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1.2.3 修复困难
由于HMs 和PAHs 复合污染的污染物之间相互作用的存在,加上二者物化性质的差异,其复合污染的同时修复也更加困难。用于复合污染修复的材料要同时对二者具有毒性抗性和稳定性,因此针对单一污染的修复技术,不一定能同时去除HMs 和PAHs;复合污染可能对生物材料具有更大的毒性,影响生物材料的修复能力。因此,对于复合污染的同时修复,不仅要考虑修复材料对某一污染物的去除,还要研究污染物之间的相互作用机制,更好的把握其在复合污染修复过程中产生的影响。
1.3
复合污染的环境分布
HMs 和PAHs 是环境中普遍存在的污染物,在中国乃至世界各地均有分布。根据国土资源部1999年到2014 年的调查,有2.5%的调查点位(约覆盖面积2.33×104 km2)存在中度甚至重度的HMs 超标,主要分布在我国西南区、南方的湘鄂皖赣区和闽粤琼区。中国国家海洋局对77 条入海河流的监测数据显示,2015 年HMs 年入海量达21×106 kg。Shen 等研究了从1960 年到2008 年来地球上PAHs 的排放量,最高年排放量达到592×106 kg,2008 年为499×106 kg,亚洲东南部的排放量最大。在我国山西、河北、山东、北京、天津、渤海、广州等地也都发现有不同程度的PAHs 污染。
排放到环境中的HMs 和PAHs 可以是气体、固体或液体的形式,分布于大气、土壤、水等各圈层,但由于二者一般难挥发,水溶性差,在大气和水中的HMs 和PAHs 常吸附于固体悬浮物上,随之沉降到土壤或底泥中,土壤和底泥成为HMs 和PAHs 的主要积累场所,目前国内外发现的HMs 和PAHs 复合污染主要都分布于河湖沉积物和污灌农田或工厂周边的土壤中(表2)。
2 HMs 和PAHs 复合污染生态毒性
2.1
土壤复合污染的生态毒性
2.1.1 对土壤微生物的毒性
土壤是环境中微生物的主要生长基质,存在于土壤中的HMs 和PAHs 能与土壤微生物直接接触,二者都能通过细胞膜进入微生物细胞,在胞内累积,影响胞内的生化反应,破坏遗传物质。而且二者对细胞膜具有破坏作用,能够改变细胞膜的通透性,促进对方的胞内积累,增加对微生物的毒性。Lu 等实验发现Cd 和芘的复合污染对土壤微生物的毒害作用明显强于二者的单一污染。Thavamani 等对澳大利亚某污染场地中的微生物量及微生物种类进行检测,并与未污染土壤对比,发现HMs 和PAHs 的存在严重抑制了土壤微生物的生长,微生物的种类和数量都明显低于控制组,其中生物量只有控制组的20%左右。不同种类和浓度的HMs 和PAHs 对微生物的抑制效果也不尽相同。
2.1.2 对植物的毒性
土壤中的HMs 和PAHs 能随着地下水沿植物根系进入植物体内,分布并富集于植物各组织细胞中。HMs 和PAHs 复合污染对植物的毒性,因植物种类及生长阶段的不同差别较大。Li 等研究了Cd 和荧蒽单一及复合作用对大豆发芽率和根茎叶长度、干重的影响,发现在单一和复合的情况下,大豆的发芽率和各组织的生长都受到不同程度的抑制;对实验结果进行独立模型分析发现,当荧蒽浓度较低(1mg˙L-1)时,荧蒽与Cd 之间为拮抗作用,而当荧蒽浓度和Cd 浓度都较高时,二者之间为协同作用。
2.1.3 对土壤酶的抑制
土壤中各种生物地球化学反应的进行和土壤功能的发挥都离不开土壤酶的作用,而HMs 和PAHs 复合污染将影响这些土壤酶的活性。Thavamani 等在研究HMs 和PAHs 复合污染对土壤微生物的毒性的同时,还检测了土壤中脱氢酶和脲酶的活性,发现HMs 和PAHs 复合污染对两种土壤酶都有一定的抑制作用,而且脲酶对其的敏感性明显高于脱氢酶。Santos 等的研究表明在含有PAHs 的原油污染下,土壤脱氢酶的活性甚至高于无污染的对照组,但当有重金属存在时,其活性则受到明显抑制。而Gong 等发现菲、芘和Cd、Zn 组合时,对脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶的活性均有抑制作用。
1
对人类健康的危害
2.2.1 HMs 和PAHs 的摄入
环境中的HMs 和PAHs 能够被微生物和植物吸收,从而进入食物链,在食物链中迁移并不断的富集,最终,大量的污染物将进入人类身体中。Khillare 等研究了蔬菜对某火力发电厂周边土壤中HMs 和PAHs 的富集,及其对人类的危害。在研究的各种蔬菜中,HMs 含量均超过其安全上限,其中菠菜和萝卜对二者的富集能力较强,居民在食用该蔬菜后癌症发病率升高。除了食物链的富集外,分布于地下水及地表水体中的HMs 和PAHs 很可能通过人类直接饮用进入人体。
2.2.2 对人类的毒性
PAHs 是脂溶性的有机物,能够通过细胞膜,HMs 因其与细胞必需金属元素的相似性,也能够经由细胞离子通道进入胞内影响细胞的正常生理活性。许多研究表明PAHs 能诱发肿瘤,能通过影响人体的其他生化反应而引发心脑血管疾病,或抑制单核细胞转化为巨噬细胞,破坏人体免疫系统。HMs 能够占据人体必需元素的结合位点,影响相关酶的功能。HMs 和PAHs 都能够促进环境中活性氧的形成,氧化DNA 和蛋白质。
在复合条件下,HMs 和PAHs 之间存在各种相互作用,其对人类健康的毒性可能较单一污染的毒性低,也可能高于各单一污染的毒性之和。Wang 等检测了1333 名焦炉工尿液中的HMs 和PAHs、代谢物8-OHdG(DNA 损害标志物)和8-iso-PGF2α(高氧性肺损伤指标)的含量,结果显示PAHs 对人体细胞的DNA 和肺等器官具有较大的损害,而且HMs 的存在多数情况下有增强这类氧化性损害的效果。
3 复合污染的共迁移和转化归趋
3.1
吸附和解吸
土壤颗粒比表面积较大,而且土壤中大量的腐殖质包含各种官能团,能够吸附HMs 和PAHs,再加上HMs 和PAHs 在水中的溶解度有限,当含有HMs 和PAHs 的废水或是灌溉水流经土壤空隙时,大部分的HMs 和PAHs 将吸附于土壤颗粒表面。土壤对PAHs 的吸着存在两种形式,一种是PAHs 在固相和液相中的分配过程,即PAHs 通过溶解作用进入土壤的有机质中;另一种是土壤颗粒对有机物的吸附,主要靠氢键、范德华力、配位键等结合。流经土壤空隙的HMs 离子,受其他阴离子的影响,会转化为沉淀,或与土壤颗粒表面的官能团等发生络合或螯合作用吸附于土壤表面。
吸附于土壤中的HMs 和PAHs 并不会永远固定在土壤中,PAHs 在固-液相间的分配和HMs 的沉淀、吸附都是动态平衡的过程,在一定条件下,吸附在土壤表面的污染物能够从土壤表面解吸,再次进入液相,随之迁移。
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