基于PAF和ICLR模型的大气多环芳烃人体暴露肺癌风险评价：以合肥市为例

夏琳琳; 王建兵; 黄颖珊; 王儒威

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022090501

基于PAF和ICLR模型的大气多环芳烃人体暴露肺癌风险评价：以合肥市为例

1.
广东工业大学生态环境与资源学院，大湾区城市环境安全与绿色发展教育部重点实验室，广州，510006
2.
中国科学院土壤环境与污染修复重点实验室，南京土壤研究所，南京，210008
3.
暨南大学环境学院，广州，511443

通讯作者: E-mail：wangruwei@jnu.edu.cn

基金项目:
国家自然科学基金（41807492, 41773099）和广州市科技计划项目（202201010730）资助.

Lung cancer risk assessment of the exposure to atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons based on population attributable fraction and incremental lifetime cancer risk models: A case study in Hefei

1.
School of Ecological Environment and Resources, Guangdong University of Technology, State Key Laboratory for Urban Environmental Safety and Green Development of Dawan District, Ministry of Education , Guangzhou, 510006, China
2.
State Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Chinese Academy of Sciences, Nanjing Institute of Soil Research, Nanjing, 210008, China
3.
School of Environment, Jinan University, Guangzhou, 511443, China

Corresponding author: WANG Ruwei, wangruwei@jnu.edu.cn

Fund Project: the National Natural Science Foundation of China (41807492, 41773099) and Funding by Science and Technology Projects in Guangzhou (202201010730).

摘要: 城市有机污染物排放引起的致癌风险是当前人群健康研究关注热点. 本研究以安徽省会合肥市为案例，以多环芳烃（PAHs）为研究对象，结合实地采样分析以及超额终生致癌风险模型（ILCR）和人群归因模型（PAF）对城市不同区域、季节、人群的致癌风险进行评估，并采用蒙特卡洛模型解析不同模型的致癌风险评估差异. 研究表明，合肥市大气PAHs暴露所引起的额外肺癌每百万人为9.47，ILCR与PAF模型模拟结果具有较好的一致性，而PAF模型的参数敏感性较高. 合肥城市PAHs的致癌风险的空间分布、季节变化以及人群分布都存在显著的空间异质性：城市中心道路交通高排放区和郊区农业活动强度大区域的致癌风险较高；秋冬PAHs的浓度水平较高导致较高致癌风险；室外活动频繁的成年人致癌风险高，儿童的风险易感性高. 因此，城市人群健康风险综合管控需要系统考虑不同污染排放源的分布差异.
- 多环芳烃(PAHs) /
- 人群归因模型 /
- 超额终生致癌风险 /
- 暴露肺癌风险
Abstract: The cancer risk caused by exposure to atmospheric organic pollutants in cities has raised increasing global concern. However, the spatial characteristics of the cancer risk in cities remain largely unknown because there are large differences in the distribution of pollution source and population density. In this study, we analyzed the 16 U.S. EPA priority polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the atmosphere in Hefei, the capital city of Anhui province, over one year period. We also estimated the lung cancer risk caused by exposure to atmospheric PAHs based on the population attributable fraction (PAF) and incremental lifetime cancer risk (ILCR) models. Results indicated that the average excess inhalation risk were 9.47 cancer cases per million people. The overall PAF value was 0.78‰, coinciding well with the ILCR value. The cancer risk at urban sites were noticeably higher than those at tourist area site and rural site. The cancer risk was higher in winter and autumn than those in summer and spring. Adults had higher risk of lung cancer than children and adolescents.
- polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) /
- exposure lung cancer risk /
- population attributable fraction (PAF) /
- incremental lifetime cancer risk (ILCR)
铬金属是我国《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点防控的重金属之一，在自然界中铬主要以三价铬Cr（Ⅲ）和六价铬Cr（Ⅵ）的形式存在. 三价铬Cr（Ⅲ）稳定、低毒，是动植物必需的微量元素之一，但是六价铬Cr（Ⅵ）具有致癌性和致畸性，可以通过食物链蓄积放大，引起人体多器官功能衰竭、坏死^{[1 − 3]}. 根据研究报道，铬污染在世界十大最具毒性的污染问题中排名第三，根据我国《生活饮用水卫生标准》，饮用水中Cr（Ⅵ）的最大可接受限值为0.05 mg L^{−1 [4]}. 目前常用的修复水中铬污染的方法主要有离子交换、过滤、电化学沉淀、活性炭吸附、生物修复、膜分离等，这些传统的去除方法效果差，成本较高、复杂，修复周期长^{[5 − 6]}，而纳米零价铁（nZVI）因其独特的物理化学性质、无毒和经济性，被认为是能够有效进行Cr（Ⅵ）治理和修复的材料^{[7 − 8]}. 纳米零价铁是一种粒径在1—100 nm的颗粒，具有比表面积大、吸附性和还原性强等特点，可用于环境中的Cr（Ⅵ）污染的治理和修复^{[9 − 11]}.

nZVI作为一种广被研究和使用的环境纳米材料，早期研究集中在其性能及应用方面，主要进行溶液反应动力学、去除负荷、简单固相表征等研究，而对nZVI使用过程中的转化和最终归趋等科学问题尚未解决^{[12 − 13]}. 研究纳米零价铁颗粒在水环境中的结构性质演变将有助了解nZVI去除重金属中的效能和环境归趋^[14]. 基于此，本课题组前期研究了纳米零价铁在Cr（Ⅵ）水相中的结构性能演变，发现初始的溶液pH、Cr（Ⅵ）浓度、反应时间等均对其结构性能演变产生影响^[15]. 研究复杂环境条件下nZVI在Cr（Ⅵ）水相中的晶相结构演变，同时探究其对其它污染物去除效能的影响，对于预测去除重金属之后的反应产物在环境中的赋存状态、最终迁移归趋等具有重要的意义.

本文主要研究了nZVI与不同浓度Cr（Ⅵ）（0—100 mg∙L⁻¹）在不同环境条件下的反应特性，探究初始pH（2、3、4、5、7、9、11）、无机阴离子（Cl⁻、CO₃²⁻、SO₄²⁻、NO₃⁻）、重金属离子（Co²⁺、Cd²⁺、Ni²⁺、Cu²⁺）共存条件下的Cr（Ⅵ）对nZVI晶相转化的影响. 采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES)跟踪反应中重金属离子浓度变化，X射线衍射仪（XRD）研究纳米零价铁在复杂环境条件中的晶相结构变化，扫描电子显微镜（SEM）、透射电子显微镜（TEM）、高分辨透射电镜的晶格衍射条纹、选区花样衍射对反应产物结构形貌、物相进行表征. 该研究为nZVI及其产物在环境中的迁移、转化、归趋等提供实验数据和理论支撑.

1.   材料与方法（Materials and methods）

1.1   实验材料及仪器

主要试剂：硼氢化钠（NaBH₄，分析纯）购自美国西格玛奥德里奇有限公司，六水合氯化铁（FeCl₃·6H₂O，分析纯）、无水乙醇（C₂H₅OH，分析纯）、重铬酸钾（K₂Cr₂O₇，优级纯）、氢氧化钠（NaOH，分析纯）、盐酸（HCl，分析纯）、微米零价铁（mZVI，分析纯）、纳米二氧化（nTiO₂，分析纯）、聚合硫酸铁（PFS，分析纯）均购于中国国药控股股份有限公司.

主要仪器：pH/ORP计（PHSJ-4A，上海仪电科学仪器股份有限公司）；电子天平（MS 105DU，梅特勒-托利多集团）；真空干燥箱（DZF-6020，上海精宏实验设备有限公司）；蠕动泵（YZ1515x，保定兰格恒流泵有限公司）；电动搅拌机（D2004W，上海司乐仪器有限公司）.

1.2   nZVI的制备

采用经典液相还原法^[16]将NaBH₄ （0.2 mol·L⁻¹）逐滴加至FeCl₃ （0.05 mol·L⁻¹）溶液中制备得到nZVI，滴加完后继续搅拌20 min，整个过程均通氮气，其反应方程式为：

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(1)$

新鲜制备得到的nZVI使用去离子水和无水乙醇各进行多次洗涤，之后低温（4℃）保存于无水乙醇中并测量固含量以备使用.

1.3   批次实验

纳米零价铁（nZVI）、微米零价铁（mZVI）、纳米二氧化钛（nTiO₂）、聚合硫酸铁（PFS）4种材料投加到模拟电镀废水中（38.4 mg∙L⁻¹）中反应2 h后，测定溶液中剩余铬的含量.

初始浓度为50、100、200 mg∙L⁻¹ Cr（Ⅵ）溶液中，分别投加0.5、1、2 g·L⁻¹的nZVI，搅拌、定时取样，反应完成后固液分离，固相物质保存在酒精中保存待测.

1 g∙L⁻¹ nZVI投加到Cr（Ⅵ）浓度分别为10、20、50、100 mg∙L⁻¹的Cr（Ⅵ）溶液，控制溶液初始pH为2—11，搅拌速率为310 r∙min⁻¹，反应至2、6 h时测量溶液中铬的剩余浓度，并分离出固体保存. 上述方法获得的nZVI与新鲜的nZVI用于去除浓度均为100 mg·L⁻¹的Cd²⁺、Cu²⁺废液，控制nZVI的投加量均为1 g·L⁻¹，分别反应1、6 h后，收集水样检测溶液中Cd²⁺、Cu²⁺含量.

配置10 mg·L⁻¹ Co²⁺、Cd²⁺、Ni²⁺、Cu²⁺与10、20、50、100 mg·L⁻¹ Cr（Ⅵ）的双金属溶液及20、50、200 mg·L⁻¹ SO₄²⁻、NO₃⁻、Cl⁻、CO₃²⁻与20 mg·L⁻¹ Cr（Ⅵ）的溶液，在500 mL烧杯中加入250 mL的混合溶液，投加1 g∙L⁻¹的nZVI，控制pH为5左右，搅拌速率为310 r∙min⁻¹，反应2 h后，取样分析.

1.4   材料分析和表征

采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES，Agilent 720ES）对水样中重金属含量进行测量. 将固体样品使用真空干燥箱（DZF-6020, 上海精宏实验设备有限公司）烘干后，采用扫描电子显微镜（SEM，TM3000，日本日立高新公司）、透射显微镜（TEM，EM-2100F，日本岛津公司）进行形貌结构分析.

X射线衍射仪（XRD, Bruker D8 Advance）对纳米零价铁的晶相结构进行分析，采用Cu Kα射线，LiF单色仪，测试电流在40 kV和40 mA条件下进行，扫描角度（2θ）为10°到90°，扫描速度10（°）·min⁻¹.

2.   结果与讨论（Results and discussion）

2.1   nZVI去除水中Cr（Ⅵ）的效能研究

为了比较不同水处理材料的去除效能，研究了nZVI、mZVI、nTiO₂、PFS对于Cr（Ⅵ）的去除效率. 水处理材料的投加量分别为1、4、10 g·L⁻¹，从图1a可以看出，nZVI具有比其他材料更高的去除效率，分别为88.0%、95.8%、98.4%，而mZVI对铬的去除率仅在10%—15%之间，其它两种材料去除效率更低. 因此nZVI是良好的重金属Cr（Ⅵ）的去除材料.

图 1 不同因素对铬去除效果的影响

Figure 1. Effects of different factors on chromium removal

（a）不同材料: nZVI、mZVI、nTiO₂、PFS）; 材料投加量: 1、4、10 g·L⁻¹; 铬初始浓度为38.4 mg·L⁻¹; （b） nZVI投加量: 0.5、1、2 g·L⁻¹; （c） Cr(Ⅵ）的初始浓度50、100、200 mg·L⁻¹; （d）溶液初始pH: 2—11

（a） different material: nZVI、mZVI、nTiO₂、PFS; dosage of materials: 1、4、10 g·L⁻¹; Initial chromium concentration: 38.4 mg·L⁻¹; （b） dosage of nZVI: 0.5、1、2 g·L⁻¹; （c） initial concentration of Cr（Ⅵ）: 50、100、200 mg·L⁻¹ ; （d） Initial pH of solution: 2—11

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改变nZVI投加量对铬去除效率的研究表明（图1b），当投加量为2 g·L⁻¹，反应10 min，溶液中的Cr(Ⅵ）完全去除，而投加量为1 g·L⁻¹的nZVI完全去除Cr(Ⅵ）需要20 min，0.5 g·L⁻¹的nZVI在20 min对Cr(Ⅵ）的去除率达到80%以上. 选择1 g·L⁻¹ nZVI为投加量进行后续实验.

探究不同的Cr(Ⅵ）初始浓度对其去除效果的影响，Cr(Ⅵ）的初始浓度分别为50、100、200 mg·L⁻¹，如图1c. 铬的初始浓度为50、100 mg·L⁻¹时，在200 min时nZVI对铬的去除率接近100%，而铬初始浓度为200 mg·L⁻¹时，去除效率只能达到60%左右. 铬的初始浓度越低，反应速率越快，去除效率越高. 这可能是由于纳米零价铁修复铬的过程一般在铁表面进行，主要以吸附还原为主，暴露在表面的nZVI被氧化成Fe²⁺和Fe³⁺，再进一步发生水解反应形成钝化膜，铬浓度较低时，形成的钝化膜不足以覆盖整个铁表面，反而形成原电池促进电子转移，当铬浓度较高时，铁表面形成的钝化层，阻止了nZVI与Cr⁶⁺之间的电子传递，导致反应速率降低^[17].

图1d探究了溶液初始pH（2、3、4、5、7、9、11）对铬去除效果的影响，1 g·L⁻¹ nZVI在pH=2下与100 mg·L⁻¹ Cr（Ⅵ）液反应2 h，对Cr（Ⅵ）的去除率为57.9%，在pH=5时去除率为18.5%，故随着pH值逐渐变大，对铬的去除率逐渐下降. 这可能是因为在酸性条件下，有利于Fe（0）的溶解，nZVI具有更强的释放电子能力，电子易与Cr（Ⅵ）结合生成Cr（Ⅲ）；在碱性条件下，nZVI表面的Fe²⁺/Fe³⁺易与OH⁻形成铁的氢氧化物阻止反应进行. 当Cr（Ⅵ）液的浓度为20、50 mg·L⁻¹，pH在2—5之间时，nZVI对铬的去除效率没有明显变化，而pH>5时，去除效率开始明显下降，故本研究选择在pH=5进行相关实验研究.

2.2   复杂环境条件下nZVI在Cr(Ⅵ）溶液中的晶相演变

2.2.1   Cr(Ⅵ）溶液中pH对nZVI晶相演变的影响

图2为不同溶液初始pH的条件下nZVI与20 mg·L⁻¹ Cr反应2 h后固体产物的XRD谱图. 当pH<5时，只能观察到γ-FeOOH的衍射峰. 当pH=5时，可以观察到γ-FeOOH和Fe（0）的衍射峰，铁氧化有所减缓. 随着pH逐渐升高，Fe（0）的峰开始出现. 在pH>7时，只能观察到Fe（0）的峰，表明酸性Cr溶液促进nZVI的腐蚀，主要腐蚀产物为γ-FeOOH^[18].

图 2 nZVI在不同初始pH（2—11）的Cr （20 mg∙L⁻¹）液中反应2 h的XRD图（L: γ-FeOOH）

Figure 2. XRD patterns of nZVI in Cr （20 mg∙L⁻¹） solution at different initial pH（2—11） for 2 h

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在20 mg·L⁻¹的铬液中nZVI反应2 h后样品的TEM图如图3. 从图3可以看出，不同的pH下，结构形貌表现出较大的差异：新鲜nZVI呈链球状，而不同pH条件下氧化后产物出现片状和针状结构. pH=3时，Cr-nZVI中有少量链球状结构存在. 随着pH升高，不规则的链球状结构逐渐增多，球型结构由边界模糊逐渐变得分明，根据文献知悉成分是铁氧化物和Cr_xFe_1-x（OH）₃ ^{[19 − 20]}. 根据XRD分析（图2），pH>7时，与Cr（Ⅵ）反应后Cr-nZVI主要是Fe（0）的形式.

图 3 nZVI在不同初始pH的铬溶液（20 mg∙L⁻¹）中氧化2 h的TEM图

Figure 3. TEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution （20 mg∙L⁻¹） at different initial pH

（a） pH=2, （b） pH=3, （c） pH=4, （d） pH=5, （e） pH=7, （f） pH=9, （g） pH=11, （h）新鲜nZVI

（a） pH=2, （b） pH=3, （c） pH=4, （d） pH=5, （e） pH=7, （f） pH=9, （g） pH=11, （h） fresh nZVI

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nZVI的等电位点为8.2，当溶液pH小于7时，nZVI表面带正电荷^[8]，有利于吸附带有负电荷的Cr（Ⅵ）；此外H⁺可以促进HCrO₄⁻和CrO₄²⁻还原为Cr³⁺，且pH较低时，铁腐蚀会产生大量H⁺和Fe²⁺，可进一步促进Cr（Ⅵ）还原^{[21 − 22]}，如反应方程式（2—7）. 当溶液由酸性变为碱性时，nZVI会在铁的表面生成铁氧化物或铁络合物，阻止电子传递，导致铁氧化速率下降^[23].

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(2)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(3)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(4)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(5)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(6)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(7)$

2.2.2   Cr（Ⅵ）溶液中共存重金属对nZVI晶相演变的影响

为探究溶液中共存重金属对nZVI反应后晶相演变的影响，实验选取Co²⁺、Cd²⁺、Ni²⁺、Cu²⁺等4种重金属离子，研究nZVI在双金属（铬：20 mg·L⁻¹，重金属：10 mg·L⁻¹）体系中反应2 h的固体产物的晶相演变，XRD如图4a. 可以看出nZVI在单一铬金属中反应2 h后（pH=5），能够观察到Fe（0）和γ-FeOOH的衍射峰. 当含铬溶液中含有Cd、Co金属时，nZVI完全转化为纤铁矿；而Cr溶液中共存Ni和Cu金属时，nZVI晶相逐渐中转化为纤铁矿和针铁矿混合物. 同时，在含Cu²⁺的溶液中，能够观察到氧化亚铜晶相物质存在. nZVI在含铬-重金属溶液中反应2 h后表面形貌如图5所示，在未添加其它4种重金属离子时，与铬反应后固相产物主要呈球状、片状、针状结构，添加重金属后，固相产物链球状结构明显减少，片状和针状结构显著增多，重金属的存在对nZVI自身结构演变有巨大影响.

图 4 （a） pH=5时nZVI在铬（20 mg∙L⁻¹）与重金属（10 mg∙L⁻¹）混合液中反应2 h的XRD（L: γ-FeOOH, G: α-FeOOH）, （b）重金属与纳米零价铁反应机制

Figure 4. （a） XRD patterns of nZVI in chromium （20 mg∙L⁻¹） mixed with heavy metal （10 mg∙L⁻¹） for 2 h （pH=5）（L: γ-FeOOH, G: α-FeOOH）, （b） Mechanisms of nZVI reactions with heavy metal

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图 5 pH=5时nZVI在铬（20 mg∙L⁻¹）与重金属（10 mg∙L⁻¹）混合液中氧化2 h的SEM图

Figure 5. SEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution （20 mg∙L⁻¹） mixed with heavy metal （10 mg∙L⁻¹）（pH=5）, （a） Cd, （b） Co, （c） Cu, （d） Ni, （e） only Cr, （f） fresh nZVI

（a） Cd, （b） Co, （c） Cu, （d） Ni, （e）只含Cr, （f）新鲜nZVI

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纳米零价铁具有类金属或类配体的配位性质，这与溶液的化学性质有关. 当溶液pH低于纳米零价铁的等电点（pH_zpc=8.2）时^[8]，铁表面带正电荷，会吸引配体（如磷酸盐），当溶液pH高于纳米零价铁的等电点时，铁表面带负电荷，能与阳离子（如金属离子）形成表面络合物. 从经典的电化学来看，铁可以作为电子供体或还原剂，还原和沉淀活性较低的金属离子，铁表面结构也随之发生变化. Fe（Ⅱ）（−0.44 V）的标准电势低于镉Cd（Ⅱ）（−0.40 V）、Co（Ⅱ）（−0.28 V）、Cu（Ⅱ）（+0.34 V）、Ni（Ⅱ）（−0.24 V），因此这些重金属很容易被nZVI还原，如图4 b，nZVI与重金属之间形成了原电池腐蚀，nZVI表面氧化层能促进重金属吸附到nZVI表面，铁作为阳极，发生氧化反应失去电子，表面被腐蚀，重金属氧化还原电位较高，作为阴极，发生还原反应得到电子，最终形成铁氢氧化物沉淀或者重金属-铁络合物，铁晶相结构发生改变.

Cr-nZVI在不同重金属离子中的晶相转化与其氧化还原电位有关，不同重金属促进nZVI晶相转化的原理有差异. 由于Cu（Ⅱ）（+0.34 V）的标准还原电位远高于Fe（Ⅱ）（-0.44 V），在酸性条件下，能与铁形成原电池，铁作为正极发生强烈腐蚀，结构发生改变. 由于铜离子比较少，从而使得氧化亚铜的生成. nZVI与铜离子反应，会将铜离子还原成Cu和Cu₂O ^{[24 − 25]}，反应方程式如下：

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(8)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(9)$

如图4，加入铜离子后nZVI反应产物由γ-FeOOH、α-FeOOH、Cu₂O和混合相，由于针铁矿的热稳定性更高，γ-FeOOH可能在Fe²⁺的作用下转化为α-FeOOH^{[19, 26]}.

由于Ni（Ⅱ）（-0.24 V）的标准还原电位略高于Fe（Ⅱ）（-0.44 V），因此nZVI对Ni（Ⅱ）的去除主要是通过还原和吸附的方式实现. 在反应初始阶段，Ni（Ⅱ）通过物理吸附被吸引到铁表面，通过化学吸附强烈结合，与nZVI表面的OH⁻形成微溶物，通过不断消耗nZVI氧化形成的OH⁻，促进nZVI表面腐蚀转化为铁（氢）氧化物，金属离子逐渐还原为金属镍^[27]，反应方程式如下：

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(10)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(11)$

$stringUtils.convertMath($ !{formula.content}) $(12)$

Co（（Ⅱ）（-0.28 V）的标准还原电位略高于Fe（Ⅱ）（-0.44 V），反应机制和Ni（Ⅱ）相似. 由于Cd（Ⅱ）（-0.40 V）的氧化还原电位与Fe（Ⅱ）（-0.44 V）接近，去除Cd的反应机制不涉及还原反应，主要通过吸附或形成表面配合物去除. Cd（Ⅱ）吸附到nZVI表面，与nZVI氧化产生的OH⁻形成Cd（OH）₂沉淀，促进nZVI不断腐蚀氧化形成铁（氢）氧化物^{[28 − 29]}.

2.2.3   共存阴离子对nZVI在Cr（Ⅵ）溶液中晶相演变的影响

天然水体中往往存在Cl⁻、CO₃²⁻、SO₄²⁻、NO₃⁻等离子，研究共存阴离子的影响对于nZVI应用于天然水体中铬污染修复具有重要意义. 本实验研究nZVI在浓度为（10、20、50、100 mg·L⁻¹） Cr（Ⅵ）溶液中，同时共存阴离子浓度分别为20、50、200 mg·L⁻¹，反应2 h的固相演变. nZVI在铬（10 mg∙L⁻¹）与阴离子（50、200 mg∙L⁻¹）反应2 h后物相图如图6a、b所示，4种阴离子对nZVI的晶相转化均有抑制作用，可以观察到Fe（0）和其它铁（氢）氧化物的衍射峰，其中CO₃²⁻抑制作用最明显，只能观察到Fe（0）的衍射峰. 4种阴离子起钝化作用，可能是形成的铁氧化物在沉降到nZVI时，会带入吸附的阴离子，从而阻塞了nZVI的还原位点，降低了nZVI的反应活性^[30].

图 6 pH=5时nZVI在铬与阴离子混合液中反应2 h的XRD

Figure 6. XRD patterns of nZVI reacting in a mixture of chromium and anion for 2 h （pH=5）

（a） Cr: 10 mg∙L⁻¹, 阴离子: 50 mg∙L⁻¹, （b） Cr: 10 mg∙L⁻¹, 阴离子: 200 mg∙L⁻¹, （c） Cr: 20 mg∙L⁻¹, 阴离子: 20 mg∙L⁻¹, （d） Cr: 20 mg∙L⁻¹, 阴离子: 50 mg∙L⁻¹, （e） Cr: 50 mg∙L⁻¹, 阴离子: 50 mg∙L⁻¹, （f） Cr: 0、10、20、50、100 mg∙L⁻¹ （L: γ-FeOOH, M: γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄）

（a） Cr: 10 mg∙L⁻¹, anion: 50 mg∙L⁻¹, （b） Cr: 10 mg∙L⁻¹, anion: 200 mg∙L⁻¹, （c） Cr: 20 mg∙L⁻¹, anion: 20 mg∙L⁻¹, （d） Cr: 20 mg∙L⁻¹, anion: 50 mg∙L⁻¹, （e） Cr: 50 mg∙L⁻¹, anion: 50 mg∙L⁻¹, （f） Cr: 0，10，20，50，100 mg∙L⁻¹ （L: γ-FeOOH, M: γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄）

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铬（20 mg∙L⁻¹）与阴离子（20 mg∙L⁻¹）反应2 h时（图6c），除CO₃²⁻外，其它3种离子的加入都在一定程度上促进Fe(0)转化为γ-FeOOH和γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄，Fe(0)衍射峰减弱，能明显地观察到γ-FeOOH和 γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄的衍射峰. 加入SO₄²⁻反应2 h后碱性增强，SO₄²⁻的存在可能破坏保护nZVI表面氧化膜，置换nZVI表面的OH⁻，与铁离子形成单配位基和双配位基复合物，从而加速铁的腐蚀^{[31 − 32]}. NO₃⁻存在下的溶液反应后pH为6.85，呈弱酸性，NO₃⁻能被纳米零价铁还原（E⁰（NO₃⁻/NO₂⁻）=0.01 V），从而促进纳米零价铁的腐蚀，并对表面起到一定的剥蚀作用^[33]. 当阴离子为50 mg∙L⁻¹时（图6d），共存离子为Cl⁻和CO₃²⁻时，只发现Fe（0）的电子衍射峰，由于阴离子不存在的条件下产生γ-FeOOH衍射峰，说明此时共存Cl⁻和CO₃²⁻对nZVI的氧化有明显抑制作用，Cl⁻对nZVI晶相转化的影响与浓度有关，低浓度促进nZVI 腐蚀，高浓度起钝化作用.

当Cr≥50 mg∙L⁻¹时，只能观察到Fe（0）的衍射峰，高浓度Cr抑制nZVI发生晶相转化，如图6e、f，根据Huang等研究，Cr（Ⅵ）浓度较低时（≤20 mg∙L⁻¹），nZVI腐蚀速率加快，Cr（Ⅵ）浓度较高（Cr≥50 mg∙L⁻¹）时，零价铁表面形成Cr_xFe_1-xOOH或Cr_xFe_1-x（OH）₃钝化层，抑制nZVI腐蚀，因此铬浓度较高（Cr≥50 mg∙L⁻¹）时，4种阴离子对nZVI的腐蚀及晶相转化作用不明显^[34].

用透射电镜对nZVI在含有200 mg∙L⁻¹ CO₃²⁻和Cl⁻的铬液（Cr: 10 mg∙L⁻¹）反应2 h前后的固相产物进行了详细研究，如图7. 新鲜的纳米零价铁（图7a）呈链球状，核壳结构明显，纳米零价铁在不含阴离子的铬液（10 mg∙L⁻¹）反应2 h后的形貌如图7b所示，呈链球状、片状和针状结构，结合图6a XRD，主要为Fe（0）和γ-FeOOH和γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄. 在Cl⁻存在下反应后固体的低分辨率透射电镜图谱中观察到片层状结构（图7c），高分辨率的电子显微镜显示了晶格条纹间距为0.2501、0.2467、0.2059 nm（图7d），分别对应于Fe₂O₃的（110）面、γ-FeOOH的（130）面、Fe（110）面. 对在Cl⁻存在下反应后的固体进行选区电子衍射（图7e），可以观察到γ-FeOOH（040）晶面、Fe₂O₃（121）和（113）面、Fe（200）晶面、Fe₃O₄（554）晶面.

图 7 pH=5时nZVI在铬（10 mg∙L⁻¹）与阴离子（200 mg∙L⁻¹）的混合液中氧化2 h的TEM图

Figure 7. TEM images of nZVI oxidized for 2 h in chromium solution （10 mg∙L⁻¹） mixed with anion （200 mg∙L⁻¹）（pH=5）

（a）仅有Cr, （b）新鲜nZVI, （c） Cl⁻存在下的nZVI低分辨率TEM图, （d） Cl⁻存在下nZVI的高分辨率TEM图, （e） Cl⁻存在下nZVI的TEM选区衍射图, （f） CO₃²⁻存在下的nZVI低分辨率TEM图, （g） CO₃²⁻存在下nZVI的高分辨率TEM图, （h） CO₃²⁻存在下nZVI的TEM选区衍射图

（a） only Cr, （b） fresh nZVI, （c） Low resolution TEM images （Cl⁻）, （d） High resolution TEM images （Cl⁻）, （e） TEM-SEAD images （Cl⁻）, （f） Low resolution TEM images （CO₃²⁻）, （g） High resolution TEM images （CO₃²⁻）, （h） TEM-SEAD images （CO₃²⁻）

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结合图6a、b，Cl⁻能够抑制Fe（0）转化为铁氧化物. 当铬浓度为20 mg∙L⁻¹时，Cl⁻为20 mg∙L⁻¹时能促进Fe（0）转化为γ-FeOOH和γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄，Cl⁻促进nZVI发生腐蚀而发生晶相转化，通常有两个原因，一是Cl⁻能够击穿nZVI表面氧化膜，促进内部铁提供电子能力，进一步发生腐蚀^[35]；二是Cl⁻能促进铁的局部腐蚀，形成不规则的坑形，而铁表面的坑形提供了新的反应位点，促进nZVI氧化^[36]. 而当铬浓度为20 mg∙L⁻¹时，Cl⁻为50 mg∙L⁻¹时能抑制Fe（0）转化为其它铁（氢）氧化物，如图6d，这可能是Cl⁻竞争性结合nZVI的表面位点，抑制nZVI发生氧化^[37]. 因此Cl⁻对nZVI的腐蚀作用及晶相转化与浓度有关.

在CO₃²⁻存在下反应后固体的低分辨透射电镜图谱中观察到链球状结构（图7f），在高分辨率的图谱中观察到明显的核壳结构，选区电子衍射（图7e）可以观察到Fe（110）晶面，说明此时nZVI的晶体结构仍未发生转化，CO₃²⁻对nZVI的氧化有很强的抑制作用. 加入CO₃²⁻后，反应2 h后测得溶液pH达到9.6，这可能是CO₃²⁻使溶液pH升高，OH⁻与Fe²⁺/Fe³⁺形成了铁的氢氧化物附着在nZVI表面，形成钝化膜，CO₃²⁻也会在铁氧化物表面形成竞争吸附位点，抑制nZVI发生腐蚀^[38]. 有关共存阴离子对于晶相结构转化的影响机理将在以后的工作中进一步的阐明.

3.   结论（Conclusion）

（1） nZVI的投加量、铬的初始浓度、溶液初始pH对铬的去除效率有较大影响. 随着nZVI投加量的提高，对铬的去除率也提高；随着铬初始浓度的增加和溶液初始pH的增加，对铬的去除率逐渐下降. 对于不同去除重金属的材料（nZVI、mZVI、nTiO₂、PFS），nZVI是最佳去铬的实验材料.

（2） pH对nZVI的结构演变影响很大. 不同pH条件下，nZVI氧化程度不同，酸性越强，对铬的去除率越高但nZVI的腐蚀程度也较大，主要转化为铁的氧化物和氢氧化物.

（3）共存重金属离子影响Cr-nZVI的结构演变. 4种重金属离子（Co²⁺、Cd²⁺、Ni²⁺、Cu²⁺）均能够加速nZVI腐蚀，在铬浓度为20 mg∙L⁻¹时，加入Co²⁺和Cd²⁺，Fe（0）转化为γ-FeOOH，加入Ni²⁺、Cu²⁺后，产生新的α-FeOOH.

（4） nZVI的晶相演变同时受到Cr离子的浓度和阴离子的浓度的影响. Cr浓度为10 mg∙L⁻¹时，4种阴离子抑制nZVI氧化，Cr浓度为20 mg∙L⁻¹时，共存的SO₄²⁻、NO₃⁻促进Fe（0）转化为γ-FeOOH和γ-Fe₂O₃/Fe₃O₄，CO₃²⁻抑制nZVI发生氧化，低浓度（20 mg∙L⁻¹）的Cl⁻促进nZVI氧化，高浓度（200 mg∙L⁻¹）Cl⁻抑制nZVI氧化为γ-FeOOH和γ-Fe₂O₃、Fe₃O₄. CO₃²⁻对nZVI的腐蚀有极强的抑制作用，高浓度的Cr抑制nZVI发生晶相转化.

图 1 采样点分布图

Figure 1. Samples distribution

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图 2 大气中BaP毒性当量浓度（C_BaPeq）季节性变化

Figure 2. Seasonal variations of the BaP equivalent concentrations in the samples

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图 3 城市区域PAHs呼吸暴露肺癌风险-PAF概率密度

Figure 3. The probability density of the estimated PAF values

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图 4 不同人群呼吸暴露PAHs的终身致癌风险及蒙特卡罗分析

Figure 4. The estimated ICLR values for adults, adolescents, and children and the distribution frequency using Monte Carlo simulation

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图 5 不同因子对ICLR和PAF计算值的不确定度的相对贡献

Figure 5. Relative contributions of different factors to the uncertainties of ICLR and PAF values

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表 1 终身致癌风险暴露模型参数

Table 1. Parameters for estimating the ICLR values

参数Parameters	少儿Child	青少年Adolescent	成人Adult
呼吸速率IR/（m³·h^–1）	1.1±0.07	1.4±0.04	1.5±0.05
暴露时间ET/（h·d^–1）	2.5±0.1	1.67±0.1	3.68±0.2
暴露频率EF/（d·a^–1）	365	365	365
持续暴露时间ED/a	11	6	53
终身暴露时间AT/d	25550	25550	25550
体重（BW）/kg	19.0±6.28	47.3±7.30	60.8±3.97
CSF/（kg·d^–1·mg^–1）	3.9±1.8	3.9±1.8	3.9±1.8

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表 2 不同国家和地区PAHs肺癌风险的PAF值对比（‰）

Table 2. Comparation of the PAF values in literatures among different countries and regions

国家/地区Country/region	采样点Site	样本数Sample number	采样时间Sampling duration	PAHs种类数PAH number	PAF均值Averaged PAF value	参考文献Reference
中国	城镇和郊区	—	2003	16	16‰	[2]
中国	城镇和郊区	176	2012-2013	47	8.8‰	[19]
韩国	城镇和郊区	176	2012-2013	47	0.85‰	[19]
日本	城镇和郊区	176	2012-2013	47	0.38‰	[19]
北京	城镇和郊区	10	2013-2014	39	71‰	[20]
晋中	城镇和郊区	10	2013-2014	39	77‰	[20]
合肥	城镇和郊区	6	2019	16	0.78‰	本研究
中国	郊区	114	2013	16	3.38‰	[21]

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表 3 不同国家和地区PAHs肺癌风险的ILCR值对比

Table 3. Comparation of the ICLR values among different countries and regions

国家/地区Country/region	样本数Sample number	采样时间Sampling duration	PAHs种类数PAH number	ILCR			参考文献Reference
国家/地区Country/region	样本数Sample number	采样时间Sampling duration	PAHs种类数PAH number	儿童Child	青少年Adolescent	成人Adult	参考文献Reference
北京	10	2013—2014	39	1.78×10⁻⁴	2.01×10⁻⁴	3.40×10⁻⁴	[21]
太原	16	2009—2010	15	1.74×10⁻⁶	—	7.95×10⁻⁶	[24]
环渤海	7258	2010—2019	7	2.70×10⁻⁵	2.40×10⁻⁵	1.88×10⁻⁵	[25]
广州	96	2010	16	3.03×10⁻⁶	—	2.92×10⁻⁶	[26]
合肥	6	2021	16	6.59×10⁻⁸	1.23×10⁻⁸	1.99×10⁻⁷	本研究
巴基斯坦	21	2021	16	1.40×10⁻⁵	4.76×10⁻⁶	2.58×10⁻⁵	[27]
坎普尔	24	2013—2014	16	2.08×10⁻⁵	—	3.57×10⁻⁵	[28]

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图( 5) 表( 3)

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1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 实验材料及仪器
1.2 nZVI的制备
1.3 批次实验
1.4 材料分析和表征
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 nZVI去除水中Cr（Ⅵ）的效能研究
2.2 复杂环境条件下nZVI在Cr(Ⅵ）溶液中的晶相演变
3. 结论（Conclusion）

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多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）具有来源广、排放量大，且存在潜在致癌风险等特征，因此成为国内外广泛关注的有机污染物. 中国卫生统计数据表明，30年来，大气中PAHs污染增长迅速，同期中国肺癌的发生率也呈倍数增长^[1]. 研究表明，中国室外PAHs污染造成的肺癌风险增量为1.6%，在极端高风险地区肺癌风险增量高达44%^[2].

流行病学研究表明，呼吸暴露PAHs导致的人群肺癌风险与大气PAHs浓度水平密切相关^[3]. 通常而言，大气环境中PAHs浓度水平显著低于职业暴露环境下的浓度水平，以往研究中基于高浓度建立的剂量-效应关系不适用于大气环境暴露的健康风险评估，因此应建立大气PAHs致癌风险与暴露量的定量关系. 当前研究中评估PAHs长期呼吸暴露的肺癌风险的常见方法为基于超额终生致癌风险（Incremental Lifetime Cancer Risk, ILCR）的概率风险模型. 然而风险评估结果存在较大不确定性，尽管相关参数取值的选择是基于大量调查分析，并选取致癌因子的95%置信区间上限来取值. 有研究进一步引入了人群归因模型（population Attributable Fraction, PAF）来对风险评估结果进行对比，以降低模型的不确定性. 如Hong等^[4]采用该方法评估了亚洲典型国家（中国、日本、韩国等）的癌症风险水平，同时对比了采用ILCR和PAF两种模型估算的健康风险水平，并表明两者的评估结果呈现良好的线性关系. 此外，大气PAHs的致癌风险与排放源密切相关^[5]. 主要排放源在区域的空间异质性分布极大的影响了PAHs的致癌风险分布，给区域尺度下人群的健康管理带来不确定性，尤其是快速城市化区域多污染排放源和人口分布的高度异质性导致城市尺度致癌风险分布空间差异加大. 目前已有研究探讨了大尺度PAHs的风险分布差异^{[2, 6-8]}. 然而对于城市不同区域风险分布差异^[9-10]的归因还需要进一步探讨，尤其是不同人群间的风险差异.

本研究以安徽省省会合肥市为案例开展大气PAHs浓度监测与呼吸暴露肺癌风险评价. 安徽近年来经历了快速的城市化过程，省会合肥市的人口和经济的快速增长导致典型的复合源排放特征^[11]. 因此，针对该城市区域PAHs暴露肺癌风险分布差异，获取不同模型应用于城市尺度肺癌风险评估的不确定性，为城市尺度下健康风险综合管控提供科学依据.

3. 结论（Conclusion）

本文基于合肥市大气中PAHs浓度，通过苯并[a]芘等效毒性系数得到总的BaPeq，结合适用的人群呼吸暴露参数和模型定量计算不同位点的呼吸暴露量及肺癌风险，结果如下：

（1）大气中PAHs的年平均浓度为(10.76±10.93 )ng·m^–3，高浓度区域主要分布于城市中心交通要道附近，低浓度区域主要分布于远郊，浓度分布由城市中心向外围逐渐降低.

（2）室外PAHs呼吸暴露所导致的额外肺癌发病率为4.33×10⁻⁶，PAF值主要受浓度分布和人群密度影响.

（3）基于ILCR模型可知，本研究中平均每百万人群暴露于大气PAHs所产生的额外肺癌发病人数为9.47，与PAF模型计算结果具有较好的一致性.

参考文献 (28)

基于PAF和ICLR模型的大气多环芳烃人体暴露肺癌风险评价：以合肥市为例

通讯作者: E-mail：wangruwei@jnu.edu.cn

Lung cancer risk assessment of the exposure to atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons based on population attributable fraction and incremental lifetime cancer risk models: A case study in Hefei

Corresponding author: WANG Ruwei, wangruwei@jnu.edu.cn

1. 材料与方法 （Materials and methods）

1.1 实验材料及仪器

1.2 nZVI的制备

1.3 批次实验

1.4 材料分析和表征

2. 结果与讨论 （Results and discussion）

2.1 nZVI去除水中Cr（Ⅵ）的效能研究

2.2 复杂环境条件下nZVI在Cr(Ⅵ）溶液中的晶相演变

2.2.1 Cr(Ⅵ）溶液中pH对nZVI晶相演变的影响

2.2.2 Cr（Ⅵ）溶液中共存重金属对nZVI晶相演变的影响

2.2.3 共存阴离子对nZVI在Cr（Ⅵ）溶液中晶相演变的影响

3. 结论 （Conclusion）

计量

出版历程

基于PAF和ICLR模型的大气多环芳烃人体暴露肺癌风险评价：以合肥市为例

通讯作者: E-mail：wangruwei@jnu.edu.cn

English Abstract

Lung cancer risk assessment of the exposure to atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons based on population attributable fraction and incremental lifetime cancer risk models: A case study in Hefei

Corresponding author: WANG Ruwei, wangruwei@jnu.edu.cn

全文HTML

1.1. 采样点布设与样品采集

1.2. PAHs分析

1.3. 质量控制与保证

1.4. 肺癌风险评价

1.5. 不确定性分析

2.1. 大气PAHs的浓度分布

2.2. 基于PAF的PAHs肺癌风险

2.3. 基于ICLR的终生致癌风险

2.4. 不确定性分析

目录

全文HTML

1.1. 采样点布设与样品采集

1.2. PAHs分析

1.3. 质量控制与保证

1.4. 肺癌风险评价

1.5. 不确定性分析

2.1. 大气PAHs的浓度分布

2.2. 基于PAF的PAHs肺癌风险

2.3. 基于ICLR的终生致癌风险

2.4. 不确定性分析

1. 材料与方法（Materials and methods）

2. 结果与讨论（Results and discussion）

3. 结论（Conclusion）