Improving engineering properties of peaty soil by biogeotechnology
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摘要: 提出利用微生物技术制备原生菌高浓度菌液,用来加快土中有机质分解速率,实现在较短时间内显著降低有机质含量、改善土的工程性质的目的。为验证其可行性,从昆明市2个场地采取了泥炭土样,研发了2套模型装置,分别模拟厌氧、好氧环境下泥炭土有机质分解过程,并测试分析了分解后泥炭土的烧失量、界限含水率及一维固结蠕变特性。试验结果表明：厌氧环境下,菌液浸泡的泥炭土生物气产量比纯水浸泡的有大幅度提高,其产气动力学特征符合修正Gompertz模型。好氧环境下,分解30 d左右时,2个场地泥炭土烧失量分别减少了10.3%和15.6%,减少量比厌氧环境下的大。界限含水率试验表明,泥炭土液限随微生物分解反应时间的增长有所降低,而塑限变化幅度不大。一维固结蠕变试验表明,有机质分解后的泥炭土次固结系数下降,分解时间越长,次固结系数下降越显著。对新技术的特点进行了分析,并对其理论及应用研究进行了展望；该技术有望发展为一项生态友好型的泥炭土地基新型处理方法,改良泥炭土有望成为微生物岩土技术一个潜在应用领域。Abstract: It is suggested that the microbial enrichment technology should be used to increase the number and activity of primary bacteria in peaty soil so as to accelerate the degradation rate of organic matters in soil and achieve the purpose of significantly reducing the content of organic matters and improving the engineering properties of soil in a short time. In order to verify its feasibility, peaty soil samples are taken from two sites in Kunming City, and two sets of model devices are developed to simulate the degradation process of organic matters of peaty soil under anaerobic and aerobic environments, respectively. The combustion loss, limit moisture content and one-dimensional consolidation deformation characteristics of peaty soil after being decomposed are tested. The results show that under the anaerobic environment, the biogas yield of peaty soil soaked in the enriched bacteria solution is significantly higher than that of pure water immersion, and its gas production kinetic characteristics are in line with the modified Gompertz model. Under the aerobic environment, when the microbial degradation lasts for about 30 days, the burning loss of peaty soil in the two sites decreases by 10.28% and 15.58%, respectively, which is larger than that under the anaerobic environment. The experimental results show that the liquid limit of peaty soil degraded by microorganism decreases with the increase of the reaction time, and the plastic limit does not change much. The one-dimensional consolidation tests show that the secondary consolidation coefficient of peat soil after degration of organic matters decreases, and the longer the degration time, the more significant the reduction of the secondary consolidation coefficient. The characteristics of the new technology are analyzed, and its theory and application are prospected. This technique is expected to be an ecological friendly new treatment method for peat soil foundation, and improving peat soil foundation is expected to have a potential application field of biogeotechnology.
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Keywords:
- biogeotechnology /
- peaty soil /
- organic matter degradation /
- biogas /
- ignition loss
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0. 引言
泥炭土是自然界有机质含量最多的土类[1]。其有机质主要来源于植物枝叶、根系、分泌物及动物的分解残余；当沉积速度大于分解速度时,有机质不断在土中累积[2]。分解度越低,土中包含的残余纤维越多；分解度越高,无定形腐殖质占比越多。因此,分解程度决定了泥炭土有机质组分。而另一方面,有机质又是土壤中最活跃的物质组成部分,是土壤微生物（细菌、真菌等）的能量源[3]。微生物作用下,残余纤维分解为腐殖质,并最终分解为气和水,该过程即为有机质分解[4]。过去的很长时间里,土壤有机质分解问题在岩土工程领域没有获得足够重视。近年来,人们逐渐注意到,自然环境改变或人类活动会加速有机质分解,适宜条件下速率可以提高3～4个数量级[5]。工程活动中的土方开挖、地下水升降、无机胶凝材料导致的土壤酸碱度变化等都可能引起有机质加速分解。因此,从工程角度探索泥炭土有机质分解相关课题逐渐引起人们关注。
目前为止,该领域相关的研究成果可以归纳为以下3点。
（1）泥炭土分解度与其工程性质关系研究
众多研究表明,泥炭土分解度与其工程性质直接相关。当分解度不同,其表现出来的工程性质差异很大[6-8]。具体表现在：物理性质方面,纤维泥炭土结构松散,孔隙比、持水能力、渗透性通常大于无定形泥炭土；压缩性质方面,纤维泥炭土次固结系数与压缩指数的比值Cα/Cc在0.06～0.10内[4, 9-10],无定形泥炭土约为0.035～0.06[4, 11],表明纤维泥炭土压缩性更显著；力学性质方面,因残余纤维分布多以水平向为主,使泥炭土具有显著的横观各向同性。三轴压缩条件下,潜在破裂面切过水平面上分布的纤维,纤维拔脱过程中激发了拉拔阻力,使其具有与“加筋土”类似的力学特性[12-14]。
（2）泥炭土分解特性及分解速率影响因素研究
泥炭土有机质分解速率影响因素方面,现有的认识多从土壤学及土壤生物学中借鉴而来。岩土工程领域内,为评价由工程活动引发的有机质加速分解也进行了一些探索。Mitchel等[15]认为土壤中最有利于好氧菌存活的条件是饱和度为60%～80%。O'kelly[16]通过室内模拟试验发现当土样处于不完全浸没状态时分解速率是完全浸没的2倍。土壤中的养分也是重要的影响因素之一,Wardwell等[17]发现土中增加氮元素可以提高分解速率,产气率最高可达481 mL/d。Pichan等[18]通过添加泥炭焚烧余灰PPFA（peat pulverized fuelash）和尿素改变土的碳氮比,用于评价该方法改良泥炭土工程性质的适用性,并提出了“利用微生物分解有机质,从而改良泥炭土地基”的设想。
（3）有机质分解导致泥炭土工程性质改变规律研究
岩土工程领域内研究泥炭土有机质的分解,重点关注的是其引发的泥炭土工程性质转变问题。室内模型试验是开展泥炭土有机质分解研究的主要手段,但目前还没有统一的试验装置,以自制为主。Robert[19]曾利用常规固结仪进行了有机质分解模拟试验。美国的Wardwell等[20-21]较早研发了一种室内模拟装置,包含了土样安放系统、温度调节系统和生物气体回收系统等,通过收集分解过程中释放的气体量作为分解速率的间接体现,该装置得到广泛认可,但它可模拟的因素比较单一,O'kelly[16]对装置做了进一步完善。
利用室内模型试验,在有机质分解对泥炭土工程性质影响方面取得了一定的认识。Wardwell等[17]研究了生物分解改变有机质的含量对泥炭土压缩性、抗剪强度和稳定性的影响。Robert[19]认为有机质含量越高,分解所致沉降在总沉降量中的比例越大。Berry[22]和Huang等[23]认为分解产生的为生物气可能使得泥炭土地基长期沉降问题加重。Pichan研究团队通过室内模拟装置分析了水温为30℃时,水位浸没高度对有机质分解程度的影响,并初步分析了泥炭土含水率、有机质含量及液限随有机质分解时长的变化规律[16, 18, 24]。
综上所述,有机物质是土中微生物的能量源,微生物是有机质分解转化的承担者。它们的生理活动能令有机质含量降低及组分发生改变,进而影响泥炭土的宏观工程性质。受现代微生物岩土技术启发,结合泥炭土有机质分解特点,本文试图探索利用微生物方法,促进土中有机质的分解,实现在较短时间内显著降低有机质含量、改善其工程性质的目的。为验证其可行性,研发了2套模型装置,分别模拟厌氧、好氧环境下泥炭土有机质分解过程,测试了分解后泥炭土的烧失量和界限含水率及一维固结蠕变变形特性等。
1. 微生物技术改良泥炭土的试验设计
本文采用的微生物技术是从泥炭土中提取细菌作为菌种,通过扩培得到高浓度菌液,再和泥炭土混合。试验内容包括菌液配制、有机质分解模拟及泥炭土工程性质测试3个阶段：①阶段一：原生菌菌液配制。对天然泥炭土中的原生菌进行提取、培养、扩增、测试菌液浓度等,制备后续试验所需菌液。②阶段二：微生物分解泥炭土有机质模型试验。分别模拟厌氧、好氧环境下,泥炭土有机质分解过程。记录生物气排放过程,分析产气动力学特征和生物气成分；量测纯水和废液的溶氧量和pH值。③阶段三：微生物技术改良泥炭土工程性质研究。分解过程中,测试泥炭土烧失量、界限含水率及一维固结蠕变特性随反应时长的变化情况,从岩土工程的角度评价改良效果。
本文技术路线如图1所示。
2. 试验材料与方法
2.1 泥炭土取样与分析
2个取样场地位于云南省昆明市（图2）。表1为土样的物理性质指标。其中,有机质含量的测试采用《公路土工试验规程》（JTG E40-2007）推荐的灼烧法；残余纤维含量wf的测试在中国现行土木行业规范中没有相关规定,参考ASTM标准采用湿筛法[25]进行测定。
表 1 试样的物理性质指标Table 1. Physical parameters of peaty soil samples取样点 取样深度/m 颜色 含水率w/% 孔隙比e0 重度γ/(kN·m-3) 塑限wp/% 液限wl/% 烧失量wi/% 残余纤维量wf/% pH值 场地一 8.0~8.5 黑色 215.3 4.6 11.9 125.2 189.3 48.1 <1.0 6.5 场地二 1.2~1.8 灰褐 416.1 6.6 10.3 — — 69.3 15.2 6.3 2.2 高浓度菌液配制
（1）天然泥炭土中原生细菌数测定
剥离土样外层、取核心土作为试验用土。采用涂布平板法进行土中细菌数量的测定（图3）,结果见表2。
表 2 泥炭土中原生细菌数量Table 2. Number of aboriginal bacteria in peaty soil土样场地 培养基类型 稀释倍数 平板菌落数/个 土中细菌数量/(CFU·g-1) 场地一 葡萄糖肉汤 100 99 1.23×105 LB肉汤 100 91 1.13×105 场地二 葡萄糖肉汤 100 87 1.08×105 LB肉汤 100 102 1.26×105 （2）高浓度原生细菌溶液配制
参照固体培养基分离纯化法进行细菌扩培及菌种鉴别工作,操作步骤详见文献[26]。对菌液进行DNA测序,发现芽孢杆菌和孢子菌。芽孢杆菌是好氧或者兼性厌氧菌,有较强的有机质分解能力及繁殖能力。配置的菌液浓度详见表3。将配置好的菌液存放于4℃的冷藏柜中存放待用（图4）。
表 3 配制菌液的浓度Table 3. Concentration of bacterium solution after cultured土样 场地 OD600吸光度值 菌液浓度/(cells·mL-1) A B C 均值 场地一 0.360 0.340 0.319 0.338 1.96×107 场地二 0.833 0.664 0.735 0.744 5.74×107 2.3 厌氧环境泥炭土有机质分解模拟试验
参考Wardwell[21]的方法,设计了一套泥炭土有机质分解模拟装置（图5）,装置由广口瓶、玻璃管、橡胶管、试管等组成。利用该装置可以模拟泥炭土有机质在厌氧环境中的分解,还可观测生物气体积随时间的变化并收集生物气。
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图 5 厌氧环境有机质分解模拟装置图（左）及生物气收集试管实物（右）Figure 5. Schematic diagram of model devices for anaerobic environment organic matter degradation (left) and glass tube for biological gas collection (right)利用该装置,分别对2个场地泥炭土进行有机质分解模拟。试验共进行了数组,其中2组为高浓度菌液浸泡下的泥炭土有机质分解模拟试验,分别用于场地一及场地二泥炭土土样；为了对比分解效果,还进行了2组纯水浸泡试验。试验中,广口瓶里放置的土样大约250 g,体积约250 cm3。单个试验持续120 d左右,记录试验期间生物气体积的变化情况,之后,对收集到的生物气做成分定性分析。
2.4 好氧环境泥炭土有机质分解模拟试验
参考环境工程中的废水好氧处理工艺,设计加工了一套装置及其工艺模拟泥炭土有机质在好氧环境下的分解过程（图6）。该装置由蠕动泵、橡胶管、三轴饱和器、细菌过滤膜等组成。它的工作原理是利用缓慢流经土样的纯水给土中的细菌提供氧分。试验具体操作步骤如下：①搭建试验装置,检查其密闭性。②通过蠕动泵注入酒精（75±5 %）并存留于装置中24 h（避免装置带菌）；再注入纯水24 h,把酒精冲洗干净（防止残余酒精杀死细菌）。③土样在121℃条件下高温高压灭菌20 min,确保菌液为土中唯一微生物来源。④将处理好的泥炭土松散的放入装置内,通过蠕动泵注入菌液,使土达到饱和状态,关闭蠕动泵；静置24 h,使细菌大量附着于泥炭土上；利用milli Q超纯水机制备纯水,再通过蠕动泵注入土样中,供水速度设置为0.6 mL·min-1,设置这样极缓慢的速度是防止水流将细菌冲刷稀释。定期用溶氧计和pH计检测泵入纯水和流出的废液的溶氧量和pH值。
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图 6 好氧环境有机质分解模拟装置图（左）及实物（右）Figure 6. Schematic diagram of model devices for organic matter degradation in aerobic environment (left) and real object (right)利用该装置对2个场地泥炭土进行有机质分解模拟。每个场地共准备了数组平行样,用于不同龄期时的烧失量、残余纤维含量、界限含水率及一维固结变形的测试。
2.5 微生物技术改良泥炭土工程性质效果研究
（1）对分解后的泥炭土进行烧失量和界限含水率测试,分析烧失量和界限含水率指标与降解时间的关系。
（2）测试比较分解前后泥炭土的一维固结蠕变特性变化。选取在好氧环境中分解的泥炭土,分解时间0,7,14,30 d时,分别进行一维固结蠕变试验。首先,采用WG-1C三联固结仪,将模型试验2（图6）中的泥浆状土样小心装入高4 cm,内径6.18 cm的环刀中,土样上下放置滤纸,先施加6.25 kPa的固结压力,等试样逐步排水密实后,再按加载比1.0逐级加大固结压力,最终至100 kPa,该过程大约持续1 h；保持固结压力P=100 kPa,24 h后,拆样并小心推出土样装入高2 cm,内径6.18 cm的环刀中,削去多余高度。之后,装入固结仪中,施加固结压力P=200 kPa,记录土样压缩量,直至小于0.01 mm/h,每组试验大约维持7～9 d。
3. 试验结果分析
3.1 泥炭土厌氧发酵产气动力学特征及机制
（1）产气动力学特征
图7为2组在菌液中浸泡的泥炭土累积生物气体积与反应时间的关系,为了对比分析,还包含了2组在纯水中浸泡的泥炭土样产气数据。
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图 7 累积生物气体积与反应时间的关系Figure 7. Relationship between volume of accumulated biogas and reaction time由图7可知,从生物气体量来看,在接近120 d时,菌液浸泡的场地一及场地二泥炭土生物气体积分别达到52,80 mL左右,而纯水浸泡的两个场地土样产气量仅有13.0,14.5 mL。菌液浸泡的泥炭土产气量远高于纯水浸泡,表明菌液加速了有机质的分解。为了更直观地分析生物气产气速率,将产气体积与泥炭土土样体积对比,本次试验平均产气率大约相当于0.18%和0.23%土样体积/d。Pichan等[16]也报道过类似的试验结果,他们关注了特定环境条件下纤维泥炭土分解产气过程,通过室内模型试验,在厌氧和好氧环境下分别得出60 d产气量为230,400 mL的结果,平均产气率约为0.16%和0.28%土样体积/d。
图7中还显示,累积生物气体积随时间变化大致经历了3个阶段：在浸泡初期（约15 d内）,产气速率缓慢；之后的一段时间（场地一泥炭土为15 d,场地二为40 d左右）产气迅速；随后产气过程非常缓慢,甚至接近停滞。这基本符合自然界生物的发展过程,即经历了发生、发展、成熟3个阶段,而每一阶段的发展速度是不一样的,可用生长曲线函数来描述该过程。采用修正的Gompertz模型对累积产气进行拟合：
P=P0exp{−exp[RmaxeP0(λ−t)+1]}。 (1) 式中
P 为t时刻的累积产气量（mL）；P0 为最大产气潜能（mL）；Rmax 为最大产气速率（mL）；λ 为迟滞期（d）；t为试验持续时间（d）；e 为常数。表4为拟合参数,R2均大于0.9,拟合效果较好。
表 4 泥炭土分解产气的修正Gompertz模型拟合参数Table 4. Parameters fitted by modified Gompertz model for peaty soil degradation土样场地 修正Gompertz模型参数 P0/mL Rmax/(mL·d-1) λ/d R2 场地一 53.2 9.2 11.4 0.98 场地二 82.8 1.3 0.7 0.92 （2）产气机制
生物气体产气机制非常复杂,简述如下[26]：土壤有机质中的碳水化合物,在微生物分泌的糖类水解酶的作用下先水解为单糖,单糖在无氧条件下,由嫌气性微生物缓慢分解,形成一些还原性气体、有机酸,产热少,称发酵作用；在好氧条件下,则由好气性微生物分解,最终产物为水和二氧化碳,产热多,称氧化作用。此外,当土中存在含氮有机质时,包括蛋白质、氨基酸、腐殖质等,在微生物分泌的水解酶作用下,还会发生水解、氨化、硝化和反硝化作用,反应产物包含有机酸、NH3及N2等。当土中存在含磷、硫有机物时,在有机磷细菌、氨化细菌等微生物的作用下,会分解生成硫酸盐、磷酸盐及PH3和H2S气体等。
为明确模型试验中发生的复杂生化反应的实质,委托某环评中心试验室对收集的生物气成分进行了测定,所用设备为气相色谱仪（SDLH/YQ006）和气相色谱-质谱联用仪（SDLH/YQ003）。检测显示其主要成分为甲烷（CH4）,还含有微量萘（C10H8）、环己醇（C12H24O）等29种有机气体。这表明,试验中泥炭土有机质分解过程是碳水化合物为主的物质发生了厌氧发酵。
3.2 纯水和废液中的溶氧量及pH值变化规律
利用模型装置（图6）模拟好氧环境中泥炭土有机质分解过程。在试验的不同阶段,对流入的纯水及流出的废液溶氧量和pH值进行测试,结果见表5。从表5中可以看出,除个别数据异常外,废液的溶氧量普遍比纯水的溶氧量低15%～30%,表明泥炭土中发生了氧化反应,纯水流经泥炭土时,其中溶解的氧在微生物生化反应过程中部分被消耗了。另外,纯水本身是接近中性的,而流出的废液偏弱酸性,表明分解过程中生成了微量有机酸。
表 5 纯水及废液中的溶氧量及pH值Table 5. Dissolved oxygen contents and pH values in pure water and waste solution反应时间t/d 试验组 溶氧量/(mg·L-1) pH值 7 纯水-1 5.26 7.00 废液-1 2.93 5.98 废液-2 3.80 5.85 废液-3 3.24 5.72 废液-4 3.91 5.82 14 纯水-2 5.22 7.00 废液-5 4.40 5.68 废液-6 4.02 5.67 废液-7 3.91 5.69 废液-8 4.21 5.76 21 纯水-3 4.10 6.68 废液-9 3.81 5.67 废液-10 3.92 5.78 废液-11 3.87 5.46 30 纯水-4 4.16 7.73 废液-12 4.60 5.70 — — — — — — 3.3 微生物技术改良泥炭土工程性质研究
（1）有机质变化规律
对经过分解的泥炭土有机质含量进行测试,得出泥炭土烧失量与反应时间的关系,见图8。
从图8中可以看出,经过分解,好氧和厌氧环境中泥炭土有机质含量均有一定程度的减少。厌氧环境中,经过50 d左右,场地一泥炭土有机质含量减少了9.4%,场地二的减少量约为3.6%；而且这种下降趋势在一定时长后就不明显了。相比厌氧环境而言,好氧条件下泥炭土烧失量下降更显著,30 d左右时,场地一泥炭土有机质含量减少了15.6%,场地二的减少量约为10.3%。
（2）界限含水率变化规律
图9为场地一泥炭土界限含水率随反应时间的变化情况。因纤维泥炭土中含有大量残余纤维,对锥入法及搓条法所得数据产生极大干扰,很难反应实际情况,故界限含水率测试不适用于纤维泥炭土[27]。因此场地二泥炭土未做界限含水率试验。
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图 9 界限含水率与反应时间的关系Figure 9. Relationship between limit water content and reaction time从图9中可以看出,经过分解作用,泥炭土的液限随着反应时间增加有较为明显的下降,塑限也有一定的变化,但变化幅度不大且无规律性。这种变化是由于有机质降低导致的。图10为分解过程中有机质含量与界限含水率的关系,从中可知,液限及塑限与有机质含量之间大致呈现了线性相关,且塑限增大的幅度小于液限；该规律和天然泥炭土的基本一致[28-29]。
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图 10 界限含水率与有机质含量的关系Figure 10. Relationship between limit water content and organic matter content（3）分解前后泥炭土一维固结蠕变特性变化规律
图11为不同分解时长的泥炭土的e-lgt一维固结,可以看出不同分解时长的土样的e-lgt曲线形态有较大的差异。分解期越长,压缩固结过程中孔隙比e的减小幅度越小。e-lgt曲线形态大多为反S型,即荷载作用下,孔隙比e初始阶段变化较大,之后出现明显的拐点,拐点后的e-lgt曲线接近直线,其斜率称为次固结系数Cα。图12为不同分解时长的泥炭土的次固结系数,从图中可以看出,两个场地泥炭土的次固结系数均有所下降。其中,场地二泥炭土的次固结系数由最初的0.33下降至30 d时的0.25。这表明泥炭土的次固结变形得到了较好的改善,这对解决泥炭土地基工后沉降难题有一定的现实意义。
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图 11 e-lgt曲线与分解时长的关系Figure 11. Relationship between time of degration and the e-lgt curve![]()
图 12 次固结系数与分解时间的关系Figure 12. Relationship between secondary consolidation coefficient and reaction time of degration需要特别指出的是,因试验中采用了平行样来探讨生化反应的时间效应,而泥炭土的组分及结构随机性很大,试样间的差异难免,这可能是造成以上界限含水率、烧失量及其他指标数据波动的原因,但仍不难从中获得规律。
4. 新技术的特点分析及其理论研究、应用前景展望
泥炭土是较棘手的特殊土,传统的地基处理方法对其并非都有理想效果。比如：有机酸会阻碍及延缓水泥的水化反应,化学固化在泥炭土中容易失效；采用管桩费用过高等问题。因此,探索新型泥炭土地基加固技术很有必要。富含有机质是导致泥炭土工程性质差的主要原因。理论上,如果能消除或者减少有机质,则泥炭土工程性质必向好的方向发展。新技术原理是利用土中天然存在的功能菌群,通过微生物技术增加它们的数量、强化活性,加快新陈代谢,从而加快有机质分解速率,达到改良其工程性质的目的。
（1）新技术的特点分析
土壤有机质是土中各种含碳化合物的总称,包含未分解、半分解动植物残体、微生物体和腐殖质。腐殖质又包含非腐殖物质和腐殖物质[30]。非腐殖物质是有特定物理化学性质、结构已知的有机化合物；其中,碳水化合物（包括糖、醛和酸）占有机质的5%～25%；此外还包括氨基糖、蛋白质和氨基酸、脂肪、蜡质、木质素、树脂、核酸和有机酸等。腐殖物质是非晶形高分子有机化合物,是有机质中最难生物分解的[30]。综上所述,利用微生物改良泥炭土的效果和土中有机质的组分密切相关；有机质的成分会直接影响分解速率和程度。泥炭土不仅仅是被改良的对象,而且是生化反应的主要参与者。前文中,场地一泥炭土有机质主要是腐殖质,场地二泥炭土有机质中除了腐殖质外,包含了较多残余纤维。这些差异可能是造成两个场地泥炭土产气量、产气速率,以及烧失量变化量等一系列试验结果不同的主要原因。
自然状态下,泥炭土有机质成分极为复杂多变,这就决定了单一菌种难以胜任对所有种类有机质都能有效分解。也就很难像现有微生物岩土技术那样,通过引入某特定种类的细菌,利用某种微生物过程,实现某种工程目的。比如采用巴氏芽孢杆菌来实现微生物诱导碳酸盐沉积（MICP）进行地基加固或大坝防渗等。考虑到泥炭土中的原生细菌是历经长期的自然选择而存活下来的,是物竞天择的结果,对所处的环境适应性最好。因此,从待改良泥炭土中提取出的细菌分解有机质的潜力较大。另外,没有引入外源细菌,能消除人们的顾虑,属于生态友好型的地基处理方法。
（2）理论研究展望
在理论研究方面,重点应放在以下几点：①从技术创新的角度,尚需在不同地区采取更多不同类型泥炭土进行类似试验,积累宝贵数据。②从岩土工程的角度,全面评估微生物技术改良泥炭土的效果。对改良后泥炭土的强度、变形及渗透性进行系统研究,特别是要明确泥炭土工程性质随反应时间的变化规律。③从工程应用的角度,尚需明确分解速率的影响因素。凡是能影响细菌活动及其生理作用的因素都会影响有机质的分解速率,主要包括：温度、土壤水分和通气情况、植物残体的特性、土壤特性[30]。化繁为简,可结合实际工程行为概化为几个重要环境因素,包括地下水升降（用地下水干湿循环次数及周期模拟）、酸碱度变化（用pH值改变模拟）、温度变化、营养物质交换（用C:N比变化模拟）。④从微生物学角度,探究对有机质分解有效的细菌种类。目前为止,土壤细菌种类还像一个尚未完全解密的黑箱。但有针对性地开展一些微生物辨识工作是很有益的。当然,这已经不属于传统土力学的研究范畴,必须借助微生物学领域专业人士的力量。
（3）应用前景展望
设想了微生物改良泥炭土地基的具体实施过程（图13）：①在拟处理地基中布设抽水井和注水井,抽水井布设形状可以是三角形或矩形等,注水井布设在抽水井平面位置的中心；井深根据待处理泥炭土层厚度而定。采用PVC管连接抽水井和注水井,形成独立的抽、注水系统。②试验室制备好富集菌液,从注水系统注入,由抽水系统抽出,在注水井和抽水井间形成水头差,使得富集菌液在待处理泥炭土中形成渗流,均匀流过待处理土层,细菌吸附在土中。③通过注水井注入含氧纯水或者其他营养液,以维持土中微生物的数量和活性。此外,定期取土样检测土中细菌数量,必要时还可以通过注入高浓度菌液来增补土中细菌数量。
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图 13 微生物技术改良泥炭土地基施工技术设计Figure 13. Design of construction technology of improving peaty soil ground by biogeotechnology前文面提出的方法属于原位分解,即在不经搅动、挖出的情况下,对泥炭土地基进行改良。根据现有微生物岩土技术的研究成果,普遍认为当土的渗透性较低时,效果可能较差。这是因为细菌在土壤中的生存和繁殖需要空间。因此,微生物岩土技术处理的对象,大部分都是砂土、砾土等粗粒土；对细粒土的处理,往往需要采用机械搅拌等方法[31]。本文建议原位处理的方式,是由泥炭土的特性决定的。天然状态下,泥炭土孔隙比e通常能到3～8,甚至高达12。这是因为：①泥炭土中包含的未分解植物纤维,易形成架空多孔结构,分解度愈低,则结构愈疏松[1, 32]。②腐殖质-黏粒团聚体具有松软、多孔、絮状的特性。另外,研究表明泥炭土具有较好的渗透性[1, 8]。一般情况下,残余纤维含量高的低分解泥炭土渗透系数kv0在10-4～10-5 cm·s-1；腐殖质为主的无定形泥炭土初始渗透系数kv0数量级在10-5～10-7 cm·s-1的范围。这表明,泥炭土基本具备原位分解的条件。
（4）新技术实施中可能存在的问题
利用微生物技术处理泥炭土地基,需要关注有机质分解后带来的附加沉降问题。在农学和环境科学领域,较早注意到这个问题。例如,在泥炭沼泽地区排水造田时,有机质分解导致的次压缩量甚至超过了主固结沉降量[33]。Franzen[34]在瑞士Komosse Bog地区观测到的泥炭沼泽地面因有机质分解而沉降的速率超过3.5 mm·a-1,诱发因素包括气候变化、地下水作用和营养物质供应等。生物分解被认为是诱发加利福利亚Sacramento-San Joaquin三角洲沼泽地次压缩沉降的重要因素之一,占到总压缩沉降量的55%～80%[35]。
从岩土工程角度来看,有机质分解成水和气体后必然带来固体物质的损失,在宏观上表现为相应的附加沉降,因此,本技术可能更适合新建场地,对既有建构筑物地基的加固处理需要谨慎。此外,就技术本身而言,它的根本作用是降低有机质含量从而改善土性。而场地地基的承载能力及变形特性不仅和土性有关,还涉及到土的密实度、干湿度、固结度、扰动程度等；要达到泥炭土地基处理的目的,有可能除了前期微生物改良处理之外,还需辅以堆载、碾压、强夯、复合地基等其他后续处理手段。
5. 结论
（1）厌氧环境下,高溶度菌液浸泡的泥炭土生物气产量比纯水浸泡的有明显的提高,产气动力学特征符合修正的Gompertz模型。微生物气体主要成分为甲烷（CH4）的有机气体,表明泥炭土中发生了厌氧发酵。
（2）好氧环境下,微生物分解30 d左右时,泥炭土烧失量有较大幅度的减少,减少量比厌氧环境下显著。
（3）界限含水率试验表明,泥炭土液限随微生物分解反应时间的增大有所降低,塑限变化幅度不大且无明显的规律。
（4）一维固结蠕变试验表明,泥炭土的次固结系数Cα随微生物分解反应时间的增长有所降低,表明其蠕变性得到明显改善。
（5）微生物扩增技术有望发展为一项生态友好型的泥炭土地基新型处理方法；加固泥炭土地基有望发展成为微生物岩土技术一个潜在的应用领域。
微生物处理技术尚处于初步探索阶段,研究手段还局限于室内试验,要实现工程应用还需大量系统和深入的研究工作,并经过实际工程的检验。
致谢: 本文的试验方案设计得到了南京水利科学研究院谈叶飞博士的指导；文中微生物提取及培养等工作主要在江苏省疾病预防控制中心病原微生物研究所完成；还有部分工作是在昆明理工大学食品安全技术研究所程桂广博士、生命科学与技术学院陈伟博士的帮助下完成的,在此一并感谢！ -
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图 5 厌氧环境有机质分解模拟装置图（左）及生物气收集试管实物（右）
Figure 5. Schematic diagram of model devices for anaerobic environment organic matter degradation (left) and glass tube for biological gas collection (right)
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图 6 好氧环境有机质分解模拟装置图（左）及实物（右）
Figure 6. Schematic diagram of model devices for organic matter degradation in aerobic environment (left) and real object (right)
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图 7 累积生物气体积与反应时间的关系
Figure 7. Relationship between volume of accumulated biogas and reaction time
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图 9 界限含水率与反应时间的关系
Figure 9. Relationship between limit water content and reaction time
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图 10 界限含水率与有机质含量的关系
Figure 10. Relationship between limit water content and organic matter content
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图 11 e-lgt曲线与分解时长的关系
Figure 11. Relationship between time of degration and the e-lgt curve
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图 12 次固结系数与分解时间的关系
Figure 12. Relationship between secondary consolidation coefficient and reaction time of degration
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图 13 微生物技术改良泥炭土地基施工技术设计
Figure 13. Design of construction technology of improving peaty soil ground by biogeotechnology
表 1 试样的物理性质指标
Table 1 Physical parameters of peaty soil samples
取样点 取样深度/m 颜色 含水率w/% 孔隙比e0 重度γ/(kN·m-3) 塑限wp/% 液限wl/% 烧失量wi/% 残余纤维量wf/% pH值 场地一 8.0~8.5 黑色 215.3 4.6 11.9 125.2 189.3 48.1 <1.0 6.5 场地二 1.2~1.8 灰褐 416.1 6.6 10.3 — — 69.3 15.2 6.3 
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表 2 泥炭土中原生细菌数量
Table 2 Number of aboriginal bacteria in peaty soil
土样场地 培养基类型 稀释倍数 平板菌落数/个 土中细菌数量/(CFU·g-1) 场地一 葡萄糖肉汤 100 99 1.23×105 LB肉汤 100 91 1.13×105 场地二 葡萄糖肉汤 100 87 1.08×105 LB肉汤 100 102 1.26×105
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表 3 配制菌液的浓度
Table 3 Concentration of bacterium solution after cultured
土样 场地 OD600吸光度值 菌液浓度/(cells·mL-1) A B C 均值 场地一 0.360 0.340 0.319 0.338 1.96×107 场地二 0.833 0.664 0.735 0.744 5.74×107
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表 4 泥炭土分解产气的修正Gompertz模型拟合参数
Table 4 Parameters fitted by modified Gompertz model for peaty soil degradation
土样场地 修正Gompertz模型参数 P0/mL Rmax/(mL·d-1) λ/d R2 场地一 53.2 9.2 11.4 0.98 场地二 82.8 1.3 0.7 0.92
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表 5 纯水及废液中的溶氧量及pH值
Table 5 Dissolved oxygen contents and pH values in pure water and waste solution
反应时间t/d 试验组 溶氧量/(mg·L-1) pH值 7 纯水-1 5.26 7.00 废液-1 2.93 5.98 废液-2 3.80 5.85 废液-3 3.24 5.72 废液-4 3.91 5.82 14 纯水-2 5.22 7.00 废液-5 4.40 5.68 废液-6 4.02 5.67 废液-7 3.91 5.69 废液-8 4.21 5.76 21 纯水-3 4.10 6.68 废液-9 3.81 5.67 废液-10 3.92 5.78 废液-11 3.87 5.46 30 纯水-4 4.16 7.73 废液-12 4.60 5.70 — — — — — —
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