葉文玲，周于杰，晏士瑋，原紅紅，何嶄飛，翟偉偉，，唐先進(jìn)?，潘響亮

（1.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，合肥230036；2.浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院土水資源與環(huán)境研究所，杭州 310058；3.浙江工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，杭州 310014）

砷（As）是自然界廣泛存在的一類高毒致癌物質(zhì)，土壤中砷的自然背景值約為5～10 mg·kg–1[1]。近年來，含砷礦石開采冶煉、含砷工業(yè)“三廢”排放及含砷農(nóng)藥產(chǎn)品使用等人類活動使大量砷排放至自然環(huán)境中，造成土壤和水體砷污染[2]，中國約有1 958萬人生活在地下水砷超標(biāo)的高風(fēng)險地區(qū)[3]。土壤和水體砷污染會對人類健康產(chǎn)生極大威脅，因此開展砷污染修復(fù)研究具有重要的實際意義。傳統(tǒng)的物理化學(xué)砷修復(fù)方法存在成本高、破壞土壤結(jié)構(gòu)和功能、易產(chǎn)生二次污染等問題，而生物成礦技術(shù)因其成本低廉、適應(yīng)性強、原位無污染等特點，逐漸在環(huán)境污染治理領(lǐng)域受到關(guān)注[4-5]。

微生物成礦是自然界普遍存在的一種現(xiàn)象，微生物代謝可直接或間接地將可溶性的金屬離子沉淀為金屬礦物[6]。土壤中存在能夠鈍化金屬離子的微生物[7]，該微生物可直接氧化還原金屬促使其鈍化，或者通過分泌物與重金屬離子發(fā)生吸附、沉淀等反應(yīng)實現(xiàn)金屬離子的鈍化[8-9]；微生物的適應(yīng)能力較強，在一些極端條件下仍具備成礦能力[10-12]。生物成礦分為生物誘導(dǎo)成礦和生物控制成礦[7]：生物誘導(dǎo)成礦是微生物固定重金屬的主要方式，一方面微生物或胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）具有吸附金屬離子能力；另一方面細(xì)胞代謝產(chǎn)生、S2–等物質(zhì)改變周圍環(huán)境的物化性質(zhì)，從而使得環(huán)境中金屬離子在局部過飽和條件下形成晶核并生長，進(jìn)一步改變這些元素在周圍環(huán)境的存在形態(tài)[13-14]。例如，產(chǎn)脲酶菌通過分泌脲酶誘導(dǎo)尿素水解產(chǎn)生碳酸鹽沉淀，鐵錳氧化菌可誘導(dǎo)產(chǎn)生鐵錳氧化物和砷鐵礦物，硫酸鹽還原菌可誘導(dǎo)生成硫砷礦物，或生成其他硫化物對砷吸附或共沉淀的方式達(dá)到去除砷的目的。生物控制成礦是主動成礦的過程，金屬離子以細(xì)胞分泌的有機質(zhì)作為模板進(jìn)行自組裝，礦物的生長、形貌和位置等均受上述有機物的調(diào)控。本文對近些年砷的生物成礦研究進(jìn)行了整理，從生物誘導(dǎo)碳酸鹽礦物、鐵錳氧化物和硫化物三個方面分別進(jìn)行闡述，同時概括了各因素對成礦過程的影響，為微生物成礦技術(shù)在環(huán)境砷污染修復(fù)中的應(yīng)用提供參考。

1 微生物對砷成礦的類型和機理

1.1 碳酸鹽礦化菌對砷的成礦作用

微生物的新陳代謝活動可影響環(huán)境中碳酸鈣的沉淀過程，這會對土壤和水體中砷的存在形態(tài)、可移動性等產(chǎn)生重要影響。促進(jìn)碳酸鹽礦物形成的微生物在土壤和水體中廣泛分布，微生物代謝過程產(chǎn)生碳酸根和一些堿性產(chǎn)物（如NH3），當(dāng)環(huán)境中存在大量Ca2+時，可形成以方解石為主的碳酸鹽晶體，這一過程稱為微生物誘導(dǎo)碳酸鈣沉淀（microbial induced carbonate precipitation，MICP）[15-16]。碳酸根濃度可改變金屬離子在土壤中的賦存形態(tài)，因此，碳酸根的產(chǎn)率和產(chǎn)量是優(yōu)選碳酸鹽礦化菌（carbonate mineralization microorganism，CMM）的關(guān)鍵參數(shù)。產(chǎn)脲酶菌具有碳酸根產(chǎn)率高和產(chǎn)量大的特點，因而成為目前微生物成礦研究的熱點[5，17]。MICP是高產(chǎn)脲酶菌的一系列生化反應(yīng)結(jié)果，微生物的主要作用是提供脲酶和晶核[14]。微生物生長過程中產(chǎn)生的大量EPS可作為某些成礦產(chǎn)物成核的附著面，這些 EPS具有大量帶負(fù)電的官能團(tuán)，如羧基（-COOH）、羥基（-OH）、羰基（C＝O）等，可吸附溶液中Ca2+、Mg2+等陽離子；此時，細(xì)菌和帶有陽離子的 EPS成為碳酸鈣（CaCO3）沉淀的有效位點，CaCO3在其表面形成晶核，并逐漸長大形成礦物結(jié)晶。

方解石作為一種碳酸鹽礦物，可通過吸附和共沉淀兩種方式去除土壤或水體中的As[18]。對于吸附過程，Alexandratos等[19]結(jié)合吸附樣品的擴(kuò)展X射線吸收精細(xì)光譜結(jié)構(gòu)（extended X-ray absorption fine structure，EXAFS）數(shù)據(jù)，發(fā)現(xiàn) As直接與方解石表面配位，表明方解石是As的有效吸附劑，方解石表面對砷酸根離子有很強的親和力。Benedetto等[18]認(rèn)為由于方解石在較高 pH時表面帶正電荷，因此可在方解石上吸附砷氧陰離子，Sadiq[20]發(fā)現(xiàn)在pH介于7.5和9之間時，碳酸鹽可能對土壤中砷的吸附起重要作用。對于共沉淀過程，砷酸根可替代方解石礦物中的碳酸根離子，砷酸鹽在方解石中的加入量很小，其四面體結(jié)構(gòu)和氧化狀態(tài)無明顯變化[19-21]。使用初始pH約為9.8的H3AsO3溶液研究亞砷酸鹽和方解石表面之間的相互作用，結(jié)果表明，As可通過基團(tuán)取代基團(tuán)的形式與方解石結(jié)合[22-23]。Costagliola等[24]認(rèn)為，相較于簡單吸附于礦物表面的砷，結(jié)合在方解石結(jié)構(gòu)中的砷可遷移性更弱，因此方解石去除的砷更加穩(wěn)定。碳酸鹽礦化菌對砷的成礦機制如圖1所示。

1.2 鐵錳氧化菌對砷的成礦作用

鐵氧化菌（iron-oxidizing bacteria，F(xiàn)eOB）是一類可將Fe（Ⅱ）氧化為Fe（Ⅲ）的微生物，通常存在于鐵含量高的溝渠、濕地、根際土壤、沉積物以及海洋熱液噴口中，主要有好氧嗜酸鐵氧化菌、好氧嗜中性鐵氧化菌、厭氧鐵氧化光合細(xì)菌和厭氧硝酸鹽還原鐵氧化菌等[26-28]。不同的 FeOB對砷的生物成礦途徑不同，形成的砷礦物類型亦不同，其對砷的成礦機理主要分為兩類。第一類是微生物產(chǎn)物直接與砷形成礦物，某些好氧嗜酸 FeOB以氧氣作為電子受體將 Fe（Ⅱ）氧化為 Fe（Ⅲ），砷酸鹽再迅速與 Fe（Ⅲ）反應(yīng)生成臭蔥石（FeAsO4·2H2O）（式（1）～式（2）），此過程中并不是微生物誘導(dǎo)了礦物的生成，而是氧化生成Fe（Ⅲ）后促進(jìn)了其與砷結(jié)合，此時砷直接參與了礦物形成[29-30]。第二類是微生物氧化后的鐵先跟氫氧根形成礦物，然后由新生成的礦物吸附去除砷。在這一過程中，F(xiàn)eOB將 Fe（Ⅱ）氧化成 Fe（Ⅲ），誘導(dǎo)生成赤鐵礦、纖鐵礦等鐵（氫）氧化物沉淀吸附砷[31]。如好氧嗜中性 FeOB在中性條件下利用氧氣作為電子受體，誘導(dǎo)生成Fe（OH）3或FeOOH沉淀（式（3））[32-33]；厭氧鐵氧化光合細(xì)菌在pH為6.5～7條件下，利用光能將游離的Fe（Ⅱ）氧化為Fe（Ⅲ），從而形成無定形鐵的氧化物或氫氧化物（式（4））[34-35]；厭氧硝酸鹽還原鐵氧化菌在中性條件下，以作為電子受體，氧化Fe（Ⅱ）生成Fe（Ⅲ）礦物沉淀（式（5））[36-38]。砷可被吸附或共沉淀在上述鐵礦物表面，從而達(dá)到去除效果。鐵氧化菌對砷的成礦機制如圖2所示。

錳氧化菌（manganese-oxidizing bacteria，MnOB）通常存在于淡水、土壤和海洋含錳沉積物中，因其可氧化Mn（Ⅱ）生成錳氧化物從而對環(huán)境中金屬離子的固定起著重要作用。其中研究最多的主要為惡臭假單胞菌（Pseudomonas putidaMnB1）、芽孢桿菌（Bacillussp.SG-1）和生盤纖發(fā)菌（Leptothrix discophoraSS-1）3種模式菌株，這些微生物主要通過分泌多銅氧化酶（MCOs）、過氧化物酶氧化Mn（Ⅱ）[41-42]。生物合成的錳氧化物具有結(jié)晶弱、粒徑小、比表面積大以及八面體結(jié)構(gòu)中空穴多等特性，因而對重金屬離子具有很強的表面吸附和氧化能力[43]。MnOB去除As的機理與FeOB成礦機理類似，MnOB首先氧化Mn（Ⅱ）生成氧化錳沉淀，由于氧化錳具有強氧化性，As（Ⅲ）可被氧化成As（Ⅴ），然后被氧化錳沉淀吸附去除。除了錳氧化細(xì)菌，一些真菌也可實現(xiàn)Mn（Ⅱ）的氧化，常見的如枝頂孢菌屬（Acremonium）、盾殼霉屬（Coniothyrium）和擔(dān)子菌（Basidiomycetes）等。這些真菌分泌的錳過氧化物酶、木質(zhì)素過氧化物酶或漆酶是重要的木質(zhì)素分解酶，可通過對錳的氧化促進(jìn)木質(zhì)素的降解過程[44]。真菌氧化 Mn（Ⅱ）與細(xì)菌的區(qū)別是，真菌的活性物質(zhì)對底物的專一性不強；同時真菌氧化Mn（Ⅱ）的速度要相對慢于細(xì)菌，因而對MnOB的應(yīng)用研究也更多[45]。

除了鐵錳氧化物本身的氧化性，As（Ⅲ）氧化微生物（As（Ⅲ）-oxidizing microorganism）也對As（Ⅲ）的氧化起著重要的作用，這種微生物在1918年首次被發(fā)現(xiàn)[46]。As（Ⅲ）氧化微生物在自然界中分布極其廣泛，如在礦區(qū)、地下水、海洋、熱泉以及各種極端環(huán)境等均有分布。從生物學(xué)分類上，砷氧化微生物主要屬于無色桿菌屬（Achromobacter）、土壤桿菌屬（Agrobacterium）、產(chǎn)堿菌屬（Alcazigenes）、芽孢桿菌屬（Bacillus）、假單胞菌屬（Pseudomonas）、根瘤菌屬（Rhizobium）、棲熱菌屬（Thermus）、硫單胞菌屬（Thiomonas）和黃單胞菌屬（Xanthomonas）[47-48]。微生物砷氧化是指微生物通過砷氧化酶 AioAB將毒性強的 As（Ⅲ）氧化為毒性較弱的As（Ⅴ）的過程[49]。土壤中的鐵（氫）氧化物和錳氧化物對As（Ⅴ）有較強的吸附能力，As（Ⅲ）被微生物氧化為As（Ⅴ）后可被吸附或共沉淀在鐵錳礦物表面，從而降低砷活性[50]。

1.3 硫酸鹽還原菌對砷的成礦作用

硫酸鹽還原菌（sulfate reducing bacteria，SRB）是一類兼性厭氧菌，廣泛存在于缺氧環(huán)境中，如沉積物、地下管道、油氣井及土壤中[51]。近十年來，研究者發(fā)現(xiàn) SRB介導(dǎo)的硫酸鹽還原過程間接參與了砷的生物地球化學(xué)循環(huán)，認(rèn)為這一類微生物在砷的生物成礦中起著重要作用[51-54]。耐砷 SRB可用于砷污染環(huán)境的修復(fù)，已知的這些菌群主要有：脫硫弧菌屬（Desulfovibrio）、脫 硫 腸 菌 屬（Desulfotomaculum）、脫硫微桿菌屬（Desulfomicrobium）以及芽孢彎曲菌屬（Desulfosporosinus）等[55-57]。在厭氧還原條件下，SRB對硫酸鹽進(jìn)行還原形成H2S、HS–和S2–的混合物；SRB利用電子供體將As（Ⅴ）還原為 As（Ⅲ）（式（6）～式（7））[52，58]，形成的As（Ⅲ）進(jìn)一步與 H2S反應(yīng)生成硫砷礦物（arsenic-sulfifide mineral，ASM）沉淀（式（8））[58-59]。除了As2S3，其他形態(tài)ASM礦物也可能產(chǎn)生，如AsS（式（9））[60]。最常見的ASM有雌黃（As2S3）、雄黃（AsS）和砷黃鐵礦（FeAsS）[61]。在鐵存在條件下，亞砷酸會被吸附在FeS或者FeS2上，進(jìn)一步反應(yīng)形成 FeAsS礦物（式（10）～式（13））[57，62-63]。在上述過程中，環(huán)境中溶解態(tài)的砷一方面可被轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的 ASM[54，64]，另一方面也可被吸附至生物成因的硫化鐵礦物上，從而降低砷的生態(tài)風(fēng)險[65]。硫酸鹽還原菌對砷的成礦機制如圖3所示。

2 微生物成礦技術(shù)在環(huán)境砷污染治理中的應(yīng)用

2.1 微生物成礦技術(shù)在水處理中的應(yīng)用

表1列舉了MICP、FeOB/MnOB和SRB對砷污染的廢水的處理。He等[66]在序批式反應(yīng)器中首次使用好氧顆粒污泥（AGS）技術(shù)處理 As（Ⅲ）含量較高的底灰滲濾液，結(jié)果發(fā)現(xiàn) As（Ⅲ）的去除效率達(dá)到83%，其中約60.2%的砷是通過與碳酸鹽結(jié)合而被去除。Catelani等[67]從溫泉里分離出地衣芽孢桿菌Bacillus licheniformisBD5，將其分別在固體培養(yǎng)基和液體培養(yǎng)基中培養(yǎng)，發(fā)現(xiàn)均對砷有去除效果，并且在液體培養(yǎng)基中細(xì)菌方解石樣品的砷富集系數(shù)是固體培養(yǎng)基的 50倍，X射線衍射（XRD）分析顯示，方解石晶體中碳酸根被尺寸更大的砷酸根取代。

表1 水體中微生物對砷的成礦Table 1 Mineralization of arsenic by microorganisms in water

微生物誘導(dǎo)的鐵錳氧化物成礦作用在廢水除砷方面也具有巨大潛力。Gonzalez-Contreras等[30]在pH 0.8和溫度80℃條件下，探究了嗜酸嗜熱鐵氧化菌Acidianus sulfifidivorans利用空氣中氧氣作為氧化劑對砷的固定作用，結(jié)果發(fā)現(xiàn)：在含750 mg·L–1的 Fe（Ⅱ）和 1 000 mg·L–1的 As（Ⅴ）水溶液中，在FeOB的作用下砷去除率可達(dá)80%；并且經(jīng)XRD、熱重分析（TGA）和掃描電子顯微鏡（SEM）等分析表明，生物成因的臭蔥石在性質(zhì)上與天然臭蔥石相似，均具有較高的穩(wěn)定性。Hohmann等[68-69]發(fā)現(xiàn)在Fe（Ⅱ）存在下，鐵氧化菌Acidovoraxsp.strain BoFeN1 對 As（Ⅲ）（1.5 mg·L–1）和 As（Ⅴ）（3.75 mg·L–1）的去除率可達(dá) 96%以上，EXAFS數(shù)據(jù)表明砷不是被包含在晶體結(jié)構(gòu)中，而是在鐵氧化物或氫氧化物表面形成了內(nèi)層絡(luò)合物。

Singh等[70]從地下水中分離獲得一株 MnOB（Acinetobactersp.），該菌在單獨游離條件下僅能去除20%的As（Ⅲ），而介導(dǎo)生成錳氧化物后，As（Ⅲ）的去除率可達(dá)64.5%。Katsoyiannis等[71]利用培養(yǎng)有MnOB菌的水過濾裝置處理含砷地下水，結(jié)果發(fā)現(xiàn)As（Ⅲ）和 As（Ⅴ）的去除效果均可達(dá) 80%左右；此外，相比于非生物成因的錳氧化物，生物成因的錳氧化物氧化As（Ⅲ）的速度更快。He等[72]利用Mn-AGS技術(shù)可有效去除有機廢水中的砷，As（Ⅲ）先是吸附至污泥表面，然后As（Ⅲ）在微生物、生物氧化錳和芬頓反應(yīng)的共同作用下被氧化成 As（Ⅴ），最后結(jié)合至無定形鐵水化合物和生物氧化錳上。由于鐵錳氧化物常以結(jié)核或膠膜形式同時存在，生物誘導(dǎo)鐵錳氧化物原位修復(fù)地下水中的Fe、Mn和As污染具有良好應(yīng)用前景。

大量研究表明SRB也可用于處理水體砷污染。大量學(xué)者對 SRB去除地下水砷污染進(jìn)行了相關(guān)研究。Keimowitz 等[73]通過向土著 SRB提供乙酸鹽（作為碳源），發(fā)現(xiàn)地下水砷濃度從最高值148 μg·L–1降低至 22 μg·L–1。Teclu 等[74]研究發(fā)現(xiàn)利用 SRB 可將地下水中 As（Ⅲ）從 1 000 μg·L–1降低至300 μg·L–1， As（ Ⅴ） 從 1 000 μg·L–1降 低 至130 μg·L–1。SRB 對砷的成礦作用還可應(yīng)用在酸性礦山廢水治理中，在極低的pH（2.5～3.5）條件下，SRB能夠通過自身代謝調(diào)節(jié)環(huán)境pH，從而去除水體中的重金屬[75-76]。Le Pape等[60]通過室內(nèi)試驗發(fā)現(xiàn)，利用土著的SRB可高效去除AMD中高濃度的砷（79.4 mg·L–1），同時通過 SEM/TEM-EDXS 和EXAFS光譜分析發(fā)現(xiàn)As主要以As2S3和AsS沉淀形式去除。Altun等[55]研究發(fā)現(xiàn)向AMD中添加Fe（Ⅱ）可有效去除水體中的砷污染，當(dāng)Fe（Ⅱ）濃度升高至200 mg·L–1時，酸性廢水中As的去除率可達(dá)85%；砷主要以As2S3和FeAsS礦物形式或與FeS和FeS2共沉淀形式從廢水中去除。

2.2 微生物成礦技術(shù)在土壤修復(fù)中的應(yīng)用

表2列舉了MICP、FeOB/MnOB和SRB對砷污染土壤的修復(fù)。MICP是一種生態(tài)友好的砷污染土壤修復(fù)技術(shù)。Achal等[77]從砷污染土壤中分離出一株耐砷細(xì)菌Sporosarcina ginsenggisoliCR5，此菌能產(chǎn)生大量脲酶，Sporosarcina ginsenggisoliCR5應(yīng)用于As污染土壤治理時，處理后的土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)的砷含量顯著升高，而可交換態(tài)砷含量降低了96.6%，XRD結(jié)果證實形成了方解石-砷共沉淀物。許燕波等[78]選取一株碳酸鹽礦化菌進(jìn)行污染土壤的實際修復(fù)，將制備得到的大量碳酸鹽礦化菌液與底物尿素混勻后噴灑于受污染土壤，結(jié)果發(fā)現(xiàn)砷的鈍化率達(dá)到83%，從而大大降低了作物的吸收風(fēng)險。

表2 土壤中微生物對砷的成礦Table 2 Mineralization of arsenic by microorganisms in soil

FeOB、MnOB和 As（Ⅲ）氧化菌也已被應(yīng)用于土壤砷污染修復(fù)。王兆蘇等[79]從砷污染稻田中分離出厭氧FeOB，通過模擬厭氧稻田環(huán)境，發(fā)現(xiàn)該菌誘導(dǎo)的鐵氧化沉淀對As（Ⅲ）的去除效果顯著；沉淀中的砷主要以As（Ⅴ）的形式存在，說明Fe（Ⅱ）氧化的過程中，As（Ⅲ）也被氧化。He等[80]研究了模式錳氧化菌Pseudomonas putidaMnB1在土壤砷污染方面的應(yīng)用效果。污染土壤添加菌液和 MnCl2后，可提取態(tài)總砷下降了51%，通過分析土壤中砷的賦存形態(tài)，發(fā)現(xiàn)砷主要以穩(wěn)定的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機態(tài)結(jié)合態(tài)形式存在。Xiao等[81]從湖南郴州受砷污染的稻田土中分離獲得了三株耐砷鐵氧化菌，分別為Bacillussp.T2、Pseudomonassp.Yangling I4和Bacillussp.TF1-3。將這三株菌接種至土壤中，可增加水稻根表鐵膜中的Fe濃度，從而吸附更多的砷，盆栽和田間試驗表明稻米中的砷濃度分別降低了3.7%～13.3%和4.6%～12.1%。

土壤中廣泛存在SRB[82-83]，SRB在進(jìn)行硫酸鹽還原的同時，還與As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原密切相關(guān)[56，64]。鄒麗娜[84]通過盆栽和大田試驗，向砷污染土壤中添加 Na2SO4顯著增加了硫酸鹽還原基因dsrA的表達(dá)量，證實硫酸鹽的存在可促進(jìn)SRB生長。微生物硫酸鹽還原產(chǎn)生的硫化物可與砷和鐵形成硫化物沉淀，降低砷和鐵的遷移性。Burton等[64]對砷污染漫灘土進(jìn)行了研究，在前10周試驗期內(nèi)，當(dāng)土壤中僅有很少量的微生物進(jìn)行硫酸鹽還原時，淹水會引起Fe（Ⅲ）和As（Ⅴ）的還原，導(dǎo)致土壤溶液中Fe（Ⅱ）和As（Ⅲ）濃度升高；由于微生物對持續(xù)的還原作用，促進(jìn)FeS的形成，從而土壤溶液中的 Fe（Ⅱ）和 As（Ⅲ）濃度又隨之降低。通過X-射線熒光光譜發(fā)現(xiàn)形成的FeS吸附了大量砷，砷主要是以As2S3形式與四方黃鐵礦結(jié)合。

3 微生物成礦作用固定砷的影響因素

3.1 砷初始濃度

研究表明砷的濃度過高會影響成礦效果。當(dāng)被污染的水中初始砷濃度為1.5 mg·L–1時，添加鐵氧化菌處理之后，溶液中砷濃度降低至 10 μg·L–1以下；當(dāng)處理濃度升高至 3.75 mg·L–1時，溶液中的砷濃度則會高于飲用水限定值[69]。同樣在錳氧化菌的處理下，當(dāng)砷的初始濃度為 3.75 mg·L–1時，生物氧化錳的最大砷去除率為 83%；當(dāng)濃度提高至7.5 mg·L–1時，去除率下降至 67%[85]。Teclu 等[74]通過14 d的試驗發(fā)現(xiàn)，當(dāng)砷的初始濃度為1 mg·L–1時，在SRB的作用下水溶液中砷的去除率為70%；而當(dāng)砷的初始濃度升高至5 mg·L–1時，砷的去除率降低至61%。

3.2 pH

對于不同成礦類型，pH對砷的成礦效率影響有所差異。許燕波等[78]分析了不同 pH條件下 MICP菌對底物的分解能力，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，堿性條件較弱酸性條件下底物分解量增加15%。而對SRB而言，堿性條件不適合形成砷礦物，因為在堿性條件下容易形成硫代砷酸鹽，從而限制了砷的生物成礦作用[86]，但最佳pH尚未定論。Rodriguez-Freire等[53]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)pH從7.2降低至6.1時，砷的去除率提高了17倍，弱酸性環(huán)境下更容易形成硫化砷礦物。最優(yōu)pH范圍需要同時考慮微生物活性和成礦條件兩個因素[73，87]。在實際生物成礦應(yīng)用中，需考慮 FeOB/MnOB適應(yīng)pH的范圍，從而獲得更好的成礦效果。例如，好氧嗜酸鐵氧化菌Acidovorax brierleyi的最佳生長 pH為1.5～2.0[88]。在不同的pH條件下，Acidovoraxsp.BoFeN1產(chǎn)生的次生礦物不同，當(dāng)pH為7.0時生成纖鐵礦和少量針鐵礦；在pH為6.3時Fe（Ⅱ）氧化速率變慢，無針鐵礦出現(xiàn)；而在pH為7.7時，F(xiàn)e（Ⅱ）氧化速率加快，生成的針鐵礦豐度大于纖鐵礦[89]。張瓊[90]分析了pH 5.0到pH 9.0條件下MnOB生長和生成MnO2的情況，發(fā)現(xiàn)當(dāng)?shù)蚿H時細(xì)胞密度較大，隨著pH升高，細(xì)胞密度減??；pH小于8時，MnO2濃度逐漸增大，當(dāng)pH大于8時，MnO2明顯降低，表明中性條件下有利于Mn的氧化。

3.3 溫度

在微生物成礦過程中溫度是關(guān)鍵的影響因素之一。一方面，隨著溫度升高，重金屬溶解度增加，溶液重金屬濃度也隨之升高。另一方面，不同類型的微生物代謝活性對溫度的需求不同，野外環(huán)境中溫度的變化會影響微生物代謝，從而顯著影響重金屬成礦速率[91]。許燕波等[78]研究了 15℃和 30℃條件下MICP菌對底物尿素的分解速率，反應(yīng)72 h后，尿素濃度從初始的 120 g·L–1分別降至 60 g·L–1（15℃）和 39 g·L–1（30℃），15℃的底物分解量較30℃時少25%，證明30℃條件下脲酶的活性更高。Achal等[92]分離獲得一株產(chǎn)脲酶菌—Kocuria flavaCR1，該菌能通過誘導(dǎo)方解石沉淀從而固定重金屬，同時探究了在不同溫度條件下其對Cu的去除能力，結(jié)果表明最佳溫度為30℃，此溫度條件下去除率可接近100%。硫酸鹽還原菌大部分都是中溫性，其適宜生存溫度在30～40℃。

3.4 重金屬離子

許燕波等[78]通過分析尿素濃度變化來研究重金屬離子對脲酶的影響，Pb2+含量在 5.17 mg·L–1時對脲酶活性抑制作用并不明顯，在濃度為10.35 mg·L–1時，底物濃度從 120 g·L–1被分解至87 g·L–1，對脲酶活性的抑制達(dá)到50%，進(jìn)而影響重金屬離子轉(zhuǎn)變成碳酸鹽礦物態(tài)。同樣，高濃度的重金屬也會對SRB產(chǎn)生毒性作用，進(jìn)而影響砷的成礦過程。Kaksonen 和 Puhakka[87]研究發(fā)現(xiàn)，Cd（6 mg·L–1）、Cr（23 mg·L–1）、 Cu（4 mg·L–1）、 Pb（25 mg·L–1）、 Ni（10 mg·L–1）和 Zn（13 mg·L–1）對SRB生長具有顯著抑制作用。Labastida-Nú?ez等[93]發(fā)現(xiàn)高濃度的Pb顯著降低SRB對硫酸鹽的還原能力。另一方面某些重金屬的存在可能會有利于砷的去除，如Sahinkaya等[57]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)存在重金屬（Fe、Zn、Ni和 Cu）時，砷的去除率有所升高，一方面因為形成了砷黃鐵礦（FeAsS），另一方面因為砷被吸附至形成的重金屬硫化物上。

對于鐵錳氧化菌而言，初始Fe和Mn濃度會影響砷的成礦效率。在Okibe等[94]試驗中，當(dāng)Fe（Ⅱ）濃度大于 1 000 mg·L–1時，黃鉀鐵礬成為主要的次生礦物，僅有少量的砷被固定；Fe（Ⅱ）濃度小于1 000 mg·L–1，主要形成無定形砷酸鐵沉淀；而在1 000 mg·L–1的 Fe（Ⅱ）濃度下，As（Ⅲ）氧化速率最大，形成的主要次生礦物為非晶態(tài)砷酸鐵（Scorodite）。土壤試驗中，隨著 MnCl2用量從 0提高至 40 mg·kg–1，As（Ⅲ）的去除率明顯提高。相較于未添加 Mn的空白組，當(dāng) MnCl2用量為40 mg·kg–1時，As（Ⅲ）的去除率增加了 1.1倍，As（Ⅴ）的生成率增加了3.9倍[80]。

3.5 其他因素

尿素含量及 CaCl2含量均會影響脲酶的生產(chǎn)和砷的成礦效果。在 Govarthanan等[95]的研究中，當(dāng)尿素含量為 18 g·L–1、CaCl2含量為 8.3 g·L–1、pH 為9.0時，脲酶產(chǎn)量最高，為920 U·mL–1，砷的去除率為 59%；當(dāng)尿素含量為 6 g·L–1、CaCl2含量為8.3 g·L–1、pH 為 10.0時，脲酶產(chǎn)量最低，為 390 U·mL–1，砷的去除率為 29%。鐵氧化菌實驗中，外源添加礦物晶種會對 FeOB誘導(dǎo)礦物去除砷的效率產(chǎn)生影響。Okibe等[94]發(fā)現(xiàn)，在實驗組中加入黃鉀鐵礬，會抑制Acidianus brierleyi對于As（Ⅲ）的氧化，且無臭蔥石晶體生成。對于硫酸鹽還原菌而言，硫酸鹽的濃度對砷修復(fù)至關(guān)重要。Rodriguez-Freire等[53]發(fā)現(xiàn)高硫酸鹽濃度會產(chǎn)生過量的水溶態(tài) H2S，從而促進(jìn)硫代砷酸鹽的形成，不利于形成砷的礦物。但是如果硫酸鹽濃度太低，SRB和產(chǎn)甲烷菌之間的競爭也會影響砷的成礦效率。Saunders等[96]在孟加拉地區(qū)的含水土層中進(jìn)行了原位修復(fù)試驗，通過向含水土層充入硫酸鹽和碳源來提高SRB的活性，從而形成含砷的黃鐵礦，使得砷的含量從200 μg·L–1降低至世界衛(wèi)生組織（WHO）的限定值（10 μg·L–1）以下。但是隨著試驗時間的延長，還原過程結(jié)束后，在鐵還原菌（Iron-reducing bacteria，F(xiàn)eRB）的作用下水體中可溶性砷又上升至處理之前的濃度。

4 結(jié)論與展望

本文依據(jù)微生物成礦產(chǎn)物的類型將礦化菌進(jìn)行分類，并對不同類型礦化菌的成礦機制及鈍化規(guī)律進(jìn)行歸納：一方面，礦化菌可直接形成重金屬沉淀，如硫酸鹽還原菌通過產(chǎn)生S2–生成硫砷礦物，從而降低砷的活性。鐵氧化細(xì)菌（FeOB）可將Fe（Ⅱ）氧化成 Fe（Ⅲ），促進(jìn)砷形成晶型臭蔥石，從而固定砷。另一方面，礦化菌的成礦產(chǎn)物能夠有效吸附砷或與砷形成共沉淀，如產(chǎn)脲酶菌產(chǎn)生，引發(fā)方解石-砷共沉淀。鐵錳氧化菌生物成因的鐵氧化物和錳氧化物具有結(jié)晶弱、粒徑小和表面積大等特性，因而對于砷具有很強的表面吸附和氧化能力。

微生物成礦是一種具有應(yīng)用潛力的環(huán)境砷污染治理技術(shù)，然而在應(yīng)用至實際污染治理過程中尚需更完善的研究。首先，由于微生物復(fù)雜的細(xì)胞結(jié)構(gòu)和獨特的生理特性，成礦過程中礦化菌對金屬離子的成礦場所和胞內(nèi)轉(zhuǎn)運機制研究尚顯不足，需要結(jié)合生物學(xué)、環(huán)境科學(xué)和礦物學(xué)等領(lǐng)域的先進(jìn)技術(shù)進(jìn)一步探索微生物對砷成礦過程及機理。其次，微生物生長和代謝需要適宜的條件，有必要篩選重金屬耐性和成礦能力強的微生物，同時增加環(huán)境因素與礦化菌的適配性篩選以提高成礦效率。此外，微生物成礦在一定時間和條件下能起到很好的砷固定效果，但是隨著時間延續(xù)和環(huán)境條件變化，可能會引起成礦作用固定砷的再活化，影響含砷礦物長期穩(wěn)定存在。因此有必要研究含砷礦物在不同環(huán)境條件下的溶出和遷移規(guī)律，進(jìn)而尋找更穩(wěn)定的方法以減少礦物中砷的再次溶出。