广西水生蔬菜和陆生蔬菜多环芳烃污染特征

赵体跃，龙明华①，乔双雨，孙俏建，何刚健，梁勇生

(1.广西大学农学院，广西南宁 530005;2.南宁市农业科学研究所，广西南宁 530021)

多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)是一类由苯环构成的烃类化合物，主要来源于有机物的不完全燃烧和高温分解，由于PAHs具有致癌性、致畸性、致突变性，美国环保机构(United States Environmental Protection Agency，USEPA)将16种PAHs确定为优先控制的环境污染物［1-2］。PAHs广泛分布在大气、水体和土壤等介质中，亲脂性高，易被植物吸收富集，并沿着食物链呈累积效应，最终危害人体健康［3-4］。研究表明，对于非吸烟人群，相较于皮肤接触和吸入途径，饮食摄入是人体暴露环境污染物的主要途径，约占总体的70%［5］。蔬菜作为人们日常饮食必需部分，是人体营养物质的重要来源［6］。随着我国工业化、城市化进程的加快，工业三废、汽车尾气、垃圾焚烧等使得环境中的PAHs急剧增加，严重威胁蔬菜食品安全［7］。

关于蔬菜中PAHs污染模式、来源及风险评估已有深入的研究［8］，大多数研究主要集中在陆生蔬菜上［9-10］。有研究表明工业区附近蔬菜中PAHs和大气中PAHs的组成成分相似，认为叶片吸收是环境中PAHs进入蔬菜的主要途径［11］。一般具有较大叶面积的叶菜类蔬菜PAHs含量大于果菜类和根菜类蔬菜［12-14］。但也有学者认为，蔬菜中PAHs与土壤中PAHs含量有显著正相关性［15］，重度污染的土壤蔬菜体内 PAHs含量远高于未污染地区［11］。水生蔬菜在改善人们饮食结构中占有重要地位，但水生蔬菜PAHs的污染研究尚鲜见报道。广西作为水生蔬菜主产区，2016年莲藕(Nelumbo nucifera)、荸荠(Heleocharis dulcis)、慈姑(Sagittaria trifolia)产量及种植面积居全国前5［16］。笔者以广西3大主产水生蔬菜为研究对象，分析PAHs的污染特征，对比相邻地块的陆生蔬菜PAHs含量及组成差异，最后对人体摄食蔬菜暴露的PAHs风险进行健康风险评估，以期为蔬菜的安全生产提供参考依据。

1 材料与方法

1.1 材料与仪器

采样时间为2018年10—12月，以南宁市、桂林市平乐县、荔浦市和贺州市4个水生蔬菜主产区为研究区，设置20个采样地点(图1)，同时采集水生蔬菜和相邻地块陆生蔬菜可食用部位及对应土壤(水田淤泥和旱田土壤)。所采蔬菜样品的种类和数量详情见表1。每个样点选取具有代表性的3个地块，用取样铲5点取样混合(0～20 cm)，四分法取土，最后将3个地块的土样混合，约取1 kg装入密封袋中;同时采集蔬菜食用器官并用冰袋冷藏，尽快运回实验室分析。

图1 采样点分布Fig.1 Distribution of the sampling sites

表1 蔬菜样品种类Table 1 Vegetable sample types

仪器:Waters-e2695高效液相色谱系统(美国Water公司);3K15高速冷冻离心机(德国Sigma公司);Vortex-Genie2涡旋机(美国 Scientific Industries公司);TW323L电子精密天平(日本岛津公司);YL-080S超声波清洗机(深圳市语路清洗有限公司);RE-52A旋转蒸发仪(上海亚荣生化仪器厂);ZGDCY-12干式氮吹仪(上海梓桂仪器有限公司);L18-YL08匀浆机(九阳股份有限公司)。

试剂与耗材:16种PAHs混标、分析纯正己烷和二氯甲烷、色谱纯乙腈(上海安普实验科技股份有限公司)，浓硫酸、无水硫酸钠(国药集团化学试剂有限公司);弗罗里硅土小柱(上海安普实验科技股份有限公司)，SUPELCOSILTMLC-PAH液相色谱柱(美国Supelco公司)。

1.2 试验方法

样品前处理方法:将新鲜蔬菜产品用蒸馏水洗净，切碎后充分混匀，取15 g按比列加入去离子水制成蔬菜匀浆，于密封袋中-80℃条件下储存待提取。土壤经室温自然风干，挑去石子、植物残体，人工压碎，过0.6 mm孔径筛，4℃条件下避光保存。

利用超声固相萃取法提取蔬菜中的PAHs。取15 g蔬菜匀浆分放于2只50 mL离心管中，90 mL正己烷分 3次萃取，超声 25 min，常温 5 000 r·min-1离心10 min(离心半径13.5 cm)后合并萃取液。浓硫酸磺化法除去色素脂类等杂质:φ=35%硫酸溶液13 mL加入萃取液，5 min后用w=2%无水硫酸钠溶液破乳3次后弃去水相，过自制无水硫酸钠(20 g)填充柱，旋转蒸发仪蒸干。取3 mL色谱纯正己烷复溶，过正己烷活化的弗罗里硅土柱，12 mL洗脱液〔V(正己烷)∶V(二氯甲烷)=7∶3〕洗脱，收集洗脱液于干式氮吹仪上吹干，1.5 mL乙腈复溶，待检测。土壤样品用二氯甲烷提取，无浓硫酸磺化程序、步骤同蔬菜样品提取［17］。

高效液相色谱仪检测16种PAHs以保留时间定性，外标法定量。采用空白对照、平行样品及加标回收率等方法控制数据质量，每测定10个样品增加1个空白样，每35个样品做1次标准曲线(5个标准点)。加标总量为 1 000.00 μg·kg-1，5次重复，以10倍信噪比(S/N)为定量限，具体测定方法参照文献［18］。16种 PAHs基质加标回收率为66.51%～115.45%，线性方程R2均大于0.99，检出限(LOD)为 0.58～6.25 μg·kg-1，相对标准偏差(RSD)为0.06%～5.68%。

1.3 数据处理

苯并(a)芘(BaP)总毒性当量(QTE)计算方法为将总PAHs中各组分按照毒性当量因子转化为BaP当量求和，用于健康风险评估。QTE的计算公式为

式(1)中，Ci为蔬菜样品中PAHs第i组分含量，μg·kg-1;FTEi为第i组分 PAHs毒性当量因子［19］。

人体摄食蔬菜暴露(PAHs)终身致癌风险(RILC)［14］的计算公式为

式(2)～(3)中，Ed为人群摄食蔬菜PAHs日平均暴露量，ng·d-1·kg-1;QTE为总毒性当量，μg·kg-1;RI为日摄食蔬菜量g·d-1;WB为人群平均体重，kg;FE为暴露频率，365 d·a-1(荸荠、慈姑具有很强的季节性，将暴露频率调整为183 d·a-1);DE为暴露时间，a;FS为BaP暴露致癌斜率因子，7.3 mg·kg-1·d-1;FC为转化因子，10-6mg·ng-1;TA为平均寿命，70 a［18-19］，并按照年龄分为 4 类人群:儿童(6～11岁)，青少年(12～18岁)，成年人(19～60岁)，老年人(60岁以上)。参照广西壮族自治区居民营养健康状况调查报告［20］及市场调研，确定居民摄食各类蔬菜占比如下:菜心7.4%、大白菜6.8%、生菜5.7%、茄子4.6%、豆角4.3%、辣椒2.9%、莲藕0.86%、荸荠0.75%、慈姑0.26%。女性摄食量(RI)为:儿童 185 g·d-1，青少年 221 g·d-1，成年人292 g·d-1，老年人276 g·d-1;男性为儿童192 g·d-1，青少年 241 g·d-1，成年人 316 g·d-1，老年人285 g·d-1。女性平均体重(WB):儿童27.33 kg，青少年 45.07 kg，成年人 62.11 kg，老年人 59.67 kg;男性为儿童27.99 kg，青少年48.66 kg，成年人53.24 kg，老年人51.51 kg。暴露时间(EB):儿童7 a，青少年 7 a，成年人 43 a，老年人 10 a。

1.4 统计分析

采用Excel 2010软件对数据进行处理，SPSS 20.0软件进行数据统计与分析，t检验进行显著性分析(α=0.05)、蔬菜与土壤PAHs的相关性分析，Origin 7.5软件作图。

2 结果与讨论

2.1 土壤PAHs含量特征

水生蔬菜土壤5～6环PAHs含量和Gc7PAHs显著高于陆生蔬菜土壤，2～3环PAHs含量低于陆生蔬菜土壤;2种土壤中均以低中环PAHs为主(大于55%)，但水生蔬菜土壤高环 PAHs贡献率较大，Gc7PAHs的贡献率显著大于陆生蔬菜土壤;水生蔬菜土壤G16PAHs为 1 235.24 μg·kg-1，高于陆生蔬菜土壤(1 006.22 μg·kg-1)，但未达显著差异(表 2)。参考GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中农用土地筛选值来判断采样区域土壤PAHs的污染水平。由表2可知，土壤中w(BaP)的范围为 7.40～77.55 μg·kg-1，水生蔬菜为(44.66±19.97)μg·kg-1，陆生蔬菜为(25.96±12.69)μg·kg-1;总毒性当量(QTE)为32.87～ 407.42 μg·kg-1，水生蔬菜为(174.59±62.42)μg·kg-1，陆生蔬菜为(105.54±28.63)μg·kg-1，两者均未超过GB 15618—2018参考标准含量(550 μg·kg-1)。

表2 土壤中PAHs含量及组成(干重)Table 2 Contents and composition of PAHs in soil(dry weight)

不同环数PAHs的理化性质不同，低环PAHs主要以气体形式存在，水溶性较大且易被植物吸收，并且通过与微生物联合作用进行降解;随着相对分子量增加，高环PAHs的辛醇-水分配系数增大，主要被颗粒吸附后经过大气干湿沉降进入土壤和水体，生物利用效率降低，降解速率较慢［21］。相对于陆生蔬菜土壤，水生蔬菜土壤中天然有机物含有较多的芳香族组分，进一步增加了对PAHs的粘着能密度，且水生蔬菜土壤长期厌氧，弱光的独特环境使PAHs的降解速率低［22］，从而导致水生蔬菜土壤高环PAHs的占比较大，总含量大于陆生蔬菜。

2.2 蔬菜中PAHs含量特征

2.2.1 水生蔬菜与陆生蔬菜PAHs含量差异

水生蔬菜产品器官6环PAHs含量及Gc7PAHs(除贺州市)显著高于陆生蔬菜。陆生蔬菜2～3环PAHs含量占比大于50%，显著高于水生蔬菜，2类蔬菜间4～5环PAHs含量没有显著差异。水生蔬菜G16PAHs为 609.14～ 708.01 μg·kg-1，平均含量654.44 μg·kg-1，陆生蔬菜G16PAHs为 497.25 ～622.14 μg·kg-1，平均含量 582.85 μg·kg-1，不同采样区域水生蔬菜与陆生蔬菜G16PAHs没有显著差异。蔬菜均以低中环PAHs为主，含量大于高环PAHs，但水生蔬菜高环比例较陆生蔬菜有所增加(表3)。

蔬菜中w(BaP)为 0～38.64 μg·kg-1，均值12.47 μg·kg-1，低于上海郊区蔬菜(大棚内16.27 μg·kg-1，大棚外 25.70 μg·kg-1)［23］和广州市郊蔬菜(14.00 μg·kg-1)［24］，高于青岛市郊蔬菜(8.73 μg·kg-1)［18］和东莞市蔬菜基地蔬菜(7.2 μg·kg-1)［12］。GB 2715—2005《粮食卫生标准》规定食品中w(BaP)的限量值为5 μg·kg-1，以上研究蔬菜样品中BaP含量均不同程度超标。但蔬菜属于第1营养级，产品器官中BaP的残留量与作物种类和生长环境密切相关，且受到成熟度和后期加工的影响［8］。有研究表明绿熟期的番茄BaP的含量小于成熟期［25］，统一按照食品标准评价可能有所欠缺，制定相应的农作物标准应提上日程。

对蔬菜产品器官与土壤中PAHs进行相关性分析，结果表明:水生蔬菜5环PAHs、6环PAHs含量及G16PAHs与水生蔬菜土壤PAHs含量呈正相关，陆生蔬菜5环PAHs含量及Gc7PAHs与陆生蔬菜土壤含量呈正相关，但两者均未达到显著性水平(P＞0.05)。蔬菜低中环PAHs与土壤PAHs之间没有相关性。PAHs在南四湖食物链中分布及生物积累特性的研究发现，水生植物体内高环PAHs含量高于水体浓度，低于表层沉积物(湖底淤泥)含量，但低环PAHs仍占总量的71%，且与水中低环PAHs浓度呈现正相关性［23］。对比该研究结果可以看出，水生蔬菜(水面以下部位)高环PAHs含量主要与土壤中高环PAHs含量有关，即作物自我吸收和PAHs在表皮的渗透累积。张桂斋［26］研究发现叶片中的PAHs主要来源于空气，且叶菜根系吸收PAHs的比例与土壤污染程度呈正相关。JIA等［14］的研究也表明蔬菜体内PAHs的组成和大气中PAHs的组成相似，因此陆生蔬菜低中环PAHs的含量较高应该是受到土壤和大气双重影响的结果。

表3 不同采样区域水生蔬菜与陆生蔬菜PAHs含量(湿重)Table 3 Contents and composition of PAHs in vegetables from different sampling areas(wet weight) μg·kg-1

2.2.2 同一采样区域不同种类蔬菜中PAHs含量差异

南宁市水生蔬菜莲藕6环PAHs总量显著高于生菜、豆角，Gc7PAHs显著高于除生菜外其他蔬菜，2～3环PAHs含量显著低于大白菜、生菜，高于辣椒、豆角。除莲藕和豆角外所有蔬菜4～5环PAHs总量无显著差异，豆角、辣椒G16PAHs显著低于其他蔬菜(图2)。

图2 南宁市、荔浦市、平乐县和贺州市不同蔬菜PAHs含量Fig.2 Differences of PAHs pollution among different vegetables in Nanning，Lipu，Pingle and Hezhou

荔浦市水生蔬菜荸荠4环PAHs、6环PAHs含量和Gc7PAHs显著高于辣椒和茄子，2～3环PAHs含量显著低于大白菜和菜心。水生蔬菜和叶菜类蔬菜G16PAHs显著高于果菜类蔬菜，同种类蔬菜之间PAHs含量无显著差异。

平乐县水生蔬菜慈姑6环PAHs总量显著高于其他蔬菜，且Gc7PAHs最高，显著高于茄子，与大白菜、生菜、菜心相比未达到显著差异水平;大白菜中G16PAHs显著高于除生菜外其他蔬菜。大多数蔬菜2～3环、4环、5环PAHs总量没有显著差异，慈姑2～3环PAHs含量最低。

贺州市水生蔬菜荸荠和慈姑PAHs各组分含量无显著差异，荸荠6环PAHs总量显著高于陆生蔬菜，两者2～3环PAHs总量显著低于大白菜、菜心和生菜;豆角中所有PAHs组分含量均显著低于其他蔬菜。

总体而言蔬菜产品器官G16PAHs范围为313.68～761.55 μg·kg-1，均值为 595.57 μg·kg-1，水生蔬菜(676.80 μg·kg-1)和叶菜类蔬菜(700.93 μg·kg-1)间无显著差异，两者均显著高于果菜类蔬菜(405.84 μg·kg-1)。3种水生蔬菜产品器官G16PAHs从大到小依次为莲藕(708.02 μg·kg-1)＞慈姑(652.09 μg·kg-1)＞荸荠(629.30 μg·kg-1)。由于采样区域之间并没有严格的可比性，因此并未进行显著差异分析，但水生蔬菜不同环数PAHs占比相似。

对不同组分PAHs的贡献率，水生蔬菜2～3环PAHs贡献率低，Gc7PAHs贡献率(41.66%)显著大于叶菜类蔬菜(28.35%);所有的蔬菜产品器官中不同环数PAHs贡献率不同，其中低中环PAHs贡献率最高，4环和5环PAHs贡献率差异不显著(图3)。

蔬菜的种类不同，独特的生物学特性导致其对PAHs的富集能力不同，这取决于当地污染水平、蔬菜种类和PAHs的理化性质。城镇化水平高、经济发展迅速的区域，其作物受到PAHs污染的程度远高于偏远的乡村［27］。PAHs的独特的理化性质决定植物吸收不同PAHs组分的多少，低中环PAHs分子质量较小，辛醇-水分配系数较低，从而导致生物利用性高，易被植物吸收并在不同器官中进行再分配［21］;叶面尘土中PAHs被叶表皮蜡质解析，由于高环PAHs的脂溶性大，解析后渗透过程缓慢，造成高环PAHs集中积累在蜡质层中或者表皮上［28］。叶菜类蔬菜有较大的比表面积，叶表面的气孔可直接吸收大气中的低环PAHs，且有的品种如大白菜其叶表面具细小绒毛，生菜具有褶皱叶片，更易捕获大气干湿沉降颗粒［29］，造成叶菜类蔬菜体内PAHs含量最高，低环PAHs的占比较大。相较于叶菜，果实的比表面积小，富集能力弱，PAHs含量低［30］。水生蔬菜食用部分长期生长在淤泥中，且水生蔬菜土壤PAHs含量高及高环PAHs占比较大，自身的吸收特性和渗透作用导致水生蔬菜受到PAHs的污染较严重，高环及Gc7PAHs的贡献率大于其他蔬菜，这与其他研究结果一致［18］。

图3 不同种类蔬菜中不同环数PAHs占比Fig.3 Diagnostic ratios of PAHs in different vegetables

2.3 人体健康风险评估

蔬菜产品器官中PAHs总毒性当量(QTE)为35.66～77.45 μg·kg-1，Gc7PAHs毒性当量 35.10～76.84 μg·kg-1，所有的蔬菜产品器官中Gc7PAHs贡献率都在98%以上;水生蔬菜QTE总量和Gc7PAHs毒性当量显著高于果菜类蔬菜，与叶菜类蔬菜相比无显著差异。为了进一步评价人体通过摄食蔬菜暴露PAHs产生的潜在健康危害程度，对采集的蔬菜样品进行人体摄食蔬菜PAHs日暴露量(Ed)和终身致癌风险评估(RILC)。当RILC低于10-6时认为没有风险或者风险可以忽视，当10-6≤RILC≤10-4时认为可能存在潜在的致癌风险，当RILC大于10-4时认为风险不可忽视［4］。结果表明，人体摄食不同的蔬菜PAHs的日暴露量差异(0.72～32.49 ng·d-1·kg-1)较大，人体摄食大白菜的Ed值最高(21.86～32.49 ng·d-1·kg-1)，摄食慈姑的Ed值最低(0.72～1.07 ng·d-1·kg-1);人体摄食蔬菜 PAHs日暴露量和RILC都表现为叶菜类＞果菜类＞水生蔬菜且儿童＞成年人＞老年人＞青少年。对于成年人和老年人，男性风险值大于女性，儿童和青少年男性和女性RILC值差异不显著(表4～5)。

表4 人体摄食蔬菜PAHs日暴露量Table 4 Daily dietary intake of PAHs in different edible vegetables

摄食蔬菜Ed值和RILC值与日均摄食蔬菜的量 和不同年龄人群身体素质密切相关［31］。从结果中可以看出，虽然水生蔬菜G16PAHs、Gc7PAHs和BaP毒性当量大于叶菜类和果菜类蔬菜，但相对于陆生蔬菜来说，水生蔬菜并不属于大宗蔬菜，只占人均日摄食蔬菜量的极少部分，从而造成摄食蔬菜PAHs日暴露量最低，而相对于水生蔬菜特有的营养物质，人体摄食水生蔬菜暴露PAHs产生的终生致癌风险值小于10-6，可以忽略不计。而日摄食叶菜类和果菜类蔬菜RILC值分别为4.91×10-6～6.79×10-6和2.17×10-6～3.00×10-6，处于可接受范围。叶菜类的致癌风险较大，主要与摄入量及可食用部分占比大有关;而对于果菜类和根茎类蔬菜来说，由于PAHs在植物体内的转运系数低，而导致绝大多数的PAHs只是富集在表皮，并未向内部迁移［32］，所以在日常摄食叶菜、辣椒、豆角时应多次浸泡，除去表面残留的空气沉降颗粒，而对于果皮较厚的茄子和被淤泥包裹的水生蔬菜，建议清洗后削皮食用会更健康。儿童的Ed值和人群风险值大于其他年龄阶段人群，这与其他研究结果相似［33］，虽然儿童体重及蔬菜摄入量较小，但儿童对污染物的敏感程度更高，所受到的健康威胁应该受到更多的关注。

表5 人体摄食蔬菜暴露PAHs风险评估Table 5 The RILCinduced by exposure to PAHs via vegetable for different aga groups

3 结论

(1)研究区内水生蔬菜土壤5～6环PAHs含量和Gc7PAHs显著高于陆生蔬菜土壤，G16PAHs高于陆生蔬菜土壤但未达到显著差异。蔬菜中均以低中环PAHs为主，含量大于高环 PAHs;水生蔬菜6环PAHs含量及Gc7PAHs(除贺州市)显著高于陆生蔬菜。3种水生蔬菜 PAHs各组分占比相似，16种PAHs的G16PAHs大小依次为莲藕＞慈姑＞荸荠。

(2)水生蔬菜5环、6环PAHs及G16PAHs与土壤PAHs含量呈正相关，陆生蔬菜5环PAHs含量及Gc7PAHs与土壤PAHs的含量呈正相关性，但两者均未达显著水平(P＞0.05)。

(3)不同人群摄食蔬菜终身致癌风险评估结果表明:人体摄食蔬菜PAHs日暴露量(Ed)和终身致癌风险(RILC)为叶菜类＞果菜类＞水生蔬菜，儿童＞成年人＞老年人＞青少年，摄食蔬菜产生的风险值处于可接受范围。