* 通訊作者：張書奇（國立中興大學環境工程學系）402台中市南區國光路250號環工系513室 +886-4-22840441 Ext. 513；E-mail: shuchichang@nchu.edu.tw
以奈米乳化液與奈米氧化鐵作為河川底泥污染 整治助劑之研究：由實驗室到模場試驗
張書奇
1*江蓬鈺
1游雨涵
1,2陳姿文
1羅雲松
1蔡利局
3余光昌
31國立中興大學環境工程學系
2美國德拉瓦大學土木及環境工程學系
3嘉南藥理大學環境工程與科學系
摘 要
台灣西半部主要河川之底泥均已經受到不同程度之污染，持久性有機污染物將逐漸累積於河 川底泥當中，進而依循食物鏈進入動植物體內，造成生態系 及人體健 康之危害。本研究以國內嚴 重污染之二仁溪底泥為 研 究標的，二仁溪流域早 期隨著工業發展而遭受燃燒廢五金、酸洗、電鍍 業之廢水排放，導致污染物進入河川並沉積於底泥中，導致二仁溪底泥污染物包含戴奧辛、多氯 聯苯、多環芳香烴與重金屬等，於歷史測值中多氯聯苯與多環芳香烴皆已超過現行底泥品質指標 之分類管理及用途限制辦法管制標準。本研究運用大豆油奈米乳化液(soybean oil nanoemulsion, SONE)先於實驗室中進行多氯聯苯之Aroclor 1242批次式生物降解實驗，獲得初步結果後，繼續 進行二仁溪現地底泥污染整治模場試驗。由於現地底泥中也存在相當大量之多環芳香烴與重金屬 之污染，故進行現地模場試驗時也必須將其納入考量。實驗室中Aroclor 1242生物降解實驗結果 顯示：於研究結果可發 現二仁溪底泥中好氧菌與厭氧菌皆適合於靜置狀態下代謝多氯聯苯，厭氧 環境下添加少量SONE (小於1%)即能增加產氫量及多氯聯苯的降解，若再添加少量奈米氧化鐵 (magnetite nanoparticle, MNP)可提升降解效果。好氧情況下則不適合添加SONE，而添加MNP 似乎並不影 響菌群對多氯 聯苯的分解。模場試驗則以四種不同條件進行試驗，即自然回復、生物 刺激、吸附回收及整合式復育進行去除底泥中之萘、Aroclor 1242與重金屬，於現地模場試驗設施 完成後執行五個月試驗之初步成果顯示積極式工程復育之效果(最佳者重金屬移除22.6%，萘移除 100%，Aroclor 1242移除91.4%)普遍優於自然回復(重金屬移除7.2%，萘移除99%，Aroclor 1242 移除61.4%)，單獨添加MNP或SONE不如同時添加之效果，其結果顯示相對最佳處理條件為添加 1.0%之SONE與1,000 mg L-1之MNP並進行回收操作之組別，可較自然回復之組別縮短61%之整治 時間。本研究之實驗室與模場試驗結果顯示添加SONE與MNP之工程干預方式對底泥污染整治優 於自然回復方式且整治時程可有效縮短。
關鍵字：底泥整治、模場試驗、多氯聯苯、奈米乳化液、奈米氧化鐵
Soybean Oil Nanoemulsion and Magnetite Nanoparticle as Remediation Enhancers for River Sediment:
From Lab to Field
Shu-Chi Chang
1*Peng-Yu Chiang
1Yu-Han Yu
1,2Tzu-Wen Chen
1Yun-Sung Luo
1Li-Chu Tsai
3Kuang-Chung Yu
31 Department of Environmental Engineering, National Chung Hsing University
2 Department of Civil and Environmental Engineering, University of Delaware
3 Department of Environmental Engineering and Science, Chia Nan University of Pharmacy & Science
EXTENDED ABSTRACT
River sediments in the western coast of Taiwan have been contaminated by persistent organic pollutants which have been accumulated there. These pollutants may enter plants and animals through food chains and threaten the ecosystems and human health. This study aimed at the heavily polluted Er- Ren River to study the effects of different strategies on sediment remediation. Er-Ren River was polluted by open burning of scrape metals, acid treatment of metals, and wastewater discharged by electroplating factories. Now, high levels of dioxins, polychlorinated biphenyls (PCBs), polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs), and heavy metals are found in the sediment. Historical monitoring data showed that PCBs and PAHs are above the regulated standard in Taiwan. This study is to apply in-house synthesized soybean oil nanoemulsion (SONE) as a biodegradation enhancer for Aroclor 1242. Based on the successful experience in the lab, SONE is subsequently applied to a pilot study for in-situ bioremediation of Aroclor 1242, naphthalene, and heavy metals. The lab test results on Aroclor 1242 indicated that both aerobic and anaerobic bacteria in the sediment can degrade PCBs under undisturbed (no shaking) conditions.
Under anaerobic conditions, addition of 1.0% of SONE can increase the production of hydrogen and enhance biodegradation of PCBs. Addition of magnetite nanoparticle (MNP) at lower level may benefit the biodegradation of PCBs. However, under aerobic conditions, SONE will not enhance the biodegradation of PCBs and addition of MNP seemed to have no effects on PCBs biodegradation. Pilot study were implemented for four different remediation strategies, natural recovery, biostimulation, adsorption, and integrated remediation, for removal of Aroclor 1242, naphthalene and heavy metals. The best one reached 22.6% removal of heavy metals, 100% removal of naphthalene, and 91.4% removal of Aroclor 1242.
Further, the one amended with 1.0% of SONE and 1,000 mg L-1 of MNP exhibited the highest removal rate and may shorten remedial time up to 61%. The studied results strongly supported that engineering
* Corresponding author: Shu-Chi Chang, Department of Environmental Engineering, National Chung Hsing University, Room 513, Department of Environmental Engineering, No. 250, Kuo-Kuang Rd., Taichung 402, Taiwan
Tel: +886-4-22840441 Ext. 513; E-mail: shuchichang@nchu.edu.tw
intervention with addition SONE and MNP is better than natural recovery and it can shorten the remedial time frame remarkably.
Key words: sediment remediation, pilot study, polychlorinated biphenyls, nanoemulsion, magnetite nanoparticle
1. 前言
河川底泥在生態系中扮演重要功能，如河川自 淨功能、浮游生物棲地、河川底棲生物棲地與洄游 魚類覓食等，一旦遭受持久性污染物之污染，污染 物將可循食 物鏈進入人體 及 動植物體內，造成人 體 健 康危害與生態系損害。我國河川底泥之污染 由於民國60 與 70 年代工業迅速發展，環保法規 尚未齊 備，多種污染物經由未處理之廢水直接 排 入河川中，這些 化學物質中有 許多 是 重金屬或 是 疏水性有機物，可持久地存在於河川、湖泊與水庫 之底泥中，如多氯 聯 苯、多環 芳香 烴、戴 奧辛、多 溴聯苯醚、鄰苯二甲酸酯類等，經大雨沖刷底泥揚 起後，流入中下游與河口處，重金屬離子可沉澱於 河口與感潮河段之底泥中，豐富之浮游生物聚集覓 食，經由食物鏈，造成迴游生物與養殖魚貝類暴露 於高濃度之重金屬與氯化有機污染物之底泥與水 體中，其中具有生物累積性質之污染物，經由食物 鏈造成人體健康風險與生態系之毒害。
以我國目前污染嚴重之二仁溪為例，其污染源 分布以上游畜牧廢水為最大宗，下游匯合三爺宮溪 後入海，下游之污染源為燃燒廢五金、電鍍、酸洗、
廢油、皮革、印染等，其下游北 岸灣裡一帶即為當 年廢五 金露天 燃 燒地區，廢氣中粒 狀 物質沉降及 廢金屬回收酸洗廢水直接排入河川中。以全河段來 看，2.4% 屬未受污染，5.3% 屬於輕度污染，53.6%
是中度污染，38.7% 為嚴重污染。經歷年學者調查，
最引人注意之污染物包括重金屬、多環芳香烴 類 (polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)、多氯 聯苯(polychlorinated biphenyls, PCBs) 與戴奧辛 (Dioxins)。依據我國現行之「底泥品質指標之分類 管理及用途限制辦法」，戴奧辛濃度未達管制標準；
農藥除毒殺芬測值偶爾超過下限值外，其他測值偏 低；PAHs 與 PCBs 已有部分污染物明顯超過指標 上限值。就PAHs 而言，二仁溪下游底泥中之濃度 約為45 mg kg-1 ( 乾重 )，以二環之萘 (Naphthlene) 與四環之螢蒽(Fluoranthene) 佔最高百分比 ( 余氏，
2004)，其中萘之濃度為 8.79 ~ 18.86 mg kg-1 ( 乾 重) 為最高；但依本研究團隊近四年持續追蹤調查，
三爺溪與二仁溪感潮河段之底泥中PAHs 有逐漸 轉變為以四環與五環為主之情況，總PAHs 之平均 濃度可達6.3 ~ 109.3 mg kg-1 ( 乾重 )，16 種受環 保署管制之PAHs 的平均濃度均已經超越下限值，
有研究整治復育技術之必要。多氯聯苯部分，二仁 溪底泥表層0 ~ 15 cm 中主要組成相近於混合物 Aroclor 1240，深層 16 ~ 35 cm 處則接近 Aroclor 1242 和 Aroclor 1254 ( 後兩位數字表氯數含量百 分比)。二仁溪下游河段至出海口之多氯聯苯濃度 皆高於上、中遊處，1997 年至 2007 年間二仁溪底 泥中下游河段多氯聯苯濃度表示於Table 1，顯示 濃 度 有逐 年 增高的趨 勢( 錢氏，2006)。陳明財於 2007 年的調查亦有相似之結果，由於河水沖刷作 用將上游表層含多氯聯苯之底泥帶往下游處堆積，
使其濃 度 逐 年 增高，且底泥 深度 越高多氯 聯苯 組 成 越偏向高氯 數 之多氯 聯 苯( 陳氏，2007)。本研 究團隊近年持續追蹤調查中下游Aroclor 1242 為 0.155 ~ 0.369 mg kg-1，已經多次超過我國現行底 泥品質指標之分類管理及用途限制辦法管制標準 上下限值(0.090 mg kg-1與1.12 mg kg-1)，應以積 極方 式進行隔 離與工程復 育。戴 奧辛在二仁溪底 泥中之含量為0.369 ~ 66.9 pg-TEQ g-1，平均值為 17.8 pg-TEQ g-1 ( 潘氏，2002)，尚未達到全美國最 嚴格之密西根州之90 ppt-TEQ 土壤戴奧辛污染管 制 標 準(action level)，遑論我國目前之底泥品質 Table 1 Historical PCB concentrations in the sediment of Er-Ren River
年分 多氯聯苯之濃度(mg kg-1) 參考文獻
1997 0.60 ~ 2.57 徐民豐，1999
1999 0.48 ~ 4.32 王一雄，2000
2005 0.52 ~ 1.49 錢紀銘等人，2006
2007 0.20 ~ 4.08 陳明財，2007
指標之分 類管 理 及 用途限制辦法標 準1,000 ppt- TEQ。以戴奧辛而言，在沒有顯著健康風險下，宜 以 監 測 式自然 回 復(monitored natural recovery) 方 式進行。本研 究即針對已經明顯 超 過標 準之多 氯聯苯Aroclor 1242 污染底泥進行復育技術研究。
多氯聯苯(polychlorinated biphenyls, PCBs) 為聯苯分 子上接 有一到十個不等之氯原子之同源 混合 物，依氯 原子 鍵結 數 量 及位 置共 有209 種。
因其具有低 揮發 性、高沸點、水中溶解度低、低介 電 常 數、高 度 熱 穩 定 性、抗 酸 鹼、抗 氧化 性 等 特 性，大 量使 用於工業 製 造 上。隨 著洩 露 到 環 境中 陸續發 現多氯 聯苯對 環境 及 生物的危害，因此被 列為 斯 德哥爾摩公約(Stockholm Convention on Persistent Organic Pollutants) 管 制 化 學 物 質 之 一，並 被多國 管 制 及 禁 用。多氯 聯 苯 因 具有低 極 性、低水溶性及高親脂性之特性，若進入生物體內 易累積 於 肝、肌肉及 體 脂肪 組 織中(Clark, 1997;
Gagnon et al., 1990; McLeese et al., 1980)。若累 積在人體內會造成慢 性中毒，疲倦、噁心、嘔吐、
手腳發腫，後期分泌乳酪狀眼屎、似青春痘斑疹，
指甲、皮膚、牙齦及嘴唇發黑，眼皮腫脹等( 張氏，
2002)；可能損害免疫系統、中樞神經系統、腸胃消 化、肝臟功能與造成皮膚病變如氯痤瘡等，且會影 響賀爾蒙──抗雌激素(Anti-estrogen) 的代謝進 而干擾 生殖與發育能力，造成畸 形胎兒 並 抑制幼 兒 生長( 艾氏，2002；呂氏，1980)。對於多氯聯苯 的處理方式可分為物理、化學及生物反應，物理法 有封存法、溶劑萃取法、穩定掩埋法等；而化學法 有焚化法、氧化法、紫外光分解法(Herring et al., 1972; Miao et al., 1999) 與鹼催化 脫氯法 (base- catalyzed dechlorination, BCD) (DeMarini et al., 1992) 等。現有學者嘗試結合多種處理方式有 效降解多氯 聯苯，如紫外光分解法 併同好氧微 生 物分解多氯聯苯(Shimura et al., 1996)。針對底泥 中多氯聯苯的處理多以生物處理為主，藉由現地或 非現地之好氧性或厭氧性微生物來分解多氯聯苯 通稱為生物復育法(bioremediation)，能將污染物 轉化成毒害較小之產物，且整治費用較為經濟。但 污染物濃度過高將影響微生物的生長，且受溫度、
pH、鹽度、電子接受者或電子供給者存在與否等 環境影響因子影響生物復育效果。
微 生物以厭氧 及好氧程 序，礦化或共代謝多 氯 聯苯。好氧程序中將多氯 聯苯做為 碳源或能量 來 源，分解成 較 低 氯 數 的氯化 聯 苯 或 苯 酸，最 終 成二氧化碳、氯離子與水。厭氧程序中則將多氯聯 苯作為電子接受者，將多氯 聯苯還原脫氯 成低 氯 數之聯苯。生物降解多氯 聯苯之過程中會受到 環 境的影響，如所需之營養鹽、微量金屬、維生素等，
還有多氯聯苯的特性，如生物可及性、分子結構式、
取代 基 位 置 及 濃 度 等皆 會 影 響 降 解反 應 的 進 行 (Nierenberg, 1995)，主要影響降解速率與效能的 環境因素為有溫度、pH、碳源、有無電子接受者等。
環 境 溫 度除了影 響微 生物的生長、酵素活 性以及 多氯聯苯降解途徑之外(Wiegel and Wu, 2000)，
亦會影響多氯聯苯於土壤、地下水或底泥中的傳輸 與吸脫附動能，或多氯聯苯於環境中的水解反應等。
環境pH 亦會影響多氯聯苯的生物降解，且當微生 物進行生化反 應時可能改變環境pH 值。pH 對生 物降解的影響除了降解速率外亦會影響降解途徑：
環境條件於34°C、pH 5 下幾乎不進行厭氧脫氯反 應；對於 間位(meta position) 氯原子脫除之最佳 pH 值為 5.0 ~ 8.0，對位 (para position) 為 pH 6.0
~ 7.5，間位為 pH 6.0 ~ 7.5，整體來看多氯聯苯最 佳生物脫氯環境為pH 7.0 ~ 7.5 之間 (Wiegel and Wu, 2000)。pH 除了對生物的影響外，將可能影響 吸附於有機 質之多氯 聯苯的脫附 程 度，進而 改變 多氯 聯 苯 之 生 物 可 及 性(bioaccessibility)。底泥 含有 有機 質可作為菌群降解多氯 聯苯之碳源，如 有學者額外添加短鏈脂肪酸如乙酸(acetic acid)、
丙 酸 (propanoic acid)、丁 酸 (butyric acid)、 丙 酮 酸(pyruvic acid)、 蘋 果 酸 (malate) 和 己 酸 (hexanoic acid) 等、或添加牛肉萃取物 提高底泥 中 多氯 聯 苯 脫 氯 速 率(Abramowicz et al., 1993;
Alder et al., 1993; Klasson et al., 1996)。由於多 氯 聯 苯 於 厭 氧 脫 氯 反 應中屬 於 電子 接 受 者之 角 色，若環境中有其他電子 供給者的存在 將降低多 氯 聯 苯 降 解 效 果，如 溴 化 乙 烷 磺 酸 鹽(BESA)、
硫 酸 鹽、硝酸 鹽、氫 氧化 鐵 等 結 構簡單且分 子量
較 小 之 電 子 接 受 者(May et al., 1992; Morris et al., 1992; Rhee et al., 1993)。有學者發現存在有 高 於5 mM 之硫酸鹽、硫代硫酸鹽、亞硫酸鹽或 硝酸 鹽等鹽 類 將 抑制脫氯作用，且 產生之硫離 子 可能 危害 非 硫 酸 還 原 菌 群之微 生物(Wiegel and Wu, 2000)；但有學者發現添加低量硫酸亞鐵、硫 化亞鐵能刺激硫還原菌生長以提高Aroclor 1242 之 脫 氯 效 果(Borja et al., 2005; Zwiernik et al., 1998)，或藉由添加亞鐵離子或鉛離子去除游離硫 離 子以降低 硫離 子對 微 生物的危害，並同時可提 高多氯 聯苯之脫氯作用(Zwiernik et al., 1998)。
多氯 聯 苯 厭 氧 降 解 過 程中 須 有 電子 供 給 者 的 存 在，厭氧 脫氯 反 應所需之電子 供 給 者以氫氣為主 (DeWeerd et al., 1991; Nies and Vogel, 1991)，故 有多位學者藉由添加釋氫物質(Hydrogen Release Compound®)、食 用 油、油 水 乳化 液 等 物 質 或 通 入氫氣以提高多氯 聯 苯降 解 效率(Coulibaly and Borden, 2004; Wu et al., 1996; Zawtocki et al., 2004)；但直接通入氫氣可能改變降解途徑 (Sokol et al., 1994)。好氧環境下多氯聯苯之生物代謝先 進行monohydroxylation 反應加入氫氧取代基再 進 行 苯 環 分 解，不同 菌 群 開 環位 置不同，多以 鄰 位 (ortho position) 與 間 位 (meta position) 為 主 (Abramowicz, 1990; Borja et al., 2005)，主 要 分 解途 徑 之一如Figure 1。多氯聯苯之厭氧生物代
謝則以脫氯反應為主，於甲烷生成、硫還原、鐵還 原或 脫硝程 序 下進行脫氯 反 應(Wiegel and Wu, 2000)，多數 文 獻 指出生物厭氧 脫氯 主要脫除多 氯 聯 苯 分 子 中 對 位(para position) 與間位 (meta position) 之 氯 原子 (Fish and Principe, 1994; Ye et al., 1992, 1995)，脫氯方式是以氫原子取代氯原 子，如Figure 2 為其中一例 (Borja et al., 2005)。
厭氧脫氯過程中當氯數越高之多氯聯苯脫氯達剩 餘一或二個氯時，其所需時間越長，Quensen 等人 使用美國Hudson River (HR) 未受多氯聯苯污染 之 底 泥 與 美 國Silver Lake 受到 Aroclor 1260 污 染 底 泥 研 究Aroclor 1248 與 Aroclor 1254 之 厭 氧 還原脫氯，觀察 到於HR 底泥菌種系統中 15%
Aroclor 1260 meta 與 para 位置上之氯被移除約 需 時50 週； 約 63% 之 Aroclor 1254 於 meta 與 para 位 置上之氯被移除則需時 25 週；且 顯示遭 高氯數多氯聯苯污染之底泥菌種對Aroclor 1260 等高氯 數多氯 聯苯有 較佳之脫氯 效能，反之遭低 氯 數多氯 聯 苯污染或 不受污染之 底泥 對Aroclor 1242 等 低 氯 數 之多氯 聯 苯 有 較 佳 之 脫 氯 能 力 (Quensen et al., 1990)。
於多氯聯苯之厭氧脫氯過程普遍加入商業化 釋氫物質( 如 Hydrogen Release Compound®)、食 用油(edible oils) 或 乳化 液 (emulsion) 等添 加物 能緩慢溶出氫或經由生物代謝釋出短鏈有機脂肪
Figure 1 Aerobic biodegradation pathway of PCBs (Borja et al., 2005)
酸與碳水化合 物 或氫化合 物，以加強微 生物分解 多氯聯苯(Long and Borden, 2006; Quinn et al., 2007)。近年來常用價格相對低廉且無毒性之食用 油進行污染物生物整治(Zawtocki et al., 2004)，
且食用油水溶性較低，用於地下含水層及底泥的整 治時可吸附於土壤或 底泥 顆粒上、不隨水流流失 而降低使用成本(Harkness, 2000)；但傳輸性、分 散性不佳，故有學者 混合 食用油與純水 製 成乳化 液，油滴粒徑小、表面帶負電能更均勻分散在現地 (Coulibaly and Borden, 2004)。後 期更有學者配 製出主要粒徑為13 至 67 nm 之奈米乳化液，於模 擬之細砂層土壤中可傳輸至約8.7 m，傳輸效果優 於市售作為電子 供 給 者之乳化 液 產品，使其效 果 更 為 優 異 ( 張氏，2009)。本研究中將添加此種散 布性較佳 之奈 米乳化液，作為生物降解多氯 聯苯 之電子 供 給 者。另二仁溪底泥中存在可影 響微 生 物作用之高量重金屬，故作為 後 期評 估整治重金 屬但又不影 響微 生物反 應 之條件下，添 加奈 米氧 化鐵( 四氧化三鐵，Fe3O4)，研究此種金屬吸附劑 對於生物降解多氯聯苯之影響。
本 研 究 中 使 用 的 奈 米 氧 化 鐵 又 名 磁 鐵 礦 (magnetite)，具 有 永 久 磁 性，是 由 一 個 Fe2+
與 兩 個 Fe3+所 組 成 之 正 尖 晶 石 結 晶。當 粒 徑 小 至14 奈 米 以 下 時 氧 化 鐵 則 具 有 超 順 磁 性 (superparamagnetism)，即當磁性奈米粒子在無外 加磁場下無固定磁極，但當有外加磁場時磁性粒子 之磁矩會沿著外加磁場的方向排列而產生磁偶極，
因而產生磁性。magnetite 具有較佳的重金屬吸附
能力，能吸附砷、鉻、鎘、汞、銅等重金屬(Banerjee and Chen, 2007; Oliveira et al., 2003; Ren et al., 2008)，且能還原六價鉻為較低毒性之三價鉻。對 於 酸 鹼 緩 衝 液(tris buffer) 中三 價 砷 (10 ~ 500 μg L-1)、五價砷 (10 ~ 500 μg L-1) 吸附效果極佳，
去除率可達97.7% ~ 99.6%，而對濃度低於 1,000 μg L-1三價鉻與六價鉻有至少90% 之極佳去除率 (Chang et al., 2012)。
綜 合以 上 所述，本研 究先 於實驗 室中進行奈 米乳化液與奈米氧化鐵之不同加量並且擾動與不 擾 動 培 養下之Aroclor 1242 生物降解實驗，在實 驗室證實為可行之情況下，於底泥污染情形嚴重之 二仁溪畔進行模場試驗，針對多環芳香烴( 以萘為 目標污染物)、多氯聯苯 ( 以 Aroclor 1242 為目標 污染物) 及八種法規規範之重金屬污染物 ( 砷、鎘、
鉻、銅、汞、鎳、鉛與鋅) 進行模場試驗，以自然回 復、吸附移除( 添加及回收氧化鐵 )、生物刺激 ( 添 加乳化液) 與整合復育 ( 添加乳化液暨添加及回 收氧化鐵) 四種不同技術探討奈米乳化液與奈米 氧化鐵在現場底泥是否也具有增強污染物降解與 移除之功效。
2. 材料與方法
本研究中先分析二仁溪底泥中物理化學特性，
於實驗室中自行配製模擬底泥並添加二仁溪底泥 中菌種 及污染物進行生物分解研 究；在獲得 初步 成果後進行模場試驗，針對Aroclor 1242、萘及底 泥品質指標之分類管理及用途限制辦法規範之八 Figure 2 Anaerobic biodegradation pathway of 2,2’,4,4’,5-CB (Borja et al., 2005)
種重金屬。為加強生物分解效果，以自行配製奈米 乳化液及奈米氧化鐵，做為底泥添加劑；以下分別 敘述底泥採樣、底泥分析、奈米材料的製備、實驗 室之試驗與現地模場試驗之材料與方法。
2.1 實驗室試驗之底泥採樣
本研究中使用之二仁溪底泥及河水是於2009 年11 月採自二層行橋、永寧橋、南萣橋上下游兩 側及匯流 處共五點。底泥 採樣方式分為挖取式 與 底泥管柱取樣，做為底泥特性分析、多氯聯苯濃度 分析及菌種培養所用。採樣同時測量底泥之溫度、
pH、氧化還原電位 (ORP) 與溶氧 (DO)，監測值如 Table 2 所列。
2.2 實驗室試驗之底泥特性分析
底泥含水率測量方法參考行政院環境檢驗所 公告之檢測方法NIEA S280.61C，檢測步驟為：準 備乾淨並秤重(m0) 之坩堝，置入適量二仁溪底泥 並秤重(m1)，並將秤量好之底泥以 50 ± 5°C 乾燥 至恆 重後精重量(m2)，再以式 (1) 及式 (2) 計算底 泥含水率。
底泥濕基含水率(%)：
(
mm11 - m - m20)
× 100% (1)底泥乾基含水率(%)：
(
mm12 - m - m20)
× 100% (2)底泥粒徑分析部分先以#10 (2,000 μm) 篩網 過篩乾燥底泥，再依序以#20 (850 μm)、#40 (425 μm)、#60 (250 μm)、#140 (106 μm)、#200 (75 μm) 篩網過篩，接著再以微量吸管法分析底泥中黏
粒含 量。通 過#200 篩網之底泥以土壤分析手冊 ( 中華土壤肥料學會，1995) 中土壤質地分析方法 之樣品前處理步驟進行前處理後以微量吸管法分 析底泥中黏粒含量。
吸管法前處理步驟為取適量之乾燥底泥以1.0 M 醋酸鈉 (pH 5) 清洗，再以去離子水清洗以去除 底泥中碳酸鹽類與可溶性鹽類。接著以30% 過氧 化氫去除底泥中有機質，加入檸檬酸- 碳酸氫鈉緩 衝 液 與Na2S2O4 後以80°C 水浴 20 分鐘，再以氯 化 鈉 溶液 清洗即可去除底泥中鐵氧化物。將處理 後 的底 泥4 g 加入 40 mL 分散 劑 (0.05% 偏 磷酸 鈉 及0.01 M 氫氧化鈉 ) 後 振 盪 24 小時。再次 振 盪1 小時後靜置 110 分鐘，接著於液面下 2.5 cm 處吸取5.0 mL 之懸濁液置於鋁盤上以 105 ± 5°C 烘乾至恆重後，放置在乾燥箱中冷卻至常溫，最後 秤量鋁盤 及 底泥 末重(W)；黏粒濃度計算方式如 式(3)。
黏粒濃度 (mg
L ) =
[
W - W5mL ÷ 0 4g 40 mL]
× 1000 mg1 g × 1000 mL1 L (3)
因底泥中酸可揮發 性硫(AVS) 可與重金屬沉 澱以降低重金屬對微生物的危害，常用以評估底泥 中重金屬之生物有效性，故同時分析底泥中酸可揮 發性硫(AVS) 含量，參考美國環境保護署 (USEPA) 於1991 年發表之 AVS 重量法分析二仁溪乾基底 泥中酸可揮發性硫含量(Allen et al., 1991)。使用 串連 裝 置 分析，裝 置 如Figure 3 所示，錐型瓶 A 中含4.0 g 潮溼底泥與去離子水，攪拌並通氣同時
Table 2 Field measurements of sampling points
採樣點代號 地點 Temp. (°C) pH DO (mg/L) ORP (mV)
A 二層行橋 29.8 8.53 3.0 -185
B 永寧橋 30.6 8.26 2.9 -215
C 匯流處 30.2 8.18 4.5 -190
D 南萣橋1 31.9 8.39 6.5 -194
E 南萣橋2 31.5 8.38 6.7 -191
加入鹽酸產生硫化氫並由氮氣載入0.1 M 硝酸銀 溶液( 錐型瓶 C) 吸收沉澱，錐型瓶 B 裝入 0.05 M 之鄰苯二甲酸氫鉀溶液(KHC8H4O4)。最後過濾硝 酸銀吸收液並烘乾秤重，再以下式計算硫含量。
硫離子於潮溼底泥之含量(μmole)
= (M1 - M0)gAg2S
247.8 × 10 (4)
除分析底泥特性外，亦分析河水中氯鹽、硝酸 鹽、亞 硝酸 鹽 與 硫 酸 鹽 濃 度，以離 子層析 儀 分析 (Dionex DX-100, Thermo Fisher Scientific Inc.
Waltham, Massachusetts, USA)。並 以 Ferrozine 比色法分析亞鐵濃度，主要方法為水樣中添加0.01 M 之 Ferrozine 溶 液 及 10.0 M 之 醋 酸 氨 緩 衝 液 (CH3COONH4) 醋酸氨緩液，以波長 562 nm 測量 吸光度(Viollier et al., 2000)。
2.3 實驗室生物整治試驗
2.3.1 多氯聯苯降解菌種馴養
好氧菌的取得是先以50 mL 二仁溪底泥混和 50 mL 好氧 培養 基及 5 g L-1酵 母 萃 取 物(Yeast Extract)，於 30°C 且 120 rpm下培養，培養基成分 如Table 3 所示。培養 10 天後取 4 mL上層菌液加 入40 mL 好氧培養基及 1 g L-1聯苯，以不織布包 覆棉花封住培養瓶瓶口於30°C 且 120 rpm下震盪 馴養。
厭氧菌的取得與好氧菌類似，同樣等量混合二 仁溪底泥與厭氧培養基，培養基成分如Table 4 所 示；混和均勻後待底泥沉澱，取上層菌液，分成三 份 培養與馴養；一為原菌液 混合 培養 基 作增量培 養；一為加入兩種二氯聯苯：3,4-CB 與 3,5-CB 作 為菌 種 馴 養，添 加 量皆為1.0 mg L-1；一為添 加
Figure 3 Schematic presentation of the analysis of acid volatile sulfide: A, B, and C are 250-ml flasks. Lable 1 indicates magnetic stirer bar. Label 2 and 3 indicate L-shape glass tube
Table 3 Substrate composition for aerobic incubation
培養基成分 添加量(in 1.0 L)
KH2PO4 0.35 g
K2HPO4 0.27 g
NH4Cl 2.7 g
CaCl2 · 2H2O 0.1 g MgCl2 · 6H2O 0.1 g
Table 4 Substrate composition for anaerobic incudation
培養基成分 添加量(in 1 L, pH 7.1)
KH2PO4 0.35 g
K2HPO4 0.27 g
NH4Cl 2.7 g
CaCl2 · 2H2O 0.10 g MgCl2 · 6H2O 0.10 g FeCl2 · 4H2O 0.02 g
Yeast Extract 5 g
Resazurin sodium 0.005 g
各1.0 mg L-1之3,4-CB 與 3,5-CB 後，也加入 7.2 mg L-1之奈米乳化液進行菌種馴養。
2.3.2 多氯聯苯含量分析
取水及模擬底泥混合液1.0 mL，混合無水硫 酸 鈉吸收水分後 置 入不銹鋼 萃 取槽中，以加速 溶 劑 萃 取 裝 置 (Dionex ASE-350, Thermo Fisher Scientific Inc. Waltham, Massachusetts, USA) 萃 取，使用溶劑為丙酮：二氯甲烷(1:2) 混合溶劑。萃 取 液 則先 添 加2 g 銅粉去除硫元素 ( 依據 NIEA M186.00C)，再 以 減 壓 濃 縮 機 (EYELA N-1100 series, Tokyo Rikakikai Co., Tokyo, Japan) 濃縮 萃 取液 至3 ~ 5 mL，之後以矽酸鎂管柱淨化，再 濃縮定 量至1 mL 即可以以氣相層析儀搭配電子 捕捉偵測器(GC-μECD) (Agilent-7890A, Agilent Technology, Santa Clara, California, USA) 分 析多氯 聯苯。使 用管柱 為Agilent J&W HP-5 (30 m × 0.32 mm, film 0.25 μm)，載 流 氣 體 為 高 純 度 氮 氣(99.999%)，氣體 壓力為 16.0 psi。氣 相層 析 儀 溫 度 設 定 部分 將注 射 埠及偵 測 器溫 度 分 別 設 為225°C 及 300°C；烘 箱 升溫程 序為：初 始 溫 度100°C 維 持 2 分 鐘，接 著以每 分 鐘 15°C 升溫 至160°C，再以每分鐘 5°C 升溫至 270°C，終溫為 270°C。
2.3.3 奈米材料製備
本研究中主要使用兩種奈米材料，分別於下兩 段 敘述配製方式：所有 奈米乳化液之原液都是以 去離子水、礦物油及界面活性劑配製而成。測試前，
所有原液仿照一般金屬切削液先稀釋20 倍再進行 測試。界面活性劑為購自Aldrich-Sigma 之食品級 之 Triton X-100 (SI-X100)，Tween 80 與 Brij 30 等。油相為植物油，水相為去離子水。所有原液都 以 相 反 轉 法(phase-inversion method) 在不同 加 熱 與降溫條件下製備而得(Chang et al., 2007)。
製備奈米氧化鐵顆粒之方式為改良式共沉澱法，
其優 點 為 設 備成 本低、不須 高溫 高壓、製 得之 奈 米粉體純度高且粒徑均一以及製得之粉體經簡單 清洗與 乾 燥即可使用。奈米乳化液之油顆粒尺寸
是以Zetasizer® Nano ZS (Malvern Instruments, Worcestershire, UK) 量測而得。經稀釋之乳化液 置入一容量4 毫升之特定光學量測之方型試管中，
再置 入該儀器之量測位 置。此儀器以動態光散 射 方 式進行 量測，所得之數 據為平均粒徑與聚合分 布指數(polydispersivity index)。水與植物油之折 射指數分別設定為1.330 及 1.460。
奈 米 氧化 鐵(Magnetite nanoparticle, MNP) 的製備方法為共沈澱法，共沈澱法主要是將FeCl3
以 及FeCl2水 溶 液 依2:1 的比例 加 以 混合，添 加 NaOH，接著將混合好 FeCl3、FeCl2以及NaOH 之 水 溶液 均勻混合，於80°C 下混合 30 分鐘後取出 待溫度降至室溫，以純水清洗三至四次，最後再以 真空乾 燥 機 加以乾 燥，即 可製備出 Fe3O4奈 米顆 粒。本研究所製備之Fe3O4奈米顆粒經過穿透式電 子顯微鏡(TEM) 的觀測後，其粒徑約為 1.0 至 3.0 nm，X 光繞射儀鑑定於 2θ = 30.2°、35.5°、43.2°、
57.1° 及 62.6° 之特 徵 波 峰，確 認 為 Magnetite 結 晶( 張氏，2009)。
2.3.4 實驗室試驗之設置
依照分析之二仁溪底泥特性，以石英砂、各種 離 子及多氯 聯苯配製相似之模擬 底泥，並依 歷 史 值添加重金屬及50 mg kg-1萘以及1 g L-1酵母萃 取物(Yeast Extract)，其粒徑 分布與添 加成分如 Figure 4 與 Table 5。由於二仁溪底泥表層 0 ~ 15 cm 處之多氯聯苯以 Aroclor 1242 物種為主，故本 研究添加5 mg kg-1 Aroclor 1242 作為模擬底泥中 多氯 聯苯來源。將配製好的模擬底泥分別加入二 仁溪之好氧菌群及 厭氧菌群，並額外添 加不同濃 度 之 奈 米 乳化 液(0.1%、1%、10%) 及 奈 米氧化 鐵 (20 mg L-1、1,000 mg L-1)，藉此探討奈米復育材 對生物降解多氯聯苯之影響，其操作條件如Table 6 所示，以此為主要配製並再分為擾動培養 ( 代號 T) 及靜置培養 ( 代號 N)。實驗過程中定期監測多 氯聯苯濃度，以及產生之氣體組成。
以 排 水 集 氣 法 收 集 厭 氧 降 解 實 驗 之 氣 體，
並 以 氣 相 層 析 儀 分 析 氣 體 組 成，分 析 方 式 為 取
氣 體500 μL，注 入 搭 配 熱 導 度 偵 測 器 之 氣 相 層 析 儀 (GC-TCD, Clarus 580, Perkin-Elmer, Waltham, Massachusetts, U.S.)，使 用 15 ft 不 鋼 管柱(Craboxen 1000) 作為分離管柱，以高純度氮 氣(99.999%) 作為載流氣體，控制流速在 13.9 ml min-1。氣相層析儀溫 度設定部分將注射埠及偵測 器溫 度 分別設 為150°C 及 250°C；設定烘箱溫度 為50°C，維持 3 分鐘。
2.4 模場試驗
2.4.1 模場試驗之設置說明
現場操作分為四組不同操作條件，即自然回復 (natural recovery)、生 物 刺 激 (biostimulation)、
物 理 化 學 復 育(physicochemical remediation) 及 整 合 式 復 育(integrated remediation)。自然 回 復 為本 試 驗之對照組，添 加定 量污染物後即不進行 Figure 4 Cummualative particle size distribution of the sediemnt in Er-Ren River
Table 5 Compostion of simulated sediment
項目 濃度
水：底泥 10:1
Aroclor 1242 5.0 mg kg-1 Naphthalene 50 mg kg-1
離子
Cl- 800 mg L-1 SO42- 100 mg L-1 NO3- 0.55 mg L-1 Fe2+ 10 μ g L-1 AVS (S2-) 500 mg kg-1
重金屬
As 10.2 mg kg-1 Cd 0.8 mg kg-1 Cr 100.1 mg kg-1 Cu 78.2 mg kg-1 Ni 51.6 mg kg-1 Zn 205.9 mg kg-1 Pb 48.4 mg kg-1
Table 6 Testing combinations of lab study 氧化鐵含量 (mg L-1) 代號 菌種 乳化液含量
0
B 無添加 0
C 有添加 0
E1 有添加 0.10%
E2 有添加 1%
TE3 有添加 10%
20
LB --- 0
LC 有添加 0
LE1 有添加 0.10%
LE2 有添加 1%
LE3 有添加 10%
1,000
HB --- 0
HC 有添加 0
HE1 有添加 0.10%
HE2 有添加 1%
HE3 有添加 10%
任 何干預，僅監測其各項 環境參數與污染濃 度變 化；生物刺激試驗，則是加定量污染物後再注入奈 米乳化液及必要之氮、磷及其他營養分，以刺激現 地之微 生物進行厭氧還原脫氯 反 應，同時觀察可 能之生物淋溶作用對重金屬離子濃 度之影 響；物 理化學復育則是加定量污染物後再加入奈米氧化 鐵顆粒及 進行重金屬回收，並觀察其對 背景之 還 原脫氯反 應之影 響；整合式復育則是加定量污染 物後再加入奈米乳化液、必要之氮磷及其他營養分 與奈米氧化鐵顆粒。所有試驗槽池均監測Aroclor 1242、萘與重金屬之降解與移除情形。實際模場 試驗之條件如Table 7 所示。由於水利署河川局相 關防汛規定及考量試驗安 全 性，此模場試驗是以 在岸邊設置12 個水槽進行試驗，底泥自三爺溪與 二仁溪匯流處北岸之河底挖取，挖取之深度約在0
~ 30 cm 之間，經過均勻混合及去除明顯雜草與石 塊後，分裝於12 槽池中，每槽之底泥量為 40 × 20
× 18 cm ( 長 × 寬 × 高 ) (Figure 5)。污染物添加 後之起始濃度為10 mg kg-1之Aroclor 1242 與 50 mg kg-1之萘，重 金 屬因濃 度已經相當高，故 未再 另行添加即進行試驗。試驗開始後，引入三爺溪與 二仁溪匯流處之溪水進入槽池中進行連續性進流，
以模擬實際底泥暴露於河水中之情況。
2.4.2 模場試驗之現場監測與操作
平日現場之操作維護項目包括金屬回收作業、
查驗設施之完整性，並固定現場量測水溫、溶氧、
pH 值、氧化還原電位等基本資料並詳實紀錄。重 金 屬回收作 業以張 書奇實驗 室 所製備之MNP 進 行 實驗，此MNP 業經證實在厭氧情況下，可於 5
~ 15 分鐘內達到吸附平衡，先將每一實驗區塊劃 分為6 個小區塊，並於 6 個小區塊之三不同深度 進行注射( 自底面起算 2、10、18 cm 處 )，並於 15
Figure 5 Schematic diagram of the sediment taks used in field study
Table 7 Test conditions of field study
實驗組別 水槽編號 MNP 添加 MNP 回收作業 SONE 添加
自然回復
(natural recovery)
1 0 mg/L No 0
2 0 mg/L No 0
吸附移除 (adsorption)
3 0 mg/L Yes 0
4 20 mg/L Yes 0
5 1,000 mg/L Yes 0
生物刺激 (biostimuation)
6 0 mg/L No 0.10%
7 0 mg/L No 1.00%
8 0 mg/L No 10.0%
整合復育
(integrated remediation)
9 20 mg/L Yes 0.10%
10 1,000 mg/L Yes 0.10%
11 20 mg/L Yes 1.00%
12 1,000 mg/L Yes 1.00%
分 鐘之後 進行強磁鐵之回收作業。強磁鐵之回收 是以實驗是自行製作之內藏有超強稀土磁鐵之鋁 耙( 外有矽膠覆蓋，避免重金屬或有機物吸附 ) 在 底泥中進行緩慢來回三次之耙動進行回收。
定 期以玻璃管柱 採取 土樣，再 經 適當處理後 分 別 檢 測 其 中PCBs、萘 及 重 金 屬。檢 測多氯 聯 苯 為 取二仁 溪 底 泥5 g，風 乾 後 混合石 英 砂，以 加 速 溶 劑 萃 取 裝 置 並 以GC-μECD 檢 測 濃 度，
詳 細 檢 測 方 法 如2.3.2 節所述。底泥中的萘則直 接 萃 取5 g 濕基底泥，以環檢所公告之矽膠淨化 法 (NIEA M183.01C) 並 搭 配 鹼 性氧化 鋁 處 理萃 取 液，經 減 壓 濃 縮 後 定 量 至1 mL，接 著以 GC- FID (Agilent 7890A, Agilent Technology, Santa Clara, California, USA) 檢測底泥中萘含量。使用 管柱為HP-5 (30 m × 0.32 mm, film 0.25 μm)，流 量為1.2 mL/min N2。注射口溫度為260°C，不分 流；偵測器(FID) 溫度則為 300°C；烘箱升溫程序為：
烘箱初溫為80°C 維持 1 分鐘，以每分鐘 5°C 升溫 至100°C，再以每 分 鐘 10°C 升溫 至 300°C，並維 持6 分鐘。
重 金 屬 部 分 以 感 應 耦 合 電 漿 質 譜 儀 (Inductively coupled plasma mass spectrometry, ICP-MS) 來量測底泥中之砷與鉻。將底泥樣品送 入ICP-MS 前，須先進行前處理與消化程序將樣 品內容 物、雜 質 等 離 子 化。前處 理 為底泥 陰 乾 進 行 研 磨，研 磨 後 之 顆 粒 應 完 全 通 過100 號 篩，以
確保消化程 序之完整性；消化 處理是 將固定量乾 燥樣品放 入經泡酸清洗 處理之鐵氟龍消化瓶，再 加入2.5 ml 超純硝酸 (70%) 及 1.0 ml 過氧化氫，
接著將鐵氟龍消化 瓶 放 入不鏽鋼罐中，將不鏽鋼 罐螺旋 蓋 及不鏽鋼櫬 墊密閉栓緊，最後再將不鏽 鋼罐 放 入密 合的 加 熱 器中，以180°C 加熱 3 小時 放冷至室溫。在消化完成後，取出密閉的消化瓶並 以去離 子水稀 釋清洗消化 瓶，最後 將消化 液倒入 10 ml 或其他體積定量量瓶中，以去離子水調整至 刻度，再進行ICP-MS 進行砷與鉻之量測，分析方 法依照環檢所標準方法NIEA S321.63B 與 NIEA M111.00C 進行。
3. 結果與討論
3.1 實驗室試驗之厭氧產氣量
於厭氧降解多氯聯苯之實驗過程中同時收集 產生之氣體，並監測二氧化碳、甲烷及氫氣產量變 化量。至第84 天總產氣量以添加物區分為有添加 乳化液者(Figure 6)、添加奈米氧化鐵 (Figure 7) 及同時添 加兩者(Figure 8 及 Figure 9) 之三組來 探討奈 米復 育材 添 加量對生物降解之影 響，圖中 部分數值因氣體產出量大於採氣瓶體積造成部分 洩漏，故以採氣瓶最大體積乘上各氣體組成百分比，
用以估算可能產氣量並以虛線表示。
Figure 6 Gas generation with different SONE amendments under anaerobic conditions
Figure 9 Gas generation with different MNP and SONE amendments under undisturbed incubation and anaerobic conditions
Figure 7 Gas generation with different MNP amendments under anaerobic conditions
Figure 8 Gas generation with different MNP and SONE amendments under shaking-incubation and anaerobic conditions
厭氧擾動培養系統中添加微量(0.1%) 奈米乳 化液能有 效使微 生物產生氫氣，如Figure 5 中觀 察到產 氫量 及甲烷 量皆有增加，但添 加大量奈 米 乳化液時反而以二氧化碳為主；靜置系統中附著在 底泥上的菌群無法有效接觸奈米乳化液及營養物 質，對於產氫的增加效果不甚明顯，且實驗過程中 觀察到氣體累積於底泥層，可能因濃度累積而抑制 代謝反應的進行。整體而言，當乳化液加量增加至 10% 時反而不利於氫氣的產生，由靜置培養組結 果更是明顯 觀察到整體 產氣量的降低，顯示高量 奈米乳化液會 抑制生物代謝。奈米氧化鐵在此模 擬底泥系統中亦有幫助氣體的產生，少量(20 mg L-1) 奈米氧化鐵使氫氣及甲烷產量增加，但同樣增 加至1,000 mg L-1時會抑制代謝作用，導致總產氣 量減少，但 於 靜置 系統中奈 米氧化的生物可及性 較低，高量氧化鐵抑制作用不明顯。同時添加兩種 復育材時，靜置培養組之產量依然比擾動組少，且 整體 上 產氣以甲烷 為主，氫氣被消耗 速度 大 於產 生量。添加大量奈米乳化液時抑制效 果較大量氧 化 鐵為明顯，多數 組 別顯示同量奈 米乳化液時隨 氧化鐵加量增加甲烷產量有增加的趨勢。除此之外，
同時添加兩種復育材的情況下有擾動組產氣量大 於添加單一復育材。
3.2 實驗室試驗之多氯聯苯厭氧降解效果
模擬底泥中無添加任何復育材只含有酵母萃 取物 時，二仁 溪 底泥中的厭氧菌 群 能 將 多氯 聯 苯 Aroclor 1242 降 解，於 84 天 時 去 除 40 ~ 60%。
添加微量(0.1%) 奈米乳化液時提高降解率，但高 量(10%) 時反而造成抑制效果；同樣的添加低量 氧化 鐵(20 mg L-1) 時亦 有 幫助降 解多氯 聯 苯。
McCue 等人藉由添加 FeS 或 SSFeS (Na2S . 9H2O 與FeS 之結合物 ) 等含亞鐵離子物質提升脫氯作 用(McCue et al., 1996)，為此能合理解釋含有亞 鐵離 子之氧化 鐵能助於提 升降解能力，但添 加高 量氧化鐵(1,000 mg L-1) 時則較無幫助效果，此種 結果與產氣量相呼應，較高加量且未回收之情況 可能導致三價鐵離子濃度過高產生電子接受者競 爭 效 果而抑制厭氧還原脫氯情況。對於底泥中微
生物而言，靜置培養情況較適合降解多氯聯苯，此 條件與 現 地 生物整治較 為類似，且以同時添 加兩 種 奈米復育材效 果最佳。靜置 培養下分解菌與奈 米復 育材 接 觸 性小，但也可持續 得到電子 供 給 者 奈米乳化液 及含亞鐵之奈米氧化鐵，使降解效 果 能有所提升。由此結果來看，若於整治場址添加奈 米乳化液及奈米鐵化鐵將有助於加強整治效果，
且若同時使 用奈 米氧化 鐵吸附去除重金屬時，不 會過於影響分解菌分解多氯聯苯。
將多氯 聯苯濃 度變化 量以一階動力式計算，
並以奈米乳化液、奈米氧化鐵添加量做比較(Table 8)，靜置組降解速率普遍高於擾動組，單一添加奈 米乳化液時對多氯 聯苯的降解效 果幫助有限，反 而是同時添加低量奈米氧化鐵時效 果最佳，但添 加高量奈 米氧化鐵時會 抑制降解能力，奈 米氧化 鐵為本研究中造成降解能力變異之主要影響因子 之一。
好氧系統下菌群對於多氯聯苯的分解方式與 厭氧系統不同，於好氧 環 境下奈 米乳化 液與多氯 聯苯同屬電子供給者，可能因競爭而抑制多氯聯苯 的分解，自Table 8 可觀察到奈米乳化液的添加確 實對於多氯 聯苯的分解有所抑制，添 加愈高量時 抑制效 果愈明顯，而奈 米氧化 鐵於此環境下不會 與多氯聯苯有所競爭，且其自身會逐漸氧化，對於 多氯 聯苯的分解能力似乎影 響 不大。多氯 聯苯好 氧分解實驗中，整體而言，靜置組降解速率略高於 擾動組，而不論氧化鐵添加量多寡，皆隨著奈米乳 化液添加量增加而降低分解速率，若於好氧情況 下要整治多氯 聯苯將不建議添加奈米乳化液，但 若添加可吸附重金屬之奈米氧化鐵較不影響多氯 聯苯之分解效果。
3.3 模場試驗結果討論
萘之分解均相當迅速，於期中採樣檢測結果顯 示平均已經去除99% 以上，但在期末採樣檢測結 果則顯示平均去除率為97.3% (Figure 10)，由於此 模場試驗不斷引入現場河水，故有可能仍有污染持 續流入，故造成期中檢測後濃度反而上升之情況。
Table 8 First-order rate constants of lab biodegradation tests
組別 厭氧 好氧
k (day-1) R2 kave. (d-1) k (day-1) R2 kave. (d-1) NC -0.0129 0.3020
-0.0099
-0.0166 0.3948
-0.0090
NE1 -0.0083 0.6022 -0.0121 0.4639
NE2 -0.0089 0.5009 -0.0063 0.1643
NE3 -0.0094 0.7803 -0.0010 0.1588
NLC -0.0217 0.7983
-0.0144
-0.0148 0.5210
-0.0113
NLE1 -0.0166 0.8869 -0.0183 0.7818
NLE2 -0.0086 0.3953 -0.0106 0.6016
NLE3 -0.0109 0.9407 -0.0014 0.0191
NHC -0.0125 0.5581
-0.0119
-0.0128 0.5470
-0.0075
NHE1 -0.0110 0.7064 -0.0067 0.2503
NHE2 -0.0080 0.7902 -0.0052 0.1061
NHE3 -0.0163 0.7975 -0.0052 0.6934
TC -0.0069 0.3256
-0.0058
-0.0080 0.1358
-0.0068
TE1 -0.0104 0.6774 -0.0047 0.1514
TE2 -0.0020 0.1512 -0.0136 0.6769
TE3 -0.0040 0.4612 -0.0009 0.0053
TLC -0.0079 0.8901
-0.0037
-0.0118 0.5510
-0.0069
TLE1 -0.0063 0.6287 -0.0055 0.0939
TLE2 -0.0019 0.7942 -0.0068 0.1329
TLE3 0.0014 0.2053 -0.0037 0.1148
THC -0.0075 0.4457
-0.0015
-0.0152 0.4245
-0.0079
THE1 0.0030 0.0618 -0.0040 0.0719
THE2 0.0009 0.3027 -0.0083 0.2874
THE3 -0.0025 0.5007 -0.0042 0.0551
Figure 10 Naphthalene concentrations in field study
若將各分組試驗結果加以平均後比較如Figure 11 所示，可見二仁溪底泥中已經存在相當良好之萘分 解菌群，其 期末檢 測結果明顯優 於加入不同濃 度 奈 米乳化液 之 生物刺激 組，而整合復 育組 別也明 顯優 於生物刺激 組，顯示單純加入乳化液的確 造 成萘之生物分解抑制之情形，而自然回復、吸附移 除與整合復育並無顯著差異。由於試驗過程中，全 程監測氧化還原電位與溶氧值，底泥中之溶氧值始 終介於0-1.5 mg L-1且絕大部分量測值在0.5 ~ 1.0 mg L-1之間，且氧化還原電位始終在-436 至 -283 mV 之間，應已屬於厭氧狀態或極度低溶氧狀態。
早 期文 獻中感潮河段、港灣或 是潮間帶底泥 之萘 之生物分解在厭氧狀態下無法有效分解萘(Bauer and Capone, 1985; Coates et al., 1997)，近來康乃 爾大學團隊在哈德遜河污染底泥中發現有效之萘 分解菌群，可以在8 小時萘分解約 2.3% 之萘 (Jeon et al., 2003)；香港大學團隊則發現一脫硝菌群於 實驗室環境中可在192 小時內分解 93% 之萘 (Lu et al., 2011)；而本研究發現之萘有效分解現地菌 群所處之環境為相當高之硫酸鹽濃度( 約 100 mg L-1) 與相當低之硝酸鹽濃度 ( 約 0.55 mg L-1) 下，
而在氧化 鐵可能有 殘 餘 濃 度 之情況下，其生物 降 解速 率卻未受到嚴 重衝 擊，推論可能現地 之萘 分 解 菌群 有以三價鐵離 子進行 萘 分解之能力，目前 文獻中僅有少數學者發現有菌群可在鐵還原條件 下 進 行 萘 之 分 解 (Kleemann and Meckenstock,
2011)，此 菌 群 有 進 一 步 進 行 菌 相 分 析、菌 種 鑑 定、生 理 培 養 與 生 物 酶 鑑 定 等 研 究 之 必 要。
Aroclor 1242 之分解情況與萘大不相同，試驗 分 組中各槽池 之變異 較 大，除了第4 槽去除率之 走 勢 是自期中之67.0% 反轉下降到期末之 17.7%
外，其 餘 各 槽之去 除 均 持 續 上 升，第4 槽之樣品 曾經 過二度檢 測仍是相當低，較可能原因是 底泥 之非 均 質 性 造 成 明 顯 差 異。以統 計而 言，不同處 理方式間無顯著差異，自然回復、吸附移除、生物 刺激與整合復育四組之平均去除率分別為61.4 ± 19.45%、75.4 ± 15.3% ( 未納入第 4 組資料 )、80.8 ± 12.1% 與 86.9 ± 4.5% ( 平均 ± 標準差 )，似乎有 去除率上升且標準差縮小情況，顯示應以生物刺激 與整合復育為較佳 且變異 較小之處理方法。各槽 池之最終檢測所得之數據換算為去除率如Figure 12 所示，其中第 4 槽標註星號表示數值可能因採 樣導致 數值偏 低。由此圖比 較 第3 槽與自然回復 之第1 及第 2 槽，可看出單單進行回收操作未必抑 制Aroclor 1242 之分解，因為第 3 槽中並未添加 奈 米氧化鐵，而回收 操作可能造成 底泥微 量曝氣 之效果，但對去除率而言，似無明顯影響。整體而言，
僅添加乳化液之生物刺激組別在131 天試驗期間 可以去除80% 以上之 Aroclor 1242，而同時添加 乳化液起進行回收操作之整合復育組別在131 天 試 驗 期間 可以去除86% 以上之 Aroclor 1242，其 中尤以第12 槽 ( 添加 1.0% 之乳化液與 1,000 mg
Figure 11 Removal of naphthalene in different groups
L-1之 奈 米 氧化 鐵 且 進 行 回 收 操 作) 之 91.4% 去 除率為最佳，由於以往學者曾經發 現在硫 酸 鹽 還 原菌進行多氯聯苯生物分解時會受到逐漸累積之 硫化 物 之 影 響 而 降 低 分 解 能 力(Zwiernik et al., 1998)，二仁溪底泥中硫酸鹽濃度因受到海水影響 而濃 度 可達100 mg L-1，加 入較 高量 奈 米氧化 鐵 可導致部分未回收之亞鐵離子( 或由鐵離子還原 為亞鐵離子) 與還原之硫離子 (S2-) 結合而形成硫 化亞鐵(FeS)，而有效去除硫之抑制作用。密西根 州立大學於實驗室中針對多氯聯苯之基因改良之 分解菌(recombinant cells) 在實驗室環境下，可於 30 天內去除 45 ~ 47% 之Aroclor 1242 (Rodrigues et al., 2006)；其 他 研 究 學 者 所 發 表 之 Aroclor 1242 生物分解去除率也都是實驗室環境下完成，
並無 其他物質干擾，如密西根州立大學團隊 以哈 德遜河(Hudson River) 與銀湖 (Silver Lake) 底泥 進行實驗室中Aroclor 1242 分解實驗，經過 16 周 (112 天 ) 生物降解定量所有氣相層析儀顯示峰值 降低情況各別為55 ~ 99% 與 23 ~ 100% (Quensen et al., 1990)，其他研究學者大多探討各別同源物 (congeners) 降解情況。以最近 Showers 與 May 之 針對多氯聯苯污染底泥整治之回顧而言，目前尚無 任 何 現 地 整治(in situ bioremediation) 多氯聯苯 生物降解之成功案例(Sowers and May, 2013)。
重金屬移除部分，MNP 於實驗室測試砷之吸 附 時 得到相當良 好之 效 果，可在15 至 30 分鐘內 達到吸附平 衡，且針對一 般 環 境中砷濃 度 大多在 500 μg L-1以下之情況，其去除率均可達90% 以上 (Chang et al., 2012)。故本研究也嘗試將 MNP 應 用於底泥中重金屬之去除，由期中與期末之測值可 發 現，自然回復組 之砷濃 度 較 期初之 濃 度各高出 約6.7% 與 19.0%，顯示現地場址之二仁溪河水中 應該仍有砷持續排入之情況。根據期中採樣結果，
比較各種 處理方法砷之標準化移除率( 即 1 – 該 槽砷濃度 / 自然回復組砷濃度平均值 )，可發現以 奈米氧化鐵之吸附移除組與整合復育組去除效果 稍佳；比較各處理方法鉻之標準化移除率，仍以吸 附移除組與整合復育組較佳。期末之數 據顯示砷 部分之移除率 均相當低，僅吸附 移除 組 之高加量 氧化鐵、生物刺激組之低加量乳化液、整合復育組 之高加量之氧化鐵配合中加量或是低加量之乳化 液者仍有正面之移除效果，其他均不甚理想。期中 檢測結果顯示鉻部分之移除率較砷之移除率普遍 稍高，其中以整合復育組之14% 去除率為最高。期 末檢測資 料 顯示鉻移除效 果仍較砷為佳，整合復 育組 之結果 顯 然最 佳。以2011 年 7 至 8 月間 ( 期 中至期末採樣期間) 曾有數次暴雨導致河水暴漲 以及底泥翻攪情況，可推論期中至期末間所汲取之 Figure 12 Removal of Aroclor 1242 in different tanks and groups
河水中重金屬濃度可能相對偏高且流入各試驗槽 池中。本計畫也針對汞、銅、鉛、鎘、鋅與鎳進行檢測，
所有重金屬去除率最高者為整合復育組之低加量 氧化鐵與中加量乳化液之第11 槽，可去除 22.6%
之鉛。綜合而言，重金屬移除效 果普遍不佳，其可 能之原因為重金屬持續排入之源頭仍無法根絕、
MNP 之每周一次操作次數可能過低、游離且溶解 於水中之重金屬離子濃度偏低與現場使用之不鏽 鋼製之貯水槽鏽蝕可能釋出鉻與鎳造成重金屬離 子濃度升高且與氧化鐵鍵結之重金屬不易回收
本研究成果證實二仁溪底泥中的確 存在良好 的多氯聯苯分解菌，在自然環境情況下，已經可以 有 效 分解 較 低 氯 數 之多氯 聯 苯 Aroclor 1242，其 估計半生期t1/2為96.3 天；在最佳條件下 ( 添加 1.0%
之乳化液與1,000 mg L-1之奈米氧化鐵且進行回 收操作)，半生期為 37.5 天，較自然回復情況縮短 約61% 之時間；但重金屬回收移除結果未臻理想。
總體而言，本研 究 添 加奈 米乳化 液與奈 米氧化 鐵 之方法業經實驗 室與 現 地 環 境 證 實為可行，成果 若能應用於現地之實際整治將可為類似污染河川 底泥一相當經濟可行方案並且縮短整治工期。
4. 結論
本研究主要為評 估作為提 供電子之奈米乳化 液 及可做為重 金 屬吸附劑之奈 米氧化 鐵，對整治 多氯 聯 苯、萘與重 金 屬污染底泥 之 效 果。由研 究 結果可發 現二仁溪底泥中好氧菌與厭氧菌皆適合 於靜置 狀態下代謝多氯 聯苯，厭氧 環境下添加少 量 奈 米乳化 液( 小於 1.0%) 能增加產氫量及多氯 聯苯的降解，若再添加少量奈米氧化鐵更能增加 降解效果。好氧情況下則不適合添加奈米乳化液，
但若添加奈米氧化鐵來整治重金屬時將不影響菌 群 對多氯 聯苯的分解。將類似條件於二仁溪進行 模場試驗時發現添加1.0% 之奈米乳化液與 1,000 mg L-1之奈米氧化鐵且進行回收操作之組別可達 到最佳之Aroclor 1242 去除率與可接受之較佳之 萘去除率，若應用於實場整治，可望較自然回復方 式縮短約61% 之時間。
誌謝
本 研 究 之實 驗 室 試 驗 部 分感 謝 科 技 部 計 畫 NSC 98-2622-E-005-024-CC2 之 補 助，模 場 試 驗 部 分 感 謝 行 政 院 環 境 保 護 署EPA-99-GA103- 03-A236-17 之計畫補助。
參考文獻
中華土壤肥料學會(1995)，土壤分析手冊。南投：台 灣省農林廳。
王一雄(2000)，「台灣河川底泥中多氯聯苯污染變 遷之研究」，行政院科技部專題研究計畫成果 報告。
艾文健(2002)，以微波輔助萃取法探討影響土中多 氯聯苯脫附的因子。碩士論文，國立中興大學 環境工程學系，台中。
余光昌、凌彗纹(2004)，「生物淋溶處理河川底泥時 PAH 之釋出」，嘉南藥理科技大學專題研究計 畫成果報告。
呂耀卿(1980)，多氯聯苯 (PCB) 慢性中毒時皮膚症 狀，當代醫學，第75 期，6-9 頁。
徐民豐(1998)，二仁溪河川底泥性質與多氯聯苯分布 狀況之硏究。碩士論文，國立台灣大學農業化學 研究所，台北。
張芳誠(2002)，多氯聯苯之生物性與化學性降解之 研究。博士論文，國立台灣大學農業化學研究 所，台北。
張書奇、陳姿文、游雨涵、林耀東(2009)，「植物油奈 米乳化液在地下水層中傳輸現象探討」，中華民 國環境工程學會第21 屆年會。
陳 明 財(2007)，二仁溪底泥之多氯 聯苯污染 特性 研究。碩士論文，嘉南藥理科技大學環境工程 與科學研究所，台南。
潘 復 華(2002)，二仁 溪、高屏溪 底泥 樣 品中戴 奧 辛及平 面 狀 毒 性 多 氯 聯 苯 濃 度 現 況 背 景 調 查，環境檢驗所環境調查研究年報，第9 號，
89-110 頁。
錢紀銘、萬孟瑋、黃漢哲、郭馨文、陳意銘(2006)，二 仁 溪 底泥多氯 聯 苯污染 分布 之研 究，嘉南學 報，第32 期，54-63 頁。
Abramowicz, D.A., (1990) Aerobic and anaerobic biodegradation of PCBs: A review. Critical Reviews in Biotechnology, 10, 241-251.
Abramowicz, D.A., Brennan, M.J., Van Dort, H . M ., G a l l a g h e r, E . L ., (19 93) Fa c t o r s i n f luenci ng t he rate of polych lor i nated biphenyls dechlorination in Hudson River s e d i m e n t s . E n v i r o n m e n t a l S c i e n c e &
Technology, 27, 1125-1131.
Alder, A.C., Haggblom, M.M., Oppenheimer, S . R . , Yo u n g , L .Y. , (19 9 3) R e d u c t i v e dechlorination of polychlorinated biphenyls i n a nae robic sed i ment s. Environmental Science & Technology, 27, 530-538.
Allen, H.E., Fu, G., Boothman, W., DiToro, D.M., Mahony, J.D., (1991) Draft analytical method for determination of acid volatile sulfide i n sed i ment, EPA-821-R-91-10 0. Un ited States Environmental Protection Agency, Washington, DC.
Banerjee, S.S., Chen, D.H., (2007) Fast removal of copper ions by g u m a rabic mod if ied m a g n e t i c n a n o - a d s o r b e n t . J o u r n a l o f Hazardous Materials, 147, 792-799.
Bauer, J.E., Capone, D.G., (1985) Degradation and Mineralization of the Polycyclic Aromatic Hydrocarbons Anthracene and Naphthalene in Intertidal Marine Sediments. Applied and Environmental Microbiology, 50, 81-90.
Borja, J., Taleon, D.M., Auresenia, J., Gallardo, S., (2005) Polychlorinated biphenyls and their biodegradation. Process Biochemistry, 40, 1999-2013.
Chang, S.C., Lin, Y.T., Lin, S.J., (2007, May) Nanoemulsion as a novel in-process biostable and off-process biodegradable industrial fluid -- A preliminary study. Proceedings of 4th Conference on Environmental Protection and Nanotechnology, Taichung, Taiwan.
Chang, S.C., Yu, Y.H., Li, C.H., Wu, C.C., Lei, H.Y., (2012) Highly efficient arsenic removal u si ng a composite of ult r af i ne magnetite nanoparticles interlinked by silane coupling agents. International Journal of Environmental Research and Public Health, 9, 3711-3723.
Clark, M., (1997) Health Effects of Polychlorinated Biphenyls. EPA, Washington, DC.
Coates, J.D., Woodward, J., Allen, J., Philp, P., Lovley, D.R., (1997) Anaerobic degradation o f p o l y c y c l i c a r o m a t i c h y d r o c a r b o n s and al kanes i n pet roleu m- cont am i nated m a r i ne h a r b or s e d i me nt s. Ap plie d a n d Environmental Microbiology, 63, 3589-3593.
Coulibaly, K.M., Borden, R.C., (2004) Impact of edible oil injection on the permeability of aquifer sands. Journal of contaminant hydrology, 71, 219-237.
DeMarini, D.M., Houk, V.S., Kornel, A., Rogers, C. J., (1992) Ef fe ct of a ba se - cat aly ze d dechlorination process on the genotoxicity of PCB-contaminated soil. Chemosphere, 24, 1713-1720.
DeWeerd, K.A., Concannon, F., Suflita, J.M., (1991) Relationship between hydrogen consumption, dehalogenation, and the reduction of sulfur oxyanions by Desulfomonile tiedjei. Applied and Environmental Microbiology, 57, 1929.
F i s h , K . M . , P r i n c i p e , J . M . , ( 1 9 9 4 ) Biotransformations of Aroclor 1242 in Hudson River test tube microcosms. Applied and Environmental Microbiology, 60, 4289-4296.
Gag non, M.M., Dodson, J.J., Comba, M.E., K a i s e r , K . L . E . , ( 1 9 9 0 ) C o n g e n e r - specif ic analysis of the accumulation of polychlorinated biphenyls (PCBs) by aquatic organisms in the maximum turbidity zone of the St. Lawrence estuary, Québec, Canada.
The Science of the Total Environment, 97-98, 739-759.
H a r k n e s s , M . R . , ( 2 0 0 0 , M a y ) E c o n o m i c c o n s i d e r a t i o n s i n e n h a n c e d a n a e r o b i c bio d eg r a d a t io n . P r o c e e d i ng s o f S e c o n d International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds, Columbus, OH.
Herring, J.L., Hannan, E.J., Bills, D.D., (1972) UV ir radiation of Aroclor 1254. Bulletin o f E n v i r o n m e n t a l C o n t a m i n a t i o n a n d Toxicology, 8, 153-157.
Jeon, C.O., Park, W., Padmanabhan, P., DeRito, C ., S n a p e , J. R ., M a d s e n , E . L ., (2 0 03) Discovery of a bacterium, with distinctive dioxygenase, that is responsible for in situ biodegradation in contaminated sediment.
Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 100, 13591-13596.
Klasson, K.T., Barton, J.W., Evans, B.S., Reeves, M.E., (1996) Reductive microbial dechlorination of indigenous polychlorinated biphenyls in soil using a sediment‐free inoculum. Biotechnology Progress, 12, 310-315.
K le e m a n n , R ., Me cke n s t o ck , R .U., (2011) A n a e robic n apht h a le ne deg r a d at ion by G r a m-p osit ive, i ron-re duci ng ba ct e r ia . FEMS Microbiology Ecology, 78, 488-496.
Long, C.M., Borden, R.C., (2006) Enhanced r e d u c t i v e d e c h l o r i n a t i o n i n c o l u m n s treated with edible oil emulsion. Journal of Contaminant Hydrology, 87, 54-72.
Lu, X., Zhang, T., Fang, H.H.P., Leung, K.M.Y., Z h a n g , G . , (2 011) B i o d e g r a d a t i o n o f naphthalene by enriched marine denitrifying bacteria. International Biodeterioration &
Biodegradation, 65, 204-211.
M a y, H . D., B oy l e , A .W., P r i c e , W. A ., II , Bl a ke , C. K ., (19 9 2) Su b c u lt u r i n g of a
polychlor inated biphenyl-dechlor inating a n a e r o bic e n r ic h m e n t o n s ol id m e d i a . Applied and Environmental Microbiology, 58, 4051-4054.
McCue, J.J., Gauger, K.W., Holsen, T.H., Kelly, R.L., Cha, D.K., (1996) Effects of selected r e d u c i n g a g e n t s o n m i c r o b i ol o g i c a l l y m e d i a t e d r e d u c t i v e d e c h l o r i n a t i o n of aroclor® 1242. Environmental Toxicology and Chemistry, 15, 1071-1082.
McLeese, D.W., Metcalfe, C.D., Pezzack, D.S., (1980) Uptake of PCBs from sediment by Nereis virens and Crangon septemspinosa.
Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 9, 507-518.
M i a o , X . S . , C h u , S .G . , X u , X . B . , (19 9 9) Degradation pathways of PCBs upon UV irradiation in hexane. Chemosphere, 39, 1639- 1650.
Mor ris, P.J., Mohn, W.W., Quensen, J.F., III, Tiedje, J.M., Boyd, S.A., (1992) Establishment of p olych lor i n at e d biphe nyl- deg r a d i ng enrichment culture with predominantly meta dechlorination. Applied and Environmental Microbiology, 58, 3088-3094.
Nierenberg, W.A. (Ed.), (1995) Encyclopedia of Environmental Biology. Academic Press, San Diego, CA.
Nies, L., Vogel, T.M., (1991) Identification of the proton sou rce for the microbial reductive dechlorination of 2, 3, 4, 5, 6-pentachlorobiphenyl.
Applied and Environmental Microbiology, 57, 2771-2774.
Oliveira, L.C.A., Rios, R.V.R.A., Fabris, J.D., Sapag, K., Garg, V.K., Lago, R.M., (2003) Clay-iron oxide magnetic composites for the adsorption of contaminants in water. Applied Clay Science, 22, 169-177.
Q u e n s e n , J. F. , B o yd , S . A . , Ti e d j e , J. M . , (1990) Dechlorination of four commercial
p o l y c h l o r i n a t e d b i p h e n y l m i x t u r e s (A roclors) by anaerobic microorganisms from sediments. Applied and Environmental Microbiology, 56, 2360-2369.
Quinn, J., Clausen, C., Geiger, C.L., Coon, C., Berger, C.M., Filipek, L.B., Milum, K.M., (2007) Emulsified system of a surfactant- stabilized, biodegradable water-in-solvent emulsion with nano or microscale bimetallic p a r t icle s c o nt a i n e d w it h t h e e mu l sio n droplets. Patent US7271199.
Ren, Y., Wei, X., Zhang, M., (2008) Adsorption character for removal Cu (II) by magnetic Cu (II) ion imprinted composite adsorbent.
Journal of Hazardous Materials, 158, 14-22.
Rhee, G.Y., Bush, B., Sokol, R.C., Bethoney, C . M . , D e N u c c i , A . , O h , H . M . , (19 9 3) Anaerobic dechlorination of aroclor 1242 as affected by some environmental conditions.
Environmental Toxicology and Chemistry, 12, 1033-1039.
Rodrigues, J.L.M., Kachel, C.A., Aiello, M.R., Quensen, J.F., Maltseva, O.V., Tsoi, T.V., Tiedje, J.M., (2006) Degradation of aroclor 1242 dechlorination products in sediments by Burkholderia xenovorans LB400(ohb) and Rhodococcus sp. Strain RHA1(fcb). Applied and Environmental Microbiology, 72, 2476- 2482.
Shimura, M., Koana, T., Fukuda, M., Kimbara, K . , (1 9 9 6 ) C o m p l e t e d e g r a d a t i o n o f polychlorinated biphenyls by a combination of ult raviolet and biological t reat ments.
Journal of Fermentation and Bioengineering, 81, 573-576.
S o k o l , R . C . , B e t h o n e y, C . M . , R h e e , G . , (1994) Effect of hydrogen on the pathway a n d p r o d u c t s o f P C B d e c h l o r i n a t i o n . Chemosphere, 29, 1735-1742.
S o w e r s , K . R . , M a y, H . D. , (2 013) I n s i t u treatment of PCBs by anaerobic microbial dechlorination in aquatic sediment: Are we there yet? Current Opinion in Biotechnology, 24, 482-488.
V i o l l i e r , E . , I n g l e t t , P.W. , H u n t e r , K . , Roychoudhur y, A.N., Van Cappellen, P., (20 0 0) T he fer roz i ne met hod rev isited:
Fe ( I I )/ Fe ( I I I ) det e r m i nat ion i n nat u r al waters. Applied Geochemistry, 15, 785-790.
Wiegel, J., Wu, Q., (2000) Microbial reductive dehalogenation of polychlorinated biphenyls.
FEMS Microbiology Ecology, 32, 1-15.
Wu , Q., B e d a r d , D. L ., W ie g el , J., (19 9 6 ) Inf luence of incubation temperature on the microbial reductive dechlorination of 2, 3, 4, 6-tetrachlorobiphenyl in two freshwater se d i me nt s. Applie d a n d Environme ntal Microbiology, 62, 4174-4179.
Ye, D., Quensen, J.F., Tiedje, J.M., Boyd, S.A., (1992) Anaerobic dechlorination of polychlorobiphenyls (Aroclor 1242) by pasteurized a`nd ethanol- treated microorganisms f rom sediments.
Applied and Environmental Microbiology, 58, 1110-1114.
Ye, D., Quensen, J.F., Tiedje, J.M., Boyd, S.A., (1995) Evidence for para dechlor ination of polychlorobiphenyls by methanogenic b a c t e r i a . A p p l i e d a n d E n v i r o n m e n t a l Microbiology, 61, 2166-2171.
Zawtocki, C., Lieberman, M.T., Border, R.C., Bi r k , G. M ., (20 0 4, M ay) Tr e a t m e nt of perchlorate and 1, 1, 1-trichloroethane in g rou ndwat e r u si ng e d ible oi l subst r at e ( E O S ®) . P r o c e e d i n g s o f t h e F o u r t h International Conference on Remediation of Chlorinated and Recalcitrant Compounds, Monterey, CA.
Zwier n i k, M. J., Q uensen, J.F., Boyd , S.A., (19 9 8) Fe S O 4 a m e n d m e n t s s t i m u l a t e extensive anaerobic PCB dechlorination.
Environmental Science & Technology, 32, 3360-3365.
