近几十年来,食品安全和人体健康一直是全世界关注的焦点[1],重金属是最常见的环境污染物之一,对食品安全和人类健康构成潜在威胁[2]。美国环保署(U.S. Environmental Protection Agency,USEPA)于1986年提出将As、Pb、Cd、Cr、Hg、Cu、Zn列为优先控制污染物[3]。其中Zn、Cu作为必须的微量元素存在于人体内,但人体长期摄入过高的Zn会引起免疫力下降,贫血等疾病[4]。慢性Cu暴露会导致人体腹泻,引发胃肠道刺激,甚至造成急性肝功能衰竭[5]。
由于地质背景和人为因素,与土壤背景值相比,近年我国表层农田土壤中重金属的含量显著增加[6],土壤重金属污染主要集中在西南、中南部、东南沿海、中北部和西北地区[7]。种植区土壤重金属污染往往导致农产品中重金属的富集,农产品通过受污染的土壤中吸收金属进而威胁自身的安全[8],食用被污染的农产品可能会对人体造成不利影响。竹笋作为一种蔬菜,不仅富含蛋白质、碳水化合物、矿物质、维生素和生物活性化合物等营养成分[9],也是一种含抗氧化剂Se的中药材[10]。然而,竹类植物具有较强的金属环境适应能力和对重金属的吸收能力[11],竹笋在生长过程中可能受到重金属污染[12]。蔬菜中重金属的膳食风险受到广泛关注,成为当前食品安全领域的研究热点。重金属对人类造成的潜在健康风险(非致癌效应)可以通过目标危险系数(target hazard quotient,THQ)进行评估,该方法由USEPA提出,广泛运用于土壤及农产品重金属的健康风险评估[13-15]。
尽管如此,关于竹笋中重金属的污染特征、膳食健康风险评估及其有效阻控的综述文章仍鲜见报道。本文主要综述了竹笋中重金属的污染特征、膳食健康风险评估及其阻控方法,结果为竹笋重金属污染研究与膳食风险更精确化评估提供参考,并为有效阻控重金属迁移至竹笋中提供借鉴。
1 竹笋重金属污染特征及影响因素
竹笋在生长的过程中会受到各类重金属的污染,根据GB 2762—2022《食品安全国家标准 食品中污染物限量》,竹笋中As、Pb、Cd、Cr、Hg的限量值分别为0.5、0.1、0.05、0.5、0.01 mg/kg,Zn、Cu尚未制定竹笋中的最大限量值标准。竹笋的重金属含量差异较大,同一种竹笋对不同的重金属吸附能力有差异,对Cu、Zn的吸收能力较强,竹笋的各个不同的部位重金属污染特征不同。
基于Web of Science(WoS)核心合集和中国知网(China National Knowledge Infrastructure,CNKI),使用关键词“竹笋(bamboo shoot)”“重金属(heavy metals)”“砷(As)”“镉(Cd)”“铬(Cr)”“铅(Pb)”“锌(Zn)”“铜(Cu)”“中国(China)”等,时间设置为2000—2022年,选定的文献符合以下标准:1)竹笋产区范围内现场或当地市场取样;2)研究区域位置清晰或具有相关信息;3)竹笋重金属含量数据至少包含Pb、As、Cr、Cr、Zn、Cu其中一种;4)使用科学准确的测定重金属含量法,如电感耦合等离子体质谱法或原子吸收光谱法等。
1.1 不同种类竹笋重金属污染特征
我国竹笋产量较高的地区位于四川东南部、湖南、江西、浙江及福建西北部,具有散生竹和丛生竹混合分布的特点,同时也是我国毛竹分布的中心地区[16]。目前,中国研究竹笋重金属污染主要集中在浙江、江西地区,主要研究毛竹笋、雷竹笋、方竹笋、麻竹笋,其他竹笋的重金属研究较少[17]。
毛竹笋是多年生的单子叶常绿植物,主要分布于我国长江流域。基于CNKI,本文收集了研究毛竹笋的相关文献[13, 18-21],总结了毛竹笋中重金属的污染特征,如图1-a所示。重金属在毛竹笋中的含量为Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>As>Hg,与REN等[13]研究浙江省和江西省农贸市场毛竹笋重金属污染特征一致。张友青等[22]研究表明浙江省市场上毛竹笋干As、Pb的平均值为0.090、0.420 mg/kg,未超出我国食品标准,但浙江省某地区毛竹笋干中As和Pb分别超标了13.16%和7.89%,可见在毛竹笋干中仍存在As、Pb超标的风险。梁玉兰[23]自制毛竹春笋干,发现福建龙岩市某产地竹笋干 Pb 含量范围0～1.242 mg/kg,平均值为0.249 mg/kg,约10%样品存在超标现象。吕爱华等[18]检测浙江省的毛竹鞭笋时发现,样品中As、Pb和Cd含量平均值分别为0.026 8、0.098 0、0.011 2 mg/kg,其中Pb存在1.94%超标,As、Cd不超标。冯肖军[19]研究了浙江省绍兴市毛竹春笋中As、Pb、Cd、Hg和Cr的污染特征,结果发现As、Cd、Hg和Cr未超标,Pb元素发现有2.35%超标,且11.74%样品接近标准限量值。喻宁华等[20]对湖南毛竹产区(炎陵、湘乡、耒阳)中的毛竹笋样品中重金属Cd、As、Pb、Cr、Hg含量进行研究,其中Cd、As、Cr、Hg的合格率为100%,Pb的合格率为98.80%,最大值为0.294 mg/kg,Hg含量较低,污染可忽略不计。王姝婷等[21]研究发现竹笋中As、Cd、Hg 3种重金属的含量的平均值分别小于其限量值的40%,毛竹冬笋中的Pb超标率达21%。综上说明毛竹笋的Pb污染风险高于其他重金属。
雷竹笋和毛竹笋的重金属污染特征有所不同,张佳佳等[24]于杭州某农贸市场采购这两种竹笋,发现雷竹笋中Cu含量(8.2 mg/kg)约为毛竹春冬笋的4倍(2.1 mg/kg)。毛竹春冬笋中Se含量为0.004 1 mg/kg,较雷竹笋Se含量(0.002 mg/kg)高。毛竹春冬笋的Cr、Pb含量分别为0.036、0.047 mg/kg,雷竹笋的Cr、Pb含量为0.081、0.082 mg/kg,雷竹笋的Cr、Pb含量比毛竹春冬笋的高,二者相较之下,毛竹春冬笋更适宜食用。基于CNKI和WoS收集雷竹笋中重金属含量,分析雷竹鲜笋中重金属含量如图1-b所示,雷竹笋对重金属的累积顺序为Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>As,和毛竹笋重金属的污染特征相较一致。
麻竹笋为牡竹属合轴丛生大型竹种,自然分布在福建、广东、广西、云南、贵州等地。基于CNKI,本文收集了研究麻竹笋重金属的文献[25-27],总结了麻竹笋中重金属的污染特征,麻竹笋中重金属含量为Zn>Cu>Cr>As>Hg>Pb,对Cd的研究较少,如图1-c所示。李吕等[26]发现麻竹笋样品中Zn的最高含量为72.860 mg/kg,Cu最大值达17.610 mg/kg。李怡欣等[25]研究表明麻竹笋对不同重金属的吸收能力差异较大,麻竹笋样品中Cr、Pb含量为0.190、0.054 mg/kg,Pb超标率为13.7%,麻竹笋对Cr的富集能力大于Pb。张寒梅等[27]采集了不同生长阶段的大叶麻竹笋,发现重金属含量随着植株的生长有一定的变化。其中As的随着株高的变化较为显著,当笋体大于10 cm时,As的含量由0.263 mg/kg降至0.138 mg/kg。Hg含量变化不明显(0.149～0.137 mg/kg),超出食品限量值标准。Cu的含量由42.510 mg/kg下降至9.471 mg/kg。
重庆市南川区、贵州省金佛山是方竹的自然分布中心[28]。基于CNKI,本文收集了相关的文献[28-30],总结了方竹笋中重金属的污染特征,如图1-d所示。总体而言,方竹笋中以Zn、Cu最为丰富,重金属含量从高到低依次为Zn>Cu>Cr>Pb>Cd>Hg>As。含量较低的As、Cd、Hg、Cr最大值分别为0.004、0.039、0.005、0.330 mg/kg,远低于限量值。鲍丽然等[29]研究发现Pb最大值为0.099 mg/kg接近于限量值,娄义龙[30]发现金佛山某个样点上,竹笋的Pb含量为0.340 mg/kg,超标约3.4倍,Pb可能对方竹笋食用安全性具有潜在威胁。
伍明理等[31]对麻竹笋、大叶慈竹笋、马来甜龙竹笋、吊丝竹笋、撑绿竹笋、刺黑竹笋、金佛山方竹笋、狭叶方竹笋、雷山方竹笋、毛环方竹笋、合江方竹笋11种竹笋进行8种矿质元素分析,发现竹笋Zn含量丰富,11种竹笋中Cd污染相较严重,含量最多为0.030 mg/kg,但低于国家安全标准。在吊丝竹笋中Pb含量为0.290 mg/kg,Pb含量超标2.9倍,说明吊丝竹笋中Pb污染严重,11 种竹笋均未检出Hg。说明在竹笋中,Pb、Cd污染需要被关注,Hg可忽略不计。MO等[12]从中国东南部采集了258个竹笋样本研究竹笋中As、Cr、Cd、Pb、Cu含量,重金属的含量Zn>Cu>Pb>Cr>Cd>As。毛竹冬笋Pb、Cd含量显著高于毛竹春笋、春雷竹笋、绿笋和马蹄笋,这可能是因为冬笋埋在土里,从土壤中吸收重金属。
根据目前收集到的竹笋重金属含量数据,对不同重金属进行比较发现,竹笋中的Zn、Cu、As、Pb、Cd、Cr、Hg尚处于清洁状态,竹笋中尚未规定其中的Zn、Cu含量,此为竹笋中含量较多的重金属元素,综合各类竹笋的重金属污染特征,竹笋中有害重金属含量的排列顺序大致为Cr>Pb>As>Cd>Hg,如图1-e所示。
a-毛竹笋;b-雷竹笋;c-麻竹笋;d-方竹笋;e-综合不同竹笋
图1 不同种类竹笋重金属含量
Fig.1 Heavy metal content of different bamboo shoots
1.2 不同省(市)竹笋重金属污染特征
不同区域的竹笋重金属的含量存在差异,可能是因为竹笋中的重金属含量与其在土壤中的浓度具有空间相关性[32]。根据已报道的竹笋中重金属(As、Pb、Cd、Cr、Hg)含量的数据分析单一重金属在不同省份中重金属含量(图2)。
As的食品限量值为0.50 mg/kg,各省(市)均未超过其标准值,湖南省的As含量最低,约为0.010 mg/kg,贵州省的吊丝竹笋中As含量为0.360 mg/kg,其他竹笋中均未检出。各省(市)中As的含量为四川省>江西省>浙江省>湖南省≥重庆市(图2-a)。Pb的食品限量值为0.10 mg/kg,各省(市)中Pb的含量排序为福建省>重庆市>浙江省>广东省>江西省>湖南省>贵州省(图2-b)。Cd的限量值为0.05 mg/kg,各省(市)均未超过其的标准值,各省(市)中Cd的含量为重庆市>浙江省>湖南省>江西省>贵州省(图2-c)。Cr的食品限量值为0.50 mg/kg,各省(市)中Cr的含量排序为贵州省>广东省>重庆市>江西省>湖南省>浙江省(图2-d)。Hg的限量值为0.01 mg/kg,张寒梅等[27]研究发现四川省某地竹笋中Hg含量超过0.100 mg/kg,超过限量值的10倍,重庆市[29-30]、浙江省[19, 21, 33]、江西省[34]Hg的含量均小于0.01 mg/kg,贵州省[31, 35]、湖南省[20]Hg均未检出。统计数据结果表明,各省中Hg的含量排列顺序从高到低排序为:四川省>江西省>重庆市≥浙江省>贵州省≥湖南省(图2-e)。
根据图2,各省(市)中竹笋Cd、As、Cr的含量小于限量值标准,Hg在四川省某地的超标率为100%,含量为0.136 5～0.148 9 mg/kg,其他省的重金属含量小于限量值,这可能是源于该地竹笋土壤中的重金属含量较高。然而,由于样本的有限性,并不能表明四川省本省的竹笋Hg污染严重。Pb在重庆市、浙江省、福建省的重金属含量超过限量值0.10 mg/kg,其中浙江省的超标点位较多,最高值超出标准73倍,该地的Pb污染应引起关注。MO等[12]对中国东南部(浙江省、福建省、安徽省和江西省)竹笋中7种重金属(As、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb和Zn)的含量进行分析,结果发现Cd和Pb分别超标了3.8%和8.9%。张延平等[36]研究浙、川、湘毛竹主产区冬笋重金属质量分数时发现,四川省、湖南省、浙江省的Pb的超标率分别为46%、9.3%、2.3%;Cd的超标率分别为45.30%、18.60%、1.10%。冯肖军[19]在做绍兴市竹笋质量评估时发现Pb的超标率为2.35%。说明竹笋中的Pb含量存在健康风险,同时也关注竹笋Cd污染。
a-As含量;b-Pb含量;c-Cd含量;d-Cr含量;e-Hg含量
图2 竹笋中不同省份重金属含量
Fig.2 Heavy metal content in bamboo shoots from different provinces
1.3 不同竹笋部位重金属污染特征
竹笋主要包括笋根、笋底、笋中、笋尖和笋皮(图3),各部位对不同重金属吸收能力差异较大。贺义昌等[37]研究发现Pb、Hg、Cr、As在笋皮中的含量最多,其中笋皮中As含量显著高于笋尖、笋中、笋根。Cd在笋根中的含量最高,笋中、笋尖的重金属含量较低。
不同重金属在竹笋不同生长部位的含量分布也有所差异,竹笋各生长部位对不同重金属吸收能力差异较大,竹笋对各类重金属富集系数规律顺序为Cd>Cr>Hg>As>Pb,其中Cd富集能力最强,Cd主要累积在胞质中[38],其笋中富集系数在0.004～0.281 mg/kg,平均值为0.070 mg/kg;在竹笋的各不同部位富集系数中Cd与Cr、Hg、As、Pb均有显著差异,但各部分的富集系数远小于1,说明其富集能力比较弱。重金属在笋皮和笋尖中富集规律一致,从大到小依次为Cr>Pb>As>Cd>Hg。笋中与笋根间迁移能力由大到小依次为Hg>As>Cr>Pb>Cd,其中Hg、As、Cr的迁移系数均大于1,重金属在笋中与笋根间的迁移能力很强;笋中与笋尖间的迁移能力由大到小依次为Cr>As>Pb>Cd>Hg,其中Cr、As的迁移系数均大于1。由此可见,Cr、As在笋中-笋尖的迁移能力较强。笋皮与可食部分的迁移能力由大到小依次为Hg>As>Cr>Pb>Cd,其中Hg的迁移系数(translocation factor,TF)为1.247,说明迁移能力很强。Hg在笋根-笋中、笋皮-可食用部分迁移能力较强(TF>1),但笋中-笋尖一般(TF=0.699 6)。
在受污染的土壤上,植物累积在根部的重金属含量是最高的。重金属主要通过根系进入蔬菜体内,随后通过木质部和韧皮部组织转运到其他部位[39],所以在竹笋的底部和笋皮部分重金属含量较多。黄安香等[40]研究发现,竹笋在受Pb、Cd污染情况下,重金属在笋根中比重最大约占40%～80%,其次是笋皮,在竹笋中Cd的转运能力比Pb强,竹笋对Pb的吸收比对Cd的吸收先达到饱和状态。在Pb胁迫下,竹子细胞壁内侧分布,并有逐渐脱离细胞壁并被输送到液泡的趋势[41]。冬笋皮和可食用部分中As形态的研究表明,所有芯均含有有机As,而皮中未检测到有机As[42],这结果与贺义昌等[37]的笋中As含量大于笋皮的结论一致。根际土壤中有机As的缺乏表明甲基化As并非简单地从土壤中吸收,可能是竹笋内部形成了有机As。中国的东南部矿区毛竹的研究中发现,总体来说,毛竹根茎中重金属的平均浓度很低;根据其流行程度,顺序可能为:Zn>Cu>Pb>Cr>Cd[32],这结论与其他研究的结论有区别,可能是因为是矿区土壤污染元素差异。
图3 竹笋各部位示意图
Fig.3 Schematic diagram of each part of bamboo shoot
1.4 竹笋重金属污染特征影响因素
竹笋本身的特性和土壤重金属的形态等影响着竹笋重金属污染,土壤中重金属的有效性、土壤孔隙水中重金属的含量、污染持续的时长等是影响竹笋重金属含量的重要因素。此外,施肥等对竹笋的重金属吸收也有影响,重金属元素之间相互作用亦影响竹笋吸收重金属。
不同品种之间的竹笋重金属污染特征有区别,冬笋Pb、Cd的合格率比春笋低[43],杨柳等[44]研究重金属在植物中的累积速度随植物的生长时间而不同,表现为前期、中前期积累较快,后期积累较慢。推测冬笋芽埋在土里,春笋芽在泥土面以上,生长环境差异导致了两种笋富集重金属的时间长短和种类不同[21]。竹笋中铅、镉含量随竹笋围径大小而有所变化,竹笋围径越小,其Pb、Cd含量越高[45]。这可能是因为随着竹笋的生物量增大,重金属所占的比重下降所致,这可能也是随着时间的推移,冬笋长成春笋,故而冬笋重金属含量大于春笋。此外,研究者们发现生长在土地环境达到通用要求标准的毛竹笋,存在有15%～17%的冬笋超标,这可能是因为竹笋本身的生理特性所致[46]。由于重金属的迁移从形态学的上端向下迁移,有毒金属元素在器官之间的远距离运输是通过木质部和韧皮部进行的,竹笋根部重金属含量比可食用部分高[47]。
竹笋重金属浓度与土壤有效态浓度呈显著性相关,比如Zn和Pb,甚至有研究表明竹笋Cu重金属含量与土壤有效态达极显著相关[48],而与其在土壤孔隙水中的量呈明显的正相关,只有自由溶解在土壤孔隙水中的污染物含量才是决定其可进入植物的量,而非土壤总量[49]。黄安香等[40]通过施加外源硝酸铅和硝酸镉模拟土壤重金属Pb、Cd污染,发现竹笋体内重金属Pb、Cd的富集系数与污染浓度、污染时间呈正相关,Pb、Cd的累积量随时间推移、污染程度增强而明显增加。重金属污染之间具有相互作用,土壤中Pb和Cr对作物吸收Zn具有协同作用,As、Hg和Cu对作物吸收Zn具有拮抗作用[50]。此外,长期施用化肥导致土壤中重金属积累增加[51],在过量使用磷肥土壤的土豆中发现了高浓度的As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn,增加了食物中重金属的日摄入量[52]。
2 竹笋重金属膳食健康风险评估
重金属通过食物链食物网的传播,将严重影响人体代谢并威胁人体健康[53]。包括竹笋在内的农林产品中存在着重金属污染的风险,目前已有许多的竹笋重金属健康风险评估,大多是基于总量,通过非致癌THQ或单项污染指数表征重金属是否存在危害,多重金属的潜在健康风险由总THQ(total THQ,TTHQ)进行评估。THQ和TTHQ的含量小于1则代表无非致癌健康风险。由于成年人和儿童的体重和饮食成分不同,因此在前人的研究中把成人、儿童分别区分计算THQ[36]。
目前学者关注Pb、As、Cd、Cr的重金属健康风险评估[54],重金属THQ的计算与该重金属的暴露时间、摄入率、含量、参考剂量、体重等相关,儿童和成人的Cu、Cd、As、Pb、Cr的THQ贡献率有所区别(图4),成人的各重金属THQ贡献率排序为Cu>Cd>As≥Pb>Cr,儿童的各重金属THQ贡献率排序为Cd>As>Pb>Cu>Cr,儿童的Cd的健康风险贡献率为38%,这与REN等[13]研究的THQ规律一致,此外在成年人和儿童通过食用竹笋获得的THQ和TTHQ研究中发现,每个金属的THQ值均低于1。这些重金属对成人和儿童的TTHQ分别为0.116～0.152和0.165～0.216,可以看出儿童的TTHQ比成人的高,说明儿童的健康风险比成人的高,这与ATIKPO等[55]的研究结果一致。在该研究中Cu对TTHQ的贡献率高达31.6%,Cu虽为竹笋的重要营养元素之一,但是过量负荷亦会对竹笋产生影响。其次是Cd、As、Pb,而Cr对潜在健康风险值的贡献率很小,与MO等[12]在对中国东南部竹笋重金属健康风险评估时的研究结果一致,竹笋Cd的超标率比Pb低,但Cd的THQ大于Pb,竹笋中的Cd污染不容忽视。不同竹笋的危害风险也不同,不同竹笋品种的TTHQ依次为毛竹冬笋>毛竹春笋>绿笋>雷竹春笋>雷竹冬笋>马蹄笋。
目前的健康风险大多基于竹笋中重金属元素的总量评价是否存在威胁,当TTHQ大于1时,认为具有潜在健康风险威胁。已有学者提出基于总量评价存在过量评价的不足,可将重金属的价态加以考虑,As在蔬菜中的毒性和生物利用度高度依赖于其化学形态,其中砷酸中As5+、As3+的含量与总砷的含量具有正相关性,无机砷的毒性大于有机砷,在对竹笋进行健康风险评估时建议考虑竹笋中无机砷的浓度[56]。此外,对于Cr而言,植物组织能够将潜在毒性的Cr6+转化为无毒的Cr3+[57]。WANG等[58]利用体外胃肠模拟实验发现Cr生物可给性在模拟小肠消化过程中显著降低,而在模拟结肠中显著增加。Cr3+在消化液中占主导地位,且在结肠期Cr3+的比例最高,肠道微生物群增加了Cr的生物可给性,并将蔬菜中毒性较高的Cr6+还原为毒性较低的Cr3+。因此,单纯考虑蔬菜在胃和小肠期的铬生物可给性可能过高估计了健康风险。在评估蔬菜摄入的健康风险时,也应考虑结肠期的生物可给性。WANG等[59]通过小鼠模型实验证明高Cd食物可能不具有高的Cd生物利用度,左甜甜等[60]利用体外胃肠模拟结合肾远曲小管上皮细胞模拟人体小肠通透性,对地龙体内Cd进行健康评估,发现肾远曲小管上皮细胞转运前Cd不可接受,转运后大多数地龙Cd风险降至安全范围。该研究在模拟体外消化基础上,引入肠道体外通透性模型,能更准确地从生物利用度的角度对重金属的健康风险进行评估,基于总重金属或生物可给性重金属的模型可能高估了其对人体的健康风险,体外模拟和细胞模型的建立有助于健康风险评估更准确[61]。加工的过程可能会消减重金属的生物利用度,FU等[62]研究发现生蔬菜中Cd和Pb的生物利用度分别为11.2%和9.4%,显著高于熟蔬菜,Cd和Pb分别为6.1%和3.2%。因此,在未来评价竹笋健康风险不仅可基于重金属含量,还可以结合体外胃肠模拟和建立细胞模型、结合竹笋的物理状态等方面进行综合性评价。
a-儿童;b-成人
图4 竹笋重金属THQ贡献比例
Fig.4 THQ contribution ratio of heavy metals in bamboo shoots
3 竹笋重金属健康风险阻控方法进展
基于以上讨论,竹笋中Pb的超标率较高,Cd存在超标的风险且对儿童的目标风险系数贡献达38%,应展开对竹笋中Pb、Cd阻控研究。目前竹笋存在土壤覆膜抚育等措施,塑料棚等集约栽培引起的土壤酸化,降低土壤的pH,刺激和提高了重金属Cd、Zn、Pb和Cu的生物有效性[63],可对竹林覆膜引起的土壤酸化加以控制进而降低竹笋重金属污染[64]。施用肥料加速竹笋的生长,但也存在着因不合理施肥引起的土壤重金属污染,目前施肥对竹笋重金属调控的措施鲜有提出,但在其他植物的研究中施肥调控已有研究[65],硅肥不仅能促进植物的生长[66],还能缓解Cd和Pb的生物毒害性,Si具有转化土壤中重金属形态的能力,在Si和Cd的协同作用下,水化物和土石表面的Fe-O与Cd和Si结合产生新的配合物(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属胁迫下的细菌群落结构,从而减少重金属敏感微生物的损失,提高土壤细菌的多样性,最终为植物生长提供更健康的土壤微生态环境。此外,施用钙肥能促进植物的生长,与Cd吸收形成明显的竞争性抑制作用[69],当蔬菜中Ca含量较高时,可以降低Cd的生物利用度[59],在竹笋施肥中可以借以参考。
目前,已有研究表明由于纳米粒子的小尺寸、高比表面积、独特的化学结构,纳米材料在阻控重金属污染上有成效[70]。Zn和铁纳米粒子可以通过减少Pb摄取、活性氧生成和脂质过氧化、增加脯氨酸含量和激活抗氧化酶系统来减轻Pb的毒性[71]。施用纳米硒显著降低了酸可萃取型、还原型和水溶性Cd的浓度,提高了残留型和可氧化型Cd的浓度,纳米硒可以将有效态Cd转化为固定化形式,纳米材料可应用于土壤的修复[72]。已有研究提出同时使用碳基材料和纳米零价铁(nanoscale zero-valent iron, nZVI)可以产生协同作用,促进污染物在碳基纳米零价铁材料(C-nZVI)表面吸附,这源于碳基材料具有多孔的表面和丰富的含氧官能团为重金属离子提供了吸附点,另一方面,具有核壳结构的 nZVI表面含有氢氧化铁和氧化物,增强了重金属离子的吸附能力,特别是Cd2+等阳离子;此外,金属离子与C-nZVI表面阳离子之间进行离子交换及络合作用[70]。此外,生物炭对土壤重金属修复日渐成熟[73],已有研究提出基于生物炭对nZVI进行改良,对土壤重金属的修复效果比单材料更佳[74]。目前关于竹笋重金属阻控方面研究还少见报道,但是结合当下主要的修复阻控方法和竹笋生长环境的特点,施肥和纳米材料的应用将可为防控竹笋积累重金属、改善竹笋产地生态环境提供技术支持。
基于竹笋-人体重金属吸收,对竹笋重金属阻控可通过人体吸收过程进行调控,膳食成分的添加可作为参考, Ca2+和Mg2+浓度的增加能降低重金属的毒性,对重金属的危害具有保护功能[75]。此外,添加膳食成分能够明显降低Cd的生物可给性,以及小鼠肝脏和肾脏Cd的生物可给性,Ca的吸收有助于降低Cd胁迫[76]。因此,膳食成分的添加在应对竹笋重金属健康胁迫时具有广泛的适用性。
4 结果与展望
不同竹笋的污染特征,竹笋重金属含量的大致规律为Zn>Cu>Cr>Pb>As>Cd>Hg。总体而言,竹笋重金属污染处于清洁状态,某些省份Pb、Cd存在超标情况,毛竹冬笋中重金属超标情况比其他竹笋严重。竹笋的不同部位中,重金属主要富集于笋皮和笋根中,但富集系数小于1,Hg、As、Cr在竹笋内的迁移能力较强。目前为止,竹笋中的重金属迁移、价态转化机制等研究较少,由于竹笋的种类丰富,不同竹笋的重金属污染特征有所区别,竹笋不同部位的重金属污染特征及机制需要更多的研究支持。
基于总量通过THQ评价重金属的潜在健康风险,显示儿童的健康风险比成人的高,Cu、Cr、Pb、As、Cd的THQ和TTHQ均小于1,竹笋中的重金属并不会对人体产生健康风险,Cd对THQ的贡献率较大,需注意竹笋对儿童吸收Cd的潜在风险。基于总量研究竹笋的生态风险仍存在不足,重金属的不同价态对人体的毒性存在差异,目前已有体外胃肠模拟、小鼠模型、细胞模型等研究方法应用于蔬菜的重金属健康风险评价中,在未来竹笋的重金属健康风险评价可借鉴不同的评价方法,以此系统地进行竹笋健康风险评估。
在阻控竹笋重金属污染上,目前关于林地重金属污染阻控的研究鲜有报道,阻控土壤-竹笋迁移,可考虑应用Ca肥、富Se肥或纳米材料等,在人体应对竹笋重金属胁迫上,可通过膳食成分加以阻控。
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