多氯聯苯污染土壤修復技術研究進展

彭 偉，譙 華，方振東，郝全龍，張 楷，余海波

（后勤工程學院國防建筑規劃與環境工程系，重慶401311）

多氯聯苯（polychlorinated biphenyls，PCBs），分子通式為C12H10－nCln，是一類典型的氯代芳香族化合物。根據氯原子數目及其在苯環上位置的不同共有209種同系物［1］，分子結構如圖1所示。

圖1 PCBs的化學結構Fig.1 Chemical structure of PCBs

PCBs因具有耐酸、耐堿、耐腐蝕、蒸汽壓和水溶性較低、絕緣性和熱穩定性好等優點而被廣泛應用于工業生產和軍事設施中，主要用作變壓器和電容器的絕緣油、潤滑油、油漆、塑化劑等。同時，由于PCBs具有半衰期長、生物蓄積性高和三致作用，且隨著氯原子增多其半衰期更長、毒性效應更明顯，已被2001年通過的《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》列為典型的持久性有機污染物（persistent organic pollutants，POPs）。據統計，自1930s投入工業生產到1980s全面停產為止，全球PCBs總產量達到150萬t，其中約1／3排放至環境中，約65%正在使用或儲存起來，只有約4%被降解［2］。

1 多氯聯苯污染土壤的現狀

土壤是PCBs主要的富集場所，主要源自含PCBs廢水的排放、含PCBs固體廢物的滲漏、垃圾焚燒、遠距離遷移的大氣沉降等。

Meijer等［3］對全球表層土壤PCBs濃度進行了普查，結果表明，全球表層土壤至少含有2.1萬t PCBs。據統計：1957～1974年間，美國共出售PCBs約40萬t，估計進入環境中的PCBs約為35.4萬t，其中進入土壤環境中的約為27萬t。

從1965～1974年，我國共生產PCBs約10 000t，其中9 000余噸為三氯聯苯，主要用于電容器的生產；1 000余噸為五氯聯苯，主要用于油墨、油漆、涂料、潤滑油、增塑劑等的生產。PCBs污染土壤主要分布在PCBs化學品生產廠、含PCBs電容器的拆解點、廢棄PCBs電力設備臨存場地及其周邊地區等。目前，國內對于土壤PCBs污染的報道并不多。張雪蓮［4］在研究臺州地區某典型電子垃圾拆解點土壤環境中PCBs污染狀況時發現，所采集的38個土壤樣品中，PCBs濃度范圍為ND（未檢出）～152.8μg·kg－1，遠高于西藏（0.625～3.501μg·kg－1）［5］和南極未污染土壤殘留（0.36～0.59ng·g－1）［6］。闕明學［7］在研究我國土壤環境中PCBs污染水平時發現，我國土壤環境中PCBs污染水平空間區域差異較大，最嚴重的區域為云南昆明，PCBs濃度約為1.840ng·g－1，其次是上海，為1.730ng·g－1。參照國外輕微污染區PCBs濃度標準（1.98～6.94ng·g－1），我國土壤的PCBs污染程度不高［8－9］。

因PCBs具有巨大的潛在危害，其污染土壤的修復倍受關注。近年來，國內外學者對PCBs污染土壤修復展開了廣泛的研究，并開發了多種修復技術。目前已經產業化的修復技術按修復場地分為原位修復和異位修復，按修復原理分為物理修復、化學修復和生物修復。作者在此針對修復原理分類的修復技術的研究進展進行綜述。

2 物理修復技術［10］

2.1 安全填埋

安全填埋是修復技術中常用的方法。該法是將PCBs污染土壤挖掘并運輸至安全填埋場，達到PCBs與水環境、大氣環境隔絕的目的。該法適用于PCBs污染程度較重的土壤，但并不能真正清除PCBs，只是將PCBs進行了轉移，且費用較高。

2.2 深井注入法

深井注入法是一種并不提倡的技術。1996年，聯合國糧農組織（FAO）發表聲明稱，深井注入是一種存在環境風險和不可控制的技術。注入深井的PCBs是否與地下的巖石、泥土、水、石油等發生反應，影響PCBs的遷移或毒性，目前尚未明確。此外，注入深井的PCBs可能會污染地下水。

2.3 熱脫附法

熱脫附法是將PCBs污染土壤在隔絕空氣、密封的條件下加熱，達到PCBs的沸點后，PCBs以蒸汽形式從土壤中釋放出來，通過導流將PCBs蒸汽引至吸附室，而后對含PCBs的吸附劑進行深度處理，達到去除PCBs的目的。工藝流程如圖2所示。

圖2 熱脫附工藝流程Fig.2 The flow diagram of thermal desorption process

該法利用PCBs的半揮發性，通過富集、濃縮、吸附，直接處理含PCBs的吸附劑，工藝簡單，可操作性強，適用于PCBs污染嚴重的土壤，但存在高溫破壞土壤結構、能耗高、成本高等不足。

2.4 溶劑淋洗法

溶劑淋洗法的原理與有機物萃取的原理相同，可以分為有機溶劑淋洗和表面活性劑淋洗。

PCBs易溶于丙酮、正己烷等有機溶劑，可使用上述溶劑對PCBs污染土壤進行淋洗，收集淋洗液進行后續處理。

PCBs具有高辛醇／水分配系數，具有強疏水性，在水相中溶解度低，可加入表面活性劑以降低PCBs／水界面的表面張力，促進土壤中PCBs轉移至有機相中，收集廢液進行集中處理。工藝流程如圖3所示。

圖3 溶劑淋洗法工藝流程Fig.3 The flow diagram of solvent extraction process

溶劑淋洗法適用于PCBs事故性泄露且污染土壤量不大的情況，具有處理效率高、耗時短、成本低等優點，但存在著淋洗劑易揮發、廢液處理難度大、存在二次污染等不足。

3 化學修復技術

化學修復技術分為焚燒技術和非焚燒技術兩大類［11］。焚燒技術分為高溫焚燒技術、水泥窯技術和等離子體焚燒技術；非焚燒技術分為氧化技術、還原技術、催化熱解技術、化學脫氯技術和穩定化技術。

3.1 高溫焚燒技術

高溫焚燒技術用于處理持久性有機污染物最為廣泛，需要870～1 200℃的高溫，是一種異位修復PCBs污染土壤的技術。是將PCBs污染的土壤置于焚燒爐中，鼓入充足的氧氣，再通過高溫使PCBs燃燒生成無害物質。工藝流程如圖4所示。

美國環境保護署（US·EPA）稱，高效率的焚燒爐可焚燒PCBs濃度高達50mg·kg－1的污染土壤。研究表明，在2s停留時間、1 200℃高溫、3%過?？諝饣?.5s停留時間、1 600℃高溫、2%過?？諝獾臈l件下，PCBs去除率可達到99.9999%，即PCBs濃度降至1mg·kg－1以下。該法可處理PCBs污染程度較重的土壤，且處理量大、處理效率高。但是，高溫焚燒PCBs過程中，會破壞土壤的理化性質，并生成二 和呋喃等新的POPs［12］。這些物質進入環境后會污染大氣、水體和土壤，甚至危害人類。因此，在焚燒過程中需連續監控設備運轉情況，嚴格控制反應溫度。

圖4 焚燒工藝流程Fig.4 The flow diagram of incineration process

3.2 水泥窯技術

水泥窯技術需要高溫、高堿環境和長停留時間。在高溫高堿條件下，PCBs中C－X鍵極易斷裂，氯原子可以與金屬陽離子結合，生成氯化物，實現對PCBs的去除。采用水泥窯技術處理PCBs污染土壤時，一般不從窯兩端加入受污染土壤（未經處理的PCBs會從熔渣中直接揮發出去），而是在窯中央設置漏斗，將PCBs污染土壤加至窯中，窯溫控制在1 100℃左右，可實現對PCBs的去除。該法處理PCBs污染土壤效率高、處理量大，但高溫、高堿環境會破壞土壤結構，且基建要求高、投資成本大。

3.3 等離子體焚燒技術

等離子體焚燒技術是使電流通過低壓氣體流產生等離子體，局部溫度高達5 000～15 000℃，能使PCBs徹底分解為原子態，冷卻后生成水、二氧化碳和一些水溶性的無機鹽，PCBs的去除率可達99.99%以上。該法需對PCBs污染土壤進行預處理，將PCBs從固相轉移至水相，雖然處理效率很高，但存在基建投資大、處理量小等不足。

3.4 氧化技術

氧化技術分為超臨界氧化技術、電化學氧化技術、熔融鹽氧化技術等。

超臨界氧化技術是基于高溫、高壓條件下超臨界水的高溶解性而發展起來的一種技術。是在超臨界水條件下，加入適當的氧化劑（通常為氧氣、過氧化氫或硝酸鹽），將PCBs上的碳原子氧化為二氧化碳、氫原子氧化為水、氯原子轉化為氯離子，實現對PCBs的破壞［13］。該法成本高、處理能力有限。

電化學氧化技術核心部件為電化學電池，在酸性環境（通常加入硝酸）下，電池通電后在陽極產生氧化性物質，這些物質協同酸能夠進攻任何有機化合物（包括PCBs）。在80℃、標準大氣壓下，可將絕大部分有機化合物轉化為二氧化碳、水和無機離子。該法不但成本高，而且處理后的酸化土壤還需要繼續處理。

從1950年開始，熔融鹽氧化技術在小范圍內發展起來［14］。該法需設置一個堿性熔鹽床（通常為碳酸鈉），在900～1 000℃條件下，加至鹽床上的PCBs會斷裂C－X鍵，氯原子與金屬陽離子結合，轉化為無機鹽，保存在床層上。該法處理效率高，基本不產生二次污染，但不能直接處理PCBs污染土壤，需先將PCBs從土壤中氣提濃縮后，再進入鹽床進行處理［15］。

3.5 還原技術

還原技術分為溶劑化電子技術、催化氫化技術、零價金屬還原技術等。

3.5.1 溶劑化電子技術

溶劑化電子技術是指在溶劑化溶液中，通過自由電子中和鹵代化合物，達到脫鹵的目的。該法將堿金屬（通常為鈉，也可為鉀或鋰）置于無水液氨中，堿金屬瞬間溶解，當溶液呈現亮藍色時，即表示堿金屬的外層電子釋放出來。PCBs上不同程度取代的氯原子具有極強的電子親和力，可吸收自由電子，當氯原子外層形成電子對后，C－X鍵斷裂，氯離子與鈉離子結合形成氯化鈉，從而實現對PCBs的脫氯。該法適用于PCBs污染較重且對PCBs進行氣提濃縮后的深度處理，但運行成本過高。

3.5.2 催化氫化技術

催化氫化技術是具有發展前景的對PCBs進行脫氯的一種技術。該法需以貴金屬（如Pt）為催化劑進行催化，在PCBs上的聯苯骨架上加氫，達到破壞芳環的目的，同時生成氯化氫、輕質烴等副產物。研究發現［16］，當污染土壤PCBs濃度為4 000mg·kg－1時，經過催化氫化后，PCBs濃度可降至0.027mg·kg－1以下，PCBs去除率高達99.99993%。該法處理效率高、處理量大，但一些環境因素易使貴金屬中毒，催化劑對環境的適應性差，限制了其大規模推廣應用。

3.5.3 零價金屬還原技術

零價金屬還原技術分為納米鐵還原技術和雙金屬還原技術。

納米鐵還原技術是利用納米鐵粉末修復PCBs污染的地下水、底泥和土壤的一種具有潛力的技術。納米鐵粉末具有極大的比表面積和極高的反應活性，可以與PCBs上的氯原子發生反應。但納米鐵還原脫氯也存在一些問題，如氯代芳香族化合物活性較低，反應不完全。此外，隨著反應的進行，納米鐵表面發生鈍化，活性降低。目前，大多數研究集中在納米鐵還原水溶液中PCBs［17］，對于土壤中PCBs還原的研究不多。陳少瑾等［18］在研究納米鐵還原土壤中PCBs時發現，納米鐵對土壤中濃度為5mg·g－1的PCBs有一定的脫氯效果，當PCBs濃度降至1mg·g－1時，只有加入含量為0.05%的金屬鈀后，才具有顯著的脫氯效果。

雙金屬還原技術是一種基于原電池原理的技術。美國海軍裝備工程司令部在處理含PCBs的油漆時，采用的是Mg／Pt雙金屬處理系統，處理原理如圖5所示［19］。

圖5 雙金屬處理系統的原理Fig.5 The principle of bimetallic treatment system

該法面臨的最大問題是納米級的雙金屬粉末活性太強，操作難以控制。

3.6 化學脫氯技術

化學脫氯技術是通過取代PCBs上的氯原子或分解PCBs，阻止PCBs向土壤遷移或揮發至其它環境介質的一類技術的統稱。常見的化學脫氯技術包括堿催化熱解技術、羧甲脫鹵技術等。

堿催化熱解技術是由EPA環境風險降低工程實驗室（EPA′s Risk Reduction Engineering Laboratory）聯合美國國家設施工程服務中心（National Facilities Engineering Services Center）共同開發的一種技術。該法處理PCBs污染土壤或底泥，通常包括兩個階段：（1）將PCBs污染土壤或底泥與碳酸氫鈉充分混合，然后采用熱解吸技術將PCBs從混合物中解吸出來；（2）在空氣控制系統中將PCBs蒸汽冷凝收集，導流至加熱攪拌釜反應器中，反應器中預先配制催化劑、高沸點烴油和氫氧化鈉的混合液，PCBs與混合液發生反應，實現脫氯的目的。

羧甲脫鹵技術需要化學試劑APEG（A代表堿金屬氫氧化物，通常選用氫氧化鈉或氫氧化鉀；PEG代表聚乙二醇），主要包括兩個步驟：（1）將PCBs污染土壤與APEG充分混合；（2）加熱混合土壤，在高溫條件下，APEG與土壤中PCBs發生反應，生成乙二醇、羥基化合物和堿金屬鹽。

化學脫氯技術適用于PCBs污染較重、處理量較大的情況，但存在高溫高堿環境破壞土壤理化性質和二次污染的缺點。

3.7 穩定化技術

穩定化技術需要加入粘合劑，例如硅酸鹽水泥、水泥窯粉灰、飛灰、腐殖酸等，將有毒有害物質轉化為難溶解、低遷移、低毒性的物質。穩定化技術不同于其它PCBs污染土壤的修復技術，它并沒有對土壤中PCBs進行富集或破壞［20］。有研究者指出穩定化技術僅僅適用于無機化合物污染土壤的修復［21］，但是事實證明，穩定化技術可以較好地修復有機化合物污染的土壤［22］。目前，國內外已有學者采用腐殖酸對PCBs進行穩定化處理［23］，腐殖酸作為自然界中廣泛存在的一種天然高分子化合物，也是生態循環中的重要組成部分，以其礦化處理PCBs極具研究價值。

4 生物修復技術

4.1 微生物修復

PCBs微生物降解研究始于1973年，Ahmed等［24］首先發現了可降解一氯聯苯和二氯聯苯的菌株，并對其降解途徑進行了研究。迄今，已篩選出上百種PCBs降解菌，主要包括假單胞菌屬（Pseudomonas）、產堿桿菌屬（Alcaligenes）等革蘭氏陰性菌，以及芽孢桿菌屬（Bacillus）、紅球菌屬（Rhodococcus）等革蘭氏陽性菌［25－27］。對于真菌降解PCBs也有相關的報道，Field等［28］發現，白腐真菌（Phlebia brevispora）、黃曲菌（Aspergillus flavus）等也具有降解PCBs的能力。賈凌云等［29－30］分離出一株能在液相中高效降解PCBs的降解菌Enetbracet：Ps.LY402，在土壤環境中不僅能與土著菌共生，而且對不同氯代PCBs類似物均有一定的降解能力。

4.2 植物修復

Groeger等［31］較早研究PCBs的植物修復，并從植物組織和細胞的角度探討了植物對PCBs的降解途徑［32］，以及植物對PCBs的富集能力［33－34］。植物修復PCBs的機理相對復雜，它是多種機制協同作用的結果。一般說來，植物修復PCBs有3種機制：（1）植物直接吸收PCBs，將其轉化為無生物毒性的物質累積在植物組織細胞中；（2）釋放可降解PCBs的酶；（3）植物與根際微生物協同作用。劉亞云等［35］研究發現，紅樹植物秋茄可直接吸收并累積PCB47和PCB155。Magee等［36］研究發現植物葉片中所含的硝酸還原酶可以顯著促進PCB153脫氯反應的發生。

4.3 植物－微生物聯合修復

植物修復PCBs污染土壤，與微生物有著緊密的聯系，很多植物與微生物存在著共生關系，根際區域微生物的密度和活性均強于非根際區域［37］。因此，植物－微生物聯合修復技術有很好的應用前景。在根際區域，細胞分裂能力強，新陳代謝快，分泌出大量物質，為微生物提供了適宜生存的微生態環境。植物源源不斷地向根部輸送氧氣，釋放可作為微生物生長底物的根系分泌物，促進微生物對PCBs的降解。滕應等［38］研究紫花苜蓿修復PCBs污染土壤時，向其中添加了苜蓿根瘤菌，分別進行盆栽和田間試驗，結果發現，紫花苜蓿－苜蓿根瘤菌協同修復時，對PCBs的去除率最高。

4.4 動物－微生物聯合修復

動物－微生物聯合修復技術主要是利用土壤中動物（例如蚯蚓等）的運動，增加土壤中氧氣的含量，同時，動物分泌的一些物質可以促進土壤中微生物的生長，增強微生物的活性，促進微生物對PCBs的降解。但是由于PCBs具有強生物毒性，動物對其耐受性差，使得動物－微生物聯合修復技術具有一定的局限性。

5 展望

不同的PCBs修復方法各有其優缺點，在應用時需要根據土壤性質、氣候條件、土壤污染情況、經濟條件選擇合適的修復方法。以美國為代表的西方國家，在PCBs污染土壤修復的研究方面已經取得了相當的成果，我國在這方面還稍顯落后。當務之急是借鑒國外先進技術，結合我國PCBs污染土壤的實情，開發出合適的修復技術以清除土壤中PCBs或消除其在土壤中的毒性，如利用自然界中廣泛存在的腐殖酸穩定、腐殖化土壤中PCBs，最終將腐殖化的PCBs整合進碳循環中，降低或消除PCBs的生物毒性等。

［1］ 王少巖.PCBs土壤污染風險及土壤吸附機制研究［D］.杭州：浙江大學，2006.

［2］ LEE K L.Practical management of chemicals and hazardous wastes：An environmental and safety professional guide［M］.New Jersey：Prentice Hall，1995：25－38.

［3］ MEIJER S N，OCKENDEN W A，SWEETMAN A，et al.Global distribution and budget of PCBs and HCB in background surface soils：Implications for sources and environmental processes［J］.Environmental Science ＆Technology，2003，37（4）：667－672.

［4］ 張雪蓮.電子垃圾拆解區污染土壤中多氯聯苯含量分布及植物修復研究［D］.南京：南京林業大學，2008.

［5］ 孫維湘，陳榮莉.南迦巴瓦峰地區有機氯化合物的污染［J］.環境科學，1986，7（6）：64－69.

［6］ BORGHINI F，GRIMALT J O，SANCHEZ－HERNANDEZ J C，et al.Organochlorine pollutants in soils and mosses from Victoria Land（Antarctica）［J］.Chemosphere，2005，58（3）：271－278.

［7］ 闕明學.我國土壤中多氯聯苯污染分布及源解析［D］.哈爾濱：哈爾濱工業大學，2007.

［8］ SINKKONEN S，PAASIVIRTA J.Degradation half－life times of PCDDs，PCDFs and PCBs for environmental fate modeling［J］.Chemosphere，2000，40（9－11）：943－949.

［9］ 胡芳，許振成.多氯聯苯（PCBs）污染現狀分析［J］.廣東化工，2012，39（1）：87－88.

［10］ United Nations Industrial Development Organization.Destruction technologies for polychlorinated biphenyls（PCBs）［R］.Italy：United Nations Industrial Development Organization，2000.

［11］ U.S.Department of Health and Human Services.Toxicological profile for polychlorinated biphenyls（PCBs）［R］.Atalanta：Public Health Service，2000.

［12］ Costner P.Technical criteria for the destruction of stockpiled persistent organic pollutants［C］.Yokohama：Third Meeting of the Intersessional Group Intergovernmental Forum on Chemical Safety，1998.

［13］ Environment Australia.Appropriate technologies for the treatment of scheduled wastes［EB／OL］.http：／／www.environment.gov.au，1997－11.

［14］ U.S.Department of Energy.Alternatives to incineration：Technical area status report［R］.Washington D C：Department of Energy，1995.

［15］ National Research Council.Alternative technologies for the destruction of chemical agents and munitions［R］.Washington D C：National Academy of Sciences，1993.

［16］ American Chemical Society.Development of a catalytic process for the regeneration for transformer oils and the destruction for chlorinated hydrocarbons［R］.Pennsylvania：American Chemical Society，1997.

［17］ LI T L，LI S J，LI Y C.Dechlorination of trichloroethylene in groundwater by nanoscale bimetallic Fe／Pd particles［J］.Journal of Water Resource and Protection，2009，1（2）：78－83.

［18］ 陳少瑾，梁賀升.零價鐵還原脫氯污染土壤中PCBs的實驗研究［J］.生態環境學報，2009，18（1）：193－196.

［19］ U.S.Naval Facilities Engineering Command Engineering Service Center.Application of a bimetallic treatment system（BTS）for PCB removal from older structures on DoD facilities［R］.California：NAVFAC Engineering Service Center，2011.

［20］ U.S.EPA.Solidification／stabilization use at superfund sites［EB／OL］.http：／／nepis.epa.gov／Exe／ZyPURL.cgi？Dockey＝P1000165.txt，2000.

［21］ U.S.EPA.Technology Performance Review：Selecting and using solidification／stabilization treatment for site remediation［EB／OL］.http：／／nepis.epa.gov／Exe／ZyPURL.cgi？Dockey＝P1006AZJ.txt，2009.

［22］ Environmental Security Technology Certification Program（ESTCP）.Field testing of activated carbon mixing and in－situ stabilization of PCBs in sediment［EB／OL］.http：／／www.serdp.org／content／view／pdf／4724.

［23］ FAVA F，PICCOLO A.Effects of humic substances on the bioavailability and aerobic biodegradation of polychlorinated biphenyls in a model soil［J］.Biotechnology and Bioegineering，2002，77（2）：204－211.

［24］ AHMED M，FOCHT D D.Degradation of polychlorinated biphenyls by two species of Achromobacter［J］.Canadian Journal of Microbiology，1973，19（1）：47－52.

［25］ 帥建軍，熊飛.多氯聯苯的生物修復［J］.遺傳，2011，33（3）：219－227.

［26］ SIERRA I，VALERA J L，MARINA M L，et al.Study of the biodegradation process of polychlorinated biphenyls in liquid medium and soil by a new isolated aerobic bacterium（Janibacter sp.）［J］.Chemosphere，2003，53（6）：609－618.

［27］ SHUAI J I，TIAN Y S，YAO Q H，et al.Identification and anal－ysis of polychlorinated biphenyls（PCBs）－biodegrading bacterial strains in Shanghai［J］.Current Microbiology，2010，61（5）：477－483.

［28］ FIELD J A，SIERRA－ALVAREZ R.Microbial transformation and degradation of polychlorinated biphenyls［J］.Environment Pollution，2008，155（1）：11－12.

［29］ 賈凌云，蔣彩平，文成玉，等.一種利用蔗糖脂增強多氯聯苯生物降解的方法：中國，1775332A［P］.2006－05－24.

［30］ 賈凌云，文成玉，蔣彩平，等.一株降解多氯聯苯的兼性厭氧菌及獲得方法：中國，1793311A［P］.2006－06－28.

［31］ GROEGER A G，FLETCHER J S.The influence of increasing chlorine content on the accumulation and metabolism of polychlorinated biphenyls（PCBs）by Paul′s Scarlet Rose Cells［J］.Plant Cell Report，1988，7（5）：329－332.

［32］ ESTIME L，RIER J P.Disappearance of polychlorinated biphenyls（PCBs）when incubated with tissue cultures of different plant species［J］.Bull Environment Contaminates Toxicity，2001，66（5）：671－677.

［33］ ASAI K，TAKAGI K，SHIMOKAWA M，et al.Phytoaccumulation of coplanar PCBs by Arabidopsis thaliana［J］.Environment Pollution，2002，120（3）：509－511.

［34］ SUNG K，MUNSTER C L，RHYKERD R，et al.The use of box lysimeters with freshly contaminated soils to study the phytoremediation of recalcitrant organic contaminants［J］.Environment Science ＆Technology，2002，36（10）：2249－2255.

［35］ 劉亞云，孫紅斌，陳桂珠，等.紅樹植物秋茄對PCBs污染沉積物的修復［J］.生態學報，2009，29（11）：6002－6009.

［36］ MAGEE K D，MICHAEL A，ULLAH H，et al.Dechlorination of PCB in the presence of plant nitrate reductase［J］.Environmental Toxicology ＆Pharmacology，2008，25（2）：144－147.

［37］ 周霞，李擁軍，熊文明，等.多氯聯苯污染土壤修復技術研究進展［J］.廣東農業科學，2011，（2）：158－160.

［38］ 滕應，駱永明，高軍，等.多氯聯苯污染土壤菌根真菌－紫花苜蓿－根瘤菌聯合修復效應［J］.環境科學，2008，29（10）：2925－2928.