Several microorganisms especially b

Several microorganisms especially bacteria (Bacillus subtilis, Pseudomonas putida, and Enterobacter cloacae) have been successfully used for the reduction of Cr (VI) to the less toxic Cr (III) [77–80]. B. subtilis has also been reported to reduce nonmetallic elements. For instance, Garbisu et al. [81] recorded that B. subtilis reduced the selenite to the less toxic elemental Se. Further, B. cereus and B. thuringiensis have been shown to increase extraction of Cd and Zn from Cd-rich soil and soil polluted with effluent from metal industry [82]. It is assumed that the production of siderophore (Fe complexing molecules) by bacteria may have facilitated the extraction of these metals from the soil; this is because heavy metals have been reported to simulate the production of siderophore and this consequently affects their bioavailability [83]. For instance, siderophore production by Azotobacter vinelandii was increased in the presence of Zn (II) [84]. Hence, heavy metals influence the activities of siderophore-producing bacteria which in turn increases mobility and extraction of these metals in soil.

Bioremediation can also occur indirectly via bioprecipitation by sulphate reducing bacteria (Desulfovibrio desulfuricans) which converts sulphate to hydrogen sulphate which subsequently reacts with heavy metals such as Cd and Zn to form insoluble forms of these metal sulphides [85].

Most of the above microbe assisted remediation is carried out ex situ. However, a very important in situ microbe assisted remediation is the microbial reduction of soluble mercuric ions Hg (II) to volatile metallic mercury and Hg (0) carried out by mercury resistant bacteria [86]. The reduced Hg (0) can easily volatilize out of the environment and subsequently be diluted in the atmosphere [87].

Genetic engineering can be adopted in microbe assisted remediation of heavy metal polluted soils. For instance, Valls et al. [88] reported that genetically engineered Ralstonia eutropha can be used to sequester metals (such as Cd) in polluted soils. This is made possible by the introduction of metallothionein (cysteine rich metal binding protein) from mouse on the cell surface on this organism. Although the sequestered metals remain in the soil, they are made less bioavailable and hence less harmful. The controversies surrounding genetically modified organisms [89] and the fact that the heavy metal remains in the soil are major limitations to this approach to bioremediation.

Making the soil favourable for soil microbes is one strategy employed in bioremediation of polluted soils. This process known as biostimulation involves the addition of nutrients in the form of manure or other organic amendments which serve as C source for microorganisms present in the soil. The added nutrients increase the growth and activities of microorganisms involved in the remediation process and thus this increases the efficiency of bioremediation.

Although biostimulation is usually employed for the biodegradation of organic pollutants [90], it can equally be used for the remediation of heavy metal polluted soils. Since heavy metals cannot be biodegraded, biostimulation can indirectly enhance remediation of heavy metal polluted soil through alteration of soil pH. It is well known that the addition of organic materials reduces the pH of the soil [91]; this subsequently increases the solubility and hence bioavailability of heavy metals which can then be easily extracted from the soil [92].

Biochar is one organic material that is currently being exploited for its potential in the management of heavy metal polluted soils. Namgay et al. [93] recorded a reduction in the availability of heavy metals when the polluted soil was amended with biochar; this in turn reduced plant absorption of the metals. The ability of biochar to increase soil pH unlike most other organic amendments [94] may have increased sorption of these metals, thus reducing their bioavailability for plant uptake. It is important to note that, since the characteristics of biochar vary widely depending on its method of production and the feedstock used in its production, the effect different biochar amendments will have on the availability of heavy metals in soil will also differ. Further, more research is needed in order to understand the effect of biochar on soil microorganisms and how the interaction between biochar and soil microbes influences remediation of heavy metal polluted soils because such studies are rare in literature.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

จุลินทรีย์ต่าง ๆ โดยเฉพาะอย่างยิ่งแบคทีเรีย (คัด subtilis ลี putida และ Enterobacter cloacae) สำเร็จใช้สำหรับการลดของ Cr (VI) ให้น้อยลงเป็นพิษที่ Cr (III) [77 – 80] นอกจากนี้ยังมีการรายงาน subtilis เกิดลดองค์ประกอบ nonmetallic เช่น Garbisu et al. [81] บันทึกว่า subtilis เกิดลด selenite ที่น้อยลง Se ธาตุพิษ เพิ่มเติม เกิด cereus และ thuringiensis เกิดได้รับการแสดงเพื่อเพิ่มการสกัดของ Cd และ Zn จากดินอุดมไปด้วยซีดีและดินเสีย ด้วยน้ำทิ้งจากอุตสาหกรรมโลหะ [82] จึงสันนิษฐานว่า การผลิต siderophore (Fe complexing โมเลกุล) โดยแบคทีเรียอาจมีอำนวยการสกัดโลหะเหล่านี้จากดิน ทั้งนี้เนื่องจากโลหะหนักที่มีการรายงานการจำลองการผลิต siderophore และนี้จึงมีผลต่อการดูดซึม [83] ตัวอย่าง siderophore ผลิต โดย Azotobacter vinelandii ถูกเพิ่มในต่อหน้าของ Zn (II) [84] ดังนั้น โลหะหนักมีผลต่อกิจกรรมของแบคทีเรียผลิต siderophore ซึ่งจะเพิ่มความคล่องตัวและการสกัดโลหะเหล่านี้ในดินววิธีสามารถเกิดขึ้นโดยทางอ้อมผ่าน bioprecipitation โดยซัลเฟตลดแบคทีเรีย (Desulfovibrio desulfuricans) ซึ่งสามารถแปลงซัลเฟตไฮโดรเจนซัลเฟตซึ่งต่อมาทำปฏิกิริยากับโลหะหนักเช่น Cd และ Zn การฟอร์มรูปแบบละลาย sulphides โลหะเหล่านี้ [85]ส่วนใหญ่ของผู้เชี่ยวชาญช่วย microbe ข้างต้นจะดำเนินอดีตซิ อย่างไรก็ตาม เพื่อ microbe ใน situ อย่างยิ่งช่วยจะลดจุลินทรีย์ละลาย mercuric ประจุ Hg (II) การระเหยโลหะปรอท และ Hg (0) ดำเนินการ โดยทนปรอทแบคทีเรีย [86] Hg ลดลง (0) สามารถ volatilize ได้ง่ายจากสิ่งแวดล้อม และต่อมาได้ยกเว้นในบรรยากาศ [87]พันธุวิศวกรรมสามารถถูกนำมาใช้ใน microbe ช่วยแก้ไขข้อผิดพลาดของโลหะหนักเสียดินเนื้อปูน เช่น Valls et al. [88] รายงาน eutropha ว่า Ralstonia แปลงพันธุกรรมออกแบบสามารถใช้ sequester โลหะ (เช่นซีดี) ในดินเนื้อปูนเสีย นี้ทำได้ โดยการแนะนำของ metallothionein (cysteine โลหะรวมอุดมไปด้วยโปรตีนจากเมาส์บนพื้นผิวเซลล์ในสิ่งมีชีวิตนี้ แม้ว่าโลหะที่ปล่อยอยู่ในดิน พวกเขาจะทำน้อย bioavailable และเป็นอันตรายน้อยลงดังนั้น Controversies รอบแปลงพันธุกรรมปรับเปลี่ยนชีวิต [89] และความจริงที่ยังคงเป็นโลหะหนักในดินมีข้อจำกัดสำคัญววิธีวิธีนี้ทำให้ดินดีสำหรับจุลินทรีย์ดินเป็นกลยุทธ์หนึ่งที่ว่าจ้างในววิธีของดินเนื้อปูนเสีย กระบวนการนี้เรียกว่า biostimulation เกี่ยวข้องกับการเพิ่มสารอาหารในรูปของมูลหรือการแก้ไขอื่น ๆ อินทรีย์ที่เป็นแหล่ง C สำหรับจุลินทรีย์ในดิน เพิ่มสารอาหารเพิ่มการเจริญเติบโตและกิจกรรมของจุลินทรีย์ที่เกี่ยวข้องในการแก้ไขข้อผิดพลาด และทำ เพิ่มประสิทธิภาพของววิธีแม้ว่า biostimulation มักจ้างสำหรับ biodegradation ของสารมลพิษอินทรีย์ [90], มันเท่า ๆ กันใช้สำหรับแก้ไขข้อผิดพลาดของดินเนื้อปูนโลหะหนักเสีย เนื่องจากไม่สามารถ biodegraded โลหะหนัก biostimulation สามารถปรับปรุงแก้ไขข้อผิดพลาดของโลหะหนักเสียดินโดยเปลี่ยนค่า pH ของดินทางอ้อม เป็นที่รู้จักว่า การเพิ่มวัสดุอินทรีย์ช่วยลด pH ของดิน [91]; ต่อมาเพิ่มการละลาย และดังนั้น ชีวปริมาณออกฤทธิ์ของหนักโลหะซึ่งสามารถแยกสินค้าได้อย่างง่ายดายจากดิน [92] แล้วBiochar วัสดุอินทรีย์หนึ่งที่เป็นปัจจุบันที่สามารถสำหรับศักยภาพในการจัดการของเสียโลหะหนักดินเนื้อปูน ได้ Namgay et al. [93] บันทึกลดพร้อมใช้งานของโลหะหนักในดินเสียถูกแก้ไขกับ biochar นี้จะลดลงพืชดูดซึมโลหะ ความสามารถของ biochar เพื่อเพิ่ม pH ในดินต่างจากสุดอินทรีย์แก้ไขอื่น ๆ [94] อาจเพิ่มขึ้นดูดโลหะเหล่านี้ จึง ลดการดูดซึมการดูดธาตุอาหารของพืช โปรดทราบว่า เนื่องจากลักษณะของ biochar แตกต่างกันขึ้นอยู่กับวิธีการผลิตและวัตถุดิบที่ใช้ในการผลิต ผลที่แก้ไข biochar แตกต่างกันจะมีพร้อมใช้งานของโลหะหนักในดินจะยังแตกต่างกันได้ เพิ่มเติม จำเป็นต้องวิจัยเพิ่มเติมความเข้าใจผลของ biochar จุลินทรีย์ดิน และวิธีการโต้ตอบระหว่างจุลินทรีย์ biochar และดินมีผลต่อผู้เชี่ยวชาญของโลหะหนักเสียดินเนื้อปูนเนื่องจากการศึกษาดังกล่าวไม่ค่อยพบในวรรณคดี

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

โดยเฉพาะอย่างยิ่งหลายจุลินทรีย์แบคทีเรีย (Bacillus subtilis, Pseudomonas putida และ Enterobacter cloacae) ได้ถูกนำมาใช้ประสบความสำเร็จในการลดลงของโครเมียม (VI) เพื่อเป็นพิษน้อย Cr (III) [77-80] subtilis บียังได้รับรายงานว่าจะลดองค์ประกอบของอโลหะ ยกตัวอย่างเช่น Garbisu et al, [81] บันทึกไว้ว่า B. subtilis ยิบลดลงไปที่เป็นพิษน้อยธาตุ Se นอกจากนี้บี cereus และ B. thuringiensis ได้รับการแสดงเพื่อเพิ่มการสกัด Cd และสังกะสีจากดินที่อุดมไปด้วยซีดีและดินปนเปื้อนกับน้ำทิ้งจากอุตสาหกรรมโลหะ [82] มันจะสันนิษฐานว่าการผลิตของ siderophore (เฟโมเลกุล complexing) โดยเชื้อแบคทีเรียที่อาจจะมีการอำนวยความสะดวกการสกัดโลหะเหล่านี้จากดินนั้น นี้เป็นเพราะโลหะหนักที่ได้รับรายงานในการจำลองการผลิต siderophore และนี่จึงมีผลต่อการดูดซึมของพวกเขา [83] ยกตัวอย่างเช่นการผลิตโดย siderophore Azotobacter vinelandii เพิ่มขึ้นในการปรากฏตัวของธาตุสังกะสี (II) [84] ดังนั้นโลหะหนักมีผลต่อกิจกรรมของแบคทีเรีย siderophore ผลิตซึ่งจะเพิ่มความคล่องตัวและการสกัดโลหะเหล่านี้ในดิน. บำบัดยังสามารถเกิดขึ้นโดยทางอ้อมผ่านทาง bioprecipitation โดยซัลเฟตลดแบคทีเรีย (desulfuricans Desulfovibrio) ซึ่งจะแปลงซัลเฟตจะซัลเฟตไฮโดรเจนซึ่งต่อมาทำปฏิกิริยากับ โลหะหนักเช่นแคดเมียมและสังกะสีในรูปแบบที่ไม่ละลายน้ำรูปแบบของซัลไฟด์โลหะเหล่านี้ [85]. ส่วนใหญ่ของจุลินทรีย์ดังกล่าวข้างต้นช่วยฟื้นฟูจะดำเนินการแหล่งกำเนิดอดีต แต่สิ่งที่สำคัญมากในแหล่งกำเนิดจุลินทรีย์ช่วยฟื้นฟูคือการลดจุลินทรีย์ของไอออนปรอทปรอทที่ละลายน้ำได้ (II) ปรอทโลหะระเหยและปรอท (0) ดำเนินการโดยแบคทีเรียทนปรอท [86] ลดลงปรอท (0) สามารถ volatilize ออกจากสภาพแวดล้อมและต่อมาได้รับการปรับลดในบรรยากาศ [87]. พันธุวิศวกรรมสามารถนำมาใช้ในการช่วยเหลือฟื้นฟูจุลินทรีย์ดินที่ปนเปื้อนของโลหะหนัก ยกตัวอย่างเช่น Valls et al, [88] รายงานว่าดัดแปลงพันธุกรรม Ralstonia eutropha สามารถใช้ในการยึดทรัพย์โลหะ (เช่น Cd) ในดินที่ปนเปื้อน นี้ทำไปได้โดยการแนะนำของเมทัลโล (cysteine ​​ที่อุดมไปด้วยโปรตีนที่มีผลผูกพันโลหะ) จากเมาส์บนผิวเซลล์ในชีวิตนี้ แม้ว่าโลหะทรัพย์ยังคงอยู่ในดินที่พวกเขาจะทำ bioavailable น้อยและด้วยเหตุที่เป็นอันตรายน้อยกว่า ถกเถียงชีวิตดัดแปลงพันธุกรรม [89] และความจริงที่ว่าโลหะหนักยังคงอยู่ในดินที่มีข้อ จำกัด ที่สำคัญในการที่จะบำบัดทางชีวภาพวิธีการนี้. ทำให้ดินดีสำหรับจุลินทรีย์ดินที่เป็นหนึ่งในกลยุทธ์ที่ใช้ในการบำบัดทางชีวภาพของดินปนเปื้อน กระบวนการนี้รู้จักกันเป็นสารเร่งการที่เกี่ยวข้องกับการเพิ่มขึ้นของสารอาหารในรูปแบบของการแก้ไขปุ๋ยคอกหรือปุ๋ยอินทรีย์อื่น ๆ ซึ่งเป็นแหล่งที่มาของ C เป็นจุลินทรีย์ที่มีอยู่ในดิน สารอาหารที่เพิ่มเพิ่มการเจริญเติบโตและกิจกรรมของจุลินทรีย์ที่เกี่ยวข้องในกระบวนการฟื้นฟูและทำให้นี้เพิ่มประสิทธิภาพของการบำบัดทางชีวภาพได้. แม้ว่าสารเร่งการเป็นลูกจ้างมักจะย่อยสลายทางชีวภาพของสารมลพิษอินทรีย์ [90] มันเท่าเทียมกันสามารถนำมาใช้ในการฟื้นฟูของโลหะหนัก ดินที่ปนเปื้อน ตั้งแต่โลหะหนักที่ไม่สามารถย่อยสลาย, สารเร่งการทางอ้อมที่สามารถเพิ่มประสิทธิภาพการฟื้นฟูของโลหะหนักที่ปนเปื้อนในดินผ่านการเปลี่ยนแปลงของค่า pH ของดิน เป็นที่ทราบกันดีว่านอกเหนือจากวัสดุอินทรีย์จะช่วยลดความเป็นกรดเป็นด่างของดิน [91] นี้ต่อมาเพิ่มความสามารถในการละลายและด้วยเหตุนี้การดูดซึมของโลหะหนักที่สามารถสกัดได้อย่างง่ายดายจากดิน [92]. Biochar เป็นวัสดุอินทรีย์หนึ่งที่กำลังมีการใช้ประโยชน์เพื่อที่อาจเกิดขึ้นในการบริหารจัดการของดินปนเปื้อนโลหะหนัก Namgay et al, [93] บันทึกการลดลงของความพร้อมของโลหะหนักเมื่อดินที่ปนเปื้อนถูกแก้ไขด้วย biochar นั้น ในทางกลับกันลดการดูดซึมของพืชของโลหะ ความสามารถของ biochar เพื่อเพิ่มค่า pH ของดินที่แตกต่างจากการแก้ไขอินทรีย์อื่น ๆ ส่วนใหญ่ [94] อาจจะมีการดูดซับที่เพิ่มขึ้นของโลหะเหล่านี้จึงช่วยลดการดูดซึมของพวกเขาสำหรับการดูดซึมของพืช มันเป็นสิ่งสำคัญที่จะทราบว่าเนื่องจากลักษณะของ biochar แตกต่างกันขึ้นอยู่กับวิธีการของการผลิตและวัตถุดิบที่ใช้ในการผลิตที่มีผลการแก้ไข biochar ที่แตกต่างกันจะมีความพร้อมของโลหะหนักในดินยังจะแตกต่างกัน นอกจากนี้จำเป็นต้องวิจัยเพิ่มเติมเพื่อให้เข้าใจผลกระทบของ biochar จุลินทรีย์ดินและวิธีการทำงานร่วมกันระหว่าง biochar และดินที่มีอิทธิพลต่อการฟื้นฟูจุลินทรีย์ดินปนเปื้อนโลหะหนักเพราะการศึกษาดังกล่าวเป็นของหายากในวรรณคดี

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

หลายจุลินทรีย์โดยเฉพาะอย่างยิ่งเชื้อแบคทีเรีย ( Bacillus subtilis , Pseudomonas enrichment และ Enterobacter เชื้อ ) ได้ถูกนำมาใช้สำหรับการลดลงของ Cr ( VI ) ที่เป็นพิษน้อยกว่า โครเมียม ( III ) – 80 [ 77 ] B . subtilis ยังได้รับการรายงานเพื่อลดองค์ประกอบซึ่งเป็นธาตุที่ไม่ใช่โลหะ . ตัวอย่าง garbisu et al . [ 81 ] บันทึกไว้ว่า B . subtilis ลดซีลีไนต์ที่เป็นพิษน้อยกว่าธาตุเซ เพิ่มเติม พ.โบตั๋นและ B.thuringiensis ได้รับการแสดงเพื่อเพิ่มการสกัดสังกะสีจากซีดีและซีดีที่อุดมไปด้วยดินและดินที่ปนเปื้อนด้วยน้ำทิ้งจากอุตสาหกรรมโลหะ [ 82 ] เป็นสันนิษฐานว่าผลิตไซเดอโรฟอร์ ( Fe ในโมเลกุล ) โดยแบคทีเรียอาจจะสนับสนุนการสกัดโลหะจากดินนี้เป็นเพราะโลหะหนักที่ได้รับรายงานผลการผลิตของไซเดอโรฟอร์และนี้จึงมีผลต่อการดูดซึมของพวกเขา [ 83 ] สำหรับอินสแตนซ์ ผลิตไซเดอโรฟอร์โดย 20 vinelandii เพิ่มขึ้นในการแสดงตนของ Zn ( II ) [ 84 ] ดังนั้นโลหะหนักที่มีผลต่อกิจกรรมของไซเดอโรฟอร์แบคทีเรียที่ผลิตซึ่งจะเพิ่มความคล่องตัว และสกัดโลหะเหล่านี้ในดิน

การบำบัดทางชีวภาพยังสามารถเกิดขึ้นโดยทางอ้อมโดยผ่าน bioprecipitation ซัลเฟต ( สูตรลดเชื้อแบคทีเรีย desulfuricans ) ซึ่งแปลงซัลเฟตไฮโดรเจนซัลเฟต ซึ่งภายหลังทำปฏิกิริยากับโลหะหนัก เช่น ซีดี และสังกะสีในรูปแบบของโลหะซัลไฟด์ที่ไม่ละลายน้ำ รูปแบบเหล่านี้ [ 85 ] .

ส่วนใหญ่ข้างต้นจุลินทรีย์ช่วยฟื้นฟูการ ex situ . อย่างไรก็ตามสำคัญมากในการเป็นแหล่งจุลินทรีย์ช่วยลดปริมาณจุลินทรีย์ของเมอร์คิวริกไอออนปรอท ( II ) ระเหยโลหะปรอทและปรอท ( 0 ) ที่ดำเนินการโดยปรอทป้องกันแบคทีเรีย [ 86 ] ลด HG ( 0 ) สามารถกลายเป็นไอออกมาจากสิ่งแวดล้อม และต่อมาจะเจือจางในบรรยากาศ

[ 87 ]พันธุวิศวกรรม สามารถใช้จุลินทรีย์ช่วยในการฟื้นฟูของโลหะหนักปนเปื้อนดิน ตัวอย่างเช่น วาลส์ et al . [ 88 ] รายงานที่ดัดแปลงพันธุกรรม ralstonia ด้วยสามารถใช้โดดเดี่ยว โลหะ ( เช่น CD ) ในดินปนเปื้อน . นี้ได้โดยการแนะนำของ เมทัลโลไธโอนีน ( 8-12 โลหะที่อุดมไปด้วยโปรตีนจากเมาส์บนพื้นผิวเซลล์ ในชีวิตนี้