劉漢龍，肖鵬，肖楊，楚劍

(1.重慶大學 a.土木工程學院；b.山地城鎮(zhèn)建設與新技術教育部重點試驗室，重慶 400045；2. 南洋理工大學 土木與環(huán)境工程學院，新加坡 639798)

巖土工程是以土力學、巖石力學、地質力學等為基礎，解決包括地基與基礎、邊坡以及地下工程等巖土體工程問題的一門學科。作為巖土工程的研究對象，巖石和土體一直被認為是一種靜態(tài)、力學性質復雜、無生命的特殊材料，存在于自然界巖土中的微生物及其作用則長期被人們忽視。究其原因，一方面是因為與微生物活動相關的工程案例較少，另一方面是因為巖土工程師對土體中微生物的作用認識不足，因此，人們認為微生物對巖土體的工程特性影響微小，不足以用來解決實際工程中的問題。

自20世紀60年代以來，土壤學家、地質學家們開始注意到生物圈物質循環(huán)和轉移過程中的微生物代謝活動能直接參與環(huán)境中元素的氧化還原過程，改變地質特性，其作用甚至超過單純的物理化學作用，人們也開始重視地球表層微生物對地質環(huán)境的作用并對其開展深入研究。同時，近年來由于人類活動造成的溫室效應、土地污染等全球性環(huán)境問題變得日益嚴峻，世界各國紛紛大力倡導利用綠色天然、節(jié)能環(huán)保型材料，環(huán)境因素在土木工程建設中開始占據(jù)重要地位，并成為現(xiàn)代施工建設關注的重點。與傳統(tǒng)材料相比，生物材料能在巖土基質中表現(xiàn)出特有的自發(fā)性、重塑性及重生性等特點，被認為是環(huán)境友好、生態(tài)低碳的材料，因此，生物材料受到越來越多科學家的青睞。

作為巖土工程領域一個新的研究分支，微生物環(huán)境巖土已經發(fā)展了十多年，許多學者開展了相關研究。筆者對環(huán)境巖土工程領域幾種主要微生物種類、相關生物化學反應過程以及微生物作用機理進行了總結，并對微生物巖土技術在土體加固技術、巖土體抗?jié)B封堵技術、金屬污染土修復技術等方面的相關研究及應用進行了總結與評述，以推動微生物巖土領域更加全面深入的基礎研究，促進該技術在巖土工程中的推廣與應用。

1 微生物巖土技術

微生物巖土技術主要是指利用自然界廣泛存在的微生物，通過其自身的代謝功能與環(huán)境中其他物質發(fā)生一系列生物化學反應，吸收、轉化、清除或降解環(huán)境中的某些物質，通過生物過程誘導形成碳酸鹽、硫酸鹽等礦物沉淀，從而改善土體的物理力學及工程性質，達到環(huán)境凈化、土壤修復、地基處理等目的。其作用方式主要依靠的反應類型包括氧化還原、基團轉移、水解以及酯化、縮合、氨化、乙?；萚1-2]。

1.1 脲酶菌的反應機理

CO(NH2)2+2H2O→H2CO3+2NH3

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研究者普遍認為,脲酶菌主要起兩個作用：1)為碳酸鹽的沉積結晶提供成核點；2)代謝活動緩慢釋放高效脲酶水解尿素，從而提高環(huán)境pH值[5-6]，其MICP沉淀示意圖如圖1(a)所示。然而，近來有學者就脲酶菌的第一個作用提出不同觀點，Zhang等[7]通過微觀試驗,觀測到碳酸鈣并非圍繞細菌生長，并認為反應過程中碳酸鈣首先在溶液中生成，然后,細菌向碳酸鈣結晶靠攏并被吸附在晶體表面(如圖1(b)所示)。因此，脲酶水解誘導碳酸鈣沉淀過程的機理仍需進一步研究。

圖1 微生物誘導碳酸鈣沉淀示意圖Fig1. Schematic diagram of microbial induced

1.2 反硝化菌的反應機理

反硝化細菌是一種典型的兼性厭氧菌，在缺氧環(huán)境下,反硝化細菌能促使硝酸根接受電子,還原成氮氣，同時消耗環(huán)境中的氫離子,生成二氧化碳，從而提高環(huán)境堿度；在堿性條件下，溶液中的碳酸氫根與鈣離子(金屬離子)結合生成沉淀。Karatas[8]、Van Paassen等[9]采用革蘭氏陰性、兼性厭氧菌(Pseudomonasdenitrificant)在液體培養(yǎng)基、瓊脂平板和砂柱等不同條件下的反硝化作用誘導生成碳酸鈣沉淀試驗，驗證了利用反硝化菌進行MICP的可行性；Eran等[10]對不同反硝化菌進行分離、篩選發(fā)現(xiàn)，D.nitroreducens菌和P.aeruginosa菌具有更好的生長活性和環(huán)境耐受性，更有利于反硝化作用的發(fā)生。反硝化菌誘導碳酸鹽(碳酸鈣)結晶的反應方程式如式(6)～式(8)所示。

4N2+14H2O

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由于反硝化作用具有較高負值的標準吉布斯自由能，因此，在缺氧環(huán)境下，微生物的反硝化作用較其他微生物過程起主導作用，并從硝酸鹽和有機營養(yǎng)物中獲得能量，其他微生物過程會受到抑制[11]。

1.3 硫酸鹽還原菌的反應機理

硫酸鹽還原菌能利用硫酸鹽作為電子受體，在有足夠有機質的缺氧環(huán)境下,將硫酸根還原為硫化氫，同時生成碳酸氫根，碳酸氫根與金屬離子(鈣離子)結合形成碳酸鹽沉淀，同時，硫酸鹽還原細菌還原硫酸鹽的過程中,造成周圍水體環(huán)境pH值上升，進一步影響碳酸鹽的飽和系數(shù)，誘導碳酸鹽沉淀產生[12]。即便對于代謝不活躍的硫酸鹽還原菌，也能通過多相成核點誘導碳酸鹽沉淀[13]。硫酸鹽還原菌在白云石的沉淀研究中也起到了先鋒作用[14]。生成的硫化物沉淀可以膠結土顆粒，提高土壤抗剪強度。常見的硫酸鹽還原菌包括D.desulfuricans,D.vulgaris等[15]。硫酸鹽還原菌反應過程的主要化學方程式如式(9)～式(10)所示。

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1.4 鐵鹽還原菌的反應機理

鐵鹽還原菌的礦化作用過程主要是將不溶于水的三價鐵還原為可溶性二價鐵離子，同時，生成的亞鐵離子不穩(wěn)定，易發(fā)生氧化反應,生成不溶性三價鐵氫氧化物或者鐵鹽產物，并在土顆粒間形成具有粘結力的填充物質，封堵土壤孔隙，增強土壤強度[16-17]。Shewanellaputefaciens是常見的鐵鹽還原菌。鐵白云石的形成主要就是鐵還原菌的反應過程，以氫氧化鐵為例，其化學反應方程式為[18]

7OH-+3H2O

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1.5 其他微生物反應

水環(huán)境中常見的海藻、藍藻等微生物可通過光合作用引起碳酸鹽沉積[19]。這類產氧光合微生物的新陳代謝活動可將水中的碳酸氫根(HCO3-)進行同化作用生成碳酸根(CO32-)，致使環(huán)境pH值提高；當溶液中存在鈣離子等金屬離子時，就會產生碳酸鹽沉淀[20]。另外，如產甲烷菌等其他菌類也能誘導生成沉淀，改善土體特性[21]；還有如克雷伯氏桿菌Klebsiellaoxytaca[22]、粘球菌Slime-formingbacteria[23]、熒光假單胞菌Pseudomonasaeruginosa[24]等微生物能產生大量多糖類胞外聚合物，并與細胞組成生物膜，生物膜雖非礦物沉淀，但能改變土體蠕變量，降低滲透系數(shù)等，并引起土工織物排水系統(tǒng)淤堵，因此，對土體的工程性質也有較大影響[22,25-26]。

2 微生物巖土加固技術研究

微生物巖土加固技術主要是利用土體原位微生物或者土體中添加環(huán)境友好的特定微生物菌落以及指定的添加劑，利用微生物菌落群體新陳代謝作用的產物以及生物化學反應的生成物，在土體表面及顆粒間形成膠結物質，以提高巖土體的強度和剛度等力學特性。其中，膠結沉淀可能包括含鈣、鎂、鐵、錳、鋁等的化合物。微生物加固技術未來可能應用于提高地基、邊坡、大壩等的強度和穩(wěn)定性，地下管道的開挖支護，土工構筑物抗侵蝕，砂土抗液化性能改善以及防塵固沙等方面。

2.1 地基加固處理

2001年，Dutch報社報道了利用細菌加固砂土修復紀念碑[27]，并由此開始了利用微生物進行巖土加固的研究。2004年,Deltares、Volker Wessels、荷蘭代爾夫特理工大學以及莫道克大學展開合作，率先利用基于脲酶菌的微生物技術，開始了生物灌漿研究。近十年來，研究人員已經開展了大量室內試驗研究，并通過無側限抗壓試驗、彎曲元試驗等技術判別加固效果。圖2為不同研究團隊得到的微生物加固砂土無側限抗壓強度和剪切波速與碳酸鈣含量的關系[28-40]。

圖2 不同研究團隊的研究成果Fig.2 Research results from different research

Liu等[41]通過無側限抗壓試驗、巴西劈裂、三軸試驗等，系統(tǒng)地分析了MICP加固砂土的強度特性，發(fā)現(xiàn)加固后砂土的黏聚力隨加固因子的增加成指數(shù)增長；并基于莫爾庫侖破壞準則提出了未加固鈣質砂以及MICP加固鈣質砂的統(tǒng)一強度理論。

一些團隊針對微生物加固的大型模型試驗及應用也開展了相關研究。Van Paassen等[27,30]于2008年搭建了100 m3的砂土試驗地基場地，并在場地內間隔5 m處預埋兩列管道，分別作為注漿管和出漿管(如圖3(a)所示)。加固試驗步驟：首先,通過3個注漿管灌注5 m3菌液，使其與土體充分接觸；然后,將5 m3細菌固定液(0.05 mol/L CaCl2)以同樣的方式灌注進場地；在隨后的16天里將96 m3的反應液(1 mol/L CaCl2+Urea)分10次以1 m3/h的流速分別灌注進場地；整個灌漿過程保持0.3 m/m的恒定水力梯度。灌漿加固完成后，進行了一系列檢測試驗，試驗結果表明，細菌可以在砂土地基里傳輸5 m以上的距離，且仍保持一定脲酶活性誘導礦化作用[42]；加固后剪切波速從100 m/s增加到最大400 m/s；靜力觸探在井口處最大可達5 MPa；無側限強度最大達12.6 MPa。試驗數(shù)據(jù)表明，經過MICP處理后，地基強度顯著提高，但由于灌漿采用一側灌漿一側抽漿的方式，導致整個加固場地的不均勻性較明顯：靠近注漿口生成的碳酸鈣含量較多，最高達到23.5%；隨著距離增大，到出漿口的碳酸鈣含量明顯降低，僅為3.7%～5.6%。加固試驗完成后，進行沖刷試驗，結果發(fā)現(xiàn)，場地內剩余約40 m3可見硬化地基，整個加固反應過程反應液的利用率為50%。

圖3 100 m3地基加固場地Fig.3 100 m3 foundation reinforcement

Visser和Smit Hanab在2008年開展了3 m3的礫石MICP加固，并進行鉆孔試驗(HHD)，證明了微生物加固的礫石同樣具有足夠的穩(wěn)定性；在隨后的2010年，該團隊進一步開展了礫石場地的現(xiàn)場加固試驗研究，如圖4所示。試驗過程為：首先，在水平鉆孔規(guī)劃線附近1 000 m3的場地內設置灌漿井口、出漿井口和監(jiān)測井口，并按照先灌注200 m3稀釋菌液，然后再灌注300～600 m3反應液的順序進行施工。灌漿過程中，持續(xù)從出漿口抽出地下水，直到廢液中的電導率和銨離子濃度恢復初始值。灌漿結束后，場地整體強度明顯提高，土體具有足夠的強度和穩(wěn)定性，隨后，也成功進行了水平鉆孔和管道的布設安裝。

圖4 礫石穩(wěn)定性試驗及現(xiàn)場應用[43-44]Fig.4 Gravel stability test and field

Burbank等[45]利用富集培養(yǎng)基刺激原位場地的特定細菌，快速生長成為優(yōu)勢菌落，利用環(huán)形滲透計，分9次灌入加固液進行現(xiàn)場地基加固處理，加固完成后，通過碳酸鈣含量測試發(fā)現(xiàn)，從地表到地下0.9 m處的碳酸鈣含量在1%左右，1～2 m深度范圍碳酸鈣含量為1.8%～2.4%，同時，CPT試驗表明，在1～1.3 m間錐尖貫入阻力是未加固的2～3倍，如圖5所示。試驗結果同時表明，碳酸鈣在1%左右時，對土壤力學性能改變不大，CPT試驗無法檢測出來。

圖5 錐尖阻力與碳酸鈣含量隨處理深度關系變化曲線[45]Fig.5 Cone tip resistance and calcium carbonate

2.2 抗液化處理

MICP技術不僅可以用于地基加固，也可以用于場地抗液化處理[46]，近年來，也得到一些學者的關注，但相關問題還處于室內試驗研究階段。

Burbank等[47]通過循環(huán)三軸試驗，驗證了經過MICP處理后的石英砂動強度明顯提高。肖鵬等[48-49]通過一系列試驗，研究了不同MICP處理程度、有效圍壓、相對密實度、動剪應力比等因素對砂土抗液化性能的影響。試驗發(fā)現(xiàn)，MICP處理后將改變松砂的液化機理，隨著加固程度的提高，試樣從流滑破壞逐漸變?yōu)檠h(huán)活動，如圖6所示。通過SEM分析，發(fā)現(xiàn)顆粒表面和顆粒間生成的碳酸鈣結晶改變了砂土的表面特性，使得粘聚力和摩擦力都有一定改變[41]，同時，生成的膠結物抑制了砂土大應變的發(fā)生?？傮w而言，加固后的砂土動力特性接近于密砂，但由于膠結作用的存在，MICP加固的抗液化效果比振沖密實更有效。Feng等[50]發(fā)現(xiàn)，對于相同碳酸鈣含量的砂土試樣，由于生成的碳酸鈣空間分布可能不均勻，剪切波速(Vs)越大的試樣，其抗液化能力越強。因此，用碳酸鈣含量值結合剪切波速值來衡量加固土體的力學性能更加合理。

圖6 MICP加固砂土循環(huán)三軸試驗[49]Fig.6 The dynamic triaxial test of MICP treated

Montoya等[51]利用離心振動臺對液化砂土自由場進行微生物加固試驗，發(fā)現(xiàn)經MICP處理后，場地內不同深度下的孔隙水壓力在不同地震強度下均不同程度減小，加固后場地的震后地表沉降明顯小于未加固松砂，但地表加速度較松砂有一定增強。同時，程曉輝等[52-53]利用小型振動臺和循環(huán)三軸進一步論證了MICP能顯著提高模型地基的抗液化性能。Darby等[54]對碳酸鈣含量分別為0.8%、1.4%、2.2%的3組不同加固模型進行了80g的離心振動臺試驗，結果表明，經過MICP處理后，砂土的錐尖阻力從2 MPa分別提高到5、10、18 MPa，剪切波速從140 m/s分別提高到200、325、660 m/s，隨著膠結程度的提高，其抗液化能力也隨之提高，并最終不再液化，模型試樣的力學性能逐漸由土的性質變?yōu)閹r石的性質。

除此之外，利用微生物過程產生氣體來降低土體飽和度也是一種防治地基液化的手段。研究表明，對于飽和砂土，即便飽和度極少量降低，土體的抗液化性能也將會明顯提高[55-56]。不同的微生物作用能產生不同氣體[57]，相比于如二氧化碳、氫氣、甲烷等其他氣體，微生物作用生成的氮氣難溶于水，其化學性質穩(wěn)定、不易分解。因此，通過用氮氣減少飽和度來提高抗液化性能是一種很好的選擇。He等[58-59]利用微生物的反硝化作用產生生物氣泡開展了振動臺試驗，發(fā)現(xiàn)在加速度0.5 m/s2的情況下，未經過微生物處理的飽和松砂完全液化，其超孔隙水壓比接近1，地表發(fā)生明顯沉降，體變達到5%；經過不同程度微生物處理后，砂土的飽和度分別降低到95%～80%，其中，80%飽和度模型在加速度為0.5 m/s2的情況下，超孔隙水壓比僅為0.1，地表幾乎沒有沉降發(fā)生，體變小于0.2%。

2.3 防塵固沙處理

空氣中懸浮的塵土微粒嚴重影響環(huán)境質量和人類健康，研究表明，只要在砂土表面形成一層很薄的硬殼，即可有效控制環(huán)境塵土的飛揚和風沙土流動、風蝕[60-61]。近年來，許多研究人員嘗試利用微生物技術進行砂土表面固化處理，以緩解建筑、道路揚塵，改善城市空氣質量，通過沙漠土表面生物覆膜處理，解決風沙土流動、風蝕等問題。

Bang等[62-63]利用S.pasteurii細菌對地表砂土、粉土進行揚塵抑制試驗，設計了不同細菌濃度、不同環(huán)境溫度、不同濕度以及是否對土表面進行沖洗預處理等不同因素，針對級配良好的砂土進行表面微生物處理，成功地在砂土表面形成一層堅固硬殼層，并獲得碳酸鈣沉積和揚塵抑制的最優(yōu)配比，表明該技術可以用于砂土表面抗侵蝕。Naeimi等[64]進一步利用風洞試驗驗證了微生物處理砂土表面的抑制揚塵和抗風力侵蝕能力，并估算了生物抑塵劑的用量，發(fā)現(xiàn)與目前應用于道路、機場場地的傳統(tǒng)塵土抑制劑相比，生物抑塵劑所需的劑量更少[65]。為研究現(xiàn)場表面固砂的可行性、穩(wěn)定性以及植被可恢復性，Gomez等[66]在加拿大一礦區(qū)附近開展了微生物表面固化現(xiàn)場試驗，如圖7所示。試驗區(qū)包括4塊不同MICP反應液濃度的加固區(qū)域(如圖7(a))，每塊面積2.4 m×4.9 m，設計處理深度為0.3 m。表面處理結束后，動力觸探試驗發(fā)現(xiàn)，場地貫入阻力明顯提高，結殼厚度在0.64～2.5 cm之間(如圖7(b))。結殼表面碳酸鈣含量為2.1%左右，生成的碳酸鈣隨著深度增加而降低，在深度10 cm左右僅為0.5%。隨后又進行了長期標準貫入試驗，以檢測加固區(qū)域的耐久性(如圖7(c))。試驗發(fā)現(xiàn)，第64天時場地強度沒有明顯退化現(xiàn)象；然而，經歷一個寒冬，在試驗第318天后再檢測，發(fā)現(xiàn)加固場地強度有一定退化現(xiàn)象。

圖7 微生物表層固沙處理現(xiàn)場試驗[66]Fig.7 The field application of sand suface

李馳等[67]在中國內蒙古烏蘭布和沙漠地區(qū)進行了原位微生物礦化覆膜現(xiàn)場試驗?，F(xiàn)場處理面積為3.3 m×1.65 m，觀察深度為0.3 m。試驗分別選用巴氏芽孢桿菌和葡萄球菌作為菌液，將菌液和反應液按1∶2.5的比例以每天43.5 L細菌、108.75 L反應液(0.5 mol/L，CaCl2∶Urea =1∶1)按照交替噴灑的方式進行現(xiàn)場表面噴灑覆膜，處理過程持續(xù)4 d。覆膜試驗結束后，利用微型貫入裝置對加固區(qū)域進行了總計210 d的貫入試驗，同時測定了覆膜內的碳酸鈣含量。礦化試驗第7天檢測發(fā)現(xiàn)，兩塊試驗區(qū)域覆膜平均厚度均為2～2.5 cm左右，碳酸鈣含量14%左右；礦化210 d，葡萄球菌處理表面覆膜厚度降低約0.2 cm，碳酸鈣含量降低1%，巴氏芽孢桿菌處理表面覆膜厚度降低約1.5 cm，碳酸鈣含量降低約4%。表面覆膜后在貫入深度2 cm時，貫入阻力從2 N提高到24.3 N和20.3 N，且經過210 d后，貫入阻力仍能保持穩(wěn)定。試驗表明，沙漠原位葡萄球菌可以用于沙漠的表面覆膜處理，以此抑制沙漠風蝕。但需要注意的是，該試驗結果顯示，貫入強度的離散性較大，這可能受到沙漠環(huán)境的晝夜溫差變化以及冬春季節(jié)性變化較大的影響。Zhan等[68]利用膠質類芽孢桿菌(Paenibacillusmucilaginosus)的酶促作用，將CO2吸收、轉化并生產碳酸根離子，然后與環(huán)境中存在的鈣離子礦化反應，形成具有一定力學性能的方解石膠結層來抑制揚塵，并利用該技術開展了900 m2的現(xiàn)場應用。經過微生物處理之后，現(xiàn)場區(qū)域的固化平均厚度為13.2 mm，肖氏硬度為24.6度。在風速為12 m/s的抗風蝕試驗下，處理后土體的質量損失由原來的2 600 g/(m2·h)減小為30 g/(m2·h)；在雨水侵蝕試驗中，微生物處理后的土體質量損失由原來的750 g/(m2·h)減小為約60 g/(m2·h)，殘余肖氏硬度仍保持雨水侵蝕前的90%以上。同時，微生物礦化作用形成的方解石表層堅硬結構還可以提高土體的保濕性能，通過植物發(fā)芽生長試驗，確認了該技術具有良好的環(huán)境兼容性，微生物處理后更有利于土壤保水和植物生長。一系列檢測試驗表明，利用微生物進行表面處理的場地防塵效果十分顯著，同時，該技術綠色節(jié)能，經濟環(huán)保。

3 微生物巖土封堵技術研究

微生物巖土封堵技術主要利用微生物作用的代謝物及系列生物化學反應的生成物作為孔隙填充材料來降低滲透性。目前，主要的微生物封堵方式有兩種：一種是利用MICP作用形成碳酸鹽沉淀封堵，另一種是生物膜技術(biofilm)。生物膜技術主要通過激發(fā)微生物的新陳代謝，使其產生大量胞外聚合物(EPS)，EPS是一種柔軟、有延性、有彈性的有機黏滑固體，能促進更多細菌附著并形成一種生物膜[69-70]。在巖土材料生物膜修復過程中，由于孔隙處的流速最大，新添加的營養(yǎng)物持續(xù)在孔隙處供應，更容易形成較多EPS，從而降低孔隙率；與此同時，基底里還添加有一些金屬元素，與EPS一起絮凝成黏土塊，可以填充孔隙、降低滲透特性、并增加延展性。微生物封堵技術可以用于土體防滲處理、巖石裂隙修復以及排水管道抗侵蝕、防止土石壩發(fā)生管涌等方面。

3.1 土體防滲處理

大量研究表明，存在于土體中累積的細菌生物量、不溶性細菌黏液、不溶性多糖和低溶解度生物氣泡等可以降低土體的滲透性[16,71-72]；在氨氧化過程中，反硝化菌通過空氣中的CO2形成多聚糖，隨著細菌的聚集和累積，形成一層微生物粘液，也能進行土壤封堵[73-74]。Ivanov等[16]發(fā)現(xiàn)，在低濃度葡萄糖砂土環(huán)境中富集培養(yǎng)貧氧細菌產生多糖物質，可使砂土的滲透系數(shù)從10-4m/s降低到10-6m/s。Veenbergen等[75]利用微生物產生的生物粘液進行了生物封堵縮尺試驗，經過6 d處理后，土壤的抗?jié)B性能提高了5倍，隨著營養(yǎng)液的繼續(xù)添加，抗?jié)B性能最后提高到30倍；在停止灌注營養(yǎng)液3個月之后，抗?jié)B性能仍保持不變。Cheng等[76]采用碳酸鈣沉積技術，并結合海藻酸鈉與鈣離子反應，形成凝膠狀海藻酸鈣進行砂土防滲處理。試驗結果表明，處理后的砂土滲透性從5.0×10-4m/s降低到2.2×10-9m/s，防滲效果比單純MICP技術提高1～2個量級。

大量室內試驗已證明多種細菌種群可用于生物封堵，Blauw等[77]較早地將生物膜技術應用于奧地利多瑙河的一個黏土心墻堤壩滲漏修復，該堤壩黏土心墻長期滲漏，在進行混凝土-膨潤土墻處理后,仍然沒有解決滲漏問題。Blauw等利用原位微生物的生長，進行了為期23 d營養(yǎng)液灌注來降低心墻的孔隙進行堵漏。6周后發(fā)現(xiàn)滲透性開始下降，10～14周后發(fā)現(xiàn)，原來大壩的單位時間滲漏量明顯下降，從修復前每天17.33 m3減少到2.35 m3。5個月后再次檢測灌漿口的滲漏情況，發(fā)現(xiàn)其滲漏量只有處理前的0.1～0.2倍，表明生物膜技術在土工構筑物的修復中具有可行性。同時，工業(yè)界存在大量有機廢水，可以變廢為寶，作為許多發(fā)酵細菌和胞外多糖產生菌的有機營養(yǎng)源，為現(xiàn)場大規(guī)模微生物封堵應用提供原材料。

但需要說明的是，由于生物聚合物的可降解性、熱敏感性及較差的力學性能，其堵塞作用的耐久性不易保證，不足以滿足大部分土工結構的設計使用壽命，因此，該技術目前還無法大規(guī)模推廣。利用微生物礦化生成的無機物沉淀具有更好的穩(wěn)定性和力學性能，因此，此類生物封堵技術被認為更有潛力。其中，利用脲酶菌反應形成碳酸鈣沉淀來填充土體孔隙、降低流體流量、降低滲透系數(shù)為最主要的研究方向[5,78-79]。大量研究發(fā)現(xiàn)，對于土體材料，經過微生物處理生成的碳酸鈣含量與滲透系數(shù)存在一定的規(guī)律(如圖8所示)[28,31,33,39,80-82]。

圖8 滲透系數(shù)-碳酸鈣含量關系圖Fig.8 Relationship between the permeability and

Chu等[83]利用微生物技術，按照每平方米砂土表面使用2.1 kg氯化鈣來建造蓄水池，如圖9所示，經過MICP表面處理后，砂土的滲透性可以從10-4m/s降低到10-7m/s。隨后，在池底取樣進行四點抗彎試驗，發(fā)現(xiàn)抗彎強度為90～256 kPa，側壁和池底的無側限抗壓強度為215～932 kPa，均具有一定強度。

圖9 MICP修建臨時蓄水池[83]Fig.9 The construction of temporary reservior

劉璐等[84]通過向模型堤壩噴灑微生物細菌以及營養(yǎng)鹽進行加固，并對處理好的堤壩模型進行水槽試驗，如圖10所示。經過連續(xù)多天的沖刷后，除模型試樣兩側有少量細砂被水流帶出外，模型整體無侵蝕破壞現(xiàn)象發(fā)生。對MICP處理堤壩表層形成的外殼進行三軸滲透試驗，發(fā)現(xiàn)滲透系數(shù)從4×10m/s降低至7.2×10m/s。對堤壩表層的試樣進行強度測試，發(fā)現(xiàn)無側限抗壓強度可高達9 MPa。試樣中生成的碳酸鈣含量占試樣重量的18%左右。

圖10 微生物處理堤壩水槽試驗[84]Fig.10 The flume test of MICP treated model

談葉飛等[85]在安徽滁州大洼水庫黏性土堤防的3個區(qū)段開展了MICP防滲現(xiàn)場試驗，利用壩體內部測壓管對內部水頭進行監(jiān)測，同時監(jiān)測滲漏部位的滲漏量。結果表明，該技術能迅速將黏性土堤防壩段滲透系數(shù)降低2個數(shù)量級。Gao等[86]提出了基于MICP的防滲溝渠的施工工藝：首先利用注漿管工藝處理待修建溝渠場地，然后進行開挖，最后利用噴灑和浸泡技術處理溝渠表面。結果表明，該施工工藝能有效減小砂土表面滲透系數(shù)，滿足使用要求。

3.2 巖石裂隙修復

利用微生物技術在巖石裂隙修復方面的研究，目前，國際上已開展了不少原位試驗和現(xiàn)場應用。Cuthbert等[87]利用MICP修復地下深25 m、面積為4 m2的一段裂隙巖體，檢測發(fā)現(xiàn)MICP修復后滲透性顯著減低，且在環(huán)境地下水作用12周后，滲透性沒有明顯改變。Phillips等[88]開展了地下340.8 m的深部巖石裂隙修復現(xiàn)場試驗研究，對鉆井孔附近天然存在的水平裂隙進行修復，如圖11所示。在注漿修復過程中發(fā)現(xiàn)，由于表面封堵的形成，在恒定注漿壓力下注入量隨著時間的發(fā)展降低。經過修復處理后，灌漿流速從1.9 L/min降低到0.47 L/min；井口關閉下測定每5 min的壓力減小值，發(fā)現(xiàn)壓力變化值從修復前的30%降低到修復后的7%。結果表明，井口的完整性和密封性得到很好的提高，修復后的巖土裂縫再次發(fā)生開裂破壞需要比之前更大的壓力。在此處裂隙修復完成并投入使用一段時間后，超聲成像測井儀檢測發(fā)現(xiàn)，深度為310 m的區(qū)域出現(xiàn)了新的水泥性能退化現(xiàn)象，針對鉆井孔出現(xiàn)退化區(qū)域再次進行MICP灌漿修復，同樣取得了良好效果，修復后灌漿流速從0.29 m3/h降低到0.011 m3/h，超聲成像測井儀顯示，此處的固體含量明顯增多[89]。

圖11 深部巖體修復[88]Fig.11 The remediation of deep rock

Lambert等[90]在加拿大南安大略一處深井旁進行了石灰?guī)r裂隙的微生物修復處理，該巖石裂隙在地下約16 m深處，裂隙大小439～569 μm，通過21 d的營養(yǎng)液灌注，其滲漏明顯減小并成功隔絕地下污染水的泄露，52 d時檢測抗?jié)B效果提高一個量級，但210 d后再次檢測發(fā)現(xiàn)，抗?jié)B效果開始出現(xiàn)退化。

4 微生物金屬污染土修復技術研究

微生物金屬污染土修復技術主要利用微生物誘導碳酸鹽沉積的過程中，一些金屬離子和放射性元素會與碳酸根離子結合發(fā)生共沉淀，將這些金屬固定在其晶體結構中。該技術可用于固化污染土中的重金屬離子使其不再擴散[91]。不同研究者[92-98]從不同地區(qū)提煉出多種細菌，利用MICP技術實現(xiàn)了對Cu、Pb、Zn、Cd、Cr、Sr、As等多種不同重金屬污染土壤的穩(wěn)定化處理，重金屬去除率達到50%～99%，證明MICP可以在惡劣的自然條件下對重金屬污染土壤進行固化作用。另外，Ganesh等[99]還利用鐵鹽還原菌(Shewanellaalga)和硫酸鹽還原菌(Desulfovibriodesulfuricans)將六價鈾還原為四價鈾，然后將四價鈾沉淀形成瀝青鈾礦(UO2(S))從水溶液中移除。目前，利用MICP技術進行重金屬污染治理的研究仍主要集中在室內試驗階段，有報道的重金屬處理現(xiàn)場試驗研究僅有兩個：Fujita等[100]在華盛頓的一塊場地開展了90Sr污染治理試驗，試驗添加尿素和糖漿來促進場地土著脲酶菌的生長和重金屬的固化沉積，并利用注漿管道在相隔幾米的地方一邊注漿一邊抽取，循環(huán)處理，試驗結果表明，MICP技術是一種可以用于現(xiàn)場90Sr污染物處理的技術手段；許燕波等[101]在也開展了MICP去除重金屬離子的現(xiàn)場試驗研究，試驗選用革蘭氏陽性菌作為礦化菌種，對某廢棄鐵礦場進行處理，現(xiàn)場修復深度20 cm，面積1 000 m2，處理前污染土中As、Pb、Cd、Zn、Cu的交換態(tài)濃度分別為14.01、4.95、0.64、33.46、12.95 mg/kg，進行MICP現(xiàn)場噴灑處理的環(huán)境溫度為30 ℃、pH值為5.5、尿素用量12.65 kg、菌液用量160 L，修復后上述重金屬的交換態(tài)濃度分別減少為2.37、1.25、0.311、16.67、3.42 mg/kg,試驗表明，利用鹽礦化菌噴灑處理受重金屬污染土壤效果顯著，重金屬去除率最高達到83%，重金屬離子被作物吸收的風險明顯降低。以生物礦化為基礎，通過固結重金屬離子修復受重金屬污染土壤的微生物修復技術方法簡單、易于操作，能有效降低金屬離子對環(huán)境的危害，具有很好的應用前景。

5 結論與展望

對微生物巖土領域涉及的幾種主要微生物的生物化學反應過程及其作用機理進行了詳細介紹，并對已開展的相關研究及應用進行總結與評述，以促進對微生物巖土領域更全面深入的了解。微生物環(huán)境巖土作為巖土工程領域一個新的研究分支，在中國已經發(fā)展了十多年，除了文中提到的幾種微生物巖土應用，根據(jù)研究者的研究成果和設想[44]，微生物技術未來還會在巖土和建筑領域的更多方面實現(xiàn)應用，如二氧化碳的封存、沙漠綠化、填海造地、混凝土修復、古建筑修復等。與此同時，由于巖土工程的建設施工項目通常十分龐大，涉及到不同的場地條件、復雜的施工工藝，而微生物本身的生物化學反應又十分復雜，因此，微生物技術的應用必須針對不同的施工環(huán)境，選取不同的菌種，并識別、篩選、優(yōu)化細菌，以得到適合應用環(huán)境的最優(yōu)細菌及生物活性，滿足生態(tài)安全性及修復的可靠性。同時，細菌參與過程中的一系列副產物也需要特別關注和去除，如脲酶菌水解過程產生的銨根離子，反硝化過程中不完全反應產生的有毒亞硝酸鹽、一氧化二氮等中間產物等都可能導致環(huán)境污染等問題。雖然目前對微生物技術已開展較多研究，但在當前技術方法下，微生物技術的推廣仍面臨巨大的挑戰(zhàn)：成本是工程項目中要考慮的重要因素，但該技術并不成熟，更無法與水泥為主的傳統(tǒng)巖土加固方式形成成本上的優(yōu)勢。降低成本的關鍵和瓶頸在于細菌的選擇和培養(yǎng)，因而非常有必要開展跨學科合作，與相關材料學、微生物學、化學研究團隊開展深入合作。

總體來說，微生物巖土技術及應用的研究還處于起步階段，微生物巖土技術走向真正大規(guī)模實際應用還有很多問題需要克服，這也需要新一代巖土工作者加倍努力，建立跨學科學習與合作機制，共同打造環(huán)境友好型巖土技術新體系。