上海市售螃蟹中砷、镉的富集调查及食用安全风险评价

王子衡,胡钰梅,周立法,齐自元,谢 晶,3,4,潘迎捷,3,4,赵 勇,3,4∗,刘海泉,3,4,5∗

(1 上海海洋大学食品学院,上海 201306;2 上海康久消毒技术股份有限公司,上海 201506;3 上海水产品加工及贮藏工程技术研究中心,上海 201306;4 农业农村部水产品贮藏保鲜质量安全风险评估实验室(上海),上海201306;5 上海海洋大学食品热加工工程技术研究中心,上海 201306)

近年来,快速的城市化和工业化发展使水生生态系统中的重金属污染问题日益严重,已成为亟待解决的重要环境问题之一[1]。 水产品作为优质动物蛋白的天然来源[2],对人体有益,但同时也是重金属污染物的天然富集者。 蓄积在水产品中的重金属经食物链的传递及生物富集和放大作用进入人体后,威胁人类健康[3]。 蟹类甲壳动物作为底栖生物,具有重要的经济价值和生态价值,是监测沿海及河口水域重金属污染可靠的生物指标。 中华绒螯蟹(Eriocheir sinensis)又名河蟹、大闸蟹,在淡水中生长,营穴居或于底泥中生活;在我国分布广泛,江淮之间为其分布中心[4],是我国重要的水产经济蟹类之一。 三疣梭子蟹(Portunus trituberculatus)俗称海蟹、枪蟹,主要生活在深度为10—30 m 的沙质海底中,广泛分布于我国的渤海、东海等近海海域[5],是近海海域主要的经济蟹类。 研究表明,日常饮食中摄入的90%的砷(As)来源于水产品[6],长期食用被砷污染的水产品可能导致慢性中毒,损伤皮肤、肝脏等人体器官继而引发癌症[7];而镉(Cd)即使在非常低的浓度下,也可以在人体中积累并对机体造成不可逆转的损伤[8]。 上海市地处沿海地区,水产资源丰富,中华绒螯蟹与三疣梭子蟹在水产市场中备受青睐,了解它们之间的重金属富集差异有助于合理评估蟹类对人体健康产生的潜在风险。 本研究采用电感耦合等离子体质谱法(ICPMS)测定分析了上海地区市售的中华绒螯蟹与三疣梭子蟹体内As、Cd 的富集情况并进行了食用安全风险评价,旨在科学指导消费者食用蟹类水产品。

1 材料与方法

1.1 材料与试剂

性成熟的中华绒螯蟹(40 只)和三疣梭子蟹(28 只)购于上海市水产品交易市场。 中华绒螯蟹来自于上海市某区养殖基地,三疣梭子蟹来自于浙江省某渔场。

标准溶液:含As 和Cd 的多元素混合标准贮备溶液(100 μg∕mL,国家有色金属及电子材料分析测试中心),209Bi、73Ge、115In、7Li、45Sc、159Tb、89Y 多元素内标标准溶液(100 μg∕mL,国家有色金属及电子材料分析测试中心);质谱调谐液:Li、Co、In、U、Ba、Bi、Ce(10 μg∕L,美国Thermo Fisher 公司);硝酸(优级纯,上海安谱实验科技股份有限公司),扇贝成分分析标准物质(GBW10024,中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所)。

1.2 仪器与设备

iCAP-Q 电感耦合等离子体质谱仪(美国Thermo Fisher 公司);CEM-MARS6 微波消解仪(美国CEM 公司);Milli-Q 超纯水净化器(美国Millipore 公司);电子天平(梅特勒-托利多国际有限公司);控温电热板(上海博通化学科技有限公司)。 所用玻璃器皿均使用5%硝酸浸泡48 h,再用超纯水清洗3 次,干燥后备用。

1.3 方法

1.3.1 样品制备

将购买的40 只新鲜中华绒螯蟹、28 只三疣梭子蟹冲洗干净,使用无菌解剖刀除去外壳、鳃,分别取出每只蟹的全部性腺、肝胰腺、腿肌和胸肌,按照质量将各组织平均分成两份。 一份将4 个组织充分混合匀浆,保存于-40 ℃冰箱中,用于整个蟹体内可食组织中As、Cd 含量的检测;另一份将4 个组织分别放置于密封袋中,保存于-40 ℃冰箱中,用于不同可食部位的As、Cd 含量检测。

1.3.2 样品消解

参照国标GB 5009.268—2016《食品安全国家标准食品中多元素的测定》[9],将样品于室温下解冻,分别称取各组织约0.5 g(精确到0.001 g),置于干燥的微波消解罐中,加入5 mL 硝酸,加盖放置过夜,次日旋紧盖子将其放入微波消解仪中按照消解程序(表1)进行消解。 消解程序结束后,取出消解罐,用少量水冲洗内盖,并放置于控温电热板上于110 ℃赶酸1 h,冷却后,将消解罐内的溶液转移至50 mL 容量瓶中,用少量超纯水冲洗消解罐3 次,合并洗涤液并转移至容量瓶中,用超纯水定容至刻度处,混匀,过0.22 μm微孔水系滤膜,备用。 设置3 次重复,空白样品为对照。

表1 微波消解参数Table 1 Microwave digestion parameters

1.3.3 样品检测

使用调谐液对仪器的各项参数进行优化,加入10 ng∕mL 内标元素73Ge(校正75As)、115In(校正111Cd)校正仪器的响应信号、灵敏度等。 将多元素混合标准贮备溶液逐级稀释配制成1.0 ng∕mL、5.0 ng∕mL、10.0 ng∕mL、50.0 ng∕mL、100.0 ng∕mL 的系列标准曲线工作溶液,待仪器状态稳定后,由低到高浓度依次引入ICP-MS 中,以测定元素标准溶液的信号强度(CPS)作为纵坐标,质量浓度(μg∕L)作为横坐标进行线性拟合,绘制标准曲线,外标法对样品中As 和Cd 含量进行测定。 ICP-MS 仪器运行条件见表2。 将测定结果与扇贝成分分析标准参考物质(GBW10024)进行比较(表3),验证分析方法的准确性和精密度。 结果表明,As 和Cd 线性回归方程的相关系数均大于0.999,线性关系良好。 测定结果与标准参考物质的参考值基本相符,表明该研究的分析方法准确可靠。

表2 ICP-MS 仪器工作条件Table 2 Working conditions of ICP-MS instrument

表3 质控样品中待测元素的含量(n=3)Table 3 Content of elements to be measured in quality control samples(n=3)

1.4 食用安全风险评估

使用美国环保署(United States Environmental Protection Agency,US EPA)建议的目标危害系数(Target Hazard Quotient,THQ)和目标致癌风险(Target Cancer Risk,TR)进行评估[10]。 THQ 用于评估食用不同类型水产品的单一重金属暴露潜在风险,危害指数(Hazard Index,HI)表示暴露于两种或两种以上的重金属所产生的累加的潜在风险。 若THQ 或HI 值大于1,表示暴露水平高于安全参考限定值,会构成潜在的健康风险;若THQ 或HI 值小于等于1,则表示不构成显著的健康风险。 TR 用于评估个体在其生命周期内因长期食用水产品而暴露于潜在的致癌物中的风险,若TR 值大于10-4,表明存在致癌的机率;若TR 值介于10-4—10-6,表明存在不可忽略的致癌风险;若TR 值小于10-6,表明致癌风险可以忽略。 THQ、HI、TR 计算公式如下:

式中,ED表示暴露持续时间(70 年,近似于人类的平均寿命);FIR表示每日摄食速率(5.54 g∕d )[11];EF表示人群暴露频率(365 天∕年);C 表示整个蟹体可食用组织中重金属的浓度(mg∕kg);RFD表示每日参考口服剂量(mg∕kgbw),As 和Cd 的参考值[10]分别为每日3 ×10-4mg∕kg、1 ×10-3mg∕kg;WAB表示成年消费者的平均体重(70 kg);TA表示平均暴露时间(365 天∕年× ED);CSF表示经口摄入致癌斜率因子(kg·d∕mg),As 和Cd 的CSF分别为1.5 kg·d∕mg 和6.3 kg·d∕mg[10]。

1.5 数据统计与分析

采用Excel 2010 软件对数据进行统计,取3 次平行试验的均值;采用Origin 2019 软件进行绘图;采用SPSS 25.0 软件进行统计学分析,差异显著水平设P<0.05、P<0.01、P<0.001。

图1 中华绒螯蟹与三疣梭子蟹中总砷、镉的含量Fig.1 Total arsenic and cadmium contents in Eriocheir sinensis and Portunus trituberculatus

2 结果与分析

2.1 不同水体养殖螃蟹中总砷与镉含量

研究发现,水产动物体内富集重金属的途径主要为鳃的呼吸过程、摄食过程以及水体与体表之间的渗透交换过程[12]。 因此,蟹所在水环境中重金属的含量直接关系到蟹体内的重金属含量。 三疣梭子蟹属海水蟹,生长于高氧高盐分的海水中;中华绒螯蟹在淡水环境中生长。 如图1 所示,整个中华绒螯蟹可食组织中As 的平均含量为1.097 mg∕kg,Cd 的平均含量为0.149 mg∕kg;整个三疣梭子蟹可食组织中As 的平均含量为8.813 mg∕kg,Cd 的平均含量为2.653 mg∕kg。三疣梭子蟹中As 含量显著(P<0.001)高于中华绒螯蟹,约为其8 倍;三疣梭子蟹中Cd 的含量显著(P <0.001)高于中华绒螯蟹。

2.2 不同性别蟹体中总砷与镉含量

由图2 可知,雌性与雄性中华绒螯蟹中As 含量存在显著性差异(P <0.01)。 雌性中华绒螯蟹中As含量的范围为0.326—1.649 mg∕kg,雄性为0.202—3.869 mg∕kg。 雌性、雄性中华绒螯蟹中的Cd 含量存在显著差异(P<0.01),范围分别为0.124—0.272 mg∕kg、0.022—0.257 mg∕kg。 图3 为雌性和雄性三疣梭子蟹中As 和Cd 的含量,其中雌性梭子蟹中As 含量的范围为5.124—11.226 mg∕kg,雄性为9.674—13.311 mg∕kg,雌雄间存在显著性差异(P<0.001)。 雌性梭子蟹中的Cd 含量最低为0.959 mg∕kg,最高为6.064 mg∕kg;雄性中Cd 含量最低为2.283 mg∕kg,最高为4.997 mg∕kg。 综上,不同性别的蟹中重金属砷、镉的富集状况存在差异,雄蟹体内的砷、镉含量高于雌蟹。

图2 不同性别中华绒螯蟹中总砷、镉的含量Fig.2 Contents of total arsenic and cadmium in Eriocheir sinensis of different gender

图3 不同性别三疣梭子蟹中总砷、镉的含量Fig.3 Contents of total arsenic and cadmium in Portunus trituberculatus of different gender

2.3 蟹体不同可食部位中总砷、镉含量的富集差异

中华绒螯蟹不同可食部位中总砷、镉含量见图4。 图4A 中,中华绒螯蟹肝胰腺中的As 含量与性腺、腿肌和胸肌均存在显著差异(P < 0.001)。 As 含量的中位值依次为肝胰腺(1.079 mg∕kg) > 性腺(0.885 mg∕kg) >胸肌(0.755 mg∕kg) >腿肌(0.528 mg∕kg)。 图4B 中,中华绒螯蟹肝胰腺中Cd 的含量显著(P<0.001)高于性腺、腿肌和胸肌,平均值为0.385 mg∕kg;性腺、腿肌和胸肌中Cd 含量无显著性差异(P>0.05),平均值分别为0.085 mg∕kg、0.062 mg∕kg 和0.065 mg∕kg。 三疣梭子蟹可食部位的As、Cd 含量如图5 所示,四个可食部位中As 含量的中位值依次为性腺(12.566 mg∕kg) >肝胰腺(10.693 mg∕kg) >胸肌(6.336 mg∕kg) >腿肌(5.161 mg∕kg)(图5A),腿肌与胸肌中的As 含量无显著差异(P >0.05);肝胰腺中Cd 含量的平均值为10.501 mg∕kg,与性腺、腿肌和胸肌存在显著差异(P <0.001)。 结果表明,性腺或肝胰腺这类深色组织中的As 含量明显高于腿肌、胸肌这类白色肌肉组织;Cd 主要聚集在肝胰腺中,组织分布差异尤为显著。 整体来看,深色组织中的As、Cd 含量要显著高于肌肉。

图4 中华绒螯蟹不同可食部位中总砷、镉含量Fig.4 Contents of total arsenic and cadmium in different edible parts of Eriocheir sinensis

图5 三疣梭子蟹不同可食部位中总砷、镉含量Fig.5 Contents of total arsenic and cadmium in different edible parts of Portunus trituberculatus

2.4 食用安全风险评估

水产品都不同程度地含有一些重金属元素,消费者应当关注其对人体健康造成的潜在风险。 重金属的生物半衰期越长则富集性越强,Cd 作为最易蓄积在人体内的重金属,在人体内有长达10—30 年的生物半衰期[13],长期Cd 暴露将会导致肾功能受损甚至肺癌。 由表4 可知,中华绒螯蟹As 和Cd 的THQ 均小于1,且两种元素的综合影响低于HI 的风险临界值1,不构成显著的健康风险。 受到镉污染的三疣梭子蟹的THQ 小于1,以梭子蟹的总砷含量计算得出的THQ 大于1,从而导致HI 大于1,但因无机砷含量未知,因此尚不能得出食用梭子蟹会对人体健康产生潜在威胁的结论。 不可否认的是,海产的三疣梭子蟹的HI要大于淡水养殖的中华绒螯蟹。 表4 显示,中华绒螯蟹中As 的致癌风险大于可接受值10-4,Cd 的TR 值介于10-4—10-6,表明长期食用中华绒螯蟹存在不可忽略的安全隐患。 而三疣梭子蟹的As 与Cd 的TR值均大于10-4,有一定的健康隐患。

表4 中华绒螯蟹与三疣梭子蟹总砷、镉的目标危险系数与目标致癌风险Table 4 Target risk quotient and target cancer risk of total arsenic and cadmium in Eriocheir sinensis and Portunus trituberculatus

3 结论与讨论

本研究显示,海水养殖的三疣梭子蟹中As、Cd 含量高于淡水养殖的中华绒螯蟹。 人口分布密集、经济活力旺盛的近海海域是重金属污染的多发区[14]。 东海近海海域受长江等径流及陆源污染影响,工农业、养殖业废水的排放,加之海洋运输污染及沿海居民生活污水的排放,导致近海区大量的海水养殖区环境受到威胁[15],对梭子蟹这类海产养殖动物造成了一定的威胁。 张鸟飞等[16]对舟山特色海产品中残留重金属进行监测后发现海产品受Cd 污染严重,螃蟹在所监测的11 种海产品中重金属残留量居首位。 目前我国超过70%的市售水产品是养殖而来[17],但淡水养殖环境通常处于相对封闭的水域,养殖过程中饵料投放等问题都会对水产养殖产生不利影响,降低水产品的质量[18]。 持续监测并有效控制水环境中重金属污染状况是保证水产品质量安全的关键举措。

近年来,对于蟹体内重金属富集的性别差异调查研究有不同的结果。 顾捷等[19]研究舟山近海圆趾蟹中镉含量时发现,雄蟹肝胰腺中镉的平均含量约为雌蟹的1.66 倍。 李庆等[20]对上海市售中华绒螯蟹中微量元素的分布进行研究发现,雄蟹肌肉中铬的含量要显著高于雌蟹,雄性性腺中的铜、镉等元素含量显著高于雌性。 林彩琴等[21]对温州地区市售螃蟹体内中镉分布状况调查研究发现蟹体中镉的分布与性别无明显关系。 重金属在蟹体内的富集存在性别差异,这一结果是否具有普遍性还需开展大量的工作以进一步确认,产生差异的原因可能与其生活的地域或海域环境有关,也与雌雄蟹个体在生理构造与代谢活动上的差异相关。 雄性中华绒螯蟹好掘洞穴居,雌性喜潜入底泥[22],倘若所栖环境中重金属污染程度不同则其体内重金属的蓄积不同。 此外,蟹类在交配产卵时期不同器官组织重量的相对比例不同,雌蟹由于繁殖后代需要从肝胰腺中获得更多的营养物质与能量[23],在这一过程中可能存在部分重金属的迁移。

重金属与蟹体的内源性物质亲和力的差异导致其在组织器官富集的异质性。 严国等[24]对海蟹中砷元素分布进行研究发现海蟹体内富集砷的程度高,主要在性腺和肝胰腺。 韩雅荃等[25]对三疣梭子蟹体内总砷的蓄积特性进行了研究,发现肝胰腺比肌肉组织富集总砷的能力强,与本调查结果一致。 肝胰腺是蟹体内重要的消化吸收及代谢器官,其产生的金属硫蛋白可以选择性地螯合毒性重金属离子并存储在肝胰腺中[26],其中镉离子与之结合较为紧密,形成的复合物很难被降解,由此达到解毒的功效[27]。 肝胰腺与性腺分布相近,两者在重金属富集分布上具有高度的相似性。 此外,有研究指出肝胰腺中脂类及蛋白质会在蟹性成熟时期通过血淋巴转运至生殖腺[28],推测某些脂溶性的重金属离子可能会随之转移至性腺。 我国《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762—2017)中规定,甲壳类水产品中镉的限量值为0.5 mg∕kg,水产动物中无机砷的限量值为0.5 mg∕kg[29]。 欧盟将甲壳类动物附肢和腹部肌肉以及蟹和蟹类附肢可食用的白肉部分中镉的最大允许浓度限定为0.5 mg∕kg,并未对水产品中总砷或无机砷进行限量[30]。 我国并没有针对蟹类任何组织的限制浓度,在进行重金属污染监测时,对蟹的不同组织部位取样会产生不同的检测结果,仅关注蓄积能力较低的肌肉不足以全面准确地评价重金属对其的污染程度,容易产生对水产品品质的误判,无法准确评估潜在的健康风险。 将蟹中重金属浓度相对更高的深色组织(性腺、肝胰腺)与重金属浓度较低的肌肉组织(腿肌、胸肌)进行分类限量,有助于科学评价水产品质量。

本调查结果显示,生长在不同水环境中的蟹富集重金属的能力不同,海水中生长的三疣梭子蟹中As、Cd 含量显著高于淡水中生长的中华绒螯蟹。 不同性别的蟹蓄积As、Cd 情况不同,雄蟹体内的As、Cd 含量高于雌蟹,可能与所处地理环境相关。 两种蟹中,性腺与肝胰腺富集As 的能力强于腿肌和胸肌;Cd 主要蓄积在肝胰腺中。 初步风险评估表明,与中华绒螯蟹相比,长期食用As、Cd 污染的三疣梭子蟹对人体健康的潜在风险更大。 消费者应尽量选择食用淡水养殖的中华绒螯蟹,同时要控制“蟹黄”、“蟹膏”的摄入量,有意识地减少重金属在体内的富集,降低重金属对健康的威胁。 重金属在人体内具有慢性毒性,而重金属的形态又决定了其毒性,从水产品本身对重金属的富集到贮藏、加工环节中可能发生的重金属形态的转化或迁移都会导致重金属的毒性异质性,从而影响对水产品食用安全风险的精准评估。 下一步将对砷及其他重金属的形态进行深入研究,以更全面、准确地评估蟹类的食用安全风险。