4 种太湖水产品体内重金属富集特征及食用安全性评价

张晓文，邵柳逸，连 宾*

（1.南京师范大学教师教育学院，江苏 南京 210023；2.南京师范大学生命科学学院，江苏 南京 210023）

4 种太湖水产品体内重金属富集特征及食用安全性评价

张晓文1，邵柳逸1，连 宾2,*

（1.南京师范大学教师教育学院，江苏 南京 210023；2.南京师范大学生命科学学院，江苏 南京 210023）

为研究太湖水产品重金属污染现状和食用安全性，采用原子吸收分光光度法对人工饲养和野生放养的4 种太湖水产品的头部、肌肉和内脏中Pb、Cd、Cu、Zn 4 种重金属的含量进行测定。结果表明：同种重金属在4 种水产品体内不同部位中的分布不同，除野生鲫鱼（Carassius auratus）外，4 种重金属在头部和内脏含量较高，在肌肉中含量较低；不同水产品同一部位重金属含量由高到低大致趋势为Zn＞Cu＞Pb＞Cd。此外，人工饲养和野生放养太湖水产品肌肉组织重金属污染程度不同，野生放养水产品的肌肉组织污染程度较高；同种重金属在不同种类水产品肌肉组织中含量存在差异，其中人工饲养和野生放养条件下刀额新对虾（Metapenaeus ensis）对Cu的富集能力最强，野生放养条件下鲫鱼对Zn的富集能力最强。太湖水产品肌肉组织重金属污染大多属于未污染到微污染级别，个别属于严重污染级别，主要污染因子为Pb和Zn。

太湖；重金属；水产品；富集特征；食品安全

太湖是我国第三大淡水湖，位于长江三角洲的南缘，所处流域为我国经济快速发展区，同时也是水体污染的重要区域[1]。近年来对太湖湖泊沉积物中重金属污染已有不少研究[2-4]，但对可食用的水产品体内重金属的研究较少。水环境中的重金属可通过积累作用蓄积在水生动、植物体内，并通过食物链（网）最终传递给人类[5]，故而对太湖水产品体内重金属富集情况进行研究非常必要。研究表明，太湖重金属污染元素主要为Pb、Cd、Cu、Zn等[6-7]。Pb、Cd为有毒元素，长期摄入会危害人体健康[8]；Cu、Zn为生命必需元素，维持正常生命活动，但浓度超过一定阈值也会对人体造成危害[9]。通过对太湖流域宜兴区段人工饲养和野生放养几种水产品体内Pb、Cd、Cu、Zn 4 种重金属含量的分析，探讨了水产品体内重金属的分布，并对食用部位重金属的污染状况和食用安全性进行评价，以期为该区域水产品安全以及生态环境治理提供一定基础数据。

1 材料与方法

1.1 材料与试剂

2016年8月于江苏省宜兴市太湖沿岸大浦镇采集常食用的水产品，包括人工饲养鲫鱼（Carassius auratus）3 条、野生鲫鱼3 条，人工饲养黄颡鱼（Pelteobagrus fulvidraco）3 条、野生黄颡鱼3 条，人工饲养黄鳝（Monopterus albus）3 条、野生黄鳝3 条，人工饲养及野生刀额新对虾（Metapenaeus ensis）若干，人工饲养用水均来源于太湖。

硝酸（质量分数65%～68%）、高氯酸（质量分数70%～72%）、过氧化氢溶液（质量分数30%）（均分析纯） 国药集团化学试剂有限公司；Pb、Cd、Cu、Zn标准储备液 国家有色金属及电子材料分析测试中心。

1.2 仪器与设备

Allegra X-30R离心机 美国Beckman公司；SX2-4-10GT马弗炉 南京基天生物技术有限责任公司；AA-6300型原子吸收分光光度计 日本Shimazu公司。

1.3 方法

1.3.1 样品处理

用不锈钢剪刀和解剖刀分别将各水产品样品分解成头部、肌肉、内脏等组织，用去离子水反复冲洗各组织后，捣烂成泥状，分装于聚乙烯袋中-20 ℃冷冻保存。准确称量各组织样品1～3 g（精确到0.01 g）放入50 mL锥形瓶中并于瓶口盖上锡纸，放入马弗炉中灰化，200 ℃灰化2 h后升温至500 ℃灰化6 h左右至样品完全呈灰黑色[10]。冷却后加入16 mL混合酸（硝酸-过氧化氢-高氯酸体积比为5∶2∶1）于恒温电热板上200 ℃加热消解至溶液澄清（若不澄清则重复上述过程至溶液澄清，自加入混合酸开始重复）。冷却后用1%硝酸溶液定容至25 mL，混匀后4 ℃冷藏备用。同时设置不加样品的空白对照。

1.3.2 样品分析标准溶液的配制

将各金属元素标准储备液进行逐级稀释，配制成质量浓度分别为0.40、1.00、5.00、20.00 μg/L的Pb标准系列溶液；质量浓度分别为0.20、0.40、0.60、0.80、1.00 mg/L的Cd和Cu标准系列溶液；质量浓度分别为1.00、2.00、3.00、4.00、5.00 mg/L的Zn标准系列溶液。根据需要逐级稀释配制成混合标准溶液。

1.3.3 样品测定

使用原子吸收分光光度计对标准溶液和样品进行检测，所作标准曲线相关性在99.1%以上，线性方程及相关系数如表1所示。Cd、Cu、Zn三种元素采用火焰原子吸收分光光度计进行检测，Pb元素采用石墨炉原子吸收分光光度计进行检测，均重复3 次。

表1 标准曲线及相关系数Table 1 Standard curves with correlation coefficients

1.3.4 评价标准与方法

1.3.4.1 污染程度评价

采用单因子污染指数法和均值型污染指数法评价4 种太湖水产品体内重金属污染状况，采用污染负荷比评价主要污染因子。

单因子污染指数法用于评价某一重金属元素的单一污染程度，其计算见式（1）[11]。

式中：Pi为单因子污染指数；Ci为生物体内污染物的实测平均含量/（mg/kg）；Si为某种污染物的评价标准值/（mg/kg），评价标准值参照GB 2762—2012《食品中污染物限量》[12]、GB 13106—1991《食品中锌限量卫生标准》[13]和GB 15199—1994《食品中铜限量卫生标准》[14]。

均值型污染指数法[15]用于评价样品中重金属的污染程度，本质是各项单因子污染指数的平均值，其计算见式（2）。

式中：PI为均值型污染指数；Pi为单因子污染指数；n为所测重金属种类数。根据均值型污染指数法的计算结果将重金属污染程度分为6 个等级[16]，即未污染级别（PI＜0.1）、微污染级别（0.1≤PI≤0.2）、轻污染级别（0.2＜PI≤0.5）、中污染级别（0.5＜PI≤0.7）、重污染级别（0.7＜PI≤1.0）、严重污染级别（PI＞1.0）。

1.3.4.2 污染因子分析

污染负荷比可用于说明主要污染因子，其计算见公式（3）[17]。

式中：L为污染物负荷比；Pi为单因子污染指数。

1.3.4.3 食用安全性评价

根据上述含量检测结果，根据公式（4）计算出居民每周实际摄入重金属质量（mg），并与世界卫生组织和联合国粮农组织食品添加剂联合专家委员会制定的暂定每周可耐受摄入量（provisional tolerable weekly intake，PTWI）标准进行对比，评价太湖水产品的食用安全性。

居民每周实际摄入重金属质量/mg=4 种水产品肌肉组织重金属平均含量/（mg/kg）×0.403 kg （4）

式中：0.403 kg为我国居民人均每周水产品摄入量，2016年中国居民膳食指南[18]参考值。

2 结果与分析

2.1 重金属元素在水产品不同部位的分布特征

表2 太湖水产品不同部位的重金属平均含量（x±s，n=24）Table 2 Average contents of heavy metals in different parts of aquatic products from Lake Taihu (x s，n=24)

表2 太湖水产品不同部位的重金属平均含量（x±s，n=24）Table 2 Average contents of heavy metals in different parts of aquatic products from Lake Taihu (x s，n=24)

注：—.未检测到该重金属元素。

环境 种类 部位 重金属平均含量Ci /（mg/kg）Pb Cd Cu Zn生长刀额新对虾头部 0.039±0.034 0.428±0.056 29.892±7.399 34.003±7.706肌肉 0.142±0.123 — 5.666±0.098 7.716±1.367头部 0.076±0.029 — — 44.322±7.676肌肉 0.027±0.020 — — 9.822±2.539内脏 0.029±0.030 0.144±0.203 0.855±0.662 31.055±7.178黄颡鱼 头部 — — 0.312±0.317 22.010±3.728肌肉 — — 0.104±0.116 5.206±5.731鲫鱼人工饲养黄鳝头部 — — 0.008±0.011 25.196±5.366肌肉 — — 0.244±0.146 13.401±3.258内脏 0.140±0.121 0.033±0.039 1.353±0.180 14.339±4.080刀额新对虾头部 0.104±0.038 0.051±0.072 16.392±2.935 47.787±7.823肌肉 0.056±0.020 — 5.885±0.203 4.800±0.319头部 0.157±0.099 — 0.231±0.148 80.335±11.223肌肉 0.307±0.193 0.293±0.293 0.252±0.357 32.521±16.487内脏 0.018±0.016 0.018±0.025 0.093±0.132 50.643±19.084黄颡鱼 头部 — — 0.046±0.038 41.212±3.538肌肉 — — — 4.621±3.661鲫鱼野生放养黄鳝头部 0.217±0.239 — 0.265±0.135 31.535±3.107肌肉 0.108±0.114 0.001±0.002 0.343±0.036 14.214±2.128内脏 0.583±0.403 2.801±3.482 3.196±0.794 21.593±1.671

由表2可知，同种重金属在水产品不同部位中的分布不同。在人工饲养条件下，4 种水产品的头部和内脏重金属含量相对较高，肌肉中重金属含量相对较低；在野生放养条件下，除鲫鱼肌肉中Pb、Cd、Cu含量高外，刀额新对虾、黄颡鱼和黄鳝体内重金属含量分布与人工饲养条件下结果类似。通常认为，重金属进入鱼虾体内主要是通过饵料摄食、体表渗透和鳃膜吸附等途径[19-20]。鱼虾类通过鳃不断吸收溶解的氧，从而使溶解在水中的重金属离子不停地通过鳃部直接从水中吸收重金属离子成为主要途径[21]。通过摄食、渗透或吸附等途径进入鱼虾体内的重金属参与代谢后又多在内脏富集[22]，因此头部和内脏中重金属含量一般高于肌肉中的重金属含量。

本研究所取水产品同一部位中重金属含量高低的大致趋势为Zn＞Cu＞Pb＞Cd，该结果与刘丹赤等[23]的研究结果一致，说明重金属元素在水生动物组织或器官内的积累有一定的选择性。Zn和Cu是生命必需元素，水生动物往往表现出对Zn、Cu的易吸收性；Pb和Cd是非必需元素，水生动物对Pd、Cd的吸收表现出一定的抗性[24]。很多研究表明，重金属元素之间存在相互作用，包括协同、拮抗或加和作用[25-27]，这种相互作用也会影响各重金属元素在水生动物体内的吸收和积累。用SPSS软件进行相关性分析表明，太湖水产品体内Pb和Cd的含量为显著正相关（r2=0.871，P=0.001），这说明水产品对Pb和Cd有协同吸收的趋势；Pb和Cu、Pb和Zn、Cd和Zn的含量无显著相关性。目前关于重金属相互作用对重金属离子在生物体内的积累影响的理论主要有以下2 个[28]：一是竞争位点理论，该理论认为金属离子进入细胞前先与细胞表面的受体结合，其结合能力大小会直接影响到离子进入细胞的速率和总量；二是金属硫蛋白的诱导结合作用，其功能是将重金属螯合成无活性的复合物，能够调节生物体内自由金属离子的浓度，减少重金属离子特别是Pb和Cd等非必需元素的毒害作用。

2.2 对水产品肌肉组织重金属污染分析

尽管上述结果表明头部和内脏中重金属含量一般高于肌肉中重金属含量，但考虑到肌肉组织为主要食用部位，因此对人工饲养和野生放养4 种水产品肌肉组织重金属污染指数进行分析，结果如表3所示。

表3 太湖水产品肌肉组织重金属污染指数结果Table 3 Heavy metal pollution indexes in the muscle tissue of aquatic products from Lake Taihu

由表3可知，人工饲养和野生放养水产品肌肉组织的重金属污染程度不同。人工饲养水产品肌肉组织的重金属污染程度为未污染至微污染级别，其中3 项为未污染级别，1 项为微污染级别。野生放养水产品肌肉组织的重金属污染程度为未污染至严重污染级别，其中2 项为未污染级别，1 项为微污染级别，1 项为严重污染级别。说明在人工饲养和野生放养这2 种环境中，野生放养水产品肌肉组织的重金属污染较严重，主要原因可能与不同生长条件下水产品的食物来源有关。人工饲养水产品的主要食物来源为人工饵料，野生放养水产品的食物来源为其他小型生物，通过食物链的传递存在生物放大作用[29]，重金属含量随食物链水平增加而升高，因此野生放养水产品肌肉组织的重金属污染程度相对人工饲养水产品的肌肉组织的污染程度较高。

此外，表2结果显示不同种类水产品肌肉组织中同种重金属元素含量也存在一定差异。人工饲养条件下，不同种类水产品肌肉组织中Pb、Cd、Zn 3 种重金属含量差异不显著（P＞0.05），Cu含量差异显著（P＜0.05），在4 种水产品肌肉组织中含量高低顺序为刀额新对虾＞黄鳝＞黄颡鱼＞鲫鱼。人工饲养条件下不同种类水产品的肌肉组织重金属均值污染水平有类似的结果，由高至低依次为刀额新对虾＞黄鳝＞鲫鱼＞黄颡鱼，含量较高的Cu可能源于人工饵料。野生放养条件下，不同种类水产品肌肉组织中Pb、Cd两种重金属含量差异不显著（P＞0.05）；Cu、Zn两种重金属含量差异显著（P＜0.05）。其中Cu在4 种水产品肌肉组织中的含量高低顺序为刀额新对虾＞黄鳝＞鲫鱼＞黄颡鱼，这与人工饲养条件下结果基本一致，说明刀额新对虾对Cu的富集能力最强，可能与其生理特性有关；Zn在4 种水产品肌肉组织中的含量高低顺序为鲫鱼＞黄鳝＞刀额新对虾＞黄颡鱼，野生放养条件下不同种类水产品的肌肉组织重金属均值污染水平与其结果一致，可能与不同种类水产品的食物来源有关，其中鲫鱼主要以高等水生植物、藻类和小型虾鱼为食，相对于其他3 种水产品来说食物来源更加复杂，生物放大作用明显，对Zn的富集能力最强。

2.3 4 种水产品食用安全性评价

由表3可知，肌肉组织中Pb、Cu、Zn 3 种重金属含量均未超过食品安全限量标准值，部分样品中Cd含量超过食品安全限量标准值。4 种水产品肌肉组织的均值型污染指数结果表明，水产品的重金属污染水平基本属于未污染至微污染级别，部分样品属于严重污染级别，应引起重视。

由表4可知，太湖水产品肌肉组织重金属元素污染负荷比中，Pb和Zn贡献值较大，说明肌肉组织重金属污染的主要污染因子是Pb和Zn。这可能与太湖沿岸宜兴区段蓄电池厂、纺织厂、电镀厂、冶炼厂等工业排放的污水和固体废弃物相关。Pb对人体或动物的毒害作用主要表现为神经发育毒性、损害肝细胞、代谢紊乱、生殖毒性等，长期低水平接触Pb可能造成各种亚临床损害[30]。Zn浓度超过一定阈值产生的毒害作用主要表现为降低免疫功能、代谢紊乱、缺铁性贫血等。从食品安全角度来看，应严格控制太湖的Pb和Zn污染。

表4 太湖水产品肌肉组织重金属污染负荷比结果Table 4 Loading ratios of heavy metals in the muscle tissue of aquatic products from Lake Taihu

参考2016年中国居民膳食指南，按照我国居民人均每周水产品摄入量0.403 kg，进一步对太湖地区居民每周人均实际重金属摄入量及占PTWI百分比进行分析，结果如表5所示。

表5 每周人均实际重金属摄入量Table 5 Estimated weekly intake of heavy metals from aquatic products for each person

由表5可知，太湖地区居民人均重金属摄入量均未超过PTWI，其中Cd、Cu、Zn三种重金属的人均摄入量占PTWI比例均较小，低于10%；Pb人均摄入量占PTWI比例均超过10%，长期食用存在潜在安全风险。此结果仅以2016年中国居民膳食指南提供的数据为参考，实际情况有待进一步调查和研究。

3 结 论

同种重金属在水产品不同部位中的分布不同。除野生放养的鲫鱼外，其他种类水产品头部和内脏重金属含量较高，肌肉中重金属含量相对较低。水产品同一部位中重金属含量高低的大致趋势一致，从高到低依次为Zn＞Cu＞Pb＞Cd，水产品对Pb和Cd有协同吸收的趋势。人工饲养和野生放养水产品肌肉组织的重金属污染程度不同，野生放养水产品的肌肉组织污染程度相对较高。不同种类水产品肌肉组织中同种重金属元素含量存在差异，其中刀额新对虾对Cu的富集能力最强，鲫鱼对Zn的富集能力最强。太湖水产品肌肉组织重金属污染的主要污染因子是Pb和Zn，污染程度基本为未污染至微污染级别，部分样品属于严重污染级别。人工饲养和野生放养的水产品体内Pb的人均摄入量占PTWI比例均超过10%，长期食用存在潜在风险。

根据以上结论，建议太湖流域附近居民尽量选择人工饲养的水产品，烹调和食用水产品时尽量去除水产品的头部和内脏，避免长期食用同种水产品，适当控制对当地水产品的摄入量。同时，当地环保部门需严格控制太湖流域的废水废物排放，加强对太湖流域重金属污染水平和水产品的监测工作。

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Accumulation Characteristics and Safety Evaluation of Heavy Metals in Four Kinds of Aquatic Products from Lake Taihu

ZHANG Xiaowen1, SHAO Liuyi1, LIAN Bin2,*
(1. College of Teacher Education, Nanjing Normal University, Nanjing 210023, China;2. College of Life Science, Nanjing Normal University, Nanjing 210023, China)

In order to investigate the current status of heavy metal pollution and food safety of aquatic products from Lake Taihu, atomic absorption spectrophotometry (AAS) was used to determine the contents of Pb, Cd, Cu, and Zn in the head,muscle and viscera of farmed and wild aquatic products. The results showed that the distribution patterns of heavy metals in different parts of aquatic products were quite different. Heavy metals were mainly distributed in the head and viscera of all investigated aquatic products except wild crucian carp (Carassius auratus). The contents of heavy metals in each part of aquatic products generally decreased in the following order: Zn ＞ Cu ＞ Pb ＞ Cd. The levels of heavy metal pollution in the muscle tissue of farmed and wild aquatic products were different, with higher levels being found in the muscle tissue of wild aquatic products. Furthermore, the content of each heavy metal in muscle tissue were also different among different kinds of aquatic products, with both farmed and wild Metapenaeus ensis having the strongest Cu accumulation capacity while wild crucian carp having the strongest Zn accumulation capacity. The heavy metal pollution in the muscle tissue of aquatic products from Lake Taihu was generally at slight levels, and only a few of them were seriously polluted with heavy metals.The main pollution factors were Pb and Zn.

Lake Taihu; heavy metals; aquatic products; accumulation characteristics; food safety

10.7506/spkx1002-6630-201802049

TS201.6

A

1002-6630（2018）02-0310-05

张晓文, 邵柳逸, 连宾. 4 种太湖水产品体内重金属富集特征及食用安全性评价[J]. 食品科学, 2018, 39(2): 310-314.

DOI:10.7506/spkx1002-6630-201802049. http://www.spkx.net.cn

ZHANG Xiaowen, SHAO Liuyi, LIAN Bin. Accumulation characteristics and safety evaluation of heavy metals in four kinds of aquatic products from Lake Taihu[J]. Food Science, 2018, 39(2): 310-314. (in Chinese with English abstract)

10.7506/spkx1002-6630-201802049. http://www.spkx.net.cn

2017-02-18

张晓文（1995—），女，硕士研究生，研究方向为环境生物技术。E-mail：dbsk08zxw@163.com

*通信作者简介：连宾（1964—），男，教授，博士，研究方向为环境生物技术及地质微生物。E-mail：bin2368@vip.163.com