4 種太湖水產品體內重金屬富集特征及食用安全性評價

張曉文，邵柳逸，連 賓*

（1.南京師范大學教師教育學院，江蘇 南京 210023；2.南京師范大學生命科學學院，江蘇 南京 210023）

4 種太湖水產品體內重金屬富集特征及食用安全性評價

張曉文1，邵柳逸1，連 賓2,*

（1.南京師范大學教師教育學院，江蘇 南京 210023；2.南京師范大學生命科學學院，江蘇 南京 210023）

為研究太湖水產品重金屬污染現狀和食用安全性，采用原子吸收分光光度法對人工飼養和野生放養的4 種太湖水產品的頭部、肌肉和內臟中Pb、Cd、Cu、Zn 4 種重金屬的含量進行測定。結果表明：同種重金屬在4 種水產品體內不同部位中的分布不同，除野生鯽魚（Carassius auratus）外，4 種重金屬在頭部和內臟含量較高，在肌肉中含量較低；不同水產品同一部位重金屬含量由高到低大致趨勢為Zn＞Cu＞Pb＞Cd。此外，人工飼養和野生放養太湖水產品肌肉組織重金屬污染程度不同，野生放養水產品的肌肉組織污染程度較高；同種重金屬在不同種類水產品肌肉組織中含量存在差異，其中人工飼養和野生放養條件下刀額新對蝦（Metapenaeus ensis）對Cu的富集能力最強，野生放養條件下鯽魚對Zn的富集能力最強。太湖水產品肌肉組織重金屬污染大多屬于未污染到微污染級別，個別屬于嚴重污染級別，主要污染因子為Pb和Zn。

太湖；重金屬；水產品；富集特征；食品安全

太湖是我國第三大淡水湖，位于長江三角洲的南緣，所處流域為我國經濟快速發展區，同時也是水體污染的重要區域[1]。近年來對太湖湖泊沉積物中重金屬污染已有不少研究[2-4]，但對可食用的水產品體內重金屬的研究較少。水環境中的重金屬可通過積累作用蓄積在水生動、植物體內，并通過食物鏈（網）最終傳遞給人類[5]，故而對太湖水產品體內重金屬富集情況進行研究非常必要。研究表明，太湖重金屬污染元素主要為Pb、Cd、Cu、Zn等[6-7]。Pb、Cd為有毒元素，長期攝入會危害人體健康[8]；Cu、Zn為生命必需元素，維持正常生命活動，但濃度超過一定閾值也會對人體造成危害[9]。通過對太湖流域宜興區段人工飼養和野生放養幾種水產品體內Pb、Cd、Cu、Zn 4 種重金屬含量的分析，探討了水產品體內重金屬的分布，并對食用部位重金屬的污染狀況和食用安全性進行評價，以期為該區域水產品安全以及生態環境治理提供一定基礎數據。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

2016年8月于江蘇省宜興市太湖沿岸大浦鎮采集常食用的水產品，包括人工飼養鯽魚（Carassius auratus）3 條、野生鯽魚3 條，人工飼養黃顙魚（Pelteobagrus fulvidraco）3 條、野生黃顙魚3 條，人工飼養黃鱔（Monopterus albus）3 條、野生黃鱔3 條，人工飼養及野生刀額新對蝦（Metapenaeus ensis）若干，人工飼養用水均來源于太湖。

硝酸（質量分數65%～68%）、高氯酸（質量分數70%～72%）、過氧化氫溶液（質量分數30%）（均分析純） 國藥集團化學試劑有限公司；Pb、Cd、Cu、Zn標準儲備液 國家有色金屬及電子材料分析測試中心。

1.2 儀器與設備

Allegra X-30R離心機 美國Beckman公司；SX2-4-10GT馬弗爐 南京基天生物技術有限責任公司；AA-6300型原子吸收分光光度計 日本Shimazu公司。

1.3 方法

1.3.1 樣品處理

用不銹鋼剪刀和解剖刀分別將各水產品樣品分解成頭部、肌肉、內臟等組織，用去離子水反復沖洗各組織后，搗爛成泥狀，分裝于聚乙烯袋中-20 ℃冷凍保存。準確稱量各組織樣品1～3 g（精確到0.01 g）放入50 mL錐形瓶中并于瓶口蓋上錫紙，放入馬弗爐中灰化，200 ℃灰化2 h后升溫至500 ℃灰化6 h左右至樣品完全呈灰黑色[10]。冷卻后加入16 mL混合酸（硝酸-過氧化氫-高氯酸體積比為5∶2∶1）于恒溫電熱板上200 ℃加熱消解至溶液澄清（若不澄清則重復上述過程至溶液澄清，自加入混合酸開始重復）。冷卻后用1%硝酸溶液定容至25 mL，混勻后4 ℃冷藏備用。同時設置不加樣品的空白對照。

1.3.2 樣品分析標準溶液的配制

將各金屬元素標準儲備液進行逐級稀釋，配制成質量濃度分別為0.40、1.00、5.00、20.00 μg/L的Pb標準系列溶液；質量濃度分別為0.20、0.40、0.60、0.80、1.00 mg/L的Cd和Cu標準系列溶液；質量濃度分別為1.00、2.00、3.00、4.00、5.00 mg/L的Zn標準系列溶液。根據需要逐級稀釋配制成混合標準溶液。

1.3.3 樣品測定

使用原子吸收分光光度計對標準溶液和樣品進行檢測，所作標準曲線相關性在99.1%以上，線性方程及相關系數如表1所示。Cd、Cu、Zn三種元素采用火焰原子吸收分光光度計進行檢測，Pb元素采用石墨爐原子吸收分光光度計進行檢測，均重復3 次。

表1 標準曲線及相關系數Table 1 Standard curves with correlation coefficients

1.3.4 評價標準與方法

1.3.4.1 污染程度評價

采用單因子污染指數法和均值型污染指數法評價4 種太湖水產品體內重金屬污染狀況，采用污染負荷比評價主要污染因子。

單因子污染指數法用于評價某一重金屬元素的單一污染程度，其計算見式（1）[11]。

式中：Pi為單因子污染指數；Ci為生物體內污染物的實測平均含量/（mg/kg）；Si為某種污染物的評價標準值/（mg/kg），評價標準值參照GB 2762—2012《食品中污染物限量》[12]、GB 13106—1991《食品中鋅限量衛生標準》[13]和GB 15199—1994《食品中銅限量衛生標準》[14]。

均值型污染指數法[15]用于評價樣品中重金屬的污染程度，本質是各項單因子污染指數的平均值，其計算見式（2）。

式中：PI為均值型污染指數；Pi為單因子污染指數；n為所測重金屬種類數。根據均值型污染指數法的計算結果將重金屬污染程度分為6 個等級[16]，即未污染級別（PI＜0.1）、微污染級別（0.1≤PI≤0.2）、輕污染級別（0.2＜PI≤0.5）、中污染級別（0.5＜PI≤0.7）、重污染級別（0.7＜PI≤1.0）、嚴重污染級別（PI＞1.0）。

1.3.4.2 污染因子分析

污染負荷比可用于說明主要污染因子，其計算見公式（3）[17]。

式中：L為污染物負荷比；Pi為單因子污染指數。

1.3.4.3 食用安全性評價

根據上述含量檢測結果，根據公式（4）計算出居民每周實際攝入重金屬質量（mg），并與世界衛生組織和聯合國糧農組織食品添加劑聯合專家委員會制定的暫定每周可耐受攝入量（provisional tolerable weekly intake，PTWI）標準進行對比，評價太湖水產品的食用安全性。

居民每周實際攝入重金屬質量/mg=4 種水產品肌肉組織重金屬平均含量/（mg/kg）×0.403 kg （4）

式中：0.403 kg為我國居民人均每周水產品攝入量，2016年中國居民膳食指南[18]參考值。

2 結果與分析

2.1 重金屬元素在水產品不同部位的分布特征

表2 太湖水產品不同部位的重金屬平均含量（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 太湖水產品不同部位的重金屬平均含量（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：—.未檢測到該重金屬元素。

環境 種類 部位 重金屬平均含量Ci /（mg/kg）Pb Cd Cu Zn生長刀額新對蝦頭部 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頭部 0.076±0.029 — — 44.322±7.676肌肉 0.027±0.020 — — 9.822±2.539內臟 0.029±0.030 0.144±0.203 0.855±0.662 31.055±7.178黃顙魚 頭部 — — 0.312±0.317 22.010±3.728肌肉 — — 0.104±0.116 5.206±5.731鯽魚人工飼養黃鱔頭部 — — 0.008±0.011 25.196±5.366肌肉 — — 0.244±0.146 13.401±3.258內臟 0.140±0.121 0.033±0.039 1.353±0.180 14.339±4.080刀額新對蝦頭部 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頭部 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內臟 0.018±0.016 0.018±0.025 0.093±0.132 50.643±19.084黃顙魚 頭部 — — 0.046±0.038 41.212±3.538肌肉 — — — 4.621±3.661鯽魚野生放養黃鱔頭部 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內臟 0.583±0.403 2.801±3.482 3.196±0.794 21.593±1.671

由表2可知，同種重金屬在水產品不同部位中的分布不同。在人工飼養條件下，4 種水產品的頭部和內臟重金屬含量相對較高，肌肉中重金屬含量相對較低；在野生放養條件下，除鯽魚肌肉中Pb、Cd、Cu含量高外，刀額新對蝦、黃顙魚和黃鱔體內重金屬含量分布與人工飼養條件下結果類似。通常認為，重金屬進入魚蝦體內主要是通過餌料攝食、體表滲透和鰓膜吸附等途徑[19-20]。魚蝦類通過鰓不斷吸收溶解的氧，從而使溶解在水中的重金屬離子不停地通過鰓部直接從水中吸收重金屬離子成為主要途徑[21]。通過攝食、滲透或吸附等途徑進入魚蝦體內的重金屬參與代謝后又多在內臟富集[22]，因此頭部和內臟中重金屬含量一般高于肌肉中的重金屬含量。

本研究所取水產品同一部位中重金屬含量高低的大致趨勢為Zn＞Cu＞Pb＞Cd，該結果與劉丹赤等[23]的研究結果一致，說明重金屬元素在水生動物組織或器官內的積累有一定的選擇性。Zn和Cu是生命必需元素，水生動物往往表現出對Zn、Cu的易吸收性；Pb和Cd是非必需元素，水生動物對Pd、Cd的吸收表現出一定的抗性[24]。很多研究表明，重金屬元素之間存在相互作用，包括協同、拮抗或加和作用[25-27]，這種相互作用也會影響各重金屬元素在水生動物體內的吸收和積累。用SPSS軟件進行相關性分析表明，太湖水產品體內Pb和Cd的含量為顯著正相關（r2=0.871，P=0.001），這說明水產品對Pb和Cd有協同吸收的趨勢；Pb和Cu、Pb和Zn、Cd和Zn的含量無顯著相關性。目前關于重金屬相互作用對重金屬離子在生物體內的積累影響的理論主要有以下2 個[28]：一是競爭位點理論，該理論認為金屬離子進入細胞前先與細胞表面的受體結合，其結合能力大小會直接影響到離子進入細胞的速率和總量；二是金屬硫蛋白的誘導結合作用，其功能是將重金屬螯合成無活性的復合物，能夠調節生物體內自由金屬離子的濃度，減少重金屬離子特別是Pb和Cd等非必需元素的毒害作用。

2.2 對水產品肌肉組織重金屬污染分析

盡管上述結果表明頭部和內臟中重金屬含量一般高于肌肉中重金屬含量，但考慮到肌肉組織為主要食用部位，因此對人工飼養和野生放養4 種水產品肌肉組織重金屬污染指數進行分析，結果如表3所示。

表3 太湖水產品肌肉組織重金屬污染指數結果Table 3 Heavy metal pollution indexes in the muscle tissue of aquatic products from Lake Taihu

由表3可知，人工飼養和野生放養水產品肌肉組織的重金屬污染程度不同。人工飼養水產品肌肉組織的重金屬污染程度為未污染至微污染級別，其中3 項為未污染級別，1 項為微污染級別。野生放養水產品肌肉組織的重金屬污染程度為未污染至嚴重污染級別，其中2 項為未污染級別，1 項為微污染級別，1 項為嚴重污染級別。說明在人工飼養和野生放養這2 種環境中，野生放養水產品肌肉組織的重金屬污染較嚴重，主要原因可能與不同生長條件下水產品的食物來源有關。人工飼養水產品的主要食物來源為人工餌料，野生放養水產品的食物來源為其他小型生物，通過食物鏈的傳遞存在生物放大作用[29]，重金屬含量隨食物鏈水平增加而升高，因此野生放養水產品肌肉組織的重金屬污染程度相對人工飼養水產品的肌肉組織的污染程度較高。

此外，表2結果顯示不同種類水產品肌肉組織中同種重金屬元素含量也存在一定差異。人工飼養條件下，不同種類水產品肌肉組織中Pb、Cd、Zn 3 種重金屬含量差異不顯著（P＞0.05），Cu含量差異顯著（P＜0.05），在4 種水產品肌肉組織中含量高低順序為刀額新對蝦＞黃鱔＞黃顙魚＞鯽魚。人工飼養條件下不同種類水產品的肌肉組織重金屬均值污染水平有類似的結果，由高至低依次為刀額新對蝦＞黃鱔＞鯽魚＞黃顙魚，含量較高的Cu可能源于人工餌料。野生放養條件下，不同種類水產品肌肉組織中Pb、Cd兩種重金屬含量差異不顯著（P＞0.05）；Cu、Zn兩種重金屬含量差異顯著（P＜0.05）。其中Cu在4 種水產品肌肉組織中的含量高低順序為刀額新對蝦＞黃鱔＞鯽魚＞黃顙魚，這與人工飼養條件下結果基本一致，說明刀額新對蝦對Cu的富集能力最強，可能與其生理特性有關；Zn在4 種水產品肌肉組織中的含量高低順序為鯽魚＞黃鱔＞刀額新對蝦＞黃顙魚，野生放養條件下不同種類水產品的肌肉組織重金屬均值污染水平與其結果一致，可能與不同種類水產品的食物來源有關，其中鯽魚主要以高等水生植物、藻類和小型蝦魚為食，相對于其他3 種水產品來說食物來源更加復雜，生物放大作用明顯，對Zn的富集能力最強。

2.3 4 種水產品食用安全性評價

由表3可知，肌肉組織中Pb、Cu、Zn 3 種重金屬含量均未超過食品安全限量標準值，部分樣品中Cd含量超過食品安全限量標準值。4 種水產品肌肉組織的均值型污染指數結果表明，水產品的重金屬污染水平基本屬于未污染至微污染級別，部分樣品屬于嚴重污染級別，應引起重視。

由表4可知，太湖水產品肌肉組織重金屬元素污染負荷比中，Pb和Zn貢獻值較大，說明肌肉組織重金屬污染的主要污染因子是Pb和Zn。這可能與太湖沿岸宜興區段蓄電池廠、紡織廠、電鍍廠、冶煉廠等工業排放的污水和固體廢棄物相關。Pb對人體或動物的毒害作用主要表現為神經發育毒性、損害肝細胞、代謝紊亂、生殖毒性等，長期低水平接觸Pb可能造成各種亞臨床損害[30]。Zn濃度超過一定閾值產生的毒害作用主要表現為降低免疫功能、代謝紊亂、缺鐵性貧血等。從食品安全角度來看，應嚴格控制太湖的Pb和Zn污染。

表4 太湖水產品肌肉組織重金屬污染負荷比結果Table 4 Loading ratios of heavy metals in the muscle tissue of aquatic products from Lake Taihu

參考2016年中國居民膳食指南，按照我國居民人均每周水產品攝入量0.403 kg，進一步對太湖地區居民每周人均實際重金屬攝入量及占PTWI百分比進行分析，結果如表5所示。

表5 每周人均實際重金屬攝入量Table 5 Estimated weekly intake of heavy metals from aquatic products for each person

由表5可知，太湖地區居民人均重金屬攝入量均未超過PTWI，其中Cd、Cu、Zn三種重金屬的人均攝入量占PTWI比例均較小，低于10%；Pb人均攝入量占PTWI比例均超過10%，長期食用存在潛在安全風險。此結果僅以2016年中國居民膳食指南提供的數據為參考，實際情況有待進一步調查和研究。

3 結 論

同種重金屬在水產品不同部位中的分布不同。除野生放養的鯽魚外，其他種類水產品頭部和內臟重金屬含量較高，肌肉中重金屬含量相對較低。水產品同一部位中重金屬含量高低的大致趨勢一致，從高到低依次為Zn＞Cu＞Pb＞Cd，水產品對Pb和Cd有協同吸收的趨勢。人工飼養和野生放養水產品肌肉組織的重金屬污染程度不同，野生放養水產品的肌肉組織污染程度相對較高。不同種類水產品肌肉組織中同種重金屬元素含量存在差異，其中刀額新對蝦對Cu的富集能力最強，鯽魚對Zn的富集能力最強。太湖水產品肌肉組織重金屬污染的主要污染因子是Pb和Zn，污染程度基本為未污染至微污染級別，部分樣品屬于嚴重污染級別。人工飼養和野生放養的水產品體內Pb的人均攝入量占PTWI比例均超過10%，長期食用存在潛在風險。

根據以上結論，建議太湖流域附近居民盡量選擇人工飼養的水產品，烹調和食用水產品時盡量去除水產品的頭部和內臟，避免長期食用同種水產品，適當控制對當地水產品的攝入量。同時，當地環保部門需嚴格控制太湖流域的廢水廢物排放，加強對太湖流域重金屬污染水平和水產品的監測工作。

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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

張曉文, 邵柳逸, 連賓. 4 種太湖水產品體內重金屬富集特征及食用安全性評價[J]. 食品科學, 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

張曉文（1995—），女，碩士研究生，研究方向為環境生物技術。E-mail：dbsk08zxw@163.com

*通信作者簡介：連賓（1964—），男，教授，博士，研究方向為環境生物技術及地質微生物。E-mail：bin2368@vip.163.com