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120.5mg/kg，锌含量88.45 mg/kg），矿化10天后铅与锌的浸出浓度比未处理土分别降低了44.81%与46.19%。Kang等[7]采用四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和Achal[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16s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。
本文通过原位激发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，得到的主要结论如下：
（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。
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