微生物成礦技術在環境砷污染治理中的應用研究進展*

葉文玲，周于杰，晏士瑋，原紅紅，何嶄飛，翟偉偉，，唐先進?，潘響亮

（1.安徽農業大學資源與環境學院，合肥230036；2.浙江大學環境與資源學院土水資源與環境研究所，杭州 310058；3.浙江工業大學環境學院，杭州 310014）

砷（As）是自然界廣泛存在的一類高毒致癌物質，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“三廢”排放及含砷農藥產品使用等人類活動使大量砷排放至自然環境中，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的高風險地區[3]。土壤和水體砷污染會對人類健康產生極大威脅，因此開展砷污染修復研究具有重要的實際意義。傳統的物理化學砷修復方法存在成本高、破壞土壤結構和功能、易產生二次污染等問題，而生物成礦技術因其成本低廉、適應性強、原位無污染等特點，逐漸在環境污染治理領域受到關注[4-5]。

微生物成礦是自然界普遍存在的一種現象，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生吸附、沉淀等反應實現金屬離子的鈍化[8-9]；微生物的適應能力較強，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成礦和生物控制成礦[7]：生物誘導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；另一方面細胞代謝產生、S2–等物質改變周圍環境的物化性質，從而使得環境中金屬離子在局部過飽和條件下形成晶核并生長，進一步改變這些元素在周圍環境的存在形態[13-14]。例如，產脲酶菌通過分泌脲酶誘導尿素水解產生碳酸鹽沉淀，鐵錳氧化菌可誘導產生鐵錳氧化物和砷鐵礦物，硫酸鹽還原菌可誘導生成硫砷礦物，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，金屬離子以細胞分泌的有機質作為模板進行自組裝，礦物的生長、形貌和位置等均受上述有機物的調控。本文對近些年砷的生物成礦研究進行了整理，從生物誘導碳酸鹽礦物、鐵錳氧化物和硫化物三個方面分別進行闡述，同時概括了各因素對成礦過程的影響，為微生物成礦技術在環境砷污染修復中的應用提供參考。

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、可移動性等產生重要影響。促進碳酸鹽礦物形成的微生物在土壤和水體中廣泛分布，微生物代謝過程產生碳酸根和一些堿性產物（如NH3），當環境中存在大量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，因此，碳酸根的產率和產量是優選碳酸鹽礦化菌（carbonate mineralization microorganism，CMM）的關鍵參數。產脲酶菌具有碳酸根產率高和產量大的特點，因而成為目前微生物成礦研究的熱點[5，17]。MICP是高產脲酶菌的一系列生化反應結果，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生的大量EPS可作為某些成礦產物成核的附著面，這些 EPS具有大量帶負電的官能團，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]結合吸附樣品的擴展X射線吸收精細光譜結構（extended X-ray absorption fine structure，EXAFS）數據，發現 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]發現在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，其四面體結構和氧化狀態無明顯變化[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，結果表明，As可通過基團取代基團的形式與方解石結合[22-23]。Costagliola等[24]認為，相較于簡單吸附于礦物表面的砷，結合在方解石結構中的砷可遷移性更弱，因此方解石去除的砷更加穩定。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，FeOB）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）反應生成臭蔥石（FeAsO4·2H2O）（式（1）～式（2）），此過程中并不是微生物誘導了礦物的生成，而是氧化生成Fe（Ⅲ）后促進了其與砷結合，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，FeOB將 Fe（Ⅱ）氧化成 Fe（Ⅲ），誘導生成赤鐵礦、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，誘導生成Fe（OH）3或FeOOH沉淀（式（3））[32-33]；厭氧鐵氧化光合細菌在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晶弱、粒徑小、比表面積大以及八面體結構中空穴多等特性，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。除了錳氧化細菌，一些真菌也可實現Mn（Ⅱ）的氧化，常見的如枝頂孢菌屬（Acremonium）、盾殼霉屬（Coniothyrium）和擔子菌（Basidiomycetes）等。這些真菌分泌的錳過氧化物酶、木質素過氧化物酶或漆酶是重要的木質素分解酶，可通過對錳的氧化促進木質素的降解過程[44]。真菌氧化 Mn（Ⅱ）與細菌的區別是，真菌的活性物質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菌，因而對MnOB的應用研究也更多[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年首次被發現[46]。As（Ⅲ）氧化微生物在自然界中分布極其廣泛，如在礦區、地下水、海洋、熱泉以及各種極端環境等均有分布。從生物學分類上，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，研究者發現 SRB介導的硫酸鹽還原過程間接參與了砷的生物地球化學循環，認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可用于砷污染環境的修復，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）進一步與 H2S反應生成硫砷礦物（arsenic-sulfifide mineral，ASM）沉淀（式（8））[58-59]。除了As2S3，其他形態ASM礦物也可能產生，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，進一步反應形成 FeAsS礦物（式（10）～式（13））[57，62-63]。在上述過程中，環境中溶解態的砷一方面可被轉化為穩定的 ASM[54，64]，另一方面也可被吸附至生物成因的硫化鐵礦物上，從而降低砷的生態風險[65]。硫酸鹽還原菌對砷的成礦機制如圖3所示。

2 微生物成礦技術在環境砷污染治理中的應用

2.1 微生物成礦技術在水處理中的應用

表1列舉了MICP、FeOB/MnOB和SRB對砷污染的廢水的處理。He等[66]在序批式反應器中首次使用好氧顆粒污泥（AGS）技術處理 As（Ⅲ）含量較高的底灰滲濾液，結果發現 As（Ⅲ）的去除效率達到83%，其中約60.2%的砷是通過與碳酸鹽結合而被去除。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基和液體培養基中培養，發現均對砷有去除效果，并且在液體培養基中細菌方解石樣品的砷富集系數是固體培養基的 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，結果發現：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80%；并且經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上與天然臭蔥石相似，均具有較高的穩定性。Hohmann等[68-69]發現在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 96%以上，EXAFS數據表明砷不是被包含在晶體結構中，而是在鐵氧化物或氫氧化物表面形成了內層絡合物。

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），而介導生成錳氧化物后，As（Ⅲ）的去除率可達64.5%。Katsoyiannis等[71]利用培養有MnOB菌的水過濾裝置處理含砷地下水，結果發現As（Ⅲ）和 As（Ⅴ）的去除效果均可達 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的共同作用下被氧化成 As（Ⅴ），最后結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核或膠膜形式同時存在，生物誘導鐵錳氧化物原位修復地下水中的Fe、Mn和As污染具有良好應用前景。

大量研究表明SRB也可用于處理水體砷污染。大量學者對 SRB去除地下水砷污染進行了相關研究。Keimowitz 等[73]通過向土著 SRB提供乙酸鹽（作為碳源），發現地下水砷濃度從最高值148 μg·L–1降低至 22 μg·L–1。Teclu 等[74]研究發現利用 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節環境pH，從而去除水體中的重金屬[75-76]。Le Pape等[60]通過室內試驗發現，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光譜分析發現As主要以As2S3和AsS沉淀形式去除。Altun等[55]研究發現向AMD中添加Fe（Ⅱ）可有效去除水體中的砷污染，當Fe（Ⅱ）濃度升高至200 mg·L–1時，酸性廢水中As的去除率可達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 微生物成礦技術在土壤修復中的應用

表2列舉了MICP、FeOB/MnOB和SRB對砷污染土壤的修復。MICP是一種生態友好的砷污染土壤修復技術。Achal等[77]從砷污染土壤中分離出一株耐砷細菌Sporosarcina ginsenggisoliCR5，此菌能產生大量脲酶，Sporosarcina ginsenggisoliCR5應用于As污染土壤治理時，處理后的土壤中碳酸鹽結合態的砷含量顯著升高，而可交換態砷含量降低了96.6%，XRD結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行污染土壤的實際修復，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，結果發現砷的鈍化率達到83%，從而大大降低了作物的吸收風險。

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）氧化菌也已被應用于土壤砷污染修復。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境，發現該菌誘導的鐵氧化沉淀對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用效果。污染土壤添加菌液和 MnCl2后，可提取態總砷下降了51%，通過分析土壤中砷的賦存形態，發現砷主要以穩定的鐵錳氧化物結合態和有機態結合態形式存在。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在進行硫酸鹽還原的同時，還與As（Ⅴ）和Fe（Ⅲ）的還原密切相關[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的表達量，證實硫酸鹽的存在可促進SRB生長。微生物硫酸鹽還原產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]對砷污染漫灘土進行了研究，在前10周試驗期內，當土壤中僅有很少量的微生物進行硫酸鹽還原時，淹水會引起Fe（Ⅲ）和As（Ⅴ）的還原，導致土壤溶液中Fe（Ⅱ）和As（Ⅲ）濃度升高；由于微生物對持續的還原作用，促進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-射線熒光光譜發現形成的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的試驗發現，當砷的初始濃度為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，結果發現，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]研究發現當pH從7.2降低至6.1時，砷的去除率提高了17倍，弱酸性環境下更容易形成硫化砷礦物。最優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]。在實際生物成礦應用中，需考慮 FeOB/MnOB適應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產生的次生礦物不同，當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；而在pH為7.7時，Fe（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，發現當低pH時細胞密度較大，隨著pH升高，細胞密度減小；pH小于8時，MnO2濃度逐漸增大，當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]分離獲得一株產脲酶菌—Kocuria flavaCR1，該菌能通過誘導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到50%，進而影響重金屬離子轉變成碳酸鹽礦物態。同樣，高濃度的重金屬也會對SRB產生毒性作用，進而影響砷的成礦過程。Kaksonen 和 Puhakka[87]研究發現，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]發現高濃度的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]研究發現當存在重金屬（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 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和砷的成礦效果。在 Govarthanan等[95]的研究中，當尿素含量為 18 g·L–1、CaCl2含量為 8.3 g·L–1、pH 為9.0時，脲酶產量最高，為920 U·mL–1，砷的去除率為 59%；當尿素含量為 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誘導礦物去除砷的效率產生影響。Okibe等[94]發現，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至關重要。Rodriguez-Freire等[53]發現高硫酸鹽濃度會產生過量的水溶態 H2S，從而促進硫代砷酸鹽的形成，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]在孟加拉地區的含水土層中進行了原位修復試驗，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，還原過程結束后，在鐵還原菌（Iron-reducing bacteria，FeRB）的作用下水體中可溶性砷又上升至處理之前的濃度。

4 結論與展望

本文依據微生物成礦產物的類型將礦化菌進行分類，并對不同類型礦化菌的成礦機制及鈍化規律進行歸納：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生S2–生成硫砷礦物，從而降低砷的活性。鐵氧化細菌（FeOB）可將Fe（Ⅱ）氧化成 Fe（Ⅲ），促進砷形成晶型臭蔥石，從而固定砷。另一方面，礦化菌的成礦產物能夠有效吸附砷或與砷形成共沉淀，如產脲酶菌產生，引發方解石-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用潛力的環境砷污染治理技術，然而在應用至實際污染治理過程中尚需更完善的研究。首先，由于微生物復雜的細胞結構和獨特的生理特性，成礦過程中礦化菌對金屬離子的成礦場所和胞內轉運機制研究尚顯不足，需要結合生物學、環境科學和礦物學等領域的先進技術進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，但是隨著時間延續和環境條件變化，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定存在。因此有必要研究含砷礦物在不同環境條件下的溶出和遷移規律，進而尋找更穩定的方法以減少礦物中砷的再次溶出。