中国养殖中华绒螯蟹中镉的残留现状及膳食风险评估

董欣悦，宋超 *，张聪 ，汪倩 ，裘丽萍 ，陈家长, *

1. 南京农业大学无锡渔业学院，江苏 无锡，214081；2. 中国水产科学研究院淡水渔业研究中心，江苏 无锡 214081；3. 农业农村部水产品质量安全环境因子风险评估实验室（无锡），江苏 无锡 214081；4. 农业农村部水产品质量安全控制重点实验室，北京 100000

镉（Cd）是一种常见的重金属污染元素。随着工业的发展，镉不断被开发和利用，给自然环境带来了严重影响（罗正明等，2015）。自然环境中的镉主要来源于地壳运动、岩石风化、火山活动或富镉土壤浸出等自然因素，以及采矿、冶炼、生产和使用镍镉电池等人为活动（Tulonen et al.，2012），工业“三废”尤其是废水污染对环境的影响比较严重（吴立冬等，2015）。镉可以通过食物链的传递在生物体内进行富集（杜丽娜等，2013），且难以被生物降解，其半衰期长达 20年。长期食用被镉污染的食品，体内蓄积过量的镉会引起人体多系统、多脏器的损害（梁辉等，2017），同时镉的致畸作用和致癌作用也已经在动物试验中得到证实（Guardiola et al.，2013；Younis et al.，2013；Gunnarsson et al.，2003）。此外，镉先后被联合国粮农组织（FAO/WHO）、联合国环境规划署（UNEP）和国际癌症研究机构（IARC）列为第三位优先研究的食品污染物（谢黎虹等，2003）、12种全球性危害的化学物质之首（张雪娇等，2013）以及肺癌致癌物（IARC，1993）。可见，镉的危害性极大，人类若食用含镉食物将具有较高的膳食风险和生理毒性风险。

环境中的镉离子易通过摄食、呼吸和吸附作用被生物利用（高天然等，2017），镉通过食物链逐渐富集在底栖水生生物体内，造成急性和慢性中毒，影响生物生存。甲壳类由于底栖的生活模式、滤食食性、移动性差以及活动范围小等特点，对环境污染的变化通常缺乏回避能力，容易暴露于污染物中并将其富集于体内（梁辉等，2017）。戴光伟等（2016）发现甲壳类对镉有较强的浓缩富集能力。甲壳类水产品中存在一定程度的镉超标问题：徐立新（2018）利用中国知网数据进行统计，在抽取的638份样品中，甲壳类的超标率为10.82%；刘媛媛等（2010）对洋口港的水产品进行检测，发现镉在贝类中超标严重；和庆等（2017）研究了湖北淡水小龙虾体内的重金属含量，发现尽管水体中重金属含量低至几乎检测不出，沉积物的重金属含量符合标准，但龙虾体内重金属仍有部分超标。此外，较高浓度的镉会严重影响水产养殖动物的正常生长（陈永耀，2001）。李洪利等（2007）从特定的Hg、Cd、Pb、Cr 4种重金属对水生生物的影响方面进行了综述，指出这些重金属的单独存在均能在一定程度上对水生生物的正常生长与繁殖产生影响。

中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis），又称河蟹，其肉味鲜美，营养丰富，富含有丰富的维生素，在中国境内，广泛分布于南北沿海各地湖泊，其中以长江水系产量最大。已有研究表明，中华绒螯蟹体内重金属镉含量超标严重，陈海槟（2015）对广州鱼市场中的螃蟹进行安全评价，发现该地区螃蟹Cd含量的超标率达到96.69%；张鸟飞等（2016）检测了舟山螃蟹等甲壳类的Cd含量，发现其重金属Cd含量存在超标现象。近年来的研究显示中国水产品正面临巨大的重金属污染压力。中华绒螯蟹作为深受消费者喜爱的水产品，其年产量不断增加（中国渔业统计年鉴，2017），因此对中华绒螯蟹进行镉的膳食风险评估具有重要意义。本研究对中国中华绒螯蟹产量较大的辽河、黄河和长江地区的中华绒螯蟹中的镉含量进行检测，同时进行膳食风险评估；3个地区总产量占全国总产量60%，具有较强的代表性，能够一定程度上反映中国养殖中华绒螯蟹镉的残留状况（中国渔业统计年鉴，2017），为我国水产品质量安全保障提供一定的理论依据。

1 材料和方法

1.1 仪器与试剂

仪器：Agilent 7800 ICP-MS（美国安捷伦科技有限公司）；Ethos D微波消解仪（莱伯泰科有限公司）；电子分析天平（梅特勒-托利多仪器有限公司）；Master-Q UT水纯化系统（上海和泰仪器有限公司）。

试剂：10.0 mg·L-1混合标准储备液（美国安捷伦科技有限公司），用 2%硝酸逐级稀释配制成不同浓度混合标准溶液；100.0 mg·L-1内标溶液（美国安捷伦科技有限公司）；1.00 μg·L-1质谱调谐液（美国安捷伦科技有限公司）；硝酸，30%双氧水（国药集团化学试剂有限公司）。实验过程中所用试剂均为优级纯。

实验过程中所用消解罐、容量瓶、烧杯、玻璃棒、移液管等均用10%的硝酸溶液浸泡24 h以上，再用超纯水冲洗干净，去除容器壁上的可溶性重金属离子。实验室用水均为超纯水。

1.2 样品采集

本次采样集中于2017年9－10月（中华绒螯蟹上市高峰期），在辽宁、山东、江苏地区的中华绒螯蟹池塘养殖基地中采集 86份样本，每份样本包括同一养殖塘内的15只母蟹和15只公蟹，共采集中华绒鳌蟹个体2580个。江苏地区样品采集见图 1，将采集来的新鲜中华绒螯蟹洗净，用剪刀去壳、去鳃后，将整蟹可食部分全部取出，每份样品一同用绞肉机绞成匀浆，冷冻保存备用。

图1 样品采集地点分布图Fig. 1 Distribution of sample collection site

1.3 样品处理

1.3.1 样品的消解

准确称取处理好的匀浆样品(0.5 ±0.01) g，放入消解罐中，依次加入5 mL HNO3、2 mL H2O2、1 mL超纯水到消解罐中。打开微波消解仪（功率为1000 W）电源，在控制面板上设定消解程序和参数；升温程序为：由室温快速升至 140 ℃（5 min），由140 ℃缓慢升温至 190 ℃（8 min），190 ℃保持15 min，再从190 ℃降至室温（10 min）；微波消解结束后待其自然冷却至室温，将消化液用超纯水定容至50 mL，摇匀过滤，备用。

1.3.2 ICP-MS工作条件

开机之前，先进行碰撞反应池维护和样品引入维护与优化，优化后的仪器参数见表1。

表1 电感耦合等离子体质谱参数Table 1 Inductively coupled plasma mass spectra parameters

1.4 质量控制

为了保证实验结果的可靠性和准确性，采取严格的质量控制。使用ICP-MS对样品进行重复性检测（n=3），获得镉的回收率为 98.305%±6.45%，仪器检出限为(0.035±0.001) mg·kg-1，标准曲线相关系数达到99.9%，相对标准偏差在5%以内。

1.5 评价标准

1.5.1 污染程度评价

采用单因子污染指数法（霍苗苗，2016）评价水产品体内重金属元素的污染情况。其计算公式为：

式中，Pi为污染物i的指数；Ci为污染物i的含量，mg·kg-1；Si为污染物i的标准限值，mg·kg-1。

单因子污染指数越大表明污染程度越严重，反之则表明水产品受重金属的污染越轻，环境质量越好。当Pi＜0.2时，表明重金属浓度符合正常背景值范围，处于未污染水平；当0.2≤Pi≤0.6时，表明处于轻度污染水平；当0.6＜Pi＜1.0时，为中度污染水平；当Pi≥1.0则为重污染，表明该重金属元素已经超标。

1.5.2 膳食风险评估

概率评估模型（USEPA，1989）是以污染物和消费量均为分布数据，其数学表达式为：

式中，EDI为人体重金属的每日暴露量，mg·kg-1·d-1；EFr（Exposure Frequency）表示人群暴露频率，按122 d·a-1计算（蔺翠翠等，2018），d·a-1；EDtot（Exposure Duration）表示持续暴露时间，year，人的平均寿命按70年计算；FIR表示水产品的平均膳食量，kg·d-1·person-1，29.60 g·d-1（环境保护部，2013）；C表示水产品中重金属质量分数，mg·kg-1；BWa表示成人平均体重，按60.6 kg计算（环境保护部，2013）；Atn（Average Time）表示平均暴露时间，d，通常等于人的平均寿命。

采用 THQ（Target Hazard Quotient）法（Li et al.，2013）定量评估通过食用水产品途径的非致癌健康风险。以计算的人体重金属的每日暴露量（EDI）与参考剂量（RfD）的比值为评价标准，其数学表达式为：

式中，THQ表示风险值；RfD表示参考剂量，mg·kg-1·d-1，甲壳类Cd的RfD值为1 μg·kg-1·d-1（Li et al.，2013）。当THQ＜1时，可认为该重金属对暴露人群没有明显的健康风险；当 THQ＞1时，可认为该重金属对暴露人群存在健康风险。

1.6 数据处理

数据统计在 Excel 2010软件中完成，并利用Graph Pad Prism 7进行绘图，配对样本t检验在SPSS 20.0中完成。以P＜0.05作为差异显著性水平。在进行多重比较时，两组之间有相同字母表示差异不显著；反之，则表示差异显著。

2 结果与分析

2.1 中华绒螯蟹中Cd的含量分布

在中国中华绒螯蟹养殖地区共采集样品86份，测定Cd的含量，如图2所示，86份样品检出率为100%，Cd质量分数范围在0.029－5.105 mg·kg-1之间，平均值为0.154 mg·kg-1，中国食品中污染物限量（GB 2762—2017）和无公害食品水产品中有毒有害物质限量（NY 5073—2006）中规定甲壳类水产动物的镉限量指标为 0.5 mg·kg-1。据此，有 85份样品Cd的含量低于国家限量指标，有1份样品超出限量标准。

2.2 中华绒螯蟹主要产区Cd的残留情况

采自3大水系的86份中华绒螯蟹样品Cd含量如图3所示，辽河水系11份样品的平均质量分数为 0.060 mg·kg-1，中位值为 0.056 mg·kg-1，超标率为 0；黄河水系 5份样品的平均质量分数为 0.088 mg·kg-1，中位值为 0.073 mg·kg-1，超标率为 0；长江水系70份样品的平均质量分数为0.173 mg·kg-1，中位值为0.084 mg·kg-1，超标率为1.43%。从图3可以看出，中华绒螯蟹 Cd含量整体表现为长江＞黄河＞辽河，经显著性分析，辽河、黄河和长江 3个水系中中华绒螯蟹体内Cd含量没有显著性差异。

图2 中华绒螯蟹不同Cd含量水平的样本分布Fig. 2 Sample count distribution of Cd content in Eriocheir sinensis

图3 3个水系中华绒螯蟹Cd的含量Fig. 3 Cd contents of Eriocheir sinensis in three water systems

2.3 江苏地区中华绒螯蟹Cd的残留情况

在《2017中国渔业统计年鉴》中，江苏地区河蟹养殖产量占全国地区河蟹养殖产量的44%，本次采样根据不同湖泊地区的养殖基地数量进行采样数量分配，最终在江苏地区采集为了 70份样本，占总样本量的81.39%。如图4所示，洪泽湖、高邮邵伯湖、固城湖、长荡湖和滆湖、太湖和阳澄湖Cd质量分数的平均值分别为 0.120、0.078、0.199、0.116、0.076和0.476 mg·kg-1。阳澄湖中中华绒螯蟹的Cd含量高于其他湖泊，其次为固城湖，且只有太湖和阳澄湖存在显著性差异。

图4 江苏地区中华绒螯蟹养殖地区Cd的含量Fig. 4 Cd content in Eriocheir sinensis breeding areas in Jiangsu Province

2.4 污染指数及膳食风险评价

利用单因子污染指数计算 86份中华绒螯蟹样品体内Cd的污染指数，其结果见图5。在86份样品中，有 81份样品处于未污染和轻微污染水平，有4份样品处于中度污染水平，而有1份样品处于重度污染。其中辽河和黄河地区的P值均小于0.4；而在长江地区的湖泊中，则出现中度污染的样品，但是所占比例较小，说明大部分中华绒螯蟹的养殖环境基本处于未污染或轻微污染的水平。

通过概率评估模型对所采集的中华绒螯蟹体内的Cd进行健康风险评价，得到的风险熵范围为4.375×10-3－8.178×10-1，有 98.837%的样品风险熵低于0.0754，远均低于1，说明正常食用中华绒螯蟹是安全的。

3 讨论

3.1 中国养殖中华绒螯蟹Cd的污染情况

从 86份样品检测结果来看，辽河、黄河和长江3个水系中华绒螯蟹Cd的残留量从北向南逐渐增大，长江地区Cd的残留量明显高于辽河和黄河地区，但无显著性差异；这可能与中国工业发展的南北差异有关。重金属污染源主要包括以Cd为主要成分的工业污染源，工业是我国城市土壤重金属含量升高的主要原因（贾华清，2007），且高值区主要集中在污染企业分布密集和人类活动频繁的地区，霍苗苗（2016）对中国沿海城市水产品进行检测，结果表明，舟山地区水产品Cd含量高于天津地区，这与本研究中华绒螯蟹Cd含量呈南高北低的趋势相一致。长三角地区人口多，工业发展程度比辽宁和山东发达，重金属污染物在土壤中的迁移性较差，滞留时间较长（韩修益，2018），受重金属污染的大多数微生物通过食物链被中华绒螯蟹富集，最终影响人类的健康。王岚等（2012）在对长江水系表层沉积物的污染调查中发现Cd和Pb的污染最大；另姚清华等（2014）研究表明，黄河和辽河水域重金属为轻度污染，黄海部分渔业水域镉超标相对较重，这与本文研究结果一致。

图5 单因子污染指数Fig. 5 Single factor pollution index

3.2 长江地区养殖中华绒螯蟹Cd残留的差异性比较

在江苏地区6个湖泊中所采集的中华绒螯蟹样品中，阳澄湖中中华绒螯蟹体内Cd的残留量相对较高，经显著性差异分析以后，发现阳澄湖与太湖之间存在显著性差异，而与其他湖泊之间不存在显著性差异。近年来有许多研究（黄龙等，2010；周静等，2017）报道阳澄湖水体镉污染严重，蒋豫等（2016）对阳澄湖表层沉积物的Cd残留量进行检测，发现其Cd残留量是江苏省土壤重金属环境背景值的4.22倍，目前认为湖区工业是阳澄湖水体重金属污染的最大污染源，此外，底泥释放也是一个重要的重金属输入途径。

而在其他湖泊中，Cd整体水平处于未污染及轻微污染水平，说明中国中华绒螯蟹的养殖环境整体良好。固城湖虽然与其他湖泊之间没有差异，但其含量偏高。根据调查得知（李涛等，2014），近年来固城湖河蟹养殖业发展迅猛，固城湖成为江苏省重要的水产养殖基地。据统计，近 11年间，湖区河蟹养殖产量增长了 335%，而水产养殖污染超过了一半，池塘中的投饵、施肥造成水体中有机物大量沉积，对环境造成隐患。固城湖的环境背景值持续偏高，也可能是中华绒螯蟹体内Cd含量偏高的重要原因。

3.3 养殖中华绒螯蟹Cd的污染影响

利用THQ法对所采集的86份中华绒螯蟹样品Cd进行风险评估，经计算得到所测定的样品中，Cd的风险值均小于1，说明整体上膳食摄入中华绒螯蟹Cd是没有风险的。蔺翠翠等（2018）对辽宁盘锦地区的河蟹进行镉的暴露风险评估，得出单一食用盘锦河蟹的致癌风险较低。张聪等（2017）对环太湖流域的中华绒螯蟹中的镉进行膳食风险评估，样品大多处于轻微污染水平，且食用中华绒螯蟹的膳食风险较低。膳食风险评估结果与本研究相一致，说明中国中华绒螯蟹中镉的膳食风险是相对稳定的。

4 结论

根据检测结果，Cd在中华绒螯蟹体内的平均质量分数为0.154 mg·kg-1，有1个样品超出国家限量标准，超标率为1.16%。中华绒螯蟹体内镉的残留量在辽河、黄河和长江3个养殖区之间没有显著差异，但长江地区的太湖与阳澄湖之间存在显著性差异，且阳澄湖地区明显高于其他地区。

通过污染指数分析，94.186%的样品处于未污染和轻微污染的水平，表明中国中华绒螯蟹的养殖环境基本良好；膳食风险评估显示，正常食用中华绒螯蟹无膳食风险。此外，5.814%的样品是处于中、重度污染，且最大风险熵为0.818，接近于1，因此需加强各个养殖区之间Cd的监控，为中国居民食用水产品的安全提供一定的保障。