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氟是一种人体必须的微量元素，适量的氟有利于预防骨质疏松和龋齿，但过量的摄入会导致骨髓畸形和脑损伤等疾病。在自然界中氟元素会在风化作用下进入地下水，人类活动如煤矿、玻璃陶瓷、半导体制造和电镀等工业，也会在生产制造过程中排出大量高浓度的含氟废水，之后与人类活动产生的有机污染物混合后，会形成较难处理的氟离子和有机物混合废水。针对此类废水，常用的处理方法有混凝法[1-2]、吸附法[3-4]、离子交换法[5-6]、电渗析法、反渗透膜法[7]和电絮凝法[8]等。吸附法具有反应速率快和工艺简单的优势，但仅在污染物浓度较低时有效，而且吸附剂的处理和再生成本较高[9]。离子交换法可以针对性地去除水中的氟离子，但无法去除有机物，且存在树脂再生困难和出现2次污染问题[10]；膜处理法可以有效去除水中的氟离子和有机物，但其由于对设备要求高、滤膜易堵塞以及2次浓水处理困难等问题，在实际应用中会受到限制[11]。
以氯化铝(AlCl3)为代表的传统铝系混凝剂凭借着处理效果稳定和价格低廉的优点[12]，广泛应用于中小型水处理措施中。但其存在絮体体积小且结构疏松、低温下混凝效果差、药剂投入量大和余铝不可控等问题，极少应用在大规模工程中[13]。高聚十三铝(Al13)是一种纳米级尺寸和高正电荷密度的溶胶大分子新型混凝剂，有极佳的混凝水解形态[14-16]。相比于传统的铝盐混凝剂，Al13经过预水解生成的产物更倾向于保持其化学特性，因此有较高的水解稳定性，并且其高正电荷密度的特点，更有利于接近和吸附污染物。此外，氢键和离子交换机制也进一步保证了高效的混凝效果。腐殖酸(HA)是自然界中最常见的有机质[17-18]，由动植物遗骸经过微生物的分解和转化形成，其分子质量分布在800~6 000 Da，通常作为模型物质替代天然有机物开展研究。研究表明，AlCl3和Al13作为铝系混凝剂对水中的氟离子具有高效的混凝去除能力[19]。并且借助电中和、网捕卷扫等机理铝系混凝剂也具有一定的去除有机物的能力[20]。然而，不同铝系混凝剂在处理氟离子和有机物混合废水时，均会面临混凝剂性能下降，氟离子去除效率明显下降的问题。
为揭示不同铝系混凝剂在处理氟离子和有机物混合废水时的作用机理，解释混凝剂在处理氟离子和有机物混合废水时，氟离子去除效率下降的现象，本研究制备不同HA浓度的含氟废水作为实验水体进行实验[21-22]，通过对比不同形态铝混凝剂对混合废水中氟离子的去除效果，探讨其内在的作用机理，以期对氟离子与有机物混合废水处理或供水厂工艺选择提供参考。
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六水合氯化铝(AlCl3·6H2O)、氢氧化钠(NaOH)、盐酸(HCl)、氟化钠(NaF)、硝酸钠(NaNO3)、二水合氯化钡(BaCl2·2H2O)、硫酸钠(Na2SO4)和乙酸钠(CH3COONa)分析纯，均购自国药集团化学药剂有限公司。二水合柠檬酸三钠(Na3C6H5O7·2H2O)分析纯、HA ≥ 90%购自阿拉丁试剂公司，Ferron试剂分析纯，购自Sigma-Aldrich试剂公司。主要仪器有电喷雾四极杆飞行时间质谱(ESI-TOF-MS)(ACQUITY UPLC/Xevo G2 Q TOF, Waters, USA)、紫外可见分光光度计(UH5300, ShimadZu, Japan)、六联搅拌仪(MY 3000-2J/4J，梅宇，中国)、Zeta电位分析仪(ZetasiZer Nano ZS90, Malvern, UK)、离子选择电极(PHS-3C，雷磁，中国)、电感耦合等离子体发射光谱法(ICP-OES)(ICPE-9800, ShimadZu, Japan)、利用傅立叶变换红外光谱仪(FTIR)(Nicolet 8700, ThermoFisher, USA)、X射线光电子能谱仪(XPS)(ESCALAB250Xi，ThermoFisher, USA)、总有机碳分析仪(ShimadZu，TOC-L，日本)。
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实验中AlCl3溶液由药品直接配制。Al13由碱化度2.2的聚合氯化铝溶液，利用硫酸钠和氯化钡沉淀置换法提纯得到[23]，在确定产物纯度后，利用超纯水稀释质量浓度至2.5 g·L−1。2种混凝剂均为现用现制，浓度以Al的质量计算。将Al13和AlCl3溶液稀释至16.2 mg·L−1后，利用Al-Ferron逐时络合比色法[24]并结合紫外可见分光光度计测定2种混凝剂中Al的形态(表1)。结果表明，AlCl3中主要的铝形态为Ala，而Al13中主要铝形态为Alb。
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1)模拟水样配置。取10.0 g HA粉末分散于1 L超纯水中，加入0.4 g NaOH不断搅拌至HA溶解。持续搅拌5 h后，用0.45 μm滤膜过滤。利用总有机碳分析仪确定储备液的溶解性有机碳(DOC) 质量浓度，为2 791.7 mg·L−1。定量加入去离子水，将储备液稀释至DOC为2 000.0 mg·L−1，即可得HA储备液。将NaF药品置于110 ℃的烘箱中干燥4 h后，精确称量并配置成含氟离子浓度为1.0 g·L−1的NaF储备液。在超纯水中引入NaF储备液，将氟离子质量浓度确定为8.0 mg·L−1。再加入不同浓度HA储备液，制成6种模拟水样，DOC值分别为0、5、10、20、35和50 mg·L−1。上述6种水样中，均需加入10.0 mmol·L−1 NaNO3和4.0 mmol·L−1 NaHCO3溶液以调节离子强度和碱度。最终，利用0.1 mol·L−1的HCl和NaOH溶液调节水样pH至8.0。
2)混凝实验。室温下使用搅拌仪进行混凝实验。在添加混凝剂之前，首先将500 mL模拟水样以250 rpm的速度搅拌30 s。投加药剂后，以200 r·min−1的转速搅拌90 s充分混合。测试样品Zeta电位3次并取平均值。降低搅拌速度至40 r·min−1，慢搅10 min令絮体生长。沉降30 min后，利用0.45 μm滤膜对上清液进行过滤，对渗出液中氟化物质量浓度、DOC值和余铝质量浓度进行测定。
3)动态吸附实验。通过动态吸附实验探究氟离子、有机物和Al13三者之间的作用顺序。在无氟HA溶液中，投加一定量的Al13和AlCl3。选择最佳药剂投加量和相应原水中有机物浓度，反应开始后，首先通过10 min慢速搅拌，令HA絮体生长。随后加入NaF溶液，令体系中氟化物质量浓度达到8 mg·L−1。此时，氟离子的吸附作用和三元络合共沉淀作用开始发生。慢速搅拌10 min，让反应充分进行。在随后的30 min内，静置水样令絮体充分沉降。自加入NaF起，在实验进行的40 min以内，以一定的时间间隔自烧杯中取液面下2 cm处水样，经0.45 μm滤膜迅速过滤后，采用离子选择电极对氟离子浓度进行实时监控。
4)样品分析与测试。沉后水中的氟化物浓度通过离子选择电极进行测试，余铝则通过电感耦合等离子体发射光谱法确定。本研究采用ESI-TOF-MS对混凝剂和沉后水中铝形态以及铝氟络合物进行分析。所有ESI-TOF-MS数据均在正离子模式下扫描。具体测试条件为：毛细管电压3.5 kV，样品锥电压90 V(40、70和150 V)，抽锥电压5 V，源温度120 ℃，脱溶剂温度150 ℃，氮气流速300 L·h−1，进样流速10 μL·min−1，质谱扫描范围50~1 000，使用甲酸钠对谱图进行位移校正，在测试过程中利用亮氨酸-脑啡肽溶液进行实时校准[25]。
在中性(pH=7.0)和碱性(pH=8.0)的初始酸碱度条件下，经过混凝程序和沉降后，混凝剂水解产物(无氟)和絮体(有氟)聚集在烧杯底部。经离心后，将产物冷冻干燥，用于后续分析。利用傅立叶变换红外光谱仪和X射线光电子能谱仪对水解产物和絮体化学成分进行分析。
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1) Al13混凝效果的影响分析。图1反映了HA对Al13混凝的影响作用。由图1(a)可知，投加Al13所得沉后水中，氟离子浓度随Al13投加量的增加先降后升，并在投加量为40 mg·L−1时达到最优除氟效果。向水体中加入HA，出水氟离子浓度随投加量增加持续降低。由图1(b)可见，在高投加量的混凝剂下，HA对Al13混凝除氟有促进作用，最优除氟率在90%以上，而在投加量低时表现出的则是抑制作用。图1(c)反映了混凝过程中Al13的消耗量的变化情况。各体系下混凝剂消耗量基本等于投加量，可以得出出水中的余铝浓度均较低，尤其是在含HA的体系中，在各投加量下余铝浓度始终接近斜率为1的直线。值得注意的是，Al13在处理纯氟水后残留余铝浓度较高，这是因为HA的引入会消耗掉过量的混凝剂，从而降低余铝残留。
图1(d)为各投加量下的Zeta电位。未投加混凝剂的纯氟水电位接近于0，在Al13混凝作用发生后，电位随投加量增加先升高后趋稳。这是因为HA携带负电荷，因此，体系的Zeta电位降低。在较高HA浓度的含氟废水中，加入Al13后Zeta电位首先出现下降趋势，这是由于体系中原本分散的HA在Al13的电中和作用下逐渐聚集成微絮体，令仪器产生较强的信号响应，随着投加量的增加，Zeta电位在达到最低点后，呈现出稳定上升的态势。图1(f)所示为各体系下的出水pH随投加量变化曲线。纯氟水中投加60 mg·L−1 Al13混凝处理后，pH从8.0降低到7.0左右。总体而言，氟离子和有机物混合废水中HA浓度越高，出水pH下降幅度越小，这是由于大部分混凝剂与污染物发生反应，只有少量发生水解反应产生氢离子。
2) AlCl3混凝效果的影响分析。图2反映了在不同HA浓度的含氟废水中AlCl3的混凝表现。如图2(a)和图2(b)所示，随着AlCl3投加量的增加，除氟率表现出先增后降的趋势。HA对除氟率的优化作用较小，仅当投加量超过30 mg·L−1时表现出一定的促进作用。AlCl3药剂消耗情况如图2(c)所示。在纯氟水中，AlCl3消耗量始终低于5 mg·L−1，说明出水余铝浓度较高。而在有HA共存的混合废水中，AlCl3的消耗量相对更高，且HA浓度越高消耗量越大。然而在高投加量下，AlCl3消耗量呈现下降趋势。究其原因，可能是高投量下水体pH的改变干扰了各铝形态与污染物的结合，导致药剂以余铝的形式继续存在于出水中。
图2(d)为AlCl3混凝过程中Zeta电位随药剂投加量的变化情况。随AlCl3投加量的增加，混合废水中Zeta电位先降后升，与Al13体系下的趋势较为接近，而纯氟水中Zeta电位则先上升后微弱下降。AlCl3作用下各模拟水中的有机物去除情况如图2(e)所示。与氟化物去除率相似，体系的DOC值也经历了先下降后上升的趋势。由图2(f)可知，AlCl3对水体的酸化效应较Al13更为明显。结合图2(a)和图2(b)的变化趋势，发现在AlCl3投加量超过30 mg·L−1后，pH低于6.0，会对抑制混凝过程，氟化物和HA的去除率均有所下降。这是因为AlCl3的混凝主要是由表面吸附和卷扫完成的，其工作最佳pH为6.0~7.0，此时铝溶解度最小，相应的有最大量无定形的Al(OH)3卷扫絮凝，因此，在该pH范围内混凝剂的去除效率较高[26-27]。
3) AlCl3和Al13混凝效果比较分析。通过AlCl3和Al13在不同HA浓度的含氟废水中的混凝表现，可以总结得出共性规律：纯氟水中的除氟率随投加量增加，先升高后下降；较高的混凝剂投加量下，共存的HA组分促进混凝除氟，而在低药剂投加量下则抑制了除氟作用；另外，由于HA的存在，在低投加量下产生的絮体，会导致体系Zeta电位的下降，随着投加量的进一步升高，电位呈现稳定上升趋势。然而，由于两种药剂的聚合度、分子量和水解特性存在较大区别，二者在不同HA浓度的含氟废水中的混凝表现也有较大差异。相比于AlCl3而言，Al13混凝伴随着较低的余铝浓度，也即预聚合的Al13更大程度上参与了与污染物的反应，随污染物一同聚集、沉降进入絮体中[28]；另外，投加AlCl3对pH影响较大，如投加60 mg·L−1的AlCl3，会使pH从8.0下降到4.7左右，而投加Al13时，pH能稳定维持在中、碱性条件；Al13作用下的DOC值随投加量的增加呈现出相对稳定的降低趋势，而在AlCl3作用下，该趋势会在高投加量下发生明显上升；最后，在一定腐殖酸浓度和混凝剂投加量下，AlCl3和Al13二者均存在着最优促进除氟的作用区间，也即在特定条件下，混凝剂在复合污染水中达到了优于纯氟水中的混凝除氟表现。对于AlCl3而言，这一最优促进除氟作用区间存在于高DOC值下，即较高的HA对除氟效果的促进效应相对明显；而对于Al13而言，该作用区间存在于低DOC值下，也即HA浓度越低则越能促进氟离子的混凝去除。
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为了探究除氟率、DOC去除率和其他水质参数之间的关系，采用相关分析对其投加混凝剂后的水质指标进行综合解析。由表2可知，在无HA时，氟化物去除率与Al13投加量和消耗量都呈现出显著正相关关系，说明在实验涉及的Al13投加量范围下，药剂能够充分地在水体中发挥除氟作用。此外，氟化物去除率与体系Zeta电位也呈现显著的正相关关系，且该相关性在0.1水平显著，这证实了带正电的水解产物或絮体对溶解态氟离子实现了去除。当在水体系中引入低质量浓度的HA(5 mg·L−1 DOC)，HA的去除率与混凝剂消耗量并无显著相关关系，说明体系中的HA未对投加的混凝剂产生额外消耗。另外结合图1(e)可知，这一浓度的HA在较低投加量下就能够得以稳定去除，而在此水质状况下，氟化物去除率仍然维持在较高水平，且氟化物去除率仍与混凝剂消耗量呈显著正相关(在0.05水平显著)，这表示低浓度HA并没有对氟化物的混凝去除产生较大干扰。并且当模拟水中的DOC值增加到10 mg·L−1，氟化物去除率仍然与混凝剂消耗量和Zeta电位呈现显著正相关关系。较高的相关性进一步证实了低浓度的HA和氟的竞争作用相对较小。
当原水中DOC值增加到20 mg·L−1，DOC去除率开始与混凝消耗量呈现正相关，且这一相关性在0.1水平显著，这说明体系中的HA对氟的去除产生了竞争效应。值得注意的是，此时氟化物和HA去除率在0.1水平上同样存在着正相关关系。由此可以推测得出，除竞争关系之外，两种污染物之间还存在着协同去除的关系，这一协同关系的内在机制可能是Al13-HA-F的三元络合作用。当DOC值增加到35 mg·L−1，HA和氟化物去除率的正相关关系显著性进一步增加，正相关关系在0.05水平上显著。另外，两种污染物的去除率均与混凝剂消耗量呈现显著正相关。进一步增加DOC值到50 mg·L−1，HA去除率与混凝剂投加量、消耗量以及氟化物去除率都继续保持显著正相关关系。
如图3所示，随共存有机物浓度上升，氟化物去除率与Zeta电位始终存在较为显著的相关关系。这一相关关系进一步证实，Al13主要依靠预制分子与氟化物的共沉淀作用，与氟离子生成固相态微絮体(铝氟共沉淀)，再经过静沉离开水相。然而，随着体系中HA浓度的增加，这一相关系数呈现下降趋势，这意味着体系中存在其他作用机制促进了氟化物的去除。另外，由于HA分子携带负电荷，其与铝氟共沉淀结合之后，会降低絮体表面的正电荷密度，进而对Zeta电位以及相关系数产生影响。值得注意的是，对比纯氟水与DOC值为5 mg·L−1的混合废水，Zeta电位与氟化物去除率的相关系数从0.863升高到0.947，这说明HA的引入有促进成核和絮体形成的作用。图3(b)反映了不同模拟水中的氟化物去除率与DOC去除率相关系数的变化情况。DOC值在0~50 mg·L−1内，2种污染物的去除率相关系数随着有机物浓度的升高而升高，说明2种污染物的去除逐渐趋于同步，三元络合作用逐渐占据主导作用。
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图4(a)以Al13在纯氟水中的混凝除氟表现为基准(赋值为0)，反映了DOC值对Al13除氟率的影响。可以发现，混凝剂在高投加量时，HA对除氟有促进作用，但在低投加量下存在抑制作用。也就是说，该体系中存在着三元络合作用，从而促进氟化物被Al13混凝去除。同时，HA的存在使得混凝剂被额外消耗，进而对氟化物的混凝去除产生干扰。图4(b)所示则为不同HA浓度的含氟废水在不同Al13投加量下出水紫外吸光度(SUVA)情况。当DOC值越低，Al13投加量越大时则SUVA较低。对比图4(a)与图4(b)后，可以发现在三元络合作用最为显著的反应条件下沉后水的SUVA值最低，水体中的疏水性组分最大程度地参与了混凝沉淀反应，促进了氟化物的去除。因而可以初步判断，参与三元络合的最关键组分就是有机物中的疏水性组分。
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图5反映了2种混凝剂作用时上清液中氟离子浓度随反应时间的变化情况。AlCl3在无氟离子时就可以与HA形成肉眼可见且稳定的絮体，而在引入氟离子后，能对其进行有效吸附，氟离子浓度迅速达到相对平衡；然而，Al13在无氟离子时无法与HA形成明显的絮体，直到向体系中引入NaF后，才引发反应产生絮体。这一现象证实了Al13作用体系下三元络合作用的存在。另外，不同于AlCl3絮体的快速吸附作用， Al13作用下的氟离子浓度下降速度缓慢，且直到40 min结束时仍然呈现出浓度下降趋势，从而进一步支持了三元络合和沉淀作用的存在。虽然Al13组的氟化物浓度下降速度较慢，但从去除效果来看，水中的氟离子浓度水平在经过10 min的慢速搅拌和30 min的静沉后相对AlCl3组更低，即Al13在三元络合沉淀作用主导下体现出更优的除氟效果。
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图6为在pH=8.0条件下的Al13水解产物及其在纯氟水与混合废水中絮体的红外光谱图。药剂投加量固定为50 mg·L−1，混合废水中初始DOC值为5 mg·L−1。从谱图对比中可以明显看出，相较于水解产物和含氟絮体，混合废水中对应絮体的红外谱峰更为复杂，在1 400~1 875 cm−1内分布有若干个尖峰。HA作为由长链脂族结构链接多个芳香环而形成的大分子物质，其分子结构中存在大量羧基和羟基活性官能团[29-30]。因此，当其参与絮体的形成，必然在红外谱图中显示出复杂而丰富的吸收峰响应。已有研究表明，氟离子的存在会促进Al13与HA中酚羟基的络合，从而促进HA被Al13混凝去除，这也解释了特定条件下氟离子引发三元络合及絮体产生的这一实验现象[31-32]。在1 378 cm−1处，在体系中引入HA之后，该位置原有的峰与代表酚羟基弯曲振动的峰发生重合，使原本较为平缓的吸收峰变得更为尖锐[33-34]。另外，由于该官能团参与了与金属混凝剂的络合，其化学位置的改变也致使代表酚羟基的这一峰向低波数处进行位移。
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1)在纯氟水中，随着AlCl3和Al13投加量增加，除氟率均先升后降。而在不同HA浓度的含氟废水中，AlCl3和Al13均存在促进除氟的作用区间，但Al13比AlCl3有更好的除氟效果(在混凝剂质量浓度超过35 mg·L−1后)、更低的余铝浓度和更轻微的pH影响。当DOC为5 mg·L−1、Al13的质量浓度为60 mg·L−1时，其最优除氟率可达88.8%。而在DOC值为35 mg·L−1，混凝剂投加质量浓度为35 mg·L−1时，AlCl3的除氟率最优，为75%。
2)有机物存在下，Al13的除氟内在机制为Al13-HA-F的三元络合作用，HA的引入可促进成核和絮体形成。而SUVA值与动态吸附实验分析结果表明，参与Al-HA-F三元络合产物形成的主要是有机物中疏水性组分。
3)除氟效果是有机物的竞争作用与三元络合促进作用的动态平衡结果，并且氟离子的存在能够促进HA中酚羟基与Al13的络合，促进HA被Al13混凝去除。
AlCl3与Al13对不同HA浓度含氟废水的处理效果及作用机理
Treatment effect and mechanism of treatment of fluorine-containing wastewater with different HA concentrations by AlCl3 and Al13
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摘要: 混凝是一种重要的除氟工艺。以不同腐殖质(HA)浓度的含氟废水为研究对象，对比高正电性分子[AlO4Al12(OH)24(H2O)12]7+(Al13)和氯化铝(AlCl3)2种不同形态混凝剂的除氟效果。结果表明，在纯氟水中，增加混凝剂投加量，除氟率均为先升高后下降，而在HA存在的条件时，混凝剂的除氟效果是氟和有机物的竞争作用与三元络合促进作用在动态平衡下的结果。氟离子和有机物混合废水中的氟离子能够促使有机质中酚羟基与Al13的络合。Al13在混凝过程中会形成三元络合物，促使氟离子脱离水相，因此，除氟效果更好。当溶解性有机碳质量浓度为5 mg·L−1时，Al13的最高除氟率可达88.8%。Abstract: Coagulation is an important fluoride removal process. In this study, fluorine-containing wastewater with different HA concentrations was taken as the research object, and the fluoride removal effects by high positive molecular [AlO4Al12(OH)24(H2O)12]7+ (Al13) and aluminum chloride (AlCl3) were compared. The results showed that in pure fluorine water, with the increase of coagulant dosage, the fluoride removal rate increased at first and then decreased; while in the presence of HA, the fluoride removal effect of coagulants was the result of the competition between fluorine and organic matter and the promotion of ternary complexation under dynamic equilibrium. The fluoride ion in the mixed wastewater of fluoride ion and organic matter could promote the complexation of phenolic hydroxyl groups in organic matter with Al13. In the process of coagulation, Al13 could form a ternary complex to promote the separation of fluoride from the aqueous phase, so it had a better fluoride removal effect. When the mass concentration of dissolved organic carbon was 5 mg·L-1, the highest fluoride removal rate of Al13 reached 88.8%.
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Key words:
- AlCl3 /
- Al13 /
- mixed wastewater /
- coagulation /
- defluorination
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锑是元素周期表第五周期中的一种类金属元素，其在环境中广泛存在。锑及其化合物会引起肝脏、皮肤、呼吸系统和心血管系统疾病[1-2]，已被美国环境保护署(USEPA)[3]及欧盟[4]列为优先控制污染物。此外，国际癌症研究机构(IARC)认为三氧化二锑可能对人类有致癌作用[5]。随着锑开采和应用相关的人为活动（例如采矿、冶炼矿石、燃烧煤炭、废弹药以及各类产品(如阻燃剂、合金、半导体、塑料)的生产使用）干扰加剧，锑污染日益严重[6-10]。中国拥有丰富的锑资源，是世界上最大的锑生产国，约占全球锑总产量的90%[11]，在全球锑排放中也扮演着重要角色。近些年来，锑污染事件在中国时有发生，对人们的健康安全造成了极大的威胁[12]。
受锑污染的水体中锑浓度可高达几千到几万微克每升[13]。水环境中的锑可被动植物富集，继而通过食物链在人体内积累，危害人类健康[14]。水产品是居民，尤其沿海城市居民日常膳食的重要组成部分，现阶段有关中国水产品中的锑研究仍十分有限，仅对烟台海产品和湖南水产品中锑有报道[15-19]。
为更全面地了解中国沿海城市水产品中锑的赋存特征及其食用风险，本研究对中国8个典型沿海城市(盐城市、杭州市、舟山市、宁波市、台州市、温州市、福州市、深圳市)市售水产品中锑含量进行了检测，基于每日摄入评估量(EDI)及目标危害系数(THQ)对通过食用水产品摄入锑引起的潜在健康风险进行了评估，并根据各类水产品对THQ的贡献为中国沿海城市居民提供了水产品消费建议。
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 样品采集和预处理
2019年2月至2020年5月，从中国8个典型沿海城市的当地菜市场共采集了124个水产品样品（盐城市：鱼类10个，贝类10个，虾1个；杭州市：鱼类16个，贝类7个，虾1个；舟山市：鱼类4个，贝类10个，虾1个；宁波市：鱼类4个，贝类7个，虾1个；台州市：鱼类2个，贝类4个，虾1个；温州市：鱼类4个，贝类8个，虾1个；福州市：鱼类6个，贝类12个，虾1个；深圳市：鱼类4个，贝类8个，虾1个）。针对每一个鱼类或贝类及虾类样品，采购1—3条或1.5 kg左右的量。采集的水产品运送至实验室后，测量样品长度，对于每个采样点的每一种虾类及贝类样品，随机各取8个进行长度测量，取平均值。用纯水清洗去除水产品表面泥沙等杂质，沥干后取贝类的可食用部分、鱼肉或虾肉，经冷冻干燥后，用研磨机研磨混匀，储存于−20℃冰箱。冷冻干燥前后称量样品重量以计算样品水分。样品脂肪含量根据中国食品安全国家标准（GB5009.6—2016）食品中脂肪的测定方法[20]进行测定。对部分鱼类的其他部位(肝脏、鱼鳃、鱼皮、鱼籽)进行同样处理，用于锑在鱼体内的累积分布特征研究。
1.2 分析方法
根据中国食品安全国家标准（GB5009.137—2016）食品中锑的测定方法[21]进行水产品中锑的测定。具体步骤：称取0.2—0.5 g冷干样品于微波消解罐中，加入5 mL硝酸、1 mL过氧化氢后进行微波消解。冷却后，加入20 mL水，加热赶酸至0.5—1 mL，将消化液转移至10 mL容量瓶中，用纯水定容至刻度。随后，取5 mL消化液，加入1 mL盐酸(30%，V/V)和1 mL预还原剂(10% (M/V)硫脲+10% (M/V)抗坏血酸)，稀释定容至10 mL。静置30 min后使用原子荧光光谱仪(AFS-9750，北京海光仪器有限公司)检测。
1.3 质量保证与质量控制
国家标准物质，扇贝成分分析标准物质(GBW10024)，购于中国计量科学研究院，用于确保检测方法的准确性。通过上述分析方法测定的扇贝标准物质中锑含量为(16.1±1.32)ng·g−1，接近其参考值14 ng·g−1。另外对样品进行加标回收实验，100—200 ng·g−1加标水平下，锑的加标回收率在85%—98%范围内。水产品中锑的检出限（以3倍信噪比计）为0.13 ng·g−1。在每批样品分析过程中，均增设了国家标准物质、平行样、加标回收及对照空白分析。所有数据均扣除空白。所有样品测定值的相对标准偏差值（RSDn = 3）均小于10%。
1.4 健康风险评价
为评估通过食用水产品摄入锑对人体健康产生的潜在风险，对每日摄入评估量(Estimated daily intake EDI, μg·kg−1·d−1)进行了计算，计算公式如式(1):
EDI=∑(C×IR)×10−3/BW (1) 式中，C表示水产品中的锑含量(ng·g−1)，IR表示水产品的每日摄入量(g·d−1)，BW表示人体平均体重(kg)，以60 kg作为成人平均体重。不同人群的水产品摄入量差异较大，本文综合2020年中国统计年鉴[22]、中国膳食指南[23]以及Gulkowska等的研究[24]，将IR分为一般摄入量（47.7—75.6 g·d−1）、推荐摄入量（75 g·d−1）、高摄入量（235 g·d−1），并将Gulkowska等研究[24]中不同类型水产摄入量占比(鱼类、贝类和虾的占比分别为44.7%、32.3%、23.0%)应用于上述3种摄入量，以进行更准确的评估。
采用目标危害系数(Target hazard quotient, THQ)评估锑暴露的非致癌风险。如果THQ<1，表明评估项目对居民没有明显的健康风险。如果THQ≥1，则评估项目对人体存在有潜在的健康风险，应采取防护措施。THQ越高意味着经历长期非致癌性危害的可能性越高。THQ计算公式如式(2)。
THQ=∑(C×IR)×EF×ED×10−3/(RfD×BW×TA) (2) 式中，EF为暴露频率(365 d·a−1)，ED为总暴露时间(70 a)，RfD为口服参考剂量，TA为非致癌物的平均接触时间(ED×365 d·a−1)。美国环境保护署(USEPA)规定锑的口服参考剂量为0.4 μg·kg−1·d−1[25]。
1.5 数据统计分析
采用SPSS 18.0软件对实验数据进行统计分析。Kolmogorov–Smirnov检验表明，目标数据不符合正态分布。因此，采用Kruskal–Wallis H检验来评估锑含量在城市或物种间的显著差异性。当锑含量存在显著差异时，使用Mann-Whitney U检验来确定组间的差异。使用Spearman相关性分析探讨锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)的关系，当P<0.05时，差异具有统计学意义。本文中样品的锑含量均以湿重计。样品中目标物含量低于检出限时，以0代替，便于数据统计分析。
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 水产品中的锑含量
采自国内8个典型沿海城市的124份市售水产品样品中锑的检出率为64.5%，其含量范围为<0.13—37.8 ng·g−1（平均值5.70 ng·g−1，中位值2.89 ng·g−1），远低于中国香港食物掺杂(金属杂质含量)规例标准(锑的最高限量值为1000 ng·g−1)[26]，表明中国沿海城市水产品污染程度低。山东烟台市水产品锑的检测结果同样也表明该沿海城市海产品中未出现锑污染[15]。现阶段国内外对于水产品中锑污染情况的其他研究主要集中在矿区[6-7, 27-30]，这些地区锑污染严重，例如湖南锡矿山，作为世界上储量最大的锑矿，当地鱼体中锑平均含量则达15 ng·g−1（59.8 ng·g−1干重，以75%含水率换算）[6]，受采矿污染的南非Olifants河中鱼体内锑的最高含量更是高达28600 ng·g−1 [29]，远远高于本次研究鱼体中锑的最高含量（7.40 ng·g−1）。
不同城市市售水产品中锑含量分布如图1a所示，其平均含量由高到低排序为舟山市(12.7 ng·g−1)、宁波市(10.2 ng·g−1)、温州市(6.94 ng·g−1)、深圳市(6.84 ng·g−1)、盐城市(3.59 ng·g−1)、福州市(3.21 ng·g−1)、台州市(2.42 ng·g−1)、杭州市(2.27 ng·g−1)。经Kruskal–Wallis H检验发现各个城市之间水产品中的锑含量并无显著差异(P<0.05)，这与之前关于这些地区水产品中汞和硒的研究结论一致[31]，这一现象可归因于多种因素，包括：(1)研究中的采样城市主要集中在中国东部；(2)市场所售的水产品多为人工养殖产品，其生长时间较短，对于污染物的累积时间较少；(3)沿海海洋系统中的锑含量被海流均匀化；(4)一些水生生物对锑的积累能力较弱，即使采样地点受到人为污染，生物体中的锑浓度也可能很低[14]。
图 1 (a)中国八个沿海城市水产品中和(b)三类水产品（鱼、贝类及虾）中的锑含量Figure 1. Concentrations of Sb (a) in aquatic products from eight coastal cities in China, and (b) in three categories (fish, shellfish and shrimp)不同类别水产品中锑的赋存具有明显差异。锑在贝类和虾中的检出率分别达98.5%和87.5%，而鱼中检出率仅为16.0%。鱼肉中锑的含量(平均0.57 ng·g−1)明显低于贝类(9.40 ng·g−1)和虾(7.30 ng·g−1)(图1b)，这可能与不同生物的锑积累转化能力、生活习性及栖息环境有关。现阶段对此研究较少，有研究指出锑的毒理作用及生物行为与砷相似[6, 32]。贝类对于砷的同化吸收能力要比鱼类强[33-34]，推测贝类对于锑的同化吸收能力也可能比鱼类强。底栖生物对锑的累积能力比浮游生物强[18]，贝类大多栖息于水底沉积物中，沉积物通常沉积了大量重金属和类金属，贝类更容易通过接触沉积物富集锑。在贝类中，腹足类的锑含量(平均值13.5 ng·g−1)高于双壳类(8.57 ng·g−1)，可能是由于腹足类通常以藻类及双壳类为食。
为揭示个体对水产品中锑累积的影响，本研究对锑含量与个体身体特征(长度、重量、水分和脂肪含量)进行了Spearman相关性分析。如图2所示，仅在贝类脂含量与锑含量之间存在有明显的负相关性(y=−1.5856x+15.9793, N=66, R2=0.12, P<0.05)，并未发现锑含量和其他身体特征之间存在显著相关性，说明个体身体特征对水产品中锑积累的影响较小。
图 2 水产品样品个体身体特征与锑含量之间的相关性(NS表示无显著相关性)Figure 2. Relationship between individual body characteristics and concentrations of Sb in the aquatic product samples2.2 鱼体不同部位中的锑含量
由于生物体不同部位对金属的吸收、调节、储存、生物转化和排泄作用不同，锑在鱼体不同器官或组织中的分布具有差异性。如表1所示，在大多数样品中，鱼鳃中锑的检出率和含量较高，其后是肝脏和肌肉，鱼皮和鱼籽中锑均无检出。这一结果与先前的研究结果一致[6, 19]。鱼鳃中的锑含量高于其他器官，这可能与鱼鳃的离子调节作用有关。由于鱼鳃组织表面积大，含有大量的主动运输泵，可从外部水环境运输离子进来，同时鳃组织可以分泌黏液，是捕获金属的结合点。此外，鱼鳃具有排泄作用，会导致更多的锑被转运至鱼鳃中[19]。关于砷、铜等金属的研究发现，当经由食物暴露途径时，鱼鳃中的金属浓度通常低于其他器官[35-36]。在本研究中，鱼鳃中的锑浓度较高，而包括肝脏在内的其他器官中的锑含量很低（大多低于检出限），暗示着所研究鱼摄入锑的主要途径并非食物暴露途径，鱼体中锑主要来源于水体中锑。
表 1 中国市售鱼体不同部位中的锑含量Table 1. Concentrations of Sb in different parts of the marketed aquatic products in China品种Species 部位Parts 锑含量/(ng·g−1)Sb concentrations 品种Species 部位Parts 锑含量/(ng·g−1)Sb concentrations 罗非鱼 肌肉 ND. a 昂刺鱼 肌肉 ND. 肝脏 2.47 肝脏 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼鳃 14.7 鱼鳃 35.3 珍珠斑 肌肉 ND. 鮰鱼 肌肉 1.60 肝脏 ND. 肝脏 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼鳃 3.77 鱼鳃 14.3 桂鱼 肌肉 ND. 龙头鱼 肌肉 ND. 肝脏 1.84 肝脏 2.37 鱼皮 ND. 鲫鱼 肌肉 ND. 鱼鳃 25.9 鱼皮 ND. 鳊鱼 肌肉 ND. 鱼籽 ND. 肝脏 7.32 黄鱼 肌肉 ND. 鱼皮 ND. 鱼皮 ND. 鱼籽 ND. 鱼籽 ND. a ND (not detected) 表示未检出. | Show Table
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2.3 食用风险评价
中国8个沿海城市居民锑的平均EDI、 THQ、及鱼类、贝类和虾对THQ的相对贡献占比见图3。3种水产品食用水平下采样城市居民锑的平均EDI分别为0.002—0.014、0.002—0.017、0.006—0.053 μg·kg−1·d−1，远低于由美国环境保护署规定的锑口服参考剂量(0.4 μg·kg−1·d−1)。同时，各个城市居民在3种消费模式下的THQ均小于1。该结果表明，即使是水产品高摄入人群，例如渔民，通过水产品消费所产生的锑暴露风险也可以忽略不计，人体健康不会受到危害。在绝大多数采样城市中，贝类食用是通过水产品摄入锑的THQ主要贡献来源，占比达到39.4%—88.4%，鱼和虾的占比分别在0.4%—13.7%和2.71%—55.2%范围内。因此，在考虑减少通过食用水产品摄入的锑时，可优先减少贝类的食用量。总体而言，对于中国沿海城市居民来说，水产品中锑污染水平处于安全限值以内，可以放心食用，不必担心水产品中的锑暴露风险。
图 3 一般、推荐、高的水产品食用水平下，中国八个沿海城市居民锑的(a)平均每日摄入评估量(EDI)、(b)目标危害系数(THQ)、及(c)鱼类、贝类和虾的THQ贡献比例Figure 3. (a) Mean estimated daily intake (EDI), (b)target hazard quotient (THQ) of Sb from aquatic product consumption for residents in sampling cities in China under general, recommend and high intake consumption scenarios, and (b) relative contributions of fish, shellfish and shrimp to the THQ3. 结论(Conclusion)
本研究分析了中国8个典型沿海城市市售水产品中锑的分布特征及其食用风险。虽然在大多数市售水产品中能够检测到锑，但锑含量普遍较低。与空间区域因素及个体体征相比，物种、生活习性及栖息环境对水产品锑的积累起着更重要的作用。鱼鳃中锑含量较高，说明鱼鳃是鱼类累积锑的主要器官，同时暗示食物暴露并非鱼体摄入锑的主要途径。健康风险评估结果表明，所采样地区居民食用水产品所导致的锑暴露风险可以忽略不计。尽管如此，考虑到锑被广泛应用于各种工业行业，所造成的环境污染越来越严重，仍需要持续关注水产品中锑含量变化以防控相关健康风险。
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图 1 HA存在对不同Al13投加量下出水指标影响分析
Figure 1. Analysis of the influence of HA on effluent index at different Al13 dosages
图 2 HA存在对不同AlCl3投加量下出水指标影响分析
Figure 2. Analysis of the influence of HA on effluent index at different AlCl3 dosages
图 3 氟化物去除率与Zeta电位及DOC去除率的相关系数随初始DOC值变化情况
Figure 3. The correlation coefficients between fluoride removal rate and Zeta potential, fluoride removal rate and DOC removal rate as a function of the initial DOC value
图 4 不同Al13投加量和模拟水水质状况下氟化物去除率和SUVA值
Figure 4. The fluoride removal rate and SUVA value at different Al13 dosages and simulated water quality
图 5 动态吸附实验过程中上清液氟离子浓度随反应时间变化情况
Figure 5. The variation of fluoride concentration in supernatant with the reaction time during the dynamic adsorption experiment
图 6 Al13水解产物及含氟絮体红外谱图
Figure 6. FTIR spectra of hydrolysate of Al13 and fluoride-containing flocs
表 1 混凝剂的Al形态分布
Table 1. Al species of the coagulants used in this study
Al形态 Ala/% Alb/% Alc/% AlCl3 95.59 3.87 0.54 Al13 3.11 94.32 2.57
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表 2 不同DOC值下除氟率与DOC去除率与各水质参数相关分析
Table 2. Correlation analysis of fluoride removal rate and DOC removal rate with water quality parameters at different DOC values
DOC /(mg·L−1) 种类 Al13投加量 Zeta电位 余铝 铝消耗量 0 除氟率 0.869* 0.863* 0.674 0.891** DOC去除率 — — — — 5 除氟率 0.987** 0.947** 0.229 0.966** DOC去除率 -0.038 0.297 0.842 -0.147 10 除氟率 0.993** 0.875** 0.933** 0.993** DOC去除率 0.607 0.384 0.819* 0.598 20 除氟率 0.997** 0.858* 0.624 0.998** DOC去除率 0.811* 0.623 0.639 0.805* 35 除氟率 0.979** 0.820* 0.666 0.984** DOC去除率 0.892** 0.654 0.709 0.891** 50 除氟率 0.985** 0.773* 0.701 0.989** DOC去除率 0.924** 0.635 0.709 0.925** 注：*相关性在0.05水平显著,**相关性在0.1水平显著。
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