微生物誘導(dǎo)碳酸鈣沉淀對干旱半干旱區(qū)銅尾礦污染治理效果

常道琴，宋乃平，岳健敏，孟 晨，馬 昀

(1.寧夏大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，銀川 750021；2.寧夏大學(xué)西北土地退化與生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)國家重點實驗室培訓(xùn)基地，銀川 750021；3.西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建教育部重點實驗室，銀川 750021)

隨著現(xiàn)代城市及工業(yè)的飛快發(fā)展，土壤重金屬污染引起國內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注。土壤重金屬污染是指土壤中重金屬元素含量高于其自然背景值，并造成生態(tài)破壞和環(huán)境質(zhì)量惡化的現(xiàn)象。根據(jù)《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，在全國土壤中，8種無機(jī)污染物Cu(2.1%)、Pb(1.5%)、Zn(0.9%)、Cr(1.1%)、Cd(7.0%)、Hg(1.6%)、As(2.7%)、Ni(4.8%)存在點位超標(biāo)。重金屬降解困難，危害持久，對生態(tài)環(huán)境和人體健康的危害嚴(yán)重，土壤重金屬如果超標(biāo)嚴(yán)重，將影響動植物的生長，人體一旦攝入這些動植物體內(nèi)的重金屬將對人體產(chǎn)生嚴(yán)重危害。如Cr、Ni超標(biāo)嚴(yán)重會誘發(fā)癌癥等，Hg、Zn會導(dǎo)致生殖障礙、腎功能受損，Cd則會誘發(fā)骨質(zhì)疏松癥、生長遲緩及貧血等。土壤重金屬污染來源主要包括污水灌溉、農(nóng)藥與化肥的使用、礦山開采以及固體廢棄物處置不當(dāng)?shù)?，其中礦山開采是土壤重金屬污染的主要來源。尾礦渣堆放易造成流動和塌漏，在風(fēng)力推動下粉塵四處飛揚，造成空氣、土壤和水資源污染，誘發(fā)生態(tài)系統(tǒng)退化等。周科平等研究發(fā)現(xiàn)，大腳嶺鉛鋅尾礦庫不同深度土壤的Pb、Zn、Cu和As的含量均超標(biāo)，尾礦庫重金屬的綜合污染等級為Ⅴ級，達(dá)到重度污染；趙仁鑫等研究發(fā)現(xiàn)，內(nèi)蒙古白乃廟銅礦礦區(qū)周圍土壤重金屬主要污染元為Cu，其次為Ni、Cr等元素。

目前，國內(nèi)外利用微生物代謝過程降低重金屬污染的研究正在興起。Kang等研究發(fā)現(xiàn)，芽孢八疊球菌(B-22)能夠去除61.8%的銅；王新花等篩選出一株假單胞菌()可去除金尾礦庫中97%的鉛；Zhao等研究發(fā)現(xiàn)，芽孢桿菌GZ-22(.GZ-22)去除60.7%的鎘；Li等在土壤中分離出尿素分解菌，進(jìn)行Ni、Cu、Pb、Zn等重金屬離子固化試驗發(fā)現(xiàn)，這些重金屬去除率范圍為88%～99%。

現(xiàn)階段研究主要集中在MICP技術(shù)對尾礦區(qū)重金屬的固結(jié)率和其礦化產(chǎn)物形態(tài)的探究，其次關(guān)于MICP的試驗大部分是接種通用型功能微生物，這可能導(dǎo)致其在特定環(huán)境條件下礦化效率下降，重金屬固化效率低下，甚至失效。而干旱半干旱生態(tài)環(huán)境脆弱區(qū)，風(fēng)沙大，土壤氣候惡劣，對微生物的活性要求較高，基于特定環(huán)境條件篩選的MICP功能微生物及其應(yīng)用研究尤為重要。但目前關(guān)于該區(qū)域MICP功能微生物的篩選及其針對不同地形不同粒徑尾礦治理功效的研究甚少。本研究利用從干旱半干旱區(qū)域?qū)幭闹行l(wèi)市香山北坡腰峴子溝內(nèi)礦區(qū)周邊尾礦土壤分離得到的1株具有MICP功能的紡錘形賴氨酸芽孢桿菌()，通過對比MICP修復(fù)前后重金屬元素含量、pH、電導(dǎo)率及酶活性等基礎(chǔ)理化性質(zhì)的變化，評估MICP技術(shù)固化重金屬的性能及菌劑用量，探索出一條利用微生物誘導(dǎo)碳酸鈣沉淀技術(shù)在干旱半干旱區(qū)域內(nèi)提高該技術(shù)修復(fù)重金屬污染效果的可靠途徑，為干旱半干旱區(qū)尾礦渣MICP修復(fù)工程提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗區(qū)位于寧夏回族自治區(qū)中衛(wèi)市香山北坡腰峴子溝內(nèi)，氣候類型為大陸性干旱氣候，夏季炎熱、冬季寒冷，年最高氣溫35 ℃，最低氣溫-25 ℃，年平均氣溫8.5 ℃，年平均降水量48 mm，降水多集中在6—8月，降雨強度多為5 mm以下，監(jiān)測2年內(nèi)，單次最大降水量為14 mm。該區(qū)域強風(fēng)頻發(fā)，風(fēng)沙大且持續(xù)時間長，最大風(fēng)速可達(dá)21 m/s，地表侵蝕嚴(yán)重，土壤貧瘠缺水結(jié)構(gòu)差。尾礦堆依山而建，占據(jù)4條沖溝，尾礦砂順山頂直接倒入，未做防滲透處理，裸露堆積。礦區(qū)周邊的自然植被為草原化荒漠，以紅砂()、荒漠錦雞兒()、短花針茅()等為建群種，植被覆蓋在10%～30%，生物多樣性較低。野生大中型動物比較稀少，礦區(qū)周圍人畜活動較多，礦區(qū)周邊數(shù)公里范圍內(nèi)有移民點，居住人口上百戶，耕地面積較大，礦區(qū)周邊的農(nóng)作物主要有馬鈴薯()、玉米()和大棗()等。

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗設(shè)計 試驗所使用的尾礦渣樣品采集于寧夏回族自治區(qū)中衛(wèi)市香山北坡腰峴子溝內(nèi)的銅尾礦。4條沖溝的坡頂、坡中、坡底各布設(shè)3個采樣點，并用GPS對采樣點進(jìn)行精確定位。將坡頂、坡中、坡底3個采樣點采集的尾礦渣各自混合均勻，裝入采樣袋，貼好標(biāo)簽，帶回實驗室備用。MICP固化尾礦渣試驗于2020年11月在寧夏大學(xué)農(nóng)科試驗基地進(jìn)行，試驗前將從研究區(qū)采集的尾礦渣過5，15 mm的干篩，篩后的尾礦渣記為細(xì)顆粒K1(<5 mm)、K2中顆粒(5～15 mm)、K3粗顆粒(>15 mm)。將篩分好的尾礦渣置于121 ℃的高壓滅菌鍋中滅菌30 min后備用。

1.2.2 MICP試驗的菌液和反應(yīng)液制備 MICP試驗所用的細(xì)菌為尾礦區(qū)中分離提取的紡錘形賴氨酸芽孢桿菌()。該菌屬好氧或兼性厭氧異養(yǎng)菌，細(xì)胞呈直桿狀，常以成對或鏈狀排列。對環(huán)境的適應(yīng)能力強。該菌篩選自然土體內(nèi)部，對環(huán)境沒有危害，代謝產(chǎn)生大量脲酶，使土壤肥力提高，土壤環(huán)境改善。

試驗所用的培養(yǎng)基為LB培養(yǎng)基，液體培養(yǎng)基的配方為18 g營養(yǎng)牛肉湯、1 L蒸餾水，調(diào)節(jié)pH至7.2～7.4，固體培養(yǎng)基在液體培養(yǎng)基的基礎(chǔ)上加入15 g瓊脂。將LB培養(yǎng)基置于高壓滅菌鍋內(nèi)，120 ℃高溫滅菌30 min。分離提取的菌種是以真空冷凍菌的形式保存，需要在實驗室內(nèi)進(jìn)行活化和恢復(fù)培養(yǎng)。采用紫外可見分光光度計測定其吸光度OD 600值為2.02。

MICP試驗中反應(yīng)液為尿素和氯化鈣的混合液，微生物生長的氮源由尿素提供，試驗需要的鈣源由氯化鈣提供。按照體積比1∶1進(jìn)行配制得到反應(yīng)液。配制好的反應(yīng)液中尿素和氯化鈣的濃度均采用1 mol/L。

對于任何工作來說，合格的管理方法都是保證其工作順利進(jìn)行以及提高其工作效率的重要因素。對于企業(yè)中的資本成本決策工作來說也是如此，合格的管理方法是造價工作質(zhì)量的保證，更是企業(yè)質(zhì)量的保證。但是，根據(jù)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，我國部分企業(yè)的資本成本決策工作中，存在著較嚴(yán)重的管理不合格的現(xiàn)象。首先是對于成本管理的進(jìn)行，上級領(lǐng)導(dǎo)未制定嚴(yán)格的資本成本決策工作進(jìn)程，導(dǎo)致資本成本工作的進(jìn)行較紊亂；其次是對于資本成本決策工作的監(jiān)督，企業(yè)未安排專業(yè)的人員對資本成本決策工作的進(jìn)度及質(zhì)量進(jìn)行監(jiān)督。這些問題都嚴(yán)重的影響了資本成本決策的效率。

1.2.3 MICP試驗過程 尾礦渣的MICP試驗采用分步灌注法：稱取已滅菌處理的不同粒徑的尾礦渣各6.5 kg置于酒精(75%)消毒后的長度為35 cm、寬為26 cm、高為3.5 cm的沙盤中進(jìn)行初次灌注，將1.2.2配制好的菌液和反應(yīng)液按照體積比1∶1混合均勻，進(jìn)行灌注，為了保證尾礦渣的固化效果，進(jìn)行3次灌注，在常溫下每次灌注時間間隔為15天，每次灌注的高度為3.5 cm。細(xì)顆粒每次灌注菌液和反應(yīng)液的總量分別為850，300，200 mL；中顆粒的用量分別為600，500，200 mL；粗顆粒的用量分別為600，300，200 mL。

1.3 測定方法

尾礦渣中Cu、Ni、Cr、Cd、Ag、Pb元素含量測定參考DZ/T 0279.3—2016區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查樣品分析方法第3部分，電感耦合等離子體質(zhì)譜法。As元素含量測定參考DZ/T 0279.13—2016區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查樣品分析方法第13部分，氫化物發(fā)生—原子熒光光譜法。Hg元素含量測定參考DZ/T 0279.17—2016區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查樣品分析方法第17部分，蒸氣發(fā)生—冷原子熒光光譜法。

尾礦渣pH的測定方法參考ISO 10390: 2005，稱取5 g尾礦渣樣品，加入25 mL去離子水(5∶1)，用pH計測定。尾礦渣電導(dǎo)率測定方法參考國家標(biāo)準(zhǔn)HJ 802—2016測定，稱取5 g尾礦渣樣品，加入25 mL去離子水(5∶1)，用電導(dǎo)率儀測定。尾礦渣中總碳、總氮采用元素分析儀測定(意大利DK，UDK140)、有機(jī)質(zhì)采用灼燒法、總磷含量的測定采用氫氧化鈉熔融—火焰光度計法測定，全鉀采用氫氧化鈉熔融—鉬銻抗比色法測定，全鹽量采用質(zhì)量法測定，脲酶活性采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法測定，蔗糖酶活性采用3，5—二硝基水楊酸比色法測定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀測定法測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

本研究涉及6個處理，每個處理5個重復(fù)，共計30樣品。對照(CK)有細(xì)顆粒尾礦渣(K1<5 mm)、中顆粒尾礦渣(5 mm15 mm)，試驗組(MICP)是在對照的基礎(chǔ)上進(jìn)行MICP處理。本研究所有試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2010軟件進(jìn)行初步整理。尾礦渣中重金屬元素含量、養(yǎng)分含量和土壤酶含量數(shù)據(jù)采用IBM SPSS Statistics 25進(jìn)行雙因素分析，利用Origin 2018制圖。利用R 4.0.3中繪制重金屬間、重金屬—養(yǎng)分含量—土壤酶的Pearson相關(guān)性熱力圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 MICP對不同粒徑尾礦渣重金屬含量的影響

由圖1可知，MICP修復(fù)前后研究區(qū)不同粒級尾礦渣中除重金屬Ni元素含量低于寧夏回族自治區(qū)土壤背景值(36.6 mg/kg)外，其余元素Cr、Cd、Pb、Cu、As、Hg均超過寧夏回族自治區(qū)土壤背景值(60，0.112，20.6，22.1，11.9，0.021 mg/kg)。MICP處理前K1、K2、K3粒徑的尾礦渣中Cd、Pb、As含量無顯著差異(>0.05)。Cd元素含量為K3>K2>K1，在K3中Cd含量為0.61 mg/kg。Pb元素含量為K2>K3>K1，在K2中Pb含量為45.1 mg/kg。As元素含量在K3中最多，為95.4 mg/kg。Ag元素含量K2>K1>K3(<0.05)，在K2中Ag含量為0.99 mg/kg，在K3中Ag含量為0.44 mg/kg。Hg元素在K3粒徑的尾礦渣含量最少(<0.05)，Hg元素含量K1>K2>K3，依次分別為0.55，0.38，0.24 mg/kg。Cr、Ni在K1、K2、K3粒徑的尾礦渣中差異顯著(<0.05)，Cr元素在K2中含量最多，為348.5 mg/kg。Ni元素的含量在K2中最多，為17.7 mg/kg。不同粒徑的尾礦渣中Cu元素為K2>K3>K1(<0.05)，K3中Cu元素含量為748.47 mg/kg。

注：K1為細(xì)顆粒礦渣<5 mm；K2為中顆粒礦渣5～15 mm；K3為粗顆粒礦渣>15 mm；不同小寫字母表示不同粒徑在有無MICP處理下的差異顯著(p<0.05)；不同大寫字母表示同一粒徑在有無MICP處理下的差異顯著(p<0.05)。虛線表示寧夏回族自治區(qū)土壤背景值。下同。

MICP處理下Cr元素含量為K2>K3>K1(<0.05)，K1中Cr元素含量為296.2 mg/kg。Hg、As、Cu元素在K1中差異顯著(<0.05)。Hg元素在MICP處理下K1>K3>K2，K1中含量為0.6 mg/kg。As元素在K1中含量分別為81.1 mg/kg。Cu元素在K3中含量最多，為738.5 mg/kg。Pb元素含量為K2>K1>K3，Ni元素含量為K1>K2>K3。MICP處理前后，K1粒徑的尾礦渣中As元素比處理前顯著減少14.3 mg/kg(<0.05)；K2粒徑的尾礦渣中Hg元素含量比處理前顯著降低23%(<0.05)，Cr、Cd、Cu、Ni、Ag元素含量差異不顯著(>0.05)，但均呈現(xiàn)降低趨勢，分別比MICP處理前降低15%，2%，9%，16%，20%。K3粒徑尾礦中，Ag元素比處理前顯著升高(<0.05)。K3粒徑尾礦渣中Cr、Cd、Pb、Cu的含量經(jīng)過MICP處理后，分別降低6%，12%，22%，3%。

2.2 MICP對不同粒徑尾礦渣理化性質(zhì)的影響

由圖2可知，MICP處理前K1、K2、K3粒徑的尾礦渣中全鉀、全氮、全鹽量、pH和電導(dǎo)率的含量無顯著差異(>0.05)，K1粒徑的尾礦渣中全鉀、全氮、全鹽量、pH和電導(dǎo)率的含量分別為3.52，0.90，22.90 g/kg和9.25，2 585.2 uS/cm；K2粒徑的尾礦渣中全鉀、全氮、全鹽量、pH和電導(dǎo)率的含量分別2.52，0.78，22.18 g/kg和9.12，2 462.8 uS/cm；K3粒徑的尾礦渣中全鉀、全氮、全鹽量、pH和電導(dǎo)率的含量分別為2.66,，0.68，22.86 g/kg和9.30，2 624.0 uS/cm。有機(jī)質(zhì)在K2中含量最多(<0.05)，為0.016 3 g/kg，全磷在K3中含量最高(<0.05)，含量為0.31 g/kg。MICP處理下K1、K2、K3的尾礦渣中全氮、全鹽量、pH和電導(dǎo)率無顯著差異(>0.05)，全碳含量為K3>K2>K1(<0.05)，K3中全碳含量為15.3 g/kg。全鉀的在K1中含量最多(<0.05)，為1.92 g/kg。

圖2 MICP對不同粒徑尾礦渣理化性質(zhì)的影響

MICP處理前后，尾礦渣中全氮、電導(dǎo)率的含量顯著升高(<0.05)，pH顯著下降(<0.05)。K1粒徑的尾礦渣中全氮和電導(dǎo)率的含量較MICP處理前分別增加75%，37%，pH降低5%；K2粒徑的尾礦渣中全氮、電導(dǎo)率、全碳的含量比MICP處理前分別增加70%，39%，39%，pH降低4%；K3粒徑的尾礦渣中全氮和電導(dǎo)率的含量比MICP處理前分別增加74%，26%，pH降低5%。在K2粒徑的尾礦渣中全碳的含量在MICP處理后顯著增加39%(<0.05)，全鉀的含量在K1粒徑的尾礦渣中較MICP處理前顯著增加33%(<0.05)。

2.3 MICP技術(shù)對尾礦渣生物學(xué)參數(shù)和酶活性的影響

表1 MICP技術(shù)對尾礦渣生物學(xué)參數(shù)和酶活性的影響

MICP處理下不同粒徑的尾礦渣中脲酶活力、土壤微生物碳、微生物氮、蔗糖酶的含量沒有顯著差異(>0.05)。脲酶含量為K3>K1>K2，微生物碳含量為K1>K2>K3，微生物氮的含量K2>K3>K1，過氧化氫酶的含量在K3中最少(<0.05)，為2.48 μmol/(d·g)。MICP處理下K1、K2、K3粒徑的尾礦渣中脲酶活力、土壤微生物碳、微生物氮、過氧化氫酶、蔗糖酶的含量比處理前均顯著增加(<0.05)。K1粒徑尾礦渣中分別增加33%，15%，4%，10%，6%，K2中分別增加26%，9%，3%，6%，6%，K3中分別增加27%，3%，7%，9%，6%。

2.4 MICP修復(fù)前后尾礦渣重金屬間的相關(guān)性

由圖3可知，MICP處理前，Cu與Cr、Ag與Ni間呈顯著正相關(guān)(<0.01)，Hg與Cu、Ni與Pb呈顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.81，-0.84，-0.08，-0.37。As與Cu顯著正相關(guān)；Hg與Cr、Ag與Pb呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)。MICP處理下，Ni與Pb、As與Cu呈顯著正相關(guān)，相關(guān)性系數(shù)分別為0.67，0.91，Hg與Cr、As與Ni呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)，相關(guān)系數(shù)為-0.52，-0.54。Cu與Cr、Ni與Cd、As與Cr呈顯著正相關(guān)，As與Pb、Hg與Cu呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)。經(jīng)MICP處理后，Ni與Pb、As與Cu呈極顯著正相關(guān)，修復(fù)前后各金屬間相關(guān)性變化顯著，Ni與Pb在處理前后由負(fù)相關(guān)變?yōu)檎嚓P(guān)，同時各金屬間相關(guān)性在處理前后強弱又發(fā)生顯著變化，Cu與Cr在處理前后，由顯著正相關(guān)轉(zhuǎn)變?yōu)闃O顯著正相關(guān)；Ni與Cu由沒有相關(guān)性轉(zhuǎn)變?yōu)槌蕵O顯著負(fù)相關(guān)。

注：*表示p<0.05；**表示p<0.01。下同。

2.5 MICP修復(fù)前后重金屬和理化性質(zhì)之間的相關(guān)性

由圖4可知，在MICP處理前，全氮和Hg呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，相關(guān)系數(shù)為0.77，全碳和Cu、As呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.68，0.50，全鉀和Hg呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.89，URE和Cr、Cu及CAT與Cd呈顯著正相關(guān)，電導(dǎo)率和Pb及全氮與Cr、Cu、As呈顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.58，-0.56，-0.59，-0.31，全鉀和Cr、Cd、Cu呈顯著負(fù)相關(guān)，蔗糖酶和As(-0.76)、脲酶和Hg呈顯著負(fù)相關(guān)(-0.77)。全鉀和Ni、全磷和Hg、有機(jī)質(zhì)和Ni及Ag呈顯著正相關(guān)(<0.05)，pH和Ni、電導(dǎo)率和Hg、全碳和Ni、過氧化氫酶和Cr等呈顯著負(fù)相關(guān)。在MICP處理下，尾礦渣重金屬和理化性質(zhì)間的相關(guān)性發(fā)生顯著的變化。pH和Cr、過氧化氫酶和Ag呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，相關(guān)系數(shù)分別為0.59，0.63，有機(jī)質(zhì)和Hg為顯著正相關(guān)，脲酶和Pb、Ni為顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.75，-0.54，有機(jī)質(zhì)和Cr、Cu等為顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.62，-0.65；pH和Pb呈顯著正相關(guān)(<0.05)；全磷在MICP處理后和Cr、Cu等為正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.61，0.73。

圖4 MICP修復(fù)前后重金屬和理化性質(zhì)之間的相關(guān)性

3 討 論

3.1 MICP對不同粒徑尾礦渣重金屬含量的影響

3.2 MICP對不同粒徑尾礦渣養(yǎng)分含量的影響

土壤pH對重金屬的影響十分重要，土壤pH表現(xiàn)為酸性時，土壤中重金屬元素含量增加，遷移性增強，土壤中固定的重金屬更易釋放出來。本研究顯示，pH、全鹽量在MICP處理后顯著降低(<0.05)，電導(dǎo)率、全碳、全氮、全磷含量顯著升高(<0.05)，可能是微生物在礦化的過程中產(chǎn)生了CO，導(dǎo)致土壤環(huán)境pH變低。但整體上看尾礦渣pH>7，偏堿性，重金屬的可溶性和可移動性在堿性的環(huán)境條件下降低，有利于重金屬的穩(wěn)定化。土壤溶液傳導(dǎo)電流的能力和重金屬離子濃度的間接測量一般用電導(dǎo)率表示。氯化鈣和尿素的加入使得尾礦渣中各種鹽離子的濃度增加，所以MICP處理后尾礦渣的電導(dǎo)率顯著上升(<0.05)，K1、K2、K3中電導(dǎo)率分別升高37%，39%，26%，土壤電導(dǎo)率升高表明土壤鹽分含量升高而土壤鹽分含量過高或者過低均影響植物的生長發(fā)育，因此在進(jìn)行MICP修復(fù)過程中應(yīng)嚴(yán)格控制含鹽量。與MICP處理前相比，經(jīng)過MICP處理后尾礦渣中的全氮、全碳、全鉀含量顯著升高(<0.05)，全氮在K1中升高75%，全碳在K2中升高39%，全鉀在K1中升高33%，MICP處理后全鹽量顯著降低(<0.05)，K3降低61%。主要原因是MICP處理過程中，尿素和氯化鈣的添加改變尾礦渣的養(yǎng)分含量，讓更多的營養(yǎng)元素添加進(jìn)尾礦渣，使尾礦渣營養(yǎng)狀況得到較好的改善；在MICP處理的過程中，添加的微生物菌劑，可產(chǎn)生糖類物質(zhì)及改善土壤團(tuán)粒結(jié)構(gòu)、物理性質(zhì)和顆粒損失等。表明基于環(huán)境特定菌種MICP技術(shù)能夠改善尾礦土養(yǎng)分含量，促進(jìn)尾礦渣向土壤的轉(zhuǎn)變，有利于尾礦區(qū)生態(tài)環(huán)境修復(fù)。

3.3 MICP技術(shù)對尾礦渣酶活性的影響

土壤酶作為土壤組分中最活躍的有機(jī)組成部分之一，是作為評價土壤肥力高低、生態(tài)環(huán)境質(zhì)量優(yōu)劣的一個重要生化指標(biāo)。脫氫酶可以衡量土壤中Cr、Cd、Cu、Pb和Zn等重金屬污染指標(biāo)，水解類酶，一般可當(dāng)作As、Hg等重金屬污染的生物指示劑。有研究表明，重金屬含量是導(dǎo)致礦區(qū)土壤酶活性降低的主要因素。在MICP處理后，脲酶活性顯著升高(<0.05)，K1、K2、K3分別增加33%，26%，27%。過氧化氫酶的含量在K1、K2顯著升高(<0.05)，分別增加15%，9%。蔗糖酶的含量在K3中顯著增加7%。主要原因是在加入MICP之后，重金屬元素含量降低，而土壤酶的本質(zhì)是蛋白質(zhì)，少量的重金屬離子作為土壤酶的輔基，可以促進(jìn)土壤酶活性中心和催化底物間的配位的結(jié)合，土壤酶活性中心的專性結(jié)構(gòu)得以保持，酶活性增強。此外，也有研究表明，微生物菌劑通過改善土壤理化特性和微生物活性，從而影響土壤酶活性。本研究中在MICP技術(shù)處理后，尾礦渣養(yǎng)分含量顯著升高。微生物碳和微生物氮的含量可作為重金屬土壤污染的敏感指標(biāo)，本研究中微生物碳氮較MICP處理前都增加，K1增加0.5 μmol/(d·g)，K2增加0.4 μmol/(d·g)，K3增加0.8 μmol/(d·g)。在MICP處理前，該區(qū)域長期受到重金屬脅迫，隨著污染程度的增加，微生物碳氮呈下降趨勢，主要原因有：(1)高濃度的重金屬可使細(xì)胞的結(jié)構(gòu)和功能受到破壞，促使細(xì)胞死亡，抑制微生物活性從而使生物量降低；(2)由于重金屬的污染，土壤中微生物需要更多的能量來度過惡劣環(huán)境，進(jìn)而生物量的增加受到抑制；(3)在土壤重金屬的脅迫下，微生物將生長所需能量被維護(hù)細(xì)胞消耗。而在MICP處理后，微生物碳和氮增加，主要原因為該技術(shù)將重金屬以沉淀的形式固定，使重金屬的賦存價態(tài)發(fā)生改變，有效阻止其遷移和運動。有研究表明，土壤酶活性可反映土壤肥力的高低和土壤有機(jī)養(yǎng)分轉(zhuǎn)化情況，對土壤肥力的保持具有重要意義。本研究中，尾礦渣中酶含量在MICP處理過程中顯著升高，說明基于環(huán)境特定菌種的MICP技術(shù)不僅能有效快速阻斷重金屬擴(kuò)散風(fēng)險，同時能夠助力區(qū)域重金屬污染土體的養(yǎng)分恢復(fù)。

3.4 MICP修復(fù)前后尾礦渣重金屬間及重金屬和理化性質(zhì)間的相關(guān)性

推測土壤中不同重金屬來源途徑的相似性通常采用相關(guān)性分析，一般來說，金屬間的相關(guān)性越顯著，說明來源途徑越接近。為了解土壤重金屬的復(fù)合污染及其影響因素，研究土壤重金屬間及重金屬和理化性質(zhì)間的相關(guān)性就尤為重要，有助于充分了解土壤污染物的來源并為重金屬污染修復(fù)提供依據(jù)。本研究將MICP修復(fù)前后重金屬元素和尾礦渣養(yǎng)分含量進(jìn)行相關(guān)性分析，MICP處理前，Cu與Cr、Ag與Ni間呈顯著正相關(guān)(<0.05)，As與Cu呈顯著正相關(guān)，Hg與Cr、Ag與Pb呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)。MICP處理下，Ni與Pb、As與Cu呈極顯著正相關(guān)(<0.01)。重金屬與尾礦養(yǎng)分含量之間，在MICP處理前，TN與Hg、TC與Cr、TC與As、TC與Cu呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，MICP處理下，TN與Ni、TC與Cu呈極顯著正相關(guān)(<0.01)。表明在修復(fù)前尾礦渣中TN與元素Cr、Cu、As、Ag、Ni具有相同的來源，有機(jī)質(zhì)與Ni和Ag具有相同的來源，CAT和Cd具有相同來源，URE與Cr和Cu具有相同來源，在MICP修復(fù)后，EC與Pb和Ni、TC與Cr、Cu和As，TK與Pb和Ni，TP與Cr、Cu和As，有機(jī)質(zhì)與Ni、Pb和Cd，URE與Cu、Cr和As具有相同來源。由此可知，重金屬元素間是相互促進(jìn)、協(xié)同吸收，具有相似的遷移或轉(zhuǎn)化規(guī)律。說明隨著重金屬元素的增加，養(yǎng)分含量也會增加，是因為土壤中的一些理化因子和某些重金屬離子形成絡(luò)合化合物，重金屬元素的有效性、遷移能力和重金屬離子活性降低，最終導(dǎo)致土壤中重金屬含量增加。在MICP處理后重金屬元素和尾礦渣養(yǎng)分含量間多呈顯著負(fù)相關(guān)，可能是由于加入MICP后，土壤發(fā)生的氨化作用、消化作用和脫氨作用干擾重金屬的行為和活性，從而降低重金屬可用性，也可能是由于MICP在固化過程中改變各重金屬元素的賦存價態(tài)。

4 結(jié) 論

(1)研究區(qū)內(nèi)尾礦渣中重金屬含量除Ni外，其他重金屬含量均超過寧夏回族自治區(qū)土壤背景值。較MICP處理前，K1中As含量降低21%(<0.05)；K2中Hg、Ag含量分別降低23%，20%(<0.05)；K3中Pb含量降低22%(<0.05)。表明基于環(huán)境特定菌種的MICP技術(shù)可有效阻止干旱半干旱區(qū)域內(nèi)重金屬的遷移，降低重金屬元素對干旱半干旱區(qū)域內(nèi)重金屬污染。

(2)MICP修復(fù)后，不同粒徑尾礦渣pH、電導(dǎo)率變化顯著(<0.05)；K1中全氮升高75%；K2中全碳升高39%(<0.05)；各粒徑中全氮均升高(<0.05)。因此MICP去除污染土壤中重金屬元素的效率較高，長期使用該技術(shù)可改善土壤養(yǎng)分含量，促進(jìn)尾礦渣向土壤的轉(zhuǎn)變，有利于尾礦區(qū)生態(tài)環(huán)境修復(fù)。

(3)MICP修復(fù)后，K1、K2、K3粒徑的尾礦渣中脲酶的活力、土壤微生物碳、微生物氮、過氧化氫酶、蔗糖酶等的含量均升高。K1、K2、K3中脲酶活力升高33%，26%，27%。因此基于研究區(qū)生境菌-紡錘型賴氨酸芽孢桿菌()的MICP技術(shù)在阻斷重金屬擴(kuò)散風(fēng)險的同時能夠助力區(qū)域重金屬污染土體的養(yǎng)分恢復(fù)。

(4)MICP修復(fù)后，pH和Pb呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)；Pb和EC呈極顯著正相關(guān)(<0.01)，Cu、As和TC呈極顯著負(fù)相關(guān)(<0.01)。說明MICP可有效固化尾礦渣中重金屬元素，降低其遷移能力，最終使得尾礦渣中重金屬元素含量降低，養(yǎng)分含量及酶活性提高，尾礦渣肥力狀況得到改善。