董欣悅，宋超 *，張聰 ，汪倩 ，裘麗萍 ，陳家長, *

1. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)無錫漁業(yè)學(xué)院，江蘇 無錫，214081；2. 中國水產(chǎn)科學(xué)研究院淡水漁業(yè)研究中心，江蘇 無錫 214081；3. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部水產(chǎn)品質(zhì)量安全環(huán)境因子風(fēng)險評估實(shí)驗(yàn)室（無錫），江蘇 無錫 214081；4. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部水產(chǎn)品質(zhì)量安全控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100000

鎘（Cd）是一種常見的重金屬污染元素。隨著工業(yè)的發(fā)展，鎘不斷被開發(fā)和利用，給自然環(huán)境帶來了嚴(yán)重影響（羅正明等，2015）。自然環(huán)境中的鎘主要來源于地殼運(yùn)動、巖石風(fēng)化、火山活動或富鎘土壤浸出等自然因素，以及采礦、冶煉、生產(chǎn)和使用鎳鎘電池等人為活動（Tulonen et al.，2012），工業(yè)“三廢”尤其是廢水污染對環(huán)境的影響比較嚴(yán)重（吳立冬等，2015）。鎘可以通過食物鏈的傳遞在生物體內(nèi)進(jìn)行富集（杜麗娜等，2013），且難以被生物降解，其半衰期長達(dá) 20年。長期食用被鎘污染的食品，體內(nèi)蓄積過量的鎘會引起人體多系統(tǒng)、多臟器的損害（梁輝等，2017），同時鎘的致畸作用和致癌作用也已經(jīng)在動物試驗(yàn)中得到證實(shí)（Guardiola et al.，2013；Younis et al.，2013；Gunnarsson et al.，2003）。此外，鎘先后被聯(lián)合國糧農(nóng)組織（FAO/WHO）、聯(lián)合國環(huán)境規(guī)劃署（UNEP）和國際癌癥研究機(jī)構(gòu)（IARC）列為第三位優(yōu)先研究的食品污染物（謝黎虹等，2003）、12種全球性危害的化學(xué)物質(zhì)之首（張雪嬌等，2013）以及肺癌致癌物（IARC，1993）?？梢?，鎘的危害性極大，人類若食用含鎘食物將具有較高的膳食風(fēng)險和生理毒性風(fēng)險。

環(huán)境中的鎘離子易通過攝食、呼吸和吸附作用被生物利用（高天然等，2017），鎘通過食物鏈逐漸富集在底棲水生生物體內(nèi)，造成急性和慢性中毒，影響生物生存。甲殼類由于底棲的生活模式、濾食食性、移動性差以及活動范圍小等特點(diǎn)，對環(huán)境污染的變化通常缺乏回避能力，容易暴露于污染物中并將其富集于體內(nèi)（梁輝等，2017）。戴光偉等（2016）發(fā)現(xiàn)甲殼類對鎘有較強(qiáng)的濃縮富集能力。甲殼類水產(chǎn)品中存在一定程度的鎘超標(biāo)問題：徐立新（2018）利用中國知網(wǎng)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，在抽取的638份樣品中，甲殼類的超標(biāo)率為10.82%；劉媛媛等（2010）對洋口港的水產(chǎn)品進(jìn)行檢測，發(fā)現(xiàn)鎘在貝類中超標(biāo)嚴(yán)重；和慶等（2017）研究了湖北淡水小龍蝦體內(nèi)的重金屬含量，發(fā)現(xiàn)盡管水體中重金屬含量低至幾乎檢測不出，沉積物的重金屬含量符合標(biāo)準(zhǔn)，但龍蝦體內(nèi)重金屬仍有部分超標(biāo)。此外，較高濃度的鎘會嚴(yán)重影響水產(chǎn)養(yǎng)殖動物的正常生長（陳永耀，2001）。李洪利等（2007）從特定的Hg、Cd、Pb、Cr 4種重金屬對水生生物的影響方面進(jìn)行了綜述，指出這些重金屬的單獨(dú)存在均能在一定程度上對水生生物的正常生長與繁殖產(chǎn)生影響。

中華絨螯蟹（Eriocheir sinensis），又稱河蟹，其肉味鮮美，營養(yǎng)豐富，富含有豐富的維生素，在中國境內(nèi)，廣泛分布于南北沿海各地湖泊，其中以長江水系產(chǎn)量最大。已有研究表明，中華絨螯蟹體內(nèi)重金屬鎘含量超標(biāo)嚴(yán)重，陳海檳（2015）對廣州魚市場中的螃蟹進(jìn)行安全評價，發(fā)現(xiàn)該地區(qū)螃蟹Cd含量的超標(biāo)率達(dá)到96.69%；張鳥飛等（2016）檢測了舟山螃蟹等甲殼類的Cd含量，發(fā)現(xiàn)其重金屬Cd含量存在超標(biāo)現(xiàn)象。近年來的研究顯示中國水產(chǎn)品正面臨巨大的重金屬污染壓力。中華絨螯蟹作為深受消費(fèi)者喜愛的水產(chǎn)品，其年產(chǎn)量不斷增加（中國漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒，2017），因此對中華絨螯蟹進(jìn)行鎘的膳食風(fēng)險評估具有重要意義。本研究對中國中華絨螯蟹產(chǎn)量較大的遼河、黃河和長江地區(qū)的中華絨螯蟹中的鎘含量進(jìn)行檢測，同時進(jìn)行膳食風(fēng)險評估；3個地區(qū)總產(chǎn)量占全國總產(chǎn)量60%，具有較強(qiáng)的代表性，能夠一定程度上反映中國養(yǎng)殖中華絨螯蟹鎘的殘留狀況（中國漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒，2017），為我國水產(chǎn)品質(zhì)量安全保障提供一定的理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 儀器與試劑

儀器：Agilent 7800 ICP-MS（美國安捷倫科技有限公司）；Ethos D微波消解儀（萊伯泰科有限公司）；電子分析天平（梅特勒-托利多儀器有限公司）；Master-Q UT水純化系統(tǒng)（上海和泰儀器有限公司）。

試劑：10.0 mg·L-1混合標(biāo)準(zhǔn)儲備液（美國安捷倫科技有限公司），用 2%硝酸逐級稀釋配制成不同濃度混合標(biāo)準(zhǔn)溶液；100.0 mg·L-1內(nèi)標(biāo)溶液（美國安捷倫科技有限公司）；1.00 μg·L-1質(zhì)譜調(diào)諧液（美國安捷倫科技有限公司）；硝酸，30%雙氧水（國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司）。實(shí)驗(yàn)過程中所用試劑均為優(yōu)級純。

實(shí)驗(yàn)過程中所用消解罐、容量瓶、燒杯、玻璃棒、移液管等均用10%的硝酸溶液浸泡24 h以上，再用超純水沖洗干凈，去除容器壁上的可溶性重金屬離子。實(shí)驗(yàn)室用水均為超純水。

1.2 樣品采集

本次采樣集中于2017年9－10月（中華絨螯蟹上市高峰期），在遼寧、山東、江蘇地區(qū)的中華絨螯蟹池塘養(yǎng)殖基地中采集 86份樣本，每份樣本包括同一養(yǎng)殖塘內(nèi)的15只母蟹和15只公蟹，共采集中華絨鰲蟹個體2580個。江蘇地區(qū)樣品采集見圖 1，將采集來的新鮮中華絨螯蟹洗凈，用剪刀去殼、去鰓后，將整蟹可食部分全部取出，每份樣品一同用絞肉機(jī)絞成勻漿，冷凍保存?zhèn)溆谩?/p>

圖1 樣品采集地點(diǎn)分布圖Fig. 1 Distribution of sample collection site

1.3 樣品處理

1.3.1 樣品的消解

準(zhǔn)確稱取處理好的勻漿樣品(0.5 ±0.01) g，放入消解罐中，依次加入5 mL HNO3、2 mL H2O2、1 mL超純水到消解罐中。打開微波消解儀（功率為1000 W）電源，在控制面板上設(shè)定消解程序和參數(shù)；升溫程序?yàn)椋河墒覝乜焖偕?140 ℃（5 min），由140 ℃緩慢升溫至 190 ℃（8 min），190 ℃保持15 min，再從190 ℃降至室溫（10 min）；微波消解結(jié)束后待其自然冷卻至室溫，將消化液用超純水定容至50 mL，搖勻過濾，備用。

1.3.2 ICP-MS工作條件

開機(jī)之前，先進(jìn)行碰撞反應(yīng)池維護(hù)和樣品引入維護(hù)與優(yōu)化，優(yōu)化后的儀器參數(shù)見表1。

表1 電感耦合等離子體質(zhì)譜參數(shù)Table 1 Inductively coupled plasma mass spectra parameters

1.4 質(zhì)量控制

為了保證實(shí)驗(yàn)結(jié)果的可靠性和準(zhǔn)確性，采取嚴(yán)格的質(zhì)量控制。使用ICP-MS對樣品進(jìn)行重復(fù)性檢測（n=3），獲得鎘的回收率為 98.305%±6.45%，儀器檢出限為(0.035±0.001) mg·kg-1，標(biāo)準(zhǔn)曲線相關(guān)系數(shù)達(dá)到99.9%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差在5%以內(nèi)。

1.5 評價標(biāo)準(zhǔn)

1.5.1 污染程度評價

采用單因子污染指數(shù)法（霍苗苗，2016）評價水產(chǎn)品體內(nèi)重金屬元素的污染情況。其計(jì)算公式為：

式中，Pi為污染物i的指數(shù)；Ci為污染物i的含量，mg·kg-1；Si為污染物i的標(biāo)準(zhǔn)限值，mg·kg-1。

單因子污染指數(shù)越大表明污染程度越嚴(yán)重，反之則表明水產(chǎn)品受重金屬的污染越輕，環(huán)境質(zhì)量越好。當(dāng)Pi＜0.2時，表明重金屬濃度符合正常背景值范圍，處于未污染水平；當(dāng)0.2≤Pi≤0.6時，表明處于輕度污染水平；當(dāng)0.6＜Pi＜1.0時，為中度污染水平；當(dāng)Pi≥1.0則為重污染，表明該重金屬元素已經(jīng)超標(biāo)。

1.5.2 膳食風(fēng)險評估

概率評估模型（USEPA，1989）是以污染物和消費(fèi)量均為分布數(shù)據(jù)，其數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

式中，EDI為人體重金屬的每日暴露量，mg·kg-1·d-1；EFr（Exposure Frequency）表示人群暴露頻率，按122 d·a-1計(jì)算（藺翠翠等，2018），d·a-1；EDtot（Exposure Duration）表示持續(xù)暴露時間，year，人的平均壽命按70年計(jì)算；FIR表示水產(chǎn)品的平均膳食量，kg·d-1·person-1，29.60 g·d-1（環(huán)境保護(hù)部，2013）；C表示水產(chǎn)品中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1；BWa表示成人平均體重，按60.6 kg計(jì)算（環(huán)境保護(hù)部，2013）；Atn（Average Time）表示平均暴露時間，d，通常等于人的平均壽命。

采用 THQ（Target Hazard Quotient）法（Li et al.，2013）定量評估通過食用水產(chǎn)品途徑的非致癌健康風(fēng)險。以計(jì)算的人體重金屬的每日暴露量（EDI）與參考劑量（RfD）的比值為評價標(biāo)準(zhǔn)，其數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

式中，THQ表示風(fēng)險值；RfD表示參考劑量，mg·kg-1·d-1，甲殼類Cd的RfD值為1 μg·kg-1·d-1（Li et al.，2013）。當(dāng)THQ＜1時，可認(rèn)為該重金屬對暴露人群沒有明顯的健康風(fēng)險；當(dāng) THQ＞1時，可認(rèn)為該重金屬對暴露人群存在健康風(fēng)險。

1.6 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)在 Excel 2010軟件中完成，并利用Graph Pad Prism 7進(jìn)行繪圖，配對樣本t檢驗(yàn)在SPSS 20.0中完成。以P＜0.05作為差異顯著性水平。在進(jìn)行多重比較時，兩組之間有相同字母表示差異不顯著；反之，則表示差異顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 中華絨螯蟹中Cd的含量分布

在中國中華絨螯蟹養(yǎng)殖地區(qū)共采集樣品86份，測定Cd的含量，如圖2所示，86份樣品檢出率為100%，Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)范圍在0.029－5.105 mg·kg-1之間，平均值為0.154 mg·kg-1，中國食品中污染物限量（GB 2762—2017）和無公害食品水產(chǎn)品中有毒有害物質(zhì)限量（NY 5073—2006）中規(guī)定甲殼類水產(chǎn)動物的鎘限量指標(biāo)為 0.5 mg·kg-1。據(jù)此，有 85份樣品Cd的含量低于國家限量指標(biāo)，有1份樣品超出限量標(biāo)準(zhǔn)。

2.2 中華絨螯蟹主要產(chǎn)區(qū)Cd的殘留情況

采自3大水系的86份中華絨螯蟹樣品Cd含量如圖3所示，遼河水系11份樣品的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 0.060 mg·kg-1，中位值為 0.056 mg·kg-1，超標(biāo)率為 0；黃河水系 5份樣品的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 0.088 mg·kg-1，中位值為 0.073 mg·kg-1，超標(biāo)率為 0；長江水系70份樣品的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.173 mg·kg-1，中位值為0.084 mg·kg-1，超標(biāo)率為1.43%。從圖3可以看出，中華絨螯蟹 Cd含量整體表現(xiàn)為長江＞黃河＞遼河，經(jīng)顯著性分析，遼河、黃河和長江 3個水系中中華絨螯蟹體內(nèi)Cd含量沒有顯著性差異。

圖2 中華絨螯蟹不同Cd含量水平的樣本分布Fig. 2 Sample count distribution of Cd content in Eriocheir sinensis

圖3 3個水系中華絨螯蟹Cd的含量Fig. 3 Cd contents of Eriocheir sinensis in three water systems

2.3 江蘇地區(qū)中華絨螯蟹Cd的殘留情況

在《2017中國漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒》中，江蘇地區(qū)河蟹養(yǎng)殖產(chǎn)量占全國地區(qū)河蟹養(yǎng)殖產(chǎn)量的44%，本次采樣根據(jù)不同湖泊地區(qū)的養(yǎng)殖基地?cái)?shù)量進(jìn)行采樣數(shù)量分配，最終在江蘇地區(qū)采集為了 70份樣本，占總樣本量的81.39%。如圖4所示，洪澤湖、高郵邵伯湖、固城湖、長蕩湖和滆湖、太湖和陽澄湖Cd質(zhì)量分?jǐn)?shù)的平均值分別為 0.120、0.078、0.199、0.116、0.076和0.476 mg·kg-1。陽澄湖中中華絨螯蟹的Cd含量高于其他湖泊，其次為固城湖，且只有太湖和陽澄湖存在顯著性差異。

圖4 江蘇地區(qū)中華絨螯蟹養(yǎng)殖地區(qū)Cd的含量Fig. 4 Cd content in Eriocheir sinensis breeding areas in Jiangsu Province

2.4 污染指數(shù)及膳食風(fēng)險評價

利用單因子污染指數(shù)計(jì)算 86份中華絨螯蟹樣品體內(nèi)Cd的污染指數(shù)，其結(jié)果見圖5。在86份樣品中，有 81份樣品處于未污染和輕微污染水平，有4份樣品處于中度污染水平，而有1份樣品處于重度污染。其中遼河和黃河地區(qū)的P值均小于0.4；而在長江地區(qū)的湖泊中，則出現(xiàn)中度污染的樣品，但是所占比例較小，說明大部分中華絨螯蟹的養(yǎng)殖環(huán)境基本處于未污染或輕微污染的水平。

通過概率評估模型對所采集的中華絨螯蟹體內(nèi)的Cd進(jìn)行健康風(fēng)險評價，得到的風(fēng)險熵范圍為4.375×10-3－8.178×10-1，有 98.837%的樣品風(fēng)險熵低于0.0754，遠(yuǎn)均低于1，說明正常食用中華絨螯蟹是安全的。

3 討論

3.1 中國養(yǎng)殖中華絨螯蟹Cd的污染情況

從 86份樣品檢測結(jié)果來看，遼河、黃河和長江3個水系中華絨螯蟹Cd的殘留量從北向南逐漸增大，長江地區(qū)Cd的殘留量明顯高于遼河和黃河地區(qū)，但無顯著性差異；這可能與中國工業(yè)發(fā)展的南北差異有關(guān)。重金屬污染源主要包括以Cd為主要成分的工業(yè)污染源，工業(yè)是我國城市土壤重金屬含量升高的主要原因（賈華清，2007），且高值區(qū)主要集中在污染企業(yè)分布密集和人類活動頻繁的地區(qū)，霍苗苗（2016）對中國沿海城市水產(chǎn)品進(jìn)行檢測，結(jié)果表明，舟山地區(qū)水產(chǎn)品Cd含量高于天津地區(qū)，這與本研究中華絨螯蟹Cd含量呈南高北低的趨勢相一致。長三角地區(qū)人口多，工業(yè)發(fā)展程度比遼寧和山東發(fā)達(dá)，重金屬污染物在土壤中的遷移性較差，滯留時間較長（韓修益，2018），受重金屬污染的大多數(shù)微生物通過食物鏈被中華絨螯蟹富集，最終影響人類的健康。王嵐等（2012）在對長江水系表層沉積物的污染調(diào)查中發(fā)現(xiàn)Cd和Pb的污染最大；另姚清華等（2014）研究表明，黃河和遼河水域重金屬為輕度污染，黃海部分漁業(yè)水域鎘超標(biāo)相對較重，這與本文研究結(jié)果一致。

圖5 單因子污染指數(shù)Fig. 5 Single factor pollution index

3.2 長江地區(qū)養(yǎng)殖中華絨螯蟹Cd殘留的差異性比較

在江蘇地區(qū)6個湖泊中所采集的中華絨螯蟹樣品中，陽澄湖中中華絨螯蟹體內(nèi)Cd的殘留量相對較高，經(jīng)顯著性差異分析以后，發(fā)現(xiàn)陽澄湖與太湖之間存在顯著性差異，而與其他湖泊之間不存在顯著性差異。近年來有許多研究（黃龍等，2010；周靜等，2017）報(bào)道陽澄湖水體鎘污染嚴(yán)重，蔣豫等（2016）對陽澄湖表層沉積物的Cd殘留量進(jìn)行檢測，發(fā)現(xiàn)其Cd殘留量是江蘇省土壤重金屬環(huán)境背景值的4.22倍，目前認(rèn)為湖區(qū)工業(yè)是陽澄湖水體重金屬污染的最大污染源，此外，底泥釋放也是一個重要的重金屬輸入途徑。

而在其他湖泊中，Cd整體水平處于未污染及輕微污染水平，說明中國中華絨螯蟹的養(yǎng)殖環(huán)境整體良好。固城湖雖然與其他湖泊之間沒有差異，但其含量偏高。根據(jù)調(diào)查得知（李濤等，2014），近年來固城湖河蟹養(yǎng)殖業(yè)發(fā)展迅猛，固城湖成為江蘇省重要的水產(chǎn)養(yǎng)殖基地。據(jù)統(tǒng)計(jì)，近 11年間，湖區(qū)河蟹養(yǎng)殖產(chǎn)量增長了 335%，而水產(chǎn)養(yǎng)殖污染超過了一半，池塘中的投餌、施肥造成水體中有機(jī)物大量沉積，對環(huán)境造成隱患。固城湖的環(huán)境背景值持續(xù)偏高，也可能是中華絨螯蟹體內(nèi)Cd含量偏高的重要原因。

3.3 養(yǎng)殖中華絨螯蟹Cd的污染影響

利用THQ法對所采集的86份中華絨螯蟹樣品Cd進(jìn)行風(fēng)險評估，經(jīng)計(jì)算得到所測定的樣品中，Cd的風(fēng)險值均小于1，說明整體上膳食攝入中華絨螯蟹Cd是沒有風(fēng)險的。藺翠翠等（2018）對遼寧盤錦地區(qū)的河蟹進(jìn)行鎘的暴露風(fēng)險評估，得出單一食用盤錦河蟹的致癌風(fēng)險較低。張聰?shù)龋?017）對環(huán)太湖流域的中華絨螯蟹中的鎘進(jìn)行膳食風(fēng)險評估，樣品大多處于輕微污染水平，且食用中華絨螯蟹的膳食風(fēng)險較低。膳食風(fēng)險評估結(jié)果與本研究相一致，說明中國中華絨螯蟹中鎘的膳食風(fēng)險是相對穩(wěn)定的。

4 結(jié)論

根據(jù)檢測結(jié)果，Cd在中華絨螯蟹體內(nèi)的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.154 mg·kg-1，有1個樣品超出國家限量標(biāo)準(zhǔn)，超標(biāo)率為1.16%。中華絨螯蟹體內(nèi)鎘的殘留量在遼河、黃河和長江3個養(yǎng)殖區(qū)之間沒有顯著差異，但長江地區(qū)的太湖與陽澄湖之間存在顯著性差異，且陽澄湖地區(qū)明顯高于其他地區(qū)。

通過污染指數(shù)分析，94.186%的樣品處于未污染和輕微污染的水平，表明中國中華絨螯蟹的養(yǎng)殖環(huán)境基本良好；膳食風(fēng)險評估顯示，正常食用中華絨螯蟹無膳食風(fēng)險。此外，5.814%的樣品是處于中、重度污染，且最大風(fēng)險熵為0.818，接近于1，因此需加強(qiáng)各個養(yǎng)殖區(qū)之間Cd的監(jiān)控，為中國居民食用水產(chǎn)品的安全提供一定的保障。