回顧修復重金屬污染的土壤

1、第12卷（21），頁3099 - 3109，22 May，2013年DIO：10.5897 / ajb12.720學術期刊刊號1684 - 5315©2013 非洲生物科技雜志/AJB回顧修復重金屬污染的土壤Sonil Nanda1 and Jayanthi Abraham2*1薩斯喀徹溫大學，薩斯卡通S7N 5a9，薩斯喀徹溫省，加拿大。2維生素大學生物科學與技術學院，632，專業(yè)014，泰米爾納德邦，印度。接受2013年5月8日重金屬污染的有

2、害影響全球意識導致了深入細致的研究，旨在理解土壤金屬相互作用和其以有效的方式去除。雖然，常規(guī)理化補救技術退化土壤的知識和實踐都年代久遠，他們不是在演示這些天，由于其對各種生態(tài)系統(tǒng)的不利影響。另一方面，植物修復已經(jīng)受到很大關注作為處理污染的土地的生物學和自然的方式。此外，增強必需根際細菌到的減少藥害和修復金屬污染土壤也獲得了利益。本文研究了植物微生物相互作用過程中回收注意力金屬污染土壤的一些顯著土壤生化特性。關鍵詞：重金屬，生物修復，植物修復，根際，生菌，生物強化簡介重金屬土壤污染已成為所有環(huán)境危機的今天討論的主要話題之一。在膠體，離子，微粒，并溶于階段存在的重金屬。它們是存在于土壤中按游離金屬

3、離子，水溶性金屬配合物，交換性金屬離子，有機結合的金屬，沉淀的或不溶性化合物，如氧化物，碳酸鹽和氫氧化物，或硅酸鹽材料的一部分（Leyval等人，1997）。金屬是土的天然成分。他們堅持在土壤中，有一個非常緩慢的浸出率;因此它們趨向于積聚在土壤中。需要一些重金屬微量量眾生，但超出他們是有害的。重金屬污染的生態(tài)毒理風險承擔的植物，動物，人物，和微生物的潛在危害。重金屬污染，可以抑制甚至殺死植物和土壤的微生物群落的敏感部位，并導致其功能的多樣性和結構的轉變。一旦被在食物鏈中蓄積，其效果越不利與因熱帶生物放大水平。另一方面，重金屬像銅，鐵，錳，鎳，和鋅是植物生長所必需的，并且許多酶的重要成分。此外，

4、金屬如鋁，砷，鎘，鉻，汞，鉛，銻，硒等等都是不必要的和有毒超過一定閾值水平（熊貓和喬杜里，2005年）。污染土壤重金屬差的營養(yǎng)成分和微生物的多樣性和促進次優(yōu)的植物生物量的積累，以及修復的阻礙率（White等人，2006）。它們產(chǎn)生于缺乏健康和生產(chǎn)，使用連接環(huán)境的影響，以及處置危險物質的認識到土壤（Vidali，2001）人類活動。在土壤重金屬的來源是可變的，但它們大多是從采礦，冶煉，工業(yè)廢水的出現(xiàn)，污水污泥，城市垃圾和動物漿液，在肥料雜質，空氣污染物的燃燒化石燃料的分解，和各種其它的重復應用工業(yè)活動（Wang等人，2003）。一些土壤生物學性質的重金屬和變化，這些性質影響可充當土壤質量為明智的

5、指標，因為它們是更動態(tài)的，往往比物理或化學參數(shù)更敏感。一種這樣的生物性質的是經(jīng)常使用的，用于確定在活系統(tǒng)中的各種污染物的影響的微生物和土壤酶活性。目前已經(jīng)在原地戰(zhàn)略的發(fā)展環(huán)境污染物超過過去幾年的整治濃厚的興趣。生物修復的前景，恢復被污染的環(huán)境中是眾所周知的，這些天。然而，植物修復，使用植物降解，穩(wěn)定，和/或除去土壤污染物的策略，已經(jīng)被廣泛地研究。無論巨大的前景，植物修復常遇到的污染的極端水平的各種挑戰(zhàn)。然而，這樣的治療土壤與有機污泥，有機肥，和沖擊力的微生物，使條件合適開墾。生物修復生物修復被定義為一種方法，其中有機廢物在受控條件下進行生物降解，以無害的狀態(tài)，或以低于通過監(jiān)管部門建立的濃度限制

6、水平（Mueller等人，1996）。這使用活的生物體，特別是植物和微生物，減少，消除，轉換和解毒存在于土壤，沉積物，水和空氣中的良性產(chǎn)品。植物修復技術，它的許多方法中的一種，使用的植物作為過濾器，用于累積，固定化，并轉化污染物危害較小的形式（Vidali，2001）。更具體地，它是維管植物，藻類和真菌的控制，擊穿，除去廢物，或者鼓勵污染物降解的根際（McCutcheon的和施諾爾，2003年）的利用率。植物修復最近成為一個有形的替代傳統(tǒng)的方法恢復被污染的地點(Glass, 2000)。由于高污染水平抑制植物和微生物的活性，從而有效的植物修復技術，實現(xiàn)污染物的地方存在，在低到中等水平。最近的研

7、究表明，用生物肥料生物污泥和對受污染土地的修訂驚人的效果，植物能夠生長，在極端高樂重金屬污染VELS生存（Juwarkar等，2008）。南達和亞伯拉罕（2011）評估了砷，鉻，鎂，銅在一些必要的土壤細菌，如固氮菌，假單胞菌屬和根瘤菌的效果。他們發(fā)現(xiàn)，由于是最有毒的所有隨后的Cr，Mg和Cu制成。微生物，植物的根，和修正之間的相互作用可能對養(yǎng)分吸收的同時增加和金屬的吸收（史密斯，1994年）遷移的影響更大。作為植物根微生物相互作用的結果，污染物對地下水的遷移是由固定化減少。對污染場地建立了有機蔬，對準焦點蓋可以保留污染物的地方，從而減少通過侵蝕和滲透他們的損失進入土壤剖面（Pulford和Wa

8、tson，2003）。當被污染的土壤的植被是結合土壤改良劑，例如有機物質，污染物在土壤中的遷移率可以進一步降低（Mench等人，2000）。微生物在協(xié)同作用以進行有效的植物修復的植物。這種協(xié)同關系，促進水，從而植物根系和專門土壤真菌和菌根之間建立營養(yǎng)物質的交換，提高了植物的生長。微生物在植物修復的應用有助于改善植物的生長和存活率。在污染場地的微生物活性充當用于植物的生長和生物修復的指示器（Kumar等，2008）。植物修復方法往往流露出酶能夠解毒有機化合物沒有微生物的幫助，通過植物降解或植物轉化（麥卡琴和Schnoon，2003年）。保持污染土壤到位與植被，減少污染物結合到土壤顆粒的擾動，并防

9、止其移動的過程中被稱為植物穩(wěn)定。由此，污染物的流動性是由植物內(nèi)積累，吸收到根部，或轉化減至根區(qū)域內(nèi)不動的物種（Vangronsveld等人，1995）。其中在水中的重金屬污染物被吸收或沉淀到/入植物根系的方法，被稱為根濾（McCutcheon的和Schnoon，2003）。工廠過程直接或間接地促進除去從土壤污染物和水。直接方法包括植物吸收的污染物由微生物，土壤和根相互作用的根際內(nèi)的成根或芽和變換，存儲，或蒸騰（Hutchinson等人，2003）。植物通過氧化和還原反應轉化某些污染物，綴合相（其中外來化合物綴合在一起由植物糖氨基酸，thisol，或谷胱甘肽分子），和綴合物的沉積成液泡和細胞壁（

10、薩勃拉曼尼亞和小腿，2003）。污染物為吸收和轉化的可用性也取決于污染物和植物物種的年齡。打破的污染物減少植物代謝活性的過程也發(fā)生使植物與導致其轉化細胞外酶的釋放之外。根據(jù)植物種類和污染物，污染物的直接攝入可以看作是一個被動和/或主動的過程（邱，2002）。對于有效的植物修復，工廠應非食用的，可以在大量荒地種植。已經(jīng)確定，某些野生和作物的植物物種必須積累量升高的有毒重金屬（布雷洛克和黃，2000）的能力。多種植物物種，包括蔬菜和草是眾所周知的積累或固定重金屬。例如，遏藍（菥蓂），白玉草（膀胱康平）（Ernst等，2000），菜豆品種。競爭者（布什的豆科植物）（Barcelo等人，1986），拉

11、雷亞三齒（石炭酸灌木）（Gardea-Torresdey。等，1996年），泰拉又名假馬齒莧，田旋花屬（田旋花）（GardeaTorresdey等人，2004年），鴨茅（果園生草）（奧爾蒂斯和阿爾卡尼斯，2006），蓮花purshianus（西班牙蓮）（林武，1994年），小桐子（巴巴多斯螺母）（Juwarkar等，2008; Kumar等，2008），多裂麻瘋樹（。 Psysic螺母）（南達和亞伯拉罕，2011）和其他幾個人都被認為是植物修復中的植物有效。麻瘋樹已經(jīng)獲得了植物修復非常重視，因為它可以承受的環(huán)境壓力。一種新型的甜菜堿醛脫氫酶基因（JcBD1）在麻瘋樹生產(chǎn)JcBD1蛋白質，幫助它

12、在環(huán)境壓力中生存像干旱，熱量，鹽（Zhang等，2008）。這種新穎的基因的表達到大腸桿菌，結果在JcBD1酶的表達，使得它的耐非生物應激像鹽。它是一個石油替代品的生物柴油產(chǎn)量，這將成為排氣化石燃料的需求不斷增加可再生資源的增值。某些植物積聚在它們的根必要和非必要的金屬和在更高的濃度比存在于土壤中的水平筍（拉斯金等人，1994）。植物可以通過濃縮他們在根和枝條吸收污染物的含量高被稱為富集植物。十字花科中含有大量的超積累物種與最廣泛的金屬，包括從11屬（Baker和布魯克斯，1989年）87種。植物已經(jīng)開發(fā)螯合劑和多價金屬離子的機制通過一個特定的類金屬結合勒的毗鄰Gands支配植物螯合肽（PC機

13、）和金屬硫蛋白（MTS）（科貝特和布拉夫，2002）。對于長期的生物修復，寬容金屬物質用于退化土地的植被（蘭等，1997）。原位植物修復策略利用天然或遺傳工程植物物種積累有毒物質（重金屬，放射性化合物，有機污染物，等等）直接地從土壤中（Juhanson等人，2007）。有機和無機肥料主要用于提高養(yǎng)分利用率植物;但是，它們可影響人口，組合物，和土壤中的微生物的功能（Marschner等人，2003）。有機肥料通常會增加土壤微生物生物量（麥思通等，2006），CO2演進（AJWA和塔巴塔巴伊，1994），以及酶活性（克雷基奧等，2001）。無機肥對土壤微生物生物量和活性比有機那些影響相對較少（廣場

14、等，2004）。主要元素（N，P和K）用于植物營養(yǎng)物質的平衡施肥可能是有益的植物的生長（Chu等人，2007）。此外，生物肥料的修正，特別是固氮菌已經(jīng)發(fā)現(xiàn)成功的治療污染土壤的植物修復與財團（Juwarkar等，2008; Kumar等，2008）。生物化學土壤植物過程中在一般情況下，土壤的物理和化學的參數(shù)是在研究其特性，因為它們改變，只有當土壤經(jīng)歷自由基變化不太有用。相反，生物參數(shù)是輕微的修改敏感的土壤質量可以以任何降解劑的存在改變（Yakovchenko等人，1996）。關于物業(yè)用作指標的選擇，多蘭和帕金（1996）認為是“最小數(shù)據(jù)集”在土壤質量評價，其中包括物理的使用（例如，質地，根深，入

15、滲率，容重，水分滯留容量），化學（例如，pH值，全碳，導電性，營養(yǎng)水平），和生物（例如，微生物生物量的碳和氮，從而可能礦化氮，土壤呼吸）的性質。間的一般參數(shù)，所述微生物生物質的碳被認為是最可靠的（作者的41），其次是脫氫酶活性（28），和氮的礦化能力（16）（吉Sotres等人，2005）。磷酸（28），葡糖苷酶（16），和脲（11）的活動是最頻繁使用的特定的生化參數(shù)中，并適當代表的C，N，和P的周期。土壤的生物化學性質已被廣泛用于評估土壤質量，單獨和組合地，在簡單的索引，而在更復雜的，其中指出，在科學界認識到其潛在價值的事實（吉爾 - Sotres。等， 2005年）。在土壤中微生物的活動是

16、非常受土壤pH值和水供應的影響。最適pH范圍為105至低pH值是最佳的金屬可用性，但是不利的植物（Hutchinson等人，2003）?？赡艿膒H值，微生物活性時土壤孔隙的60被充滿水增強。在重金屬陽離子（鎘，銅，汞，鎳，鉛和鋅）的研究，溶解度已被證明能增加與降低pH值。當有機污泥被添加到土壤中，達到閾值隨后在土壤pH值的降低和增加金屬的溶解度（桑德斯和Adams，1987）。所述污泥金屬濃度越高，為減小金屬溶解性的閾pH值點。高金屬濃度在應用污泥導致增加金屬的溶解度，因此增加了植物吸收在較高的土壤pH值時注意到.Electrical電導率措施土壤鹽度，屬性指的可溶性鹽和土壤中可溶性離子的量。

17、土壤酶活性是植物營養(yǎng)素和循環(huán)過程的一個重要特征，從而測定特定的酶的活性被發(fā)現(xiàn)在確定土壤的生物活性而這又是土壤肥力（Perucci，1992）的索引是有用的。土壤酶被認為是主要的微生物來源（拉德，1978），而且也從植物和動物（塔巴塔巴伊，1994）發(fā)起。免費的酶形成復合物與腐植酸膠體，并穩(wěn)定在粘土表面和有機物質。熒光素二乙酸酯通過土壤的水解率已經(jīng)被認為是整體的酶活性的合適的索引，因為它的水解是通過活躍的細胞與多種酶，包括脂肪酶，親挑逗和酯酶（Schnurer和Rosswall，1982） 。土壤細菌和真菌分泌的酶的纖維素酶在各種環(huán)境條件下，如高溫為30至50和5至6的低pH值（Doyle等人，

18、2006年）。一些在研究通過土壤中的微生物所產(chǎn)生的胞外酶的先進的工具包括基因組，轉錄組學，蛋白質組學，酶測定s和土壤呼吸測量（瓦倫斯坦和溫特勞布，2008）。然而，在生物修復的最大的挑戰(zhàn)是要了解的物理，化學和土壤影響微生物酶的生產(chǎn)，擴散，基板翻轉的生物性質和產(chǎn)物的被提供給所述微生物細胞的比例（Burns等人。，2013年）。重金屬間接影響土壤酶活性通過改變該合成酶的微生物群落及其模式的酶的種類而異（莫雷諾等，2003）。土壤酶抑制由重金屬取決于金屬的性質和濃度，以及其程度變化從一種酶到另一個，并在一定的濃度一些重金屬也能刺激酶的活性。金屬離子可通過絡合基板，具有該蛋白質活性基團的酶，酶底物復合

19、物（Mikanova，2006年），和巰基組酶（Shaw和拉瓦爾，1961）反應抑制酶反應。不同的金屬表現(xiàn)出不同的能力，作為酶抑制劑。某些添加到土壤中可能形成復合物，在土壤中的有機物和微量元素的不完全可用于與酶的活性部位的反應。一些還充當輔因子和活化劑，以提高酶的活性。土壤酶活性是由某些其他因素的影響。空氣干燥領域濕土顯著降低纖維素酶的活性，而這增加了葡糖苷酶的活性，特別是葡糖苷酶（Eivazi和塔巴塔巴伊，1990）。根際對土壤-和葡糖苷酶和-和半乳糖苷酶，分別產(chǎn)生積極的影響。酶的活性也不同季節(jié)和不同栽培模式（Vepsäläinen等，2001）?；顒邮苤参铮瑒游锖臀⑸?/p>

20、，底物的可用性，反饋和其他抑制和土壤的物理和化學特性。這些活動也與減少水的供應（SardansandPeñuelas，2005年）敏感。土壤酶和有機碳的活性呈負相關，以土層深厚，也就是說，與增加土層中有土壤酶活性和有機碳（塔巴塔巴伊，1994）的減少。農(nóng)藝措施，特別是耕作和殘余管理已知影響土壤的物理和化學性質，有機碳，微生物和酶的活性（特別是4 amidohydrolases例如脲酶，酰胺酶，L-天冬酰胺酶，和L-谷氨酰胺）（Deng和塔巴塔巴伊，1996）。這些PRAC-踐也對參與碳和氮循環(huán)EN-P450酶活的活動類似的效果。免耕減少土壤侵蝕和水的蒸發(fā)機會，但增加了水的滲透和土壤有

21、機質含量。與地膜覆蓋相結合，它增加了糖苷酶（鄧和塔巴塔巴伊，1996年）的活動。此外，覆蓋誘導的持水能力，碳水化合物水平，而且隨著在土壤纖維素分解真菌豐富人口纖維素酶活性。森林砍伐和隨后的耕作導致50減少有機碳相比，不受干擾的土林。脫氫酶活性被用作活性土壤生物量的測量指標，是關系到整體微生物活性土壤中反映氧化活性（An和金，2009年）的它們的總范圍。脫氫酶已知通過將質子和電子從基片到受體（Makoi和Ndakidemi，2008年），以氧化土壤有機質。脫氫酶測定法測定的土壤樣品這是由于穩(wěn)定的土壤中的基質（奈特和Dick，2004）的活性的微生物和酶的總活性。這也可以用來作為一種方法來描述在堆

22、肥的嗜熱和常溫階段的生物活性（Barrena等人，2008）。因為它是難以提取完整的酶從土壤，活性而非質量被測量。這些過程是土壤中的微生物的呼吸途徑的一部分，并受環(huán)境因素的影響。它們的活性不僅增加在井灌溉土壤，而且在加入營養(yǎng)物質的土壤，但與土壤深度減?。˙rzeziska等人，2001）。的活性被增強僅當污泥的加入速率是有限的（Obbard等人，1994）。脫氫酶是重金屬污染的敏感;因此，它是用于訪問對微生物的化學品的副作用（Nweke等人，2007）。該活動也隨土壤類型和季節(jié)。 Buyanovsky等。 （1982年）發(fā)現(xiàn)，在干燥的季節(jié)比在潮濕的冬天，在根際較高的脫氫酶活性。少量的微生物，植

23、物或動物來源的胞外酶的穩(wěn)定化的土壤膠體，以維持它們的活性延長的時間周期（Nannipieri等人，1996;伯恩斯，1982）。伯恩斯（1982）描述的10類土壤酶的位置。他們包括“abiontic'酶，通過Skujins（1976）用來形容生物源不再關聯(lián)到活細胞酵素的術語。這些可以被排泄到土壤溶液或固定的微生物來源吸收在粘土或腐殖酸膠體的酶。胞外酶的這種穩(wěn)定化可能不反映變化微生物生物量，這反而可能關聯(lián)到例如脫氫酶內(nèi)部酶活性或總體活性（呼吸）的測量（西蒙娜等人，2004）。然而，每單位呼吸生物量可能增加取決于污染物和/或脅迫本（面包車Beelen的和Doelman，1997）的類型。確

24、定特定酶的活性（例如，磷酸酶，脲酶，淀粉酶，等等）或其他參數(shù)（例如，ATP含量，呼吸，腺苷酸酶等等電荷）連同一般土壤參數(shù)有助于確定土壤中的微生物的活性和對了解其對堆肥修訂，栽培措施和環(huán)境因素。微生物生物質代表的土壤的有機物質的生物成分，不含植物根部和動物（吉爾 - Sotres等人，2005）。在生物量碳的變化比總土壤有機碳更快和更大。與增加重金屬含量（巴拉哈斯-阿瑟維思，2005年）生物質碳作為土壤有機碳的比例下降。生物量碳和總土壤有機碳之間的關系構成了內(nèi)相似類型的土壤，并在類似的管理“內(nèi)部控制”的一種形式。因此，如果生物量碳，在這些土壤有機碳變化的比率的條件下，這可能表明損壞土壤生態(tài)系統(tǒng)的

25、重金屬（哈斯-阿瑟維思，2005）。土壤微生物生物量碳和氮礦化能力主要是被用來估計變化的土壤質量之前，管理和使用，同時脫氫酶活性，作為可行的微生物活動的一般措施，也被應用在退化的土壤進行研究污染和有效程度診斷為恢復（吉爾 - Sotres等人，2005）。氮的礦化能力是指土壤的能力超過了給定時間段的最佳濕度和溫度條件下變換的有機氮化合物為氨或硝酸鹽（吉爾 - Sotres等人，2005）。 Perucci（1990）分析了土壤的生化特性修正市政重用和報道修正案即興編的菌群。此外，Perucci（1992）中報告量碳的土壤堆肥加成其中改變作為每個應用程序的劑量一顯著增加。在多數(shù)研究中，有機碳通常

26、會降低隨土壤深度（鄧andTabatabai，1996年）。二 - 三胺 - 五乙酸（DTPA）已被廣泛用于估計在土壤和污泥金屬的生物利用度，由于其容量以螯合廣泛金屬元素（哈林等人，2003）。它也可以用于恢復退化土壤（弗朗西斯，1999）。許多作者同意，有機物質的存在增加了金屬的DTPA萃取。許多金屬的bioavailabi lity取決于土壤比它們的數(shù)量（蒂斯和阿爾卡尼斯，2006年）的有機化合物的質量。因此，金屬的生物利用度提高時，他們都與不穩(wěn)定或水溶性有機COM磅，當發(fā)現(xiàn)它們具有穩(wěn)定的有機化合物，如腐殖酸關聯(lián)下降有關（哈林等人，2003）。土壤條件，比如pH值，氧化還原電位，陽離子交換

27、容量和有機質影響污染物的根系生長和流動性高的影響，金屬吸收植物根莖。使用的酸，石灰化學改良，和有機物質改變土壤化學條件和螯合劑和絡合劑在土壤中的濃度和固相（斯干和阿德，1997）。Speir等。（1995年，1999年）和Haanstra和Doelman（1991）已通過測定生態(tài)劑量50的定量的各種土壤酶活性重金屬的作用（ED50）。 ED的概念是由巴比奇等人介紹。（1983），在對在土壤生態(tài)系統(tǒng)的微生物過程的重金屬的影響的研究。ED是重金屬在其中酶或其它生物活性，降低到未抑制值的50的濃度（Moreno等人，2003）。加入污泥至土壤，改變重金屬尤其鎘和鎳的酶活性的增加的ED值，從而指示減少

28、的毒性的抑制作用。上的酶活性的重金屬的負效應可能通過下水道污泥的正效應被掩蔽（Morenoet人，1999）。此外，金屬部分可能被吸附在用污泥加入的有機膠體。這防止了重金屬直接與酶的活性位點相互作用，從而影響它們的活性（Doelman和Haanstra，1986）。污水污泥被認為是有價值的肥料，由于其植物養(yǎng)分含量和腐殖質形成的效果，但其長期應用可能影響土壤特征（扎曼等人，2004）。其頻繁使用導致土壤生態(tài)系統(tǒng)的惡化，由于土壤中重金屬的積累和持久性。它被用作有機修正土壤，特別是缺乏有機質土壤（Moreno等人，2003）。污水污泥，以土壤施用改善土壤，特別是有機質含量，和植物營養(yǎng)素，尤其是氮和磷

29、的物理和化學特性。它含有所需的微生物生長許多部件，并增加土壤中的微生物，包括根瘤菌的生長的活性（Kinkle等人，1987）。 Corey等人。（1987）得出的結論是對污泥表面特定金屬吸附通常是金屬植物有效性土壤中污泥的混合物控制因素。污泥具有較高金屬濃度的植物會導致更高的金屬的吸收。已發(fā)現(xiàn)含有有機物和營養(yǎng)物的廢水中的應用，以增加微生物生物量，細菌，真菌，和在田間試驗放線菌界（戈亞爾等人，1995）。修訂的污水處理廠污泥與生物肥料已成功地用于改善煤礦棄渣傾倒（Juwarkar和Jambhulkar，2008年）。污泥對土壤脫氫酶，脲酶，和磷酸酶活性的作用（即，刺激和抑制）與污泥原點和污泥的污

30、染水平與有機和無機污染物，以及所研究的一種酶（庫哈爾斯基等。 ，2000年）。從在金屬污染土壤的修復中使用的有機添加物降解的有機物導致改變土壤化學性質及其加入后不久，這可能會影響土壤金屬分布（克萊門特等人，2006）。盡管高濃度的氮，磷，和在土壤中的鉀，乳品污泥被發(fā)現(xiàn)改善差的物理性能和污染土壤的微生物活性（Kumar等，2008）。此外，麻瘋樹中重金屬有效生長污染土壤與生物污泥的修正，乳制品污泥和生物肥料已經(jīng)報道（Juwarkar等人，2008; Kumar等，2008）。生物強化從土壤協(xié)會使用的微生物與植物中的重金屬污染物的清理方法是蓄勢待發(fā)。就業(yè)為宗旨的微生物可能是本地還是外來的污染區(qū)。導

31、入微生物的污染場地的過程被稱為生物強化這增強，以提高生物修復（埃爾Fantroussi和Agathos，2005）土著菌群的代謝能力。該過程通常是由微生物細胞裂解的復雜形式的污染物，以在那里它們被代謝通過細胞易于接受的形式（穆勒，2006）分泌的胞外酶加速。原土壤生物常常由重金屬污染引起的直到重金屬被除去或固定化的生態(tài)損害的指標（Frey等，2006）。在許多污染土壤中，微生物被暴露于各種化學品直接與所得到的效果是相加的，協(xié)同的或拮抗（禮賓員和索維，2008）。加性效應是指土壤成分和毒性大于加性效應被描述為增效和下部之間的零相互作用以它為拮抗作用，分別。這種現(xiàn)象稱為吸附似乎是生物修復的關鍵。它

32、被定義為有機和無機金屬物種，可溶性和不溶性的，通過物理化學機制，例如吸附的攝取。在微生物細胞，代謝活性也可影響發(fā)生變化，pH值，電導率，有機和無機營養(yǎng)物和代謝物的過程。吸附提供成核位點用于通過膜傳輸機制形成穩(wěn)定的礦物通過吸附到細胞表面或積累在細胞內(nèi)。內(nèi)的細胞中，金屬物種可以結合，沉淀的，細胞內(nèi)的結構或細胞器內(nèi)的局部或易位到取決于金屬和生物體（加德，1996年）的性質的具體結構。由微生物的生物礦化過程提供螯合無機污染物和相對穩(wěn)定的固相內(nèi)的重金屬一種有效的方法（Li等人，2013年）。由微生物修復機制包括細胞外的絡合，氧化 - 還原反應，沉淀和細胞內(nèi)積累（Yao等人，2012）。植物占用通過根際最

33、礦質營養(yǎng)的微生物，其中與植物產(chǎn)品中根分泌物，它由有機羧酸陰離子，植物鐵載體，糖類，維生素，氨基酸，嘌呤，核苷，無機離子，氣體分子，酶的復雜混合物的相互作用和根邊緣細胞（Dakora和Phillips，2001）。滲出的速率增加的微生物在根際的存在（Gardner等人，1983）和某些營養(yǎng)物質的吸收和同化促進。一些根系分泌物作為金屬螯合劑，增加土壤金屬微量元素的可用性。金屬螯合劑形成復合物與土壤金屬，從而釋放綁定到土壤顆粒金屬和金屬增加溶解度和流動性。重金屬由富含半胱氨酸的肽的固定化是通過植物用于抵消重金屬毒性所采用的主要機制。植物螯合肽已顯示出結合重金屬以高親和力（Dakora和Phillip

34、s，2002）。此外，細菌和植物鐵載體也充當溶解鐵結合到土壤顆粒螯合劑。溶解后，鐵是采取了由活細胞通過特定的膜載體和被代謝。植物根部能調節(jié)微生物活動的根際，鼓勵有利共生，影響土壤的物理和化學性質，并抑制競爭性植物物種的生長。植物生長促進根瘤細菌（PGPR）被認為通過產(chǎn)生植物生長促進劑（生長素，赤霉素，細胞分裂素，吲哚乙酸，僅舉幾例），植物激素，鐵載體，螯合劑，抗生素直接或間接地促進植物生長（沙納漢，1992），氰化物（等Flaishman等人，1996），非共生固氮（Boddey和Dobereiner，1995），增溶礦物磷酸鹽和營養(yǎng)物（德弗雷塔斯等人，1997年），以及服務于幾個其它功能（J

35、oseph等，2007; Kamnev和van der Lelie酒店，2000年）。一些這樣的必不可少的PGPR包括假單胞菌，無色，棕色，固氮螺菌，醋，和根瘤菌。一個大陣列的細菌，包括克雷伯氏菌屬，腸桿菌屬，谷氨酸廣廈桿菌，產(chǎn)堿桿菌，節(jié)桿菌，洋蔥伯克霍爾德桿菌，和沙雷氏菌屬的物種也已經(jīng)報道以提高植物生長（Saravanan等人2008，;格里克，1995; OKON和Labandera-岡薩雷斯，1994）。幾種微藻也已經(jīng)研究了它們的結合脂質生產(chǎn)和滲濾液重金屬去除，這幾個都是微綠球，帕夫洛娃路德，四爿崔和牟氏角毛藻（Richards和穆林斯，2013）。微生物細胞保持功能活躍在土壤中產(chǎn)生，并

36、通過生物膜由生產(chǎn)這種現(xiàn)象稱為群體感應感應某些化學信號。這個群體感應，與其他監(jiān)管體系，擴大針對超越人口密度基因表達的環(huán)境信號的范圍（丹尼爾斯等人，2004年）。在植物修復技術利用PGPR被認為發(fā)揮自己的修正，有助于對污染場地植物生長具有重要作用（畢等，2000），增強土壤解毒（馬亞克等，2004）。不過，配對PGPR與叢枝菌根（AM）真菌供應增加植物修復效率的好方法。其中土壤中的微生物，菌根真菌是最有效的通過共生強化重金屬耐受性植物。這些共生真菌增加養(yǎng)分和水的吸收，減輕文化和環(huán)境壓力，增強抗病性和植物健康（Filion等人，1999）。其中AM真菌，屬球囊，盾之爭，無梗囊和千兆孢是非常重視的植物

37、修復（汗，2001年）。浸出過程涉及硫桿菌。和黑曲霉，在水中的金屬由藻類或細菌細胞，生物氧化或生物還原的金屬污染物通過巴芽孢精砂硫酸鹽還原細菌，和金屬的生物甲基化，如砷，鎘低濃度的吸附，汞，鉛和已經(jīng)顯示在治療退化土壤一些承諾（Mulligan等人，2001）。像AM真菌和解磷充當磷增溶劑細菌，谷氨酸廣廈桿菌重氮是一個輔助的鋅的溶解，便于吸收的植物（Saravanan等人，2007）根際細菌。雖然真菌和細菌有責任有機廢物分解和養(yǎng)分釋放過程中的主要化學轉化，土壤動物，尤其是蚯蚓可以通過有機殘留物物理故障增加表面積微生物科洛尼采樣與酶的作用變成更小的顆粒刺激微生物的作用（ Kzlkaya，2008）

38、。菌根挑起植物生理學，營養(yǎng)可用性和微生物組成，這決定了植物修復的嘗試取得成功的結果產(chǎn)生積極的影響。超出根際，菌根菌絲充當根并形成植物的根區(qū)，它通過創(chuàng)建被稱為超球'土壤 - 植物相互作用的一個新的接口增加成批量土壤根際的范圍內(nèi)密集網(wǎng)絡。有研究菌根真菌專注于自己提供的寄主植物在營養(yǎng)赤字土壤養(yǎng)分的能力。所述泡囊叢枝菌根（VAM）的真菌是已知的增溶磷酸鹽絡合物在土壤中，并使其向植物提供。在一些研究中，他們還發(fā)現(xiàn)降解有機污染物。植物菌根協(xié)會似乎受到保護，免受藥害重金屬的影響。重金屬被認為是由羧基在宿主細胞和真菌之間的界面矩陣的半纖維素的約束。一個埃里克相似菌根真菌Hymenoscyphus er

39、icae能夠代謝一些植物毒性的化合物在體外。真菌的這種能力提供了額外的保護對毒素的寄主植物，讓植物在區(qū)域，否則危害plants.An增加金屬濃度增長影響土壤微生物性質，尤其是呼吸和酶該活動成為良好的指標金屬污染（Szili - 科瓦奇等人，1999年）。在重金屬污染的后果，重金屬邊界或浸出增大的作用，確定其生物利用度和毒性。一些研究表明，重金屬濃度和微生物的活動，例如呼吸，礦化（面包車Beelen的和Doelman，1997），硝化（這里已經(jīng).等人，1994），細胞內(nèi)和細胞外的酶活性之間存在負相關（這里已經(jīng).等， 1994年，Haanstra和Doelman，1991），和微生物群落生物量和結構（Kelly和泰特，1998年）。此前有報道表明，重金屬抑制特定的微生物群體，尤其是硝化細菌和固氮植物的生長;但是，也有在其中沒有相關性已被微生物參數(shù)和重金屬污染（Kelly和泰特，1998）之間發(fā)現(xiàn)某些條件。除了上述的對抗中，有益微生物菌株（天然或工程）應