多氯联苯（Polychlorinated biphenyls,PCBs）是一类人工合成的氯代芳香烃类持久性有机污染物（POPs），化学式为C₁₂H_10-nCl_n（n≤10）^[1]。1864年，PCBs首次被人工合成，迄今全球PCBs生产量为100~150万t，其中约30%通过各种途径进入环境，最终蓄积于土壤或沉积物中^{[2, 3]}。PCBs是高憎水化合物，具有高亲脂性和生物蓄积性，可通过食物链的逐级生物放大作用危害动物和人体健康^[4]。

对于PCBs污染土壤的修复，传统的物理/化学修复技术对环境干扰大、成本高昂且易造成二次污染^[5]，而生物修复技术（Bioremediation），即利用微生物、绿色植物及其酶类处理污染环境，使其恢复到初始状态或达到环境健康水平^[6]，被认为是可替代传统修复技术的新兴技术，具有生态安全、成本低廉和环境友好等优点^[5]。生物修复包括原位（in situ）生物修复和异位（ex situ）生物修复^[6]；狭义的生物修复通常指微生物修复，而广义的生物修复包括植物修复、微生物修复和动物修复。

近年来，PCBs污染问题引起国内外研究者的日益关注。笔者利用Web of Science TM 核心合集检索（主题检索Polychlorinated biphenyls or PCBs，结果中检索Remediation,至2015-07-09）发现，2004—2014年间发表的有关PCBs污染修复的文献数量逐年增多（图 1），但仅有少量文献对PCBs污染的植物修复或微生物修复进行了综述报道^{[7, 8]}，而有关PCBs污染广义生物修复的综述尚鲜有报道。因此，本文综述了微生物修复、植物修复和动物修复PCBs污染土壤的最新研究进展，探讨其强化修复技术，并对后续研究进行讨论及展望，以期为今后生物修复土壤PCBs污染的相关研究提供一定参考。

图 1 2004-2014每年发表的有关PCBs污染修复的文献数量 Figure 1 Number of publications about PCBs remediation per year from 2004 to 2014

图选项

迄今未见环境中PCBs天然来源的文献报道。土壤中的PCBs来源于PCBs的生产、使用和处置过程，土壤不断地接纳由各种途径输入的PCBs^[8]。建筑、油漆和废旧设备是北美和欧洲土壤PCBs污染的重要来源，而土壤和水体中的PCBs污染可挥发导致大气污染^[9]。此外，电子垃圾的拆解和焚烧等活动也是形成环境PCBs污染的重要原因之一，相关研究发现我国南方的某些电子垃圾拆解区土壤存在严重PCBs污染^[10]。

PCBs具有较高的化学稳定性和半挥发性，易于在环境中循环，主要循环过程涉及污染场地的PCBs向大气挥发扩散，经大气远距离输送并通过干湿沉降进入土壤和水体环境^[11]，而且大气中PCBs沉降是土壤PCBs污染的重要来源之一。PCBs在环境中的迁移和归趋取决于PCBs的理化特性和环境介质特征。辛醇-水分配系数（K_ow）常用于预测PCBs在环境中的移动性，PCBs的lg K_ow值范围为4.5~8.2，其中lg K_ow> 6的高氯代PCBs主要与大气、土壤和沉积物中的颗粒物结合，低氯代PCBs则主要以气相形态存在并可被大气远距离运输。因此，土壤介质中通常包含较高比例的高氯代PCBs，而低氯代PCBs主要分布在大气中^[7]。据Harrad等^[12]估算，英国约有93.1%的PCBs存在于土壤环境中，海水和海洋沉积物中分别为3.5%和2%，而多达0.2%的PCBs可能存在于人体中。

环境中的PCBs在1966年首次被检出^[13]，此后世界各地均有PCBs检出的报道，甚至包括极地地区^[14]。Meijer等^[15]调查发现，全球PCBs土壤背景值为26~96 900 pg·g^-1，平均值为5410 pg·g^-1。Li等^[16]研究报道，全球土壤PCBs含量范围为40~100 000 pg·g^-1，平均值4900 pg·g^-1，欧洲和北美洲含量较高，平均值（含量范围）分别为7500（47~97 000）、4300（110~25 000）pg·g^-1，亚洲和非洲地区含量较低，平均值（含量范围）分别为580（120~2900）、390（94~620）pg·g^-1，南美洲和澳大利亚的平均值（含量范围）分别为1400（61~9500）、280（140~540）pg·g^-1。

Ren等^[17]对我国土壤中51种PCBs开展了系统的调查研究，结果发现全国52个采样点的PCBs浓度范围为138~1840 pg·g^-1，平均值为515 pg·g^-1，约为全球土壤背景值5410 pg·g^-1的1/10。我国本底土/农村土壤中PCBs同类物主要以三氯苯（~44%）和二氯苯（~28%）为主，而全球本底土主要以六氯苯（~46%）和五氯苯（~27%）为主，与我国城市土壤中PCBs的同类物构成较为类似^{[15, 17]}。近年来，文献报道的国内外不同地区土壤PCBs含量如表 1所示。

表 1 国内外不同地区土壤中PCBs含量 Table 1 PCBs concentration in soils of various regions in China and abroad

表选项

PCBs可通过摄食、吸入或皮肤接触进入动物体，在肝脏、肌肉和脂肪组织蓄积。通常情况下，PCBs表现出低到中度毒性，动物实验半致死浓度（LD50）为0.5~11.3 g·kg^-1体质量^[1]。PCBs引发的有害健康效应与其暴露途径、浓度和生物的年龄、性别有关^[8]。流行病学研究表明：PCBs长期暴露可引发氯痤疮和2型糖尿病，损伤生物体的免疫、生殖、内分泌和神经系统^[5]，导致较高的肝癌和恶性黑色素瘤发病率^[1]。美国环保局（USEPA）、卫生与公众服务部（DHHS）和国际癌症研究署（IARC）已将PCBs归类为“疑似人类致癌物”（Suspected human carcinogens）^[5]。

微生物修复是指利用天然存在的或培养的功能微生物群，在适宜环境条件下，促进或强化微生物代谢功能，从而达到降低有毒污染物活性或降解成无毒物质的生物修复技术^[35]。微生物修复土壤PCBs的主要途径包括厌氧脱氯（Anaerobic dechlorination）和好氧生物降解（Aerobic biodegradation）^[7]。厌氧脱氯是一个能量输出过程，高氯代PCBs作为电子受体被还原成低氯代PCBs^[36]；而好氧生物降解通常被限制在低氯代PCBs（氯原子数＜5），通过氧化反应生成氯-2-羟基-6-氧-6-苯基己-2，4-二烯酸（Cl-HOPDA）和氯苯甲酸，开环甚至完全矿化^[37]。尽管还原脱氯并未降低PCBs的摩尔浓度，但这一过程却降低了其类二噁英毒性，从而使其更易于被好氧菌降解^[38]。

1987年，Brown等^[39]首次报道了底泥中PCBs的厌氧脱氯。Quensen等^[40]在实验室条件下证实了PCBs的微生物厌氧还原脱氯，后续的研究发现厌氧脱氯导致了低氯代PCBs同系物在底泥中的富集，且PCBs上氯取代位置的优先取代程度为间位>对位>邻位^[41]。Bedard等^[42]研究表明PCBs在厌氧环境中存在自然衰减的现象，进一步证实了在厌氧条件下PCBs可以被微生物降解。PCBs的微生物厌氧脱氯广泛存在于厌氧环境中，包括淡水、河口和海洋的沉积物^[43]。

一般而言，氯原子数量≥4的PCBs难被好氧降解，通常可被厌氧还原性脱氯，即在厌氧微生物作用下，PCBs作为电子受体，其所含氯原子被氢原子取代，其中PCBs间位和对位上的氯原子优先被氢原子取代，而邻位上的氯原子较难被取代^[7]。Brown等^[44]通过对比PCBs同系物经厌氧脱氯损失和产物组成，将PCBs的厌氧脱氯类型分为八类，并将其命名为M、Q、H′、H、P、N、LP和T，而其他特殊的厌氧脱氯过程则可认为是这八种类型的组合。其中，厌氧脱氯过程N、M、H 的产物上的氯原子取代位24-、246-取代模式PCBs上两侧无氯原子排布的对位氯和23-、234-、235-取代模式PCBs上的间位氯，恰是过程LP 的目标反应位点，二者联合即可完成彻底的脱氯，使微生物修复的功效发挥到最大^[45]。

环境因素和条件对不同微生物的生长和代谢活动具有不同的影响，进而影响PCBs厌氧脱氯速率、脱氯程度和脱氯历程，其中影响微生物厌氧脱氯的因素包括：温度、pH、可利用的碳源、电子供体、电子受体等。

温度对PCBs还原脱氯的速率、程度、产物有重要的影响。Wu等^[46]在不同的温度梯度（4~66 ℃）观察微生物对沉积物中Aroclor 1260的脱氯情况，结果证实存在一个最佳的总氯脱除温度范围（20~27 ℃），不同的温度区间分别对应不同的脱氯过程。温度范围虽有部分重叠，但单独的反应过程仍具有较强的温度依赖性：8~30 ℃时类型N（间位脱氯）为主导；12~34 ℃时类型P（对位脱氯）为主，且温度越高反应速率越快；18~30 ℃时也有类型LP（无侧位氯取代对位脱氯）存在；在50~60 ℃的高温条件下则以类型T（脱2345-基团上的间位氯）为主。Tiedje等^[47]研究哈德逊河沉积物中Aroclor 1242在12、25、37、45、60 ℃下还原脱氯时发现，Aroclor 1242在12 ℃时还原脱氯速度为25 ℃时的两倍。

pH 影响脱氯的主要途径包括：①pH改变PCBs在底泥介质上的吸附行为，从而影响PCBs的生物利用性；②pH改变微生物菌群结构和活性；③pH直接影响吉布斯自由能和氧化还原电位^[48]。尽管在pH 5~8时PCBs还原脱氯都能够进行，但还原脱氯的最佳pH范围为7~7.5。pH还可影响脱氯位置，对位脱氯发生在pH6~8之间，邻位脱氯在pH6~7.5范围内进行，仅有间位脱氯受pH影响较少^[49]。

PCBs的厌氧脱氯是一个还原反应，PCBs在反应中作为电子受体，脱氯微生物则需要其他化合物作为碳源和电子供体来维持自身的生理代谢活动和生长。外加碳源可为脱氯微生物的生长提供足够的碳和能量，但也可能导致其他竞争微生物快速生长，抑制脱氯微生物^[49]。Alder等^[50]研究指出添加脂肪酸（乙酸、丙酸、丁酸和己酸）能加速PCBs还原脱氯的速度。添加20 mmol·L^-1丙酮酸盐和10 mmol·L^-1苹果酸盐能促进2346-CB的间位脱氯，而20 mmol·L^-1丙酮酸盐能显著提高246-CB的对位脱氯^[49]。

H₂是PCBs脱氯微生物可利用的有效电子供体，部分微生物自身有产氢功能，其与脱氯过程结合可促进脱氯反应的进行。通常，小于1%（体积分数）的H₂不会对PCBs脱氯产生显著影响，中等浓度的H₂促进脱氯，而高于10%的H₂可以抑制某些脱氯反应的进行并改变脱氯路径和历程^[49]。Sokol等^[51]发现在H₂/CO₂情况下，2，3，4-CB被脱氯还原成2，4-CB、2，3-CB和2-CB；在N₂或者N₂/CO₂情况下，还原产物只有2，4-CB。

底泥中NO^-₂和SO^2-₄是良好的电子受体。PCBs脱氯反应总与产甲烷、SO^2-₄还原、Fe³⁺还原和反硝化等生物过程相伴生。Zwiernik等^[52]研究表明，向哈德逊河底泥沉积物中加入FeSO₄能促进Aroclor 1242的厌氧还原脱氯。添加FeSO₄、Na₂SO₄和PbCl₂能够促进对位脱氯，其作用机理可能是添加物为对位脱氯微生物提供了足够的电子受体，而促进脱氯微生物的生长和活性。

好氧降解通常有两条途径：一是以PCBs为唯一碳源和能源，对其进行降解乃至矿化；另一途径是从其他有机物中获得碳源和能源，进而对PCBs进行降解，即共代谢^[1]。其中，共代谢是多氯联苯最常见的降解途径。

PCBs多被能降解芳香环的微生物降解，降解过程主要受到4种联苯降解酶的控制，即联苯双加氧酶（BphA）、二氢二醇脱氧酶（BphB）、2，3-二羟基双加氧酶（BphC）和水解酶（BphD）^[53]。好氧过程能将低氯（＜ 5）PCBs氧化为氯代苯甲酸，但很难降解高氯含量的PCBs。低氯PCBs的降解过程主要是通过一个四步邻位开环，生成五碳化合物及氯代苯甲酸（图 2），好氧微生物利用BphA对PCBs加氧，加氧位置一般在2，3位，有时也在3，4位，催化形成二氢二醇PCBs；BphB将其催化为2，3-二羟基PCBs；BphC又将其催化为2-羟基-6-氧-6-氯苯基-2，4-己二烯酸；BphD则通过开环方式催化形成氯代苯甲酸和2-羟基-2，4双烯戊酸。通常，氯代苯甲酸会作为最终代谢产物进行累积^[54]，可被其他细菌降解，2-羟基-2，4双烯戊酸可为子细菌的生长与繁殖提供有效碳源，最终被氧化成CO₂^[36]。

图 2 苯氧化微生物好氧降解PCBs途径（修改自Field等[36]） Figure 2 Pathway of aerobic PCBs degradation by biphenyl-oxidizing bacteria（adapted from Field et al[36]）

图选项

近年来随着研究的深入，不断有新的PCBs降解菌被分离鉴定。史舜燕等^[55]采用富集培养的方法从PCBs污染土壤中筛选到1株PCBs 的高效降解细菌，命名为PS-11，此菌株属于嗜麦芽寡养单胞菌。任何军等^[56]经富集培养从长期受PCBs污染的土壤中筛选分离到1株能以联苯为唯一碳源和能源生长的革兰氏阴性细菌DN2，经形态观察、16S rDNA序列分析和系统发育分析初步鉴定为Pseudomonas sp.。陈涛等^[57]从长期受PCBs污染的土壤中筛选出2株多氯联苯降解菌，并对其形态和生物学特性进行了观察研究，发现对这2株菌驯化筛选得到的混菌对PCBs的降解效果最好。

微生物厌氧脱氯是一个能量输出过程，高氯代PCBs作为电子受体被还原成低氯代PCBs同系物^[36]；而好氧生物降解通常被限制在低氯代PCBs（氯原子数＜5），通过氧化反应生成氯-2-羟基-6-氧-6-苯基己-2，4-二烯酸（Cl-HOPDA）和氯苯甲酸，使之开环甚至完全矿化^[37]。近年来，相关研究发现采用厌氧脱氯-好氧降解协同降解PCBs可达到高效的PCBs处理效果。Master等^[58]利用厌氧-好氧连续处理高氯代PCBs污染的土壤，初始浓度为59 μg·kg^-1，经厌氧处理4个月后，尽管PCBs总量没有明显减少，但大部分高氯代PCBs转化为低氯PCBs，经Bukholderia sp. LB400 菌株进行28 d的好氧处理，PCBs含量降低至20 μg·kg^-1。Long等^[59]最新研究表明，利用厌氧脱氯-好氧降解协同降解技术，可使土壤/堆肥（2:3）混合物25%的PCBs被降解，其中60.8%的低氯PCBs被降解。

植物修复技术是指利用植物本身联合其根际微生物来吸收、转化或转移污染物的特性，通过在污染地种植植物，实现部分或完全修复土壤、水体和大气污染的一种原位治理技术^[60]。与传统的物理和化学修复技术相比，植物修复技术以其成本低廉、对环境干扰小、操作简便、绿色、原位且易于为公众接受等优点^[61]，引起了人们的广泛关注，成为当前环境科学和污染生态学等领域的研究热点^[62]。植物修复类型通常包括植物提取（Phytoextraction）、植物挥发（Phytovolatilization）、植物降解（Phytodegradation）、植物稳定（Phytostabilization）、根际降解（Rhizodegradation）和根际过滤（Rhizofiltration）^[60]。

植物可直接吸收土壤有机污染物进入体内，而后通过新陈代谢将其降解去除。植物能从土壤中提取中等疏水性有机污染物（0.5＜lgK_ow＜4.5），并将其转化为无毒性的中间代谢体转移储存在植株组织中^[63]。植物提取PCBs的效率从lgK_ow4.5（一氯联苯）至lgK_ow 8.2（十氯联苯）迅速下降^[7]。PCBs含有多种同系物，使得植物代谢 PCBs的机制更加复杂。植物根对PCBs的吸收与其亲脂性有直接关系，PCBs进入植物体内，会有多种去向：植物既可将其分解，并通过木质化作用使其成为植物体的组成部分，也可通过挥发、代谢或矿化作用使其转化成CO₂和H₂O，或转化成为无毒性的中间代谢物如木质素，储存在植物细胞中，达到去除环境中有机污染物的目的。

Zeeb等^[3]研究发现植物根部PCBs的浓度范围为47~6700 μg·g^-1，尽管地上部浓度较低（＜1~470 μg·g^-1），但如考虑地上部生物量，则地上部PCBs富集量可达1.7~290 μg。南瓜（Cucurbita pepo）与其他植物相比，能够更为有效地从土壤中提取吸收PCBs，其后的研究证实，南瓜地上部可积累较高浓度的PCBs，植物的直接吸收能够显著地降低土壤中PCBs的浓度^[64]。Huesemann等^[65]用鳗草（Zostera marina）修复沉积物的PCBs污染，结果表明，与未种植物相比，PCBs的降解率提高了60%，大部分的PCBs被鳗草直接吸收进入根部，其根部的富集系数达到4左右。Wang等^[66]研究表明玉米（Zea mays）对PCBs（PCB-15，PCB-28 和 PCB-47）有显著的降解作用。Pavlíková等^[67]调查监测PCBs污染土壤的原生植物高羊茅（Festucaarundinacea Schreb）、野青茅[Phalaroidesarundinacea（L.）Rauschert]和佛子茅[Calamagrosti sepigeios（L.）Roth]中PCBs的含量，高羊茅地上部分PCBs的干重含量为813.2 μg·kg^-1，虽然其对PCBs的富集系数小于0.6，但其具有高生物量，因此高羊茅仍能有效修复PCBs污染土壤。Liu等^[68]研究发现杨树（Populus deltoides×nigra，DN34）的根部能够吸附1~4氯联苯，而且只有低氯联苯（1~3氯联苯）能够转移进入茎部，1-2氯联苯可以进入树枝。

Sandermann^[69]提出“绿色肝脏”（Green liver）的概念，认为植物对外源性化合物的解毒机理与动物肝脏类似。PCBs进入植物体内，植物利用“绿色肝脏”将其代谢转化，其过程为：①羟基化作用，即PCBs被植物体内的氧化酶氧化，生成具有高溶解度和反应活性的羟基化PCBs；②螯合作用，即羟基化PCBs与植物基原（如谷胱甘肽和氨基酸）结合，合成毒性较低、溶解度更强的物质；③隔离作用，即经过螯合转化的PCBs代谢产物，或被植物细胞隔离器（如液泡）封存，或被纳入植物组织结构（图 3）^[7]。

图 3 植物 “绿色肝脏”代谢转化PCBs过程（修改自Aken等[7]） Figure 3 The metabolism of PCBs in plants "green liver"（adapted from Aken et al[7]）

图选项

植物对PCBs的代谢转化过程与氧化酶（细胞色素P-450单氧酶和过氧化物酶等）相关。Chroma等^[70]研究表明，细胞色素P-450参与植物的解毒和PCBs的代谢，并在培养基中发现了植物木质素过氧化物酶和锰过氧化物酶。Lee等^[71]利用玫瑰细胞培养液研究PCBs的新陈代谢，结果表明加入细胞色素P-450抑制剂能够显著抑制PCBs的降解。Kucerova等^[72]发现植物细胞代谢PCBs的能力与细胞过氧化酶的含量呈显著正相关，PCBs降解率较高的培养基中过氧化物酶的活性显著增强。

根际是受植物根系影响的根-土界面的一个微区，也是植物-土壤-微生物相互作用的场所，根际的影响是区别有根系土壤与无根系土壤的关键因素^[73]。根际区的CO₂浓度一般要高于无植被区的土壤，根际土壤的pH值与无植被的土壤相比较要高1~2个单位。氧浓度、渗透和氧化还原势以及土壤湿度均与植物种类和根系的性质有关。根际微生物的群落组成依赖于植物根的类型（直根、丛根）、植物种类、植物年龄、土壤类型以及植物根系接触有毒物质的时间^[74]。种植植物土壤PCBs降解率显著高于无植物土壤，植物在植物-微生物修复体系中起到至关重要的作用^[75]。植物根系分泌物（酚类化合物、黄酮类、萜类等）能有效提高土壤根际区微生物活性和促进PCBs的降解^[76]。Tu等^[77]研究发现种植苜蓿（Sinorhizobium meliloti）明显提高了土壤中微生物的生物多样性，苜蓿的种植可以明显降低土壤中PCBs含量，第一年和第二年的降解效率分别为31.4%和78.4%。Shen等^[78]研究发现，种植植物120 d后，植物根际对PCBs的去除率为25.6%~28.5%，非根际为10.5%~16.9%，而未种植植物的对照土壤仅有7.3%；加入β-环糊精（RAMEB）可将植物根际对PCBs的去除率提高至26.9%~37.1%，其机理可能为RAMEB提高了PCBs的生物可利用性，刺激了根际微生物的生长及其降解作用。类似地，Chen等^[79]研究发现，种植黑麦草（Lolium perenne）增加了土壤中微生物数量和土壤酶活性；当施加1%的RAMEB时，黑麦草对PCBs的积累量分别为71.7~110.8 ng和708.7~820.1 ng，对土壤中PCBs的去除率最高可达38.1%。

目前，学术界尚无动物修复的统一定义。刘军等^[80]将动物修复定义为：利用土壤动物与肠道微生物相结合，在自然或人工条件下，在污染土壤中生长、繁殖、穿插等活动过程中对污染物进行破碎、分解、消化和富集的作用，从而使污染物降低或消除的一种生物修复技术。尽管土壤动物种类繁多，但现有的动物修复研究主要集中于蚯蚓修复（Vermiremediation），即利用蚯蚓去除土壤中的污染物或者利用蚯蚓帮助降解不可回收化合物^[81]。蚯蚓属环节动物门（Annelida）寡毛纲（Oligochaeta）陆生动物，主要包括三种生态类型：表栖型（Epigeic）、内栖型（Endogeic）和深栖型（Anecic）^[82]。

蚯蚓修复土壤PCBs主要机制包括：①蚯蚓的活动改善了土壤的通气性，进而改变微生物的生存环境，加速降解菌的扩散，提高土壤微生物活性，从而加速PCBs的降解；②蚯蚓的排泄物可以提高土壤的养分和肥力，增强微生物和植物的活性，从而促进PCBs的降解^[83]；③蚯蚓通过皮肤外膜进行跨膜运输和通过肠道直接吸收和富集土壤中PCBs^[84]。Singer等^[85]研究了蚯蚓对Ralstonia eutrophus H850 和Rhodococcus sp. strain ACS修复PCBs的作用，结果表明加入蚯蚓的实验组PCBs降解率达到了65%，而未加入蚯蚓的对照组PCBs降解率只有44%，证明蚯蚓的加入能够加速土壤中PCBs的降解。Luepromchai等^[86]研究了蚯蚓（Pheretima hawayana）对PCBs降解菌Ralstonia eutrophus和Rhodococcus sp. ACS的影响，结果表明蚯蚓加快了PCBs降解菌的分散，促进PCBs降解菌的生长和活性，从而提高PCBs的修复效率。

近年来，利用转基因技术提高生物修复效率的研究相继开展，已成为生物强化修复环境污染的研究热点之一^[87]。相关研究表明，转基因技术可明显增强植物对PCBs的抗性，从而提高其修复效率。Novakova等^[88]将Pseudomonas testosteroni B-356中的bphC基因转入烟草（Nicotiana tabacum）基因组中，结果表明具有bphC的烟草植株对PCBs的抗性较原先明显提高。Uchida等^[89]将DbfB基因转入拟南芥（Arabidopsis thaliana）的基因组中使其表达，结果发现转基因拟南芥对PCBs的抗性明显增强。Mohammadi等^[90]将bph基因转至烟草植株使其表达为双加氧酶BphAE、BphF和BphG，提高了其对苯环的氧化作用。

PCBs降解菌的降解基因转至根际微生物使其表达代谢PCBs所需的酶，可促进PCBs的根际微生物降解。Brazil等^[91]通过导入基因工程转座子TnPCB，将PCBs根际降解菌Burkholderia xenovorans LB400的bph基因在Pseudomonas fluorescens F113中表达，结果表明重组细菌F113pcb能够利用联苯作为唯一的碳源，增强了根际微生物如Pseudomonas spp.在土壤中的扩散能力和竞争力，从而有效地提高了降解PCBs的潜力。Toure等^[92]将携带Oxygenolytic ortho-dechlorination（ohb）基因的质粒导入Sinorhizobium meliloti中进行表达，结果表明基因重组体能够在100 mg·L^-1 2′，3，4-三氯联苯基质中正常生长，且能够100%将PCB脱氯，而野生型微生物脱氯效率只有15%；基因重组体的固氮能力也有显著提高，不仅能为植物提供氮源，还能在土壤中留下多余的氮，为下一季的植物种植提供氮肥。

近年来，利用植物、微生物、动物联合修复PCBs污染已成为生物修复技术的一个重要的发展方向。植物-微生物联合修复、植物-动物联合修复和微生物-动物联合修复技术与单一修复技术相比，表现出了更高的修复效率。植物-微生物联合修复技术是利用土壤-植物-微生物组成的复合体系来共同降解污染物、清除环境污染物的一种环境污染治理技术^[93]。植物对有机污染土壤的修复是与微生物紧密联系的，植物与微生物存在一定的共生关系，植物生长时，通过根系为微生物提供生长繁殖的场所，而微生物的旺盛生长增强了对污染物的降解，使植物有更加优越的生长空间，植物-微生物联合体系促进了污染物的快速降解、矿化^[94]。

Chekol等^[75]指出，植物的存在能提高土壤中微生物的数量和活性，从而加强根际降解PCBs的微生物活性，促进了PCBs的降解。植物根释放的分泌物为微生物提供营养，提高了微生物活性，进而有效地提高了PCBs的降解率^[95]。Mehmannavaz等^[96]研究发现微生物的存在能够改变植物的生长状态，从而提高PCBs的降解率。此外，植物可以与根际土壤中的假单胞菌Pseudomonas fluorescens F113rifPCB相互结合，从而加强对PCBs的抗性，提高PCBs的降解率^[97]。Leigh等^[98]研究证实澳大利亚松树（Pinus nigra L.）根系周围部分微生物菌属可以利用PCBs作为碳源，实现植物-微生物共同修复PCBs。

Lu等^[99]研究发现，只种植黑麦草的实验组和种植黑麦草且添加蚯蚓的实验组的PCBs降解率分别为58.4%和62.6%，表明植物-蚯蚓修复较植物单一修复具有更高的修复效率。Luepromchai等^[86]研究了蚯蚓（Pheretima hawayana）与PCBs降解菌（Ralstonia eutrophus，Rhodococcussp.）单独作用及联合作用对Aroclor1242的降解能力，结果表明蚯蚓或者外源微生物只能对土壤表层3 cm的污染土壤起到修复作用，而蚯蚓和外源微生物联合作用对表层9 cm的土壤中Aroclor1242的去除效率可达50%。

土壤环境中的PCBs污染问题已引起国内外研究者的广泛关注。生物修复技术（植物修复、微生物修复和动物修复）在PCBs污染的土壤修复中表现出较高的应用潜力^[5]，但也存在诸多不足与局限。植物修复的修复周期过长，修复植物生物量过小且修复范围主要为根系所覆盖的土壤，因而难以大面积工程应用；此外，对于收获的富含污染物的植物地上部的处理与处置问题也是植物修复今后亟需解决的重要科学问题^[62]。为促进植物修复PCBs的效率及其工程化和商业化应用，筛选具有较高地上部积累和根际降解能力的植物品种，并利用化学强化（如表面活性剂）和生物强化（如转基因技术）将是未来植物修复土壤PCBs污染的重点研究方向之一^[79]。尤其是应重点研究植物根际效应，提高植物根际PCBs的植物可利用性，促进植物对PCBs的吸收和降解，从而提高PCBs污染土壤的植物修复效率。由于不同植物的根际效应不尽相同，今后还应考虑将植物进行间作或互作，探讨其对植物修复PCBs效率的影响。

微生物修复适用于易于生物降解的有机污染物，而对难以生物降解的高氯代PCBs修复效果不佳，尤其是微生物通常对污染物具有专一性，其降解作用有可能生成毒性更强的产物，且与植物修复技术一样需要较长的修复周期^[5]。因此，为提高微生物修复PCBs效率，今后应重点开展高效降解菌的筛选和培育，利用基因工程技术（基因重组、定向诱导技术和易错聚合酶链反应等）提高微生物对有机污染物的修复效率，尤其是通过特定的微生物种群设计，利用好氧-厌氧微生物协同修复土壤PCBs^{[58, 59]}。微生物的结构和功能以及PCBs的降解途径、解毒机制和分子机理等领域仍将是今后的重要研究方向之一。此外，还应着重开展外源添加改良剂（碳源和能源）对微生物修复效率影响作用的研究^[79]。

尽管动物修复的研究与植物修复和微生物修复相比还较少，但已有研究表明，土壤动物尤其是蚯蚓在修复土壤有机污染物领域表现出了一定的应用潜力^[83]。土壤动物的活动可使微生物和底物充分混合，在一定程度上改善微生物和植物根系环境，促进微生物和植物对有机污染物的降解效率。蚯蚓的排泄物（尿液和黏液）能够增加土壤的生物可利用碳和氮的含量，且含复杂的有机质，为植物体和土壤微生物提供了营养物质，从而加速PCBs的微生物和植物降解^{[85, 86]}。值得注意的是，利用土壤动物修复污染土壤，可能使得土壤中的污染物沿着食物链传递，通过生物放大作用危害食物链上端动物和人体的健康^[100]。因此，如何安全处理应用于污染修复的动物体将是今后动物修复技术需要解决的科学问题之一。此外，还需开展具有良好修复效果的土壤动物的筛选工作及其与植物修复或微生物修复技术的联合修复应用研究。

植物-微生物、植物-动物以及动物-微生物之间存在的交互作用在一定程度上促进了土壤中污染物的生物修复效率，但其具体机理仍不甚清楚，因此，今后亟需重点开展以下研究：①PCBs在土壤-植物、土壤-动物和土壤-微生物系统中的迁移转化过程；②植物、动物和微生物对PCBs的解毒机制及其对PCBs富集或降解机理；③植物、动物和微生物联合修复土壤PCBs污染的潜力及其最佳组合修复方案。