船厂TBT防污废弃物的环境管理外文翻译资料

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船厂TBT防污废弃物的环境管理

Anna Kotrikla

摘要

三丁基锡（TBT）型防污涂料在从生物污损保护船体这方面已经成功运用了超过40年。然而，由于其对海洋生物的高毒性，国际海事组织（IMO）于1990通过决议，建议各国政府采取消除含TBT的防污涂料的措施。在港口及船厂附近检测高浓度的TBT。TBT通常在堆积的沉淀物中被检测到。这次研究为了最佳的管理措施（BMPs）回顾了最近的文献以尽量减少TBT对环境的影响。本文重点对现有的从船厂废料和沉淀物中出去TBT的技术进行评估。最有效的处理方法是突出的。

BMPs包括回收研磨材料，使用清洁研磨材料，再利用废弃研磨材料，用真空喷砂法或遏制或超高压水封爆破和限制污染的外壳和密封系统替代高压水清洗。对于TBT废弃物的处理，常规的生物废水处理程序可能是不合适的，因为船厂废水中的高浓度TBT对微生物是有毒的。先进的技术，如活性炭吸附，结合了过滤与混凝澄清的溶气浮选，光降解和电化学处理，都需要去除TBT。然而，现进的技术应该更进一步优化以满足200ng/L的监管限制。到目前为止，只有一篇发表的作品审查固体喷砂废料处理时焚烧的效率。

关于沉积物的处理，对于低污染的少部分，土地沉积是可行的选择。这种处理必须考虑到地下水和周围环境的污染风险，并且需要扩展的土地面积。其他的处理方法，如热处理和电化学处理，是有希望的选择，但由于大量的疏浚材料，他们有较高的资本和运营成本。

1. 介绍

海洋生物污损可以定义为海洋生物在固体表面的积累，如船的船体、机械设备、海水浸泡。在船的情况下，有与这样的生物处理的几个问题（Yebra et al.，2004）。

• 摩擦阻力增加，导致油耗增加40%。
• 增加了进干坞的频率，导致损失时间和增加成本。此外，大量的有毒废物在这过程中产生的。
• 船体腐蚀率增加。
• 海洋环境中的外来物种入侵。

不同的方法被使用以保护船体不受污损生物伤害。三丁基锡（TBT），这是在上世纪60代早期，是航海史上最有效的活性成分。在2004，三丁基锡自抛光共聚物（tbt-spc）估计覆盖世界船队的70–80%涂料（Yebra et al.，2004），产生了重大的经济效益。大约20年后，他们的介绍，证明了TBT涂料对海洋生物有一些严重的不利影响。极低浓度的TBT（20ng/L）的影响商业牡蛎，长牡蛎，的幼虫的生长，并且TBT含量低于2 ng / L会抑制其钙化，这导致法国阿卡雄湾牡蛎渔业的崩溃（alzieu，2000）。TBT的低浓度为1ng/L引起的性畸变（雌性动物发育男性性特征）在非商业性的青春痘，Nucella sp.，在英国南部海岸（Bryan et al.，1986）。

因此，TBT在船舶的使用限制（＜25米长）先在法国，后来在英国实施，然后在上世纪80年代在大多数发达国家通过（Yebra et al.，2004）。此外，国际海事组织（IMO）采用了2001的防污系统（AFS）公约。该公约要求2003年1月1日全球禁止使用TBT为基础的防污涂料，并禁止在船舶表面上使用这种涂料于2008年1月1日（IMO，2005）。欧盟（EU）采用AFS公约在欧盟规章782/2003/EEC(EC, 2003)。在巴拿马加入条约后，AFS公约的生效条款得到了满足。该公约将于2008年9月17日生效（IMO，2008）。

尽管加入了公约的力量，但有一种可能性，世界船队的一部分，在国家不调节国家或地区的立法，将继续使用有机锡化合物，尤其是在国内航线。这是只要有机锡有效并且直到有等效替代物为止（Chambers et al.，2006）。此外，由于AFS公约于2008九月生效，预计在未来数月内，船厂附近会产生大量含有TBT的废物。另一个关注的话题是，TBT具有持续时间长、累积沉积物中的浓度高(Hoch, 2001; Omae, 2003; Ruiz et al., 1996)，并有可能在处理前需要疏浚底泥处理。此外，在农业和各种工业中(Maquire, 1987; Omae,2003)使用TBT将持续产生需处理的废物。

IMO立法是替代设计环保防污涂料的主要动力。改变当地TBT杀菌剂包括含铜有机助推器生物杀灭剂涂层克草隆 (Chambers et al., 2006; Voulvoulis et al., 2002)和irgarol 1051。然而，在他们的环境事件中可用的数据，命运，毒性和持久性是有限的（voulvoulis et al.，2002）并且一些在某些国家被禁止（Chambers et al.，2006）。预防原则，即“科学的不确定性不应作为推迟成本效益的措施防止环境恶化的原因” (UNCED, 1992)，表明实施用于防治防污涂料污染的最佳管理实践（BMPs）是不考虑使用杀菌剂的。

TBT近海岸污染最重要的位置，特别是在禁止使用小于25米的船舶后，是港口，港地和造船厂(Russell et al.,1996)。在许多情况下，港口和造船厂在城市地区的附近（如斯卡拉曼加斯，锡罗斯和希腊的凯尔基斯造船厂）并且他们的存在扰乱了活动如娱乐和渔业。在港口，TBT通过从船体过滤释放到海洋环境中并且唯一能阻止它的是用环境友好的防污系统替换它。在造船厂，防止TBT污染的海洋环境，可以通过BMPs在过程和操作中来实现。

对防污废物管理实践的重要性是由AFS公约第5表示，即“公约缔约方应在其领土要求的应用程序或控制防污系统，采取适当的措施去除废物收集，处理，对待和处理在一个安全和环保的方式来保护海洋环境（IMO，2005）。

管理措施包括废物最小化，清洁技术和新材料的采用，以及选择和使用最有效的处理方法(Cushnie and Langer,1991; EPA,1997; Kura and Tadimalla,1999b)。由于TBT在船厂达到海洋环境通过点源，它可以服从某种形式的收集和处理(Abbott et al., 2000)。然而，根据（2006）的文献综述，公开发表的有关处理来自船坞的TBT油漆废物信息是有限的，在当时还没有建立和使用的方法。

本研究的目的是审查可能会导致TBT污染的船厂的操作和流程。本文报道了生产废物的TBT含量，并讨论了BMPs，以尽量减少TBT污染（如替代材料和方法，回收和再利用，污染限制）。本文还介绍了主要的废物处理方法，最后重点介绍了污染底泥的解毒处理方法。

1. 有机锡化合物

有机锡化合物含有共价键之间的锡（Sn）和碳（C）和具有通式R N SNX 4-N，其中R是芳基或烷基，X是一种无机物种（卤化物、氧化物或氢氧化物）和Nfrac14;1–4。

有机锡化合物作为稳定剂的聚（氯乙烯），工业催化剂，工业和农业杀虫剂，木材的防腐和防污剂(Maquire, 1987; Omae, 2003)。

Sn-C链数量的烷基链的长度和对有机锡化合物的物理和化学性能产生深远的影响。在一般情况下，作为有机替代品数量的增加和长度的减小化合物的水溶性，但它也取决于无机替代，X (Hoch,2001)。

有机锡化合物在水环境中的持久性和命运已被广泛检验(Fent, 1996a; Gadd, 2000; Hoch, 2001; Maguire, 1987; Omae, 2003; UNEP, 1989)。生物降解，导致连续的脱烷基化，是主要的途径，尽管紫外线（UV）光通过相同的机制在某些情况下是非常重要的：R₄Sn￫R₃SnX￫R₂SnX₂￫RSnX₃￫SnX₄。

此外，强酸与亲电试剂容易劈开Sn-C键(Cima et al., 2003)。相反，的Sn-C键在水，大气O ₂和热（至少200︒C）的存在下是稳定的(Cima et al., 2003)。

TBT化合物具有低到中度持续性水（即半衰期几天到几个月），根据诸如纬度因素、降解微生物的存在，温度和日照(Maguire, 2000; Omae, 2003; Ruiz et al., 1996)。然而，在沉积物中有机锡化合物的降解率大大降低，半衰期为1–9年(Hoch, 2001; Omae, 2003; Ruiz et al., 1996)。

在水生环境中，三烃基锡化合物有较低的水溶性和低流动性，他们很容易吸附在悬浮颗粒物(Hoch, 2001)。悬浮颗粒物的沉积，结合低的降解率，在这一段水环境中经常发生，导致捕获的triorganotins沉积物，导致危害底栖生物和未来remobili化永久性风险。活化能发生的疏浚、旋转或自然解吸。马奎尔（2000）认为，由于沉积物中TBT的长期持久性，在加拿大的某些地区可能有一个“遗留问题”， 可能在一个总的淘汰期之后的20-30年。因此，重要的是要熟悉TBT和污染沉淀物的解毒物质。

马奎尔（1987）报道TBT浓度在加拿大地下淡水和英国河口水中高达为2300 ng SN/L和900 ng SN/L。霍克（2001）在20世纪90年代的回顾性研究报道TBT浓度上升至3620 ng SN/L在不同的国家，主要欧洲国家。这样的浓度会对某些水生生物造成致命的致命。

TBT似乎集中在港口中的沉积物，小艇船坞和航运通道。在加拿大的海洋港口中观察到的最高浓度是7–11 mg Sn/kg (Maguire, 1987)。霍克（2001）回顾了世界不同地区TBT的浓度并报告最大浓度在西班牙为601 ng Sn/g，在法国为161 ng Sn/g，在美国（夏威夷）为2830 ng Sn/g，在荷兰为520 ng Sn/g，在瑞士为627 ng Sn/g，在德国为5200 ng Sn/g和在加拿大为10780 ng Sn/g。

许多研究报道，限制长度＜25米的船舶使用TBT，可以降低该化合物的浓度，特别是在封闭的水域和河口船舶为主的地区(Becker-van Slooten and Tarra-delas,1995; Cardwell et al.,1999; Cleary,1991; Maguire, 2000; Ruiz et al., 1996)。可以观察到沉积物TBT含量很少或没有减少，甚至到几年后TBT法规制定(Becker-van Slooten and Tarradelas, 1995; Maguire, 2000)。这归因于沉积物中化合物的持久性。

有机锡化合物的毒性已被广泛研究和综述(Champ and Seligman, 1996; Cooney and Wuertz, 1989; de Mora, 1996; Fent, 1996a; Hoch, 2001; Maguire, 1987)。有机锡化合物比无机锡化合物毒性更大。各类生物物种中毒性最大的是三烃基锡化合物(R₃SnX)这是公认的并且R₃SnX衍生物组的性质在杀生物活性上有很少或没有影响。

锡对广泛的水生生物毒性很大，三甲基锡化合物是昆虫最有毒的化合物；三乙基化合物对哺乳动物是最毒的；三丙基锡化合物对革兰氏阴性菌有较强的毒性；并且TBT化合物对革兰氏阳性菌藻类，鱼，蚌类、软体动物和真菌是最有毒的(Hoch, 2001; Maguire, 1987)。此外，随着烷基链长度的增加，产生的生物活性急剧下降(Hoch, 2001; Maguire, 1987)。三苯基锡化合物对浮游植物，真菌，软体动物和鱼类是有毒的同时三环化合物对螨虫和鱼具有高毒性(Hoch, 2001; Maguire, 1987)。

最敏感的生物体中的腹足类，已知的超过100种是受TBT影响的(Fent, 2003)。雌性发展雄性生殖器官只在几ng/L TBT微量浓度(Fent, 2003)。畸变诱导狗峨螺的发生在0.5 ng Sn/L并且雌性动物绝育发生在3–5 ng Sn/L (Bryan et al., 1986)。TBT对一些鱼类的急性毒性被发现在几毫克/升，而慢性毒性可以发现在浓度的顺序的M克/升(Maguire, 2000)。TBT对软体动物，在牡蛎和蛤蜊慢性毒性分数m g / L的浓度下是尤其有毒的(Alzieu, 2000; Fent, 1996a)。

TBT对软体动物和其独特的和高度特异性作用的极端毒性已经提出了关于其对人类和其他生物的毒性影响的担忧（sekizawa et al.，2003）。然而，已知的很少是关于有机锡化合物对人类的影响(Hoch, 2001)。对人类最重要的暴露的共同路线（和非人类的哺乳动物和鸟类）是食用受污染的海鲜（sekizawa et al.，2003）。Schweinfurth和Guuml;nzel (1987)报道TBT化合物可引起严重的皮肤和粘膜的刺激，因此，必须防止接触皮肤和眼睛和吸入喷雾雾或灰尘。通过重复研究，诱变和肝胆毒性是其主要表现。

惠伦等人。（1999）通过体外证据表明，丁基锡化合物显着抑制自然杀伤（NK）细胞发现细胞功能和NK细胞介导的免疫系统可能潜在的人类所在环境的浓度有关。NK淋巴细胞是主要的免疫防御机制对肿瘤和病毒感染的细胞。丁基锡的毒性可能是TBT gt;二阶（DBT）gt;一丁基锡（MBT）。

戈卢布和多尔蒂（2004）报道，体外研究表明，TPT能直接激活雄激素受体转录抑制的酶，参与类固醇激素的代谢。这些数据表明，aryltin TPT可以成为哺乳动物生殖毒物并且可以干扰人类的内分泌。

应进行进一步的研究，以阐明对实验室哺乳动物和其他生物的毒性机制(Sekizawa et al., 2003)。有机锡化合物与其他污染物如多氯联苯在人体血液和组织中的相互作用应被考虑(Hoch, 2001)。

1. TBT废料防污的最佳管理实践

综合管理计划的第一

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