2022, Vol. 43
随着工业化、城市化和农业的快速发展, 环境重金属污染导致的农产品安全问题日益受到关注[1, 2].“铅超标蔬菜和小麦籽粒”及“镉米”等重金属污染事件频发[3, 4], 农作物可从土壤、水和大气中吸收并富集重金属, 其中大气颗粒物沉降是农产品(尤其是叶菜类蔬菜)重金属的主要来源之一[5, 6].镉(Cd)、铅(Pb)和砷(As)是环境中的三大主要重金属污染物, 易通过食物链威胁人体和生态健康, 且已被美国环保署(USEPA)列为优先控制污染物[7]. 2019年河北省设施蔬菜播种面积为224.67×103 hm2, 占全国蔬菜总面积的25.8%.设施蔬菜产量1.40×107 t, 占河北蔬菜总产量的25.5%[8].随着设施蔬菜的迅猛发展, 蔬菜农药残留和重金属污染带来的农产品安全问题日益突出, 因此科学评估设施蔬菜重金属累积状况及其健康风险是现代设施农业发展不可或缺的重要环节之一.
近年来, 我国多地出现了由于环境污染而导致的蔬菜重金属污染问题.在东北地区设施蔬菜出现系列重金属超标问题, 如沈阳某设施菜田中菠菜Cd含量超标[9]; 吉林省某矿区蔬菜中Cd含量超标率为23.5%, Pb含量超标率为20.6%[10], 而四平设施蔬菜Cd超标率高达61.0%[11].在华北地区也存在设施蔬菜重金属超标现象, 如山西中南部设施蔬菜出现了不同程度的Cd和Pb超标问题[12], 河北保定工业区水芹和白菜的可食部位Pb明显累积并超过国家标准[4], 人体正常摄入这些超标蔬菜势必会对健康构成威胁.叶菜类蔬菜在人们日常饮食中占有很大比重, 而可食部位较大的叶面积为大气中负载重金属的颗粒物进入植物体内提供了更大的可能性, 鲜食叶菜的健康风险更大[13].据统计, 75% ~90%重金属被可吸入颗粒物吸附, 且粒径越小含量越高且迁移距离越远[14, 15].有研究证明大气颗粒物负载的重金属可通过干湿沉降被叶菜类蔬菜富集[16, 17], 沉降在植物上的大气颗粒物, 通过地上部茎和叶的表皮和气孔进入体内, 本课题组前期研究发现, 大白菜叶片气孔的开度是决定其可食部位重金属铅富集的重要因素, 其中同位素溯源结果显示白菜叶片中90%以上的铅来源于PM2.5-Pb[6].大气沉降对叶类蔬菜而言, 无疑是增大了其可食部位遭受重金属污染的风险, 并通过食物链影响人体健康[18].那么对于设施种植的叶菜类蔬菜, 棚内大气颗粒物的含量及其负载重金属的情况是否也会在一定程度上影响叶菜可食部位重金属的累积, 以及人体摄入后产生健康风险, 这些都有待深入探究.
总之, 目前对京津冀地区典型设施叶菜可食部位重金属的含量特征及其潜在累积机制尚不十分清楚, 并且重金属来源分析与农产品安全的关系研究尚需深入, 其中大气沉降对设施蔬菜可食部位重金属富集的影响程度尤其值得关注.基于此, 本研究以京津冀地区常见且典型的叶菜类蔬菜: 菠菜、油麦菜、生菜、小白菜、茼蒿和茴香为主要对象, 通过温室大棚的田间小区试验, 探索了春季6种叶菜中Cd、Pb和As的累积特征, 分析了大气沉降和土壤对叶菜中重金属Cd、Pb和As积累差异的贡献, 以期为保证蔬菜食品安全提供重要理论依据.
1 材料与方法 1.1 供试蔬菜菠菜(Spinacia oleracea L.): 大叶菠菜, 购于北京中农金诺科技发展公司; 油麦菜(Lactuca sativa L. var. longifoliaf): 高产四季香油麦, 购于沧州市三联种业中心; 生菜(Lactuca sativa L.): 玻璃生菜, 购于蔬菜良种繁育中心; 小白菜(Brassica rapacampestris L.): 绿冠小白菜, 购于青县青丰种业有限公司; 茼蒿(Chrysanthemum coronarium L.): 佳美茼蒿, 购于青县青丰种业有限公司; 茴香(Foeniculum vulgare): 四季割刀茴香, 购于天津市蓟宏农业科技有限公司.
以上6种蔬菜为当地时令蔬菜品种, 在人们的日常饮食中不可或缺. 本研究中, 定义茴香和茼蒿为小叶型叶菜, 小白菜、菠菜、油麦菜和生菜为大叶型叶菜.
1.2 试验设计于2020年4月中旬至5月下旬在河北农业大学教学试验场大棚内(N38°48′15.52″; E115°24′33.99″)进行田间试验(其中4月13日播种, 5月18日收获).土壤质地为砂壤土, 土壤pH为7.03, ω(有机质)为29.10 g ·kg-1, ω(有效磷)为55.30 mg ·kg-1, ω(速效钾)为160 mg ·kg-1, ω(Cd)为0.28 mg ·kg-1, ω(Pb)为28.70 mg ·kg-1, ω(As)为27.05 mg ·kg-1.在大棚内分别种植6种叶菜, 每种叶菜种植面积为1.5 m×3.0 m, 在收获期进行随机破坏性取样, 同时棚内放置智能中流量空气总悬浮采样器(武汉天虹TH-150C)收集PM2.5、PM2.5-10和PM10-100颗粒物.
1.3 样品采集与测定植物样品的采集: 在收获期, 每种叶菜随机采集3组叶片和根系, 作为重复, 每个重复采集3~6株叶菜(不同叶菜的长势存在差异), 去除腐败的烂叶后, 将蔬菜叶片和根系样品分别装入干净的自封袋内运回实验室称鲜重.样品依次用自来水和超纯水清洗两遍后, 吸水纸拭干表面水分装入纸袋中, 85℃杀青30 min, 65℃烘干至恒重后称干重并计算含水率, 然后用研钵研磨至粉末状, 保存备用.
土壤样品的采集: 采用“S形”的“五点采样法”随机采集0~20 cm耕层土壤, 风干, 过筛.
植物样品的消煮和测定: 准确称取蔬菜叶片干重样品(精确至0.500 g±0.005 g)分别置于50 mL离心管中, 加入5 mL 68% 的HNO3, 拧紧瓶盖后回拧半圈, 浸泡过夜; 次日, 将离心管置于石墨消解仪(海能仪器SH230中国)上, 120℃加热消解, 1 h后, 将离心管取出, 冷却至室温后, 加入2 mL 30% 的H2 O2, 再放回石墨消解仪上继续消煮, 直至消解完全; 1 h后, 打开盖子, 赶酸至1 mL, 超纯水定容至50 mL, 即为消解原液, 采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS珀金埃尔默NexION 350X美国)测定叶片中Cd、Pb和As含量, 以国家一级标准物质(GBW10047, 胡萝卜)进行准确度和精密度控制, 并同步分析空白样品以去除试剂干扰.所有重金属的回收率为80% ~95%, 均符合质量控制要求. 土壤消煮方法与此相同[6].
大气颗粒物样品的采集: 利用智能中流量空气总悬浮采样器(武汉天虹TH150C中国)和Whatman石英滤膜(Φ 90 mm), 在2020年4月20日至5月18日期间于大棚内同步采集大气颗粒物PM2.5、PM2.5-10和PM10-100样品(蔬菜种子于4月13日播种, 一周后出苗, 在出苗后开始采集大气颗粒物), 每7日1次, 每次连续采样72 h, 共采集4周.采样前后的石英滤膜在恒温恒湿(温度25℃±1℃, 湿度50%±2%)条件下48 h平衡后, 用万分之一天平(奥豪斯AR225CN中国)称重, 以差减法计算得到PM2.5、PM2.5-10和PM10-100的质量浓度.使用陶瓷剪刀将1/4样品膜剪碎后置于50 mL离心管中, 其消解和测定方法与上述蔬菜样品相同.以国家一级标准(GBW07444, 街道尘)进行准确度和精密度控制, 所有重金属的回收率为100% ~110%, 均符合质量控制要求.
铅同位素分析: 使用ICP-MS测定消解液(蔬菜、大气颗粒物和土壤)中的Pb同位素丰度比.在测定过程中, SRM NIST981标准物质用来校正质量效应和仪器参数.每个样品测定10次重复, 取平均值, 其中207Pb/206Pb和208Pb/206Pb比值的RSD通常 < 0.5%.通过测定铅同位素的丰度比, 用于确定蔬菜体内Pb污染来源.
根据样品中206Pb、207Pb和208Pb的测量丰度, 可以识别大气PM2.5-Pb和土壤的铅贡献.以下是铅贡献率的计算公式:
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(1) |
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式中, c为6种蔬菜, 1和2代表两个主要污染来源(大气和土壤), f1和f2分别为大气和土壤的相对贡献.
1.4 人体摄入含重金属Cd、Pb和As蔬菜的健康风险评价针对摄入农产品中重金属引起的健康风险, 采用目前国际上常用的化学致癌物风险评价模型和化学非致癌物风险评价模型来进行评价.Cd和As为化学致癌物, 因此选择化学致癌物风险评价模型, 其表达式为:
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(3) |
式中, Ri为化学致癌物质i所致个人非致癌年风险, a-1; ADDi为化学致癌物质i的日均暴露剂量, mg ·(kg ·d)-1; SFi为化学致癌物质i的致癌强度系数, kg ·d ·mg-1, Cd为6.1, As为1.5[19].
分级标准: Ri<1×10-6 a-1, 表示化学致癌物质i对人体健康产生的风险不明显; 1×10-6<Ri<1×10-4 a-1, 有风险且人体可接受的风险水平; Ri>1×10-4 a-1, 有较显著风险.
Pb不属于化学致癌物, 因此选择化学非致癌物风险评价模型, 其表达式为:
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(4) |
式中, H为化学非致癌物质所致个人非致癌年风险, a-1; ADDi为化学非致癌物质i的日均暴露剂量, mg ·(kg ·d)-1; RfD为化学非致癌物质暴露的参考剂量, mg ·(kg ·d)-1, Pb为0.003 5[20].
分级标准: H≤1, 表明化学非致癌物尚未对人体造成健康风险; H＞1, 有很大可能性对人体健康产生影响; H＞10, 已经对人体健康造成威胁, 存在慢性毒性.
叶菜类蔬菜摄入途径下日均暴露量ADDi计算公式为:
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(5) |
式中各人体健康风险评价模型参数见表 1[7, 21, 22].
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表 1 人体健康风险评价模型参数 Table 1 Parameters of human health risk assessment model |
1.5 数据统计分析
采用Microsoft Excel 2010进行数据分析, Origin 2019进行图形处理, SPSS 24.0统计软件进行统计学分析.采用单因素方差分析法(One-way ANOVA)进行显著性检验, 采用最小显著差异法(LSD)进行不同蔬菜类型重金属含量和转运系数的差异显著性比较.
2 结果与讨论 2.1 大棚内大气颗粒物沉降特征和重金属Cd、Pb、As含量分析在6种叶菜的自然生长阶段, 大棚条件下不同粒径颗粒物的浓度及重金属含量变化如图 1所示.大棚内, 不同粒径颗粒物浓度表现为: PM2.5>PM2.5-10>PM10-100, 其中平均ρ(PM2.5)、ρ(PM2.5-10)和ρ(PM10-100)分别为75.13、42.34和21.37 μg ·m-3, 且PM2.5在总悬浮颗粒物(TSP)中的质量分数最大, 为54.4%, PM2.5-10和PM10-100的质量分数分别为30.3%和15.3%, 说明粒径越小, 其颗粒物浓度越大.这与露天条件下类似(图 2), PM2.5的浓度高于其他两种粒径[6, 23].
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PM2.5, PM2.5-10, and PM10-100 in greenhouse 图 1 大棚条件下不同粒径颗粒物的浓度和不同粒径在TSP所占比例 Fig. 1 Mass concentrations and proportions of atmospheric |
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PM2.5, PM2.5-10, and PM10-100 in open field 图 2 露天条件下不同粒径颗粒物的浓度和不同粒径在TSP所占比例 Fig. 2 Mass concentrations and proportions of atmospheric |
不同粒径颗粒物中ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)特征如图 3所示.PM2.5中平均ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)分别为0.43、16.69和2.03 ng ·m-3; PM2.5-10中平均ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)分别为0.08、4.50和0.47 ng ·m-3; PM10-100中平均ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)分别为0.01、1.11和0.13 ng ·m-3.从中可以看出, ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)均在PM2.5中达到最高, 且ρ(Pb)均高于其他两种重金属含量, 这与露天条件下采集的大气颗粒物的变化特征一致(图 4), 即粒径越小, 比表面积越大, 其负载的重金属越多[7].在不同粒径颗粒物中, ρ(Pb)分别是ρ(Cd)和ρ(As)的28.1~54.7和6.2~9.4倍(PM2.5)、29.0~95.3和8.1~14.0倍(PM2.5-10)、46.5~203.9和5.9~14.6倍(PM10-100), 可见大气颗粒物中负载的Cd和As远低于Pb, 因此颗粒物铅对叶菜可食部位铅含量的影响是本研究需要进一步关注的问题.除此之外, 在前3周内PM2.5中的重金属含量呈现逐渐降低的趋势, 在第3周时, ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)均达到最低, 分别为0.26、12.95和1.38 ng ·m-3, 而在粒径较大的PM2.5-10和PM10-100中, 4周内的重金属含量变化幅度较小, 并且大棚内外颗粒物中负载重金属含量的趋势相似.这主要有两方面的原因, 一是PM2.5粒径较小, 受外部环境的影响较大, 所以在叶菜生育期内其负载的Cd、Pb和As含量变化幅度较大; 另一个可能的原因是因为负载铅的PM2.5粒径小, 易通过叶片的气孔被吸收, 叶菜生长至第三周叶面积基本已达到最大值, 对颗粒物中重金属的吸收能力也最强, 而第四周叶片趋于成熟, 此时叶片的气孔密度减少, 对PM2.5重金属的吸收也随之减少.
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图 3 大棚条件下不同粒径颗粒物中重金属Cd、Pb和As含量变化特征 Fig. 3 Characteristics of concentrations of Cd, Pb, and As in PMs from greenhouse |
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图 4 露天条件下不同粒径颗粒物中重金属Cd、Pb和As含量变化特征 Fig. 4 Characteristics of concentrations of Cd, Pb, and As in PMs in open field |
大棚内6种叶菜叶片重金属ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)分别为0.05~0.34、0.04~0.18和0.05~0.29 mg ·kg-1, 平均值分别为0.19、0.09和0.17 mg ·kg-1(图 5), 其中换算成鲜重, 平均值分别为0.017、0.008和0.016 mg ·kg-1, 均低于食品安全标准[24].叶片中平均ρ(Cd)和ρ(As)高于ρ(Pb), 而大气颗粒物PM2.5中负载的ρ(Cd)和ρ(As)远低于ρ(Pb), 这说明叶菜可食部位中的Cd和As主要来源于土壤.已有的研究也表明大气沉降对蔬菜Cd吸收的贡献较小[2].
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小写字母表示6种叶菜同种重金属叶片含量差异性 图 5 6种蔬菜收获期可食部位ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)水平 Fig. 5 The ρ(Cd), ρ(Pb), and ρ(As) in the edible parts of six leafy vegetables at the harvest stage |
收获期菠菜叶片中的ρ(Cd)最高, 为0.34 mg ·kg-1, 显著高于其他5种叶菜蔬菜, 增幅为0.46~5.35倍, 其中茴香、茼蒿、小白菜、油麦和生菜中ρ(Cd)分别是0.05、0.06、0.23、0.23和0.20 mg ·kg-1, 这是因为菠菜属于藜科植物, 对土壤Cd具有高富集特性和较强的转运能力[25].
收获期生菜叶片中的ρ(Pb)最高, 为0.18 mg ·kg-1, 是其他5种叶菜的1.77~4.93倍(除茼蒿外均差异显著), 其中茴香、茼蒿、小白菜、菠菜和油麦菜中ρ(Pb)分别是0.04、0.10、0.05、0.10和0.06 mg ·kg-1, 这可能是由于生菜的叶面积较大, 接触大气颗粒物的几率较高, 导致了生菜叶片中ρ(Pb)的升高.并且土壤中ρ(Pb)远低于其安全限值, 由此也间接表明了大气沉降对叶类蔬菜中Pb的累积贡献较大[26].
茼蒿叶片中的ρ(As)在收获期最高, 为0.29 mg ·kg-1, 是其他5种叶菜类型的1.24~5.77倍, 其中茴香、小白菜、菠菜、油麦和生菜中ρ(As)分别是0.17、0.14、0.05、0.16和0.24 mg ·kg-1, 茼蒿与菠菜可食部位As含量差异达到显著水平.
综上所述, 6种叶菜可食部位Cd、Pb和As主要来源于土壤和大气沉降, 而不同粒径大气颗粒物中重金属ρ(Cd)、ρ(Pb)和ρ(As)分析发现, Cd、Pb和As均在PM2.5中达到最高, 且PM2.5负载的ρ(Pb)远高于ρ(Cd)和ρ(As), 但是可食部位ρ(Cd)和ρ(As)高于ρ(Pb), 说明叶片中的Cd和As主要来源于土壤.关于土壤和大气沉降对叶菜可食部位Pb累积的贡献程度尚需进一步探讨.
2.3 大气沉降和土壤对叶菜可食部位中Pb的来源解析及贡献程度大气-蔬菜-土壤系统中Pb同位素特征如图 6所示, 土壤和大气颗粒物(PM2.5、PM2.5-10、PM10-100)中208Pb/207Pb比值分别为: 2.465 6和2.448 7、2.443 2、2.448 1; 206Pb/207Pb比值分别为1.185 9和1.171 1、1.167 4、1.172 3, 其中大气颗粒物的Pb同位素比值均低于土壤, 由此表明大棚内大气和土壤中的Pb来源不同[27].按照定义的不同叶型蔬菜分类, 6种叶菜中的208Pb/207Pb和206Pb/207Pb为2.461 3和1.188 1, 与土壤中的Pb同位素比值相近, 表明大棚内叶菜中的Pb可能主要来源于土壤[图 6(a)].为了进一步解析蔬菜可食部位Pb的来源, 又分析了大气颗粒物和土壤对叶菜中Pb累积的贡献.
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图 6 大气沉降-蔬菜-土壤中Pb同位素特征及其贡献率分析 Fig. 6 Contributions of atmospheric deposition and soil to Pb accumulation in six leafy vegetables according to Pb isotopic tracer analysis |
以2.1节中3种粒径大气颗粒物浓度的相对权重计算总悬浮颗粒物中Pb同位素比值后作为大气源, 并进一步计算大气和土壤对叶菜Pb污染的相对贡献率.结果表明, 对于小叶型蔬菜(茴香和茼蒿)中的Pb, 土壤源贡献率为66.4%, 大气源贡献率为33.6%, 而对于大叶型蔬菜(小白菜、菠菜、油麦和生菜), 土壤源贡献率为60.5%, 大气源贡献率为39.5%[图 6(b)].由此可见, 春季大棚内种植的叶菜Pb累积主要来源于土壤, 但大叶型蔬菜中大气源贡献相对高于小叶型蔬菜, 这进一步表明蔬菜叶面积越大, 其体内重金属累积受大气沉降的影响程度越高.
2.4 叶菜可食部位对重金属Cd、Pb和As的富集转运特征分析富集系数是蔬菜可食部分的重金属含量与土壤中重金属含量的比值, 可用来探讨蔬菜对土壤中重金属的吸收和累积效应[28].富集系数越大说明蔬菜越容易从土壤中吸收该元素, 即该重金属的生物有效性越强[29]. 叶菜可食部分重金属的富集系数如表 2所示, 叶片对Cd的富集系数平均为Pb的215倍和As的103倍, 说明叶菜类蔬菜对环境中Cd的富集能力显著高于Pb和As, 其他植物如小麦和大白菜中Cd、Pb和As的富集也存在相似的趋势(本课题组未发表数据). 在收获期, 菠菜中Cd的富集系数要显著高于其他5种叶菜, 这与珠江三角洲地区、中国台湾和南宁市这3个地区菠菜Cd富集系数的特征一致, 表明在不同地区种植的菠菜Cd富集系数均较高[30~32].同时, 茼蒿和茴香均为Cd低累积叶菜, 可推荐在轻度污染的土壤中种植; 生菜和茼蒿分别对Pb和As的富集系数最高, 表明Pb易在生菜可食部位累积, As易在茼蒿可食部位富集.
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表 2 6种叶菜的可食部位对Cd、Pb和As的富集系数1) Table 2 Bioaccumulation factors of Cd, Pb, and As in edible parts of six types of leafy vegetables |
转运系数是地上各部位重金属含量与根系重金属含量比值, 可用来评价蔬菜重金属由根部向可食部位转移能力的大小[33].叶菜中重金属Cd、Pb和As由根系向可食部分的转运系数如表 3所示.叶片对Cd的转运系数平均为Pb的7倍和As的4倍, 说明叶菜中Cd由根系向可食部位的转运能力要高于Pb和As.在收获期, 大叶型叶菜如小白菜、菠菜、油麦和生菜中由根-可食部位Cd转运系数都大于1, 且小白菜中Cd的转运系数高达1.8以上, 说明这4种蔬菜Cd由根向地上部的转运能力很强.但是, 小叶型蔬菜茴香和茼蒿Cd转运系数小于1, 尤其是小叶茴香的Cd转运系数最低, 这说明Cd主要分布在这两种叶菜的根部[34], 不易向上迁移; 对于Pb而言, 茼蒿和生菜的转运系数要显著高于其他叶菜, 说明这2种叶菜根对Pb向地上部的转移能力强于其他4种叶菜, 同时这6种叶菜的转运系数均小于1, 这说明Pb主要分布在叶菜的根部, 而生菜可食部位含量较高的可能原因: 一个是生菜Pb的转移能力强, 另一个是大气沉降对大叶型叶菜贡献率较高.对于As而言, 这6种叶菜的转运系数均小于1, 说明As主要分布在根部, 同时, 菠菜的转运系数最低, 且菠菜叶片中的As含量是最低的, 说明菠菜根吸收As后, 不易向地上部转移.
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表 3 6种叶菜中Cd、Pb和As由根系到可食部位的转运系数 Table 3 Transfer factors of Cd, Pb, and As from root to shoot in leafy vegetables |
通过6种叶菜富集、转运特征, 可以分析出, 对于Cd而言, 小白菜、菠菜、油麦、生菜是高转运和高积累型, 这也与相关研究的结果一致[25], 茴香和茼蒿是低转运和低积累型; 对于Pb而言, 生菜是高转运和高积累型, 茴香和小白菜是低转运和低积累型, 对As而言, 茼蒿、茴香和生菜是高转运和高积累型, 菠菜是低转运和低积累型.
2.5 叶菜可食部位重金属Cd、Pb和As的健康风险评价6种叶菜中致癌化学物(Cd、As)和非致癌化学物(Pb)对成人和儿童人体健康风险值见表 4.结果发现6种叶菜中Cd对成人和儿童的风险值均高于最大可接受风险水平1×10-4(摄入茴香除外, 其风险值较低), 说明其累积的Cd存在显著健康风险; 6种叶菜中Pb对成人和儿童的健康风险值均低于1, 表明其尚未对人体健康造成风险; 茼蒿中As对成人的风险值及茼蒿、小白菜、油麦和生菜中砷对儿童的健康风险值均高于最大可接受风险水平1×10-4, 存在显著的健康风险, 而菠菜和茴香中重金属As对成人和儿童的风险值在1×10-6~1×10-4之间, 有风险但可以接受. 6种叶菜中Cd和As对儿童造成的健康风险高于成人.
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表 4 叶菜中Cd、Pb和As对成人和儿童人体健康风险值 Table 4 Human health risk values of Cd, Pb, and As in six leafy vegetables for adults and children |
3 结论
(1) 茼蒿、小白菜和菠菜分别为Cd、Pb和As的低转运和低积累型叶菜, 茴香属于Cd和Pb均低转运和低积累型叶菜.
(2) 6种设施叶菜可食部位Cd、Pb和As主要来源于土壤, 其对叶菜可食部位Pb累积平均贡献率为63.5%, 大气沉降对叶菜可食部位Pb累积平均贡献率为36.5%.
(3) 大棚种植的6种设施叶菜均未超过食品安全国家标准(GB 2762-2017), 其中叶菜中Pb不存在健康风险, 但叶菜中累积的Cd对成人和儿童产生显著的健康风险(茴香除外), 茼蒿中As对成人和儿童产生的健康风险也值得关注.
致谢: 感谢华桂丽、冯柳旭、王秋实、睢康鑫和李翔宇等在采样和试验方面提供帮助, 在此一并致谢！
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