微生物诱导碳酸钙沉淀对干旱半干旱区铜尾矿污染治理效果

常道琴，宋乃平，岳健敏，孟 晨，马 昀

(1.宁夏大学生态环境学院，银川 750021；2.宁夏大学西北土地退化与生态系统恢复国家重点实验室培训基地，银川 750021；3.西北退化生态系统恢复与重建教育部重点实验室，银川 750021)

随着现代城市及工业的飞快发展，土壤重金属污染引起国内外学者的广泛关注。土壤重金属污染是指土壤中重金属元素含量高于其自然背景值，并造成生态破坏和环境质量恶化的现象。根据《全国土壤污染状况调查公报》显示，在全国土壤中，8种无机污染物Cu(2.1%)、Pb(1.5%)、Zn(0.9%)、Cr(1.1%)、Cd(7.0%)、Hg(1.6%)、As(2.7%)、Ni(4.8%)存在点位超标。重金属降解困难，危害持久，对生态环境和人体健康的危害严重，土壤重金属如果超标严重，将影响动植物的生长，人体一旦摄入这些动植物体内的重金属将对人体产生严重危害。如Cr、Ni超标严重会诱发癌症等，Hg、Zn会导致生殖障碍、肾功能受损，Cd则会诱发骨质疏松症、生长迟缓及贫血等。土壤重金属污染来源主要包括污水灌溉、农药与化肥的使用、矿山开采以及固体废弃物处置不当等，其中矿山开采是土壤重金属污染的主要来源。尾矿渣堆放易造成流动和塌漏，在风力推动下粉尘四处飞扬，造成空气、土壤和水资源污染，诱发生态系统退化等。周科平等研究发现，大脚岭铅锌尾矿库不同深度土壤的Pb、Zn、Cu和As的含量均超标，尾矿库重金属的综合污染等级为Ⅴ级，达到重度污染；赵仁鑫等研究发现，内蒙古白乃庙铜矿矿区周围土壤重金属主要污染元为Cu，其次为Ni、Cr等元素。

目前，国内外利用微生物代谢过程降低重金属污染的研究正在兴起。Kang等研究发现，芽孢八叠球菌(B-22)能够去除61.8%的铜；王新花等筛选出一株假单胞菌()可去除金尾矿库中97%的铅；Zhao等研究发现，芽孢杆菌GZ-22(.GZ-22)去除60.7%的镉；Li等在土壤中分离出尿素分解菌，进行Ni、Cu、Pb、Zn等重金属离子固化试验发现，这些重金属去除率范围为88%～99%。

现阶段研究主要集中在MICP技术对尾矿区重金属的固结率和其矿化产物形态的探究，其次关于MICP的试验大部分是接种通用型功能微生物，这可能导致其在特定环境条件下矿化效率下降，重金属固化效率低下，甚至失效。而干旱半干旱生态环境脆弱区，风沙大，土壤气候恶劣，对微生物的活性要求较高，基于特定环境条件筛选的MICP功能微生物及其应用研究尤为重要。但目前关于该区域MICP功能微生物的筛选及其针对不同地形不同粒径尾矿治理功效的研究甚少。本研究利用从干旱半干旱区域宁夏中卫市香山北坡腰岘子沟内矿区周边尾矿土壤分离得到的1株具有MICP功能的纺锤形赖氨酸芽孢杆菌()，通过对比MICP修复前后重金属元素含量、pH、电导率及酶活性等基础理化性质的变化，评估MICP技术固化重金属的性能及菌剂用量，探索出一条利用微生物诱导碳酸钙沉淀技术在干旱半干旱区域内提高该技术修复重金属污染效果的可靠途径，为干旱半干旱区尾矿渣MICP修复工程提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验区位于宁夏回族自治区中卫市香山北坡腰岘子沟内，气候类型为大陆性干旱气候，夏季炎热、冬季寒冷，年最高气温35 ℃，最低气温-25 ℃，年平均气温8.5 ℃，年平均降水量48 mm，降水多集中在6—8月，降雨强度多为5 mm以下，监测2年内，单次最大降水量为14 mm。该区域强风频发，风沙大且持续时间长，最大风速可达21 m/s，地表侵蚀严重，土壤贫瘠缺水结构差。尾矿堆依山而建，占据4条冲沟，尾矿砂顺山顶直接倒入，未做防渗透处理，裸露堆积。矿区周边的自然植被为草原化荒漠，以红砂()、荒漠锦鸡儿()、短花针茅()等为建群种，植被覆盖在10%～30%，生物多样性较低。野生大中型动物比较稀少，矿区周围人畜活动较多，矿区周边数公里范围内有移民点，居住人口上百户，耕地面积较大，矿区周边的农作物主要有马铃薯()、玉米()和大枣()等。

1.2 试验方法

1.2.1 试验设计 试验所使用的尾矿渣样品采集于宁夏回族自治区中卫市香山北坡腰岘子沟内的铜尾矿。4条冲沟的坡顶、坡中、坡底各布设3个采样点，并用GPS对采样点进行精确定位。将坡顶、坡中、坡底3个采样点采集的尾矿渣各自混合均匀，装入采样袋，贴好标签，带回实验室备用。MICP固化尾矿渣试验于2020年11月在宁夏大学农科试验基地进行，试验前将从研究区采集的尾矿渣过5，15 mm的干筛，筛后的尾矿渣记为细颗粒K1(<5 mm)、K2中颗粒(5～15 mm)、K3粗颗粒(>15 mm)。将筛分好的尾矿渣置于121 ℃的高压灭菌锅中灭菌30 min后备用。

1.2.2 MICP试验的菌液和反应液制备 MICP试验所用的细菌为尾矿区中分离提取的纺锤形赖氨酸芽孢杆菌()。该菌属好氧或兼性厌氧异养菌，细胞呈直杆状，常以成对或链状排列。对环境的适应能力强。该菌筛选自然土体内部，对环境没有危害，代谢产生大量脲酶，使土壤肥力提高，土壤环境改善。

试验所用的培养基为LB培养基，液体培养基的配方为18 g营养牛肉汤、1 L蒸馏水，调节pH至7.2～7.4，固体培养基在液体培养基的基础上加入15 g琼脂。将LB培养基置于高压灭菌锅内，120 ℃高温灭菌30 min。分离提取的菌种是以真空冷冻菌的形式保存，需要在实验室内进行活化和恢复培养。采用紫外可见分光光度计测定其吸光度OD 600值为2.02。

MICP试验中反应液为尿素和氯化钙的混合液，微生物生长的氮源由尿素提供，试验需要的钙源由氯化钙提供。按照体积比1∶1进行配制得到反应液。配制好的反应液中尿素和氯化钙的浓度均采用1 mol/L。

对于任何工作来说，合格的管理方法都是保证其工作顺利进行以及提高其工作效率的重要因素。对于企业中的资本成本决策工作来说也是如此，合格的管理方法是造价工作质量的保证，更是企业质量的保证。但是，根据调查发现，我国部分企业的资本成本决策工作中，存在着较严重的管理不合格的现象。首先是对于成本管理的进行，上级领导未制定严格的资本成本决策工作进程，导致资本成本工作的进行较紊乱；其次是对于资本成本决策工作的监督，企业未安排专业的人员对资本成本决策工作的进度及质量进行监督。这些问题都严重的影响了资本成本决策的效率。

1.2.3 MICP试验过程 尾矿渣的MICP试验采用分步灌注法：称取已灭菌处理的不同粒径的尾矿渣各6.5 kg置于酒精(75%)消毒后的长度为35 cm、宽为26 cm、高为3.5 cm的沙盘中进行初次灌注，将1.2.2配制好的菌液和反应液按照体积比1∶1混合均匀，进行灌注，为了保证尾矿渣的固化效果，进行3次灌注，在常温下每次灌注时间间隔为15天，每次灌注的高度为3.5 cm。细颗粒每次灌注菌液和反应液的总量分别为850，300，200 mL；中颗粒的用量分别为600，500，200 mL；粗颗粒的用量分别为600，300，200 mL。

1.3 测定方法

尾矿渣中Cu、Ni、Cr、Cd、Ag、Pb元素含量测定参考DZ/T 0279.3—2016区域地球化学调查样品分析方法第3部分，电感耦合等离子体质谱法。As元素含量测定参考DZ/T 0279.13—2016区域地球化学调查样品分析方法第13部分，氢化物发生—原子荧光光谱法。Hg元素含量测定参考DZ/T 0279.17—2016区域地球化学调查样品分析方法第17部分，蒸气发生—冷原子荧光光谱法。

尾矿渣pH的测定方法参考ISO 10390: 2005，称取5 g尾矿渣样品，加入25 mL去离子水(5∶1)，用pH计测定。尾矿渣电导率测定方法参考国家标准HJ 802—2016测定，称取5 g尾矿渣样品，加入25 mL去离子水(5∶1)，用电导率仪测定。尾矿渣中总碳、总氮采用元素分析仪测定(意大利DK，UDK140)、有机质采用灼烧法、总磷含量的测定采用氢氧化钠熔融—火焰光度计法测定，全钾采用氢氧化钠熔融—钼锑抗比色法测定，全盐量采用质量法测定，脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定，蔗糖酶活性采用3，5—二硝基水杨酸比色法测定，过氧化氢酶活性采用高锰酸钾测定法测定。

1.4 数据处理

本研究涉及6个处理，每个处理5个重复，共计30样品。对照(CK)有细颗粒尾矿渣(K1<5 mm)、中颗粒尾矿渣(5 mm15 mm)，试验组(MICP)是在对照的基础上进行MICP处理。本研究所有试验数据采用Excel 2010软件进行初步整理。尾矿渣中重金属元素含量、养分含量和土壤酶含量数据采用IBM SPSS Statistics 25进行双因素分析，利用Origin 2018制图。利用R 4.0.3中绘制重金属间、重金属—养分含量—土壤酶的Pearson相关性热力图。

2 结果与分析

2.1 MICP对不同粒径尾矿渣重金属含量的影响

由图1可知，MICP修复前后研究区不同粒级尾矿渣中除重金属Ni元素含量低于宁夏回族自治区土壤背景值(36.6 mg/kg)外，其余元素Cr、Cd、Pb、Cu、As、Hg均超过宁夏回族自治区土壤背景值(60，0.112，20.6，22.1，11.9，0.021 mg/kg)。MICP处理前K1、K2、K3粒径的尾矿渣中Cd、Pb、As含量无显著差异(>0.05)。Cd元素含量为K3>K2>K1，在K3中Cd含量为0.61 mg/kg。Pb元素含量为K2>K3>K1，在K2中Pb含量为45.1 mg/kg。As元素含量在K3中最多，为95.4 mg/kg。Ag元素含量K2>K1>K3(<0.05)，在K2中Ag含量为0.99 mg/kg，在K3中Ag含量为0.44 mg/kg。Hg元素在K3粒径的尾矿渣含量最少(<0.05)，Hg元素含量K1>K2>K3，依次分别为0.55，0.38，0.24 mg/kg。Cr、Ni在K1、K2、K3粒径的尾矿渣中差异显著(<0.05)，Cr元素在K2中含量最多，为348.5 mg/kg。Ni元素的含量在K2中最多，为17.7 mg/kg。不同粒径的尾矿渣中Cu元素为K2>K3>K1(<0.05)，K3中Cu元素含量为748.47 mg/kg。

注：K1为细颗粒矿渣<5 mm；K2为中颗粒矿渣5～15 mm；K3为粗颗粒矿渣>15 mm；不同小写字母表示不同粒径在有无MICP处理下的差异显著(p<0.05)；不同大写字母表示同一粒径在有无MICP处理下的差异显著(p<0.05)。虚线表示宁夏回族自治区土壤背景值。下同。

MICP处理下Cr元素含量为K2>K3>K1(<0.05)，K1中Cr元素含量为296.2 mg/kg。Hg、As、Cu元素在K1中差异显著(<0.05)。Hg元素在MICP处理下K1>K3>K2，K1中含量为0.6 mg/kg。As元素在K1中含量分别为81.1 mg/kg。Cu元素在K3中含量最多，为738.5 mg/kg。Pb元素含量为K2>K1>K3，Ni元素含量为K1>K2>K3。MICP处理前后，K1粒径的尾矿渣中As元素比处理前显著减少14.3 mg/kg(<0.05)；K2粒径的尾矿渣中Hg元素含量比处理前显著降低23%(<0.05)，Cr、Cd、Cu、Ni、Ag元素含量差异不显著(>0.05)，但均呈现降低趋势，分别比MICP处理前降低15%，2%，9%，16%，20%。K3粒径尾矿中，Ag元素比处理前显著升高(<0.05)。K3粒径尾矿渣中Cr、Cd、Pb、Cu的含量经过MICP处理后，分别降低6%，12%，22%，3%。

2.2 MICP对不同粒径尾矿渣理化性质的影响

由图2可知，MICP处理前K1、K2、K3粒径的尾矿渣中全钾、全氮、全盐量、pH和电导率的含量无显著差异(>0.05)，K1粒径的尾矿渣中全钾、全氮、全盐量、pH和电导率的含量分别为3.52，0.90，22.90 g/kg和9.25，2 585.2 uS/cm；K2粒径的尾矿渣中全钾、全氮、全盐量、pH和电导率的含量分别2.52，0.78，22.18 g/kg和9.12，2 462.8 uS/cm；K3粒径的尾矿渣中全钾、全氮、全盐量、pH和电导率的含量分别为2.66,，0.68，22.86 g/kg和9.30，2 624.0 uS/cm。有机质在K2中含量最多(<0.05)，为0.016 3 g/kg，全磷在K3中含量最高(<0.05)，含量为0.31 g/kg。MICP处理下K1、K2、K3的尾矿渣中全氮、全盐量、pH和电导率无显著差异(>0.05)，全碳含量为K3>K2>K1(<0.05)，K3中全碳含量为15.3 g/kg。全钾的在K1中含量最多(<0.05)，为1.92 g/kg。

图2 MICP对不同粒径尾矿渣理化性质的影响

MICP处理前后，尾矿渣中全氮、电导率的含量显著升高(<0.05)，pH显著下降(<0.05)。K1粒径的尾矿渣中全氮和电导率的含量较MICP处理前分别增加75%，37%，pH降低5%；K2粒径的尾矿渣中全氮、电导率、全碳的含量比MICP处理前分别增加70%，39%，39%，pH降低4%；K3粒径的尾矿渣中全氮和电导率的含量比MICP处理前分别增加74%，26%，pH降低5%。在K2粒径的尾矿渣中全碳的含量在MICP处理后显著增加39%(<0.05)，全钾的含量在K1粒径的尾矿渣中较MICP处理前显著增加33%(<0.05)。

2.3 MICP技术对尾矿渣生物学参数和酶活性的影响

表1 MICP技术对尾矿渣生物学参数和酶活性的影响

MICP处理下不同粒径的尾矿渣中脲酶活力、土壤微生物碳、微生物氮、蔗糖酶的含量没有显著差异(>0.05)。脲酶含量为K3>K1>K2，微生物碳含量为K1>K2>K3，微生物氮的含量K2>K3>K1，过氧化氢酶的含量在K3中最少(<0.05)，为2.48 μmol/(d·g)。MICP处理下K1、K2、K3粒径的尾矿渣中脲酶活力、土壤微生物碳、微生物氮、过氧化氢酶、蔗糖酶的含量比处理前均显著增加(<0.05)。K1粒径尾矿渣中分别增加33%，15%，4%，10%，6%，K2中分别增加26%，9%，3%，6%，6%，K3中分别增加27%，3%，7%，9%，6%。

2.4 MICP修复前后尾矿渣重金属间的相关性

由图3可知，MICP处理前，Cu与Cr、Ag与Ni间呈显著正相关(<0.01)，Hg与Cu、Ni与Pb呈显著负相关，相关系数分别为-0.81，-0.84，-0.08，-0.37。As与Cu显著正相关；Hg与Cr、Ag与Pb呈显著负相关(<0.05)。MICP处理下，Ni与Pb、As与Cu呈显著正相关，相关性系数分别为0.67，0.91，Hg与Cr、As与Ni呈显著负相关(<0.01)，相关系数为-0.52，-0.54。Cu与Cr、Ni与Cd、As与Cr呈显著正相关，As与Pb、Hg与Cu呈显著负相关(<0.05)。经MICP处理后，Ni与Pb、As与Cu呈极显著正相关，修复前后各金属间相关性变化显著，Ni与Pb在处理前后由负相关变为正相关，同时各金属间相关性在处理前后强弱又发生显著变化，Cu与Cr在处理前后，由显著正相关转变为极显著正相关；Ni与Cu由没有相关性转变为呈极显著负相关。

注：*表示p<0.05；**表示p<0.01。下同。

2.5 MICP修复前后重金属和理化性质之间的相关性

由图4可知，在MICP处理前，全氮和Hg呈极显著正相关(<0.01)，相关系数为0.77，全碳和Cu、As呈显著正相关，相关系数分别为0.68，0.50，全钾和Hg呈显著正相关，相关系数为0.89，URE和Cr、Cu及CAT与Cd呈显著正相关，电导率和Pb及全氮与Cr、Cu、As呈显著负相关，相关系数分别为-0.58，-0.56，-0.59，-0.31，全钾和Cr、Cd、Cu呈显著负相关，蔗糖酶和As(-0.76)、脲酶和Hg呈显著负相关(-0.77)。全钾和Ni、全磷和Hg、有机质和Ni及Ag呈显著正相关(<0.05)，pH和Ni、电导率和Hg、全碳和Ni、过氧化氢酶和Cr等呈显著负相关。在MICP处理下，尾矿渣重金属和理化性质间的相关性发生显著的变化。pH和Cr、过氧化氢酶和Ag呈极显著正相关(<0.01)，相关系数分别为0.59，0.63，有机质和Hg为显著正相关，脲酶和Pb、Ni为显著负相关，相关系数分别为-0.75，-0.54，有机质和Cr、Cu等为显著负相关，相关系数分别为-0.62，-0.65；pH和Pb呈显著正相关(<0.05)；全磷在MICP处理后和Cr、Cu等为正相关，相关系数分别为0.61，0.73。

图4 MICP修复前后重金属和理化性质之间的相关性

3 讨 论

3.1 MICP对不同粒径尾矿渣重金属含量的影响

3.2 MICP对不同粒径尾矿渣养分含量的影响

土壤pH对重金属的影响十分重要，土壤pH表现为酸性时，土壤中重金属元素含量增加，迁移性增强，土壤中固定的重金属更易释放出来。本研究显示，pH、全盐量在MICP处理后显著降低(<0.05)，电导率、全碳、全氮、全磷含量显著升高(<0.05)，可能是微生物在矿化的过程中产生了CO，导致土壤环境pH变低。但整体上看尾矿渣pH>7，偏碱性，重金属的可溶性和可移动性在碱性的环境条件下降低，有利于重金属的稳定化。土壤溶液传导电流的能力和重金属离子浓度的间接测量一般用电导率表示。氯化钙和尿素的加入使得尾矿渣中各种盐离子的浓度增加，所以MICP处理后尾矿渣的电导率显著上升(<0.05)，K1、K2、K3中电导率分别升高37%，39%，26%，土壤电导率升高表明土壤盐分含量升高而土壤盐分含量过高或者过低均影响植物的生长发育，因此在进行MICP修复过程中应严格控制含盐量。与MICP处理前相比，经过MICP处理后尾矿渣中的全氮、全碳、全钾含量显著升高(<0.05)，全氮在K1中升高75%，全碳在K2中升高39%，全钾在K1中升高33%，MICP处理后全盐量显著降低(<0.05)，K3降低61%。主要原因是MICP处理过程中，尿素和氯化钙的添加改变尾矿渣的养分含量，让更多的营养元素添加进尾矿渣，使尾矿渣营养状况得到较好的改善；在MICP处理的过程中，添加的微生物菌剂，可产生糖类物质及改善土壤团粒结构、物理性质和颗粒损失等。表明基于环境特定菌种MICP技术能够改善尾矿土养分含量，促进尾矿渣向土壤的转变，有利于尾矿区生态环境修复。

3.3 MICP技术对尾矿渣酶活性的影响

土壤酶作为土壤组分中最活跃的有机组成部分之一，是作为评价土壤肥力高低、生态环境质量优劣的一个重要生化指标。脱氢酶可以衡量土壤中Cr、Cd、Cu、Pb和Zn等重金属污染指标，水解类酶，一般可当作As、Hg等重金属污染的生物指示剂。有研究表明，重金属含量是导致矿区土壤酶活性降低的主要因素。在MICP处理后，脲酶活性显著升高(<0.05)，K1、K2、K3分别增加33%，26%，27%。过氧化氢酶的含量在K1、K2显著升高(<0.05)，分别增加15%，9%。蔗糖酶的含量在K3中显著增加7%。主要原因是在加入MICP之后，重金属元素含量降低，而土壤酶的本质是蛋白质，少量的重金属离子作为土壤酶的辅基，可以促进土壤酶活性中心和催化底物间的配位的结合，土壤酶活性中心的专性结构得以保持，酶活性增强。此外，也有研究表明，微生物菌剂通过改善土壤理化特性和微生物活性，从而影响土壤酶活性。本研究中在MICP技术处理后，尾矿渣养分含量显著升高。微生物碳和微生物氮的含量可作为重金属土壤污染的敏感指标，本研究中微生物碳氮较MICP处理前都增加，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处理前，该区域长期受到重金属胁迫，随着污染程度的增加，微生物碳氮呈下降趋势，主要原因有：(1)高浓度的重金属可使细胞的结构和功能受到破坏，促使细胞死亡，抑制微生物活性从而使生物量降低；(2)由于重金属的污染，土壤中微生物需要更多的能量来度过恶劣环境，进而生物量的增加受到抑制；(3)在土壤重金属的胁迫下，微生物将生长所需能量被维护细胞消耗。而在MICP处理后，微生物碳和氮增加，主要原因为该技术将重金属以沉淀的形式固定，使重金属的赋存价态发生改变，有效阻止其迁移和运动。有研究表明，土壤酶活性可反映土壤肥力的高低和土壤有机养分转化情况，对土壤肥力的保持具有重要意义。本研究中，尾矿渣中酶含量在MICP处理过程中显著升高，说明基于环境特定菌种的MICP技术不仅能有效快速阻断重金属扩散风险，同时能够助力区域重金属污染土体的养分恢复。

3.4 MICP修复前后尾矿渣重金属间及重金属和理化性质间的相关性

推测土壤中不同重金属来源途径的相似性通常采用相关性分析，一般来说，金属间的相关性越显著，说明来源途径越接近。为了解土壤重金属的复合污染及其影响因素，研究土壤重金属间及重金属和理化性质间的相关性就尤为重要，有助于充分了解土壤污染物的来源并为重金属污染修复提供依据。本研究将MICP修复前后重金属元素和尾矿渣养分含量进行相关性分析，MICP处理前，Cu与Cr、Ag与Ni间呈显著正相关(<0.05)，As与Cu呈显著正相关，Hg与Cr、Ag与Pb呈极显著负相关(<0.01)。MICP处理下，Ni与Pb、As与Cu呈极显著正相关(<0.01)。重金属与尾矿养分含量之间，在MICP处理前，TN与Hg、TC与Cr、TC与As、TC与Cu呈极显著正相关(<0.01)，MICP处理下，TN与Ni、TC与Cu呈极显著正相关(<0.01)。表明在修复前尾矿渣中TN与元素Cr、Cu、As、Ag、Ni具有相同的来源，有机质与Ni和Ag具有相同的来源，CAT和Cd具有相同来源，URE与Cr和Cu具有相同来源，在MICP修复后，EC与Pb和Ni、TC与Cr、Cu和As，TK与Pb和Ni，TP与Cr、Cu和As，有机质与Ni、Pb和Cd，URE与Cu、Cr和As具有相同来源。由此可知，重金属元素间是相互促进、协同吸收，具有相似的迁移或转化规律。说明随着重金属元素的增加，养分含量也会增加，是因为土壤中的一些理化因子和某些重金属离子形成络合化合物，重金属元素的有效性、迁移能力和重金属离子活性降低，最终导致土壤中重金属含量增加。在MICP处理后重金属元素和尾矿渣养分含量间多呈显著负相关，可能是由于加入MICP后，土壤发生的氨化作用、消化作用和脱氨作用干扰重金属的行为和活性，从而降低重金属可用性，也可能是由于MICP在固化过程中改变各重金属元素的赋存价态。

4 结 论

(1)研究区内尾矿渣中重金属含量除Ni外，其他重金属含量均超过宁夏回族自治区土壤背景值。较MICP处理前，K1中As含量降低21%(<0.05)；K2中Hg、Ag含量分别降低23%，20%(<0.05)；K3中Pb含量降低22%(<0.05)。表明基于环境特定菌种的MICP技术可有效阻止干旱半干旱区域内重金属的迁移，降低重金属元素对干旱半干旱区域内重金属污染。

(2)MICP修复后，不同粒径尾矿渣pH、电导率变化显著(<0.05)；K1中全氮升高75%；K2中全碳升高39%(<0.05)；各粒径中全氮均升高(<0.05)。因此MICP去除污染土壤中重金属元素的效率较高，长期使用该技术可改善土壤养分含量，促进尾矿渣向土壤的转变，有利于尾矿区生态环境修复。

(3)MICP修复后，K1、K2、K3粒径的尾矿渣中脲酶的活力、土壤微生物碳、微生物氮、过氧化氢酶、蔗糖酶等的含量均升高。K1、K2、K3中脲酶活力升高33%，26%，27%。因此基于研究区生境菌-纺锤型赖氨酸芽孢杆菌()的MICP技术在阻断重金属扩散风险的同时能够助力区域重金属污染土体的养分恢复。

(4)MICP修复后，pH和Pb呈极显著负相关(<0.01)；Pb和EC呈极显著正相关(<0.01)，Cu、As和TC呈极显著负相关(<0.01)。说明MICP可有效固化尾矿渣中重金属元素，降低其迁移能力，最终使得尾矿渣中重金属元素含量降低，养分含量及酶活性提高，尾矿渣肥力状况得到改善。