近年来，伴随着我国工业化和城市化的迅速发展，固体废弃物产量逐年增加. 《2020年全国大、中城市固体废物污染环境防治年报》^[1]指出：2019年全国大、中城市一般工业固体废弃物产量为13.8亿t. 已有研究对尾矿、粉煤灰、渣土等固体废弃物进行重金属含量检测，发现铅、镉质量分数均可达到1.50×10⁻⁴~5.00×10^{−4 [2-3]}，远超我国的土壤环境质量标准^[4]. 重金属是无法生物降解的有毒污染物，且能够在食物链中逐渐积累，危害生态环境、植物生长及人类健康^[5-6]. 传统的重金属修复方法包括置换、电动修复、离子交换和植物修复^[7]，但这些方法都存在一定的局限性，对铅、镉复合污染土体的修复效果一般^[8-9].

脲酶诱导矿化技术(enzyme induced carbonate precipitation, EICP)是新兴的重金属污染土生化修复技术，通过向污染土中引入脲酶、尿素和可溶性钙盐，使得尿素在脲酶的催化作用下生成NH₄⁺和CO₃²⁻，CO₃²⁻能够与Ca²⁺及污染土中的重金属阳离子（如Cd²⁺、Zn²⁺等）结合，使得重金属以碳酸盐结合态的形式被封存^[10]. 在土体中所生成的碳酸钙能够包裹并胶结土颗粒^[11]，提高土体的抗剪强度^[12]. Wang等^[13]针对铅污染水，采用粗提纯刀豆脲酶研究不同钙源对Pb²⁺固化的影响，发现采用氯化钙作为钙源能够有效地改善修复效率. 边汉亮等^[14]运用粗提纯大豆脲酶与尿素-氯化钙溶液处理锌污染土，发现利用EICP 技术可以有效地降低污染砂土中Zn²⁺的质量分数，使其以碳酸盐的形式固定封存，砂土的无侧限抗压强度随着处理次数的增加从0 MPa增大至0.44 MPa. Nam等^[15]采用EICP技术，针对锌、铜、铅和铬复合污染矿渣进行处理，发现粗提纯脲酶较商业精提纯脲酶的处理效果更好，指出所形成的碳酸钙能够有效地填充土体孔隙，阻滞重金属离子的迁移和扩散. 综上可知，粗提纯脲酶和精提纯脲酶的矿化效果不同，然而目前针对重金属对不同脲酶的活性影响鲜有研究. 此外，少有学者采用EICP技术对铅、镉复合污染土进行处理，实现减小重金属浸出质量浓度并提高土体的力学特性的目的.

本文将EICP技术应用于固化铅、镉复合污染砂土. 采用ISO标准砂土，制备铅、镉复合污染砂土. 根据土中Pb²⁺、Cd²⁺的质量分数，通过液体反应动力学试验，对比研究相同活性的精提纯脲酶和剑豆粗提纯脲酶固化Pb²⁺、Cd²⁺的效果，得到最优的脲酶种类. 基于该脲酶种类探究不同脲酶质量浓度对Pb²⁺、Cd²⁺固化的影响，得到最优的脲酶质量浓度. 根据最优的脲酶种类与质量浓度，采用不同的氯化钙浓度分别对铅、镉复合污染砂土及未污染砂土进行固化修复试验. 通过检测浸出液中Pb²⁺、Cd²⁺质量分数及土单元体的无侧限抗压强度，结合微观测试，揭示EICP固化修复重金属的机制.

采用厦门ISO标准砂土制备铅、镉复合污染土，其中，铅、镉质量分数均为500×10⁻⁶. 标准砂土的基本物理特性和颗粒级配曲线分别如表1和图1所示. 图中，w_B为小于某粒径的土粒质量分数，d为粒径.

铅、镉复合污染标准砂土单元体试样的制备步骤如下.

1）称取标准砂土最优含水率对应体积的去离子水，向去离子水中分别加入一定质量的硝酸铅与硝酸镉粉末并溶解均匀.

2）向烘干的标准砂土中喷洒步骤1）中的混合溶液并搅拌均匀，静置1 d.

3）将制备的污染标准砂土放置在60 ℃的烘箱中烘干后，即为试验所用的铅、镉复合污染砂土.

4）采用分层压实法，分别将约324 g的铅、镉复合污染标准砂土及未污染的标准砂土压入直径为5 cm的模具中. 在模具底部设有直径为5 mm的孔洞并在底部放置2层纱布，控制压实后的试样高度为10 cm，相对密实度和孔隙体积分别为40%和74 cm³.

试验所用的商业精提纯脲酶来自Sigma-Aldrich公司，该脲酶提取自刀豆（下称精提纯脲酶）. 将一定质量的精提纯脲酶粉末溶解于去离子水中并搅拌均匀，即为精提纯脲酶溶液^[12]. 粗提纯脲酶溶液为自制（下称剑豆粗提纯脲酶），试验所用的剑豆为市售剑豆. 将一定质量的剑豆置于破碎机中加入适量去离子水破壁2 min，后静置10 min. 将剑豆溶液倒入离心管中，采用离心机以3000 r/min的速度离心15 min，取离心管中的上清液，即为剑豆粗提纯脲酶溶液.

脲酶活性U为单位时间内尿素水解生成的NH₄⁺浓度，可以通过测试去离子水环境下尿素水解过程中产生的NH₄⁺浓度获得脲酶活性. 采用纳氏试剂分光光度计法测量脲酶活性，测试步骤如下^[16].

1）准备3个离心管，分别将10 mL脲酶溶液与等体积的1.5 mol/L尿素均匀混合并振荡.

2）在分别振荡2、5和10 min后，向溶液中加入盐酸，该步骤的目的是将脲酶水解尿素反应停止.

3）根据《水质氨氮测定-纳氏试剂分光光度计法》（HJ 535—2009）的测试方法，分别检测以上3个离心管中溶液的NH₄⁺浓度，建立NH₄⁺浓度与反应时间的关系曲线，斜率即为脲酶活性.

如图2所示为精提纯脲酶和剑豆粗提纯脲酶在去离子水环境下，不同质量浓度条件下的脲酶活性. Gao等^[17-19]的研究发现，目前用于土体矿化处理的脲酶活性通常为0.5~10 mmol/(L·min). 为了探究2种脲酶在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下的活性与固化效果，考虑2种脲酶的初始活性均为8.27 mmol/ (L·min). 在该活性条件下，精提纯脲酶和剑豆粗提纯脲酶溶液的质量浓度分别为2.53、10 g/L.

试验所用的胶结液为氯化钙和尿素的混合液. 假设加入EICP胶结液后，1.1节制备的铅、镉复合污染标准砂中的Pb²⁺、Cd²⁺能够完全溶于土单元体孔隙对应体积的液体（74 mL）中，Pb²⁺、Cd²⁺浓度分别为10.5、19.5 mmol/L. 在液体反应的动力学试验过程中，将一定质量的硝酸铅和硝酸镉粉末溶解于50 mL的胶结液中（胶结液中包含尿素和氯化钙）. 将该50 mL的胶结液分别与等体积的脲酶溶液均匀混合，控制最终混合液中的尿素、Pb²⁺、Cd²⁺及Ca²⁺浓度分别为750、10.5、19.5和500 mmol/L. 每隔2或3 h对反应溶液进行取样，每次取样2 mL，控制实验室温度为25 ℃（±5 ℃），持续监测48 h. 根据《水氨氮测定-纳氏试剂分光光度计法》（HJ 535—2009）的方法，测试不同时刻样本中的NH₄⁺浓度，采用电感耦合等离子光谱仪（ICP-OES）测试样本中不同时刻的Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺浓度^[13]. 将不同时间段测得的NH₄⁺浓度与理论上尿素完全水解能够生成的NH₄⁺浓度的比值记为NH₄⁺生成率，用符号N表示，建立N与时间t的变化曲线. 将反应初始时的各金属离子（Pb²⁺、Cd²⁺、Ca²⁺）浓度与不同时间段测得的各金属离子浓度的差值与反应初始时的各金属离子浓度的比值记为金属固定率，用符号M表示，建立M与t的变化曲线. 每组试验重复3次.

为了探究胶结液中不同氯化钙浓度对修复固化铅、镉污染砂土的影响，基于液体反应动力学试验确定的最适脲酶种类与质量浓度，对铅、镉复合污染标准砂进行固化处理. 其中，脲酶与胶结液的混合液中尿素浓度为0.75 mol/L，氯化钙浓度分别为0、0.25和0.5 mol/L. 设置未污染标准砂土作为空白对照组，尿素和氯化钙浓度分别为0.75、0.5 mol/L. 试验步骤如下.

1）试验开始前，根据1.1节所述的步骤制备单元体试样.

2）用玻璃胶封堵模具底部开孔，之后通过玻璃棒引流，将脲酶和胶结液的混合液从试样顶部加入，加入的混合液体积为土单元体孔隙对应的体积（74 cm³），静置48 h.

3）开孔收集流出液，随后重复加入1倍孔隙体积的脲酶与胶结液混合液并收集流出液，重复进行上述步骤，总共对土单元体处理4遍.

4）将固化处理后的试样放置在60 ℃烘箱内烘干，之后对试样进行无侧限抗压强度的测试，控制加载速率为0.5 mm/min，收集破坏后的试样.

向砂土固化试验中收集的底部流出液中加入浓度为1 mol/L的稀硝酸，待反应至无气泡产生后，对溶液取样，采用电感耦合等离子光谱仪（ICP-OES）测试溶液中的Pb²⁺、Cd²⁺浓度，流出液中的重金属质量可由溶液离子浓度×体积得到.

根据《固体废物浸出毒性浸出方法水平振荡法》（HJ 557—2009）^[20]，对破坏后的试样及处理前的铅、镉复合污染标准砂土试样取样，制备浸出液. 在测试过程中，将100 g的被测试样放置在提取瓶中，按10∶1（L/kg）的液固比向提取瓶内加入1 L去离子水，盖紧瓶盖后垂直固定在水平振荡仪中振荡8 h，静置16 h后过0.45 μm的滤膜，过滤液即为浸出液. 对浸出液取样，采用电感耦合等离子光谱仪（ICP-OES）测试样本中的Pb²⁺、Cd²⁺浓度.

收集液体反应动力学实验中得到的沉淀物，置于60 ℃烘箱烘干后并粉碎研磨后进行X射线衍射（XRD）测试，分析沉淀物的矿物成分. 通过傅里叶变换红外光谱仪（FTIR），测定沉淀物的官能团.

收集经EICP处理2遍的土单元体，置于60 ℃烘箱烘干并粉碎研磨过筛后进行X射线衍射（XRD）测试，分析矿物成分. 收集经EICP矿化处理2、3、4遍的土单元体试样进行扫描电镜能谱分析（SEM-EDS），观察微观形态.

重金属离子具有较高的电子亲和力、金属配体配位键能力及强氧化性^[21]，极易与其他分子如蛋白质形成稳定的络合物，导致蛋白质变性失活. 当土体中含有重金属时，吸附在土颗粒上的重金属离子可与脲酶分子络合，改变其活性，影响矿化过程. 本试验的目的如下. 1）探究精提纯脲酶与剑豆粗提纯脲酶在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下的活性及固定效率，确定最适的脲酶种类. 2）基于该种类脲酶，探究不同脲酶质量浓度对Pb²⁺、Cd²⁺固定的影响规律，确定最适的脲酶质量浓度.

如图3所示为在Pb²⁺、Cd²⁺环境下相同活性的精提纯脲酶和剑豆粗提纯脲酶诱导矿化过程中NH₄⁺的生成率结果. 可知，精提纯脲酶的NH₄⁺生成率在反应4 h后仅为0.24%. 这表明精提纯脲酶在Pb²⁺、Cd²⁺环境下活性成分极易受影响并很快失活. 与精提纯脲酶相比，剑豆粗提纯脲酶处理组的NH₄⁺生成率随反应时间逐渐增大，在36 h左右达到99%，表明剑豆粗提纯脲酶对Pb²⁺、Cd²⁺的耐受能力远超精提纯脲酶.

如图4所示为在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下2种脲酶诱导矿化的金属固定率M结果. 可以看出，精提纯脲酶处理组最终的Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率分别为98.84%、3.1%和0.45%. 除Pb²⁺以外， Cd²⁺和Ca²⁺的金属固定率极低，这与NH₄⁺生成率的结果一致. Pb²⁺较高的固定率与精提纯脲酶的成分有关，这将在2.2节讨论. 相反地，剑豆粗提纯脲酶处理组的Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率随时间增大，分别在6、15及39 h左右达到99%.

根据上述结果可知，在相同的金属环境下，剑豆粗提纯脲酶固定重金属的效果明显优于精提纯脲酶. 主要原因是2种脲酶溶液成分的差异较大. 与精提纯脲酶溶液相比，剑豆粗提纯脲酶溶液中含有较多的有机质，如氨基酸、蛋白质. 如图5所示为剑豆粗提纯脲酶溶液中的不同氨基酸质量分数，蛋白质质量分数为0.24×10⁻². 精提纯脲酶中的氨基酸和蛋白质质量分数极低，检测值均低于检出限. 从图5可以看出，剑豆粗提纯脲酶中分别含有一定量的组氨酸、谷氨酸、天冬氨酸和甘氨酸. Swift等^[22-24]的研究表明，组氨酸含有咪唑基团，天冬氨酸和谷氨酸含有酰胺基团，甘氨酸含有醇羟基，均能够与金属离子发生络合反应，使得反应体系中的重金属质量浓度降低，保护脲酶. 此外，Martin等^[25-26]探究蛋白质对脲酶活性的影响，发现蛋白质能够作为稳定剂，保护脲酶，使其在复杂环境下避免失活. 剑豆粗制脲酶中的有机质给碳酸盐颗粒的生成提供成核位点，有利于提高EICP反应效率^[27-28].

对2种脲酶诱导矿化的生成物分别进行XRD和FTIR检测. 如图6所示为剑豆粗提纯脲酶处理组和精提纯脲酶处理组诱导矿化沉淀产物的XRD图谱. 可知，剑豆粗提纯脲酶诱导矿化沉淀产物的主要矿物成分除碳酸钙、碳酸镉和碳酸铅外，同时检测出氯化铅氨. 这是反应体系中的氯化钙、硝酸铅与尿素水解生成NH₄⁺的反应产物. 精提纯脲酶在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下失活，使得沉淀产物不包含金属碳酸盐，沉淀物的主要矿物成分是磷酸铅. 这主要是因为商业精提纯脲酶在提取、纯化和稳定过程中引入大量额外的PO₄³⁻基团^[26], PO₄³⁻与Pb²⁺结合生成难溶物磷酸铅，表明在试验重金属环境下，精提纯脲酶对Pb²⁺的固定不是EICP生化反应过程，而是常规的化学沉淀.

如图7所示为精提纯脲酶处理组和剑豆粗提纯脲酶处理组诱导矿化沉淀产物的FTIR图谱. 图中，f为频率. 对于精提纯脲酶沉淀物，在1050、963、578 cm⁻¹处出现明显的红外吸收峰，分别对应磷酸基团的反对称伸缩振动（频率为1 100~1 050 cm⁻¹）、对称伸缩振动（频率为970~940 cm⁻¹）及不对称变角振动（频率为630~540 cm⁻¹）. 该结果与精提纯脲酶XRD结果是一致的. 对于剑豆粗提纯脲酶试验组沉淀，检测到频率分别在1 373、987、856和720 cm⁻¹处有明显的红外吸收峰，这主要是沉淀物中CO₃²⁻的振动（720 cm⁻¹和850 cm⁻¹分别对应CO₃²⁻的面内和面外振动，1 373 cm⁻¹对应CO₃²⁻的不对称伸缩振动^[29]）. 此外，频率分别在1 067、1 650和540 cm⁻¹附近处观察到有较弱的红外吸收峰，这分别是酰胺基团或咪唑基团中C-N单链的伸缩振动、乙酰胺II中羰基基团（C=O）和肟类化合物（C=N）的伸缩振动^[30]、O-Cd的振动特征. 这表明剑豆粗提纯脲酶诱导矿化沉淀物中存在有机络合物沉淀, 使得反应体系中的重金属质量浓度降低，进而保护脲酶.

剑豆粗提纯脲酶固定重金属的效果优于精提纯脲酶，质量浓度为10 g/L的剑豆粗提纯脲酶的Pb²⁺、Cd²⁺固定率可达99%. 为了探究不同脲酶质量浓度对Pb²⁺、Cd²⁺固定化的影响，分别配制质量浓度为5、7.5及10 g/L的剑豆粗提纯脲酶溶液，测量矿化过程中的NH₄⁺生成率和金属离子固定率.

如图8(a)~(c)所示分别为质量浓度为5、7.5及10 g/L的剑豆粗提纯脲酶在矿化过程中的NH₄⁺生成率和金属固定率. 可以看出，对于质量浓度为5 g/L的剑豆粗提纯脲酶，NH₄⁺生成率及Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率均在18 h之前逐渐增大，在18 h后基本不发生变化，表明脲酶在18 h后失活. 最终的NH₄⁺生成率以及Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率分别为18%、98%、57%和22%. 与质量浓度为5 g/L的剑豆粗提纯脲酶结果规律类似，质量浓度为7.5 g/L的剑豆粗提纯脲酶在矿化过程中的NH₄⁺生成率以及Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率在近27 h后达到稳定. 最终的NH₄⁺生成率以及Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率分别为42%、99%、97%和57%. 对于质量浓度为10 g/L的剑豆粗提纯脲酶, NH₄⁺生成率以及Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率均能在39 h后达到99%.

根据以上结果可以发现, NH₄⁺生成率以及各金属离子固定率将随着脲酶质量浓度的提高而逐渐增大. 这主要是因为脲酶质量浓度的提高能够提高脲酶活性，促进矿化反应；剑豆粗提纯脲酶浓度的提高将增大脲酶溶液中的非脲酶有机质质量分数，防止脲酶在重金属环境下失活. 此外，从上述金属离子固定率结果可知，Pb²⁺固定速率最大，Cd²⁺、Ca²⁺固定速率最小. 这主要与反应体系的底物浓度及矿化产物的溶度积有关. 反应体系中底物浓度的增大影响脲酶活性并延长矿化反应的时间. 本试验溶液中Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺的浓度分别为10.5、19.5和500 mmol/L. 此外，固定速率与矿化产物的溶度积相关，当矿化反应体系中难容电解质（例如碳酸钙）的离子浓度的乘积大于溶度积时，会发生沉淀. 本试验的主要矿化产物为碳酸钙、碳酸镉和碳酸铅，对应的溶度积分别为2×10⁻⁸、5.2×10⁻¹²和7.4×10⁻¹⁴，导致Ca²⁺、Cd²⁺和Pb²⁺的固定速率不同^[31].

通过液体反应动力学试验结果可知，质量浓度为10 g/L的剑豆粗提纯脲酶能够在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下保持足够的活性，Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺的最终固定率可达99%. 为了研究胶结液中不同氯化钙浓度对铅、镉复合污染土重金属修复以及强度特性的影响，制备质量浓度为10 g/L的剑豆粗提纯脲酶及氯化钙浓度分别为0、0.25和0.5 mol/L的胶结液，对铅、镉复合污染标准砂进行固化处理.

如图9(a)所示为胶结液中不同氯化钙浓度条件下的铅浸出质量浓度随处理遍数N_t的变化，其中0遍为未处理的复合污染砂土铅浸出质量浓度. 可知，未处理前的Pb²⁺浸出质量浓度为12.652 mg/L，但试验制备的污染标准砂的铅、镉质量分数均为5×10⁻⁴，理论上完全浸出的质量浓度应为50 mg/L. 这主要是因为土颗粒表面带负电，可吸附重金属，导致重金属不能完全浸出. 一遍处理后，铅的浸出质量浓度随着胶结液中氯化钙浓度的增大而增大. 当氯化钙浓度分别为0、0.25和0.5 mol/L时的铅浸出质量浓度分别为0.027、0.927及1.979 mg/L. 这表明胶结液中氯化钙浓度的提高将抑制土体中Pb²⁺的固化. 这是因为提高胶结液中的氯化钙浓度会影响脲酶活性. 在第2遍处理后，浸出液中Pb²⁺质量浓度已经接近0 mg/L，表明铅在2遍处理后基本被固化. 在试验每遍处理后收集的流出液中均未检测出Pb²⁺.

如图9(b)所示为胶结液中不同氯化钙浓度条件下的镉浸出质量浓度随处理遍数的变化，其中0遍为未处理的复合污染砂土镉浸出质量浓度. 对于胶结液中氯化钙浓度分别为0、0.25 mol/L的试验组，每遍处理后，在收集的流出液中均未检测出镉Cd²⁺. 当氯化钙浓度为0.5 mol/L时，流出液中Cd²⁺总质量为2.36 mg，仅占总量（土单元体试验中所含的重金属为162.2 mg）的1.4%. 从图9可以看出，未处理前的镉浸出质量浓度为42.53 mg/L，大于铅初始浸出质量浓度，表明砂土对Pb²⁺的吸附能力强于对Cd²⁺的吸附能力. 此外，与铅浸出质量浓度的规律类似，Cd²⁺的浸出质量浓度随着胶结液中氯化钙浓度的增大而增大. 在一遍处理后，当氯化钙浓度分别为0、0.25和0.5 mol/L时的镉浸出质量浓度分别为0.67、7.29和14.17 mg/L. 对比铅、镉的浸出质量浓度结果可知，铅的固化效果明显优于镉，这与液体反应动力学试验结果一致. 在4遍处理后，浸出液Cd²⁺质量浓度可降至0.117 mg/L.

如图10所示为胶结液中氯化钙浓度分别为0.25和0.5 mol/L条件下2遍处理后的土体XRD测试结果. 可以看出，2个试验组的主要成分为二氧化硅，且均检测出碳酸钙、碳酸铅、碳酸镉，EICP矿化过程是通过加入的剑豆粗脲酶将尿素水解生成CO₃²⁻，铅、镉复合污染标准砂土中的Pb²⁺、Cd²⁺将浸出到胶结液中，与尿素水解产生的CO₃²⁻结合，在土颗粒上生成金属碳酸盐沉淀. 剑豆粗脲酶中的非脲酶有机质能够保护脲酶，使其在重金属环境下不发生失活.

图11、12给出在胶结液氯化钙浓度分别为0.25和0.5 mol/L的条件下处理污染土的电镜扫描（SEM）和EDS能谱结果. 可以看出，EICP矿化反应促使碳酸盐矿物颗粒在土颗粒表面以及土颗粒接触位置处生成. 随着胶结液氯化钙浓度及处理遍数的提高，生成的晶体不断堆叠，尺寸增大，填充砂颗粒的孔隙将砂颗粒胶结，使原松散的砂土颗粒逐渐成为一个整体. 对两土颗粒的连接区域进行能谱分析可知，除碳、氧、硅元素外，矿化砂土颗粒含有钙元素，铅和镉元素质量分数较少. 此外，随着处理浓度和遍数的提高，胶结液氯化钙浓度分别为0.25和0.5 mol/L的试验组钙质量分数由处理2遍的6.68%和26.4%分别提高到25.2%和39.95%. 结合XRD的检测结果可知，在砂土中EICP矿化过程形成的晶体主要是碳酸钙.

如图13所示为每遍处理后试样的无侧限抗压强度. 可知，土体强度随着处理遍数及胶结液质量浓度的提高而增大. 当未添加氯化钙时，砂土为松散状态，无侧限强度为0 kPa. 当氯化钙浓度为0.25 mol/L时，处理4遍后铅镉污染砂土为284 kPa. 当氯化钙浓度提高至0.5 mol/L时，4遍处理后强度可达727 kPa，是0.25 mol/L处理后的2.6倍. 该现象与Liu等^{[12, 17]}的结果一致. 这主要是因为EICP技术能够在土颗粒表面和相邻土颗粒接触位置处形成碳酸钙，进而胶结土颗粒，使得土体强度增大. 较高的胶结液质量浓度及多遍处理明显促进碳酸钙颗粒尺寸的增大和数量增多，使得碳酸钙的胶结效果更加显著. 此外，图13给出无污染标准砂在氯化钙浓度为0.5 mol/L处理后的无侧限抗压强度结果. 对比相同处理条件下的铅镉污染砂土可知，重金属对土体固化基本没有影响，且4遍处理后铅镉污染标准砂土的强度高于无污染标准砂土. 这表明剑豆粗提纯脲酶能够在Pb²⁺、Cd²⁺作用下保持足够的活性，在土中形成碳酸铅和碳酸镉沉淀，对土颗粒形成类似碳酸钙的胶结作用.

（1）精提纯脲酶中的有机质质量分数较少，导致脲酶在Pb²⁺、Cd²⁺溶液环境下失活，Cd²⁺、Ca²⁺的固定率仅为3.1%和0.45%，Pb²⁺的固定率虽然达到98.84%，但固定方式为常规化学沉淀，即Pb²⁺与精提纯脲酶成分中的PO₄³⁻结合生成难溶物磷酸铅. 与精提纯脲酶溶液相比，初始活性相同的剑豆粗提纯脲酶溶液中含有丰富的氨基酸和蛋白质，能够与Pb²⁺、Cd²⁺发生络合反应并防止脲酶失活，促进矿化反应并生成重金属碳酸盐沉淀. 在反应39 h后，尿素能够完全被水解，Pb²⁺、Cd²⁺和Ca²⁺固定率可达99%.

（2）提高剑豆粗提纯脲酶质量浓度可以提高脲酶活性，使反应过程中的NH₄⁺生成率及各金属离子固定率逐渐增大. 质量浓度为5和7.5 g/L的剑豆粗提纯脲酶分别在反应18和27 h后失活. 质量浓度为10 g/L的剑豆粗提纯脲酶可以使NH₄⁺生成率以及铅、镉和钙离子固定率在反应39 h后达到99%.

（3）利用剑豆粗脲酶诱导矿化技术固化铅、镉复合污染砂土的效果显著，能够在土中生成重金属碳酸盐沉淀并在土颗粒接触位置处生成碳酸钙，有效降低污染土中重金属的毒性，提高土体强度.