魚外漁場海洋生物體內重金屬和多環芳烴含量水平與食用風險評價

彭菲，尹杰，王茜，倪天皓，林軍，李娟英,*

1. 上海海洋大學海洋生態與環境學院，上海 201306 2. 上海中學東校，上海 201306

長期以來，水產品被公認為富含蛋白質、不飽和脂肪酸、維生素和礦物質，作為人類重要的營養與能量來源，其消費市場日益擴大，尤其遠洋捕撈水產品因其品質高、口味佳越來越受到人們的喜愛[1]。與此同時，水產品的質量也備受關注，因為生長環境中的污染物可能會在生物生長的過程中在其體內富集，從而對消費者產生潛在的健康風險[2]。

我國是水產業大國，水產資源在全球范圍內位處前列。據統計，2016年，我國3個外海中東海年捕撈量最多(5.2×106噸)，比2015年增長3.52%，而南海和黃海僅次于東海，2016年捕撈量分別為3.8×106噸和3.3×106噸[3]。東海漁場有長江口漁場、溫臺漁場、舟山漁場、魚外漁場等，其中魚外漁場是中日協定漁業區域，因盛產小黃魚、大黃魚、鯧魚等經濟魚類而聞名[4]，海產品的產量、種類和品質滿足了江蘇、浙江和上海等地消費者的需求，因此該漁場中海產品的品質也是備受關注。

同時，魚外漁場地處東海中部和南北方海運大動脈交匯處，是一個繁忙的海上運輸“十字路口”，頻繁的海上交通運輸、船只燃油的泄漏及燃燒、海上交通事故如油輪的爆炸及沉沒等都會造成污染物的排放[5]；另外受黑潮暖流及其分支的影響[6]，來自中國和日本大陸的沿海城市和區域的污染也可能會輸入到該區域。這些污染物中，以重金屬(Cu、Pb、Cr、As、Cd)和PAHs最為常見[7]，重金屬在進入海洋環境中后，可以在海水、懸浮顆粒、沉積物及海洋生物之間進行遷移，并在海洋生物體內累積[8]；PAHs由于其憎水性而大多存在于海洋沉積物中，在水體中的含量較低[9]，同時這些污染物也具有較強的生物累積特性，從而有可能對消費者產生健康風險。

因此，本研究以魚外漁場中的海洋生物為研究對象，測定其中5種重金屬(Cu、Pb、Cr、As、Cd)和美國EPA優先控制的16種PAHs的含量水平，分析上述污染物在海洋生物體內的生物富集程度，并在日均攝入量的基礎上，計算消費這些海產品可能會對人體健康產生的風險。研究結果不僅有助于深入了解魚外漁場中海產品體內污染物的含量水平，同時對魚外漁場海產品的科學合理消費提供指導。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 樣品采集

本研究于2018年2月在魚外漁場布設22個采樣點(S1～S22，圖1)，采集表層海水、沉積物及生物樣品。所有采樣點的表層(5 m)海水置于干凈的容量為500 mL的棕色玻璃瓶中，存放于4 ℃冰柜中保存盡快分析；同時，利用船載抓斗式采泥器在S1～S5、S9、S11、S15采集表層沉積物，并將其置于棕色玻璃瓶中，-20 ℃條件下保存至分析；生物樣品利用拖網采集，并用鋁箔包裹，做好標記帶回實驗室，儲存在-20 ℃條件下保存至分析。生物樣品主要包括魚類、頭足類和甲殼類三大類，其中魚類6種(鮐魚、日本海魴、綠鰭魚、竹莢魚、銀鯧、藍點馬鮫)、頭足類2種(魷魚、金烏賊)以及甲殼類1種(日本蟳)。所捕獲生物種類均為本研究區域主要的經濟水產品，生物基本信息見表1。

1.2 樣品前處理及測定方法

1.2.1 生物體內重金屬和PAHs的測定

生物體內重金屬和PAHs的處理及測定方法參照課題組前期的研究方法[5]，且同種生物選取大小相似的個體進行測定。生物體內重金屬預處理方法參照GB 17378.6—2007《海洋監測規范》。Cu、Pb和Cd含量采用TAS 990原子吸收分光光度計測定；Cr含量采用GBC932plus原子吸收光譜儀測定；As含量采用AFS-9130順序注射雙道原子熒光光度計測定。生物體內PAHs預處理方法和儀器測定方法具體為：稱取3 g冷凍干燥后的樣品，加入0.5 g用1 mol·L-1的HCl活化后的銅粉(AR，購自國藥集團)和丙酮∶正己烷(V/V=1:1)溶液150 mL (HPLC，均購自國藥集團)，于65 ℃條件下索氏提取24 h并用旋轉蒸發儀濃縮至10 mL，然后離心去脂，通過盛有8 g中性硅膠、4 g氧化鋁和4 g無水硫酸鈉(AR，均購自國藥集團)的凈化柱凈化，氮吹濃縮至1 mL待測，具體方法參照李振華[10]的研究。采用安捷倫公司氣相色譜質譜聯用儀(Agilent 7890A/5975C)對樣品中16種USEPA優先控制PAHs單體含量進行定量測定，儀器分析條件參照本課題前期研究[5]，色譜柱為DB-5MS(30 m×0.25 mm×0.25 μm)，載氣為氦氣，流速為1.2 mL·min-1，進樣口溫度280 ℃，進樣量2 μL，進樣方式不分流，升溫程序以15 ℃·min-1的速率升至190 ℃，再以6 ℃·min-1的速率升至215 ℃，然后以20 ℃·min-1的速率升至280 ℃，保持10 min，最后以20 ℃·min-1的速率升至310 ℃，保持2 min。

圖1 魚外漁場采樣點圖Fig. 1 Descriptive sampling map of Yuwai fishing ground

表1 生物樣品基本信息Table 1 Basic information of marine organisms

續表1生物種類(拉丁名)Biological species(Latin name)采集數量Collection quantity體長/cmBody length/cm體重/gBody weight/g生活水層Living water layer生活習性Living habit脂肪含量/(% dw)Fat content/(% dw)金烏賊(S. esculenta)613～23250～800晝間多活動于中下層,夜間多活動于中上層(More activities in the middle and lower layers during the day and more activities in the upper middle layer at night)主要生活于外海溫暖水域,趨光性強,仔魚以端足類和其他小型甲殼類為食,稚魚期多捕食小魚,成體以扇蟹、蝦姑、毛蝦等為食(Mainly living in the warm waters of the open sea, the phototaxis is strong. The larvae feed on the amphipods and other small crustaceans. The juveniles prey on small fish, and the adults feed on crabs, shrimps, and prawn)9.40

1.2.2 氮穩定同位素的測定

將所有樣品均切成小塊，放入恒溫干燥箱80 ℃至少48 h直到達到恒重，然后放入研缽用杵磨成細粉。所有樣品的δ15N值在上海海洋大學海洋學院穩定同位素實驗室進行測定，穩定同位素質譜儀為Delta V Advantage，元素分析儀為Flash 2000 HT。δ15N的標準為N2，氮穩定同位素的比率表示為：

(1)

式中15N/14Nsample表示組織樣品中重同位素與輕同位素的比值；15N/14Nair表示大氣中的比值，δ15N精密度<±0.15‰[11]。

1.3 數據處理

1.3.1 食用風險評價(1)重金屬

不同類型重金屬通過攝食途徑進入人體后所引起的健康風險包括致癌風險和非致癌風險[12]。Cr、As和Cd所導致的致癌風險計算公式如下：

(2)

式中：Rci為重金屬i經食入所產生的平均個人致癌年風險(y-1)，Di為重金屬i經食入的單位體重日均暴露劑量(mg·kg-1·d-1ww)；qi為重金屬i經食入途徑的致癌強度系數，Cr、As、Cd取值分別是0.91、15、6.1 (mg·kg-1·d-1ww)，來自USEPA整合的風險數據系統[13]，70為人類平均壽命(y)。

Cu和Pb的非致癌風險的計算公式為：

(3)

式中：Rni為重金屬i經食入所導致的非致癌年風險(y)；Pi為重金屬i經食入的調整劑量(mg·kg-1·d-1ww)；Di為重金屬i經食入的單位體重日均暴露劑量(mg·kg-1·d-1)。

(4)

式中：mi為成人平均每日水產品的攝入量(kg ww)，根據2000年中國總膳食研究，以0.182(kg·周-1ww)計，即0.026(kg·d-1ww)；Ci為水產品肌肉中重金屬含量(mg·kg-1ww)；70為成年人的平均體重(kg)。

調整劑量Pi的計算公式為：

(5)

式中：RfDi為水產品重金屬經食入途徑的參考劑量(mg·kg-1·d-1ww)，Cu和Pb的參考劑量分別為0.005、0.0014 (mg·kg-1·d-1ww)；A為安全因子，取10。

為比較不同種類水產品對人體健康風險的差異，假設各重金屬對人體健康危害的毒性作用呈加和關系而不是協同或拮抗關系，則不同種類水產品總的健康食用風險(R總)：

(6)

式中：n為檢測的重金屬數，本文為5。健康風險評價參照國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大年接受風險水平5.0×10-5(y)。

(2)PAHs

根據美國USEPA(1993)規定，本研究通過16種優控PAHs的聯合風險來評估海產品的致癌毒性[13]，即以各個單體的BaP毒性當量因子(TEF)和濃度進行估算BaPeq，計算公式如下：

(7)

式中：Ci為第i種PAHs同系物在水產品中的濃度，TEFi為第i種PAHs同系物的TEF。

消費者通過攝食海產品暴露PAHs引起的增量終身致癌風險(Incremental Lifetime Cancer Risk, ILCR)，計算公式如下：

(8)

CSFingestion是致癌斜率因子，其值為7.3(mg·kg-1·d-1)；BW是人體重量，其值為70(kg)；AT是平均年齡，其值為70(y)；EF是暴露頻率，其值為365(d·y-1)；ED是暴露持續時間，其值為70(y)；IR是水產品攝入速率[14]，魚類是0.059(kg·d-1ww)，頭足類0.035(kg·d-1ww)，甲殼類0.049(kg·d-1ww)。本文中測得的干重濃度按照含水率折算為濕重濃度，其中魚類、頭足類、甲殼類含水率分別取70%、80%、75%。終身致癌風險ILCR參照USEPA提出的可接受風險標準值1.0×10-6。

1.3.2 生物富集因子計算

本文采用生物濃縮因子(BCF)和生物-沉積物富集因子(BSAF)反映魚外漁場海洋生物對海水和沉積物中重金屬和PAHs的富集情況[5]，計算公式如下：

(9)

(10)

式中：Cb,lip表示生物體內脂肪標化的某重金屬濃度(μg·g-1lipid weight)或∑PAHs的濃度(ng·g-1lipid weight)，Cw表示海水中重金屬平均濃度(Cu=(12±0.46) μg·L-1、Pb=(37±0.83) μg·L-1、Cr=(0.84±0.05) μg·L-1、As=(4.0±1.4) μg·L-1、Cd=(0.88±0.001) μg·L-1)或∑PAHs的平均濃度(1.03±0.25) ng·L-1；Cs,OC表示沉積物中有機碳標化的某重金屬平均濃度(Cu=(1 063±15) μg·g-1OC weight、Pb=(2 393±17) μg·g-1OC weight、Cr=(3 710±8.1) μg·g-1OC weight、As=(150±2.3) μg·g-1OC weight、Cd=(18±0.88) μg·g-1OC weight)或∑PAHs平均濃度(41 992±238) ng·g-1OC weight，以上數據均來自本團隊未發表數據。沉積物中有機碳含量取的是0.53%[15]。當BCF>54 545(通過5 000 kg·L-1ww除以不同生物樣品的脂肪百分比獲得)時，表明生物體相對海水存在生物累積[16]；當BSAF>1時，表明生物體相對沉積物發生了生物積累[17]。

1.3.3 營養級的計算

重金屬和PAHs還可通過食物鏈進行物質傳遞，通過探究生物體內污染物濃度和其在食物鏈中所處的營養級，可判斷該物質是否存在生物放大或生物稀釋現象，為判斷該物質的生態風險提供進一步理論基礎。不同生物的營養水平(trophic level, TL)可通過氮穩定同位素法進行測定，計算公式如下：

(11)

式中：TL表示的是某種生物的營養級，δ15Nbase為生態系統食物網的初級生產者或初級消費者的氮穩定性同位素比值(λ=1時，δ15Nbase為初級生產者的δ15N值；而λ=2時，δ15Nbase為初級消費者的δ15N值)。本研究采用底泥的δ15N的平均值作為同位素基線值，故λ=1，δ15Nconsumer為消費者氮穩定同位素比值，δ15N為營養級傳遞過程中的富集值(平均值約為3.4‰)[18]。

2 結果與討論(Results and discussion)

2.1 海洋生物體內重金屬和PAHs的污染特征

魚外漁場海洋生物體內重金屬Cu、Pb、Cr、As、Cd的檢出率均較高(表2)，5種重金屬在海洋生物中的平均濃度順序為：Cu>Pb>Cr>As>Cd。重金屬Cu在各個生物體內的濃度遠高于其他元素，這與Cu為常量元素且與生物體生長發育聯系緊密有關，方杰[7]對浙江沿海海洋生物中重金屬濃度的研究也有類似的發現。

表2 海洋生物體內重金屬的濃度及檢出率Table 2 Concentration and detection rate of heavy metals in marine organisms

注：海洋生物數量n=18；nd表示未檢出；濃度以干重計。

Note: The number of marine organisms is eighteen; nd means not detected; the calculated concentration is based on dry weight.

與我國《食品中污染物限量》(GB 2762—2017)[19](Pb、Cr、As、Cd參照標準)和《無公害食品水產品中有毒有害物質限量》(NY 5073—2006)[20](Cu參照標準)中的限量比較(圖2)發現，魚外漁場生物體內Cu、Cr和Cd未超標；而近一半生物中As存在超標的風險，90%生物體內Pb的含量超標，是威脅魚外漁場生物質量最主要的因素。與南海[21]、黑海[22]、Tuscany沿海[23]相比，魚外漁場生物體內重金屬Pb濃度偏高，這可能與采樣點的地理位置有關，該區域處于連接東亞和南亞的海上航線交通要道，海上船只來往密集，Pb的污染可能與海上交通和船舶原油泄漏與燃燒密切相關[5]。

圖2 海洋生物體內重金屬濃度水平注：每個樣品混勻后的平行樣品n=2。Fig. 2 Concentration levels of heavy metals in marine organismsNote: the number of parallel sample prepared by mixing is two.

表3 生物體內∑PAHs的濃度 (ng·g-1 dw)Table 3 Concentration of ∑PAHs in organisms (ng·g-1 dw)

注：PAHs為多環芳烴； NAP為萘；ANY為苊烯；FLU為芴；ANA為苊；PHE為菲；ANT為蒽；FLT為熒蒽；PYR為芘；CHR為；BaA為苯并[a]蒽；BbF為苯并[b]熒蒽；BkF為苯并[k]熒蒽；BaP為苯并[a]芘；DBA為二苯并[ah]蒽；IPY為茚并[1,2,3-cd]芘；BPF為苯并[g, h, i]苝；∑PAHs為多環芳烴的總和；∑cPAHs為致癌性多環芳烴的總和；ILCR為終身致癌風險；TL為營養級。

Note: PAHs stands for polycyclic aromatic hydrocarbons; NAP stands for naphthalene; ANY stands for acenaphthylene; FLU stands for fluorene; ANA stands for acenaphthene; PHE stands for phenanthrene; ANT stands for anthracene; FLT stands for fluoranthene; PYR stands for pyrene; CHR stands for chrysene; BaA stands for benz[a]anthracene; BbF stands for benzo[b]fluoranthene; BkF stands for benzo[k]fluoranthene; BaP stands for benzo[a]pyrene; DBA stands for dibenz[a,h]anthracene; IPY stands for indeno[1,2,3-cd]pyrene; BPF stands for benzo[g,h,i]perylene; ∑PAHs stands for the sum of 16 polycyclic aromatic hydrocarbons; ∑cPAHs stands for the sum of carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons; ILCR stands for incremental lifetime cancer risk; TL stands for trophic level.

魚外漁場生物體內∑PAHs的濃度范圍為176～418 ng·g-1dw(表3)，平均值為283 ng·g-1dw，其中最低值銀鯧出現在體內，最高值出現在鮐魚體內。生物體內∑PAHs的濃度存在魚種間差異(P<0.05)，但與生物的脂肪含量及體重沒有明顯關系(P>0.05)。與世界其他海域生物體內PAHs濃度比較可知，魚外漁場生物體內PAHs的污染水平較低[24-27](圖3a)。此外，魚外漁場生物體內PAHs分布以2～3環的低環PAHs為主(圖3b)，占∑PAHs的85%～100%，且主要貢獻單體為NAP(表2)。低環PAHs在生物體內累積濃度較高，這可能與頻繁的海上交通運輸及船只燃油的泄漏有關，因為原油中主要以低環PAHs為主[28]。最后，致癌性∑cPAHs(CHR、BaA、BbF、BkF、BaP、DBA和IPY)的濃度范圍為nd～45 ng·g-1dw，對∑PAHs的貢獻度為nd～14%所占比例較低。

圖3 生物體內PAHs含量與世界其他海域的比較(a)及環數分布(b)注：PAHs含量的單位為ng·g-1 dw。Fig. 3 Comparison of PAHs concentrations of different areas (a) and distribution of 2-,3-,4-,5-,6-ring (b) in organismsNote: the unit of PAHs concentration is ng·g-1 dw.

圖4 重金屬和PAHs的生物-海水濃縮因子(BCF)和生物-沉積物富集系數(BSAF)注：BCF限值是通過5 000這一標準和藍點馬鮫的脂肪含量計算得來。Fig. 4 Bio-seawater concentration factor (BCF) and bio-sediment accumulation factor (BSAF) of heavy metal and PAHsNote: The BCF limit is calculated from the standard 5 000 and the fat content of the S. Niphonius.

2.2 重金屬和PAHs在海洋生物體內的累積特性

海洋生物體內污染物大多通過呼吸和攝食等過程在體內蓄積。本文通過計算生物濃縮因子BCF和生物-沉積物富集因子BSAF反映魚外漁場生物體內重金屬或PAHs的富集特征[29]。

由圖4(a)和圖4(b)可知，魚外漁場生物重金屬的BCF值由高到低順序為Cu>Cr>As>Cd>Pb，生物重金屬的BCF值均在限值范圍內，說明生物對海水中的重金屬沒有產生顯著的累積作用；BSAF除了魷魚和金烏賊體內的Cu超過1以外，其他生物重金屬的值均小于1，且魷魚對沉積物中Cu的累積作用最大，這與魷魚體內重金屬Cu濃度最高有關。以上數據說明，無論是BCF還是BSAF，生物對重金屬Cu的富集能力都是最強的，這與實際所測的水產品體內重金屬含量結果一致，即水產品體內Cu濃度最高，對其富集能力最強。

此外，魚外漁場所有生物對PAHs的生物濃縮因子(BCF)數值均遠小于生物脂肪標化的累積限值(圖4(c))，且差別不大。同時，所有生物的對PAHs的BSAF值均小于1(圖4(d))，表明生物對沉積物中的PAHs富集能力也較弱。不同物種對PAHs富集能力不同，其中藍點馬鮫對海水和沉積物中PAHs的富集能力均較強，銀鯧最低。藍點馬鮫和銀鯧雖處于同一海域，但生活習性、攝食行為、體內代謝以及棲息地環境等的不同導致對相同污染物的累積程度不同。藍點馬鮫[30]屬于中上層魚類，且體型較大，以中上層的小魚為食，而銀鯧[31]屬于中下層魚類，體型較小，主要以水母及浮游動物為食。

2.3 海洋生物體內重金屬和PAHs的食用健康風險分析

重金屬和多環芳烴的攝入除了會對生物體肝、腎等內臟器官造成損傷，并產生潛在的三致作用外，也會對消費者的身體健康產生潛在的風險，因此評價海產品體內的重金屬和多環芳烴對人體可能產生的風險水平，可以為水產品質量控制及當地居民的飲食健康提供科學依據[32]。

魚外漁場生物體內重金屬總的健康風險范圍在5.3×10-6～6.7×10-5之間(圖5(a))，最大值出現在綠鰭魚體內，最小值出現在竹夾魚體內，絕大多數生物的健康風險水平小于國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大可接受水平5.0×10-5(y)，遠低于長三角養殖水產品體內重金屬的總健康風險[11]、江蘇近海海產品總的健康風險[33]，不會導致明顯的健康風險。雖然風險貢獻最大的是As，但本文中的As是總量，真正產生致癌效應的是無機砷，魚類等水產品中僅有10%的總砷是以無機砷形態存在[34]，因此As引起的實際健康風險會大大降低。

魚外漁場中海洋生物體內∑PAHs導致的終身致癌風險(ILCR)值介于1.43×10-11(魷魚)～1.66×10-8(竹莢魚)之間(圖5(b))，雖然高于南海[26]海洋生物的ILCR(1.32×10-10～4.49×10-10)，但低于本課題組前期對洋山港鄰近海域海洋生物體內的ILCR(7.26×10-9～1.47×10-5)[16]和長三角養殖水產品體內的ILCR(5.1×10-10～1.3×10-6)[12]，同時也遠低于USEPA提出的可接受標準值1.0×10-6，不會導致明顯的健康風險。因此，魚外漁場的生物整體處于安全水平。

2.4 海洋生物體內重金屬和多環芳烴營養級傳遞初步分析

進入生物體內的重金屬和PAHs可能會在食物鏈間傳遞，生態系統的環境狀況、動物本身的攝食習性及污染物的遷移轉化特性等都會對其生物富集產生重要影響[35]。魚外漁場海洋生物體內重金屬Cu、Cd濃度與營養級水平呈現負相關(圖6，P<0.05)，這與李君[36]在三峽庫區發現的必需重金屬Cu濃度沿著食物鏈產生生物稀釋的現象一致；同時也有報道稱，Cd在水生生態系統中也會隨著營養級的升高產生生物稀釋現象[37]。同時，本研究所捕獲的生物體內Pb、Cr、As和∑PAHs濃度和營養級沒有明顯的相關性(P>0.05)，這可能是因為海洋生物體內有著復雜的代謝機制，水生生物富集污染物的主要途徑是攝食行為，單純的應用富集效率而不考慮生物體內的代謝機制、生長發育以及污染物的形態和生物有效性等因素，并不能準確地有效評價其在食物鏈上的傳遞累積[38]。此外，本文中涉及的海洋生物的數量較少，營養級的跨度也較小，更完整的食物鏈內海洋生物體內污染物的傳遞特性有待進一步深入研究。

圖5 生物體內重金屬健康風險水平(a)及∑PAHs終身致癌風險(b)Fig. 5 Health risk levels of heavy metals (a) and incremental lifetime cancer risk of ∑PAHs (b) in organisms

圖6 生物體內重金屬Cu、Cd濃度與營養級的關系Fig. 6 Relationship between concentration of Cu, Cd and trophic level in organisms

綜上所述：

(1)魚外漁場生物體內重金屬Cu、Cd和Cr均未超標，有近一半生物的重金屬As存在超標的風險，90%左右的生物的Pb濃度都超標。∑PAHs的平均濃度為283 ng·g-1dw，低環PAHs(2～3環)占比較大，且主要貢獻單體為NAP，PAHs的總體殘留水平較低。

(2)魚外漁場海洋生物對重金屬富集能力超過PAHs，且對Cu的富集能力最強。生物體內重金屬和多環芳烴引起的健康風險不明顯，可放心食用。

(3)生物體內重金屬Cu和Cd濃度隨營養級的升高而降低，而其他重金屬和PAHs與營養級的關系不明顯，考慮到重金屬和PAHs在生物體內富集是一個復雜的動態過程，不僅決定于營養層次，而且受自身因素和環境因子的影響，因此，對于重金屬和PAHs的營養傳遞特征還有待于進一步深入研究。