The Bioremediation of Polychlorinat

The Bioremediation of Polychlorinated Biphenyls (PCBs): Problems and Perspectives


G.K. ROBINSON A D NI.I. LENN*



Re sea rcli Sch col af Bioscien ces, Universitv of Kent, Canterbury, KenI CT2 7NJ ,
UK



Introduction



Polychlorinated biphenyls (PCBs) were synthesized between the early 1920s and 1978 by a variety of manufacturers in the US, Europe and Japan. They were manufactured for their excellent thermal and electrical properties and were used in a wide variety of commerical applications. These varied from closed-system applica- tions, such as dielectric fluids (capacitors and transformers) and industrial fluids (hydraulic systems and gas turbines), to open-system applications, such as in the manufacture of adhesives, textiles and printing. They were made as commercial mixtures of polychlorinated biphenyls and were manu factured by the direct chlorina- tion of biphenyl using anhydrous chlorine. This was done at temperatures above 150’C, keeping the biphenyl molten to prevent clogging, in the presence of a catalyst such as iron filings or ferric chloride. The crude product was then purified with 0.3'7c alkali and distilled under vacuum. The degree of chlorination is dependent upon the contact time of the chlorine and bipheny l, which is usually between 1 2 and 36 hours. Theoretically, there are 209 possible congeners of polychlorinated biphenyls, but due









to mechanistic an‹1 statistical constraints 20 PCB s are absent in commercial prepara-
tions (Hutzinger, s«fe and Zitlco, 1974).
Commercial production of PCBs started in 1929. Since that time 57 x 10’ kg have been made in the us alone. About an equal amount was manufactured in Europe, Russia anal Japan. Major manufacturers over this time period were Monsanto (US), Mitsubishi-Monsanto (Japan), Prodelec (France), Bayer (Germany) and Caffaro (ftaly). The primary reason for cessation of manufacture was the persistence and recalcitrance of PCB s in the environment. Jensen had shown this as early as 1966 (Jensen, 1972). Under the Toxic Substances Control Act (1976) the US Congress banned the manufacture of PCBs although Monsan to had restrictecl PCB use to closed-system applications in 197 I . Finally, in 1978 PCB manufacture in be us >»s halted and dioctyl phthalate was introduced as a replacement. In the UK PCB usage has been progressi vely restricteil from the early 1970s until their use in new plant and equipment was banned in 1986. After the US ban, Prodelec (France) continued to manufacture Chloralkylene 12, a product containing 20'7e dichlorinated biphenyls. In addition, Caffaro (Italy) manufactured Apirollio 153 IC anal 14812, which contained 60% PCBs and 40'7« trichlorobenzcnes, albeit for closed-system application.
In 1990, at the Third International Ministerial Conference on the Protection of the
North Sea, the UK agree‹1 , along with the other participating states, to phase out and destroy the remaining PCBs in use by 1999.



Polychlorinaled biphenyls contain two benzene rings and, using IUPAC convention, are labelled according to ring and position. One ring is labelled clockwise and the other counterclockwise with prime numbers as shown in Figure I. A‹I‹Iitiona11y, each of the possible congeners has been orderecl by Ballschmiter and Zcl1 (1980) to give a further system of nomenclature. Of the commercial mixtures, the Aroclor series were the most widely used and are named according to the number of carbon atoms in the biphenyl nucleus and the percentage by weight of chlorine (for example, Aroclor 1242 contains 429‹ chlorine). They also ‹lifter in physical appearance, with Aroclor 1242—1 248 being clear liquids, 125W 1262 light—coloured oils and 1268 an off-white powder.



The problems associated with PCBs are largely due to the diversity of congeners



Bioremediation of PCBs 14 I

present in commercial mixtures and their associated chemical inertness. The Aroclor series of PCBs is perhaps the most widely cited preparation, largely due to the scale of its manufacture. The preparations manufactured vary in composition as outlined elsewhere. Of those available, 1242 was the most widely used Aroclor and contained a range of chlorobiphenyls containing up to five chlorine molecules. Approximately 60-80 congeners have been identified in the mixture and the properties of the Aroclor are dependent upon the congener composition. They are remarkabl y hydrophobic compounds and mixtures, solubility in water being governed by the percentage of higher chlorinated congeners present and the position of the chlorine atoms. Aroclor 1242 is soluble at 200 p.p.b. whereas 1260 is much lest soluble, at 25 p.p.b. Of the individual congeners, 2-ch1orobiphenyl is the most soluble (6 p.p. m. ) and decachlorobiphenyl (0.015 p.p.m.) the least soluble in water (Hutzinger, Safe and Zitko, 1974). From the additional data shown in Table I , it can be seen that even within the dichlorobiphenyls, the predicted solubility varies between 1. 1 p.p.m. (2,4- dichlorobiphenyl) and 0.64 p.p.m. (2,4'-dichIorobipheny1). Solubility is known to be a function of the total organic carbon (TOC) present in the aqueous phase. It is well known that they adsorb well to soils and sediments, with specific adsorption capacity governed by the particulate surface area and the total organic carbon content of the soil or sediment (Griffin and Chian, 1979; Lee et at., 1979)





58
4.8
076

23-DCE
24-DCE
3,4'-DCB
2/-DCE
2,6DCB
3,3' DCB
3,4-DCE
3¿-DCB
4,4-DCB







07!
040
065
002







It is estimated that 10 x 10’ kg of PCBs still reside in the biosphere in the soil, air, rivers and waste streams, and 1ipoi‹la1 components of plants and animals (Boyle ct ‹i/., 1992). The average concentration of PCBs throughout US soils is 100 p.p.b. , although this hides the true picture, with only a few p.p. b. present in tural areas, and up to 100 p.p.m. present in urban areas (Pal, Weber and Overcash, 1980). Of PCB-contaminated

sluclges disposed of in Indiana, only 159o’

exceeded the Environmental Protection

Agency (EPA) 50 p.p.m. guiilelines (Bergh and People, 1977). While this may seem to undermine the problem of PCB contamination, it must be realized that hot-spots of PCB contamination are a central concern and, due to the estimated capacitor life span of



20 years, incidents are going to increase. The PCB Spill Policy has data relating to frequency and magnitude of PCB transformer leaks; it has determined that 3.3i« of such transformers will leak or spill every year and each spill comprises 66 lb of PCB (EPA Federal Register, Vol. 52). Furthermore, the EPA has recently determined that 'of the 1.6 million PCB capacitors in use in electrical substations (in US), EPA expects that 12 OOO leak each year . . . Unlike PCB transformer spills, the majority of PCB capacitor spills involve the violent rupture of the capacitor and the spraying of PCBs Available data indicates for over 80 percent of capacitor spills, PCBs are distributed
as far as 1 1 feet from the centre of the spill.’ (EPA Federal Register, Vol. 52).
The Organization for Economic Co-operation and Development (OECD, 1987) estimated that there were 12 000 tonnes of PCB waste in the UK. This figure is agreed in the revised Waste Management Paper No. 6 (Department of the Environment, 1994) and it is suggested that 4000——4500 tonnes have already been destroyed. Moreover, the most recent study into the deposition of PCBs, using archived vegetation samples covering the period 1965—89, showed a significant reduction of air contamination of PCBs. However, it was also noted that, in soils, the rate of deposition exceeds that of removal (Jones et at., 1992).



The toxicity of PCBs is a subject of much debate and research, and is related to many of the aforementioned factors which ultimately govern bioavailability. It is well known that PCBs bind covalently to DNA, both iii vivo and in v//ro. Discernible in utagenic activity is shown in rodents when PCBs containing 57 9• chlorine are studied. However, the acute toxicity may not reside in the PCBs per xe but may be due to either the manufacture or transformation of by—products from use (Stone, 1992). Such superioxic species have largely evaded detection due to the difficulties in analysing them (S torr-Hansen, 1991). However, it is well known that co— planarity of the chlorina ted biphenyl is considered very important in acute toxicity (Huang and Gibson, 1992). This occurs in congeners which have no substitution at either of the oriho carbons (2,6 and 2',6'), allowing the molecule to assume a co- planar configura— tion. Chronic human toxicity has been well chronicled, with chloracne, pruritus, liver problems and reduced vital capacity of the respiratory system amongst the common symptoms (Kimbrough, 1980). Irrespective of the symptoms and whatever the modes of toxicity, the hydrophobicity of the congeners facilitate their accumulation in biological systems and potentiate the concern about their ultimate fate.
Bioaccu mutation has been stu diccl in bacteria (Hamdy and Lin, 1983), yeast (Cole,
Reichart and Button, 1979) and fungi, but perhaps the most dramatic evidence of bioaccumulation comes from studies using oysters and fish. Aroclor 1254 (1 rug ") has been shown to be concentrated 101 000—told in oysters (Lowe et a 1., 1972). Fish "rrom tne’f iutison iver, vv nere Ie manifratiureii' iranfrormers anti purdnaseii“ f /‹ of total US PCB output between 1966 and 1974, were able to concentrate Aroclor 1016 15 000-fold in only 14 ‹lays (Skea e/ ml., 1979). Bioaccumula tion, like adsorp- tion, is probably ‹dependent upon the log P of the congeners (a measure of their hydrophobicity) and the steric effect coefficient (SEC), which is an indicator of de

Kết quả (Việt) 1:

Đều Biphenyls biphenyl (PCBs): vấn đề và Perspectives


G.K. ROBINSON D NI.I. LENN *


tái biển rcli Sch col af Bioscien ces, Universitv Kent, Canterbury, KenI CT2 7NJ,
UK


giới thiệu



biphenyls biphenyl (PCBs) được tổng hợp từ đầu thập niên 1920 đến năm 1978 bởi một loạt các nhà sản xuất tại Mỹ, Châu Âu và Nhật bản. Họ đã được chế tạo cho tài sản tuyệt vời nhiệt và điện của họ và đã được sử dụng trong một loạt các ứng dụng thương mại. Những thay đổi từ hệ thống đóng cửa applica-tions, chẳng hạn như chất lỏng điện môi (tụ điện và máy biến áp) và chất lỏng công nghiệp (hệ thống thủy lực và tua bin khí), với các ứng dụng hệ thống mở, chẳng hạn như trong sản xuất chất kết dính, dệt may và in ấn. Họ đã được thực hiện như các hỗn hợp thương mại của polychlorinated biphenyls và manu factured bởi chlorina-tion trực tiếp của nhiễm bằng cách sử dụng Khan clo. Điều này được thực hiện ở nhiệt độ trên 150'C, Giữ nhiễm nóng chảy để ngăn chặn nghẽn, sự hiện diện của chất xúc tác chẳng hạn như tài liệu nộp sắt hoặc ferric clorua. Các sản phẩm thô sau đó tinh khiết với 0.3'7 c kiềm và cất dưới chân không. Mức độ clo là phụ thuộc vào thời gian tiếp xúc của clo và bipheny l, mà thường là từ 1 2 đến 36 giờ. Về lý thuyết, có là congeners có thể 209 polychlorinated biphenyls, nhưng do









mechanistic an‹1 thống kê những hạn chế 20 PCB s là vắng mặt trong thương mại prepara-
tions (Hutzinger, s «fe và Zitlco, 1974).
bắt đầu sản xuất thương mại PCBs vào năm 1929. Kể từ đó thời gian 57 x 10' kg đã được thực hiện tại Hoa Kỳ một mình. Về một số tiền bằng nhau được sản xuất ở châu Âu, Nhật bản hậu môn liên bang Nga. Nhà sản xuất lớn trong khoảng thời gian này là Monsanto (Mỹ), Mitsubishi-Monsanto (Nhật bản), Prodelec (Pháp), Bayer (Đức) và Caffaro (ftaly). Lý do chính cho sự chấm dứt của sản xuất là kiên trì và tỏ PCB s trong môi trường. Jensen có hiển thị này càng sớm như năm 1966 (Jensen, 1972). Theo đạo luật kiểm soát chất độc hại (1976) Quốc hội Hoa Kỳ cấm sản xuất PCBs mặc dù Monsan để có restrictecl PCB sử dụng để đóng cửa hệ thống ứng dụng trong 197 tôi. Cuối cùng, năm 1978 PCB sản xuất là chúng tôi >» s dừng và dioctyl phthalate đã được giới thiệu như là một thay thế. Ở Vương Quốc Anh PCB sử dụng đã là progressi vely restricteil từ đầu những năm 1970 cho đến khi sử dụng của họ trong nhà máy mới và thiết bị đã bị cấm vào năm 1986. Sau khi ban Hoa Kỳ, Prodelec (Pháp) tiếp tục để sản xuất Chloralkylene 12, một sản phẩm có chứa 20'7e dichlorinated biphenyls. Ngoài ra Caffaro (ý) sản xuất Apirollio 153 IC 14812 hậu môn, trong đó có 60% PCBs và 40'7 «trichlorobenzcnes, mặc dù cho hệ thống đóng ứng dụng.
năm 1990, tại hội nghị bộ trưởng Quốc tế thứ ba về bảo vệ các
Bắc Hải, agree‹1 UK, cùng với các quốc gia tham gia khác, giai đoạn và tiêu diệt PCBs còn lại dùng bởi 1999.



Polychlorinaled biphenyls chứa hai vòng benzen, và bằng cách sử dụng quy ước IUPAC, được dán nhãn theo vành đai và vị trí. Chiếc nhẫn nhãn chiều kim đồng hồ và các khác ngược với thủ tướng chính phủ số như minh hoạ trong hình tôi. A‹I‹Iitiona11y, mỗi người trong số các congeners có thể đã là orderecl bởi Ballschmiter và Zcl1 (1980) để cung cấp cho một hệ thống danh pháp thêm. Chế tạo hỗn hợp thương mại, dòng Aroclor đã được sử dụng rộng rãi nhất và được đặt tên theo số lượng nguyên tử cacbon trong hạt nhân nhiễm và tỷ lệ phần trăm theo trọng lượng của clo (ví dụ, Aroclor 1242 chứa 429‹ clo). Họ cũng ‹lifter trong vật lý xuất hiện, với Aroclor 1242 — 1 248 là chất lỏng rõ ràng, 125W 1262 ánh sáng-màu dầu và 1268 một bột off-trắng.



Những vấn đề liên kết với PCBs là chủ yếu là do sự đa dạng của congeners



đều PCBs 14 tôi

hiện diện trong thương mại hỗn hợp và của họ liên quan đến hóa chất trơ. Loạt Aroclor PCBs có lẽ là việc chuẩn bị được trích dẫn rộng rãi nhất, chủ yếu là do quy mô sản xuất của nó. Các chế phẩm sản xuất khác nhau trong thành phần như đã nêu ở những nơi khác. Trong những điều sẵn sàng, 1242 là hầu hết các rộng rãi được sử dụng Aroclor và bao gồm một loạt các chlorobiphenyls có tối đa năm clo phân tử. Khoảng 60-80 congeners đã được xác định trong hỗn hợp và các thuộc tính của Aroclor là phụ thuộc vào thành phần cùng loại. Họ là remarkabl y hợp chất kỵ nước và hỗn hợp, độ hòa tan trong nước đang được quản lý bởi tỷ lệ phần trăm cao chlorinated congeners hiện tại và vị trí của các nguyên tử clo. Aroclor 1242 là hòa tan tại 200 p.p.b. trong khi 1260 là nhiều vì sợ hòa tan, lúc 25 p.p.b. Trong congeners cá nhân, 2-ch1orobiphenyl là đặt hòa tan (6 p.p. m.) và decachlorobiphenyl (0.015 p.p.m.) ít hòa tan trong nước (Hutzinger, Két an toàn và Zitko, 1974). Từ các dữ liệu bổ sung Hiển thị trong bảng, có thể được nhìn thấy rằng ngay cả trong dichlorobiphenyls, độ hòa tan dự đoán khác nhau giữa 1. 1 p.p.m. (2,4-dichlorobiphenyl) và 0,64 p.p.m. (2, 4'-dichIorobipheny1). Độ hòa tan được biết đến là một chức năng của tất cả cacbon hữu cơ (TOC) hiện diện trong dung dịch nước pha. Nó là nổi tiếng rằng họ adsorb đất và trầm tích, với năng lực hấp phụ cụ thể chi phối bởi diện tích bề mặt hạt và nội dung tất cả cacbon hữu cơ của đất hoặc trầm tích (Griffin và chiêu, năm 1979; Lee et tại, 1979)





58
7.8
076

23-DCE
24-DCE
3, 4'-DCB
2 /-DCE
2, 6DCB
3, 3' DCB
3, 4-DCE
3¿-DCB
4, 4-DCB







07!
040
065
002





người ta ước tính rằng 10 x 10' kg PCBs vẫn còn cư trú trong sinh quyển trong đất, máy, con sông và dòng chất thải, và 1ipoi‹la1 các thành phần của thực vật và động vật (Boyle ct ‹i /., 1992). Nồng độ trung bình của PCBs trên khắp Hoa Kỳ đất là 100 p.p.b., mặc dù điều này ẩn đúng sự thật, với chỉ một vài p.p. sinh hiện nay trong lĩnh vực tural, và lên đến 100 p.p.m. hiện diện trong khu vực đô thị (Pal, Weber và Overcash, 1980). Của PCB ô nhiễm

sluclges xử lý tại Indiana, chỉ 159o'

vượt quá bảo vệ môi trường

cơ quan (EPA) 50 p.p.m. guiilelines (Bergh và nhân dân, 1977). Trong khi điều này có vẻ để làm suy yếu vấn đề của PCB ô nhiễm, nó phải được thực hiện rằng điểm nóng của PCB ô nhiễm là một mối quan tâm Trung tâm, và do cuộc tụ ước tính khoảng



20 năm, sự cố sẽ tăng. Chính sách tràn PCB có dữ liệu liên quan đến tần số và cường độ của PCB biến áp rò rỉ; nó đã xác định rằng 3.3i «máy biến áp như vậy sẽ rò rỉ hoặc sự cố tràn dầu mỗi năm và tràn mỗi bao gồm 66 lb PCB (EPA đăng ký liên bang, Vol. 52). Hơn nữa, EPA đã mới xác định rằng ' của 1.600.000 PCB tụ sử dụng trong trạm biến áp điện (ở Mỹ), EPA dự kiến 12 OOO rò rỉ mỗi năm... Không giống như PCB biến áp tràn, phần lớn các PCB tụ tràn liên quan đến bạo lực vỡ của tụ điện và phun PCBs có dữ liệu cho thấy hơn 80 phần trăm của tụ điện tràn, PCBs được phân phối
như xa như 1 1 feet từ Trung tâm của sự cố tràn dầu.' (EPA liên bang đăng ký, Vol. 52).
Tổ chức hợp tác kinh tế và phát triển (OECD, 1987) ước tính rằng có 12 000 tấn PCB chất thải tại Anh Quốc. Con số này đồng ý vào các sửa đổi chất thải quản lý giấy số 6 (bộ môi trường, 1994) và nó là gợi ý rằng 4000 — — 4500 tấn đã bị phá hủy. Hơn nữa, nghiên cứu gần đây đặt vào sự lắng đọng của PCBs, bằng cách sử dụng lưu trữ thảm thực vật mẫu bao gồm giai đoạn 1965-89, cho thấy một sự giảm đáng kể của máy ô nhiễm của PCBs. Tuy nhiên, nó cũng đã được ghi nhận rằng, trong đất, tốc độ lắng đọng vượt quá của loại bỏ (Jones et tại, 1992).



độc tính của PCBs là một chủ đề của nhiều cuộc tranh luận và nghiên cứu, và có liên quan đến nhiều người trong số các yếu tố nói trên mà cuối cùng chi phối khả dụng sinh học. Nó là nổi tiếng rằng PCBs ràng buộc một DNA, cả hai vivo iii và trong v / / ro Discernible trong utagenic hoạt động được hiển thị trong động vật gặm nhấm khi PCBs có 57 9• clo được nghiên cứu. Tuy nhiên, độc tính cấp tính có thể không cư trú tại PCBs mỗi xe nhưng có thể là do sản xuất hoặc chuyển đổi của bởi-sản phẩm từ sử dụng (đá, 1992). Các loài superioxic phần lớn đã trốn phát hiện vì những khó khăn trong phân tích chúng (S torr-Hansen, 1991). Tuy nhiên, nó cũng được biết đến đó co-planarity của nhiễm ted chlorina được coi là rất quan trọng trong độc tính cấp tính (hoàng và Gibson, 1992). Điều này xảy ra trong congeners mà đã không có thay thế tại một trong oriho cacbon (2,6 và 2, 6'), cho phép các phân tử để thừa nhận một co - phẳng configura-tion. Mãn tính độc tính của con người đã được cũng ghi chép, với chloracne, vấn đề ngứa, gan và giảm khả năng quan trọng của hệ thống hô hấp trong số các triệu chứng phổ biến (Kimbrough, 1980). Không phân biệt các triệu chứng và bất cứ điều gì các chế độ độc tính, hydrophobicity các congeners tạo điều kiện của họ tích lũy trong hệ thống sinh học và potentiate mối quan tâm về số phận cuối cùng của.
Bioaccu đột biến đã là stu diccl trong vi khuẩn (Hamdy và Lin, 1983), nấm men (Cole,
Reichart và nút, 1979) và nấm, nhưng có lẽ là những bằng chứng đáng kể nhất của bioaccumulation đến từ nghiên cứu sử dụng hàu và cá. Aroclor 1254 (1 tấm thảm ") đã được chứng minh là tập trung 101 000-nói trong hàu (Lowe et một 1., 1972). Cá "rrom tne'f iutison iver, vv nere Ie manifratiureii' iranfrormers chống purdnaseii" f /‹ của tất cả chúng tôi PCB ra từ năm 1966 đến năm 1974, đã có thể tập trung Aroclor 1016 15 000-fold tại ‹lays chỉ 14 (Skea e / ml., 1979). Tion Bioaccumula, như adsorp-tion, có lẽ là ‹dependent sau khi đăng nhập P của congeners (một thước đo của hydrophobicity) và hệ số steric có hiệu lực (SEC), là một chỉ báo của de

Kết quả (Việt) 2:

Các xử lý sinh học của Polychlorinated biphenyls (PCBs): Vấn đề và triển vọng GK ROBINSON AD NI.I. Lenn * Re biển RCLI SCH col af Bioscien CES, Universitv của Kent, Canterbury, KenI CT2 7NJ, Vương quốc Anh Giới thiệu Polychlorinated biphenyls (PCBs) được tổng hợp giữa những năm 1920 và 1978 bởi một loạt các nhà sản xuất ở Mỹ, châu Âu và Nhật Bản. Chúng được sản xuất với tính chất nhiệt và điện tuyệt vời của họ và đã được sử dụng trong một loạt các ứng dụng thương mại. Những thay đổi từ đóng hệ thống Các ứng dụng, chẳng hạn như chất lỏng điện môi (tụ điện và máy biến áp) và các chất lỏng công nghiệp (hệ thống thủy lực và tua bin khí), các ứng dụng để mở hệ thống, chẳng hạn như trong sản xuất chất kết dính, hàng dệt may và in ấn. Họ đã được thực hiện như hỗn hợp thương mại của biphenyl đã polyclo hóa và được manu factured bởi chlorina hóa trực tiếp của biphenyl sử dụng clo khan. Điều này đã được thực hiện ở nhiệt độ trên 150'C, giữ nóng chảy biphenyl để ngăn ngừa tắc nghẽn, trong sự hiện diện của một chất xúc tác như mạt sắt hoặc sắt clorua. Sản phẩm thô sau đó được tinh chế với 0,3 '7 c kiềm và chưng cất trong chân không. Mức độ clo phụ thuộc vào thời gian tiếp xúc của clo và bipheny l, mà thường là từ 1 đến 2 và 36 giờ. Về mặt lý thuyết, có 209 đồng loại có thể có của biphenyl đã polyclo hóa, nhưng do máy móc để một <1 hạn chế thống kê 20 PCB s vắng mặt trong thương mại sự chuẩn bị- tions (Hutzinger, s «fe và Zitlco, 1974). Sản xuất thương mại của PCBs bắt đầu vào năm 1929. Kể từ thời điểm đó 57 x 10 'kg đã được thực hiện trong chúng ta một mình. Về một số tiền bằng được sản xuất ở châu Âu, Nga hậu môn Nhật Bản. Nhà sản xuất lớn hơn khoảng thời gian này là Monsanto (Mỹ), Mitsubishi-Monsanto (Nhật Bản), Prodelec (Pháp), Bayer (Đức) và Caffaro (ftaly). Lý do chính cho ngừng sản xuất là kiên trì và tánh ngoan cố PCB s trong môi trường. Jensen đã thể hiện điều này càng sớm càng 1966 (Jensen, 1972). Theo các chất độc hại Đạo luật Kiểm soát (1976) Quốc hội Mỹ cấm sản xuất PCBs mặc dù Monsan để có restrictecl PCB sử dụng cho các ứng dụng đóng hệ thống trong 197 tôi. Cuối cùng, vào năm 1978 PCB sản xuất tại được chúng tôi> »s dừng lại và dioctyl phthalate đã được giới thiệu như một sự thay thế. Trong việc sử dụng PCB Vương quốc Anh đã được progressi vely restricteil từ đầu những năm 1970 cho đến khi sử dụng trong nhà máy và thiết bị mới đã bị cấm vào năm 1986. Sau khi lệnh cấm của Mỹ, Prodelec (Pháp) tiếp tục sản xuất Chloralkylene 12, một sản phẩm có chứa 20'7e dichlorinated biphenyls . Ngoài ra, Caffaro (Ý) sản xuất Apirollio 153 IC hậu môn 14.812, trong đó có 60% PCBs và 40'7 «trichlorobenzcnes, mặc dù cho ứng dụng đóng hệ thống. Năm 1990, tại Hội nghị Bộ trưởng quốc tế lần thứ ba về Bảo vệ Biển Bắc, Anh đồng ý <1, cùng với các quốc gia khác tham gia, để loại bỏ và phá hủy các PCBs còn lại được sử dụng vào năm 1999. biphenyls Polychlorinaled chứa hai vòng benzen và sử dụng ước IUPAC, được dán nhãn theo vòng và vị trí. Một vòng được dán nhãn chiều kim đồng hồ và ngược chiều kim đồng khác với các số nguyên tố như thể hiện trong hình I. A <I <Iitiona11y, mỗi đồng loại có thể đã được orderecl bởi Ballschmiter và Zcl1 (1980) để cung cấp cho một hệ thống tiếp theo của danh pháp. Của hỗn hợp thương mại, dòng Aroclor đã được sử dụng rộng rãi nhất và được đặt tên theo số lượng của các nguyên tử carbon trong nhân biphenyl và tỷ lệ phần trăm trọng lượng clo (ví dụ, Aroclor 1242 có 429 <clo). Họ cũng <nâng lên trong ngoại hình, với Aroclor 1242-1 248 là chất lỏng trong, 125W 1262 dầu màu sáng và 1268 một bột trắng nhạt. Các vấn đề liên quan PCBs chủ yếu là do sự đa dạng của đồng loại xử lý sinh học của PCBs 14 tôi hiện diện trong hỗn hợp thương mại và trơ hóa học liên quan của họ. Loạt Aroclor PCBs có lẽ là chuẩn bị được trích dẫn rộng rãi nhất, chủ yếu là do quy mô sản xuất của nó. Công tác chuẩn bị sản xuất khác nhau trong thành phần như đã nêu ở những nơi khác. Của những người có sẵn, năm 1242 là Aroclor sử dụng rộng rãi nhất và chứa một loạt các chlorobiphenyls chứa tối đa năm phân tử clo. Khoảng 60-80 đồng loại đã được xác định trong hỗn hợp và các thuộc tính của Aroclor là phụ thuộc vào thành phần cùng loại. Họ là những hợp chất remarkabl y kỵ nước và hỗn hợp, hòa tan trong nước được điều chỉnh bởi tỷ lệ phần trăm của đồng loại clo cao hơn hiện tại và vị trí của các nguyên tử clo. Aroclor 1242 là hòa tan vào 200 ppb trong khi năm 1260 là nhiều vì sợ rằng hòa tan, 25 ppb Trong số đồng loại cá nhân, 2 ch1orobiphenyl là hòa tan nhất (6 ppm) và decachlorobiphenyl (0,015 ppm) ít nhất hòa tan trong nước (Hutzinger, an toàn và Zitko , 1974). Từ dữ liệu bổ sung được thể hiện trong Bảng I, có thể thấy rằng ngay cả trong dichlorobiphenyls, độ hòa tan dự đoán thay đổi từ 1 1 ppm (2,4 - dichlorobiphenyl). Và 0.64 ppm (2,4 '-dichIorobipheny1). Khả năng hòa tan được biết đến là một chức năng của tổng carbon hữu cơ (TOC) hiện diện trong pha nước. Nó cũng được biết rằng họ hấp thu tốt cho đất và trầm tích, với khả năng hấp phụ cụ thể chi phối bởi các khu vực hạt bề mặt và tổng hàm lượng carbon hữu cơ của đất hoặc trầm tích (Griffin và Chian, 1979;. Lee et tại, 1979) 58 4.8 076 23-DCE 24 DCE 3,4 '-DCB 2/-DCE 2,6 DCB 3,3 'DCB 3,4-DCE 3 ¿-DCB 4,4-DCB 07! 040 065 002 Người ta ước tính rằng 10 x 10 'kg PCBs vẫn cư trú trong sinh quyển trong đất, không khí, sông và dòng chất thải, và 1ipoi <thành phần LA1 của thực vật và động vật (Boyle ct <i /., 1992). Nồng độ trung bình của PCBs trong suốt đất Mỹ là 100 ppb, mặc dù điều này ẩn hình ảnh thật, chỉ với một vài ppb hiện diện trong khu vực hóa, và lên đến 100 ppm hiện diện trong khu vực đô thị (Pal, Weber và Overcash, 1980). PCB nhiễm sluclges xử lý ở Indiana, chỉ 159o ' vượt Bảo vệ môi trường Cơ quan (EPA) 50 guiilelines ppm (Bergh và nhân dân, 1977). Trong khi điều này có thể dường như làm suy yếu các vấn đề ô nhiễm PCB, nó phải được nhận ra rằng những điểm nóng ô nhiễm PCB là một mối quan tâm chính và, do ước tính tuổi thọ của tụ điện 20 năm, sự cố sẽ tăng lên. Chính sách Tràn PCB có dữ liệu liên quan đến tần số và cường độ rò rỉ biến áp PCB; nó đã xác định rằng 3.3i «biến áp như vậy sẽ bị rò rỉ hoặc tràn mỗi năm và mỗi tràn bao gồm £ 66 của PCB (EPA Đăng ký liên bang, Vol. 52). Hơn nữa, EPA đã gần đây xác định rằng 'của 1,6 triệu PCB tụ sử dụng trong các trạm biến áp điện (tại Mỹ), EPA hy vọng rằng 12 OOO bị rò rỉ mỗi năm. . . Không giống như sự cố tràn PCB biến áp, phần lớn các PCB tụ tràn liên quan đến việc vỡ bạo lực của các tụ điện và phun PCBs dữ liệu có sẵn chỉ ra hơn 80 phần trăm của sự cố tràn tụ điện, PCBs được phân phối như xa như 1 1 feet từ trung tâm của vụ tràn dầu. ' (EPA Đăng ký liên bang, Vol. 52). Tổ chức cho Hợp tác Kinh tế và Phát triển (OECD, 1987) ước tính có 12 000 tấn chất thải PCB ở Anh. Con số này được thống nhất trong quản lý chất thải sửa đổi giấy số 6 (Bộ Môi trường, 1994) và đó là đề nghị 4000-4500 tấn đã bị phá hủy. Hơn nữa, các nghiên cứu gần đây nhất vào sự lắng đọng của PCBs, sử dụng các mẫu thực vật lưu trữ cho giai đoạn 1965-1989, cho thấy giảm đáng kể ô nhiễm không khí của PCBs. Tuy nhiên, nó cũng được lưu ý rằng, trong đất, tỷ lệ lắng đọng vượt quá loại bỏ (Jones et tại., 1992). Độc tính của PCBs là một chủ đề của nhiều cuộc tranh luận và nghiên cứu, và có liên quan đến nhiều yếu tố nói trên mà cuối cùng chi phối khả dụng sinh học. Nó cũng được biết rằng PCBs bám liên kết hóa trị với DNA, cả hai iii cơ thể và trong v / / ro. Rõ rệt trong hoạt động utagenic được thể hiện ở loài gặm nhấm khi PCBs chứa 57 9 • clo được nghiên cứu. Tuy nhiên, độc tính cấp tính có thể không nằm trong PCBs mỗi xe nhưng có thể là do một trong hai sản xuất hoặc chuyển đổi các sản phẩm phụ từ việc sử dụng (Stone, 1992). Loài superioxic như phần lớn đã trốn phát hiện do những khó khăn trong việc phân tích chúng (S torr-Hansen, 1991). Tuy nhiên, nó cũng được biết rằng đồng planarity của chlorina ted biphenyl được xem là rất quan trọng trong ngộ độc cấp tính (Huang và Gibson, 1992). Điều này xảy ra trong đồng loại mà không có thay thế tại một trong các nguyên tử cacbon oriho (2,6 và 2 ', 6'), cho phép các phân tử để giả định một đồng phẳng cấu hình. Độc tính mãn tính của con người đã được ghi chép tốt, với chloracne, ngứa, vấn đề về gan và giảm khả năng quan trọng của hệ thống hô hấp trong số các triệu chứng phổ biến (Kimbrough, 1980). Không phân biệt các triệu chứng và bất cứ điều gì các chế độ độc tính, các kỵ nước của đồng loại tạo điều kiện tích lũy của họ trong hệ thống sinh học và cho sức mạnh những lo ngại về số phận cuối cùng của họ. Bioaccu đột biến đã được diccl Stu trong vi khuẩn (Hamdy và Lin, 1983), nấm men (Cole , Reichart và Button, 1979) và nấm, nhưng có lẽ là bằng chứng ấn tượng nhất của tích lũy sinh học xuất phát từ nghiên cứu sử dụng hàu và cá. Aroclor 1254 (1 tấm thảm ") đã được chứng minh để được tập trung 101 000-nói trong hàu (Lowe et 1., 1972) cá." Rrom tne'f iutison Iver, câu Nere Tức là manifratiureii 'iranfrormers chống purdnaseii "f / < tổng sản lượng PCB Mỹ từ năm 1966 đến năm 1974, đã có thể tập trung Aroclor 1016 15 000 lần chỉ trong 14 <đẻ (Skea e / ml., 1979). Bioaccumula hóa, như adsorp hóa, có lẽ là <phụ thuộc vào P nhật ký của đồng loại (một biện pháp sợ nước của họ) và hệ số hiệu quả về không gian (SEC), mà là một chỉ số de