中国养殖中华绒螯蟹中重金属铬的残留现状及膳食风险评估

汪倩 ，宋超 *，裘丽萍 ，孟顺龙 ，李丹丹 ，陈家长 *

1. 中国水产科学研究院淡水渔业研究中心，江苏 无锡 214081；2. 农业农村部水产品质量安全环境因子风险评估实验室（无锡），江苏 无锡 214081；

3. 农业农村部长江下游渔业生态环境监测中心，江苏 无锡 214081

随着中国经济的快速发展，各类污染物质的排放量与日俱增。由于重金属污染相较于其他污染物质不易降解，且会通过食物链传递产生生物富集效应（贺亮等，2006；彭加喜等，2014a；彭加喜等，2014b），因此公众对于食品中重金属污染的关注度不断提高。重金属铬即是一类有蓄积毒性的重金属，其作为人体必需的微量元素中的一员，摄入过多则会通过消化道、呼吸道系统最终积累在人体内，严重影响人体健康，具有致癌性和致突变性（牛丽丽，2015；徐青，2013）。

中华绒螯蟹，又称河蟹，肉味鲜美，营养丰富，因其特殊的栖息水层和食性特点，导致其对重金属的富集能力明显高于鱼类（姚清华等，2014）。现有研究表明，重金属铬富集水平最高的水产动物是甲壳类，其中淡水水系的甲壳类水产品中重金属铬浓度由于富集效应而越来越高，中国最新颁发的《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）食品污染物限量规定甲壳类水产动物的铬限量指标为2 mg·kg-1。有研究学者（Borah et al.，2018；Wang et al.，2012；Zhao et al.，2018；梁峰，2011；张聪，2015；张聪等，2015）指出，目前淡水水体中重金属铬对水生态系统具有一定的生态风险，而对于淡水水体中作为人类可食用部分的甲壳类水产品受重金属镉的污染程度目前研究较少。因此，对淡水水体中华绒螯蟹重金属铬进行风险评估显得尤为重要。

以高邮邵伯湖（GY），固城湖（GC），洪泽湖（HZ），太湖（TH），阳澄湖（YC），长荡湖、滆湖（CD），以及黄河（HE）、辽河（LH）地区的中华绒螯蟹养殖池塘中的螃蟹为研究对象，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）分析了中华绒螯蟹中可食部分重金属铬的含量，评价了中华绒螯蟹对人体的健康风险，为中国主要淡水水产品中质量安全评估提供一定的科学依据。

1 材料和方法

1.1 仪器与试剂

7800 ICP-MS（美国安捷伦科技有限公司）；Ethos D微波消解仪（新仪微波化学科技有限公司）；Master-Q UT水纯化系统（上海和泰仪器有限公司）。

10.0 mg·L-1混合标准储备液（美国安捷伦科技有限公司），用2%硝酸逐级稀释配制成不同梯度标准溶液；100.0 mg·L-1内标溶液（美国安捷伦科技有限公司）；1.00 μg·L-1质谱调谐液（美国安捷伦科技有限公司）。

实验过程中所用各种酸及试剂均为优级纯；所有玻璃器皿均用5%硝酸浸泡24 h并用纯水清洗干净备用；实验室用水均由超纯水机提供。

1.2 样品采集与前处理

1.2.1 样品采集

2017年9-10月（中华绒螯蟹成熟期）分别在江苏省地区的高邮邵伯湖（GY），固城湖（GC），洪泽湖（HZ），太湖（TH），阳澄湖（YC），长荡湖、滆湖（CD），以及黄河（HE）、辽河（LH）地区的中华绒螯蟹养殖池塘中采集螃蟹样品，其中，采样区具体的信息以及各采样区域的样本点数量如表1所示（由于长荡湖与滆湖相接壤，在采样过程中将此归为一类地区进行样品采集与分析），共计86个采样点，且在每个采样点采集30只螃蟹，公母各半。

表1 采样点信息 Table 1 Sampling points information

将采集的中华绒螯蟹放入装有冰块的保温箱中及时带回实验室，洗净，用灭菌后的解剖工具去壳、去鳃后，将螃蟹所有可食部分全部取出，用绞肉机将同一采样点的螃蟹样品一起全部搅碎至均匀，装于样品管，于-20 ℃冰箱中保存备用。

1.2.2 样品前处理

采用微波消解法对样品进行上机前处理：准确称取采集好的样品(0.5±0.01) g，放入消解罐中，用移液管准确量取5 mL优级纯HNO3、2 mL优级纯H2O2、1 mL超纯水加入到消解罐中，且每批样品在消解过程中均会设置一个空白对照，只加入5 mL HNO3、2 mL H2O2和1 mL超纯水。打开微波消解仪电源，在控制面板上设定消解程序和参数（见表2）进行相关操作，消解约2 h。微波消解结束后待其自然冷却至室温，并将消化液用超纯水定容至50 mL，摇匀过0.22 μm微孔水系滤膜，上机。

1.3 仪器分析

测样点火前，先进行样品引入与碰撞反应池系统的常规维护，开启冷却水循环机，调节进样管、内标管以及废液管；点火成功后，当仪器真空度达到要求时，将仪器进样管和内标管放入调谐液中，进行仪器的常规调谐，待仪器灵敏度、氧化物、双电荷、分辨率等各项指标达到测定要求后，编辑批处理的测定方法（选用氦模式）以及干扰方程式。优化后的仪器操作条件见表3。

1.4 检出限和回收率

在预实验中对方法的可靠性和准确性进行检验。使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）对样品进行检测时，铬标准曲线相关系数R=0.9999，检测限为0.0015 mg·kg-1，内标45Sc回收率为80%-120%，内标计数RSD≤3%，样品重金属铬回收率为(95.502%±3.501%)。

1.5 数据处理和评价方法

数据预处理在Excel 2016中完成、绘图在GraphPad Prism 5软件中完成，运用JMP 7软件对数据进行分析。数据结果以平均值±标准差（Mean±SD）表示，以P＜0.05作为差异显著水平。采用配对样本t检验法进行多重比较，两组之间有相同字母表示差异不显著；反之，则表示差异显著。

中华绒螯蟹作为甲壳类可食用水产品，依照食品中甲壳类动物污染物限量（GB2762—2017）标准，重金属铬的限量值为2 mg·kg-1。采用单因子污染指数法对中华绒螯蟹中重金属铬的污染程度进行评价分析：

表3 ICP-MS 仪器条件 Table 3 ICP-MS instrument conditions

式中，P为单因子污染指数；C为中华绒螯蟹中可食部分重金属铬含量，mg·kg-1；S为重金属铬的评价标准值，2 mg·kg-1。0≤P＜0.2为无污染水平，0.2≤P＜0.6为轻污染水平，0.6≤P＜1为中度污染水平，P≥1为重度污染水平。

依据USEPA于2000年提出的按人的平均体重建立的风险分析方法，运用靶标危害系数（THQ，Target hazard Quotients）评估人体通过食物摄取重金属的风险程度：

式中，EFr为接触频率（365 d·a-1）；EDtot为平均人寿（70 a）；FIR为消化食物的比率（成人螃蟹摄入率为38.9g·d-1）；C为食物中重金属含量（mg·kg-1）；RfD为参比剂量[3 μg·(kg·d)-1]；BWa平均体质量（63 kg）；Atn为平均接触时间（d）。

2 结果与分析

2.1 中华绒螯蟹中重金属铬的含量分析

对江苏地区高邮邵伯湖（GY），固城湖（GC），洪泽湖（HZ），太湖（TH），阳澄湖（YC），长荡湖、滆湖（CD）7个湖泊，以及黄河（HE）、辽河（LH）2条河流片区的养殖池溏中华绒螯蟹进行采集检测，发现所有中华绒螯蟹样本中铬的检出率是75.580%（表4），铬质量分数范围是nd(未检出)-1.048 mg·kg-1，平均值为0.125 mg·kg-1，其中各地区养殖池溏中华绒螯蟹中重金属铬的质量分数范围依次为nd-0.156 mg·kg-1、nd-0.227 mg·kg-1、0.059-0.203mg·kg-1、nd-0.976 mg·kg-1、ND-0.519 mg·kg-1、nd-1.048 mg·kg-1、nd-0.086 mg·kg-1、nd-0.379 mg·kg-1，依据《GB2762—2017》中对甲壳类水产品的限值要求，铬的限量值为2 mg·kg-1，铬浓度均在限值范围以内。

表4 不同湖泊螃蟹样品中重金属Cr的平均值和检出率 Table 4 The average value and detection rate of Cr in different regions’crab samples

图1 采样点螃蟹重金属铬残留量比较 Fig. 1 The comparison of Cr residues in different regions

根据采集中华绒螯蟹样品所属地区不同比较铬的残留量（如图1所示），结合表4，对检测结果进行分析可以发现，高邮邵伯湖（GY），固城湖（GC），洪泽湖（HZ），太湖（TH），阳澄湖（YC），长荡湖、滆湖（CD），黄河（HE），辽河（LH）中螃蟹重金属铬的残留均值整体表现为：长荡湖、滆湖(CD)＞太湖(TH)＞阳澄湖(YC)＞辽河(LH)＞高邮邵伯湖(GY)＞洪泽湖(HZ)＞固城湖(GC)＞黄河(HE)，其中长荡湖、滆湖(CD)附近的河蟹体内重金属铬的含量显著高于高邮邵伯湖（GY）、洪泽湖（HZ）、太湖（TH）、阳澄湖（YC）、黄河（HE）、辽河（LH）几个地区的河蟹内重金属铬含量；且通过显著性分析发现，这几个地区的中华绒螯蟹内Cr含量没有显著性差异。

2.2 重金属铬在中华绒螯蟹中污染程度评价

依据单因子风险评估方法（王化泉等，1986）对采集螃蟹中重金属铬含量进行污染程度分析（图2），发现高邮邵伯湖（GY）、固城湖（GC）、洪泽湖（HZ）、黄河（HE）、辽河（LH）5个地区的中华绒螯蟹重金属铬均处于正常含量水平；而太湖（TH）地区有5.26%样品处于轻度污染，阳澄湖（YC）地区有7.69%样品处于轻度污染，长荡湖、滆湖（CD）地区有20%样品处于轻度污染，其余地区样品均处于正常水平。

图2 采样点重金属铬的污染等级 Fig. 2 Levels of Cr pollution in different regions

2.3 健康风险评估

从甲壳类水产品对重金属铬含量浓度的控制要求角度，通过运用靶标危害系数（Target hazard Quotients，THQ）评估此不同水体中中华绒螯蟹对人体的健康风险，如图3所示，所有样品THQ值均小于0.25，且远小于1，说明中华绒螯蟹中重金属铬对人体健康造成的影响不明显，对于一般人群食用中华绒螯蟹造成的重金属铬不良影响的可能性不大。

3 讨论

3.1 中国养殖中华绒螯蟹体内重金属铬的污染情况

图3 采样点的THQ值比较 Fig. 3 The comparison of THQ in different regions

从86份全国中华绒螯蟹样本的检测结果来看，铬的检出率有75.580%，质量分数均在国家标准的限值2 mg·kg-1以内，且辽河、黄河地区河蟹中重金属铬含量相对较低，这与国家提出的《重金属污染防治“十二五”规划》目标密不可分，其中，江苏省作为全国14个重金属污染综合防治重点省份之一，截至2013年年底，江苏省4个国家重点防控区重金属排放总量明显下降，治理效果逐步显现（何卿等，2016）。

江苏宜兴地区的长荡湖、滆湖附近河蟹中重金属铬的含量相对较高。近几年，全国大力管控重金属污染物的排放，有研究指出（何卿等，2016；胡冠九等，2015；王伟等，2016；谢飞等，2016；郑浩等，2012），重金属铬的污染与工业活动的影响有很大关系，一方面，近几年由于江苏省无锡市正在大力发展经济，因此许多工业活动搬迁至地级市江苏省无锡市宜兴市地区，这可能是造成长荡湖、滆湖附近河蟹中重金属铬的浓度相对较高的原因之一。

在其他地区中，均属于长江三角洲片区的太湖和阳澄湖两大湖泊中，处于轻度污染的螃蟹样品量相对较少；而长荡湖、滆湖作为太湖分化湖之一，轻度污染的样品占比相对较高，其他地区中河蟹重金属铬含量处于正常水平，这可能是由于长荡湖、滆湖地区受重金属污染的地区较集中导致。同时，邓爱萍等（2016）研究表明，在江苏地区各类型农作物可食部分中重金属含量为铬＞铅＞砷＞镉＞汞，铬浓度含量最高，而中华绒螯蟹在养殖过程中会投加玉米作为其主要饲料，受重金属铬污染的农作物通过食物链被中华绒螯蟹富集，这也有可能是造成江苏地区太湖、阳澄湖、长荡湖、滆湖附近河蟹中重金属铬轻度污染的主要原因之一。

3.2 中华绒螯蟹铬的膳食风险评价

采集的中华绒螯蟹样本中重金属铬的THQ值均远小于1，说明在适宜范围内摄入中华绒螯蟹对人体是没有膳食影响的，其中敏感人群的食用频率应尽量控制。参照世界卫生组织-食品添加剂联合专家委员会提出的暂定每周可耐受摄入量（PTWI），重金属铬的PTWI值为0.0067 mg·kg-1（杨晨驰等，2013）。以成年人的体重63 kg为例，从铬的限量角度出发，成人每周食用中华绒螯蟹的最大量为0.848 kg，一只螃蟹以150 g计算，则成人每周食用中华绒螯蟹的量最适宜不要超过5只。张聪等（2017）对太湖流域中华绒螯蟹重金属铬进行风险评估，重金属铬的样品大多数在轻污染及以下水平，膳食评估建议成人每周食用螃蟹最好不要超过5只，这与本文的膳食风险评估结果一致。

4 结论

高邮邵伯湖、固城湖、洪泽湖、太湖、阳澄湖、长荡湖、滆湖、黄河、辽河地区的中华绒螯蟹中重金属铬均未超标，重金属在河蟹体内富集程度不明显，且中华绒螯蟹中重金属铬的含量与采样点、各水系没有相关性。按污染等级分类，其中高邮邵伯湖、固城湖、洪泽湖、黄河、辽河5个地区的中华绒螯蟹重金属铬均处于未污染水平，太湖，阳澄湖，长荡湖、滆湖地区分别有5.26%、7.69%、20%的螃蟹样品处于轻度污染水平，且需要对长荡湖、滆湖附近的重金属铬污染范围进行更进一步的考察研究。

从健康风险角度分析，采集的86份样本中所有螃蟹样品THQ值均小于0.25，中华绒螯蟹中重金属铬对人体健康造成的影响不明显。