多氯联苯污染土壤和沉积物的原位修复外文翻译资料

 2023-01-04 10:29:12

多氯联苯污染土壤和沉积物的原位修复

原文作者 Helena I. Gomesa,b,*Celia Dias -Ferreirab, Alexandra B. Ribeiroa

单位:

a CENSE - Center for Environmental and Sustainability Research, Departamento de Ciecirc;ncias e Engenharia do Ambiente, Faculdade de Ciecirc;nciase Tecnologa Universidade Nova de Lisboa2829-516 Cạparica Portugal

b CERNAS Research Center for Natural Resources, Environment and Society, Campus da Escda Superior Agraacute;ria de Coimbra. Bencanta, 3040-316 Coimbrạ, Portugal

摘要：多氯联苯（PCB）是20世纪30年代至80年代期间在世界范围内使用的持久性有机污染物。虽然它们的使用受到严格限制，但PCB可以在污染的土壤和沉积物中找到。采用的最常见的补救方案是“挖掘和倾倒”和“挖掘和焚烧”，但目前有新的方法可能是更可持续的替代方案。本文研究了可用于PCB污染土壤和沉积物的修复方案，主要审查了生物技术的使用。其中大多数仍处于初始开发阶段，需要进一步研究不同的实施问题。没有单一的技术可以解决PCB污染问题。站点的成功修复将取决于对技术或组合技术的适当选择，设计和调整以及站点特征。

关键词：多氯联苯；受污染的土壤；沉积物

  1. 介绍

多氯联苯（PCB）是一组人为化学品，被“斯德哥尔摩公约”（2001年通过）列为持久性有机污染物（POP）。PCB在20世纪30年代和80年代之间在世界范围内大规模商业化生产。在20世纪60年代后期，发生了一些中毒现象。在一次工业事故中，日本的14,000多人因摄入多氯联苯污染的米糠而生病，即使在今天，这些人群仍然有影响（Masuda等，1998;Todaka等，2007）。在20世纪70年代，由于对人类毒性的严重担忧，一些国家限制了PCB的使用。仅在1985年，欧洲共同体才严格限制PCB的使用和营销。处理这些污染物是一个全球性的问题。生物群在水 - 沉积物界面吸收多氯联苯污染的沉积物可将多氯联苯引入食物链（Grittini等，1995）。PCB根据“蚱蜢效应”移动，在温天气中从土壤挥发到空气，随着温度的降低，在数英里高的空中落到地上（Simitte，2010年）。它们几乎在所有环境介质（室内和室外空气，地表和地下水，沉积物，土壤和食物）以及生物体和人乳和血液中被检测到（mikszewski, 2004年;Xing等， 2009).

全球的PCB污染程度尚不清楚。在美国，1290个超级基金站点中有350个被PCB污染（EPA，2011a）根据联邦污染场地清单，在加拿大有148个站点（TBS SCT，2011）。在欧洲国家，估计有242,000个污染场地，其中2.4％被氯化烃污染（European Economic Area，2007）。表土中大气污染物沉降的数量，估计全球土壤总PCB负荷为21,000吨（Meijer等，2003）。在许多国家（例如英国，澳大利亚，美国），受污染土壤的阈值浓度在10mg~50 mg*kg-1之间，但在某些情况下可低至0.5 mg*kgminus;1).

几十年来，清理被PCB污染的土壤一直是一项具有挑战性的任务。最常用的土壤修复技术是“挖掘和倾倒”以及“挖掘和焚烧”。在沉积物中， 主要使用疏浚，然后进行脱水，处理和/或填埋，但这些解决方案具有破坏性和不可持续性（Agarwal等，2007）。需要具有成本效益和更可持续的替代品来安全地从环境中去除PCB。

关于多氯联苯修复技术的若干评论，如好氧和厌氧生物降解（Abramowicz，1995； Tiedje等，1993），植物修复（Mackova等，2010），热氧化和还原方法(Gorbunova等，2010;Rahuman等，2000;吴等人，2012;Zanaveskin 和Averyanov，1998年）。这些评论仅关注有限数量的技术，有时适用于以纯净形式，油类和不同解决方案破坏PCB。目前的工作包括对多氯联苯污染土壤和沉积物进行原位和非原生境补救的补救技术的全面，最新和综合审查，包括尚未出现在其他部门审查中的最新技术。它还包括对多氯联苯污染土壤和沉积物中补救技术的全面应用的审查。主要的紧急补救措施描述了技术并评估了它们的当前状态，评估了与其全面应用相关的主要因素。

  1. 主要方法

已知PCB的微生物降解通过两种主要途径发生：厌氧和有氧。高度氯化的PCB同源物可在厌氧条件下脱氯，形成低氯化同源物，更易受好氧降解影响（Abramowicz，1995；Furukawa和Fujihara，2008），也称为联苯降解途径。这涉及O2 插入结构的较少氯化环中的相邻未取代的碳，然后环裂解形成氯化苯甲酸盐（Wright等，1996).

    1. 厌氧法

多氯联苯污染沉积物（淡水，池塘，湖泊和河流;河口和海洋）的厌氧生物降解已由若干研究小组进行研究，涉及减少多氯联苯和用氢气替代氯（Alder等，1993;Brown等，1987;Chen etal。，2001;Natarajan等 ，1997;Quensen等，1990;Wu等人， 1998). Bedard和Quensen（1995）假设至少有六条可分离的途径使PCB脱氯：M，Q，H，H，N和P. Wiegel和Wu（2000）确定了两个，LP和T.微生物介导的PCB脱氯通常会去除间位和/或对位氯，主要产生邻位取代的四氯联苯（Wiegel和Wu，2000）。当工艺M与工艺Q结合时，最广泛的脱氯发生。这种活动称为C脱氯，攻击间位和对位氯，产生仅有邻位取代的同系物（Zwiernik等，1998），不与二恶英类似，它不易在生物体中累积。

生物介导的PCB邻位脱氯的第一个实验证明是从马萨诸塞州WoodsPond的烃油和Aroclor污染的沉积物中洗脱出来的微生物（Van Dort等1997）。还证实了在没有土壤或沉积物的情况下通过细菌富集培养物进行持续的PCB邻氯化脱氯（Cutter等，1998). （lordanb等，2010年）表明，下水道，垃圾填埋场和受污染的地下水中的厌氧细菌也会使多氯联苯脱氯这是在水生沉积物外发生的第一个令人信服的证据。最近，（Fogel等，2012)指的是开发了一种无沉淀物的PCB降解培养物。它含有一种Dehalococcoides菌株，如果用三氯苯喂养，可以在地下水和人工培养基中快速生长，保留降解PCB的能力（Fogel等，2012）。这可能是开发PCB生物修复技术的重要一步。

简而言之，五个主要因素决定了PCB脱氯的程度和途径：（i）存在的微生物种群，（ii）氯相对于相对苯环的位置（邻位，间位或对位），（iii）周围的氯配置，（iv）氯对侧环上的配置， 以及（ v ） 孵化条件（Furukawa和Fujihara，2008;Wiegel和Wu，2000）。这些因素中的第一个受环境条件的影响， 例如碳源，氢或其他电子供体的可用性，PCB以外的电子受体的存在或不存在，温度和pH（Borja等，2005;Wiegel和Wu，2000).

虽然大多数研究人员从受污染的沉积物（河流或河口）中分离出培养物，但他们使用了加标基质，这代表了更多的受控条件。然而，由于PCB的吸附，使用加标基质获得的成功结果不能总是直接转移到污染的土壤和沉积物。PCB的低生物降解性是由于土壤和沉积物中有机物的解吸速度缓慢。生物利用度和生物活性均限制了PCB、

降解的速度和程度，随着氯化程度的增加，这些降低（liu等人， 2007a）。然而，这种降低的生物利用度也可用于修复目的，因为这些化合物的固定减少了潜在的环境危害，有利于诸如监测的自然衰减之类的解决方案。

    1. 好氧生物降解

由高氯化物脱氯产生的轻度氯化PCB同系物可以作为好氧细菌的底物。PCB的氧化降解包括氯苯甲酸的分解及其进一步降解（Borja等，52005）。PCB也可以通过细菌或白色真菌（例如Phanerochaete chrysosporium）的共代谢来进行有氧降解。蚯蚓也用于增强生物强化的PCB降解微生物的扩散（Singer等，2001). Vasilyeva等。（2010年）治疗历史上被PCB污染的组织溶胶和冲积土（4190和1585 mg*kgminus;1）;主要是三，四和五氯化同系物通过生物修复。

在近自然条件下进行39个月的实验，在活性炭的作用下，三氯化物和一些四氯化物同源物被降解，活性炭降低了PCB生物利用度而没有减缓降解。

关于PCB好氧降解的研究和主要发现，遵循相同的结构并列出了一些最重要的测试条件。实验结果表明，生物降解性高度依赖于氯的数量（随着数量的增加而减少）和它们的位置，以及高度依赖于应变的（Furukawa和Fujihara，2008）。只有一个联苯环上含有氯的PCB同系物更容易降解，而位于两个邻位取代的同类物的PCB很难降解。

    1. 植物修复

植物修复是基于使用植物从污染土壤中提取，隔离或解毒污染物（Migaer2000；Raskin等，1997）。在PCB的情况下，涉及三个主要机制：i）从土壤中摄取（植物提取）和在茎和叶组织中的积累，ii）植物降解（酶转化）和iii）根瘤修复（植物增强根区中的微生物活动，通过释放次级代谢产物，如糖，氨基酸，有机酸，各种渗出物和微生物生长因子，改善生物修复（Van Aken等人， 2010).

关于多氯联苯污染土壤植物修复的主要研究，类似于一些重点实验条件和主要结论。其中一些研究仅关注PCB在土壤中的最终浓度，忽略了植物根和芽中PCB的积累。植物修复的主要问题之一是植物提取后的作物处理以及与生物质处理造成的污染转移相关的问题。

尽管多氯联苯污染的土壤可以进行植物修复，但在田间试验中，多氯联苯仅被植物和相关细菌逐渐吸收和降解，导致处理不完整和有毒代谢物可能释放到环境中（Van Aken等，2010）。为了提高植物修复效果，参与PCB代谢的细菌基因，如联苯双加氧酶，已经按照类似于转基因作物开发的策略引入高等植物，并且细菌也经过基因改造以改善生物降解和维持与植物的稳定关系（Van Aken等，2010）。用于多氯联苯植物修复的转基因植物已经生产，但没有一个已经达到商业存在，在一些国家（例如欧盟），转基因植物的种植仍然与生态系统的感知风险有关（Maestri和Marmiroli，2011年），由于插入的遗传材料有可能转移到土壤影响居民（Gerhardt等人， 2009）。根据Marmiroli和McCutcheon（2003） 在植物修复中使用转基因植物的主要障碍是维护和监测设施的成本增加， 以及严格的法规规定的废物处理。在污染场地的植物修复过程中产生的生物量可以以生物能源（沼气，生物燃料）的形式经济地增值，这是一个重要的

环境协同效益。戈麦斯（2012）确定了与植物修复在生物d生产中的使用相关的挑战和机遇。

参考文献：

Mackova M, Barriault D, Francova K, Sylvestre M, Mouml;der M, Vrchotova B, et al. Phytoremediation of polychlorinated biphenyls. In: Mackova M, Downling DN,Macek T, editors. Phytoremediation rhizoremediation. Dordrecht, The Netherlands:Springer; 2006. p. 143–67.

Mackova M, Prouzova P, Stursa P, Ryslava E, Uhlik O, Beranova K, et al. Phyto/rhizoremediation studies using long-term PCB-contaminated soil. Environ Sci Pollut Res 2009;16:817–29.

Mikszewski A. Emerging technologies for the in situ remediation of PCB-contaminated soils and sediments: bioremediation and nanoscale zero-valent iron. Washington, DC: U.S. Environmental Protection Agency, Office o54f Solid Waste and Emergency Response. Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Program; 2004. p. 26.

Furukawa K, Fujihara H. Microbial degradation of polychlorinated

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