摘要：以選礦廠附近土壤為研究對象,分析了土壤中交換態重金屬含量, As、Pb、Cd、Zn和Cu的交換態濃度為14.01、4.95、0.64、33.46和12.95 mg/kg�；谏锏V化原理,利用碳酸鹽礦化菌生長代謝過程產生的脲酶來分解底物尿素,產生碳酸根離子,固結重金屬離子,使得土壤中活潑的重金屬離子轉變為碳酸鹽礦物態,降低其危險。
研究了溫度、pH和重金屬離子對酶活性的影響,發現環境30℃溫度有利于促進酶活性;在弱酸性條件下,底物分解量減少15%;重金屬離子在低濃度時對脲酶活性影響不大,濃度提高后對酶活性抑制作用沒有加劇。將制備好的微生物礦化修復制劑噴灑于1 000 m2的污染土壤中,實驗結果發現,土壤中交換態重金屬離子含量在0~20 cm范圍內明顯減少,As、Pb、Cd、Zn和Cu的交換態濃度分別減少至2.37、1.25、0.31、16.67和3.42 mg/kg。
隨著工業和社會經濟的發展，含有重金屬的污染物通過各種途徑進入土壤，重金屬污染具有隱蔽性和難去除性，并且可以通過作物進入人類的食物鏈，危害人類健康。Tessier等將重金屬在土壤中的形態分為可交換態、碳酸鹽結合態、Fe-Mn氧化物結合態、有機結合態、殘渣晶格態，其中，尤以交換態危害最大，交換態是指土壤中可以被中性鹽類提取劑浸提的部分重金屬形態。
交換態重金屬在環境中移動性和生物有效性最強，因此，被認為是評價土壤重金屬污染的重要指標。交換態總量通常所占比例不大，但重金屬對作物的污染主要是通過交換態來進行的，極易被植物吸收利用。
國內外利用微生物礦化修復重金屬污染開展了很多研究。其中，Roy等發現硫還原細菌可通過2種途徑將硫酸鹽還原成硫化物，一是在呼吸過程中硫酸鹽作為電子受體被還原，另一是在同化過程中利用硫酸鹽合成氨基酸，如胱氨酸和蛋氨酸，再通過脫硫作用使S2-分泌于體外，S2-可以和重金屬形成硫化物沉淀。Fujita等通過細菌對尿素的分解作用，使得Sr共沉淀在方解石礦物中，修復被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溶液中的重金屬離子，得到SrCO3和Ba CO3，并研究了尿素酶在沉淀過程對晶體生長過程和最終晶型的影響。Francesca等在PH為中性的被尾礦污染的溪水中，通過分析沉淀物中的殘余有機質，發現重金屬離子共沉淀在水鋅礦（Zn（CO3）2（OH）6）中，是由當地環境中存在的一種光合微生物造成的。
王瑞興等基于生物礦化原理，利用細菌分離底物產生碳酸根離子，固結重金屬離子，達到修復污染土壤的目的。進一步研究發現，為了更有效固結重金屬離子，最理想的狀態就是在污染體系內部，重金屬離子附近的微區域形成大量CO32-離子。碳酸鹽礦化菌能夠在其生長過程中產生脲酶，并通過酶分解底物尿素產生CO32-，礦化固結環境當中的重金屬離子，使其由可提取態轉變為較穩定的碳酸鹽礦物態，降低其被植物吸收進入人類食物鏈的風險，達到修復土壤的目的。
但是這些研究多停留在實驗室階段，模擬受污染的土壤，對于自然界中實際受污染土壤的大面積修復還沒有開展。同時，這些修復方法在實際運用中應考慮的問題，如重金屬離子，重金屬污染區域環境溫度、PH對脲酶的影響也沒有展開研究。具體參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。
因此，本實驗以實際污染土壤為研究對象，通過實驗確定溫度、PH和重金屬離子對脲酶活性的影響，并根據土壤中重金屬的濃度，制備碳酸鹽礦化菌，將其與底物尿素混合，開展修復污染土壤實驗。
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