張 潔，劉 克，何 雪，李 威，馮繼紅

（貴州大學農(nóng)學院，貴州 貴陽 550025）

馬鈴薯（Solanum tuberosum L.）是世界四大糧食作物之一，營養(yǎng)價值高，經(jīng)濟效益大，是工業(yè)和食品加工的重要原料[1,2]。馬鈴薯塊莖富含淀粉，可以為人體提供許多卡路里，并且富含蛋白質(zhì)，氨基酸以及各種維生素和礦物質(zhì)，并且維生素含量是所有植物中最完整的[3,4]?？梢?，馬鈴薯的質(zhì)量安全十分重要。同時馬鈴薯塊莖因其直接與土壤接觸，所以較其他糧食作物更容易受到重金屬污染[5]。

鎘（Cd）污染的食物通過口腔攝入人體內(nèi)后，在胃腸道中消化并伴隨著血液循環(huán)積聚在人體的器官和組織中，從而引起人體新陳代謝的變化和器官的組織形變，會對身體產(chǎn)生致毒作用[6,7]。近年來，飲食攝入引起的鎘暴露引起了人們的廣泛關注，但胃腸道中潛在的可吸收量并不能通過其在食物中的總量準確的計算出來[8]。因此，有必要研究通過胃腸道消化后食物基質(zhì)中污染物的相對含量。生物可給性（Bioavailability）是指污染物在胃腸道消化過程中，從基質(zhì)（如土壤、食物等）釋放到胃腸消化液中的量與總量的比值，表示基質(zhì)中污染物被人體吸收的相對量，也是人體對污染物可能吸收的最大量[9]。通常，食物中的一部分污染物在被人體吸收和消化后才從基質(zhì)中釋放出來，且只有釋放的一部分才可能被人體吸收而產(chǎn)生毒性作用。因此，對生物可給性的研究是探索人體對污染物吸收利用的重要基礎[10]。

近年來，利用體外模擬試驗研究人類通過食物、土壤等方式暴露于有毒有害物質(zhì)的生物可給性，在科學界受到了來自世界各國科研學者的關注，通過進行簡單易操作的體外模擬試驗，不僅大大的縮短了試驗周期，同時更易觀察人體對重金屬的吸收情況，能在一定程度上控制人體對重金屬被吸收患病的風險，在世界上已隨之形成一套相對成熟的人體健康評價體系[11]。目前，應用比較廣泛的體外消化方法有生理原理提取法（Physiologically based extraction test， PBET）[12]、簡單的生物可給性提取法（Simple bioaccessibility extraction test，SBET）[12]、體外胃腸道法（In vitro gastrointestinal，IVG）[10]等，而研究食物中重金屬生物有效性的常用方法是體外（In vitro）模擬胃腸消化（PBET）法[13,14]。

Ruby 等[12]較早提出了基于生理學的提取試驗（Physiologically based extraction test, PBET）模型，該模型成功地模擬了人體胃和小腸階段的消化吸收過程，并已用于許多土壤鎘研究中。通過模擬體外（In vitro）人體器官的吸收和消化試驗，從中獲取土壤中鎘的攝入量，間接了解生物可給性的信息，此技術還可以作為觀測鎘和其他土壤污染物對人體健康危害的手段，體外生物可給性試驗也被看成人們最廣泛接受的試驗和使用的主流模型之一。本研究旨在通過體外試驗（PBET）研究在人體消化道各個階段被土壤鎘污染的馬鈴薯的生物可給性，并建立線性回歸方程探究土壤有效態(tài)鎘濃度與馬鈴薯生物可給性之間的關系，以期為馬鈴薯的安全食用及降低其食用風險提供科學依據(jù)，進而保障人體健康。

1 材料與方法

1.1 試驗設計與處理

供試土壤分別為采集自威寧、納雍、鳳岡的農(nóng)田土壤，土壤類型均為黃壤，具體理化性質(zhì)見表1。采集回來的土壤經(jīng)剔除植物殘體、薄膜碎屑等雜物后磨碎，過3 mm 篩用于盆栽試驗。供試馬鈴薯品種為‘青薯9 號’，該品種是貴州省的主栽馬鈴薯品種。

表1 土壤理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of soil

盆栽試驗于2019 年4～7 月在貴州大學進行。分別稱取過3 mm 篩的威寧、納雍、鳳岡地區(qū)土壤放入直徑35 cm，高24 cm 的花盆中，加入基肥N[CO（NH2）2]、 P[Ca（H2PO4）2]、 K（K2SO4）分 別 為0.15，0.05 和 0.10 g/kg，將外源Cd（CdSO4·5H2O）以溶液形式噴入花盆（外源Cd按純Cd計算），所加濃度均為0，0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg共計5個梯度，3個地區(qū)的土壤處理方式相同，每個處理重復3次，共計45盆。待土壤穩(wěn)定半個月后種植馬鈴薯，后期用蒸餾水進行澆灌并保持田間持水量60%，待馬鈴薯成熟后統(tǒng)一收取帶回實驗室進行處理。

1.2 測定指標及方法

土壤有效態(tài)鎘的測定采用CaCl2浸提取法[15]；總鎘的測定：三酸（硝酸、氫氟酸、鹽酸）消解，使用ICP-MS測定[16]；土壤基本理化性質(zhì)的測定[17]：pH 采用電位法測定（水土比為2.5∶1）；土壤總氮采用過硫酸鉀氧化法測定；土壤總磷采用鉬銻抗比色法測定；土壤有機質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測定；土壤全氮用半微量開氏法；陽離子交換量（CEC）用醋酸鈉—火焰光度法測定。

1.3 In vitro人工胃腸模擬試驗

利用 Ruby 等[12]提出的試驗方法（PBET）進行模擬人體腸胃對馬鈴薯的消化，PBET 模型的詳細試驗步驟如下：

胃階段消化過程：配制1 L 模擬胃液（含0.15 mol/L 氯 化 鈉 、 0.50 g 蘋 果 酸 、 0.50 g 檸 檬酸、0.50 mL冰乙酸和0.42 mL乳酸），用12 mol/L濃HCl 調(diào)節(jié)pH 至1.5，后加入1.25 g 胃蛋白酶。將0.30 g馬鈴薯樣品及30.00 mL胃液混合于50 mL離心管內(nèi)，并置于37℃，200 r/min 水浴振蕩器。1 h 后，用針筒從離心管中吸取10 mL 反應液后過0.45 μm 濾膜，4℃保存待測鎘含量。

小腸階段消化過程：向50 mL 離心管中添加NaHCO3粉末將反應液的pH調(diào)至7.0，加入0.018 g胰酶和0.06 g 膽鹽，接著前面的條件反應4 h。反應期間，每隔30 min 觀察監(jiān)測反應液的pH，若與初始值有偏差，則用12 mol/L 的濃HCl 或NaHCO3粉末對其進行調(diào)節(jié)，從而保證穩(wěn)定的pH 進行反應。4 h 后，吸取 10 mL 反應液，過 0.45 μm 濾膜，4℃保存待測鎘含量。上述步驟每個處理均重復操作3 次，待測濾液用ICP-MS 測定。

1.4 計算方法

1.4.1 鎘的生物可給性計算

鎘在胃階段或小腸階段的生物可給性的計算：

BA（%）=（CIVVIV）/（CSMS）× 100

式中，BA 為鎘的生物可給性，%；CIV為In vitro 試驗的胃階段或小腸階段所測得待測液中鎘的可溶態(tài)濃度，mg/L，即ICP-MS 的測定值；VIV為離心管內(nèi)的反應液體積，L，本試驗為0.03 L；CS為馬鈴薯樣品中的鎘總量，mg/kg；MS為添加入離心管的馬鈴薯樣品的質(zhì)量，kg，本試驗為0.000 3 kg。

1.4.2 馬鈴薯中Cd的健康風險評估

馬鈴薯中的Cd 每日暴露量（Average daily dose，ADD）的計算：

ADD = Cm× Wc× BA/Wb

式中，Cm為馬鈴薯樣品中Cd 的濃度，mg/kg；Wc是每人每天消耗的馬鈴薯總量，kg/d；BA 是小腸階段Cd 的生物可給性；Wb為成年人或兒童的平均體重，kg；成年男子的體重為66.2 kg[18]；6 歲男童的體重為23 kg[19]；成人每天馬鈴薯攝入最大量為100 g/d，兒童為50 g/d[20]。

馬鈴薯中Cd 的健康風險指數(shù)危害商（Hazard quotient，HQ）的計算：

HQ = ADD/RfD

式中，Cd 的參考劑量 RfD 為 0.001 mg/kg·d[21]。如果HQ ＞1.0，就說明該馬鈴薯樣品存在健康風險。由于人體主要的吸收器官是小腸，因而用小腸階段Cd 生物可給性的結果來計算人體健康風險。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用DPS 7.05 對相關數(shù)據(jù)進行差異顯著性分析[包括單因素方差分析，組間采用最小顯著差異法（LSD）多重比較]，Excel 2016 進行數(shù)據(jù)整理和Origin 9.2 進行圖表繪制。

2 結果與分析

2.1 馬鈴薯的生物可給性分析

2.1.1 不同土壤類型鎘污染下馬鈴薯的生物可給性

威寧土壤鎘污染下馬鈴薯的生物可給性在胃階段與小腸階段的生物可給性如圖1 所示，在胃階段，當鎘濃度為0.5 ，1.0 ，1.5 和2.0 mg/kg時，生物可給性較 CK 處理（0 mg/kg）差異顯著，且四者之間差異均達顯著水平；在小腸階段，當鎘濃度為 0.5 ，1.0 ，1.5 和 2.0 mg/kg時，生物可給性較CK（0 mg/kg）處理差異達到顯著水平，且各處理間均見顯著性差異?？芍k在胃階段及小腸階段的生物可給性均與鎘污染濃度呈正相關。

圖1 不同鎘污染下馬鈴薯的生物可給性Figure 1 Bioavailability of potato under different cadmium contaminations

納雍土壤鎘污染下對馬鈴薯的生物可給性在胃階段與小腸階段的生物可給性如圖1 所示，在胃階段，當鎘濃度為0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg時，鎘的生物可給性較CK（0 mg/kg）處理差異為顯著水平，且四者之間差異均達顯著水平；在小腸階段，當鎘濃度為0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg時，生物可給性較CK（0 mg/kg）處理差異達到顯著水平，且各處理間均見顯著性差異。同時，隨著鎘污染濃度的增大，生物可給性也越大。

鳳岡土壤鎘污染下對馬鈴薯的生物可給性在胃階段與小腸階段的生物可給性如圖1 所示，在胃階段，當鎘濃度為0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg時，鎘的生物可給性較CK（0 mg/kg）處理差異為顯著水平，且四者之間差異均達顯著水平；在小腸階段，當鎘濃度為0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg時，生物可給性較CK（0 mg/kg）處理差異達到顯著水平，且各處理間均見顯著性差異。

由圖1 可知，鎘生物可給性與鎘污染濃度呈正相關。

2.1.2 鎘污染下不同階段馬鈴薯的生物可給性

威寧、納雍、鳳岡土壤在胃階段馬鈴薯的生物可給性如圖1 所示，不同鎘濃度作用下三個地區(qū)之間生物可給性差異均達到顯著水平，當鎘濃度為0.5 mg/kg 時，威寧的生物可給性大于鳳岡小于納雍，在另外4 種鎘濃度作用下威寧的生物可給性均低于納雍和鳳岡；當鎘濃度為2.0 mg/kg 時三個地區(qū)鎘的生物可給性均達到了最大值，鳳岡、納雍和威寧分別為4.54%、3.87%和2.87%，鳳岡較納雍高出0.67 個百分點，較威寧高出1.67個百分點；三個地區(qū)鎘的生物可給性平均值分別為2.98%、3.02%、2.158%，并且從整體來說鎘在胃階段的生物可給性是納雍最大，鳳岡次之，威寧最小。

威寧、納雍、鳳岡土壤在小腸階段馬鈴薯的生物可給性如圖1 所示，鎘濃度為0 mg/kg 時，鳳岡和納雍之間差異不顯著，但兩者較威寧差異顯著；鎘濃度為0.5、1.0、1.5、2.0 mg/kg 時，三個地區(qū)之間生物可給性差異均達到顯著水平；鎘濃度為0、0.5、1.0、1.5 mg/kg 時，威寧的生物可給性均小于納雍和鳳岡；鎘濃度為2.0 mg/kg 時，三個地區(qū)鎘的生物可給性均達到了最大值，鳳岡、納雍和威寧分別為2.20%、1.34%和1.43%，鳳岡較納雍高出0.86 個百分點，較威寧高出0.77 個百分點；三個地區(qū)鎘的生物可給性平均值分別為1.22%、1.10%、0.89%，并且從整體來說鎘在小腸階段的生物可給性是鳳岡最大、納雍次之、威寧最小。

2.2 有效態(tài)鎘對馬鈴薯鎘的生物可給性影響

威寧、納雍、鳳岡土壤胃階段Cd 的生物可給性分別為1.18%～2.87%、2.09%～3.87%、1.74%～4.54%，小腸階段Cd 的生物可給性分別為0.34%～1.43%、0.83% ～1.34%、0.84% ～2.20%，有效態(tài)鎘含量范圍分別是5.64×10-2～0.13 mg/kg、1.43×10-2～0.11 mg/kg、1.15×10-4～8.80×10-4mg/kg（表2）。威寧、納雍、鳳岡土壤馬鈴薯鎘的生物可給性含量（PCd）在胃階段和小腸階段與土壤有效態(tài)鎘含量（SCd）均可建立回歸方程，擬合優(yōu)度均較好，其中納雍土壤擬合優(yōu)度最好，胃階段和小腸階段R2分別達到了0.99 和0.98，其次是鳳岡土壤而后是威寧土壤，這表明各土壤中馬鈴薯鎘的生物可給性在胃階段和小腸階段與土壤有效態(tài)鎘含量呈正相關（表3）。由此可知隨著鎘污染濃度的增大，有效態(tài)鎘和馬鈴薯生物可給性增大的趨勢一致，說明有效態(tài)鎘含量越高，馬鈴薯生物可給性越大。

表2 土壤有效態(tài)鎘與馬鈴薯生物可給性描述性統(tǒng)計分析Table 2 Descriptive statistical analysis of soil available cadmium and potato bioavailability

表3 土壤有效態(tài)鎘與馬鈴薯生物可給性的相關分析Table 3 Correlation analysis between soil available cadmium and potato bioavailability

2.3 人體健康風險評估

在考慮小腸階段鎘的生物可給性的情況下，按照公式計算分析得到成人和兒童Cd 的每日暴露量（ADD）和健康風險指數(shù)危害商（HQ）（表4）。由表 4 可知成人 ADD 的范圍為 2.41×10-7～2.89×10-4mg/kg·d，成人 HQ 的范圍為 2.41×10-4～2.89×10-1mg/kg·d，兒童 ADD 的范圍為 3.47×10-7～4.16×10-4mg/kg·d，兒童HQ的范圍為3.47 ×10-4～4.16 × 10-1mg/kg·d，可見成人和兒童 HQ均＜1.0，說明不同濃度污染下馬鈴薯樣品中的Cd 對人體的健康風險較小。

表4 馬鈴薯中Cd的健康風險評估Table 4 Health risk assessment of Cd in potatoes

3 討 論

重金屬對環(huán)境的危害程度，取決于重金屬的總量，從而決定其生物可給性[22]，本試驗測得在5個Cd 濃度梯度作用下，威寧土壤上種植的馬鈴薯塊莖Cd含量為5.64 ×10-2～1.34 × 10-1mg/kg， 納雍土壤上為1.40×10-2～1.12×10-1mg/kg，鳳岡土壤上為0～1.21 × 10-4mg/kg；依據(jù) GB 2762—2017《食品安全國家標準食品中污染物限量》的執(zhí)行標準[23]，納雍土壤上當Cd 濃度處理為2.0 mg/kg 時，馬鈴薯塊莖Cd含量超過國家安全限量值0.1 mg/kg，威寧土壤上當Cd 濃度處理超過1.0 mg/kg 時馬鈴薯塊莖Cd 含量超標，而鳳岡土壤上種植的馬鈴薯塊莖Cd 含量均未超標，且有大量文獻報道馬鈴薯各部位Cd 含量大小為根＞莖＞葉＞塊莖[24-26]。而由本試驗研究結果可知，馬鈴薯鎘的生物可給性在胃階段和小腸階段與鎘污染濃度呈正相關性，這表示鎘污染濃度是控制生物可給性的主要因素，鎘污染程度越大的土壤，其鎘的生物可給性就越高，這與張瑞瑞等[27]的研究結果一致，隨著土壤Cd 濃度增加，馬鈴薯植株各部位Cd 含量上升，且馬鈴薯塊莖（可食部分）有相對較強的富集作用。這是因為重金屬不能被生物降解，相反卻能在食物鏈的生物放大作用下，成千百倍地富集。本試驗中納雍、威寧、鳳崗土壤胃階段和小腸階段的生物可給性的范圍分別為2.09%～3.87%、0.83%～1.34%，1.18%～2.87%、0.34%～1.43%，1.74%～4.54%、0.84%～2.20%，得出馬鈴薯鎘的生物可給性在胃階段均比在小腸階段高，且在小腸階段的變化趨勢與在胃階段的變化趨勢相似，反映出土壤重金屬從胃相到腸相是一個逐步消化吸收的過程[22]，李夢瑩等[28]研究得出Cd 的生物可給性在胃相中為3.1%，在腸相下降到0.6%，與本試驗研究結果一致。 陳曉晨等[29]研究得出土壤鉛在胃階段的生物可給性為72.73%～82.60%，進入小腸階段后，土壤鉛的生物可給性極顯著降

低至22.8%～27.7%。研究的重金屬與本試驗不同但得到了相同的結果。而馬嬌陽等[8]測得四種重金屬（Zn、Cu、Cd 和Pb）在胃階段生物可給性范圍分別為2.10%～48.28%、4.84%～33.73%、16.04%～42.81%、1.81%～15.71%，小腸階段為2.05%～36.91%、13.17%～22.23%、10.19%～23.10%、0.60%～2.69%，胃階段的生物可給性低于小腸階段，與本試驗的研究結果正好相反，可能是因為采樣試驗與本盆栽試驗不同和不同地區(qū)土壤類型賦存形態(tài)不同導致； Li 等[30]測定不同類型土壤重金屬Cd 的生物可給性為60.9%～99.4%，比本試驗所得生物可給性高出60.9%～94.86%。

重金屬的生物可給性均小于100%，由此說明并不是土壤全部重金屬可溶解在人體消化系統(tǒng)中，基于重金屬總量進行的評估可能會高估其健康風險[31]，故本試驗用土壤有效態(tài)進行馬鈴薯生物可給性的評估，得出土壤有效態(tài)鎘含量與馬鈴薯鎘的生物可給性呈正相關。這說明土壤有效態(tài)鎘對馬鈴薯鎘的生物可給性有著重要影響，土壤有效態(tài)鎘含量越高，馬鈴薯鎘的生物可給性越高，這與賈振亞[22]的研究結果一致，土壤中有效態(tài)鎘的增加，導致馬鈴薯鎘的生物可給性升高，與王連平和宋勝煥[32]的研究結果也一致，籽實的鎘含量與土壤有效態(tài)含量呈很好的正相關。土壤總鎘與土壤有效態(tài)鎘呈正相關，與馬鈴薯鎘的生物可給性也呈正相關，所以馬鈴薯鎘的生物可給性可能受土壤總鎘的影響，這可能是因為植物所能吸收利用的鎘是土壤有效態(tài)鎘，而植物對重金屬又有富集作用，所以這導致了馬鈴薯鎘的生物可給性與土壤有效態(tài)鎘呈正相關。

馬鈴薯作為世界第四大糧食作物，對其重金屬的健康風險研究極其重要。吳建杰等[33]研究了不同產(chǎn)地柴胡飲片中重金屬整體殘留情況以及柴胡飲片攝入而導致的重金屬健康風險，風險評估模型計算成人和兒童最高的總體危害商值（HI）分別為0.799 和0.714 , 成人和兒童的HI 均小于1（HI ＜1）提示柴胡飲片重金屬含量處于安全范圍，不會對人體產(chǎn)生明顯危害，并且提出柴胡飲片重金屬生物可給性研究相比較重金屬總量測定能更準確的判斷柴胡飲片中重金屬的風險，與本文所得結果一致。前人也有對重金屬污染嚴重區(qū)進行研究，如陳奕[34]利用體外胃腸法（IVG）進行重金屬污染的工業(yè)場地土壤對人體健康的風險研究，得出4 種重金屬（Cu、As、Sb 和Ni）的危害商指數(shù)（HQois)，其值均小于1，健康風險較低，雖然使用的模擬方法與本試驗不同，但是進行評價的結果一致；孫立強等[35]探究煤礦周邊農(nóng)田土壤重金屬污染狀況以及評估可能對人體帶來的健康危害時發(fā)現(xiàn)成人和兒童不同重金屬非致癌風險暴露量均小于1，說明成人和兒童均不存在非致癌風險，與本研究結果一致，可見重金屬污染嚴重的煤礦周邊也不一定會對人體產(chǎn)生傷害，但其并未研究并評價植物體內(nèi)的重金屬。陳丹等[36]采用Pb、Zn 全量和有效態(tài)進行分析，得到成人和兒童的健康風險均在可接受范圍內(nèi)，但兒童潛在的健康風險不容忽視，雖然研究的重金屬不同，但和本研究均采用的有效態(tài)Cd 進行評價且結果一致。也有學者使用方法修復土壤重金屬從而評價其對人體健康的影響，如尹娟等[37]利用SBET 方法研究了廣西某流域農(nóng)田土壤7 種重金屬（Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、As 和 Cr）的生物可給性，得出經(jīng)生物可給性修正后，土壤重金屬對兒童和成人的非致癌風險和致癌風險均大幅度降低，但對兒童依然有一定的致癌風險，可能成人隨著機體器官的發(fā)育完善，抵抗外界風險能力的提升，故對于重金屬的致癌風險要低于兒童，該結論也與姚冬菊等[38]研究的貴州省獨山縣某銻冶煉廠周邊農(nóng)田土壤重金屬所得結論一致。也有研究表明土壤重金屬對于成人和兒童健康均存在致癌風險，如林承奇等[39]研究了閩西南農(nóng)田土壤-水稻系統(tǒng)中8 種重金屬（Cd、Zn、Cu、Ni、Hg、As、Cr 和Pb）的生物可給性及健康風險，結果表明考慮8 種重金屬情況下對成人和兒童的綜合非致癌風險指數(shù)平均值分別為2.71 和4.06，可能存在非致癌風險，與本試驗的研究結果相反，這可能是因為地區(qū)土壤和評價方法不一樣造成的。有學者用與本研究相同的方法進行非土壤中重金屬的評價，廖文等[40]通過體外（In vitro）模擬胃腸消化（PBET）法對魚肉中砷和硒的生物可給性進行了考察，得出成人和小孩攝入無機砷的致癌風險分別為1.69×10-5～5.81×10-4和2.13×10-4～7.34×10-4，是可接受或可容忍的風險的0.17～7.3 倍，尤其是小孩，更易攝入砷產(chǎn)生毒害，可能是該研究的重金屬與本研究不同，所導致的致癌風險結果也不同。

本試驗中，在3 個地區(qū)不同土壤中，馬鈴薯的生物可給性均與鎘污染濃度呈正相關，馬鈴薯鎘的生物可給性在胃階段均比在小腸階段高；土壤鎘的有效性越高，鎘的生物可給性越高，且馬鈴薯鎘的生物可給性（PCd）與土壤有效態(tài)（SCd）之間的擬合程度很好；鎘污染下馬鈴薯的胃階段生物可給性是納雍土壤最大，鳳岡土壤次之，威寧土壤最?。恍∧c階段生物可給性是鳳岡土壤最大、納雍土壤次之、威寧土壤最小。在人體健康風險評價中，成人和兒童的健康風險指數(shù)危害商（HQ）均小于1.0，說明該實驗馬鈴薯中Cd 對人體健康風險較小。