方 玲 馬海霞 李來好,3,* 楊賢慶 榮 輝 岑劍偉

(1 中國水產(chǎn)科學研究院南海水產(chǎn)研究所/國家水產(chǎn)品加工技術(shù)研發(fā)中心/農(nóng)業(yè)農(nóng)村部水產(chǎn)品加工重點實驗室，廣東 廣州 510300；2 上海海洋大學食品學院，上海 201306；3 廣東省漁業(yè)生態(tài)環(huán)境重點實驗室，廣東 廣州 510300)

隨著生活水平的不斷提高，餐桌上的飲食健康問題也備受關(guān)注，低脂肪低熱量的食物愈發(fā)受到青睞。研究表明，貝類肉中蛋白質(zhì)、糖原、牛磺酸及微量元素含量豐富，且脂肪含量較低[1-3]，故貝類可食部作為一種高蛋白低脂肪的食品廣受喜愛。但由于工業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展，工業(yè)廢水的大量排放和化肥農(nóng)藥的濫用使得近岸水體的生態(tài)環(huán)境受到嚴重污染，貝類的養(yǎng)殖環(huán)境污染也日趨嚴重。貝類作為一種濾食性生物，會通過攝入的海水和藻類將重金屬富集在體內(nèi)，對人體健康構(gòu)成了嚴重威脅[4-6]。諸多調(diào)查表明，我國貝類重金屬超標問題比較突出，尤其是鎘(cadmium，Cd)的超標問題(表1)。國外研究學者也十分關(guān)注貝類重金屬Cd的污染問題，F(xiàn)ranco等[11]測定西班牙巴克斯海岸牡蠣體中重金屬Cd的平均含量達到2.91 mg·kg-1。針對貝類中重金屬Cd的污染問題，本文就貝類中重金屬Cd的形態(tài)、毒性、檢測方法及富集規(guī)律等進行了綜述，以期為Cd的檢測、毒理等研究及相關(guān)部門做出合理的決策及制定合理的限量標準提供一定的參考。

表1 我國不同地區(qū)貝類產(chǎn)品重金屬Cd污染現(xiàn)狀Table 1 Status of heavy metal cadmium pollution in shellfish products from different regions of China

1 Cd的形態(tài)及其富集規(guī)律

1.1 Cd的存在形態(tài)

生物體中的Cd存在形式主要為無機Cd和有機Cd兩種。Cd在自然界中主要以無機離子態(tài)存在，常見的有氧化鎘(CdO)、硝酸鎘[Cd(NO3)2]、硫化鎘(CdS)、硫酸鎘(CdSO4)、碳酸鎘(CdCO3)等，但其進入生物體后就會誘導生物細胞產(chǎn)生金屬硫蛋白，其中大部分無機Cd會與金屬硫蛋白中的疏基絡(luò)合形成更加穩(wěn)定的形態(tài)，即Cd的有機態(tài)，此形態(tài)為有機Cd的最主要形式[12]。此外，Cd離子也可與生物體中存在的核苷、卟啉等小分子物質(zhì)，以及蛋白質(zhì)、核酸等大分子物質(zhì)的配位體形成配合物。High等[13]對污染地區(qū)貽貝體內(nèi)的Cd采用凝膠層析法進行分析，發(fā)現(xiàn)該貽貝體內(nèi)的Cd與分子量約6萬kDa的蛋白質(zhì)相結(jié)合，且紫外分析結(jié)果表明，該蛋白物質(zhì)與哺乳動物體內(nèi)的金屬硫蛋白類物質(zhì)相類似。

1.2 貝類中Cd的富集規(guī)律

國際上常以雙殼貝類作為監(jiān)測重金屬生物有效性的環(huán)境指示物，監(jiān)測水環(huán)境中重金屬污染情況。其中關(guān)于貝類中Cd富集規(guī)律的研究多采用扇貝和牡蠣作為指示物，這是因為扇貝和牡蠣具有較高的重金屬富集特性，其體內(nèi)Cd含量會因養(yǎng)殖環(huán)境中Cd濃度變化而快速變化[14]。研究表明，雙殼貝類富集重金屬最終表現(xiàn)為：在貝類體內(nèi)剛開始富集時，重金屬含量從鰓到內(nèi)臟逐漸遞減，富集一段時間后，重金屬含量從鰓到內(nèi)臟遞增；不同組織器官中重金屬含量也不同，其中內(nèi)臟是主要的富集器官，其重金屬含量最高。王軍等[15]對我國北方養(yǎng)殖蝦夷扇貝的4種重金屬在不同組織中的含量進行調(diào)查研究，發(fā)現(xiàn)蝦夷扇貝整貝質(zhì)量的8%～15%為內(nèi)臟團，但整貝中Cd的76%～85%蓄積在內(nèi)臟團中，表明內(nèi)臟是Cd的主要富集器官。Bendell等[16]發(fā)現(xiàn)冬季時牡蠣中Cd濃度高于夏季，具有明顯的季節(jié)性，但并未表現(xiàn)出空間區(qū)域上的趨勢。重金屬Cd進入貝類生物體后，會與蛋白質(zhì)、核酸等大分子物質(zhì)結(jié)合為金屬絡(luò)合物或金屬螯合物，而不是以單獨離子狀態(tài)存在。

2 貝類中Cd的檢測方法

2.1 貝類中總Cd的檢測方法

2.1.1 原子吸收光譜法 原子吸收光譜法(atomic absorption spectroscopy，AAS)是常見的金屬元素分析法之一，分為石墨爐原子吸收光譜法(graphite furnace atomic absorptionspectrometr，GFAAS)和火焰原子吸收光譜法(flame atomic absorption spectrometry，F(xiàn)AAS)。GFAAS檢出限可低至0.1 μg·kg-1，適宜對一些在火焰中難以原子化的金屬元素進行檢測，具有快速、簡便、靈敏度高等優(yōu)點，因而成為水產(chǎn)品中Cd和Pb檢測的首選方法[17]。雖然GFAAS方法準確快捷，但是其背景干擾大，特別是有機質(zhì)含量高的生物樣品基體干擾嚴重。為解決這些缺陷，樊祥等[18]選用鈀鹽來作為基體改進劑，對高鹽基質(zhì)海產(chǎn)品中Cd的測定進行研究，因鈀與Cd可以形成鎘-鈀配體，使灰化溫度提高，進而降低基質(zhì)的干擾，結(jié)果表明，鹽基質(zhì)海產(chǎn)品Cd的加標回收率在60.0%～90.0%之間。Moinfar等[19]采用連續(xù)樣品滴流流動微萃取(continuous sample drip flow microextraction，CSDF-ME)結(jié)合GFAAS技術(shù)測定水樣中Cd含量，自來水中Cd的加標回收率高達94%，表明CSDF-ME與GFAAS相結(jié)合測定水樣中的Cd含量是一個樣品需求量少、操作簡單、快速、可重復的方法。FAAS操作簡單、穩(wěn)定性好，且檢測快速、背景值低，檢出限一般為0.1～1 mg·kg-1，適用于檢測含量較高的金屬原子(如Ca、Fe、Cu、Zn等元素)，但對Pb、Cd等水產(chǎn)品中含量較低的重金屬元素的檢測較為困難。王敏[20]采用FAAS測定黃鱔各器官中Zn、Cu、Cd和Pb重金屬元素含量，結(jié)果表明在腸道和膽囊中Cd、Pb吸收值較低，基本無法測定。

2.1.2 電感耦合等離子體法 電感耦合等離子體(inductively coupled plasma，ICP)，包括電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法(electron-coupled plasma atomic emission spectro，ICP-AES)和電感耦合等離子體質(zhì)譜法(inductively coupled plasma mass spectrometry，ICP-MS)兩種。ICP-AES線性范圍較寬，具有干擾小、靈敏性好等特點，可同時對多種金屬元素進行分析[21]。Matsumoto等[22]采用改進的雙室電熱蒸發(fā)ICP-AES測定水和植物樣品Cd含量，在優(yōu)化后的最佳條件下Cd的檢出限為0.2 ng·mL-1，重復測量的相對標準偏差(RSD)為0.85%。ICP-MS是目前元素檢測方法中最好、最快的方法，具有高通量、高準確度、高靈敏度、檢測限低、線性范圍寬、抗干擾性強等優(yōu)點，已被廣泛應(yīng)用到醫(yī)學、環(huán)境及食品等領(lǐng)域。Zhang等[23]采用Ni-Cr線圈爐與ICP-MS聯(lián)用測定食品中的Cd含量，結(jié)果顯示，在優(yōu)化條件下，樣品分析結(jié)果的相對標準偏差在10.0%誤差范圍內(nèi)(n=10)，各種食品樣品的平均加標回收率為99.4%～105.9%。此外，單獨的AAS、ICP一般適用于較高濃度的Cd檢測，而非常低的Cd濃度應(yīng)當用AAS-石墨爐、ICP-MS方法進行檢測。

2.2 貝類中不同形態(tài)Cd的檢測方法

元素形態(tài)分析分為模式計算、直接測定和模擬試驗三類基本方法。當前貝類中元素形態(tài)分析多用直接測定法。采用直接法對元素形態(tài)進行測定時要先對形態(tài)進行分離前處理，而高效液相色譜法和離子色譜法等同時兼有分離和測定兩種功能，可以簡化操作步驟，因此現(xiàn)在大多采用這種將分離和測定結(jié)為一體的聯(lián)用技術(shù)分析方法。目前，用于金屬形態(tài)分析研究的聯(lián)用技術(shù)主要有：高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜(high performance liquid chromatography-ICP-mass spectrum, HPLC-ICP-MS)、高效液相色譜-氫化物發(fā)生原子熒光光譜(HPLC-hydride generation-atomic fluorescence spectroscopy, HPLC-HG-AFS)、高效液相色譜-毛細管電泳[HPLC-(CE)-ICP-MS]，超臨界流體色譜(supercritical fluid chromatography，SFC)與ICP-AES或ICP-MS聯(lián)用，以及氣相色譜-微波誘導等離子體原子發(fā)射光譜聯(lián)用(gas chromatography-microwave induced plasamatomic emission spectrometry, GC-MIP-AES)等[24]。其中以HPLC-ICP-MS聯(lián)用技術(shù)開發(fā)最為成熟[25]，而目前HPLC-ICP-MS聯(lián)用技術(shù)開發(fā)應(yīng)用較為廣泛的是體積排阻高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)(SEC-HPLC-ICP-MS)。趙艷芳等[26]運用SEC-HPLC-ICP-MS對高Cd積累扇貝和低Cd積累菲律賓蛤仔中Cd的存在形態(tài)進行了研究，發(fā)現(xiàn)扇貝中Cd總量約為菲律賓蛤仔的10倍。此外，在扇貝中檢測到3種Cd形態(tài)：金屬硫蛋白(metallothionein, MT)-Cd、谷胱甘肽(glutathione, GSH)-Cd和半胱氨酸(Cys)-Cd，在菲律賓蛤仔中檢測到2種Cd形態(tài):MT-Cd和GSH-Cd。Zhao等[27]采用SEC-HPLC-ICP-MS發(fā)現(xiàn)三疣梭子蟹和蝦蛄可食用組織中總Cd含量較高的樣品中，Cd主要與MT結(jié)合，而總Cd含量較低的樣品中Cd主要與Cys結(jié)合。運用HPLC眾多的分離模式為Cd形態(tài)的研究提供了一種新方法，但受HPLC的流動相等色譜條件的影響，很容易使樣品中Cd形態(tài)發(fā)生變化。因此，建立對貝類中Cd形態(tài)分析方法及如何在分析過程中提高穩(wěn)定性是今后研究的重點。

3 Cd的毒性及毒理研究

3.1 Cd的毒性

Cd具有一定的致癌和致突變性，進入機體后對肝、腎、骨骼、腦和肺等重要器官會造成一定的損害，其在人體內(nèi)的半衰期可長達20～30年，為最易在人體內(nèi)蓄積的毒性物質(zhì)[28]。研究表明，高濃度或者急性Cd中毒主要是對肝臟造成損傷。Kang等[29]研究了急性Cd中毒對肝臟的損害，發(fā)現(xiàn)急性Cd中毒會引起血液中肝分泌蛋白酶天門冬氨酸氨基轉(zhuǎn)移酶(aspartate aminotransferase，AST)、肝細胞漿丙氨酸氨基轉(zhuǎn)移酶(alanine aminotransferase，ALT)及堿性磷酸酶(alkaline phosphatase，ALP)水平的上升，增加非酒精性脂肪肝、肝炎的發(fā)病率。低濃度或者慢性Cd中毒主要是對腎臟造成損傷，主要集中在腎皮質(zhì)，尤其是近曲小管，早期臨床表現(xiàn)為腎小管重吸收功能障礙，尿液中有低分子量蛋白出現(xiàn)，隨著損傷加劇，機體出現(xiàn)大分子蛋白尿，近曲小管細胞出現(xiàn)大量萎縮凋亡[30]。Li等[31]研究了慢性Cd中毒對腎臟Cd含量的影響，發(fā)現(xiàn)腎臟Cd含量占體內(nèi)Cd含量的30%～50%，濃度可達到200～300 μg·g-1干重。不同形態(tài)的Cd具有不同的毒性，如在肺里CdCl2和CdO毒性比CdS強[32]；將金屬硫蛋白型鎘非口服給大鼠和小鼠時，其對腎臟的毒性要比無機鎘高5～7倍，且其他器官中的蓄積量也很高[33]。綜上所述，Cd對人體重要臟器官會造成一定的損害，且不同形態(tài)Cd的毒性也不同。因此，不僅要對貝類產(chǎn)品中Cd的總量進行分析研究，還需對貝類中不同形態(tài)Cd含量進行研究，進而全面評價貝類產(chǎn)品中Cd對人體的危害性。

3.2 Cd毒性與其他金屬離子的關(guān)系

Cd2+對人體的危害作用主要有氧化毒性和影響細胞酶代謝兩方面。在對細胞酶代謝的影響中，Cd2+可取代其他金屬離子(Zn2+、Se2+、Ca2+)在蛋白中的位置，與這些蛋白質(zhì)大分子基團緊密結(jié)合，從而被細胞吸收產(chǎn)生毒性，而適當提高其他離子的濃度也可以拮抗并反作用于Cd，從而適度降低Cd的毒性。Cd可以置換出骨質(zhì)磷酸鈣中的Ca2+，使骨骼因嚴重缺Ca而變得疏松、軟化，甚至會萎縮、骨折[34]。20世紀日本著名的“痛痛病”就是由Cd導致的。Cd還可以通過影響肝臟內(nèi)Ca、Fe等代謝，誘使肝細胞內(nèi)Ca2+濃度升高，甚至誘使肝細胞產(chǎn)生毒性從而導致肝臟損傷。但Zn蛋白可以適當降低Cd的毒性，其機理是Cd取代了Zn金屬硫蛋白中的Zn，生成Cd金屬硫蛋白而被束縛于其中，從而減少了Cd的毒性。在動物試驗中，滕德智等[35]證明Cd與Zn相互作用會產(chǎn)生拮抗效應(yīng)。除Zn外，硒(Se)對Cd的毒性也有一定的減弱作用，Chen等[36]對Se拮抗Cd在鳥類中的毒性進行了研究，發(fā)現(xiàn)Se治療減少了Cd在脾臟中積累，減弱Cd誘導的Nrf2核積累，增強抗氧化酶活性，改善了Cd誘導的脾臟氧化應(yīng)激和凋亡。

水產(chǎn)品的安全問題是消費者關(guān)心的重要問題。目前，針對重金屬對水生生物的毒性研究及其在水環(huán)境和土壤中不同元素形態(tài)的研究較多，而關(guān)于水產(chǎn)品尤其是貝類中Cd形態(tài)的分析及Cd離子與其他離子的相互作用的研究尚鮮見報道。隨著相關(guān)研究的深入，能夠為貝類產(chǎn)品的健康生產(chǎn)與加工、消費提供理論依據(jù)，具有很強的現(xiàn)實意義。

3.3 貝類中Cd的毒理研究

目前，有關(guān)貝類中Cd的前沿性研究，更多的是分子生物學方向上關(guān)于Cd毒性在貝類轉(zhuǎn)錄組、蛋白質(zhì)組學上的應(yīng)用。Ji等[37]以總血細胞計數(shù)、活性氧產(chǎn)生量和抗氧化酶活性為指標，研究2種濃度(20和200 μg·L-1)Cd誘導生物效應(yīng)對蛤仔的消化腺的影響，發(fā)現(xiàn)2種濃度的Cd暴露都會引起由支鏈氨基酸(纈氨酸，亮氨酸和異亮氨酸)升高所引起的免疫應(yīng)激及能量代謝障礙，且2種濃度的Cd處理都增強了蛤仔消化腺的厭氧代謝。Yannick等[38]將珍珠貝(Pteriamargaritifera)暴露于2種濃度(1和10 μg·L-1)的Cd和鉻(Cr)中，選擇12個靶基因作為重金屬污染的響應(yīng)候選基因，結(jié)果表明，珍珠貝積累Cd而不是Cr，在可能涉及珍珠貝對重金屬污染的響應(yīng)中的12個候選基因中，8個是潛在的環(huán)境中重金屬污染的生物標志物，其中2個最敏感，MT基因上調(diào)而CAT基因下調(diào)，因此MT和CAT基因可能是相關(guān)生物標志物的靶基因。

4 貝類Cd殘留的安全性問題

4.1 貝類中重金屬Cd風險評估

風險評估是指接觸食源性危害對人體健康產(chǎn)生的己知或潛在不良作用的科學評價。風險評估包含四個步驟：危害識別、危害特征描述、暴露評估和風險描述。其中，風險評估包含定量風險評估和定性表示風險評估兩部分[39-41]，其最關(guān)鍵的步驟是暴露評估，具體方法有點評估和概率評估，應(yīng)用較為廣泛的是概率評估。

貝類中重金屬Cd風險評估是鑒于Cd的毒性和Cd對人體健康的危害，對貝類重金屬的膳食暴露量進行評估，并從消費的角度，對貝類產(chǎn)品的質(zhì)量安全性進行風險評價。世界衛(wèi)生組織/聯(lián)合國糧農(nóng)組織(WHO/FAO)下屬的食品添加劑聯(lián)合專家委員會(Joint Expert Committee on Food Additives, JECFA)2010年將Cd的健康指導值，由暫定每周耐受攝入量(Provisional Tolerable Weekly Intake, PTWI)改為暫定每月耐受攝入量(Provisional Tolerable Mouthly Intake, PTMI)，并調(diào)低數(shù)值，由7 μg·kg-1(PTWI)調(diào)整為25 μg·kg-1(PTMI)。梁輝等[42]對廣東省采集的60份樣品進行了Cd含量的測定，采用單因子污染指數(shù)(Pi)法和重金屬污染指數(shù)(malmquist productivity index，MPI)法進行評價，發(fā)現(xiàn)在檢測樣品中Cd含量均值為0.178 mg·kg-1，超標率為5.35%。從Cd的Pi值看，除貝類和蟹類外，其余水產(chǎn)品均屬于背景值范圍；從MPI看，污染順序則為蟹類>貝類>海水魚>蝦類>淡水魚，表明廣東省的市售水產(chǎn)品中Cd含量總體不高，但調(diào)查發(fā)現(xiàn)蟹類中Cd有一定的超標情況，因此需加強該方面的監(jiān)測。林祥田等[43]采用中位數(shù)點評估風險評估方法對連云港市食品和生活用水中的Cd進行危害評估，發(fā)現(xiàn)連云港市貝類食品Cd含量超標達18%，是國家標準的3.75倍；王學鋒等[44]根據(jù)廣東17個海灣的牡蠣在2001-2010年間Cd含量的監(jiān)測結(jié)果及1989-1999年的歷史數(shù)據(jù)，對廣東沿海及粵東、珠江口、粵西這三大海區(qū)牡蠣Cd含量進行了分析，并通過風險商法對其健康風險進行了評價，發(fā)現(xiàn)1989-2010年間廣東沿海的牡蠣Cd含量均值1.14 mg·kg-1(濕重)，檢出率為97.01%，其中98.64%符合中國及美國的貝類中Cd含量限量標準(≤4 mg·kg-1)；風險評價結(jié)果表明，連續(xù)食用廣東沿海牡蠣10年，其Cd含量在70年內(nèi)不會對人體構(gòu)成Cd攝入過量的風險。我國大部分地區(qū)的重金屬Cd的膳食暴露量，已經(jīng)超過國家標準，因此，部分地區(qū)食用貝類中Cd含量占PTMI推薦值的比例較高，改良貝類的養(yǎng)殖環(huán)境與養(yǎng)殖模式，降低貝類對鎘的富集水平，應(yīng)作為當前貝類養(yǎng)殖業(yè)的行業(yè)需求和發(fā)展方向。

4.2 國內(nèi)外雙殼類產(chǎn)品重金屬Cd限量標準

2017年3月17日，我國正式執(zhí)行《食品安全國家標準食品中污染物限量》(GB 2762-2012)[45]標準，以替代原《食品安全國家標準食品中污染物限量》(GB 2762-2012)[46]標準。GB 2762-2012首次明確規(guī)定，水產(chǎn)品中雙殼類Cd限量為2.0 mg·kg-1，該標準相較于農(nóng)業(yè)農(nóng)村部(原農(nóng)業(yè)部)出臺的《無公害食品一水產(chǎn)品中有毒有害物質(zhì)限量》(NY 5073-2006)[47]中1.0 mg·kg-1的限量上調(diào)了1倍，這是因為雙殼類相較于魚類，其排泄系統(tǒng)并不是十分強大，更易造成重金屬蓄積，故新標準更符合實際情況。國外關(guān)于貝類產(chǎn)品重金屬Cd限量值的相關(guān)規(guī)定中，國際食品法典委員會[48](CAC)、韓國[49]、澳大利亞及新西蘭[50]的限量值均為2.0 mg·kg-1，與我國最新發(fā)布的GB 2762-2017[45]中的要求一致；美國[51]對貝類產(chǎn)品中Cd的限量值為4.0 mg·kg-1，是我國最新標準中Cd的限量值的2倍；而歐盟[52]對貝類產(chǎn)品中Cd的限量值為1.0 mg·kg-1，與我國原先使用的NY 5073-2006[47]標準中要求一致。相關(guān)研究表明，水產(chǎn)品中雙殼貝類不同的組織器官對重金屬富集的含量不同，內(nèi)臟是主要的富集器官。吳立冬等[53]對扇貝不同部位中重金屬Cd含量進行研究，發(fā)現(xiàn)不同部位中的Cd含量依次為內(nèi)臟>扇貝鰓>扇貝邊>扇貝丁，其中扇貝內(nèi)臟含量最高，為9.22～62.50 mg·kg-1。GB 2762-2017[45]中明確指出水產(chǎn)品中雙殼類去除內(nèi)臟后重金屬Cd含量為2.0 mg·kg-1，而對重金屬Pb含量未明確指出是否為去除內(nèi)臟后的含量，只規(guī)定為1.5 mg·kg-1。因此，探究貝類不同部位的Cd含量關(guān)系到是否有必要明確分開規(guī)定含內(nèi)臟的重金屬限量標準和不含內(nèi)臟的重金屬限量標準，從而完善我國貝類產(chǎn)品相關(guān)標準中的重金屬限量指標，制定更符合我國貝類產(chǎn)品實際養(yǎng)殖和消費情況的限量標準，更好地與國際接軌，促進貝類產(chǎn)品的國際貿(mào)易。

5 展望

目前，貝類中Cd的研究重點仍是利用微波消解樣品的前處理方法與電感耦合等離子體分析方法相結(jié)合分析Cd形態(tài)，而對Cd在水產(chǎn)品貝類中的形態(tài)及分布等方面的研究較少。今后可從以下幾方面著手對貝類中Cd進一步深入研究：1)快速檢測，尤其是不同形態(tài)Cd的檢測方法，是研究海產(chǎn)貝類Cd殘留的重要方法和前提技術(shù)，其在海產(chǎn)貝類上的應(yīng)用可以作為未來研究Cd殘留的發(fā)展方向。2)在有機Cd及無機Cd的毒性差異研究方面，應(yīng)具體考慮不同形態(tài)Cd對水生生物造成的急性和慢性毒性影響，分子生物學方向關(guān)于Cd毒性在貝類轉(zhuǎn)錄組、蛋白組學上的研究需進行深入研究。3)依據(jù)貝類產(chǎn)品的消費情況開展Cd的安全風險評估工作，為相關(guān)部門做出合理的決策及制定合理的限量標準提供參考。4)開展貝類的養(yǎng)殖環(huán)境與養(yǎng)殖模式的研究，降低貝類對Cd的富集水平，是當前貝類養(yǎng)殖業(yè)的行業(yè)需求和發(fā)展方向。