摘要：以选矿厂附近土壤为研究对象,分析了土壤中交换态重金属含量, As、Pb、Cd、Zn和Cu的交换态浓度为14.01、4.95、0.64、33.46和12.95 mg/kg。基于生物矿化原理,利用碳酸盐矿化菌生长代谢过程产生的脲酶来分解底物尿素,产生碳酸根离子,固结重金属离子,使得土壤中活泼的重金属离子转变为碳酸盐矿物态,降低其危险。
研究了温度、pH和重金属离子对酶活性的影响,发现环境30℃温度有利于促进酶活性;在弱酸性条件下,底物分解量减少15%;重金属离子在低浓度时对脲酶活性影响不大,浓度提高后对酶活性抑制作用没有加剧。将制备好的微生物矿化修复制剂喷洒于1 000 m2的污染土壤中,实验结果发现,土壤中交换态重金属离子含量在0~20 cm范围内明显减少,As、Pb、Cd、Zn和Cu的交换态浓度分别减少至2.37、1.25、0.31、16.67和3.42 mg/kg。
随着工业和社会经济的发展，含有重金属的污染物通过各种途径进入土壤，重金属污染具有隐蔽性和难去除性，并且可以通过作物进入人类的食物链，危害人类健康。Tessier等将重金属在土壤中的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、Fe-Mn氧化物结合态、有机结合态、残渣晶格态，其中，尤以交换态危害最大，交换态是指土壤中可以被中性盐类提取剂浸提的部分重金属形态。
交换态重金属在环境中移动性和生物有效性最强，因此，被认为是评价土壤重金属污染的重要指标。交换态总量通常所占比例不大，但重金属对作物的污染主要是通过交换态来进行的，极易被植物吸收利用。
国内外利用微生物矿化修复重金属污染开展了很多研究。其中，Roy等发现硫还原细菌可通过2种途径将硫酸盐还原成硫化物，一是在呼吸过程中硫酸盐作为电子受体被还原，另一是在同化过程中利用硫酸盐合成氨基酸，如胱氨酸和蛋氨酸，再通过脱硫作用使S2-分泌于体外，S2-可以和重金属形成硫化物沉淀。Fujita等通过细菌对尿素的分解作用，使得Sr共沉淀在方解石矿物中，修复被Sr污染的地下水。
Ivan等利用尿素酶成功沉淀含有尿素的SrCl2和Ba Cl2溶液中的重金属离子，得到SrCO3和Ba CO3，并研究了尿素酶在沉淀过程对晶体生长过程和最终晶型的影响。Francesca等在PH为中性的被尾矿污染的溪水中，通过分析沉淀物中的残余有机质，发现重金属离子共沉淀在水锌矿（Zn（CO3）2（OH）6）中，是由当地环境中存在的一种光合微生物造成的。
王瑞兴等基于生物矿化原理，利用细菌分离底物产生碳酸根离子，固结重金属离子，达到修复污染土壤的目的。进一步研究发现，为了更有效固结重金属离子，最理想的状态就是在污染体系内部，重金属离子附近的微区域形成大量CO32-离子。碳酸盐矿化菌能够在其生长过程中产生脲酶，并通过酶分解底物尿素产生CO32-，矿化固结环境当中的重金属离子，使其由可提取态转变为较稳定的碳酸盐矿物态，降低其被植物吸收进入人类食物链的风险，达到修复土壤的目的。
但是这些研究多停留在实验室阶段，模拟受污染的土壤，对于自然界中实际受污染土壤的大面积修复还没有开展。同时，这些修复方法在实际运用中应考虑的问题，如重金属离子，重金属污染区域环境温度、PH对脲酶的影响也没有展开研究。具体参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
因此，本实验以实际污染土壤为研究对象，通过实验确定温度、PH和重金属离子对脲酶活性的影响，并根据土壤中重金属的浓度，制备碳酸盐矿化菌，将其与底物尿素混合，开展修复污染土壤实验。
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