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1、第12卷（21），页3099-3109，22May，2013年DIO：10.5897/ajb12.720学术期刊刊号1684-53152013 非洲生物科技杂志http:/www.academicjournals.org/AJB回顾修复重金属污染的土壤Sonil Nanda1 and Jayanthi Abraham2*1萨斯喀彻温大学，萨斯卡通S7N5a9，萨斯喀彻温省，加拿大。2维生素大学生物科学与技术学院，632，专业014，泰米尔纳德邦，印度。接受2013年5月8日重金属污染的有害影响全球意识导致了深入细致的研究，旨在理解土壤金属相互作用和其以有效的方式去除。虽然，常规理化补救技术退化
2、土壤的知识和实践都年代久远，他们不是在演示这些天，由于其对各种生态系统的不利影响。另一方面，植物修复已经受到很大关注作为处理污染的土地的生物学和自然的方式。此外，增强必需根际细菌到的减少药害和修复金属污染土壤也获得了利益。本文研究了植物微生物相互作用过程中回收注意力金属污染土壤的一些显著土壤生化特性。关键词：重金属，生物修复，植物修复，根际，生菌，生物强化简介重金属土壤污染已成为所有环境危机的今天讨论的主要话题之一。在胶体，离子，微粒，并溶于阶段存在的重金属。它们是存在于土壤中按游离金属离子，水溶性金属配合物，交换性金属离子，有机结合的金属，沉淀的或不溶性化合物，如氧化物，碳酸盐和氢氧化物，或
3、硅酸盐材料的一部分（Leyval等人，1997）。金属是土的天然成分。他们坚持在土壤中，有一个非常缓慢的浸出率;因此它们趋向于积聚在土壤中。需要一些重金属微量量众生，但超出他们是有害的。重金属污染的生态毒理风险承担的植物，动物，人物，和微生物的潜在危害。重金属污染，可以抑制甚至杀死植物和土壤的微生物群落的敏感部位，并导致其功能的多样性和结构的转变。一旦被在食物链中蓄积，其效果越不利与因热带生物放大水平。另一方面，重金属像铜，铁，锰，镍，和锌是植物生长所必需的，并且许多酶的重要成分。此外，金属如铝，砷，镉，铬，汞，铅，锑，硒等等都是不必要的和有毒超过一定阈值水平（熊猫和乔杜里，2005年）。污染
4、土壤重金属差的营养成分和微生物的多样性和促进次优的植物生物量的积累，以及修复的阻碍率（White等人，2006）。它们产生于缺乏健康和生产，使用连接环境的影响，以及处置危险物质的认识到土壤（Vidali，2001）人类活动。在土壤重金属的来源是可变的，但它们大多是从采矿，冶炼，工业废水的出现，污水污泥，城市垃圾和动物浆液，在肥料杂质，空气污染物的燃烧化石燃料的分解，和各种其它的重复应用工业活动（Wang等人，2003）。一些土壤生物学性质的重金属和变化，这些性质影响可充当土壤质量为明智的指标，因为它们是更动态的，往往比物理或化学参数更敏感。一种这样的生物性质的是经常使用的，用于确定在活系统中的
5、各种污染物的影响的微生物和土壤酶活性。目前已经在原地战略的发展环境污染物超过过去几年的整治浓厚的兴趣。生物修复的前景，恢复被污染的环境中是众所周知的，这些天。然而，植物修复，使用植物降解，稳定，和/或除去土壤污染物的策略，已经被广泛地研究。无论巨大的前景，植物修复常遇到的污染的极端水平的各种挑战。然而，这样的治疗土壤与有机污泥，有机肥，和冲击力的微生物，使条件合适开垦。生物修复生物修复被定义为一种方法，其中有机废物在受控条件下进行生物降解，以无害的状态，或以低于通过监管部门建立的浓度限制水平（Mueller等人，1996）。这使用活的生物体，特别是植物和微生物，减少，消除，转换和解毒存在于土壤
6、，沉积物，水和空气中的良性产品。植物修复技术，它的许多方法中的一种，使用的植物作为过滤器，用于累积，固定化，并转化污染物危害较小的形式（Vidali，2001）。更具体地，它是维管植物，藻类和真菌的控制，击穿，除去废物，或者鼓励污染物降解的根际（McCutcheon的和施诺尔，2003年）的利用率。植物修复最近成为一个有形的替代传统的方法恢复被污染的地点(Glass, 2000)。由于高污染水平抑制植物和微生物的活性，从而有效的植物修复技术，实现污染物的地方存在，在低到中等水平。最近的研究表明，用生物肥料生物污泥和对受污染土地的修订惊人的效果，植物能够生长，在极端高乐重金属污染VELS生存（J
7、uwarkar等，2008）。南达和亚伯拉罕（2011）评估了砷，铬，镁，铜在一些必要的土壤细菌，如固氮菌，假单胞菌属和根瘤菌的效果。他们发现，由于是最有毒的所有随后的Cr，Mg和Cu制成。微生物，植物的根，和修正之间的相互作用可能对养分吸收的同时增加和金属的吸收（史密斯，1994年）迁移的影响更大。作为植物根微生物相互作用的结果，污染物对地下水的迁移是由固定化减少。对污染场地建立了有机蔬，对准焦点盖可以保留污染物的地方，从而减少通过侵蚀和渗透他们的损失进入土壤剖面（Pulford和Watson，2003）。当被污染的土壤的植被是结合土壤改良剂，例如有机物质，污染物在土壤中的迁移率可以进一步降
8、低（Mench等人，2000）。微生物在协同作用以进行有效的植物修复的植物。这种协同关系，促进水，从而植物根系和专门土壤真菌和菌根之间建立营养物质的交换，提高了植物的生长。微生物在植物修复的应用有助于改善植物的生长和存活率。在污染场地的微生物活性充当用于植物的生长和生物修复的指示器（Kumar等，2008）。植物修复方法往往流露出酶能够解毒有机化合物没有微生物的帮助，通过植物降解或植物转化（麦卡琴和Schnoon，2003年）。保持污染土壤到位与植被，减少污染物结合到土壤颗粒的扰动，并防止其移动的过程中被称为植物稳定。由此，污染物的流动性是由植物内积累，吸收到根部，或转化减至根区域内不动的物种
9、（Vangronsveld等人，1995）。其中在水中的重金属污染物被吸收或沉淀到/入植物根系的方法，被称为根滤（McCutcheon的和Schnoon，2003）。工厂过程直接或间接地促进除去从土壤污染物和水。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际内的成根或芽和变换，存储，或蒸腾（Hutchinson等人，2003）。植物通过氧化和还原反应转化某些污染物，缀合相（其中外来化合物缀合在一起由植物糖氨基酸，thisol，或谷胱甘肽分子），和缀合物的沉积成液泡和细胞壁（萨勃拉曼尼亚和小腿，2003）。污染物为吸收和转化的可用性也取决于污染物和植物物种的年龄。打破的污染物减少植
10、物代谢活性的过程也发生使植物与导致其转化细胞外酶的释放之外。根据植物种类和污染物，污染物的直接摄入可以看作是一个被动和/或主动的过程（邱，2002）。对于有效的植物修复，工厂应非食用的，可以在大量荒地种植。已经确定，某些野生和作物的植物物种必须积累量升高的有毒重金属（布雷洛克和黄，2000）的能力。多种植物物种，包括蔬菜和草是众所周知的积累或固定重金属。例如，遏蓝（菥蓂），白玉草（膀胱康平）（Ernst等，2000），菜豆品种。竞争者（布什的豆科植物）（Barcelo等人，1986），拉雷亚三齿（石炭酸灌木）（Gardea-Torresdey。等，1996年），泰拉又名假马齿苋，田旋花属（田旋
11、花）（GardeaTorresdey等人，2004年），鸭茅（果园生草）（奥尔蒂斯和阿尔卡尼斯，2006），莲花purshianus（西班牙莲）（林武，1994年），小桐子（巴巴多斯螺母）（Juwarkar等，2008; Kumar等，2008），多裂麻疯树（。 Psysic螺母）（南达和亚伯拉罕，2011）和其他几个人都被认为是植物修复中的植物有效。麻疯树已经获得了植物修复非常重视，因为它可以承受的环境压力。一种新型的甜菜碱醛脱氢酶基因（JcBD1）在麻疯树生产JcBD1蛋白质，帮助它在环境压力中生存像干旱，热量，盐（Zhang等，2008）。这种新颖的基因的表达到大肠杆菌，结果在JcBD1
12、酶的表达，使得它的耐非生物应激像盐。它是一个石油替代品的生物柴油产量，这将成为排气化石燃料的需求不断增加可再生资源的增值。某些植物积聚在它们的根必要和非必要的金属和在更高的浓度比存在于土壤中的水平笋（拉斯金等人，1994）。植物可以通过浓缩他们在根和枝条吸收污染物的含量高被称为富集植物。十字花科中含有大量的超积累物种与最广泛的金属，包括从11属（Baker和布鲁克斯，1989年）87种。植物已经开发螯合剂和多价金属离子的机制通过一个特定的类金属结合勒的毗邻Gands支配植物螯合肽（PC机）和金属硫蛋白（MTS）（科贝特和布拉夫，2002）。对于长期的生物修复，宽容金属物质用于退化土地的植被（兰
13、等，1997）。原位植物修复策略利用天然或遗传工程植物物种积累有毒物质（重金属，放射性化合物，有机污染物，等等）直接地从土壤中（Juhanson等人，2007）。有机和无机肥料主要用于提高养分利用率植物;但是，它们可影响人口，组合物，和土壤中的微生物的功能（Marschner等人，2003）。有机肥料通常会增加土壤微生物生物量（麦思通等，2006），CO2演进（AJWA和塔巴塔巴伊，1994），以及酶活性（克雷基奥等，2001）。无机肥对土壤微生物生物量和活性比有机那些影响相对较少（广场等，2004）。主要元素（N，P和K）用于植物营养物质的平衡施肥可能是有益的植物的生长（Chu等人，2007
14、）。此外，生物肥料的修正，特别是固氮菌已经发现成功的治疗污染土壤的植物修复与财团（Juwarkar等，2008; Kumar等，2008）。生物化学土壤植物过程中在一般情况下，土壤的物理和化学的参数是在研究其特性，因为它们改变，只有当土壤经历自由基变化不太有用。相反，生物参数是轻微的修改敏感的土壤质量可以以任何降解剂的存在改变（Yakovchenko等人，1996）。关于物业用作指标的选择，多兰和帕金（1996）认为是“最小数据集”在土壤质量评价，其中包括物理的使用（例如，质地，根深，入渗率，容重，水分滞留容量），化学（例如，pH值，全碳，导电性，营养水平），和生物（例如，微生物生物量的碳和氮
15、，从而可能矿化氮，土壤呼吸）的性质。间的一般参数，所述微生物生物质的碳被认为是最可靠的（作者的41），其次是脱氢酶活性（28），和氮的矿化能力（16）（吉Sotres等人，2005）。磷酸（28），葡糖苷酶（16），和脲（11）的活动是最频繁使用的特定的生化参数中，并适当代表的C，N，和P的周期。土壤的生物化学性质已被广泛用于评估土壤质量，单独和组合地，在简单的索引，而在更复杂的，其中指出，在科学界认识到其潜在价值的事实（吉尔 - Sotres。等， 2005年）。在土壤中微生物的活动是非常受土壤pH值和水供应的影响。最适pH范围为105至低pH值是最佳的金属可用性，但是不利的植物（Hutch
16、inson等人，2003）。可能的pH值，微生物活性时土壤孔隙的60被充满水增强。在重金属阳离子（镉，铜，汞，镍，铅和锌）的研究，溶解度已被证明能增加与降低pH值。当有机污泥被添加到土壤中，达到阈值随后在土壤pH值的降低和增加金属的溶解度（桑德斯和Adams，1987）。所述污泥金属浓度越高，为减小金属溶解性的阈pH值点。高金属浓度在应用污泥导致增加金属的溶解度，因此增加了植物吸收在较高的土壤pH值时注意到.Electrical电导率措施土壤盐度，属性指的可溶性盐和土壤中可溶性离子的量。土壤酶活性是植物营养素和循环过程的一个重要特征，从而测定特定的酶的活性被发现在确定土壤的生物活性而这又是土壤肥力（Perucci，1992）的索引是有用的。土壤酶被认为是主要的微生物来源（拉德，1978），而且也从植物和动物（塔巴塔巴伊，1994）发起。免费的酶形成复合
