回顾修复重金属污染的土壤

1、第12卷（21），页3099 - 3109，22 May，2013年DIO：10.5897 / ajb12.720学术期刊刊号1684 - 5315©2013 非洲生物科技杂志/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S7N 5a9，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

2、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

3、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，

4、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

5、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

6、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，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

7、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（Juwarkar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Wa

8、tson，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

9、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（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（

10、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

11、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

12、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

13、）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

14、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）。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

15、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，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

16、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（Hutchinson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。

17、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。免费的酶形成复合物与腐植酸胶体，并稳定在粘土表面和有机物质。荧光素二乙酸酯通过土壤的水解率已经被认为是整体的酶活性的合适的索引，因为它的水解是通过活跃的细胞与多种酶，包括脂肪酶，亲挑逗和酯酶（Schnurer和Rosswall，1982） 。土壤细菌和真菌分泌的酶的纤维素酶在各种环境条件下，如高温为30至50和5至6的低pH值（Doyle等人，

18、2006年）。一些在研究通过土壤中的微生物所产生的胞外酶的先进的工具包括基因组，转录组学，蛋白质组学，酶测定s和土壤呼吸测量（瓦伦斯坦和温特劳布，2008）。然而，在生物修复的最大的挑战是要了解的物理，化学和土壤影响微生物酶的生产，扩散，基板翻转的生物性质和产物的被提供给所述微生物细胞的比例（Burns等人。，2013年）。重金属间接影响土壤酶活性通过改变该合成酶的微生物群落及其模式的酶的种类而异（莫雷诺等，2003）。土壤酶抑制由重金属取决于金属的性质和浓度，以及其程度变化从一种酶到另一个，并在一定的浓度一些重金属也能刺激酶的活性。金属离子可通过络合基板，具有该蛋白质活性基团的酶，酶底物复合

19、物（Mikanova，2006年），和巯基组酶（Shaw和拉瓦尔，1961）反应抑制酶反应。不同的金属表现出不同的能力，作为酶抑制剂。某些添加到土壤中可能形成复合物，在土壤中的有机物和微量元素的不完全可用于与酶的活性部位的反应。一些还充当辅因子和活化剂，以提高酶的活性。土壤酶活性是由某些其他因素的影响。空气干燥领域湿土显著降低纤维素酶的活性，而这增加了葡糖苷酶的活性，特别是葡糖苷酶（Eivazi和塔巴塔巴伊，1990）。根际对土壤-和葡糖苷酶和-和半乳糖苷酶，分别产生积极的影响。酶的活性也不同季节和不同栽培模式（Vepsäläinen等，2001）。活动受植物，动物和微生物

20、，底物的可用性，反馈和其他抑制和土壤的物理和化学特性。这些活动也与减少水的供应（SardansandPeñuelas，2005年）敏感。土壤酶和有机碳的活性呈负相关，以土层深厚，也就是说，与增加土层中有土壤酶活性和有机碳（塔巴塔巴伊，1994）的减少。农艺措施，特别是耕作和残余管理已知影响土壤的物理和化学性质，有机碳，微生物和酶的活性（特别是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）。这些PRAC-践也对参与碳和氮循环EN-P450酶活的活动类似的效果。免耕减少土壤侵蚀和水的蒸发机会，但增加了水的渗透和土壤有

21、机质含量。与地膜覆盖相结合，它增加了糖苷酶（邓和塔巴塔巴伊，1996年）的活动。此外，覆盖诱导的持水能力，碳水化合物水平，而且随着在土壤纤维素分解真菌丰富人口纤维素酶活性。森林砍伐和随后的耕作导致50减少有机碳相比，不受干扰的土林。脱氢酶活性被用作活性土壤生物量的测量指标，是关系到整体微生物活性土壤中反映氧化活性（An和金，2009年）的它们的总范围。脱氢酶已知通过将质子和电子从基片到受体（Makoi和Ndakidemi，2008年），以氧化土壤有机质。脱氢酶测定法测定的土壤样品这是由于稳定的土壤中的基质（奈特和Dick，2004）的活性的微生物和酶的总活性。这也可以用来作为一种方法来描述在堆

22、肥的嗜热和常温阶段的生物活性（Barrena等人，2008）。因为它是难以提取完整的酶从土壤，活性而非质量被测量。这些过程是土壤中的微生物的呼吸途径的一部分，并受环境因素的影响。它们的活性不仅增加在井灌溉土壤，而且在加入营养物质的土壤，但与土壤深度减小（Brzeziska等人，2001）。的活性被增强仅当污泥的加入速率是有限的（Obbard等人，1994）。脱氢酶是重金属污染的敏感;因此，它是用于访问对微生物的化学品的副作用（Nweke等人，2007）。该活动也随土壤类型和季节。 Buyanovsky等。 （1982年）发现，在干燥的季节比在潮湿的冬天，在根际较高的脱氢酶活性。少量的微生物，植

23、物或动物来源的胞外酶的稳定化的土壤胶体，以维持它们的活性延长的时间周期（Nannipieri等人，1996;伯恩斯，1982）。伯恩斯（1982）描述的10类土壤酶的位置。他们包括“abiontic'酶，通过Skujins（1976）用来形容生物源不再关联到活细胞酵素的术语。这些可以被排泄到土壤溶液或固定的微生物来源吸收在粘土或腐殖酸胶体的酶。胞外酶的这种稳定化可能不反映变化微生物生物量，这反而可能关联到例如脱氢酶内部酶活性或总体活性（呼吸）的测量（西蒙娜等人，2004）。然而，每单位呼吸生物量可能增加取决于污染物和/或胁迫本（面包车Beelen的和Doelman，1997）的类型。确

24、定特定酶的活性（例如，磷酸酶，脲酶，淀粉酶，等等）或其他参数（例如，ATP含量，呼吸，腺苷酸酶等等电荷）连同一般土壤参数有助于确定土壤中的微生物的活性和对了解其对堆肥修订，栽培措施和环境因素。微生物生物质代表的土壤的有机物质的生物成分，不含植物根部和动物（吉尔 - Sotres等人，2005）。在生物量碳的变化比总土壤有机碳更快和更大。与增加重金属含量（巴拉哈斯-阿瑟维思，2005年）生物质碳作为土壤有机碳的比例下降。生物量碳和总土壤有机碳之间的关系构成了内相似类型的土壤，并在类似的管理“内部控制”的一种形式。因此，如果生物量碳，在这些土壤有机碳变化的比率的条件下，这可能表明损坏土壤生态系统的

25、重金属（哈斯-阿瑟维思，2005）。土壤微生物生物量碳和氮矿化能力主要是被用来估计变化的土壤质量之前，管理和使用，同时脱氢酶活性，作为可行的微生物活动的一般措施，也被应用在退化的土壤进行研究污染和有效程度诊断为恢复（吉尔 - Sotres等人，2005）。氮的矿化能力是指土壤的能力超过了给定时间段的最佳湿度和温度条件下变换的有机氮化合物为氨或硝酸盐（吉尔 - Sotres等人，2005）。 Perucci（1990）分析了土壤的生化特性修正市政重用和报道修正案即兴编的菌群。此外，Perucci（1992）中报告量碳的土壤堆肥加成其中改变作为每个应用程序的剂量一显著增加。在多数研究中，有机碳通常

26、会降低随土壤深度（邓andTabatabai，1996年）。二 - 三胺 - 五乙酸（DTPA）已被广泛用于估计在土壤和污泥金属的生物利用度，由于其容量以螯合广泛金属元素（哈林等人，2003）。它也可以用于恢复退化土壤（弗朗西斯，1999）。许多作者同意，有机物质的存在增加了金属的DTPA萃取。许多金属的bioavailabi lity取决于土壤比它们的数量（蒂斯和阿尔卡尼斯，2006年）的有机化合物的质量。因此，金属的生物利用度提高时，他们都与不稳定或水溶性有机COM磅，当发现它们具有稳定的有机化合物，如腐殖酸关联下降有关（哈林等人，2003）。土壤条件，比如pH值，氧化还原电位，阳离子交换

27、容量和有机质影响污染物的根系生长和流动性高的影响，金属吸收植物根茎。使用的酸，石灰化学改良，和有机物质改变土壤化学条件和螯合剂和络合剂在土壤中的浓度和固相（斯干和阿德，1997）。Speir等。（1995年，1999年）和Haanstra和Doelman（1991）已通过测定生态剂量50的定量的各种土壤酶活性重金属的作用（ED50）。 ED的概念是由巴比奇等人介绍。（1983），在对在土壤生态系统的微生物过程的重金属的影响的研究。ED是重金属在其中酶或其它生物活性，降低到未抑制值的50的浓度（Moreno等人，2003）。加入污泥至土壤，改变重金属尤其镉和镍的酶活性的增加的ED值，从而指示减少

28、的毒性的抑制作用。上的酶活性的重金属的负效应可能通过下水道污泥的正效应被掩蔽（Morenoet人，1999）。此外，金属部分可能被吸附在用污泥加入的有机胶体。这防止了重金属直接与酶的活性位点相互作用，从而影响它们的活性（Doelman和Haanstra，1986）。污水污泥被认为是有价值的肥料，由于其植物养分含量和腐殖质形成的效果，但其长期应用可能影响土壤特征（扎曼等人，2004）。其频繁使用导致土壤生态系统的恶化，由于土壤中重金属的积累和持久性。它被用作有机修正土壤，特别是缺乏有机质土壤（Moreno等人，2003）。污水污泥，以土壤施用改善土壤，特别是有机质含量，和植物营养素，尤其是氮和磷

29、的物理和化学特性。它含有所需的微生物生长许多部件，并增加土壤中的微生物，包括根瘤菌的生长的活性（Kinkle等人，1987）。 Corey等人。（1987）得出的结论是对污泥表面特定金属吸附通常是金属植物有效性土壤中污泥的混合物控制因素。污泥具有较高金属浓度的植物会导致更高的金属的吸收。已发现含有有机物和营养物的废水中的应用，以增加微生物生物量，细菌，真菌，和在田间试验放线菌界（戈亚尔等人，1995）。修订的污水处理厂污泥与生物肥料已成功地用于改善煤矿弃渣倾倒（Juwarkar和Jambhulkar，2008年）。污泥对土壤脱氢酶，脲酶，和磷酸酶活性的作用（即，刺激和抑制）与污泥原点和污泥的污

30、染水平与有机和无机污染物，以及所研究的一种酶（库哈尔斯基等。 ，2000年）。从在金属污染土壤的修复中使用的有机添加物降解的有机物导致改变土壤化学性质及其加入后不久，这可能会影响土壤金属分布（克莱门特等人，2006）。尽管高浓度的氮，磷，和在土壤中的钾，乳品污泥被发现改善差的物理性能和污染土壤的微生物活性（Kumar等，2008）。此外，麻疯树中重金属有效生长污染土壤与生物污泥的修正，乳制品污泥和生物肥料已经报道（Juwarkar等人，2008; Kumar等，2008）。生物强化从土壤协会使用的微生物与植物中的重金属污染物的清理方法是蓄势待发。就业为宗旨的微生物可能是本地还是外来的污染区。导

31、入微生物的污染场地的过程被称为生物强化这增强，以提高生物修复（埃尔Fantroussi和Agathos，2005）土著菌群的代谢能力。该过程通常是由微生物细胞裂解的复杂形式的污染物，以在那里它们被代谢通过细胞易于接受的形式（穆勒，2006）分泌的胞外酶加速。原土壤生物常常由重金属污染引起的直到重金属被除去或固定化的生态损害的指标（Frey等，2006）。在许多污染土壤中，微生物被暴露于各种化学品直接与所得到的效果是相加的，协同的或拮抗（礼宾员和索维，2008）。加性效应是指土壤成分和毒性大于加性效应被描述为增效和下部之间的零相互作用以它为拮抗作用，分别。这种现象称为吸附似乎是生物修复的关键。它

32、被定义为有机和无机金属物种，可溶性和不溶性的，通过物理化学机制，例如吸附的摄取。在微生物细胞，代谢活性也可影响发生变化，pH值，电导率，有机和无机营养物和代谢物的过程。吸附提供成核位点用于通过膜传输机制形成稳定的矿物通过吸附到细胞表面或积累在细胞内。内的细胞中，金属物种可以结合，沉淀的，细胞内的结构或细胞器内的局部或易位到取决于金属和生物体（加德，1996年）的性质的具体结构。由微生物的生物矿化过程提供螯合无机污染物和相对稳定的固相内的重金属一种有效的方法（Li等人，2013年）。由微生物修复机制包括细胞外的络合，氧化 - 还原反应，沉淀和细胞内积累（Yao等人，2012）。植物占用通过根际最

33、矿质营养的微生物，其中与植物产品中根分泌物，它由有机羧酸阴离子，植物铁载体，糖类，维生素，氨基酸，嘌呤，核苷，无机离子，气体分子，酶的复杂混合物的相互作用和根边缘细胞（Dakora和Phillips，2001）。渗出的速率增加的微生物在根际的存在（Gardner等人，1983）和某些营养物质的吸收和同化促进。一些根系分泌物作为金属螯合剂，增加土壤金属微量元素的可用性。金属螯合剂形成复合物与土壤金属，从而释放绑定到土壤颗粒金属和金属增加溶解度和流动性。重金属由富含半胱氨酸的肽的固定化是通过植物用于抵消重金属毒性所采用的主要机制。植物螯合肽已显示出结合重金属以高亲和力（Dakora和Phillip

34、s，2002）。此外，细菌和植物铁载体也充当溶解铁结合到土壤颗粒螯合剂。溶解后，铁是采取了由活细胞通过特定的膜载体和被代谢。植物根部能调节微生物活动的根际，鼓励有利共生，影响土壤的物理和化学性质，并抑制竞争性植物物种的生长。植物生长促进根瘤细菌（PGPR）被认为通过产生植物生长促进剂（生长素，赤霉素，细胞分裂素，吲哚乙酸，仅举几例），植物激素，铁载体，螯合剂，抗生素直接或间接地促进植物生长（沙纳汉，1992），氰化物（等Flaishman等人，1996），非共生固氮（Boddey和Dobereiner，1995），增溶矿物磷酸盐和营养物（德弗雷塔斯等人，1997年），以及服务于几个其它功能（J

35、oseph等，2007; Kamnev和van der Lelie酒店，2000年）。一些这样的必不可少的PGPR包括假单胞菌，无色，棕色，固氮螺菌，醋，和根瘤菌。一个大阵列的细菌，包括克雷伯氏菌属，肠杆菌属，谷氨酸广厦杆菌，产碱杆菌，节杆菌，洋葱伯克霍尔德杆菌，和沙雷氏菌属的物种也已经报道以提高植物生长（Saravanan等人2008，;格里克，1995; OKON和Labandera-冈萨雷斯，1994）。几种微藻也已经研究了它们的结合脂质生产和渗滤液重金属去除，这几个都是微绿球，帕夫洛娃路德，四爿崔和牟氏角毛藻（Richards和穆林斯，2013）。微生物细胞保持功能活跃在土壤中产生，并

36、通过生物膜由生产这种现象称为群体感应感应某些化学信号。这个群体感应，与其他监管体系，扩大针对超越人口密度基因表达的环境信号的范围（丹尼尔斯等人，2004年）。在植物修复技术利用PGPR被认为发挥自己的修正，有助于对污染场地植物生长具有重要作用（毕等，2000），增强土壤解毒（马亚克等，2004）。不过，配对PGPR与丛枝菌根（AM）真菌供应增加植物修复效率的好方法。其中土壤中的微生物，菌根真菌是最有效的通过共生强化重金属耐受性植物。这些共生真菌增加养分和水的吸收，减轻文化和环境压力，增强抗病性和植物健康（Filion等人，1999）。其中AM真菌，属球囊，盾之争，无梗囊和千兆孢是非常重视的植物

37、修复（汗，2001年）。浸出过程涉及硫杆菌。和黑曲霉，在水中的金属由藻类或细菌细胞，生物氧化或生物还原的金属污染物通过巴芽孢精砂硫酸盐还原细菌，和金属的生物甲基化，如砷，镉低浓度的吸附，汞，铅和已经显示在治疗退化土壤一些承诺（Mulligan等人，2001）。像AM真菌和解磷充当磷增溶剂细菌，谷氨酸广厦杆菌重氮是一个辅助的锌的溶解，便于吸收的植物（Saravanan等人，2007）根际细菌。虽然真菌和细菌有责任有机废物分解和养分释放过程中的主要化学转化，土壤动物，尤其是蚯蚓可以通过有机残留物物理故障增加表面积微生物科洛尼采样与酶的作用变成更小的颗粒刺激微生物的作用（ Kzlkaya，2008）

38、。菌根挑起植物生理学，营养可用性和微生物组成，这决定了植物修复的尝试取得成功的结果产生积极的影响。超出根际，菌根菌丝充当根并形成植物的根区，它通过创建被称为超球'土壤 - 植物相互作用的一个新的接口增加成批量土壤根际的范围内密集网络。有研究菌根真菌专注于自己提供的寄主植物在营养赤字土壤养分的能力。所述泡囊丛枝菌根（VAM）的真菌是已知的增溶磷酸盐络合物在土壤中，并使其向植物提供。在一些研究中，他们还发现降解有机污染物。植物菌根协会似乎受到保护，免受药害重金属的影响。重金属被认为是由羧基在宿主细胞和真菌之间的界面矩阵的半纤维素的约束。一个埃里克相似菌根真菌Hymenoscyphus er

39、icae能够代谢一些植物毒性的化合物在体外。真菌的这种能力提供了额外的保护对毒素的寄主植物，让植物在区域，否则危害plants.An增加金属浓度增长影响土壤微生物性质，尤其是呼吸和酶该活动成为良好的指标金属污染（Szili - 科瓦奇等人，1999年）。在重金属污染的后果，重金属边界或浸出增大的作用，确定其生物利用度和毒性。一些研究表明，重金属浓度和微生物的活动，例如呼吸，矿化（面包车Beelen的和Doelman，1997），硝化（这里已经.等人，1994），细胞内和细胞外的酶活性之间存在负相关（这里已经.等， 1994年，Haanstra和Doelman，1991），和微生物群落生物量和结构（Kelly和泰特，1998年）。此前有报道表明，重金属抑制特定的微生物群体，尤其是硝化细菌和固氮植物的生长;但是，也有在其中没有相关性已被微生物参数和重金属污染（Kelly和泰特，1998）之间发现某些条件。除了上述的对抗中，有益微生物菌株（天然或工程）应