态铅含量降至9.4%以下，将铅含量500 mg/kg中污染土的可交换态铅含量降至26.7%以下，将铅含量1 000 mg/kg中污染土的可交换态铅含量降至34.5% 以下，表明微生物注浆对污染粉土中的Pb2+有良好的稳定效果。

图6 微生物处理粉土中碳酸盐结合态与可交换态铅含量的关系Fig. 6 Relationship between exchangeable lead and carbonate bound lead in the microbial treated silt samples

在微生物注浆处理污染粉土的过程中，粉土中的铅污染物的流向有两个：一是溶于土体孔隙液并随注浆顶出液流失；二是继续残留在土体中以各种形态存在。考虑到环境效应，流失到顶出液中的自由Pb2+的可迁移性强，对植物和地下水的危害性极大。而残留在土体中的铅污染物中除可交换态铅外，其他形态的铅可迁移性低，对环境影响较小，可认为是稳定铅；因此，可以采用铅稳定率(稳定铅含量占污染土中总铅量的百分比)来表征铅污染物稳定化效果。不同铅污染浓度粉土中的铅稳定率如图7所示。可见，在胶结液浓度相等的情况下，铅稳定率随着粉土铅污染浓度的提高而降低，其控制内因也可归结为重金属毒性对微生物活性、数量及碳酸盐沉积的抑制作用。当采用浓度不大于1.00 mol/L的胶结液注浆时，提高胶结液浓度能够提高铅稳定率。对于不同铅污浓度的粉土，采用浓度为1.00 mol/L胶结液注浆处理，试样中铅稳定率最高，微生物注浆处理对粉土中的铅污染物稳定化效果最佳。结合图2胶结液浓度对碳酸盐生成量的影响规律分析，可知碳酸盐结合态铅含量的变化与包括碳酸钙在内的碳酸盐总生成量变化规律具有一致性，同样以1.00 mol/L为胶结液最优浓度。采用1.00 mol/L的胶结液，能够将铅含量为100,300,500和1 000 mg/kg粉土中的可交换态铅含量分别降至14.6,43.7,94.8和269.2 mg/kg。

图7 不同铅含量粉土中的铅稳定率Fig. 7 Lead stability ratio in silt with different lead contamination concentrations

图8 毒性淋滤试验中铅离子浸出浓度的变化Fig. 8 Variation of lead ion leaching concentration in TCLP of contamination silt

2.5 毒性浸出特性

稳定在土中的碳酸盐结合态铅的环境风险在于酸性环境的影响，毒性淋滤试验(TCLP)则通过酸性溶液浸提测定污染土中能够被酸溶液浸出的铅含量，更全面地反映微生物处理铅污染粉土的污染物浸出特性，为其稳定化效果评估提供依据。不同胶结液浓度试样TCLP试验中铅离子浸出浓度变化曲线如图8所示。由图8可知，随着粉土污染程度提高，铅离子浸出浓度随之提高。参考美国环保署规定的TCLP试验铅离子的最高限值5 mg/L(U. S. EPA Method 1311)可判断，铅含量低于500 mg/kg的中、低污染粉土，经微生物注浆处理后均能够将铅离子浸出浓度控制在限值以下，达到稳定化污染土的目标。对于铅含量1 000 mg/kg的重污染粉土，微生物注浆处理尚不能将铅离子浸出浓度控制在限值以下，但是能够将未处理土的铅离子浸出浓度由30.1 mg/L降低到13.8 mg/L以下，大幅降低了铅污染粉土的环境危害性。

3 讨 论

3.1 微观形貌

图9 微生物处理铅污染粉土微观形貌Fig. 9 Micromorphology of lead-contaminated silt treated by bio-grouting

3.2 铅污染物稳定化的形态

将污染土中的铅污染物由可交换态转化为碳酸盐结合态是其稳定化的主要途径之一，对比现有的研究成果可发现，利用MICP技术对重金属污染土的修复效果差异很大。 陈敏洁等[9]利用微生物矿化技术修复铅污染土，使土中碳酸盐结合态铅含量分别增加了38%和13.24%。李硕[22]结合生物炭技术与MICP技术修复重金属污染土，使土中碳酸盐结合态铅含量增加了30%左右。本研究通过微生物注浆处理铅污染粉土后，其中碳酸盐结合态铅含量增加在37.8%～54.2%之间。可见，MICP技术能够较为高效地以碳酸盐结合态的形式稳定化污染粉土中的铅污染物，是将可溶性Pb2+稳定化的有效途径。

此外，在固化和稳定化处理后的污染土中，吸附与包裹也是铅污染物的重要赋存形态。Achal等[7]发现在微生物诱导碳酸盐沉积过程中，重金属离子可以被方解石包裹，从而达到稳定化效果。王新花等[14]从金矿尾矿中筛选出一种施氏假单胞菌并用于修复铅污染土，除生成少量碳酸铅外，大部分Pb2+通过与微生物诱导形成碳酸钙共沉淀去除。在本研究的微生物注浆处理铅污染粉土过程中，微生物与铅污染粉土拌和后，微生物释放的EPS通过静电吸附将一部分Pb2+固定在细胞表面，注入胶结液后，细菌细胞壁外生成碳酸钙直至细胞死亡。死亡后细胞作为晶核使碳酸钙晶体继续长大，这一过程生成的碳酸钙沉淀将细菌周围的Pb2+固定在方解石内。因为固化和稳定化处理后的铅污染粉土中的碳酸盐主要以碳酸钙为主，大量包裹和覆盖在土颗粒表面，而生成量较低的碳酸铅和残存吸附的Pb2+易于包裹其中。在铅污染场地的工程建设过程中，机械搅拌、碾压、开挖等施工作业有可能将已经固化和稳定化的土体物理破碎，使土体内包裹在碳酸钙内的碳酸铅和残存吸附的Pb2+暴露，增加污染物扩散的风险。基于此，本研究尝试采用玛瑙研钵研磨破碎的方法处理MICP固化与稳定化的铅污染粉土，比较固化与稳定化土体在物理破碎前后的铅离子浸出量变化。

物理破碎前后土中铅离子浸出量的变化情况见图10。由图10可知，土体研磨后铅离子浸出浓度高于研磨前，物理破碎能够将方解石内包裹的部分自由铅污染物重新释放，在污染程度较轻的粉土中更为显著，而对铅污染程度较重的1 000 mg/kg污染粉土影响不大。通过物理破碎前后的铅离子浸出量变化值，结合图7中的铅稳定率变化值，能够间接地判断以包裹和吸附形式赋存的铅在稳定化铅中的占比情况。对高污染土，该占比很小，表明包裹和吸附不是其铅污染物的主要稳定化形式；而对于低污染土，该占比较大，表明这两种稳定化的形式均不可忽视。同时还可以发现，胶结液浓度也会影响固化与稳定化铅污染粉土在物理破碎后的铅离子浸出量，用浓度为1.00 mol/L胶结液处理的铅污染粉土，其物理破碎二次释放铅污染物的风险最高，对应的0.50 mol/L胶结液处理铅污染粉土的铅污染物二次释放的风险最低。采用较低浓度的胶结液有利于控制包裹形态稳定化铅污染物在土体被物理破碎时的二次释放。

图10 物理破碎前后土中铅离子浸出量的变化Fig. 10 Changes of leaching amount of lead ion in silt before and after physical crushing

4 结 论

1)微生物注浆处理铅污染粉土时，胶结液浓度对碳酸盐生成量和对土体强度的影响规律具有一致性。浓度为1.00 mol/L胶结液注浆能够获得更高的强度和铅稳定率；浓度为0.50～0.75 mol/L胶结液比高浓度的胶结液更有利于控制顶出液中铅污染物的流失。

2)微生物注浆处理能够大幅降低污染粉土中可交换态铅的占比，对于铅含量低于500 mg/kg的粉土，在酸性浸提液下的毒性淋滤试验(TCLP)铅离子浸出浓度能够降至5 mg/L的限值以内，微生物注浆对污染粉土中的Pb2+有良好的稳定化效果。

3)方解石和铅-钙碳酸盐共沉淀形成的无定形团聚体是固化铅污染粉土的主要胶结物，低污染粉土中少量碳酸铅结晶增量有利于粉土胶结强度的提升。铅污染物通过碳酸盐共沉淀、直接吸附、碳酸钙包裹等形式实现稳定化。物理破碎能够将方解石内包裹的部分铅污染物重新释放，采用较低浓度的胶结液有利于控制物理破碎造成的铅污染物二次扩散风险。