竹筍重金屬污染與膳食風險評估及有效阻控研究

謝瑜媚,李鑫,田穩,張夢妍,鐘歡,董文淵,向萍*

1(西南林業大學 環境修復與健康研究院/生態與環境學院,云南 昆明,650224)2(大關縣林業和草原局,云南 昭通,657400) 3(西南林業大學 筇竹研究院,云南 昆明,650224)

近幾十年來,食品安全和人體健康一直是全世界關注的焦點[1],重金屬是最常見的環境污染物之一,對食品安全和人類健康構成潛在威脅[2]。美國環保署(U.S. Environmental Protection Agency,USEPA)于1986年提出將As、Pb、Cd、Cr、Hg、Cu、Zn列為優先控制污染物[3]。其中Zn、Cu作為必須的微量元素存在于人體內,但人體長期攝入過高的Zn會引起免疫力下降,貧血等疾病[4]。慢性Cu暴露會導致人體腹瀉,引發胃腸道刺激,甚至造成急性肝功能衰竭[5]。

由于地質背景和人為因素,與土壤背景值相比,近年我國表層農田土壤中重金屬的含量顯著增加[6],土壤重金屬污染主要集中在西南、中南部、東南沿海、中北部和西北地區[7]。種植區土壤重金屬污染往往導致農產品中重金屬的富集,農產品通過受污染的土壤中吸收金屬進而威脅自身的安全[8],食用被污染的農產品可能會對人體造成不利影響。竹筍作為一種蔬菜,不僅富含蛋白質、碳水化合物、礦物質、維生素和生物活性化合物等營養成分[9],也是一種含抗氧化劑Se的中藥材[10]。然而,竹類植物具有較強的金屬環境適應能力和對重金屬的吸收能力[11],竹筍在生長過程中可能受到重金屬污染[12]。蔬菜中重金屬的膳食風險受到廣泛關注,成為當前食品安全領域的研究熱點。重金屬對人類造成的潛在健康風險(非致癌效應)可以通過目標危險系數(target hazard quotient,THQ)進行評估,該方法由USEPA提出,廣泛運用于土壤及農產品重金屬的健康風險評估[13-15]。

盡管如此,關于竹筍中重金屬的污染特征、膳食健康風險評估及其有效阻控的綜述文章仍鮮見報道。本文主要綜述了竹筍中重金屬的污染特征、膳食健康風險評估及其阻控方法,結果為竹筍重金屬污染研究與膳食風險更精確化評估提供參考,并為有效阻控重金屬遷移至竹筍中提供借鑒。

1 竹筍重金屬污染特征及影響因素

竹筍在生長的過程中會受到各類重金屬的污染,根據GB 2762—2022《食品安全國家標準 食品中污染物限量》,竹筍中As、Pb、Cd、Cr、Hg的限量值分別為0.5、0.1、0.05、0.5、0.01 mg/kg,Zn、Cu尚未制定竹筍中的最大限量值標準。竹筍的重金屬含量差異較大,同一種竹筍對不同的重金屬吸附能力有差異,對Cu、Zn的吸收能力較強,竹筍的各個不同的部位重金屬污染特征不同。

基于Web of Science(WoS)核心合集和中國知網(China National Knowledge Infrastructure,CNKI),使用關鍵詞“竹筍(bamboo shoot)”“重金屬(heavy metals)”“砷(As)”“鎘(Cd)”“鉻(Cr)”“鉛(Pb)”“鋅(Zn)”“銅(Cu)”“中國(China)”等,時間設置為2000—2022年,選定的文獻符合以下標準:1)竹筍產區范圍內現場或當地市場取樣;2)研究區域位置清晰或具有相關信息;3)竹筍重金屬含量數據至少包含Pb、As、Cr、Cr、Zn、Cu其中一種;4)使用科學準確的測定重金屬含量法,如電感耦合等離子體質譜法或原子吸收光譜法等。

1.1 不同種類竹筍重金屬污染特征

我國竹筍產量較高的地區位于四川東南部、湖南、江西、浙江及福建西北部,具有散生竹和叢生竹混合分布的特點,同時也是我國毛竹分布的中心地區[16]。目前,中國研究竹筍重金屬污染主要集中在浙江、江西地區,主要研究毛竹筍、雷竹筍、方竹筍、麻竹筍,其他竹筍的重金屬研究較少[17]。

毛竹筍是多年生的單子葉常綠植物,主要分布于我國長江流域?；贑NKI,本文收集了研究毛竹筍的相關文獻[13, 18-21],總結了毛竹筍中重金屬的污染特征,如圖1-a所示。重金屬在毛竹筍中的含量為Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>As>Hg,與REN等[13]研究浙江省和江西省農貿市場毛竹筍重金屬污染特征一致。張友青等[22]研究表明浙江省市場上毛竹筍干As、Pb的平均值為0.090、0.420 mg/kg,未超出我國食品標準,但浙江省某地區毛竹筍干中As和Pb分別超標了13.16%和7.89%,可見在毛竹筍干中仍存在As、Pb超標的風險。梁玉蘭[23]自制毛竹春筍干,發現福建龍巖市某產地竹筍干 Pb 含量范圍0～1.242 mg/kg,平均值為0.249 mg/kg,約10%樣品存在超標現象。呂愛華等[18]檢測浙江省的毛竹鞭筍時發現,樣品中As、Pb和Cd含量平均值分別為0.026 8、0.098 0、0.011 2 mg/kg,其中Pb存在1.94%超標,As、Cd不超標。馮肖軍[19]研究了浙江省紹興市毛竹春筍中As、Pb、Cd、Hg和Cr的污染特征,結果發現As、Cd、Hg和Cr未超標,Pb元素發現有2.35%超標,且11.74%樣品接近標準限量值。喻寧華等[20]對湖南毛竹產區(炎陵、湘鄉、耒陽)中的毛竹筍樣品中重金屬Cd、As、Pb、Cr、Hg含量進行研究,其中Cd、As、Cr、Hg的合格率為100%,Pb的合格率為98.80%,最大值為0.294 mg/kg,Hg含量較低,污染可忽略不計。王姝婷等[21]研究發現竹筍中As、Cd、Hg 3種重金屬的含量的平均值分別小于其限量值的40%,毛竹冬筍中的Pb超標率達21%。綜上說明毛竹筍的Pb污染風險高于其他重金屬。

雷竹筍和毛竹筍的重金屬污染特征有所不同,張佳佳等[24]于杭州某農貿市場采購這兩種竹筍,發現雷竹筍中Cu含量(8.2 mg/kg)約為毛竹春冬筍的4倍(2.1 mg/kg)。毛竹春冬筍中Se含量為0.004 1 mg/kg,較雷竹筍Se含量(0.002 mg/kg)高。毛竹春冬筍的Cr、Pb含量分別為0.036、0.047 mg/kg,雷竹筍的Cr、Pb含量為0.081、0.082 mg/kg,雷竹筍的Cr、Pb含量比毛竹春冬筍的高,二者相較之下,毛竹春冬筍更適宜食用?；贑NKI和WoS收集雷竹筍中重金屬含量,分析雷竹鮮筍中重金屬含量如圖1-b所示,雷竹筍對重金屬的累積順序為Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>As,和毛竹筍重金屬的污染特征相較一致。

麻竹筍為牡竹屬合軸叢生大型竹種,自然分布在福建、廣東、廣西、云南、貴州等地?；贑NKI,本文收集了研究麻竹筍重金屬的文獻[25-27],總結了麻竹筍中重金屬的污染特征,麻竹筍中重金屬含量為Zn>Cu>Cr>As>Hg>Pb,對Cd的研究較少,如圖1-c所示。李呂等[26]發現麻竹筍樣品中Zn的最高含量為72.860 mg/kg,Cu最大值達17.610 mg/kg。李怡欣等[25]研究表明麻竹筍對不同重金屬的吸收能力差異較大,麻竹筍樣品中Cr、Pb含量為0.190、0.054 mg/kg,Pb超標率為13.7%,麻竹筍對Cr的富集能力大于Pb。張寒梅等[27]采集了不同生長階段的大葉麻竹筍,發現重金屬含量隨著植株的生長有一定的變化。其中As的隨著株高的變化較為顯著,當筍體大于10 cm時,As的含量由0.263 mg/kg降至0.138 mg/kg。Hg含量變化不明顯(0.149～0.137 mg/kg),超出食品限量值標準。Cu的含量由42.510 mg/kg下降至9.471 mg/kg。

但是，很多招牌、廣告仍然使用不規范字。究其原因，主要有以下幾點：商家缺乏語言文字法律法規知識；相關部門對使用不規范字的行為監管不到位，沒能及時督促商家整改；更換招牌、廣告需要耗費大量人力、物力、財力，商家不愿意整改?！吨貞c晚報》曾報道重慶三峽賓館因為賓館兩個字使用了繁體字，被有關部門勒令更換的新聞。三峽賓館將所有廣告、設施、用品上印制的繁體字都改成簡體字，花費了十多萬元[15]。由此可見，有關部門應該完善管理和監督流程，在商家制作招牌、發布廣告之前對其用字進行審核，及時糾錯，而不是等到商家已經使用了不規范字再勒令整改。

重慶市南川區、貴州省金佛山是方竹的自然分布中心[28]?；贑NKI,本文收集了相關的文獻[28-30],總結了方竹筍中重金屬的污染特征,如圖1-d所示?？傮w而言,方竹筍中以Zn、Cu最為豐富,重金屬含量從高到低依次為Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>Hg>As。含量較低的As、Cd、Hg、Cr最大值分別為0.004、0.039、0.005、0.330 mg/kg,遠低于限量值。鮑麗然等[29]研究發現Pb最大值為0.099 mg/kg接近于限量值,婁義龍[30]發現金佛山某個樣點上,竹筍的Pb含量為0.340 mg/kg,超標約3.4倍,Pb可能對方竹筍食用安全性具有潛在威脅。

伍明理等[31]對麻竹筍、大葉慈竹筍、馬來甜龍竹筍、吊絲竹筍、撐綠竹筍、刺黑竹筍、金佛山方竹筍、狹葉方竹筍、雷山方竹筍、毛環方竹筍、合江方竹筍11種竹筍進行8種礦質元素分析,發現竹筍Zn含量豐富,11種竹筍中Cd污染相較嚴重,含量最多為0.030 mg/kg,但低于國家安全標準。在吊絲竹筍中Pb含量為0.290 mg/kg,Pb含量超標2.9倍,說明吊絲竹筍中Pb污染嚴重,11 種竹筍均未檢出Hg。說明在竹筍中,Pb、Cd污染需要被關注,Hg可忽略不計。MO等[12]從中國東南部采集了258個竹筍樣本研究竹筍中As、Cr、Cd、Pb、Cu含量,重金屬的含量Zn>Cu>Pb>Cr>Cd>As。毛竹冬筍Pb、Cd含量顯著高于毛竹春筍、春雷竹筍、綠筍和馬蹄筍,這可能是因為冬筍埋在土里,從土壤中吸收重金屬。

根據目前收集到的竹筍重金屬含量數據,對不同重金屬進行比較發現,竹筍中的Zn、Cu、As、Pb、Cd、Cr、Hg尚處于清潔狀態,竹筍中尚未規定其中的Zn、Cu含量,此為竹筍中含量較多的重金屬元素,綜合各類竹筍的重金屬污染特征,竹筍中有害重金屬含量的排列順序大致為Cr>Pb>As>Cd>Hg,如圖1-e所示。

a-毛竹筍;b-雷竹筍;c-麻竹筍;d-方竹筍;e-綜合不同竹筍圖1 不同種類竹筍重金屬含量Fig.1 Heavy metal content of different bamboo shoots

1.2 不同省(市)竹筍重金屬污染特征

不同區域的竹筍重金屬的含量存在差異,可能是因為竹筍中的重金屬含量與其在土壤中的濃度具有空間相關性[32]。根據已報道的竹筍中重金屬(As、Pb、Cd、Cr、Hg)含量的數據分析單一重金屬在不同省份中重金屬含量(圖2)。

As的食品限量值為0.50 mg/kg,各省(市)均未超過其標準值,湖南省的As含量最低,約為0.010 mg/kg,貴州省的吊絲竹筍中As含量為0.360 mg/kg,其他竹筍中均未檢出。各省(市)中As的含量為四川省>江西省>浙江省>湖南省≥重慶市(圖2-a)。Pb的食品限量值為0.10 mg/kg,各省(市)中Pb的含量排序為福建省>重慶市>浙江省>廣東省>江西省>湖南省>貴州省(圖2-b)。Cd的限量值為0.05 mg/kg,各省(市)均未超過其的標準值,各省(市)中Cd的含量為重慶市>浙江省>湖南省>江西省>貴州省(圖2-c)。Cr的食品限量值為0.50 mg/kg,各省(市)中Cr的含量排序為貴州省>廣東省>重慶市>江西省>湖南省>浙江省(圖2-d)。Hg的限量值為0.01 mg/kg,張寒梅等[27]研究發現四川省某地竹筍中Hg含量超過0.100 mg/kg,超過限量值的10倍,重慶市[29-30]、浙江省[19, 21, 33]、江西省[34]Hg的含量均小于0.01 mg/kg,貴州省[31, 35]、湖南省[20]Hg均未檢出。統計數據結果表明,各省中Hg的含量排列順序從高到低排序為:四川省>江西省>重慶市≥浙江省>貴州省≥湖南省(圖2-e)。

根據圖2,各省(市)中竹筍Cd、As、Cr的含量小于限量值標準,Hg在四川省某地的超標率為100%,含量為0.136 5～0.148 9 mg/kg,其他省的重金屬含量小于限量值,這可能是源于該地竹筍土壤中的重金屬含量較高。然而,由于樣本的有限性,并不能表明四川省本省的竹筍Hg污染嚴重。Pb在重慶市、浙江省、福建省的重金屬含量超過限量值0.10 mg/kg,其中浙江省的超標點位較多,最高值超出標準73倍,該地的Pb污染應引起關注。MO等[12]對中國東南部(浙江省、福建省、安徽省和江西省)竹筍中7種重金屬(As、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb和Zn)的含量進行分析,結果發現Cd和Pb分別超標了3.8%和8.9%。張延平等[36]研究浙、川、湘毛竹主產區冬筍重金屬質量分數時發現,四川省、湖南省、浙江省的Pb的超標率分別為46%、9.3%、2.3%;Cd的超標率分別為45.30%、18.60%、1.10%。馮肖軍[19]在做紹興市竹筍質量評估時發現Pb的超標率為2.35%。說明竹筍中的Pb含量存在健康風險,同時也關注竹筍Cd污染。

a-As含量;b-Pb含量;c-Cd含量;d-Cr含量;e-Hg含量圖2 竹筍中不同省份重金屬含量Fig.2 Heavy metal content in bamboo shoots from different provinces

1.3 不同竹筍部位重金屬污染特征

竹筍主要包括筍根、筍底、筍中、筍尖和筍皮(圖3),各部位對不同重金屬吸收能力差異較大。賀義昌等[37]研究發現Pb、Hg、Cr、As在筍皮中的含量最多,其中筍皮中As含量顯著高于筍尖、筍中、筍根。Cd在筍根中的含量最高,筍中、筍尖的重金屬含量較低。

不同重金屬在竹筍不同生長部位的含量分布也有所差異,竹筍各生長部位對不同重金屬吸收能力差異較大,竹筍對各類重金屬富集系數規律順序為Cd>Cr>Hg>As>Pb,其中Cd富集能力最強,Cd主要累積在胞質中[38],其筍中富集系數在0.004～0.281 mg/kg,平均值為0.070 mg/kg;在竹筍的各不同部位富集系數中Cd與Cr、Hg、As、Pb均有顯著差異,但各部分的富集系數遠小于1,說明其富集能力比較弱。重金屬在筍皮和筍尖中富集規律一致,從大到小依次為Cr>Pb>As>Cd>Hg。筍中與筍根間遷移能力由大到小依次為Hg>As>Cr>Pb>Cd,其中Hg、As、Cr的遷移系數均大于1,重金屬在筍中與筍根間的遷移能力很強;筍中與筍尖間的遷移能力由大到小依次為Cr>As>Pb>Cd>Hg,其中Cr、As的遷移系數均大于1。由此可見,Cr、As在筍中-筍尖的遷移能力較強。筍皮與可食部分的遷移能力由大到小依次為Hg>As>Cr>Pb>Cd,其中Hg的遷移系數(translocation factor,TF)為1.247,說明遷移能力很強。Hg在筍根-筍中、筍皮-可食用部分遷移能力較強(TF>1),但筍中-筍尖一般(TF=0.699 6)。

圖3 竹筍各部位示意圖Fig.3 Schematic diagram of each part of bamboo shoot

1.4 竹筍重金屬污染特征影響因素

竹筍本身的特性和土壤重金屬的形態等影響著竹筍重金屬污染,土壤中重金屬的有效性、土壤孔隙水中重金屬的含量、污染持續的時長等是影響竹筍重金屬含量的重要因素。此外,施肥等對竹筍的重金屬吸收也有影響,重金屬元素之間相互作用亦影響竹筍吸收重金屬。

不同品種之間的竹筍重金屬污染特征有區別,冬筍Pb、Cd的合格率比春筍低[43],楊柳等[44]研究重金屬在植物中的累積速度隨植物的生長時間而不同,表現為前期、中前期積累較快,后期積累較慢。推測冬筍芽埋在土里,春筍芽在泥土面以上,生長環境差異導致了兩種筍富集重金屬的時間長短和種類不同[21]。竹筍中鉛、鎘含量隨竹筍圍徑大小而有所變化,竹筍圍徑越小,其Pb、Cd含量越高[45]。這可能是因為隨著竹筍的生物量增大,重金屬所占的比重下降所致,這可能也是隨著時間的推移,冬筍長成春筍,故而冬筍重金屬含量大于春筍。此外,研究者們發現生長在土地環境達到通用要求標準的毛竹筍,存在有15%～17%的冬筍超標,這可能是因為竹筍本身的生理特性所致[46]。由于重金屬的遷移從形態學的上端向下遷移,有毒金屬元素在器官之間的遠距離運輸是通過木質部和韌皮部進行的,竹筍根部重金屬含量比可食用部分高[47]。

竹筍重金屬濃度與土壤有效態濃度呈顯著性相關,比如Zn和Pb,甚至有研究表明竹筍Cu重金屬含量與土壤有效態達極顯著相關[48],而與其在土壤孔隙水中的量呈明顯的正相關,只有自由溶解在土壤孔隙水中的污染物含量才是決定其可進入植物的量,而非土壤總量[49]。黃安香等[40]通過施加外源硝酸鉛和硝酸鎘模擬土壤重金屬Pb、Cd污染,發現竹筍體內重金屬Pb、Cd的富集系數與污染濃度、污染時間呈正相關,Pb、Cd的累積量隨時間推移、污染程度增強而明顯增加。重金屬污染之間具有相互作用,土壤中Pb和Cr對作物吸收Zn具有協同作用,As、Hg和Cu對作物吸收Zn具有拮抗作用[50]。此外,長期施用化肥導致土壤中重金屬積累增加[51],在過量使用磷肥土壤的土豆中發現了高濃度的As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn,增加了食物中重金屬的日攝入量[52]。

2 竹筍重金屬膳食健康風險評估

重金屬通過食物鏈食物網的傳播,將嚴重影響人體代謝并威脅人體健康[53]。包括竹筍在內的農林產品中存在著重金屬污染的風險,目前已有許多的竹筍重金屬健康風險評估,大多是基于總量,通過非致癌THQ或單項污染指數表征重金屬是否存在危害,多重金屬的潛在健康風險由總THQ(total THQ,TTHQ)進行評估。THQ和TTHQ的含量小于1則代表無非致癌健康風險。由于成年人和兒童的體重和飲食成分不同,因此在前人的研究中把成人、兒童分別區分計算THQ[36]。

目前學者關注Pb、As、Cd、Cr的重金屬健康風險評估[54],重金屬THQ的計算與該重金屬的暴露時間、攝入率、含量、參考劑量、體重等相關,兒童和成人的Cu、Cd、As、Pb、Cr的THQ貢獻率有所區別(圖4),成人的各重金屬THQ貢獻率排序為Cu>Cd>As≥Pb>Cr,兒童的各重金屬THQ貢獻率排序為Cd>As>Pb>Cu>Cr,兒童的Cd的健康風險貢獻率為38%,這與REN等[13]研究的THQ規律一致,此外在成年人和兒童通過食用竹筍獲得的THQ和TTHQ研究中發現,每個金屬的THQ值均低于1。這些重金屬對成人和兒童的TTHQ分別為0.116～0.152和0.165～0.216,可以看出兒童的TTHQ比成人的高,說明兒童的健康風險比成人的高,這與ATIKPO等[55]的研究結果一致。在該研究中Cu對TTHQ的貢獻率高達31.6%,Cu雖為竹筍的重要營養元素之一,但是過量負荷亦會對竹筍產生影響。其次是Cd、As、Pb,而Cr對潛在健康風險值的貢獻率很小,與MO等[12]在對中國東南部竹筍重金屬健康風險評估時的研究結果一致,竹筍Cd的超標率比Pb低,但Cd的THQ大于Pb,竹筍中的Cd污染不容忽視。不同竹筍的危害風險也不同,不同竹筍品種的TTHQ依次為毛竹冬筍>毛竹春筍>綠筍>雷竹春筍>雷竹冬筍>馬蹄筍。

目前的健康風險大多基于竹筍中重金屬元素的總量評價是否存在威脅,當TTHQ大于1時,認為具有潛在健康風險威脅。已有學者提出基于總量評價存在過量評價的不足,可將重金屬的價態加以考慮,As在蔬菜中的毒性和生物利用度高度依賴于其化學形態,其中砷酸中As5+、As3+的含量與總砷的含量具有正相關性,無機砷的毒性大于有機砷,在對竹筍進行健康風險評估時建議考慮竹筍中無機砷的濃度[56]。此外,對于Cr而言,植物組織能夠將潛在毒性的Cr6+轉化為無毒的Cr3+[57]。WANG等[58]利用體外胃腸模擬實驗發現Cr生物可給性在模擬小腸消化過程中顯著降低,而在模擬結腸中顯著增加。Cr3+在消化液中占主導地位,且在結腸期Cr3+的比例最高,腸道微生物群增加了Cr的生物可給性,并將蔬菜中毒性較高的Cr6+還原為毒性較低的Cr3+。因此,單純考慮蔬菜在胃和小腸期的鉻生物可給性可能過高估計了健康風險。在評估蔬菜攝入的健康風險時,也應考慮結腸期的生物可給性。WANG等[59]通過小鼠模型實驗證明高Cd食物可能不具有高的Cd生物利用度,左甜甜等[60]利用體外胃腸模擬結合腎遠曲小管上皮細胞模擬人體小腸通透性,對地龍體內Cd進行健康評估,發現腎遠曲小管上皮細胞轉運前Cd不可接受,轉運后大多數地龍Cd風險降至安全范圍。該研究在模擬體外消化基礎上,引入腸道體外通透性模型,能更準確地從生物利用度的角度對重金屬的健康風險進行評估,基于總重金屬或生物可給性重金屬的模型可能高估了其對人體的健康風險,體外模擬和細胞模型的建立有助于健康風險評估更準確[61]。加工的過程可能會消減重金屬的生物利用度,FU等[62]研究發現生蔬菜中Cd和Pb的生物利用度分別為11.2%和9.4%,顯著高于熟蔬菜,Cd和Pb分別為6.1%和3.2%。因此,在未來評價竹筍健康風險不僅可基于重金屬含量,還可以結合體外胃腸模擬和建立細胞模型、結合竹筍的物理狀態等方面進行綜合性評價。

a-兒童;b-成人圖4 竹筍重金屬THQ貢獻比例Fig.4 THQ contribution ratio of heavy metals in bamboo shoots

3 竹筍重金屬健康風險阻控方法進展

基于以上討論,竹筍中Pb的超標率較高,Cd存在超標的風險且對兒童的目標風險系數貢獻達38%,應展開對竹筍中Pb、Cd阻控研究。目前竹筍存在土壤覆膜撫育等措施,塑料棚等集約栽培引起的土壤酸化,降低土壤的pH,刺激和提高了重金屬Cd、Zn、Pb和Cu的生物有效性[63],可對竹林覆膜引起的土壤酸化加以控制進而降低竹筍重金屬污染[64]。施用肥料加速竹筍的生長,但也存在著因不合理施肥引起的土壤重金屬污染,目前施肥對竹筍重金屬調控的措施鮮有提出,但在其他植物的研究中施肥調控已有研究[65],硅肥不僅能促進植物的生長[66],還能緩解Cd和Pb的生物毒害性,Si具有轉化土壤中重金屬形態的能力,在Si和Cd的協同作用下,水化物和土石表面的Fe-O與Cd和Si結合產生新的配合物(Fe-O-Cd和Fe-O-Si),降低Cd的生物利用度[67]。WANG等[68]提出硅肥可以重建重金屬脅迫下的細菌群落結構,從而減少重金屬敏感微生物的損失,提高土壤細菌的多樣性,最終為植物生長提供更健康的土壤微生態環境。此外,施用鈣肥能促進植物的生長,與Cd吸收形成明顯的競爭性抑制作用[69],當蔬菜中Ca含量較高時,可以降低Cd的生物利用度[59],在竹筍施肥中可以借以參考。

目前,已有研究表明由于納米粒子的小尺寸、高比表面積、獨特的化學結構,納米材料在阻控重金屬污染上有成效[70]。Zn和鐵納米粒子可以通過減少Pb攝取、活性氧生成和脂質過氧化、增加脯氨酸含量和激活抗氧化酶系統來減輕Pb的毒性[71]。施用納米硒顯著降低了酸可萃取型、還原型和水溶性Cd的濃度,提高了殘留型和可氧化型Cd的濃度,納米硒可以將有效態Cd轉化為固定化形式,納米材料可應用于土壤的修復[72]。已有研究提出同時使用碳基材料和納米零價鐵(nanoscale zero-valent iron, nZVI)可以產生協同作用,促進污染物在碳基納米零價鐵材料(C-nZVI)表面吸附,這源于碳基材料具有多孔的表面和豐富的含氧官能團為重金屬離子提供了吸附點,另一方面,具有核殼結構的 nZVI表面含有氫氧化鐵和氧化物,增強了重金屬離子的吸附能力,特別是Cd2+等陽離子;此外,金屬離子與C-nZVI表面陽離子之間進行離子交換及絡合作用[70]。此外,生物炭對土壤重金屬修復日漸成熟[73],已有研究提出基于生物炭對nZVI進行改良,對土壤重金屬的修復效果比單材料更佳[74]。目前關于竹筍重金屬阻控方面研究還少見報道,但是結合當下主要的修復阻控方法和竹筍生長環境的特點,施肥和納米材料的應用將可為防控竹筍積累重金屬、改善竹筍產地生態環境提供技術支持。

基于竹筍-人體重金屬吸收,對竹筍重金屬阻控可通過人體吸收過程進行調控,膳食成分的添加可作為參考, Ca2+和Mg2+濃度的增加能降低重金屬的毒性,對重金屬的危害具有保護功能[75]。此外,添加膳食成分能夠明顯降低Cd的生物可給性,以及小鼠肝臟和腎臟Cd的生物可給性,Ca的吸收有助于降低Cd脅迫[76]。因此,膳食成分的添加在應對竹筍重金屬健康脅迫時具有廣泛的適用性。

4 結果與展望

不同竹筍的污染特征,竹筍重金屬含量的大致規律為Zn>Cu>Cr>Pb>As>Cd>Hg?？傮w而言,竹筍重金屬污染處于清潔狀態,某些省份Pb、Cd存在超標情況,毛竹冬筍中重金屬超標情況比其他竹筍嚴重。竹筍的不同部位中,重金屬主要富集于筍皮和筍根中,但富集系數小于1,Hg、As、Cr在竹筍內的遷移能力較強。目前為止,竹筍中的重金屬遷移、價態轉化機制等研究較少,由于竹筍的種類豐富,不同竹筍的重金屬污染特征有所區別,竹筍不同部位的重金屬污染特征及機制需要更多的研究支持。

基于總量通過THQ評價重金屬的潛在健康風險,顯示兒童的健康風險比成人的高,Cu、Cr、Pb、As、Cd的THQ和TTHQ均小于1,竹筍中的重金屬并不會對人體產生健康風險,Cd對THQ的貢獻率較大,需注意竹筍對兒童吸收Cd的潛在風險?；诳偭垦芯恐窆S的生態風險仍存在不足,重金屬的不同價態對人體的毒性存在差異,目前已有體外胃腸模擬、小鼠模型、細胞模型等研究方法應用于蔬菜的重金屬健康風險評價中,在未來竹筍的重金屬健康風險評價可借鑒不同的評價方法,以此系統地進行竹筍健康風險評估。

在阻控竹筍重金屬污染上,目前關于林地重金屬污染阻控的研究鮮有報道,阻控土壤-竹筍遷移,可考慮應用Ca肥、富Se肥或納米材料等,在人體應對竹筍重金屬脅迫上,可通過膳食成分加以阻控。