中國養殖中華絨螯蟹中鎘的殘留現狀及膳食風險評估

董欣悅，宋超 *，張聰 ，汪倩 ，裘麗萍 ，陳家長, *

1. 南京農業大學無錫漁業學院，江蘇 無錫，214081；2. 中國水產科學研究院淡水漁業研究中心，江蘇 無錫 214081；3. 農業農村部水產品質量安全環境因子風險評估實驗室（無錫），江蘇 無錫 214081；4. 農業農村部水產品質量安全控制重點實驗室，北京 100000

鎘（Cd）是一種常見的重金屬污染元素。隨著工業的發展，鎘不斷被開發和利用，給自然環境帶來了嚴重影響（羅正明等，2015）。自然環境中的鎘主要來源于地殼運動、巖石風化、火山活動或富鎘土壤浸出等自然因素，以及采礦、冶煉、生產和使用鎳鎘電池等人為活動（Tulonen et al.，2012），工業“三廢”尤其是廢水污染對環境的影響比較嚴重（吳立冬等，2015）。鎘可以通過食物鏈的傳遞在生物體內進行富集（杜麗娜等，2013），且難以被生物降解，其半衰期長達 20年。長期食用被鎘污染的食品，體內蓄積過量的鎘會引起人體多系統、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在動物試驗中得到證實（Guardiola et al.，2013；Younis et al.，2013；Gunnarsson et al.，2003）。此外，鎘先后被聯合國糧農組織（FAO/WHO）、聯合國環境規劃署（UNEP）和國際癌癥研究機構（IARC）列為第三位優先研究的食品污染物（謝黎虹等，2003）、12種全球性危害的化學物質之首（張雪嬌等，2013）以及肺癌致癌物（IARC，1993）。可見，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險和生理毒性風險。

環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，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，對環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（梁輝等，2017）。戴光偉等（2016）發現甲殼類對鎘有較強的濃縮富集能力。甲殼類水產品中存在一定程度的鎘超標問題：徐立新（2018）利用中國知網數據進行統計，在抽取的638份樣品中，甲殼類的超標率為10.82%；劉媛媛等（2010）對洋口港的水產品進行檢測，發現鎘在貝類中超標嚴重；和慶等（2017）研究了湖北淡水小龍蝦體內的重金屬含量，發現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準，但龍蝦體內重金屬仍有部分超標。此外，較高濃度的鎘會嚴重影響水產養殖動物的正常生長（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行了綜述，指出這些重金屬的單獨存在均能在一定程度上對水生生物的正常生長與繁殖產生影響。

中華絨螯蟹（Eriocheir sinensis），又稱河蟹，其肉味鮮美，營養豐富，富含有豐富的維生素，在中國境內，廣泛分布于南北沿海各地湖泊，其中以長江水系產量最大。已有研究表明，中華絨螯蟹體內重金屬鎘含量超標嚴重，陳海檳（2015）對廣州魚市場中的螃蟹進行安全評價，發現該地區螃蟹Cd含量的超標率達到96.69%；張鳥飛等（2016）檢測了舟山螃蟹等甲殼類的Cd含量，發現其重金屬Cd含量存在超標現象。近年來的研究顯示中國水產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者喜愛的水產品，其年產量不斷增加（中國漁業統計年鑒，2017），因此對中華絨螯蟹進行鎘的膳食風險評估具有重要意義。本研究對中國中華絨螯蟹產量較大的遼河、黃河和長江地區的中華絨螯蟹中的鎘含量進行檢測，同時進行膳食風險評估；3個地區總產量占全國總產量60%，具有較強的代表性，能夠一定程度上反映中國養殖中華絨螯蟹鎘的殘留狀況（中國漁業統計年鑒，2017），為我國水產品質量安全保障提供一定的理論依據。

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（上海和泰儀器有限公司）。

試劑：10.0 mg·L-1混合標準儲備液（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準溶液；100.0 mg·L-1內標溶液（美國安捷倫科技有限公司）；1.00 μg·L-1質譜調諧液（美國安捷倫科技有限公司）；硝酸，30%雙氧水（國藥集團化學試劑有限公司）。實驗過程中所用試劑均為優級純。

實驗過程中所用消解罐、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。實驗室用水均為超純水。

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、江蘇地區的中華絨螯蟹池塘養殖基地中采集 86份樣本，每份樣本包括同一養殖塘內的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絞成勻漿，冷凍保存備用。

圖1 樣品采集地點分布圖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，在控制面板上設定消解程序和參數；升溫程序為：由室溫快速升至 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

開機之前，先進行碰撞反應池維護和樣品引入維護與優化，優化后的儀器參數見表1。

表1 電感耦合等離子體質譜參數Table 1 Inductively coupled plasma mass spectra parameters

1.4 質量控制

為了保證實驗結果的可靠性和準確性，采取嚴格的質量控制。使用ICP-MS對樣品進行重復性檢測（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，標準曲線相關系數達到99.9%，相對標準偏差在5%以內。

1.5 評價標準

1.5.1 污染程度評價

采用單因子污染指數法（霍苗苗，2016）評價水產品體內重金屬元素的污染情況。其計算公式為：

式中，Pi為污染物i的指數；Ci為污染物i的含量，mg·kg-1；Si為污染物i的標準限值，mg·kg-1。

單因子污染指數越大表明污染程度越嚴重，反之則表明水產品受重金屬的污染越輕，環境質量越好。當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0.2≤Pi≤0.6時，表明處于輕度污染水平；當0.6＜Pi＜1.0時，為中度污染水平；當Pi≥1.0則為重污染，表明該重金屬元素已經超標。

1.5.2 膳食風險評估

概率評估模型（USEPA，1989）是以污染物和消費量均為分布數據，其數學表達式為：

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計算（藺翠翠等，2018），d·a-1；EDtot（Exposure Duration）表示持續暴露時間，year，人的平均壽命按70年計算；FIR表示水產品的平均膳食量，kg·d-1·person-1，29.60 g·d-1（環境保護部，2013）；C表示水產品中重金屬質量分數，mg·kg-1；BWa表示成人平均體重，按60.6 kg計算（環境保護部，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品途徑的非致癌健康風險。以計算的人體重金屬的每日暴露量（EDI）與參考劑量（RfD）的比值為評價標準，其數學表達式為：

式中，THQ表示風險值；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THQ＜1時，可認為該重金屬對暴露人群沒有明顯的健康風險；當 THQ＞1時，可認為該重金屬對暴露人群存在健康風險。

1.6 數據處理

數據統計在 Excel 2010軟件中完成，并利用Graph Pad Prism 7進行繪圖，配對樣本t檢驗在SPSS 20.0中完成。以P＜0.05作為差異顯著性水平。在進行多重比較時，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殖地區共采集樣品86份，測定Cd的含量，如圖2所示，86份樣品檢出率為100%，Cd質量分數范圍在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）和無公害食品水產品中有毒有害物質限量（NY 5073—2006）中規定甲殼類水產動物的鎘限量指標為 0.5 mg·kg-1。據此，有 85份樣品Cd的含量低于國家限量指標，有1份樣品超出限量標準。

2.2 中華絨螯蟹主要產區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份樣品的平均質量分數為 0.060 mg·kg-1，中位值為 0.056 mg·kg-1，超標率為 0；黃河水系 5份樣品的平均質量分數為 0.088 mg·kg-1，中位值為 0.073 mg·kg-1，超標率為 0；長江水系70份樣品的平均質量分數為0.173 mg·kg-1，中位值為0.084 mg·kg-1，超標率為1.43%。從圖3可以看出，中華絨螯蟹 Cd含量整體表現為長江＞黃河＞遼河，經顯著性分析，遼河、黃河和長江 3個水系中中華絨螯蟹體內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 江蘇地區中華絨螯蟹Cd的殘留情況

在《2017中國漁業統計年鑒》中，江蘇地區河蟹養殖產量占全國地區河蟹養殖產量的44%，本次采樣根據不同湖泊地區的養殖基地數量進行采樣數量分配，最終在江蘇地區采集為了 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質量分數的平均值分別為 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 江蘇地區中華絨螯蟹養殖地區Cd的含量Fig. 4 Cd content in Eriocheir sinensis breeding areas in Jiangsu Province

2.4 污染指數及膳食風險評價

利用單因子污染指數計算 86份中華絨螯蟹樣品體內Cd的污染指數，其結果見圖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的P值均小于0.4；而在長江地區的湖泊中，則出現中度污染的樣品，但是所占比例較小，說明大部分中華絨螯蟹的養殖環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的Cd進行健康風險評價，得到的風險熵范圍為4.375×10-3－8.178×10-1，有 98.837%的樣品風險熵低于0.0754，遠均低于1，說明正常食用中華絨螯蟹是安全的。

3 討論

3.1 中國養殖中華絨螯蟹Cd的污染情況

從 86份樣品檢測結果來看，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Cd的殘留量明顯高于遼河和黃河地區，但無顯著性差異；這可能與中國工業發展的南北差異有關。重金屬污染源主要包括以Cd為主要成分的工業污染源，工業是我國城市土壤重金屬含量升高的主要原因（賈華清，2007），且高值區主要集中在污染企業分布密集和人類活動頻繁的地區，霍苗苗（2016）對中國沿海城市水產品進行檢測，結果表明，舟山地區水產品Cd含量高于天津地區，這與本研究中華絨螯蟹Cd含量呈南高北低的趨勢相一致。長三角地區人口多，工業發展程度比遼寧和山東發達，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查中發現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，黃海部分漁業水域鎘超標相對較重，這與本文研究結果一致。

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

3.2 長江地區養殖中華絨螯蟹Cd殘留的差異性比較

在江蘇地區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Cd的殘留量相對較高，經顯著性差異分析以后，發現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）報道陽澄湖水體鎘污染嚴重，蔣豫等（2016）對陽澄湖表層沉積物的Cd殘留量進行檢測，發現其Cd殘留量是江蘇省土壤重金屬環境背景值的4.22倍，目前認為湖區工業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殖環境整體良好。固城湖雖然與其他湖泊之間沒有差異，但其含量偏高。根據調查得知（李濤等，2014），近年來固城湖河蟹養殖業發展迅猛，固城湖成為江蘇省重要的水產養殖基地。據統計，近 11年間，湖區河蟹養殖產量增長了 335%，而水產養殖污染超過了一半，池塘中的投餌、施肥造成水體中有機物大量沉積，對環境造成隱患。固城湖的環境背景值持續偏高，也可能是中華絨螯蟹體內Cd含量偏高的重要原因。

3.3 養殖中華絨螯蟹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進行風險評估，經計算得到所測定的樣品中，Cd的風險值均小于1，說明整體上膳食攝入中華絨螯蟹Cd是沒有風險的。藺翠翠等（2018）對遼寧盤錦地區的河蟹進行鎘的暴露風險評估，得出單一食用盤錦河蟹的致癌風險較低。張聰等（2017）對環太湖流域的中華絨螯蟹中的鎘進行膳食風險評估，樣品大多處于輕微污染水平，且食用中華絨螯蟹的膳食風險較低。膳食風險評估結果與本研究相一致，說明中國中華絨螯蟹中鎘的膳食風險是相對穩定的。

4 結論

根據檢測結果，Cd在中華絨螯蟹體內的平均質量分數為0.154 mg·kg-1，有1個樣品超出國家限量標準，超標率為1.16%。中華絨螯蟹體內鎘的殘留量在遼河、黃河和長江3個養殖區之間沒有顯著差異，但長江地區的太湖與陽澄湖之間存在顯著性差異，且陽澄湖地區明顯高于其他地區。

通過污染指數分析，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殖環境基本良好；膳食風險評估顯示，正常食用中華絨螯蟹無膳食風險。此外，5.814%的樣品是處于中、重度污染，且最大風險熵為0.818，接近于1，因此需加強各個養殖區之間Cd的監控，為中國居民食用水產品的安全提供一定的保障。