不同土壤镉污染下马铃薯的生物可给性及其对人体的健康风险评价

张 洁，刘 克，何 雪，李 威，冯继红

（贵州大学农学院，贵州 贵阳 550025）

马铃薯（Solanum tuberosum L.）是世界四大粮食作物之一，营养价值高，经济效益大，是工业和食品加工的重要原料[1,2]。马铃薯块茎富含淀粉，可以为人体提供许多卡路里，并且富含蛋白质，氨基酸以及各种维生素和矿物质，并且维生素含量是所有植物中最完整的[3,4]。可见，马铃薯的质量安全十分重要。同时马铃薯块茎因其直接与土壤接触，所以较其他粮食作物更容易受到重金属污染[5]。

镉（Cd）污染的食物通过口腔摄入人体内后，在胃肠道中消化并伴随着血液循环积聚在人体的器官和组织中，从而引起人体新陈代谢的变化和器官的组织形变，会对身体产生致毒作用[6,7]。近年来，饮食摄入引起的镉暴露引起了人们的广泛关注，但胃肠道中潜在的可吸收量并不能通过其在食物中的总量准确的计算出来[8]。因此，有必要研究通过胃肠道消化后食物基质中污染物的相对含量。生物可给性（Bioavailability）是指污染物在胃肠道消化过程中，从基质（如土壤、食物等）释放到胃肠消化液中的量与总量的比值，表示基质中污染物被人体吸收的相对量，也是人体对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体吸收和消化后才从基质中释放出来，且只有释放的一部分才可能被人体吸收而产生毒性作用。因此，对生物可给性的研究是探索人体对污染物吸收利用的重要基础[10]。

近年来，利用体外模拟试验研究人类通过食物、土壤等方式暴露于有毒有害物质的生物可给性，在科学界受到了来自世界各国科研学者的关注，通过进行简单易操作的体外模拟试验，不仅大大的缩短了试验周期，同时更易观察人体对重金属的吸收情况，能在一定程度上控制人体对重金属被吸收患病的风险，在世界上已随之形成一套相对成熟的人体健康评价体系[11]。目前，应用比较广泛的体外消化方法有生理原理提取法（Physiologically based extraction test， PBET）[12]、简单的生物可给性提取法（Simple bioaccessibility extraction test，SBET）[12]、体外胃肠道法（In vitro gastrointestinal，IVG）[10]等，而研究食物中重金属生物有效性的常用方法是体外（In vitro）模拟胃肠消化（PBET）法[13,14]。

Ruby 等[12]较早提出了基于生理学的提取试验（Physiologically based extraction test, PBET）模型，该模型成功地模拟了人体胃和小肠阶段的消化吸收过程，并已用于许多土壤镉研究中。通过模拟体外（In vitro）人体器官的吸收和消化试验，从中获取土壤中镉的摄入量，间接了解生物可给性的信息，此技术还可以作为观测镉和其他土壤污染物对人体健康危害的手段，体外生物可给性试验也被看成人们最广泛接受的试验和使用的主流模型之一。本研究旨在通过体外试验（PBET）研究在人体消化道各个阶段被土壤镉污染的马铃薯的生物可给性，并建立线性回归方程探究土壤有效态镉浓度与马铃薯生物可给性之间的关系，以期为马铃薯的安全食用及降低其食用风险提供科学依据，进而保障人体健康。

1 材料与方法

1.1 试验设计与处理

供试土壤分别为采集自威宁、纳雍、凤冈的农田土壤，土壤类型均为黄壤，具体理化性质见表1。采集回来的土壤经剔除植物残体、薄膜碎屑等杂物后磨碎，过3 mm 筛用于盆栽试验。供试马铃薯品种为‘青薯9 号’，该品种是贵州省的主栽马铃薯品种。

表1 土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of soil

盆栽试验于2019 年4～7 月在贵州大学进行。分别称取过3 mm 筛的威宁、纳雍、凤冈地区土壤放入直径35 cm，高24 cm 的花盆中，加入基肥N[CO（NH2）2]、 P[Ca（H2PO4）2]、 K（K2SO4）分 别 为0.15，0.05 和 0.10 g/kg，将外源Cd（CdSO4·5H2O）以溶液形式喷入花盆（外源Cd按纯Cd计算），所加浓度均为0，0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg共计5个梯度，3个地区的土壤处理方式相同，每个处理重复3次，共计45盆。待土壤稳定半个月后种植马铃薯，后期用蒸馏水进行浇灌并保持田间持水量60%，待马铃薯成熟后统一收取带回实验室进行处理。

1.2 测定指标及方法

土壤有效态镉的测定采用CaCl2浸提取法[15]；总镉的测定：三酸（硝酸、氢氟酸、盐酸）消解，使用ICP-MS测定[16]；土壤基本理化性质的测定[17]：pH 采用电位法测定（水土比为2.5∶1）；土壤总氮采用过硫酸钾氧化法测定；土壤总磷采用钼锑抗比色法测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法—外加热法测定；土壤全氮用半微量开氏法；阳离子交换量（CEC）用醋酸钠—火焰光度法测定。

1.3 In vitro人工胃肠模拟试验

利用 Ruby 等[12]提出的试验方法（PBET）进行模拟人体肠胃对马铃薯的消化，PBET 模型的详细试验步骤如下：

胃阶段消化过程：配制1 L 模拟胃液（含0.15 mol/L 氯 化 钠 、 0.50 g 苹 果 酸 、 0.50 g 柠 檬酸、0.50 mL冰乙酸和0.42 mL乳酸），用12 mol/L浓HCl 调节pH 至1.5，后加入1.25 g 胃蛋白酶。将0.30 g马铃薯样品及30.00 mL胃液混合于50 mL离心管内，并置于37℃，200 r/min 水浴振荡器。1 h 后，用针筒从离心管中吸取10 mL 反应液后过0.45 μm 滤膜，4℃保存待测镉含量。

小肠阶段消化过程：向50 mL 离心管中添加NaHCO3粉末将反应液的pH调至7.0，加入0.018 g胰酶和0.06 g 胆盐，接着前面的条件反应4 h。反应期间，每隔30 min 观察监测反应液的pH，若与初始值有偏差，则用12 mol/L 的浓HCl 或NaHCO3粉末对其进行调节，从而保证稳定的pH 进行反应。4 h 后，吸取 10 mL 反应液，过 0.45 μm 滤膜，4℃保存待测镉含量。上述步骤每个处理均重复操作3 次，待测滤液用ICP-MS 测定。

1.4 计算方法

1.4.1 镉的生物可给性计算

镉在胃阶段或小肠阶段的生物可给性的计算：

BA（%）=（CIVVIV）/（CSMS）× 100

式中，BA 为镉的生物可给性，%；CIV为In vitro 试验的胃阶段或小肠阶段所测得待测液中镉的可溶态浓度，mg/L，即ICP-MS 的测定值；VIV为离心管内的反应液体积，L，本试验为0.03 L；CS为马铃薯样品中的镉总量，mg/kg；MS为添加入离心管的马铃薯样品的质量，kg，本试验为0.000 3 kg。

1.4.2 马铃薯中Cd的健康风险评估

马铃薯中的Cd 每日暴露量（Average daily dose，ADD）的计算：

ADD = Cm× Wc× BA/Wb

式中，Cm为马铃薯样品中Cd 的浓度，mg/kg；Wc是每人每天消耗的马铃薯总量，kg/d；BA 是小肠阶段Cd 的生物可给性；Wb为成年人或儿童的平均体重，kg；成年男子的体重为66.2 kg[18]；6 岁男童的体重为23 kg[19]；成人每天马铃薯摄入最大量为100 g/d，儿童为50 g/d[20]。

马铃薯中Cd 的健康风险指数危害商（Hazard quotient，HQ）的计算：

HQ = ADD/RfD

式中，Cd 的参考剂量 RfD 为 0.001 mg/kg·d[21]。如果HQ ＞1.0，就说明该马铃薯样品存在健康风险。由于人体主要的吸收器官是小肠，因而用小肠阶段Cd 生物可给性的结果来计算人体健康风险。

1.5 数据分析

采用DPS 7.05 对相关数据进行差异显著性分析[包括单因素方差分析，组间采用最小显著差异法（LSD）多重比较]，Excel 2016 进行数据整理和Origin 9.2 进行图表绘制。

2 结果与分析

2.1 马铃薯的生物可给性分析

2.1.1 不同土壤类型镉污染下马铃薯的生物可给性

威宁土壤镉污染下马铃薯的生物可给性在胃阶段与小肠阶段的生物可给性如图1 所示，在胃阶段，当镉浓度为0.5 ，1.0 ，1.5 和2.0 mg/kg时，生物可给性较 CK 处理（0 mg/kg）差异显著，且四者之间差异均达显著水平；在小肠阶段，当镉浓度为 0.5 ，1.0 ，1.5 和 2.0 mg/kg时，生物可给性较CK（0 mg/kg）处理差异达到显著水平，且各处理间均见显著性差异。可知，镉在胃阶段及小肠阶段的生物可给性均与镉污染浓度呈正相关。

图1 不同镉污染下马铃薯的生物可给性Figure 1 Bioavailability of potato under different cadmium contaminations

纳雍土壤镉污染下对马铃薯的生物可给性在胃阶段与小肠阶段的生物可给性如图1 所示，在胃阶段，当镉浓度为0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg时，镉的生物可给性较CK（0 mg/kg）处理差异为显著水平，且四者之间差异均达显著水平；在小肠阶段，当镉浓度为0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg时，生物可给性较CK（0 mg/kg）处理差异达到显著水平，且各处理间均见显著性差异。同时，随着镉污染浓度的增大，生物可给性也越大。

凤冈土壤镉污染下对马铃薯的生物可给性在胃阶段与小肠阶段的生物可给性如图1 所示，在胃阶段，当镉浓度为0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg时，镉的生物可给性较CK（0 mg/kg）处理差异为显著水平，且四者之间差异均达显著水平；在小肠阶段，当镉浓度为0.5，1.0，1.5 和2.0 mg/kg时，生物可给性较CK（0 mg/kg）处理差异达到显著水平，且各处理间均见显著性差异。

由图1 可知，镉生物可给性与镉污染浓度呈正相关。

2.1.2 镉污染下不同阶段马铃薯的生物可给性

威宁、纳雍、凤冈土壤在胃阶段马铃薯的生物可给性如图1 所示，不同镉浓度作用下三个地区之间生物可给性差异均达到显著水平，当镉浓度为0.5 mg/kg 时，威宁的生物可给性大于凤冈小于纳雍，在另外4 种镉浓度作用下威宁的生物可给性均低于纳雍和凤冈；当镉浓度为2.0 mg/kg 时三个地区镉的生物可给性均达到了最大值，凤冈、纳雍和威宁分别为4.54%、3.87%和2.87%，凤冈较纳雍高出0.67 个百分点，较威宁高出1.67个百分点；三个地区镉的生物可给性平均值分别为2.98%、3.02%、2.158%，并且从整体来说镉在胃阶段的生物可给性是纳雍最大，凤冈次之，威宁最小。

威宁、纳雍、凤冈土壤在小肠阶段马铃薯的生物可给性如图1 所示，镉浓度为0 mg/kg 时，凤冈和纳雍之间差异不显著，但两者较威宁差异显著；镉浓度为0.5、1.0、1.5、2.0 mg/kg 时，三个地区之间生物可给性差异均达到显著水平；镉浓度为0、0.5、1.0、1.5 mg/kg 时，威宁的生物可给性均小于纳雍和凤冈；镉浓度为2.0 mg/kg 时，三个地区镉的生物可给性均达到了最大值，凤冈、纳雍和威宁分别为2.20%、1.34%和1.43%，凤冈较纳雍高出0.86 个百分点，较威宁高出0.77 个百分点；三个地区镉的生物可给性平均值分别为1.22%、1.10%、0.89%，并且从整体来说镉在小肠阶段的生物可给性是凤冈最大、纳雍次之、威宁最小。

2.2 有效态镉对马铃薯镉的生物可给性影响

威宁、纳雍、凤冈土壤胃阶段Cd 的生物可给性分别为1.18%～2.87%、2.09%～3.87%、1.74%～4.54%，小肠阶段Cd 的生物可给性分别为0.34%～1.43%、0.83% ～1.34%、0.84% ～2.20%，有效态镉含量范围分别是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）。威宁、纳雍、凤冈土壤马铃薯镉的生物可给性含量（PCd）在胃阶段和小肠阶段与土壤有效态镉含量（SCd）均可建立回归方程，拟合优度均较好，其中纳雍土壤拟合优度最好，胃阶段和小肠阶段R2分别达到了0.99 和0.98，其次是凤冈土壤而后是威宁土壤，这表明各土壤中马铃薯镉的生物可给性在胃阶段和小肠阶段与土壤有效态镉含量呈正相关（表3）。由此可知随着镉污染浓度的增大，有效态镉和马铃薯生物可给性增大的趋势一致，说明有效态镉含量越高，马铃薯生物可给性越大。

表2 土壤有效态镉与马铃薯生物可给性描述性统计分析Table 2 Descriptive statistical analysis of soil available cadmium and potato bioavailability

表3 土壤有效态镉与马铃薯生物可给性的相关分析Table 3 Correlation analysis between soil available cadmium and potato bioavailability

2.3 人体健康风险评估

在考虑小肠阶段镉的生物可给性的情况下，按照公式计算分析得到成人和儿童Cd 的每日暴露量（ADD）和健康风险指数危害商（HQ）（表4）。由表 4 可知成人 ADD 的范围为 2.41×10-7～2.89×10-4mg/kg·d，成人 HQ 的范围为 2.41×10-4～2.89×10-1mg/kg·d，儿童 ADD 的范围为 3.47×10-7～4.16×10-4mg/kg·d，儿童HQ的范围为3.47 ×10-4～4.16 × 10-1mg/kg·d，可见成人和儿童 HQ均＜1.0，说明不同浓度污染下马铃薯样品中的Cd 对人体的健康风险较小。

表4 马铃薯中Cd的健康风险评估Table 4 Health risk assessment of Cd in potatoes

3 讨 论

重金属对环境的危害程度，取决于重金属的总量，从而决定其生物可给性[22]，本试验测得在5个Cd 浓度梯度作用下，威宁土壤上种植的马铃薯块茎Cd含量为5.64 ×10-2～1.34 × 10-1mg/kg， 纳雍土壤上为1.40×10-2～1.12×10-1mg/kg，凤冈土壤上为0～1.21 × 10-4mg/kg；依据 GB 2762—2017《食品安全国家标准食品中污染物限量》的执行标准[23]，纳雍土壤上当Cd 浓度处理为2.0 mg/kg 时，马铃薯块茎Cd含量超过国家安全限量值0.1 mg/kg，威宁土壤上当Cd 浓度处理超过1.0 mg/kg 时马铃薯块茎Cd 含量超标，而凤冈土壤上种植的马铃薯块茎Cd 含量均未超标，且有大量文献报道马铃薯各部位Cd 含量大小为根＞茎＞叶＞块茎[24-26]。而由本试验研究结果可知，马铃薯镉的生物可给性在胃阶段和小肠阶段与镉污染浓度呈正相关性，这表示镉污染浓度是控制生物可给性的主要因素，镉污染程度越大的土壤，其镉的生物可给性就越高，这与张瑞瑞等[27]的研究结果一致，随着土壤Cd 浓度增加，马铃薯植株各部位Cd 含量上升，且马铃薯块茎（可食部分）有相对较强的富集作用。这是因为重金属不能被生物降解，相反却能在食物链的生物放大作用下，成千百倍地富集。本试验中纳雍、威宁、凤岗土壤胃阶段和小肠阶段的生物可给性的范围分别为2.09%～3.87%、0.83%～1.34%，1.18%～2.87%、0.34%～1.43%，1.74%～4.54%、0.84%～2.20%，得出马铃薯镉的生物可给性在胃阶段均比在小肠阶段高，且在小肠阶段的变化趋势与在胃阶段的变化趋势相似，反映出土壤重金属从胃相到肠相是一个逐步消化吸收的过程[22]，李梦莹等[28]研究得出Cd 的生物可给性在胃相中为3.1%，在肠相下降到0.6%，与本试验研究结果一致。 陈晓晨等[29]研究得出土壤铅在胃阶段的生物可给性为72.73%～82.60%，进入小肠阶段后，土壤铅的生物可给性极显著降

低至22.8%～27.7%。研究的重金属与本试验不同但得到了相同的结果。而马娇阳等[8]测得四种重金属（Zn、Cu、Cd 和Pb）在胃阶段生物可给性范围分别为2.10%～48.28%、4.84%～33.73%、16.04%～42.81%、1.81%～15.71%，小肠阶段为2.05%～36.91%、13.17%～22.23%、10.19%～23.10%、0.60%～2.69%，胃阶段的生物可给性低于小肠阶段，与本试验的研究结果正好相反，可能是因为采样试验与本盆栽试验不同和不同地区土壤类型赋存形态不同导致； Li 等[30]测定不同类型土壤重金属Cd 的生物可给性为60.9%～99.4%，比本试验所得生物可给性高出60.9%～94.86%。

重金属的生物可给性均小于100%，由此说明并不是土壤全部重金属可溶解在人体消化系统中，基于重金属总量进行的评估可能会高估其健康风险[31]，故本试验用土壤有效态进行马铃薯生物可给性的评估，得出土壤有效态镉含量与马铃薯镉的生物可给性呈正相关。这说明土壤有效态镉对马铃薯镉的生物可给性有着重要影响，土壤有效态镉含量越高，马铃薯镉的生物可给性越高，这与贾振亚[22]的研究结果一致，土壤中有效态镉的增加，导致马铃薯镉的生物可给性升高，与王连平和宋胜焕[32]的研究结果也一致，籽实的镉含量与土壤有效态含量呈很好的正相关。土壤总镉与土壤有效态镉呈正相关，与马铃薯镉的生物可给性也呈正相关，所以马铃薯镉的生物可给性可能受土壤总镉的影响，这可能是因为植物所能吸收利用的镉是土壤有效态镉，而植物对重金属又有富集作用，所以这导致了马铃薯镉的生物可给性与土壤有效态镉呈正相关。

马铃薯作为世界第四大粮食作物，对其重金属的健康风险研究极其重要。吴建杰等[33]研究了不同产地柴胡饮片中重金属整体残留情况以及柴胡饮片摄入而导致的重金属健康风险，风险评估模型计算成人和儿童最高的总体危害商值（HI）分别为0.799 和0.714 , 成人和儿童的HI 均小于1（HI ＜1）提示柴胡饮片重金属含量处于安全范围，不会对人体产生明显危害，并且提出柴胡饮片重金属生物可给性研究相比较重金属总量测定能更准确的判断柴胡饮片中重金属的风险，与本文所得结果一致。前人也有对重金属污染严重区进行研究，如陈奕[34]利用体外胃肠法（IVG）进行重金属污染的工业场地土壤对人体健康的风险研究，得出4 种重金属（Cu、As、Sb 和Ni）的危害商指数（HQois)，其值均小于1，健康风险较低，虽然使用的模拟方法与本试验不同，但是进行评价的结果一致；孙立强等[35]探究煤矿周边农田土壤重金属污染状况以及评估可能对人体带来的健康危害时发现成人和儿童不同重金属非致癌风险暴露量均小于1，说明成人和儿童均不存在非致癌风险，与本研究结果一致，可见重金属污染严重的煤矿周边也不一定会对人体产生伤害，但其并未研究并评价植物体内的重金属。陈丹等[36]采用Pb、Zn 全量和有效态进行分析，得到成人和儿童的健康风险均在可接受范围内，但儿童潜在的健康风险不容忽视，虽然研究的重金属不同，但和本研究均采用的有效态Cd 进行评价且结果一致。也有学者使用方法修复土壤重金属从而评价其对人体健康的影响，如尹娟等[37]利用SBET 方法研究了广西某流域农田土壤7 种重金属（Cd、Cu、Zn、Ni、Pb、As 和 Cr）的生物可给性，得出经生物可给性修正后，土壤重金属对儿童和成人的非致癌风险和致癌风险均大幅度降低，但对儿童依然有一定的致癌风险，可能成人随着机体器官的发育完善，抵抗外界风险能力的提升，故对于重金属的致癌风险要低于儿童，该结论也与姚冬菊等[38]研究的贵州省独山县某锑冶炼厂周边农田土壤重金属所得结论一致。也有研究表明土壤重金属对于成人和儿童健康均存在致癌风险，如林承奇等[39]研究了闽西南农田土壤-水稻系统中8 种重金属（Cd、Zn、Cu、Ni、Hg、As、Cr 和Pb）的生物可给性及健康风险，结果表明考虑8 种重金属情况下对成人和儿童的综合非致癌风险指数平均值分别为2.71 和4.06，可能存在非致癌风险，与本试验的研究结果相反，这可能是因为地区土壤和评价方法不一样造成的。有学者用与本研究相同的方法进行非土壤中重金属的评价，廖文等[40]通过体外（In vitro）模拟胃肠消化（PBET）法对鱼肉中砷和硒的生物可给性进行了考察，得出成人和小孩摄入无机砷的致癌风险分别为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风险的0.17～7.3 倍，尤其是小孩，更易摄入砷产生毒害，可能是该研究的重金属与本研究不同，所导致的致癌风险结果也不同。

本试验中，在3 个地区不同土壤中，马铃薯的生物可给性均与镉污染浓度呈正相关，马铃薯镉的生物可给性在胃阶段均比在小肠阶段高；土壤镉的有效性越高，镉的生物可给性越高，且马铃薯镉的生物可给性（PCd）与土壤有效态（SCd）之间的拟合程度很好；镉污染下马铃薯的胃阶段生物可给性是纳雍土壤最大，凤冈土壤次之，威宁土壤最小；小肠阶段生物可给性是凤冈土壤最大、纳雍土壤次之、威宁土壤最小。在人体健康风险评价中，成人和儿童的健康风险指数危害商（HQ）均小于1.0，说明该实验马铃薯中Cd 对人体健康风险较小。