三疣梭子蟹可食用组织中镉的蓄积现状、赋存形态及健康风险评估研究进展

莫晓; 冉茂霞; 史永富; 叶洪丽; 黄冬梅; 李思曼; 方长玲

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2023103004

三疣梭子蟹可食用组织中镉的蓄积现状、赋存形态及健康风险评估研究进展

1.
上海海洋大学食品学院，上海，201306
2.
中国水产科学研究院东海水产研究所，农业农村部远洋与极地渔业创新重点实验室，上海，200090

通讯作者: E-mail：xyzmn530@sina.com;

基金项目:
中国水产科学研究院东海水产研究所基本科研业务费(2021M05)资助.
中图分类号: X-1；O6
CSTR: 32061.14.hjhx.2023103004

Research progress on the accumulation situation, chemical speciation, and health risk assessment of cadmium in the edible tissue of Portunus trituberculatus

1.
College of Food Science and Technology, Shanghai Ocean University, Shanghai, 201306, China
2.
Key Laboratory of Oceanic and Polar Fisheries Ministry of Agriculture and Rural Affairs P. R. China, East China Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Shanghai, 200090, China

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

Fund Project: Basic Research Operating Costs of the East China Sea Fisheries Research Institute of the Chinese Academy of Fisheries Sciences (2021M05).

摘要: 镉（Cd）是一种具有“三致”效应的生物非必需重金属，容易在生物体内富集并通过食物链进入人体，进而危害人体健康. 三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）是我国重要的海洋经济蟹类，由于其对镉有着显著的蓄积特异性，其可食组织中的镉蓄积特征、安全性评价等引起了广泛的关注. 目前，已有大量研究围绕三疣梭子蟹不同可食组织中的镉蓄积浓度、地区差异等展开，由于不同形态镉可能具有不同的生物学毒性，研究不同形态镉在三疣梭子蟹体内的蓄积机制对人类健康也具有重要意义. 近年来，也已有研究人员针对镉在三疣梭子蟹体内的蓄积机制以及赋存形态进行了探索研究. 为此，本文对三疣梭子蟹可食组织中总镉的含量水平、分布特征以及污染现状进行综述，同时对目前三疣梭子蟹中镉的赋存形态及人类健康风险评估的研究进展进行了总结分析，为后续三疣梭子蟹中镉蓄积机制及赋存形态的深入研究提供参考.
- 三疣梭子蟹 /
- 镉形态 /
- 蓄积机制 /
- 健康风险评估.
Abstract: Cadmium (Cd) is a kind of biologically non-essential heavy metal with mutagenic, carcinogenic and teratogenic effects, which is easily enriched in living organisms and enters the human body via the food chain, incurring hazards to human health. Portunus trituberculatus, an important species of marine economic crab in China, is known to have a high accumulation of Cadmium, which has raised extensive concerns about its safety for consumption. To date, although many studies have investigated the accumulation of Cadmium in different edible tissues of Portunus trituberculatus, there is a need for further research to elucidate the accumulation mechanism and speciation of Cadmium. Given that cadmium exists in various speciation with differing biological toxicity, studying the accumulation mechanism and speciation of cadmium in Portunus trituberculatus is crucial for human health. In recent years, researchers have been exploring the accumulation mechanism and speciation of cadmium in Portunus trituberculatus. This paper aims to review the existing research progress on Cadmium accumulation and speciation in Portunus trituberculatus, focusing on the level of total Cadmium in edible tissues, its distribution characteristics, and the current pollution situation. By summarizing and analyzing the available research, this paper provides a reference for future in-depth research on the accumulation mechanism and speciation of Cadmium in Portunus trituberculatus. It is essential to understand the accumulation mechanism and speciation of Cadmium in Portunus trituberculatus to ensure the safety of this important marine economic crab and protect human health.
- Portunus trituberculatus /
- cadmium chemical speciation /
- accumulation mechanisms /
- health risk assessment.

重金属污染已成为全球性的环境问题^[1]，重金属能通过到空气、水和土壤危害人体健康。据报道，长期接触镉(Cd)会引起肺腺癌、肺癌、肾功能损伤和骨折^[2]；长期高剂量暴露在锌(Zn)会影响胆固醇的平衡和生育能力^[3]；铅(Pb)中毒可能导致各种类型的疾病，包括神经系统疾病，阿尔茨海默氏病^[4]；慢性砷(As)可能导致角化过度，皮肤病变以及肺癌，膀胱癌和肾病^[5]；长期接触汞(Hg)，会积聚在脂肪组织中，并损害人体中枢神经系统^[6]；铜(Cu)、铬(Cr)和镍(Ni)也会对人体健康产生不利影响^[7]。基于重金属对生物体的高致癌、高毒害作用，2011年3月，《重金属污染综合防治“十二五”规划》获得国务院正式批复，成为我国第一个“十二五”国家级别的专项规划。由此可以看出，重金属污染防治是当前和今后一个时期环境保护工作的重中之重。

固化/稳定化是治理重金属污染的有效方法之一^[8]，波特兰水泥(OPC)是重金属废物固化/稳定化的常用基质，但研究表明，重金属的存在对OPC的抗压强度(降低30.4%)不利^[9]，但对磷酸镁水泥(MPC)的影响相对要小得多。固化重金属或重金属污染土后的磷酸镁水泥进行二次使用或者掩埋，都需要高的抗压强度和低的渗透率^[10]，结合磷酸镁水泥早期强度高、稳定性好和孔隙率低的特点，并且毒性特征浸出程序(TCLP)结果表明，浸出毒性浸出浓度远低于国家标准(GB5085.3-2007)^[9]，因此磷酸镁水泥在固化/稳定化重金属方面有着良好的前景。

基于此，本文综述MPC固化/稳定化重金属和重金属污染土的研究现状，讨论重金属种类和掺量等常见因素对MPC力学性能、凝结时间、酸碱度、水化热及水化机理等方面的影响。MPC常处理重金属主要包括Pb、Ni、Cu、Zn、Cr、Mn、Hg等物质，而其固化/稳定化重金属效果受重金属含量、重金属种类、氧化镁和磷酸盐质量比(M/P)和固化时间等众多因素影响；固化作用机理主要包括3个方面：(1)重金属离子与磷酸根离子结合形成低溶度积的化合物，如Pb₅(PO₄)₃OH、Cd₃(PO₄)₂等；(2)MPC水化产物对重金属离子产生较强的吸附作用；(3)MPC具有较强的物理力学性能和致密的结构，对重金属离子具有物理包裹作用。通过化学键合、吸附、物理包裹三重作用，从而实现重金属离子的高效率和大容量固化。本文以期为后续MPC固化/稳定化废弃物中重金属和重金属污染土研究提供前期的基础数据及理论依据。

1. MPC固化重金属性能分析(Performance analysis of MPC solidification heavy metals)

1.1 固化效果分析

MPC固化/稳定化重金属的处理效果与很多因素有关，主要包括重金属种类、重金属处理量、M/P和固化时间，其固化效果及影响因素见表1。重金属的固化效果主要以抗压强度、凝结时间和处理样毒性浸出特性为指标。(1)重金属种类，MPC常用来处理Pb、Cu、Cd和Ni等重金属以及放射性Sr、Cs等污染物。不同种类的重金属，固化效果不同，相同条件下，Zn的存在会降低MPC的抗压强度，Cu、Cd和Ni等会提高MPC抗压强度，但均会延长凝结时间；同时固化Pb和Cd，MPC对Pb的固化效果大于Cd；此外，不同种类重金属间也存在相互影响，例如Pb的存在会削弱Zn的固定作用。(2)重金属处理量，在相同的M/P下，重金属经MPC固化，固化过程中金属离子会与磷酸根反应形成相应的磷酸盐，当MPC处理重金属的量增加时，重金属的加入会阻碍鸟粪石的形成，减缓材料凝结速率，延长凝结时间，而固化体抗压强度则会降低、毒性浸出浓度增大。(3)M/P比，当M/P比过高时，体系水化反应的磷酸盐相对较小，这类似于重金属对MPC抗压强度的影响。在MPC的水化硬化过程中，虽然重金属离子可与磷酸根离子反应生成磷酸盐水合相，且一定程度改善材料的致密性，但其对材料强度的负作用更为突出。研究表明，过高的M/P比对MPC的抗压强度有降低作用，但对MPC的凝结时间影响不是很明显。在毒性浸出浓度方面，随着M/P比的增加，浸出浓度也增加。(4)固化时间，随着固化时间的增加，MPC主水化产物(鸟粪石)不断长大结晶，并逐渐填充体系孔隙，阻滞孔隙的贯通性，从而不断降低渗透系数、提高材料抗压强度和降低毒性浸出浓度。

表 1 MPC固化重金属效果及影响因素

Table 1. MPC solidification effect of heavy metals and influencing factors

重金属种类Types of heavy metals	重金属含量Heavy metal content	镁/磷M/P	固化时间/dsolidification time	抗压强度/MPaCompressive strength	凝结时间/minSetting time	浸出浓度/(mg·L^-1)Leaching concentration	参考文献References
Pb²⁺	5000 mg·kg^-1	1:1	7 d	0.36		1.75	[11]
Pb²⁺, Cd²⁺	0—5%	4:1	28 d			0.15,0.37	[12]
Pb²⁺, Cd²⁺	1.2%、 0.3%	3:1	90 d	44、47		0.92,0.43	[13]
Pb²⁺, Zn²⁺	0.5%—5%	4:1	28 d	34—40、30—40		0.05—0.2, 0.2—3.4	[14]
Pb²⁺	1%	3:1	28 d	55	16	0.05	[9]
Cu²⁺	1%、2%、3%、4%	2:1	28 d	40、50、55、56	11.8、12、17.5、23.1	1.1	[15]
Cu²⁺	1%、2%、3%、4%	3:1	28 d	55、54、53、48	12.3、12.7、17.3、23.6	1.32	[15]
Cu²⁺	1%、2%、3%、4%	4:1	28 d	45、43、36、25	12.8、13.3、17.2、25	1.7	[15]
Cd²⁺	1%,2%,3%,4%	2:1	7 d	37、38、44、45	12.8、13.3、13.8、14.6	0.37	[16]
Cd²⁺	1%、2%、3%、4%	3:1	7 d	48、45、42、43	12.5、13.3、13.9、14.4	0.42	[16]
Cd²⁺	1%、2%、3%、4%	4:1	7 d	49、48、47、35	12.1、12.3、12.8、13.9	0.46	[16]
Zn²⁺	1%、2%、3%、4%	2;1	28 d	42、41、40、39	13.5、17、22、30.7	0.0155	[17]
Zn²⁺	1%、2%、3%、4%	3:1	28 d	46、45、38、37	13.5、15、17.5、25	0.016	[17]
Zn²⁺	1%、2%、3%、4%%	4:1	28 d	43、39、36、24	10、12.5、18.5、27.5	0.02	[17]
Ni²⁺	1%、2%、3%、4%	2:1	28 d	52、55、57、62	12.3、12.6、13.2、15.3	2.75	[18]
Ni²⁺	1%、2%、3%、4%	3:1	28 d	65、63、61、58	11.8、12.2、13.3、16.3	2.55	[18]
Ni²⁺	1%、2%、3%、4%	4:1	28 d	49、48、40、35	11.3、11.5、13.8、18.2	3.45	[18]
Ni²⁺	1%、2%、3%、4%	5:1	28 d	37、32、27、25	10.7、11、15.2、20	3.68	[18]
Cr²⁺	25 g·dm^-3	1:1	21 d	20			[19]
Hg²⁺	380 mg·kg^-1	1:1	28 d	10—36		2.48	[20]
Hg²⁺	0.25%	3.5:1	21 d	9.5—12.5		0.697	[21]
Sr²⁺、 Cs⁺	50%	1:1	28 d	4.2、13.2		10^-7, 10^-4 (g·m^-2·d^-1)	[22]

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综上所述，不同重金属的加入均会延长MPC的凝结时间，但其对不同重金属的作用效果不同。总体而言，MPC对Pb的作用效果较为显著；当重金属处理量恒定时，材料抗压强度和毒性浸出浓度与M/P和固化时间密切相关，延长固化时间和一定的M/P可有效抑制重金属溶出和提高材料抗压强度。

1.2 体系pH变化分析

磷酸镁水泥(MPC)的形成是基于氧化镁(MgO)与磷酸/磷酸盐(H₃PO₄或NH₄H₂PO₄、(NH₄)₂HPO₄、KH₂PO₄)之间的酸碱反应，该反应的主要产物是鸟粪石(MgNH₄PO₄·6H₂O/MgKPO₄·6H₂O)，体系酸碱度能影响MPC水化反应速率以及水化产物的生成与结晶^[23]，进而影响材料宏观性能如凝结时间和力学性能。同样，体系酸碱度也是稳定处理危险废物的一个非常重要的参数，中和能力的强弱决定了重金属在MPC的化学稳定性^[24]。在MPC固化重金属过程中，表1中的影响因素不同，则会影响固化体系的pH值。

如He等^[15-16]、Lai等^[17]和Tao等^[18]分别研究了在一定硼砂作用下，Zn²⁺、Cu²⁺、Ni²⁺和Cd²⁺掺量对MPC早期pH的影响，用PHS-3C酸度计测试不同重金属含量下MPC体系的pH变化趋势，本文重点讨论Zn²⁺和Ni²⁺对MPC的pH的影响，结果见图1。从图1可以看出，所有样品的pH都显示出随时间的推移从酸性到碱性的变化，最终pH趋近于碱性。对不添加Zn²⁺的样品，酸碱度存在极值；而含Zn²⁺物质的加入对体系的初始和最终酸碱度整体没有显著影响，仅是pH的变化速率变缓慢，其中含1%Zn²⁺样品的变化速率最慢，其归因于当Zn²⁺含量较低时，其加速H₂PO₄^–的电离，增加H⁺的相对量。Cd²⁺的加入同样不改变MPC水化反应过程pH演变趋势，仅减缓pH变化速率。分析MPC体系pH的变化过程：早期pH的迅速增加与硼砂相关，硼砂与水混合后，会释放B₄O₇²⁺和Na⁺，与KH₂PO₄电离的H⁺结合形成硼酸，导致溶液中H⁺的量减少，pH增加；随着Cd²⁺、Zn²⁺含量的增加，pH整体变化速度减慢，这表明重金属Cd²⁺、Zn²⁺的加入延缓了MPC的水化速率。由此可知，重金属的加入对MPC初始和最终pH影响不大，仅影响体系pH的变化速率。

图 1 Zn²⁺、Cd²⁺对MPC水化过程pH的影响

Figure 1. Effect of Zn²⁺ and Cd²⁺ on pH of hydration process of MPC

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另外，有学者从不同角度研究了MPC固化重金属体系pH的变化趋势。如Du等^[25]提出了一种由草酸活化磷矿、磷酸二氢钾和活性氧化镁组成的MPC，用来固化土壤中的Pb和Zn，同时探究两者之间的相互影响作用，结果如图2(a)所示。从图2(a)中可以看出，MPC固化后的渗滤液酸碱度比未经处理的污染土壤酸碱度高1.9—3.5个单位，含复合Zn²⁺和Pb²⁺污染土壤的渗滤液酸碱度比单一Zn²⁺或Pb²⁺的土壤酸碱度低0.5—0.8个单位。说明，一定浓度的重金属可提高污染土的酸中和能力。Shu等^[26]和Lai等^[17]探究了不同M/P和时间下固化体系pH变化规律。从图2(b, c)可以观察到，对于不同M/P的固化体系，样品的pH变化趋势相似。在重金属掺量和MPC添加量恒定的条件下，固化体系pH随着M/P比和时间的增加而增大，这是由于体系中磷酸盐的相对含量减少所致。

1.3 水化热分析

在MPC的早期水化阶段，其水化迅速，大量集中放热^[27]，导致体系水化温度升高，体系可从20 ℃升至90 ℃，在绝热条件下甚至超过100 ℃^[28]。MPC水化释放的热影响体系温度，即反应速率，进而影响材料的凝结时间和强度。在MPC中加入重金属化合物，重金属会延缓体系的水化反应速率，降低体系早期水化温度峰值以及到峰值所需时间，使其早期水化程度降低。总结文献发现，体系早期水化热的释放情况主要是通过测定体系放热速率、累积水化热或水化温度。

He等^[15-17]和石军兵等^[29]从水化热量角度分析了Cu，Cd和Zn化合物对MPC体系水化热的影响规律，3种金属对水化热量的影响规律大致相同，规律见图3(a)。从图3(a)可知，重金属含量的增加不会改变体系的放热水化趋势，均存在2个放热峰，且第1个放热峰的峰值显著高于第2个放热峰，说明体系在短时间内释放大量热量。作者认为，MPC体系的第1个放热峰是体系MgO的溶解所致：MgO+H₂O→MgOH⁺+OH^–；MgOH⁺+2H₂O→Mg(OH)₂+H₃O⁺；Mg(OH)₂→Mg²⁺+2OH^–。而第2个放热峰主要是由于水化反应产物鸟粪石的形成以及磷酸盐化合物能附着在MgO表面在一定程度上阻碍MPC的水化反应的双重作用结果。在MPC固化重金属体系，第1个峰值是MgO和重金属化合物如硝酸铜、硝酸铬和硝酸锌溶解的叠加效果，二者叠加使峰值降低，且这种趋势随着重金属掺量的增加而增大。重金属化合物硝酸铜、硝酸铬和硝酸锌溶解释放的重金属离子的在MPC水化过程可参与反应，形成重金属磷酸盐化合物，该化合物形成消耗一定量的酸根离子，从而导致可用于形成鸟粪石的量相对减少，减缓鸟粪石形成速率和生成量，从而延缓和降低第2个峰的峰值和达到峰值所需时间(图3a,b,c)。另外，有学者研究了MPC固化重金属体系的水化温度变化趋，Liu等^[21]测定了MPC固化0.25%Hg²⁺体系水化温度的变化，结果如图3(b)所示。从图3(b)可以看出，体系在1 min内缓慢上升，从第2 min开始温度急剧增大。原因在于MPC中通常掺入缓凝剂硼酸，其与体系中的磷酸盐发生反应，生成了菱镁矿(Mg₃(PO₄) B₂O₃·8H₂O)薄层附着在MgO表面，这阻止了MgO与磷酸盐的反应，待薄层溶解后，MgO与磷酸盐发生水合反应，放出热量。反应一段时间后，体系上升趋势平缓达温度极值(72°C)，并出现下降趋势，理论上经一段时间体系将至室温。

图 2 MPC体系pH变化，(a)处理不同重金属含量的土壤，(b) M/P的影响，(c) M/P和时间的影响。

Figure 2. pH change of MPC system，(a) Treat soils with different heavy metal content，(b)The influence of M/P，(c) The influence of M/P and time

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图 3 重金属MPC体系的水化热(a)和水化升温曲线(b)

Figure 3. Heat of hydration of heavy metal MPC system(a) and hydration heating curve(b)

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1.4 稳定性分析

MPC固化重金属后的稳定性是评估其能否安全处置的最重要的指标，其评估方式主要是通过考察外界环境对重金属MPC体系稳定性的影响。总结现有文献发现，常考察酸雨、核辐射、温度、冻融循环等对其的影响。

如王哲等^[30]模拟了酸雨淋滤对MPC固化Zn²⁺的影响。研究发现，随着酸雨酸度的增加，Zn²⁺的浸出浓度和有效扩散系数不断增大，稳定性变差。其原因为：Zn²⁺在体系中的主要存在形式为Zn₃(PO₄)₂·4H₂O、Zn(OH)₂等难溶盐，但随着酸度的增加，会发生逆转反应，体系倾向于生成更加稳定的Mg₃(PO₄)₂·22H₂O、Mg₃(PO₄)₂·8H₂O，导致体系中的Zn²⁺溶解。

MPC在长期贮存固化放射性废物期间，体系中的水会因为放射分解，可能会产生氧气和爆炸性气体氢气，对MPC长期稳定性产生影响。Bykov等^[31]探究了γ射线对MPC的影响，结果表明，在放射剂量为25 MGy时，约0.18%的水分解，这表明该材料具有很高的抗辐射性。而且体系没有生成O₂，这消除了爆炸性气体混合物的形成，H₂的形成不会导致MPC膨胀或破坏。即使在高吸收剂量下，也未检测到材料的机械强度有明显变化，而且体系的微观结构也没有发生明显变化。所以，此研究结果可以为MPC固化放射性废物提供有力证明，而高放射性核素的放热率大于2 kw·m^-3时，可能会对重金属MPC体系的稳定性产生影响，此推测出的结论与傅明娇等^[32]一致。在傅明娇等^[32]考察高温对MPC固化α-高放射性核废液稳定性的影响研究中发现，在400 ℃下，重金属MPC体系浸出率高于未烧结的，900℃下则低于未烧结的，通过观察其微观形貌发现在900 ℃下具有致密的陶瓷结构，比400 ℃下固体性质更加稳定(如图4所示)。分析其原因为：400 ℃下，体系内形成多孔结构，导致浸出率增大、浸出浓度增加；900 ℃下，体系内的MgKPO₄、MgCsPO₄等晶体由于高温烧结熔融在一起，形成致密的陶瓷体结构，则表现出更低的浸出率。

图 4 高温对MPC固化α-高放射性核废液硬化体微观形貌分析^[33]

Figure 4. Analysis of the micro-morphology of the hardened body of MPC solidified α-high radioactive nuclear waste liquid at high temperature^[33]

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此外，侯世伟等^[33]探究了在冻融循环下MPC固化铜污染土的长期稳定性，铜污染土在MPC稳定固化后，Cu²⁺的浸出浓度随冻融循环次数(0、 6、 12)的增加而上升；在反复冻融条件下，体系内的水反复冻融产生膨胀力对体系造成破坏，同时体系内的胶结物也被破坏，导致Cu²⁺浸出浓度增加。

2. MPC固化/稳定化机理( MPC solidification/stabilization mechanism)

MPC为未反应完的氧化镁颗粒和主水化产物(鸟粪石)形成的致密结构体，在废物管理领域，尤其是在有毒重金属以及低水平核废料的固化/稳定化方面具有广阔的应用前景。基于MPC结构体中含有大量未反应的MgO颗粒和HPO₄^2-、H₂PO₄^-、PO₄^3-、OH^-等阴离子，重金属离子可与上述离子发生沉淀反应生成磷酸盐、氢氧化物等难溶性化合物，吸附于主水化产物(鸟粪石)表面，或者其包裹在体系内^[30]。通过化学键合、吸附作用和物理包裹作用实现有害物质的固化/稳定固封。

2.1 化学键合作用方式

化学键合作用就是通过向原始介质中引入化学试剂来固化或将可移动的污染物转化为低溶解度和低迁移率的沉淀物，从而将污染物固定的一种作用方式^[34]。在制备MPC时需要加入磷酸或者磷酸盐，引入大量阴离子，易与重金属离子反应生成难溶盐。Shu等^[26,35]、Cho等^[36]和Buj等^[37]探究了MPC对Mn²⁺等重金属的固化机理；Du等^[25]、Sanderson等^[38]、Feng等^[39] Wang等^[40]探究了MPC对土壤中Pb等重金属的固化机理。上述作者认为MPC固化/稳定化重金属的机理为：首先可溶性AH₂PO₄(KH₂PO₄/NH₄H₂PO₄)溶解形成酸性溶液(见式(1)、式(2)和式(3))，其式中A代表NH₄或K；之后，在酸性溶液中，氧化镁受H⁺攻击逐渐溶解释放Mg²⁺见式(4)；Mg²⁺与NH₄⁺和HPO₄^2-、H₂PO₄^-、PO₄^3-等离子反应形成非晶或晶态磷酸盐水化产物(MgNH₄PO₄·6H₂O/MgKPO₄·6H₂O)，具体反应方程式如式(5)、式(6)和式(7)所示。在MPC水化过程中，重金属Mn、Pb、Zn、Cr、Cu等离子参与化学键合反应，生成难溶性磷酸盐如如Mn₃(PO₄)₂·nH₂O、Pb₃(PO₄)₂·nH₂O、Cd₃(PO₄)₂·nH₂O、Cu₃(PO₄)₂·nH₂O、MnHPO₄·nH₂O、Mn(H₂PO₄)₂·nH₂O、Zn(OH)₂、Mn(OH)₂等，将化学式中重金属离子记作M，具体反应方程式如式(5)—(14)所示。

${\text{A}}{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \to {{\text{A}}^{\text{ + }}}{\text{ + }}{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{PO}}_{\text{4}}^{\text{ - }}$

$(1)$

${{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{PO}}_{\text{4}}^{\text{ - }} \to {{\text{H}}^{\text{ + }}}{\text{ + HPO}}_{\text{4}}^{{\text{2 - }}}$

$(2)$

${\text{HPO}}_{\text{4}}^{{\text{2 - }}} \to {{\text{H}}^{\text{ + }}}{\text{ + PO}}_{\text{4}}^{{\text{3 - }}}$

$(3)$

${\text{MgO + }}{{\text{H}}^ + } \to {\text{M}}{{\text{g}}^{\text{2}}}^ + + {\text{O}}{{\text{H}}^ - }$

$(4)$

${\text{M}}{{\text{g}}^{{\text{2}} + }} + {{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{P}}{{\text{O}}_4}^{\text{ - }} + 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} + {\text{A}}_{}^ + \to {\text{Mg}}{\rm N}{{\text{H}}_4}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow + 2{{\text{H}}^{\text{ + }}}$

$(5)$

${\text{M}}{{\text{g}}^{{\text{2}} + }} + {\text{HP}}{{\text{O}}_4}^{{\text{2 - }}} + 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} + {{\text{A}}^{\text{ + }}} \to {\text{Mg}}{\rm N}{{\text{H}}_4}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow + {{\text{H}}^{\text{ + }}}$

$(6)$

${\text{M}}{{\text{g}}^{{\text{2}} + }} + {\text{P}}{{\text{O}}_4}^{{\text{3 - }}} + 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} + {\text{A}}_{}^ + \to {\text{Mg}}{\rm N}{{\text{H}}_4}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot 6{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(7)$

${\text{3}}{{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + {\text{2P}}{{\text{O}}_{\text{4}}}^{{\text{3 - }}} + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} \to {\text{M}}{}_{\text{3}}{({\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}})_{\text{2}}} \cdot n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(8)$

${{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + {\text{PO}}{{}_{\text{4}}^{{\text{3 - }}}} + {\text{N}}{{\text{H}}_{\text{4}}}^{\text{ + }} + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \to {\rm N}{{\text{H}}_4}{\text{MP}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot {{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(9)$

${{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + {\text{HP}}{{\text{O}}_{\text{4}}}^{2 - } + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} \to {\text{MHP}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(10)$

${{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + {\text{HP}}{{\text{O}}_{\text{4}}}^{2 - } + {\text{N}}{{\text{H}}_{\text{4}}}^{\text{ + }} + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} \to {\rm N}{{\text{H}}_4}{\text{MP}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow {\text{ + }}{{\text{H}}^{\text{ + }}}$

$(11)$

${{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + {\text{2}}{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}}^ - + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} \to {\text{M}}{({{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}})_{\text{2}}} \cdot n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(12)$

${{\text{M}}^{3 + }} + {\text{P}}{{\text{O}}_{\text{4}}}^{3 - } + n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O }} \to {\text{MP}}{{\text{O}}_{\text{4}}} \cdot n{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}} \downarrow$

$(13)$

${{\text{M}}^{{\text{2}} + }} + 2{\text{O}}{{\text{H}}^{\text{ - }}} \to {\text{M}}{({\text{OH}})_{\text{2}}} \downarrow$

$(14)$

2.2 吸附作用方式

吸附根据它们的相互作用力分为物理吸附和化学吸附。静电吸附是一种众所周知的物理吸附机制，它与高性能混凝土的表面电荷状态和重金属离子的类型密切相关^[41-42]，主要作用力是范德华力。尽管存在静电吸附作用，但磷酸盐与重金属离子之间的化学相互作用也被认为是解释重金属离子吸附的机制^[43]，化学作用包括：表面的离子交换^[44]；通过化学吸附回收的产物形成含金属的磷酸盐沉淀^[45]；在重结晶过程中，其它金属取代作用^[46]；以及官能团和重金属在其表面上的结合^[47]。然而，很难确切的说每种机制对吸附金属的贡献，可能4种机制都可以一起工作^[48]。Soudée 等^[49]认为MPC在水化后，Mg(H₂O)₆²⁺、PO₄^3-和NH₄⁺可在表面由于氢键形成鸟粪石网络，具有良好的吸附性。Wang等^[50]认为MgO-KH₂PO₄-H₂O三元体系由KH₂PO₄的解离开始释放K⁺、H⁺ 、PO₄^3-、HPO₄^2-和H₂PO₄^-等离子，体系的酸性环境诱导MgO的解离，随后生成产物MgKPO₄·6H₂O，然后形成一种鸟粪石网络(如图5所示)。Du等^[51]探究KMPC固化土壤中的Zn²⁺和Pb²⁺机理，根据XRD图分析认为，重金属阳离子是通过交换吸附在KMPC表面，从而实现对重金属的固化。图6为吸附作用方式机理图。

图 5 C水化硬化示意图^[50]

Figure 5. MPC hydration and hardening diagram^[50]

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图 6 MPC吸附重金属机理示意图，以重金属Pb、Mn、Cu、Cd和Zn为例

Figure 6. Schematic diagram of MPC adsorption mechanism of heavy metals, taking heavy metals Pb, Mn, Cu, Cd and Zn as examples

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2.3 物理包裹作用方式

物理包裹也称为“封装”，是将重金属包含在一个结构紧密的物理屏障系统中的技术^[34]。 MPC的主要水化产物为鸟粪石，根据SEM图7(a)，鸟粪石晶体呈棱柱状和板状，表面相对平坦，彼此连接并形成致密结构^[17]，与大量未反应的MgO结合在一起，有良好的包覆性能。Haque等^[52]和Randall 等^[53]探究了MPC对Ni²⁺和Hg²⁺的固化机理，通过对SEM图7(b)、(c)分析得出：重金属被包裹在MPC之中，成团状或者微胶囊状，由于MPC致密的结构，因此在浸出研究中发现浸出率极低。Wagh 等^[54]和Vinokurov 等^[55]探究了MPC对铯等放射性元素的固化机理，固化后的重金属MPC体系如图7(d, e)所示，可以看出铯和锶均匀分布在MPC中，主要以包裹体形式存在。这为磷酸镁水泥有效固化核应急事件中放射性物质提供了有力证据。

图 7 (a)为养护7d的MPC；(b)、(c)MPC为固化Zn²⁺(1%、4%)7d的SEM微观形貌^[17]；固化Tc和I的MPC体系(d)及其放射自显影照片(e)^[56]

Figure 7. (a) MPC for maintenance 7d; (b), (c) MPC for solidification Zn²⁺ (1%, 4%) 7d SEM microscopic morphology ^[17]; MPC system for curing Tc and I (d) and its radiation autograph (e)^[56]

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2.4 协同作用方式

上述MPC固化/稳定化重金属的机理表明其固化机制为化学键合、吸附和物理包裹。但在具体MPC处理重金属过程中可能是三种方式中的两种或三种的协同作用如Su等^[13]、Cao等^[14]和Singh等^[56]。学者Cao等^[14]基于重金属MKPC体系抗压强度、浸出浓度与Pb²⁺、Zn²⁺掺量之间变化发现(如图8所示)，体系的浸出浓度与抗压强度之间成负相关关系，这一点清楚地表明了物理作用参与了重金属的固化；同时，含Pb²⁺、Zn²⁺样品之间的浸出浓度差异远大于相应的抗压强度差异，这表明Pb²⁺、Zn²⁺在MKPC中的固化不仅有物理作用，而且还可能包括化学作用。通过结合物质K_sp，Pb²⁺在体系中主要是以Pb₃(PO₄)₂(K_sp= 8×10^-43)形式存在；Zn²⁺先以Zn₃(PO₄)₂(K_sp= 9×10^-33)形式存在，在pH>7后，转化为Zn₂(OH)PO₄，它们的溶解度都小于MgKPO₄·6H₂O(K_sp=2.4×10^-11)。总结整个固化过程为：游离Pb²⁺和Zn²⁺首先发生反应并形成低溶解度Pb₃(PO₄)₂和Zn₂(OH)PO₄，然后通过MgKPO₄·6H₂O和过量的MgO通过物理吸附和封装将Pb²⁺、Zn²⁺很好地固定在MKPC中，其固化机理如图9所示。

图 8 重金属MPC体系的抗压强度和浸出浓度

Figure 8. Compressive strength and leaching concentration of heavy metal MPC system

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图 9 MPC固化/稳定化重金属协同作用机理示意图^[14]

Figure 9. Schematic diagram of the synergistic mechanism of MPC solidification/stabilization of heavy metals^[14]

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3. 结语(Conclusion)

MPC具有多种性能，包括高早期强度、快速凝固和硬化、高水化热和良好的体积相容性，常应用于生物材料、路面裂缝修补、危险废物管理、纤维增强砂浆、刨花板和临床生物陶瓷等方面，尤其是在固化/稳定化重金属方面。因此，本文总结了重金属种类和掺量等常见因素对MPC力学性能、酸碱度、凝结时间和水化热等方面的影响，以及固化/稳定化有毒重金属的机理这两大方面。总结得到如下结论：

(1)不同种类的重金属MPC体系的抗压强度和浸出浓度不同；随着固化量增多，在早期会使MPC抗压强度增大，随着固化时间延长，抗压强度降低，浸出浓度增加。

(2)重金属的加入会减缓MPC的水化过程，其表现为酸碱度变化速度变慢，凝结时间增长，水化热降低，主要是重金属消耗了磷酸根导致的。

(3) MPC固化/稳定化重金属的机理主要包括化学键合作用、吸附和物理包裹作用，也有的学者认为是它们的协同作用。

MPC有着良好的发展前景，然而，它的一些特性也限制了它的发展，包括高的水化热、凝固时间短等缺陷。固化重金属后会减缓其水化速率，但是高的固化量会降低其抗压强度和增大它的浸出率，这就要求我们探究每种重金属的最佳固化量。在探究固化机理时，因为重金属掺量少，通过化学键合作用形成的化合物含量低于XRD检出限，应该适当增加重金属掺量或者采用其他检测方法。同时寻求合适的富含氧化镁工业废渣以降低制备磷酸镁水泥的成本，在固化重金属的同时，也对保护环境有着重要的意义。

图 1 部分文献报道的三疣梭子蟹可食用组织中镉含量的堆积百分比（数据来源文献^{[62, 27, 8, 26, 63, 32, 46, 55, 64]}）

Figure 1. Percentage accumulation of cadmium in edible tissue of Portunus trituberculatus in some literature（Data source: ^{[62, 27, 8, 26, 63, 32, 46, 55, 64]}）

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表 1 相关文献报道的三疣梭子蟹中镉含量水平及超标率

Table 1. The cadmium concentrations and exceedance rates in Portunus trituberculatus reported in relevant literature

采样地点Sampling region	采样年份Sampling year	报道年份Year of reporting	平均含量/（mg·kg⁻¹）Average content	超标率/%Exceedance rate	参考文献Reference
宁波Ningbo	2012	2014	6. 808	74.5	[21]
绍兴Shaoxing	2007—2014	2016	0.90±1.35	38.38	[22]
廊坊Langfang	—	2016	1.06	73.1	[24]
青岛Qingdao	—	2017	2.79	100	[8]
渤海Bohai Sea	2014	2018	1.60	—	[25]
温州Wenzhou	2013-2017	2020	1.99	88.4	[26]
山东Shandong	—	2020	2.26	—	[27]
舟山Zhoushan	2016	2021	1.44	75.6	[28]
莱州Laizhou	—	2021	0.36	18.6	[29]
上海Shanghai	2021	2022	2.635 ±1.784	—	[30]
注：“—”代表引用文献中未提供该信息. Note：‘—’represents in formation is not provided in the cited references.

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表 2 部分组织或国家有关三疣梭子蟹中镉的限量值比较

Table 2. The comparison of limit values for cadmium in Portunus trituberculatus in some organizations or countries

组织或国家Organizations or countries	执行对象Implementation aims	限量值/（mg·kg⁻¹）Limited value	执行标准/法规Implementing standards/regulations
中国China	甲壳类（海蟹、虾蛄除外）Crustaceans（except sea crabs and mantis shrimps）	0.5	GB2762—2022^[36]
中国China	海蟹、虾蛄Sea crabs and mantis shrimps	3.0	GB2762—2022^[36]
中国澳门Macau, China	甲壳类（去除内脏）Crustaceans（Removal of internal organs）	2.0	第23/2018号行政法规食品中重金属污染物最高限量^[37]Administrative Regulation No. 23/2018Maximum limits for heavy metal contaminants in food^[37]
中国香港Hong Kong, China	蟹（去除壳和鳃后的整体）Crab （whole after shell and gills removed）	2.0	2018年食物搀杂（金属杂质含量）（修订）规例^[38]Food adulteration （Metallic Contamination）（Amendment） Regulation 2018^[38]
中国台湾Taiwan, China	甲壳类可食用组织Edible tissues of crustaceans	0.5	食品中污染物质及毒素卫生标准^[39]Hygienic Standards for Contaminants and Toxins in Food^[39].
欧盟European Union	蟹类附肢的肌肉Muscles of crab appendages	0.5	European commission （EU） 2023/915 Regulation on the maximum levels of certain contaminants in food^[40]
俄罗斯Russia	甲壳类Crustaceans	2.0	Customs Union TR CU 021/2011^[41]
韩国South Korea	甲壳类Crustaceans	1.0	Food Code 2021^[42]
韩国South Korea	带内脏的梭子蟹Swimming crab with entrails	5.0	Food Code 2021^[42]
美国American	甲壳类Crustaceans	3.0	Food and Drug Administration^[43]
土耳其Turkey	甲壳类（蟹类的棕肉除外）Crustaceans（excluding brown meat of crabs）	0.5	Food Code 2011^[44]
孟加拉Bangladesh	甲壳类Crustaceans	0.5	Bangladesh Bulletin 2014^[41]

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[1]	GENCHI G, SINICROPI M S, LAURIA G, et al. The effects of cadmium toxicity[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(11): 3782. doi: 10.3390/ijerph17113782
[2]	CLEMENS S, MA J F. Toxic heavy metal and metalloid accumulation in crop plants and foods[J]. Annual Review of Plant Biology, 2016, 67: 489-512. doi: 10.1146/annurev-arplant-043015-112301
[3]	周演根. 三疣梭子蟹(Portunus trituberculatus)多元化养殖技术的研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2009. ZHOU Y G. Study on the Poly-culture Technique of the CrabPortunus Trituberculatus[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2009 (in Chinese).
[4]	农业农村部渔业渔政管理局, 全国水产技术推广总站, 中国水产学会编制. 中国渔业统计年鉴-2023[M]. 北京: 中国农业出版社, 2023. Fisheries and Fishery Administration of the Ministry of Agriculture and Rural Affairs. China Fishery Statistical Yearbook 2023{M]. Beijing: China Agriculture Press, 2023(in Chinese).
[5]	邵慧, 郭建, 尚艳娥. 中国居民膳食中镉摄入量调查与分析[J]. 粮食科技与经济, 2014, 39(3): 43-45. doi: 10.3969/j.issn.1007-1458.2014.03.011 SHAO H, GUO J, SHANG Y E. Investigation and analysis of cadmium intake in China residents' diet[J]. Grain Science and Technology and Economy, 2014, 39(3): 43-45 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1007-1458.2014.03.011
[6]	王倩茹. 某市水产品中三种重金属的污染特征及健康风险综合评估[D]. 唐山: 华北理工大学, 2021. WANG Q R. Pollution characteristics and comprehensive health risk assessment of three heavy metals in aquatic products in a city[D]. Tangshan: North China University of Science and Technology, 2021 (in Chinese).
[7]	BOSCH A C, O’NEILL B, SIGGE G O, et al. Heavy metals in marine fish meat and consumer health: A review[J]. Journal of the Science of Food and Agriculture, 2016, 96(1): 32-48.
[8]	赵艳芳, 尚德荣, 宁劲松, 等. 三疣梭子蟹和虾蛄中镉的化学形态分析[J]. 现代食品科技, 2017, 33(5): 259-264. ZHAO Y F, SHANG D R, NING J S, et al. Chemical speciation analysis of cadmium in Portunus trituberculatus and Oratosquilla oratoria[J]. Modern Food Science and Technology, 2017, 33(5): 259-264 (in Chinese).
[9]	LEE W K, THÉVENOD F. Cell organelles as targets of mammalian cadmium toxicity[J]. Archives of Toxicology, 2020, 94(4): 1017-1049. doi: 10.1007/s00204-020-02692-8
[10]	林建云, 陈维芬, 陈涵贞, 等. 水产饲料中镉的存在形态及其在养殖动物体内累积状况的研究[J]. 台湾海峡, 2008, 27(4): 491-498. LIN J Y, CHEN W F, CHEN H Z, et al. Studies on the chemical forms of Cd in aquatic feeds and its bioaccumulations[J]. Journal of Oceanography in Taiwan Strait, 2008, 27(4): 491-498 (in Chinese).
[11]	王明华, 王桂忠, 李少菁. 重金属在海洋甲壳动物中的吸收和代谢[J]. 福建农业学报, 2005, 20(增刊1): 51-56. WANG M H, WANG G Z, LI S J. Assimilation and metabolism of heavy metals in marine crustacean[J]. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2005, 20(Sup 1): 51-56 (in Chinese).
[12]	HOOK S E, FISHER N S. Relating the reproductive toxicity of five ingested metals in calanoid copepods with sulfur affinity[J]. Marine Environmental Research, 2002, 53(2): 161-174. doi: 10.1016/S0141-1136(01)00118-0
[13]	李志辉, 张培, 阎斌伦, 等. 重金属对甲壳类毒理效应的研究进展[J]. 水产科技情报, 2017, 44(5): 255-258. LI Z H, ZHANG P, YAN B L, et al. Research progress on toxic effects of heavy metals on crustaceans[J]. Fisheries Science & Technology Information, 2017, 44(5): 255-258 (in Chinese) .
[14]	王茜, 王兰, 席玉英, 等. 镉对长江华溪蟹的急性毒性与积累[J]. 山西大学学报(自然科学版), 2003, 26(2): 176-178. WANG Q, WANG L, XI Y Y, et al. The acute toxcity and accumulated of Cd²⁺ in freshwater Crab Sinopotamon yangtsekiense[J]. Journal of Shanxi University (Natural Science Edition), 2003, 26(2): 176-178 (in Chinese).
[15]	彭雪, 黄晓亮, 陈思涵, 等. 镉、汞单独及联合胁迫对中华绒螯蟹的急性毒性[J]. 水产科学, 2015, 34(4): 220-226. PENG X, HUANG X L, CHEN S H, et al. Single and joint acute toxicity of Cd²⁺ and Hg²⁺ to Chinese mitten handed crab Eriocheir sinensis[J]. Fisheries Science, 2015, 34(4): 220-226 (in Chinese).
[16]	ORTEGA P, CUSTÓDIO M R, ZANOTTO F P. Characterization of cadmium transport in hepatopancreatic cells of a mangrove crab Ucides cordatus: The role of calcium[J]. Aquatic Toxicology, 2017, 188: 92-99. doi: 10.1016/j.aquatox.2017.04.012
[17]	RAINBOW P S, BLACK W H. Cadmium, zinc and the uptake of calcium by two crabs, Carcinus maenas and Eriocheir sinensis[J]. Aquatic Toxicology, 2005, 72(1/2): 45-65.
[18]	MASON R P. Trace metals in aquatic systems[M].USA: John Wiley & Sons,2013.
[19]	尤炬炬, 刘琴, 鲍静姣, 等. 浙江省自然海区梭子蟹重金属残留现状分析[J]. 现代农业科技, 2017(21): 190, 203. YOU J J, LIU Q, BAO J J, et al. Situation analysis of heavy metal residue in Portunus trituberculatus from natural marine area of Zhejiang Province[J]. Modern Agricultural Science and Technology, 2017(21): 190, 203 (in Chinese).
[20]	吴烨飞, 陈火荣, 吴镇, 等. 福建省中北部海域捕捞水产品中4种重金属含量与风险评价[J]. 渔业研究, 2018, 40(6): 478-489. WU Y F, CHEN H R, WU Z, et al. Concentrations and risk evaluation of four kinds of heavy metals in fishing aquatic products of the central and northern sea areas of Fujian Province[J]. Journal of Fisheries Research, 2018, 40(6): 478-489 (in Chinese).
[21]	高志杰, 汪娌娜, 郑海波, 等. 宁波市2012年市售海产品中重金属铅、汞、镉、铬污染状况分析[J]. 中国食品卫生杂志, 2014, 26(1): 76-78. GAO Z J, WANG L N, ZHENG H B, et al. Analysis on concentration of heavy metals lead, mercury, cadmium, chromium in seafood in Ningbo in 2012[J]. Chinese Journal of Food Hygiene, 2014, 26(1): 76-78 (in Chinese).
[22]	樊伟, 王晶, 陈理. 绍兴地区水产品中铅、镉和总汞含量监测结果分析与评价[J]. 卫生研究, 2016, 45(1): 121-124,127. FAN W, WANG J, CHEN L. Analysis and evaluation of monitoring results of lead, cadmium and total mercury in aquatic products in Shaoxing Area[J]. Journal of Hygiene Research, 2016, 45(1): 121-124,127 (in Chinese).
[23]	庞雨樵, 赵雅霞, 安彦青. 新疆地区2019年度食品安全抽检动物性水产品现状调查分析[J]. 食品安全质量检测学报, 2020, 11(15): 5094-5098. PANG Y Q, ZHAO Y X, AN Y Q. Investigation and analysis on food safety sampling inspection of animal derived aquatic products in Xinjiang in 2019[J]. Journal of Food Safety & Quality, 2020, 11(15): 5094-5098 (in Chinese).
[24]	刘淑晨, 魏青. 廊坊市售梭子蟹镉含量分析[J]. 食品安全质量检测学报, 2016, 7(5): 2071-2074. LIU S C, WEI Q. Cadmium content of commercial Portunus trituberculatus in Langfang[J]. Journal of Food Safety & Quality, 2016, 7(5): 2071-2074 (in Chinese).
[25]	RADOMYSKI A, LEI K, GIUBILATO E, et al. Bioaccumulation of trace metals in aquatic food web. A case study, Liaodong Bay, NE China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2018, 137: 555-565. doi: 10.1016/j.marpolbul.2018.11.002
[26]	林彩琴, 林少美, 陈珞洛, 等. 温州地区市售螃蟹中镉污染状况及其在蟹体内分布研究[J]. 中国食品卫生杂志, 2020, 32(4): 414-417. LIN C Q, LIN S M, CHEN L L, et al. Research on concentration and distribution of cadmium in crabs sold in Wenzhou[J]. Chinese Journal of Food Hygiene, 2020, 32(4): 414-417 (in Chinese).
[27]	ZHAO Y F, KANG X M, SHANG D R, et al. Study of Cd content distribution and its bioaccessibility in edible tissues of crab Portunus trituberculatus from the coastal area of Shandong, China[J]. Biological Trace Element Research, 2020, 197(1): 294-303. doi: 10.1007/s12011-019-01968-0
[28]	MEI G M, ZHANG X J, GU J, et al. Assessment of heavy metals, polycyclic aromatic hydrocarbons, and perfluorinated alkyl substances in two marine crustaceans (Oratosquilla oratoria and Portunus trituberculatus) in the Zhoushan fishing ground of China East Sea[J]. Journal of Ocean University of China, 2021, 20(6): 1587-1596. doi: 10.1007/s11802-021-4884-z
[29]	李晓燕, 孙成良, 常彩彩, 等. 莱州湾海域甲壳类海产品中铅、镉含量分析及安全性评价[J]. 食品安全导刊, 2021(6): 107-109. LI X Y, SUN C L, CHANG C C, et al. Analysis and safety evaluation of lead and cadmium in crustacean seafood in Laizhou Bay[J]. China Food Safety Magazine, 2021(6): 107-109 (in Chinese).
[30]	WU D, SHI Y F, WANG M Y, et al. A baseline study on the distribution characteristics and health risk assessment of cadmium in edible tissues of the swimming crabs (Portunus trituberculatus) from Shanghai, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2022, 185: 114253. doi: 10.1016/j.marpolbul.2022.114253
[31]	吴迪, 王梦圆, 史永富, 等. 镉在甲壳类水生生物中的蓄积现状及赋存形态研究进展[J]. 核农学报, 2023, 37(1): 128-139. doi: 10.11869/j.issn.1000-8551.2023.01.0128 WU D, WANG M Y, SHI Y F, et al. Research progress of cadmium accumulation and speciation in crustacean aquatic organisms[J]. Journal of Nuclear Agricultural Sciences, 2023, 37(1): 128-139 (in Chinese). doi: 10.11869/j.issn.1000-8551.2023.01.0128
[32]	王剑萍, 申屠基康. 三种蟹体中重金属镉含量研究[J]. 中外食品工业(下半月), 2014(2): 36-37.
[33]	王子衡, 胡钰梅, 周立法, 等. 上海市售螃蟹中砷、镉的富集调查及食用安全风险评价[J]. 上海农业学报, 2022, 38(3): 114-120. WANG Z H, HU Y M, ZHOU L F, et al. Investigation on arsenic and cadmium accumulation and risk assessment of edible safety in crabs sold in Shanghai[J]. Acta Agriculturae Shanghai, 2022, 38(3): 114-120 (in Chinese).
[34]	韩典峰. 口虾蛄对镉的富集规律和响应机制研究[D]. 烟台: 烟台大学, 2021. HAN D F. Study on Cadmium Enrichment Law and Response Mechanism of Oratosquilla oratoria[D]. Yantai: Yantai University, 2021 (in Chinese).
[35]	毕士川, 于慧娟, 蔡友琼, 等. 重金属Cd在不同水产品中的含量及污染状况评价[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(4): 181-185. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2009.04.044 BI S C, YU H J, CAI Y Q, et al. Assessment on cadmium pollution of aquatic products in Shanghai’s market[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 32(4): 181-185 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2009.04.044
[36]	国家卫生健康委员会, 国家市场监督管理总局. 食品安全国家标准食品中污染物限量: GB 2762—2022[S]. 北京: 中国标准出版社, 2022. National Health Commission of the People's Republic of China, State Administration for Market Regulation. National food safety standard - Limits of contaminants in food: GB 2762—2022[S]. Beijing: Standards Press of China, 2022 (in Chinese).
[37]	澳门特别行政区第23/2018号行政法规, 食品中重金属污染物最高限量[S]. 2018. Administrative Regulation No. 23/2018 of the Macao Special Administrative Region. Maximum Limits of Heavy Metal Contaminants in Food[S]. 2018 (in Chinese).
[38]	香港特别行政区政府食品安全中心, 2018年食物搀杂(金属杂质含量)(修订)规例[S]. 2018. Center for Food Safety of the Government of the Hong Kong Special Administrative Region. Food Adulteration (Metallic Contamination) (Amendment) Regulation 2018[S]. 2018 (in Chinese).
[39]	中国台湾“卫福部食药署”. 食品中污染物质及毒素卫生标准[S]. 2023. Taiwan Province of China “Food and Drug Administration, Ministry of Health and Welfare”. Hygienic standards for contaminants and toxins in food[S]. 2023 (in Chinese).
[40]	European Commission (EU) 2023/915. Regulation on the maximum levels of certain contaminants in food[S]. 2023
[41]	BAKI M A, HOSSAIN M M, AKTER J, et al. Concentration of heavy metals in seafood (fishes, shrimp, lobster and crabs) and human health assessment in Saint Martin Island, Bangladesh[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2018, 159: 153-163. doi: 10.1016/j.ecoenv.2018.04.035
[42]	Ministry of Food and Drug Safety. Korean Food Code[S]. 2021.
[43]	中华人民共和国商务部. 出口商品技术指南水海产品[S]. 2005. Ministry of Commerce of the People's Republic of China. Technical guidelines for export commodities and aquatic products[S]. 2005 (in Chinese).
[44]	Government of Turkey. Turkish Food Code[S]. 2011.
[45]	ANANDKUMAR A, NAGARAJAN R, PRABAKARAN K, et al. Bioaccumulation of trace metals in the coastal Borneo (Malaysia) and health risk assessment[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 145: 56-66. doi: 10.1016/j.marpolbul.2019.05.002
[46]	刘素华, 张鑫, 曹小丽, 等. 2018年济南市市售梭子蟹不同部位铅、镉含量调查[J]. 预防医学论坛, 2020, 26(4): 313-315. LIU S H, ZHANG X, CAO X L, et al. Study on lead and cadmium in contents different parts of commercial portunus trituberculatus, Jinan city, 2018[J]. Preventive Medicine Tribune, 2020, 26(4): 313-315 (in Chinese).
[47]	KARAR S, HAZRA S, DAS S. Assessment of the heavy metal accumulation in the Blue Swimmer Crab (Portunus pelagicus), northern Bay of Bengal: Role of salinity[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 143: 101-108. doi: 10.1016/j.marpolbul.2019.04.033
[48]	ORTEGA P, AGUILAR VITORINO H, GREEN S, et al. Experimental effects of cadmium on physiological response of Callinectes danae (Crustacea, Portunidae) from environments with different levels of Cd contamination[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2022, 251: 109210.
[49]	张艳, 韩雅荃, 黄翠玲, 等. 三疣梭子蟹体内镉的蓄积特性及相应防控[J]. 中国水产科学, 2021, 28(9): 1208-1219. doi: 10.12264/JFSC2020-0587 ZHANG Y, HAN Y Q, HUANG C L, et al. Accumulation specificity and corresponding control of cadmium in Portunus trituberculatus[J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2021, 28(9): 1208-1219 (in Chinese). doi: 10.12264/JFSC2020-0587
[50]	YıLMAZ A B, YıLMAZ L. Influences of sex and seasons on levels of heavy metals in tissues of green tiger shrimp (Penaeus semisulcatus de Hann, 1844)[J]. Food Chemistry, 2007, 101(4): 1664-1669. doi: 10.1016/j.foodchem.2006.04.025
[51]	GROSELL M, WOOD C M. Copper uptake across rainbow trout gills: Mechanisms of apical entry[J]. The Journal of Experimental Biology, 2002, 205(Pt 8): 1179-1188.
[52]	AHEARN G A, MANDAL P K, MANDAL A. Mechanisms of heavy-metal sequestration and detoxification in crustaceans: A review[J]. Journal of Comparative Physiology. B, Biochemical, Systemic, and Environmental Physiology, 2004, 174(6): 439-452.
[53]	BURY N R, WALKER P A, GLOVER C N. Nutritive metal uptake in teleost fish[J]. The Journal of Experimental Biology, 2003, 206(Pt 1): 11-23.
[54]	CHENG C H, MA H L, DENG Y Q, et al. Oxidative stress, cell cycle arrest, DNA damage and apoptosis in the mud crab (Scylla paramamosain) induced by cadmium exposure[J]. Chemosphere, 2021, 263: 128277. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.128277
[55]	牛红鑫, 吕沈亮, 樊辰悦, 等. 梭子蟹、虾蛄不同组织中镉残留量及暴露评估[J]. 上海预防医学, 2023, 35(8): 735-739. NIU H X, LV S L, FAN C Y, et al. Assessment of cadmium residues and exposure in different tissues of Portunus trituberculatus and Oratosquilla oratoria[J]. Shanghai Journal of Preventive Medicine, 2023, 35(8): 735-739 (in Chinese).
[56]	WANG G Z, LI S J, ZENG C S, et al. Status of biological studies and aquaculture development of the mud crab, Scylla serrata, in China: An experimental ecological studies[J]. Aquaculture International, 2005, 13(5): 459-468. doi: 10.1007/s10499-005-1887-5
[57]	WANG S, JI C L, LI F, et al. Toxicological responses of juvenile Chinese shrimp Fenneropenaeus chinensis and swimming crab Portunus trituberculatus exposed to cadmium[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2022, 234: 113416. doi: 10.1016/j.ecoenv.2022.113416
[58]	LIU Q, XU X Q, ZENG J N, et al. Heavy metal concentrations in commercial marine organisms from Xiangshan Bay, China, and the potential health risks[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 141: 215-226. doi: 10.1016/j.marpolbul.2019.02.058
[59]	VISWANATHAN C, RAMAKRISHNAN A R, SELVANAYAGAM M, et al. Heavy metal levels in different tissues of the Blue Swimming crab (Portunus pelagicus, Portunidae) collected from Ennore Estuary[J]. International Journal of Research in Fisheries and Aquaculture, 2013, 3: 1-6.
[60]	曹欢, 胡钰梅, 潘迎捷, 等. 水产品中重金属异质性导致的风险[J]. 生态毒理学报, 2021, 16(6): 161-173. doi: 10.7524/AJE.1673-5897.20201215002 CAO H, HU Y M, PAN Y J, et al. Risk caused by heterogeneity of heavy metals in aquatic products[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2021, 16(6): 161-173 (in Chinese). doi: 10.7524/AJE.1673-5897.20201215002
[61]	BERVOETS L, BLUST R. Metal concentrations in water, sediment and gudgeon (Gobio gobio) from a pollution gradient: Relationship with fish condition factor[J]. Environmental Pollution, 2003, 126(1): 9-19. doi: 10.1016/S0269-7491(03)00173-8
[62]	BAO C, CAI Q, YING X Y, et al. Health risk assessment of arsenic and some heavy metals in the edible crab (Portunus trituberculatus) collected from Hangzhou Bay, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2021, 173: 113007. doi: 10.1016/j.marpolbul.2021.113007
[63]	朱燕莉, 吴雪莉, 张崟, 等. 市售3种螃蟹镉污染测定及食用风险评估[J]. 成都大学学报(自然科学版), 2022, 41(2): 133-136,145. ZHU Y L, WU X L, ZHANG Y, et al. Determination of cadmium pollution and edible risk assessment in three kinds of crabs sold in market[J]. Journal of Chengdu University (Natural Science Edition), 2022, 41(2): 133-136,145 (in Chinese).
[64]	HE J, XUAN F J, SHI H, et al. Comparison of nutritional quality of three edible tissues of the wild-caught and pond-reared swimming crab (Portunus trituberculatus) females[J]. LWT, 2017, 75: 624-630. doi: 10.1016/j.lwt.2016.10.014
[65]	李敏. 水产品中镉污染的安全评价及其不同形态的影响研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2008. LI M. Safety Assessment of Cadmium Pollution in Aquatic Products and the Research into the Influence of Cadmium in Different Forms[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2008 (in Chinese).
[66]	赵艳芳, 宁劲松, 翟毓秀, 等. 镉在海藻中的化学形态[J]. 水产学报, 2011, 35(3): 405-409. ZHAO Y F, NING J S, ZHAI Y X, et al. Speciation analysis of cadmium in seaweed[J]. Journal of Fisheries of China, 2011, 35(3): 405-409 (in Chinese).
[67]	TESSIER A, CAMPBELL P G C, BISSON M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry, 1979, 51(7): 844-851. doi: 10.1021/ac50043a017
[68]	王国莉, 陈孟君, 范红英, 等. 四种土壤重金属形态分析方法的对比研究[J]. 浙江农业学报, 2015, 27(11): 1977-1983. doi: 10.3969/j.issn.1004-1524.2015.11.19 WANG G L, CHEN M J, FAN H Y, et al. Comparison of four speciation analytical methods for soil heavy metals[J]. Acta Agriculturae Zhejiangensis, 2015, 27(11): 1977-1983 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1004-1524.2015.11.19
[69]	喻华, 秦鱼生, 陈琨, 等. 水稻土镉形态分布特征及其生物效应研究[J]. 西南农业学报, 2017, 30(2): 452-457. YU H, QIN Y S, CHEN K, et al. Distribution characteristics of cadmium forms and its correlation with biological effect in paddy soil[J]. Southwest China Journal of Agricultural Sciences, 2017, 30(2): 452-457 (in Chinese).
[70]	王俊丽, 任建国. 镉在不同类型蕹菜(Ipomoea aquatica forsk. )中的积累及其化学形态和分子分布[J]. 生态学杂志, 2014, 33(6): 1594-1600. WANG J L, REN J G. Accumulation, chemical forms and molecular distribution of Cd in two water spinach genotypes[J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(6): 1594-1600 (in Chinese).
[71]	张皓东. 滇池水葫芦富集砷、铅、镉形态模拟研究[D]. 昆明: 昆明理工大学, 2012. ZHANG H D. Study on Speciation Simulation of Arsenic, Lead and Cadmium Enriched by Water hyacinth in Dianchi Lake[D]. Kunming: Kunming University of Science and Technology, 2012 (in Chinese).
[72]	朱桓毅. Sb、As、Cd胁迫下蜈蚣草体内重金属形态、酶活性与细胞自噬的关系[D]. 贵阳: 贵州大学, 2019. ZHU H Y. Relationship between heavy metal forms, enzyme activities and autophagy in Pteris vittata under Sb, As and Cd stress[D]. Guiyang: Guizhou University, 2019 (in Chinese).
[73]	杨红霞, 刘崴, 李冰, 等. 体积排阻高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱测定印度芥菜中镉的形态[J]. 分析化学, 2009, 37(10): 1511-1514. doi: 10.3321/j.issn:0253-3820.2009.10.021 YANG H X, LIU W, LI B, et al. Speciation analysis of cadmium in Indian mustard(Brassica juncea) by size exclusion chromatography-high performance liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2009, 37(10): 1511-1514 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0253-3820.2009.10.021
[74]	于洋, 罗盛旭, 肖钰杰, 等. 富硒土壤-蔬菜中硒、镉含量和镉形态的分布及其相关性[J]. 环境化学, 2015, 34(4): 798-800. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2015.04.2014121708 YU Y, LUO S X, XIAO Y J, et al. Distribution and correlation of selenium, cadmium content and cadmium species in selenium-rich soils and vegetables[J]. Environmental Chemistry, 2015, 34(4): 798-800 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2015.04.2014121708
[75]	尚德荣. 海藻中砷、铝、镉形态分析技术的研发与应用[Z]. 山东省, 中国水产科学研究院黄海水产研究所, 2013-05-24. SHANG D. Development and application of morphological analysis techniques for arsenic, aluminum and cadmium in seaweeds[Z]. Yellow Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Shandong Province, 2013-05-24 (in Chinese).
[76]	赵艳芳, 尚德荣, 宁劲松, 等. 体积排阻高效液相色谱—电感耦合等离子体质谱法测定紫菜中镉(Cd)的形态[J]. 水产学报, 2012, 36(1): 148-152. doi: 10.3724/SP.J.1231.2012.27602 ZHAO Y F, SHANG D R, NING J S, et al. Speciation analysis of cadmium in laver by size exclusion chromatography-high performance liquid chromatography-inductively, coupled plasma mass spectrometry[J]. Journal of Fisheries of China, 2012, 36(1): 148-152 (in Chinese). doi: 10.3724/SP.J.1231.2012.27602
[77]	廖琳. 海豚肝脏中元素含量及铜、镉化学形态的研究[D]. 成都: 四川大学, 2002. LIAO L. Study on element content and chemical speciation of copper and cadmium in dolphin liver[D]. Chengdu: Sichuan University, 2002 (in Chinese).
[78]	吴晓萍, 廖艳, 章超桦, 等. 柠檬酸和琥珀酸提取牡蛎匀浆液中镉的研究[J]. 上海海洋大学学报, 2011, 20(3): 462-467. WU X P, LIAO Y, ZHANG C H, et al. Study on the extraction of cadmium from oyster homogenate by succinic acid and citric acid[J]. Journal of Shanghai Ocean University, 2011, 20(3): 462-467 (in Chinese).
[79]	田姣姣, 林洪, 刘天红, 等. 三疣梭子蟹可食用部位镉组分的逐级提取及分子质量分布特征[J]. 食品工业科技, 2020, 41(12): 221-226. TIAN J J, LIN H, LIU T H, et al. Sequential extraction of cadmium in edible parts of Portunus trituberculatus and the molecular weight distribution[J]. Science and Technology of Food Industry, 2020, 41(12): 221-226 (in Chinese).
[80]	章红, 杨婷婷, 黄东, 等. 水产品中镉的初步形态分析及无机镉方法学研究[J]. 肉类工业, 2016(12): 34-37. doi: 10.3969/j.issn.1008-5467.2016.12.010 ZHANG H, YANG T T, HUANG D, et al. Study on the preliminary morphological analysis of cadmium and inorganic cadmium methodology in aquatic products[J]. Meat Industry, 2016(12): 34-37 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1008-5467.2016.12.010
[81]	赵艳芳, 宁劲松, 尚德荣, 等. 高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱法测定海水贝类中无机离子镉[J]. 分析化学, 2016, 44(8): 1277-1280. doi: 10.11895/j.issn.0253-3820.160240 ZHAO Y F, NING J S, SHANG D R, et al. Determination of free inorganic cadmium ions in marine bivalves by high performance liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2016, 44(8): 1277-1280 (in Chinese). doi: 10.11895/j.issn.0253-3820.160240
[82]	姜芳, 崔艳梅, 刘鸽, 等. 高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱法测定海洋贝类中的无机镉离子[J]. 食品安全质量检测学报, 2020, 11(3): 799-803. JIANG F, CUI Y M, LIU G, et al. Determination of inorganic cadmium ion in marine shellfish by high performance liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometry[J]. Journal of Food Safety & Quality, 2020, 11(3): 799-803 (in Chinese).
[83]	田姣姣. 三疣梭子蟹不同部位镉赋存形态的分析与表征[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2019. TIAN J J. Analysis and characterization of cadmium speciation in different parts of Portunus trituberculatus[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2019 (in Chinese).
[84]	冯瑞雪, 林洪, 隋建新, 等. 三疣梭子蟹经过蒸煮和模拟消化后镉的变化[J]. 食品安全质量检测学报, 2021, 12(17): 7067-7073. FENG R X, LIN H, SUI J X, et al. Changes of cadmium in Portunus trituberculatus after cooking and simulated digestion[J]. Journal of Food Safety & Quality, 2021, 12(17): 7067-7073 (in Chinese).
[85]	CHIOCCHETTI G, JADÁN-PIEDRA C, VÉLEZ D, et al. Metal(loid) contamination in seafood products[J]. Critical Reviews in Food Science and Nutrition, 2017, 57(17): 3715-3728. doi: 10.1080/10408398.2016.1161596
[86]	WEI Z G, WONG J W, CHEN D Y. Speciation of heavy metal binding non-protein thiols in Agropyron elongatum by size-exclusion HPLC–ICP-MS[J]. Microchemical Journal, 2003, 74(3): 207-213. doi: 10.1016/S0026-265X(03)00002-X
[87]	赵艳芳, 尚德荣, 宁劲松, 等. 体积排阻高效液相色谱-电感耦合等离子体质谱法测定海产贝类中镉的形态[J]. 分析化学, 2012, 40(5): 681-686. ZHAO Y F, SHANG D R, NING J S, et al. Speciation analysis of cadmium in marine bivalves by size exclusion chromatography-high performance liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometry[J]. Chinese Journal of Analytical Chemistry, 2012, 40(5): 681-686 (in Chinese).
[88]	李梦莹, 王成尘, 毕珏, 等. 食品中重金属的人体健康风险评估方法研究进展[J]. 福建农林大学学报(自然科学版), 2021, 50(1): 1-9. LI M Y, WANG C C, BI J, et al. Human health risk assessment of heavy metals in food: A review[J]. Journal of Fujian Agriculture and Forestry University (Natural Science Edition), 2021, 50(1): 1-9 (in Chinese).
[89]	齐自元, 曹欢, 胡钰梅, 等. 海产品与淡水产品中重金属的差异性及其风险评价[J]. 水产学报, 2022, 46(7): 1246-1256. QI Z Y, CAO H, HU Y M, et al. Differences and risk assessment of heavy metals in seafood and freshwater products[J]. Journal of Fisheries of China, 2022, 46(7): 1246-1256 (in Chinese).
[90]	US EPA. Office of Water Regulations and Standard: Guidance manual for assessing human health risks from chemically contaminated fish and shellfish[R]. U. S. Environmental Protection Agency, Washington, DC, EPA-503/8-89-002. 1989.
[91]	汪鹏程. 不同食品基质中镉的生物可及性和体内外生物利用率研究[D]. 武汉: 武汉轻工大学, 2019. WANG P C. Study on the Bioaccessbility in Vitro and Bioavalibility in Vivo and in Vitro of Cadmium from Various Food[D]. Wuhan: Wuhan University of Light Industry, 2019 (in Chinese).
[92]	MISHRA H, SINGH J, KARMAKAR S, et al. An integrated approach for modeling uncertainty in human health risk assessment[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2021, 28(40): 56053-56068. doi: 10.1007/s11356-021-14531-z
[93]	杨臻, 宋金龙, 韩刚, 等. 三疣梭子蟹中镉膳食暴露风险评估[J]. 农产品质量与安全, 2022(3): 17-23. doi: 10.3969/j.issn.1674-8255.2022.03.003 YANG Z, SONG J L, HAN G, et al. Risk assessment of dietary exposure to cadmium in Portunus trituberculatus[J]. Quality and Safety of Agro-Products, 2022(3): 17-23 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1674-8255.2022.03.003
[94]	ABU NOMAN M, FENG W H, ZHU G H, et al. Publisher Correction: Bioaccumulation and potential human health risks of metals in commercially important fishes and shellfishes from Hangzhou Bay, China[J]. Scientific Reports, 2022, 12: 6909. doi: 10.1038/s41598-022-11186-9
[95]	YANG L P, WANG D J, XIN C L, et al. An analysis of the heavy element distribution in edible tissues of the swimming crab (Portunus trituberculatus) from Shandong Province, China and its human consumption risk[J]. Marine Pollution Bulletin, 2021, 169: 112473. doi: 10.1016/j.marpolbul.2021.112473

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1. MPC固化重金属性能分析(Performance analysis of MPC solidification heavy metals)
1.1 固化效果分析
1.2 体系pH变化分析
1.3 水化热分析
1.4 稳定性分析
2. MPC固化/稳定化机理( MPC solidification/stabilization mechanism)
2.1 化学键合作用方式
2.2 吸附作用方式
2.3 物理包裹作用方式
2.4 协同作用方式
3. 结语(Conclusion)

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镉（Cd）是水产品中常见的重金属污染物，可以在水环境以及水生动物之间进行迁移转化，并沿着食物链在生物体内蓄积^{[1 − 2]}. 前人研究发现，某些甲壳类水生动物对镉具有明显的蓄积特异性. 其中，三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）的镉蓄积问题尤为突出，引起了人们广泛关注.

三疣梭子蟹是一种生活在水深10—30 m砂质泥或砂质海底的杂食性螃蟹，广泛分布于太平洋的西海岸，北起日本的北海道，南至东南亚的越南、泰国等地^[3]. 三疣梭子蟹肉质鲜美，风味独特，是一种深受中国人喜爱的具有较高营养和经济价值的海产品. 《2023中国渔业统计年鉴》^[4]指出，2022年，我国海捕梭子蟹的产量就达到45.82万吨，占海捕蟹的70.75%. 然而，膳食摄入是人类暴露镉的主要途径^[5]，食物中的镉进入人体后会对肝脏、肾脏、骨骼、大脑等部位造成损伤，引起人体慢性中毒，进而产生生殖系统损伤、死亡率升高、预期寿命减少等负面影响^[6]. 因此，三疣梭子蟹的食用安全风险问题同样受到广泛关注.

此外，相关的毒理学研究指出，不同形态的镉可能具有不同的生物学毒性^[7]. 因此，在进行三疣梭子蟹的食用健康风险评价时，需考虑不同镉形态的毒性影响. 三疣梭子蟹中镉的赋存形态可以分为无机镉形态和有机镉形态^[8]. 无机离子态镉可以通过不同的途径对生物体的某一器官和组织产生多方面的危害，如与体内的生物分子，包括酶和核酸等生物大分子相互作用^[9]. 有机镉的具体形态目前尚未明确，并且关于有机镉的毒性机理研究也少有报道. 林建云等^[10]实验指出有机结合态镉对水产动物的毒理效应和代谢作用与离子态镉（Cd²⁺）存在着明显的差异. 目前，国内外主要以总镉含量来评价三疣梭子蟹中镉的污染水平及食用健康风险，鲜少有针对镉形态的深入研究. 这使得三疣梭子蟹中镉的安全性评价缺乏不同镉形态的可靠数据与科学依据.

迄今为止，大部分研究主要围绕三疣梭子蟹中的镉蓄积水平、地区差异等问题进行，也有部分科学家开展了三疣梭子蟹中镉的蓄积机制及赋存形态问题的初步研究，但尚未有关于此问题的清晰明确的定论. 基于此，围绕三疣梭子蟹对镉的特异性蓄积问题，本文对三疣梭子蟹中镉的蓄积含量、分布特征及污染现状进行了综述，同时对三疣梭子蟹不同可食用组织中镉的赋存形态和健康风险评估的研究进展进行了总结分析，期望能为后续开展有关三疣梭子蟹中镉蓄积机制及赋存形态的研究提供科学参考与基础指导.

1. 三疣梭子蟹中镉的来源、污染现状及国内外限量标准（Cadmium in Portunus trituberculatus: sources, pollution situation ，domestic and international limit standards）

1.1. 三疣梭子蟹中镉来源的研究进展

据报道^{[11 − 12]}，水生动物中的重金属来源主要分为两种，一种是表皮细胞或鳃等从周围水环境中直接吸收重金属，然后积累在外皮硬组织中；另一种来源则是含有重金属的颗粒状物质（饵料和沉积物颗粒）被水生动物摄食，通过食物链传递，积累在内脏软组织中. 对于甲壳类水生动物，研究人员认为重金属主要通过4个途径进入其体内. 第一，在甲壳类进行鳃呼吸时，重金属通过呼吸作用进入动物体内. 第二，某些甲壳类饵料中的金属离子通过摄食途径进入动物体内；第三，部分甲壳类动物的体表可通过与水体的渗透交换作用富集重金属；第四，水生动植物中富集的重金属通过食物链进入甲壳类体内^[13].

三疣梭子蟹作为典型的甲壳类动物，目前关于其体内的镉来源的研究较少，并且对于三疣梭子蟹各可食组织中蓄积的镉具体来源也未见明确报道. 根据其他蟹类的相关研究^{[14 − 18]}，可以推测三疣梭子蟹中镉可能来源于两种途径：①环境途径，三疣梭子蟹的蟹壳和蟹腮与含镉介质（如水体、沉积物）直接接触，通过自由/被动扩散或Ca²⁺通道截留环境介质中的镉. ②摄食途径，三疣梭子蟹通过食物链从饵料或浮游动植物中富集镉. 作为研究三疣梭子蟹镉蓄积机制的重要组成部分，镉来源的研究还需要结合相关毒理学和生物学方法开展深入实验，以查明镉的不同来源对三疣梭子蟹体内蓄积机制的影响，同时有利于后续开展镉在三疣梭子蟹体内迁移、转运和归趋的相关研究.

1.2. 三疣梭子蟹中镉的污染现状

三疣梭子蟹体内可检测出多种金属元素，镉是其中重要的有毒污染物. 尤炬炬等^[19]对浙江沿海68个梭子蟹样品进行了铅、镉、总汞和无机砷的检测，发现镉含量远远高于其他重金属. 吴烨飞等^[20]检测了梭子蟹中铅、镉、总汞和无机砷，只有镉存在污染问题. 可见，三疣梭子蟹中存在着明显的镉污染状况.

根据《食品安全国家标准食品中污染物限量（GB2762—2012/GB2762—2017）》，甲壳类水产品中的镉含量不应超过0.5 mg·kg⁻¹. 但在2012—2022年有关水产品重金属检测的报道中，全国各地市售的三疣梭子蟹普遍存在着镉超标问题（表1）. 如高志杰等^[21]采集了宁波市售的具有代表性的海产品进行重金属检测，发现其中镉含量最高的是梭子蟹6.808 mg·kg⁻¹，超标率达74.5%，存在严重的镉污染现象. 樊伟等^[22]研究了2007—2014年绍兴地区7类992份水产品的重金属污染情况，发现梭子蟹的镉污染最为严重，超标率为38.38%. 庞雨樵等^[23]对新疆地区市售的6类水产品进行抽检，发现超标样品均为梭子蟹，最大镉浓度为2.1 mg·kg⁻¹. 然而，即使三疣梭子蟹中镉超标问题严重，仍不能仅凭限量判定镉对三疣梭子蟹食用者的毒性大小和风险高低，还需要结合更科学的方法去研究和评价三疣梭子蟹中镉对人类的危害.

1.3. 国内外对三疣梭子蟹的限量

三疣梭子蟹对镉具有显著的蓄积特异性^[31]，其体内的镉含量往往远高于其他甲壳类水产品^{[32 − 33]}. 可能是因为口虾姑^[34]和三疣梭子蟹等海水蟹^[35]具有不同于其他甲壳类水产品对镉的强蓄积特异性，在我国新实行的国标GB2762—2022《食品安全国家标准食品中污染物限量》中，就将海蟹和虾蛄中的镉限量指标单独设立，把镉的限量值由原来的0.5 mg·kg⁻¹调整为3 mg·kg⁻¹. 除此之外，对限量值的改动，还可能是因为镉在不同生物体内的不同的赋存形态具有不同的生物利用率和生物学毒性. 依据我国相关检测标准，对水产品进行检测得到的镉总量是以毒性最高的无机离子态镉为限量值的评价标准. 但已有研究指出，三疣梭子蟹和虾蛄中的镉大部分以毒性较低的有机形态存在^[8]. 因此，仅以0.5 mg·kg⁻¹作为镉的限量标准，可能会高估三疣梭子蟹等海蟹和虾蛄中镉的毒性. 在港澳台地区，三疣梭子蟹中镉的限量标准有所不同. 澳门规定了去除内脏后的甲壳类镉的最高限量为2 mg·kg⁻¹. 香港则是明确要求去除蟹壳和鳃后的整体（包括性腺、肝及其他消化器官）中镉的限量为2 mg·kg⁻¹. 台湾地区仅规定甲壳类可食用组织限量值不超过0.5 mg·kg⁻¹.

对于三疣梭子蟹中镉的限量值，国际上并没有统一的限量标准. 查阅相关法案文件（表2），可以发现不同国家相关的镉限量值有所不同，最低可至0.5 mg·kg⁻¹，最高可至5.0 mg·kg⁻¹，相差可至10倍. 不同国家的甲壳类水产品中镉含量限定对象的范围也有所不同. 比如，韩国、欧盟等国家会针对甲壳类不同组织进行限量值的规定. 对于各国镉限量差异问题，原因在于各国在划定限量值时没有统一的科学参考依据. 因此，有必要完善甲壳类中镉限量的判断指标. 不仅要根据甲壳类自身特征与生长环境进行评估，还要继续研究不同镉形态的毒理学效应，根据甲壳类中无机镉与总镉的占比情况，更细致地划分限量对象与限量值，更好地保障公众的食品安全.

目前，我国对于食品中污染物的限量仍以总的可食用部分计算，并没有针对甲壳类特定组织的浓度限制. 在进行水产品质量安全检测时，若仅将各个可食组织混合检测，并不能全面准确地评价重金属对甲壳类动物的污染程度，也无法准确评估不同可食组织的重金属潜在健康风险. 因此，对甲壳类的不同食用组织进行分类限量，将有助于科学评价水产品质量.

2. 三疣梭子蟹的可食用组织中总镉的分布特征（Distribution characteristics of total cadmium in edible tissues of *Portunus trituberculatus*）

3. 镉在三疣梭子蟹可食组织中的赋存形态研究进展（The progress of chemical speciation of cadmium in the edible tissues of Portunustri tuberculatus）

重金属在环境中的迁移转化规律及其对生物的毒理学效应，并非取决于重金属的总浓度，而是由其赋存形态的性质决定^[60]. 镉在三疣梭子蟹体内的赋存形态可分类为两种，一种是镉与有机物结合形成的有机镉形态，第二种则是镉以游离的无机离子态形式存在^[65]. 多数毒理学研究指出，镉的毒性与其存在形态有关，无机游离态镉的毒性较高，有机结合态镉毒性较低^[66]. 目前，镉在生物体内具体的赋存形态尚未清晰，针对具有镉蓄积特异性的三疣梭子蟹开展不同镉形态的分析，不仅有助于揭示三疣梭子蟹中镉的蓄积机制，同时也能为不同形态镉在其他生物体内的研究提供探索思路与数据支持.

3.1. 不同镉形态的提取方法的研究进展

研究镉的形态，首先需要将不同形态的镉从生物体内提取和分离出来. 因此，选择适当的提取剂是准确测定镉形态的前提条件. 并且提取形态所用的提取剂应能将生物体内不同形态的镉完整而充分地提取且不破坏其原有形态结构. 水生生物中镉形态的研究起步较晚，关于土壤^{[67 − 69]}、陆生植物^{[70 − 74]}、藻类^{[75 − 76]}中的镉形态提取分离模式和方法研究较多，且大多数提取方法是利用连续化学浸提法，即利用不同的提取剂进行分级提取后测定提取剂中的镉. 至于这些提取剂是否会在连续提取的过程中影响和破坏镉的具体化学形态，鲜有报道.

目前，有学者对水生生物中镉形态的提取开展了相关的研究. 先是有学者尝试用碱性酶缓冲液对海豚肝脏进行提取，发现提取到的可溶态镉只占镉总量的45％左右，且这部分镉全部都与蛋白质（非金属硫蛋白）相结合^[77]. 除此之外，还有学者尝试用柠檬酸和琥珀酸两种有机酸溶剂提取牡蛎匀浆液中的镉，提取率可达到90.2%—91.8%，但未研究此种提取法是否会对镉形态产生影响^[78]. 针对不同的浸提方法，李敏^[65]分析了渔用饲料的镉形态，发现有机溶剂环己烷和乙醇无法浸提出饲料中的有机态镉，同时发现较低浓度的盐酸就能使有机态镉发生解离. 也有研究人员对比了不同提取剂的逐级提取效果，田姣姣等^[79]对比了Tris-HCl缓冲溶液、HCl（pH值3.5）和碱性蛋白酶3种不同的提取剂对三疣梭子蟹可食用组织中镉形态逐级提取的效果，结果表明Tris-HCl具备较好的提取效果，对肝胰腺、性腺等组织的镉提取率高达90%，但对肌肉组织中的提取率仅为60%，仍有37%的非游离态镉存在，而经碱性蛋白酶处理后可有效溶出.

综上所述，镉形态的提取常用到酸性溶液、有机溶剂以及碱性蛋白酶缓冲液，但这些提取溶液的使用都有可能会引起有机镉形态的破坏，从而影响形态检测的结果. 目前，有研究人员开始使用与生物体生理条件相似的中性Tris-HCI缓冲溶液，以最大程度保证镉的形态在提取过程中不发生变化. 对于镉形态的研究，提取剂的选择固然重要，但目前大部分的镉形态研究仍停留在依赖不同的提取剂将镉形态进行分类后检测其中无机镉含量，未能实现直接检测镉的具体化学形态. 因此，往后对于提取方法的研究应当针对镉的具体化学形态，这对于镉具体化学形态的研究也具有重要意义.

3.2. 三疣梭子蟹中无机镉形态的研究现状

国内有关水产品中无机镉的分析研究起步较晚，且所用方法大多为高效液相色谱在线联用电感耦合等离子体质谱法（high performance liquid chromatography-inductively coupled plasma mass spectrometer，HPLC-ICP-MS）. 章红等^[80]最早建立了水产品中无机镉的测定方法. 他们使用石墨炉原子吸收法（graphite furnace atomic absorption spectrometry, GFAAS），利用盐酸作为浸提液，测定了7种水产品中无机镉的含量. 但此方法并未分析使用盐酸浸提对样品中无机镉离子的提取效果，也没有考虑到是否存在有机镉形态被盐酸破坏转化为无机镉. 随后，赵艳芳等^[81]利用Tris-HCl缓冲溶液作为浸提液，借助CG5A阳离子保护柱和CS5A阳离子分析柱对样品中Cd²⁺分离，建立了HPLC-ICP-MS法测定海水贝中离子态镉的含量. 自此之后，大部分有关于水产品中无机镉离子的检测方法都在此研究基础上做出优化. 如姜芳等^[82]同样采用HPLC-ICP-MS法测定了海水贝中无机镉离子含量，通过进一步优化前处理过程及流动相浓度，完善了海水贝中无机镉离子的定性和定量分析方法.

国内有关三疣梭子蟹中无机镉离子的形态研究少之又少. 仅田姣姣^[83]和冯瑞雪等^[84]对三疣梭子蟹不同组织中的无机镉进行了探究. 在赵艳芳^[81]的研究基础上，田姣姣^[83]探讨了流动相浓度、pH、流速对HPLC-ICP-MS检测Cd²⁺的影响规律，建立了三疣梭子蟹各部位离子态镉检测的前处理方法，并且测得的三疣梭子蟹中只有蟹膏部位含有离子态镉，约占蟹膏部位总镉的9.4%. 这说明三疣梭子蟹不同部位镉的赋存形态存在差异. 而在此基础上，冯瑞雪等^[84]进一步优化了HPLC-ICP-MS检测离子态镉的方法，探究了经过蒸煮和模拟消化后三疣梭子蟹各部位镉的变化. 发现经过蒸煮加工及模拟消化后，肌肉中Cd²⁺含量上升，蟹膏、蟹黄中Cd²⁺含量下降. 他们认为在蒸煮过程中，可能因汁液流失、浓缩效应或在不同部位间存在的迁移转化使样本中Cd²⁺含量发生变化. 综合来看，针对三疣梭子蟹体内无机镉形态的研究尚处于起步阶段，仍需要后续不断优化和完善提取、检测、定量方法，以便深入地探索三疣梭子蟹体内镉赋存形态的分布特征及蓄积机制，同时也为后续更加科学合理地评估三疣梭子蟹的食用安全风险提供研究数据.

3.3. 三疣梭子蟹中有机镉形态的研究现状

研究发现，三疣梭子蟹体内毒性较高的无机镉离子含量占总镉的比例较小，间接地表明了低毒性的有机镉形态在总镉中的占比较大^[85]. 目前，分析生物体中有机镉形态最常用的方法是体积排阻色谱（size exclusion chromatography，SEC）与高效液相色谱（HPLC）串联电感耦合等离子体质谱（ICP-MS）联用技术^{[73, 76, 86 − 87]}. 然而，有机镉形态的检测存在着标准物质缺乏的问题，难以对生物体内的有机镉形态进行定性. 为此，有学者尝试将无机镉的标准溶液与其他溶液进行络合，根据镉络合物的保留时间来初步判断镉可能在生物体内存在的形态^[73].

在前人的研究基础上，赵艳芳等^[8]运用了SEC-HPLC-ICP-MS首次对三疣梭子蟹中的有机镉形态进行分析. 发现三疣梭子蟹肝胰腺组织中的镉主要以金属硫蛋白-镉（metallothionein-Cadmium，MT-Cd）和半胱氨酸-镉（cysteine-Cadmium，Cys-Cd）两种形态存在. 并且，根据总镉量的不同，肝胰腺中有机镉的主要存在形态也有所不同. 而对于肌肉组织，镉主要以Cys-Cd形态存在. 此后，田姣姣等^[79]进一步对三疣梭子蟹体内镉赋存形态开展了研究. 他们利用Tris-HCl缓冲液进行提取，结合超滤结合透析的方式，对提取液中不同分子质量镉复合物进行分离测定. 结果显示，分子质量>10 kDa的镉复合物占比最高，可能是MT以外的其它蛋白或多糖、脂类等与镉形成大分子复合物. 这说明三疣梭子蟹在MT所介导的途径之外,可能存在其它的蓄积代谢机制；同时＜500 Da的镉组分约占4%—25%，可能是存在离子态镉、氨基酸-镉等小分子镉组分.

目前，三疣梭子蟹体内有机镉形态尚未完全明确，并且有机镉的标准物质缺乏，定性与定量存在困难. 后续需要进一步确定三疣梭子蟹体内有机镉的具体形态，同时确定不同结合态的有机镉的毒性效应和转化机制，对于三疣梭子蟹中无机镉与有机镉的占比问题也值得进行更深入的探索与验证.

无论有机镉还是无机镉，国内外针对三疣梭子蟹中镉的赋存形态分析的研究非常少. 并且，研究镉形态的检测手段、测定方法并不完善，仪器设备的发展水平和镉形态的提取与分离都限制了镉形态分析. 此外，由于缺少镉形态的标准品，无法明确三疣梭子蟹等水产品中镉存在的不同形态及其相关毒理效应^[31]. 因此，后续需要对镉形态的定性和定量分析开展进一步的研究，以便更科学地评估不同形态镉的毒性效应，并将研究结论应用于完善相关限量标准.

4. 三疣梭子蟹中镉的人类健康风险评估（Human health risk assessment of cadmium in Portunus trituberculatus）

镉作为一种高危有毒的环境污染物，仅关注其在三疣梭子蟹中的蓄积量不足以评估其对生物体健康的危害风险. 因此，对三疣梭子蟹中的镉进行健康风险评估可以将三疣梭子蟹中镉的膳食摄入量与机体负荷有机联系起来，同时监测镉对人体健康的潜在影响. 人体健康风险评估不单取决于食品中重金属的摄入量，还需要借助各种指标和参数^[88]. 目标危害系数（Target hazard quotient, THQ）和靶标癌症风险（Target cancer risk, TCR）是人类健康风险评估最常关注的指标. THQ可以评估通过水产品途径的接触单一重金属的非致癌健康风险^[89]. TCR是一种衡量个体在食用水产品期间长期暴露于潜在致癌物而患癌症风险的指标^[90]. 除此之外，生物可及性（Bioaccessibility）也常用于评估食品中有毒物质的危害性. 它是指在胃肠消化过程中，营养素或污染物从食物基质中释放溶出并可以被人体吸收的百分比^[91]. 考虑到一定比例的重金属不具有生物可及性^[92]，将生物可及性因素纳入风险计算有助于更全面地进行评估.

目前，有关三疣梭子蟹中镉的人类健康风险评估的研究大多着眼于两个方面. 一方面，研究主要针对不同食用人群进行健康风险评估^{[93 − 94]}，年龄、性别和体重是重要的影响因素. 据报道，对于同性别不同年龄段人群，三疣梭子蟹中引起的健康风险趋势表现为年龄越小，健康风险越大；对于同年龄段不同性别人群，三疣梭子蟹中镉引起的健康风险趋势表现为女性大于男性. 有学者认为，因为计算THQ时体重作为分母，低龄人群和女性群体较轻的体重导致了THQ结果较大，因此，低龄儿童和女性群体食用三疣梭子蟹的风险相对较大，并且在食用三疣梭子蟹时需要避免食用过量. 另一方面，针对三疣梭子蟹不同可食组织进行健康风险评估. 对于肌肉组织，有研究指出^[49]，无论镉暴露浓度的高低（1—50 μg·L⁻¹），肌肉中的THQ值均小于限值1，这说明食用三疣梭子蟹肌肉组织造成的健康风险属于低关注级别. 然而，对于肝胰腺或棕肉组织，常常显示较高的食用风险^{[27, 30]}. 如Yang等^[95]分别评估了食用三疣梭子蟹的白肉和棕肉样品的人类健康风险，发现棕肉的非致癌风险（THQ）是白肉的16倍，致癌风险（TCR）是白肉的100倍. 即使经过烹饪后棕肉中镉的含量下降，但THQ仍接近风险限值. Zhao等^[27]利用镉的生物可及性浓度计算了三疣梭子蟹组织允许每周消耗量，并由此评估了山东沿海地区三疣梭子蟹的食用安全性，指出在山东的成年人每周食用0.13 kg棕色肉和1.56 kg白肉，对机体不会产生明显的危害，并且不建议食用棕肉，更推荐食用白肉. 此外，有研究指出^[95]，煮熟后的三疣梭子蟹中的镉浓度有所下降，建议消费者最好只食用熟蟹黄或熟蟹肉，避免食用烹饪螃蟹的汁水或油，以减少镉对人体健康的危害. 综上，对于三疣梭子蟹不同的可食组织，消费者最好少食用或不食用肝胰腺或棕肉，更推荐食用安全性更高的肌肉组织.

关于三疣梭子蟹的人类健康风险评估，后续研究除了可以针对如孕妇、幼童等易受镉污染影响的敏感人群进行研究，还可以针对三疣梭子蟹食用频次和数量较高的沿海居民进行健康风险观察. 另外，野生捕捞和规模养殖的三疣梭子蟹中镉的健康风险尚未见报道. 总而言之，食用三疣梭子蟹作为一种可预见的、可判断的人类膳食摄入镉的途径，研究三疣梭子蟹中镉的人类健康风险有助于相关限量的制定以及对食用量和膳食人群做出推荐.

5. 结论与展望（Conclusion and prospect）

针对三疣梭子蟹中镉的特异性蓄积问题，相关研究大多着眼于三疣梭子蟹不同组织中总镉的含量水平，而有关镉在三疣梭子蟹中的蓄积机制及赋存形态问题的研究仍处于探索阶段. 虽然已经有研究初步检测了三疣梭子蟹不同组织中的镉形态，但受限于镉形态的提取、分离、定性和定量方法的不完善，后续仍需要建立相应的技术方法，以便更好地研究三疣梭子蟹中不同形态镉的具体类型以及各组织中不同形态镉的占比问题，为深入研究三疣梭子蟹中镉的蓄积机制和赋存形态提供技术基础，同时为食用三疣梭子蟹的镉安全性问题提供新的风险评价思路.

基于三疣梭子蟹中镉的蓄积机制及赋存形态尚未明晰的现状，今后可从以下几方面着手进行更深入的研究：①镉在三疣梭子蟹不同组织中的迁移、转化、蓄积以及释放的全过程未有研究，可以开展相关的检测实验，寻找镉在三疣梭子蟹中的变化规律，进而探索镉在三疣梭子蟹体内的蓄积机制，还可为后续标准限量的修订提供科学参考依据. ②为更深入探索镉在三疣梭子蟹中的蓄积机制，也为更加全面评估不同毒性的镉形态对人类健康的影响，三疣梭子蟹各组织中赋存的镉形态研究必不可少. 镉形态标准物缺乏、分离分析方法不完善、仪器设备不够精密等问题，有待后续的学者们持续研究和解决. 建立科学的方法，才能够更清晰地了解三疣梭子蟹中镉的赋存形态及分布规律，最终摸索出三疣梭子蟹对镉的蓄积机制. ③研究三疣梭子蟹中镉的特异性蓄积问题，终是为了能更加准确地评估人们食用三疣梭子蟹的膳食风险. 虽然前人已经进行了相关研究，但考虑到人群和时空的差异，不能仅依靠过往的评估结果进行食用三疣梭子蟹的安全性判断，需要持续对食用三疣梭子蟹进行镉的安全性评估. 在进行评估时，孕妇、幼童等易受镉污染影响的敏感人群以及食用三疣梭子蟹频次和数量较高的沿海居民都是重点研究对象. 此外，还可以进行不同养殖方式、不同食用组织、不同镉赋存形态等方面的健康风险评估，全面分析三疣梭子蟹中镉的膳食风险，保障人们在食用三疣梭子蟹时不受重金属镉的威胁.

参考文献 (95)

三疣梭子蟹可食用组织中镉的蓄积现状、赋存形态及健康风险评估研究进展

通讯作者: E-mail：xyzmn530@sina.com;

Research progress on the accumulation situation, chemical speciation, and health risk assessment of cadmium in the edible tissue of Portunus trituberculatus

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

1. MPC固化重金属性能分析(Performance analysis of MPC solidification heavy metals)

1.1 固化效果分析

1.2 体系pH变化分析

1.3 水化热分析

1.4 稳定性分析

2. MPC固化/稳定化机理( MPC solidification/stabilization mechanism)

2.1 化学键合作用方式

2.2 吸附作用方式

2.3 物理包裹作用方式

2.4 协同作用方式

3. 结语(Conclusion)

计量

出版历程

三疣梭子蟹可食用组织中镉的蓄积现状、赋存形态及健康风险评估研究进展

通讯作者: E-mail：xyzmn530@sina.com;

English Abstract

Research progress on the accumulation situation, chemical speciation, and health risk assessment of cadmium in the edible tissue of Portunus trituberculatus

Corresponding author: SHI Yongfu, xyzmn530@sina.com ;

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1.1. 三疣梭子蟹中镉来源的研究进展

1.2. 三疣梭子蟹中镉的污染现状

1.3. 国内外对三疣梭子蟹的限量

2.1. 肝胰腺

2.2. 性腺

2.3. 肌肉

3.1. 不同镉形态的提取方法的研究进展

3.2. 三疣梭子蟹中无机镉形态的研究现状

3.3. 三疣梭子蟹中有机镉形态的研究现状

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1.1. 三疣梭子蟹中镉来源的研究进展

1.2. 三疣梭子蟹中镉的污染现状

1.3. 国内外对三疣梭子蟹的限量

2.1. 肝胰腺

2.2. 性腺

2.3. 肌肉

3.1. 不同镉形态的提取方法的研究进展

3.2. 三疣梭子蟹中无机镉形态的研究现状

3.3. 三疣梭子蟹中有机镉形态的研究现状