北京市居民膳食大米無(wú)機(jī)砷的暴露評(píng)估

曹 琦， 曹素珍， 康藝瑾， 秦 寧， 段小麗

北京科技大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院, 北京 100083

最新全球疾病負(fù)擔(dān)研究[1]顯示，飲食暴露成為我國(guó)人群死亡和疾病的第三危險(xiǎn)因素，較2009年風(fēng)險(xiǎn)增加15.3%. 近年來(lái)，由于大米污染等帶來(lái)的食品安全問(wèn)題引起了社會(huì)大眾的廣泛關(guān)注. 根據(jù)聯(lián)合國(guó)糧農(nóng)組織(FAO)統(tǒng)計(jì)，中國(guó)是世界水稻播種面積第二位、稻谷產(chǎn)量第一位的國(guó)家. 大米是中國(guó)人群食用量最高的主食，人群大米制品攝入率約98.9%[2]. 因此，了解人群的大米消費(fèi)習(xí)慣，識(shí)別大米污染水平，對(duì)于防治大米污染帶來(lái)的食品安全問(wèn)題具有重要作用.

近年來(lái)，受“鎘大米”事件的影響，對(duì)于大米污染物的研究多集中于鎘、鉻等有毒有害重金屬[3-6]. 相比而言，對(duì)大米中砷(As)的研究較少. 我國(guó)針對(duì)大米無(wú)機(jī)砷(iAs)的研究[7-9]顯示，大米iAs含量范圍為ND(未檢出)～206 μg/kg，平均含量為58.4 μg/kg，約1%的樣品iAs含量超過(guò)我國(guó)規(guī)定的最大污染水平(MCLs)(150 μg/kg)[10]. 已有研究[11]中云南省大米As含量超標(biāo)率僅為0.50%. 然而，近年來(lái)世界各地大米中總砷(tAs)和iAs含量均呈升高趨勢(shì)[12-15]，我國(guó)土壤As污染問(wèn)題隨著大量含As化肥農(nóng)藥的施用逐漸加重，表層土壤tAs含量平均值為11.2 mg/kg[16]，約為世界平均水平(6 mg/kg)的2倍. As是一種在自然界中廣泛存在且毒性很強(qiáng)的類(lèi)金屬元素[17]，被世界衛(wèi)生組織國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)列為Ⅰ類(lèi)致癌物. 環(huán)境中As可以通過(guò)消化道和呼吸道進(jìn)入人體，之后被腸胃道、肺和腎吸收，散布在身體組織和體液中，從而對(duì)人體產(chǎn)生毒害作用[18]. 流行病學(xué)研究[19]發(fā)現(xiàn)，iAs慢性暴露可引起皮膚受損、神經(jīng)系統(tǒng)受損、高血壓、周?chē)芗膊?、心血管疾病、呼吸系統(tǒng)疾病、糖尿病、惡性腫瘤(包括皮膚癌)等一系列健康問(wèn)題. 國(guó)際癌癥研究機(jī)構(gòu)(IARC)提出，As能導(dǎo)致人類(lèi)患膀胱癌、肺癌和皮膚癌[20]. 此外，相比于其他作物，水稻由于其組織特異性更易于富集As[11]；且對(duì)于亞洲人群，特別是中國(guó)人群，大米是人群As攝入的最大來(lái)源. 目前，對(duì)于大米As污染特征及人群暴露的研究仍處于發(fā)展階段，已有的大米As污染及人群暴露相關(guān)研究多集中于水稻-土壤體系A(chǔ)s的遷移轉(zhuǎn)化[21]、大米中不同形態(tài)的As含量[22-23]以及基于參考暴露參數(shù)的人群大米As暴露評(píng)估[24-25]，而不同種類(lèi)大米中As的污染特征，大米中毒性更強(qiáng)的iAs水平，以及人群實(shí)際的大米攝入特征和大米As的暴露量均缺乏詳實(shí)的數(shù)據(jù). 已有大米As的相關(guān)研究[17-18,26-27]中，主要將大米種類(lèi)分為精米和糙米. 然而，基于大米種類(lèi)的準(zhǔn)確分類(lèi)，開(kāi)展大米As污染調(diào)查和大米As暴露評(píng)估，有助于更好地了解攝入大米As對(duì)健康的危害，為大米As污染控制提供信息.

因此，開(kāi)展人群大米攝入行為模式調(diào)查，分析人群膳食中大米As的污染特征，精細(xì)化地評(píng)估人群大米As暴露特征，可為有針對(duì)性地制定大米As暴露健康風(fēng)險(xiǎn)防范措施提供科學(xué)依據(jù). 該研究以北京市為代表地區(qū)，通過(guò)電子問(wèn)卷獲取居民大米消費(fèi)行為模式信息；同時(shí)系統(tǒng)采集北京市居民最常消費(fèi)的大米種類(lèi)，利用高效液相色譜-電感耦合等離子體質(zhì)譜(HPLC-ICP-MS)法分析不同種類(lèi)大米中iAs的污染水平；結(jié)合人群大米As暴露行為模式特征及不同種類(lèi)大米中As的污染特征，采用加權(quán)平均的方法獲取人群對(duì)大米的實(shí)際暴露濃度以精細(xì)化地評(píng)估北京市人群經(jīng)大米膳食的As暴露量，以期為大米As污染防治、食品安全防控提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究地點(diǎn)

北京市作為我國(guó)的首都，是全國(guó)政治、經(jīng)濟(jì)、文化和教育的中心. 北京市作為我國(guó)典型的特大城市，信息發(fā)達(dá)及物流通暢使北京市居民消費(fèi)的大米品類(lèi)豐富齊全，第六次全國(guó)人口普查結(jié)果顯示，北京市的外來(lái)常住人口占比高達(dá)35.9%，且這一比例呈增長(zhǎng)趨勢(shì)[27]. 人口的集中性及廣源性使北京市居民的膳食多樣化程度較高. 2020年一項(xiàng)有關(guān)北京市大米As的研究[24]表明，北京市大米As含量雖未超標(biāo)，但居民攝食大米As的致癌現(xiàn)象需引起高度重視. 選擇北京市為典型地區(qū)開(kāi)展人群大米膳食行為特征及大米As的暴露特征研究，以期為提供居民大米As暴露水平和評(píng)估大米As對(duì)人體健康的危害提供參考.

1.2 大米暴露行為模式問(wèn)卷調(diào)查

為獲取北京市居民的基本信息及大米暴露行為模式信息，該研究在預(yù)調(diào)查的基礎(chǔ)上形成人群大米暴露行為模式電子調(diào)查問(wèn)卷. 通過(guò)問(wèn)卷的在線調(diào)查，獲取居民的性別、年齡、體重等基本信息和消費(fèi)的大米種類(lèi)、大米攝入量、大米烹飪方式等有關(guān)暴露行為的信息. 預(yù)調(diào)查和在線調(diào)查中進(jìn)行了嚴(yán)格的質(zhì)量控制，調(diào)查前對(duì)招募的志愿調(diào)查員進(jìn)行專(zhuān)業(yè)培訓(xùn)，調(diào)查時(shí)采用電子問(wèn)卷方式，調(diào)查員分布在北京市16個(gè)區(qū)進(jìn)行宣傳，調(diào)查完成后將結(jié)果進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，運(yùn)用SPSS軟件剔除異常值的方法[28]，針對(duì)問(wèn)卷異常值、缺失值進(jìn)行電話(huà)回訪或剔除處理，其中，大米制品的設(shè)置參考了大米類(lèi)研究[10]中的大米制品以及基于預(yù)調(diào)查中人群選擇度較高的大米制品. 采用與人口比例規(guī)模成比例的抽樣方法，并考慮各區(qū)的行政區(qū)劃特征，權(quán)衡人口規(guī)模和各行政區(qū)的功能，在每個(gè)區(qū)選擇4～5個(gè)采樣點(diǎn). 根據(jù)最小樣本量計(jì)算模型〔見(jiàn)式(1)〕[29]，并基于預(yù)調(diào)查結(jié)果計(jì)算得到問(wèn)卷調(diào)查的最小樣本量為110份. 此次調(diào)查共獲得119份問(wèn)卷，剔除邏輯錯(cuò)誤、信息不完整等無(wú)效問(wèn)卷后，獲得有效電子問(wèn)卷115份，均勻分布在北京市各區(qū). 為保證問(wèn)卷調(diào)查結(jié)果的準(zhǔn)確性，對(duì)50%的問(wèn)卷進(jìn)行了電話(huà)回訪，回訪成功率為100%，問(wèn)卷中關(guān)鍵問(wèn)題的有效性在99%以上.

(1)

式中：N為最小樣本量，無(wú)量綱；Uα/2為顯著性水平為95%時(shí)相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)正態(tài)差，即1.96；σ為調(diào)查暴露參數(shù)的標(biāo)準(zhǔn)差，通過(guò)開(kāi)展居民大米As暴露的行為模式問(wèn)卷預(yù)調(diào)查獲得，由問(wèn)卷計(jì)算得73；δ為允許誤差，基于預(yù)調(diào)查結(jié)果，取14；deff為設(shè)計(jì)效應(yīng)值，取1；p為失訪率，基于預(yù)調(diào)查結(jié)果，取5%.

1.3 大米樣品采集

在問(wèn)卷調(diào)查的基礎(chǔ)上，對(duì)居民食用各類(lèi)大米的頻率、攝入量等消費(fèi)特征進(jìn)行分析，識(shí)別居民主要的大米購(gòu)買(mǎi)方式、主要消費(fèi)的大米種類(lèi)、大米的產(chǎn)地及來(lái)源等信息，確定了大米樣品的多樣性和來(lái)源比例. 根據(jù)北京市行政區(qū)劃及人口分布特征，采用多階段分層隨機(jī)抽樣方法，最終在北京市16個(gè)區(qū)各設(shè)置1～3家(共42家)具有代表性的超市和市場(chǎng)以及電子商務(wù)平臺(tái)系統(tǒng)采集了不同種類(lèi)的160份大米樣品，以期更全面、更真實(shí)地反映北京市居民大米消費(fèi)的特點(diǎn). 最終，該研究采集的大米樣品包括4類(lèi)——粳米(98份)、秈米(17份)、糯米(34份)和糙米(11份).

采樣過(guò)程中，取50 g大米樣品裝于潔凈的聚乙烯食品包裝袋中，密封貼好標(biāo)簽后，常溫運(yùn)輸至實(shí)驗(yàn)室，并盡快完成前處理分析. 進(jìn)行大米樣品的質(zhì)量控制，設(shè)置10%的全程序空白并采集10%的大米平行樣，運(yùn)輸至實(shí)驗(yàn)室一同處理.

1.4 大米iAs的前處理分析

將大米樣品冷凍干燥48 h后，研磨成細(xì)粉，在4 ℃下儲(chǔ)存待處理. 取 1.00 g凍干的大米粉樣品加入20 mL 0.15 mol/L的HNO3提取液，90 ℃提取2.5 h后，收集提取液. 將提取液離心(8 000 g)并使用0.45 mm膜過(guò)濾器過(guò)濾后，用陰離子交換柱(柱長(zhǎng)度250 mm，柱內(nèi)徑4 mm)進(jìn)行過(guò)濾提取，過(guò)濾液進(jìn)行適當(dāng)稀釋后定容至50 mL，注入LC-ICP-MS(美國(guó)PerkinElmer，NexION 2000型)自動(dòng)進(jìn)樣器進(jìn)行iAs含量的測(cè)定.

為保證精密度和準(zhǔn)確度，在整個(gè)過(guò)程中進(jìn)行了質(zhì)量控制和質(zhì)量保證. 采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)化管理局標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)GBW(E)100349進(jìn)行前處理過(guò)程的質(zhì)量控制；同時(shí)，該研究在每批前處理中設(shè)置1個(gè)試劑空白，設(shè)置2～3個(gè)平行處理樣，并設(shè)1份大米標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)進(jìn)行同步.

1.5 大米膳食的生熟重轉(zhuǎn)換

為更真實(shí)地反映居民大米消費(fèi)行為和暴露特征，更精細(xì)地反映大米烹飪過(guò)程中水體As對(duì)大米As污染的影響，該研究根據(jù)人群大米膳食習(xí)慣特征，實(shí)驗(yàn)室模擬烹飪過(guò)程以評(píng)估大米膳食中生熟重轉(zhuǎn)換. 該研究的人群大米暴露行為模式問(wèn)卷調(diào)查顯示，約88%的人選擇使用電飯鍋蒸米飯或煮粥，超過(guò)50%的人蒸米飯采用1∶3的米水體積比，煮粥采用1∶5的米水體積比. 因此，該研究設(shè)置大米生熟重轉(zhuǎn)換試驗(yàn)中，米飯和大米粥制作過(guò)程的米水體積比分別為1∶3和1∶5，并選擇電飯鍋為烹飪工具. 模擬過(guò)程中，為避免其他因素的影響，選擇蒸餾水作為試驗(yàn)用水. 用燒杯準(zhǔn)確稱(chēng)量250 mL大米，并稱(chēng)量大米質(zhì)量(m1)，量取750 mL蒸餾水，將大米和蒸餾水放入電飯鍋中蒸，蒸熟后稱(chēng)量米質(zhì)量(m2)，m1/m2為大米與米飯的生熟轉(zhuǎn)化因子；以相同的試驗(yàn)條件，用燒杯準(zhǔn)確稱(chēng)量250 mL大米，并稱(chēng)量大米質(zhì)量(m3)，量取 1 250 mL蒸餾水，將大米和蒸餾水放入電飯鍋中煮，煮熟后稱(chēng)量米質(zhì)量(m4)，m3/m4為大米與大米粥的生熟轉(zhuǎn)化因子.

1.6 暴露評(píng)估

該研究采用美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)推薦的暴露評(píng)價(jià)模型對(duì)北京市居民大米攝入途徑的As暴露量進(jìn)行評(píng)價(jià)，計(jì)算公式[30]：

ADD=lngR×C×ED×EF/(BW×AT)

(2)

式中：ADD為大米As經(jīng)口攝入的暴露劑量，μg/(kg·d)；C為大米中As的濃度，mg/kg；IngR為大米攝入量，g/d；ED為暴露持續(xù)時(shí)間，a；EF為暴露頻次，d/a；BW為體重，kg；AT為終生暴露時(shí)間，d.

該研究中大米的攝入量(IngR)參數(shù)和體重(BW)參數(shù)基于該研究的行為模式問(wèn)卷調(diào)查獲取，2個(gè)參數(shù)的數(shù)據(jù)均呈正態(tài)分布，故取算術(shù)平均值. 其中，體重范圍為40～108 kg，標(biāo)準(zhǔn)差為12.39 kg；攝入量范圍為0～391.56 g/d，標(biāo)準(zhǔn)差為75.26 g/d；暴露持續(xù)時(shí)間(ED)、暴露頻次(EF)和終生暴露時(shí)間(AT)參數(shù)基于中國(guó)人群環(huán)境暴露行為模式調(diào)查[26]獲取，各相關(guān)參數(shù)的詳細(xì)取值見(jiàn)表1.

人群大米暴露行為模式調(diào)查結(jié)果表明，多數(shù)居民存在食用多種類(lèi)大米的消費(fèi)行為. 因此，為了更加精準(zhǔn)地評(píng)估居民食用大米對(duì)As的暴露量，該研究綜合考慮居民的日常大米消費(fèi)行為模式，結(jié)合每種大米As的污染特征，對(duì)居民日均大米As暴露量進(jìn)行加權(quán)評(píng)估. 由于特定觀察期內(nèi)居民的大米攝入量較為平穩(wěn)，故通過(guò)對(duì)不同種類(lèi)大米As濃度的加權(quán)來(lái)開(kāi)展大米As經(jīng)口的加權(quán)暴露評(píng)估，不同種類(lèi)大米As的加權(quán)濃度計(jì)算公式：

表1 北京市居民大米As暴露評(píng)價(jià)相關(guān)參數(shù)

(3)

式中：C′為大米中As的加權(quán)濃度，mg/kg；Ci為i種類(lèi)大米As的濃度，mg/kg；ηi為居民使用i種類(lèi)大米占所有膳食大米的權(quán)重，無(wú)量綱.

1.7 數(shù)據(jù)分析

使用Microsoft Excel和SPSS 20.0軟件對(duì)所有數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，并檢驗(yàn)分布特征進(jìn)行描述性分析. 采用單方差分析(ANOVA)和顯著性檢驗(yàn)方法分別進(jìn)行大米As的差異性分析和相關(guān)性分析. 為分析居民大米As暴露精細(xì)化評(píng)估過(guò)程的不確定度，該研究使用Crystal Ball 16.0軟件對(duì)北京市男性居民大米As的暴露量進(jìn)行蒙特卡羅模擬，根據(jù)大米中As濃度、體重及大米攝入量3個(gè)因素的分布特征模擬運(yùn)算 10 000次. 該研究使用Origin 2018軟件中蒙特卡洛模擬值進(jìn)行平均日暴露劑量的繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 大米暴露行為模式特征

為了更準(zhǔn)確和真實(shí)地評(píng)估居民大米As的暴露量，該研究在調(diào)查居民大米食用習(xí)慣和大米攝入量常規(guī)性信息的基礎(chǔ)上增加了對(duì)居民大米消費(fèi)種類(lèi)、大米消費(fèi)來(lái)源詳細(xì)信息的調(diào)查；同時(shí)該研究進(jìn)行了大米膳食生熟重轉(zhuǎn)換，米飯、大米粥的生熟轉(zhuǎn)化系數(shù)分別為0.491、0.267，以期能獲得精細(xì)化的人群大米As暴露量.

2.1.1大米消費(fèi)種類(lèi)

根據(jù)問(wèn)卷調(diào)查結(jié)果，按照不同大米種類(lèi)對(duì)居民的大米消費(fèi)種類(lèi)進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)82.80%的居民選擇吃粳米，14.10%的居民選擇吃秈米，1.76%的居民選擇吃糯米，1.34%的居民選擇吃糙米〔見(jiàn)圖1(a)〕. 結(jié)果表明，粳米是北京市居民消費(fèi)量最高的大米種類(lèi)，糙米是消費(fèi)量最低的大米種類(lèi). 我國(guó)大米消費(fèi)研究[27]表明，北方地區(qū)居民偏好消費(fèi)粳米，食用粳米的最主要原因是居民的消費(fèi)習(xí)慣.

2.1.2大米消費(fèi)來(lái)源

從居民消費(fèi)大米的來(lái)源來(lái)看，74.47%的大米來(lái)自東北地區(qū)，11.70%的大米來(lái)自華北地區(qū)，9.58%的大米來(lái)自長(zhǎng)江地區(qū)，4.26%的大米來(lái)自東南亞進(jìn)口〔見(jiàn)圖1(b)〕. 在大米購(gòu)買(mǎi)方式上，86.16%的大米購(gòu)自超市或農(nóng)貿(mào)市場(chǎng)等市售方式，9.40%的大米來(lái)源于網(wǎng)購(gòu)，4.44%的大米購(gòu)于其他方式〔見(jiàn)圖1(c)〕. 結(jié)果表明，北京市居民消費(fèi)的大米主要來(lái)自東北地區(qū)，日常食用大米主要通過(guò)市售獲得.

2.1.3大米食用習(xí)慣

北京市居民大米消費(fèi)行為模式問(wèn)卷調(diào)查結(jié)果顯示，居民食用大米類(lèi)制品的主要形式有米飯、大米粥、炒米飯、大米粉以及其他米制品類(lèi)，各種米制品的消費(fèi)比例如圖1(d)所示. 居民每日大米攝入量中，米飯占各類(lèi)米制品消費(fèi)量的75.66%，大米粥、炒米飯、大米粉、其他米制品占比分別為11.03%、6.37%、0.80%、6.14%. 米飯和大米粥是北京市居民攝入量最高的米制品. 針對(duì)全國(guó)大米產(chǎn)區(qū)開(kāi)展的一項(xiàng)研究[32]也表明，米飯是居民消費(fèi)大米的最主要方式.

圖1 北京市居民大米消費(fèi)種類(lèi)、消費(fèi)來(lái)源和食用習(xí)慣

2.1.4大米攝入量

表2中列出了全體居民對(duì)各種類(lèi)大米攝入量的平均值和百分位值以及不同分組下居民對(duì)各種類(lèi)大米攝入量的平均值. 由表2可見(jiàn)，北京市居民日均大米攝入量為91.19 g，范圍為0～391.56 g. 其中，居民對(duì)粳米的日均攝入量最高，對(duì)糙米的攝入量最低，平均值分別為75.50和1.22 g. 從不同性別來(lái)看，Mann-Whitney U檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn)男性的大米日均攝入量(116.15 g)顯著高于女性(75.13 g)(p<0.05)，與一項(xiàng)針對(duì)中國(guó)居民谷類(lèi)及薯類(lèi)消費(fèi)現(xiàn)狀分析的研究結(jié)論[2]相似. 男性大米攝入量高于女性，其原因可能與男性的新陳代謝率高于女性，男性所需的能量較多有關(guān). 從不同年齡組來(lái)看，45～55歲人群的米飯消費(fèi)量高于其他人群，但無(wú)統(tǒng)計(jì)學(xué)差異，這一結(jié)果可能與當(dāng)今社會(huì)發(fā)展迅速，食物極大豐盛，主食的選擇較多有關(guān)，青年人更熱衷多樣化的食物選擇，而45～55歲的人群相對(duì)偏好傳統(tǒng)的大米攝食，故該年齡段人群大米攝食量最高.

表2 北京市居民不同種類(lèi)大米的日均攝入量

問(wèn)卷調(diào)查中涉及到居民大米消費(fèi)的相關(guān)信息，如大米種類(lèi)、大米攝入量以及不同種類(lèi)大米制品(大米飯大米粥、炒米飯、大米粉、其他大米制品)的日常消費(fèi)頻率和消費(fèi)量. 在此基礎(chǔ)上，根據(jù)大米制品與生米之間的質(zhì)量換算系數(shù)，計(jì)算出人群對(duì)每種大米的日均消費(fèi)干質(zhì)量，米飯、大米粥、炒米飯、大米粉、其他米制品分別為68.99、10.06、5.81、0.73、5.60 g. 在此基礎(chǔ)上，結(jié)合每種大米中As的污染水平，評(píng)估居民經(jīng)大米攝入途徑對(duì)As的日均暴露量.

2.2 大米中iAs濃度

不同種類(lèi)大米iAs含量存在差異. 北京市居民消費(fèi)的大米中iAs含量大小順序?yàn)榫?0.063 mg/kg)>糙米(0.058 mg/kg)>糯米(0.057 mg/kg)>秈米(0.053 mg/kg). 總體上，北京市居民消費(fèi)的大米中iAs的平均含量為0.060 mg/kg，根據(jù)國(guó)家《食品安全標(biāo)準(zhǔn) 食品中污染物限量》(GB 2762—2017)中規(guī)定的大米中iAs的限量值(0.2 mg/kg)，北京市居民食用的大米中iAs污染尚不嚴(yán)峻.

2007年北京市開(kāi)展的大米tAs含量研究[33]顯示，北京市大米tAs平均值為0.097 mg/kg，按大米中約80%的tAs是iAs[34]，高于筆者所得iAs含量，這可能與iAs的占比存在不確定性相關(guān)，也可能由近些年北京市大米As含量降低導(dǎo)致. 在黑龍江省進(jìn)行的大米As研究[35]發(fā)現(xiàn)，糙米、精米類(lèi)iAs含量平均值分別為0.0327、0.032 mg/kg，均低于筆者研究結(jié)果，這可能與不同產(chǎn)地的大米污染情況不同有關(guān). 研究[23]表明，昆明市大米iAs平均濃度為0.058 mg/kg，與筆者研究中大米iAs平均濃度相近.

大米種類(lèi)影響大米對(duì)As的吸收性[11,36]和積累能力[37]，不同種類(lèi)大米對(duì)潛在有毒元素的吸收和運(yùn)輸能力差異較大，故不同種類(lèi)大米As含量存在差異. 李志航等[38-39]通過(guò)m-XRF測(cè)試大米橫截面中的As元素發(fā)現(xiàn)，As在胚乳中均勻分布，并在胚乳中積累，而不同種類(lèi)的大米胚乳結(jié)構(gòu)存在差異，這在一定程度上解釋了不同種類(lèi)的大米As含量差異的原因. 而糙米由于保留了糊粉層和胚芽[39]，As積累量偏高. 不同地區(qū)主要種植的大米種類(lèi)不同，南方多種秈米和糯米，北方多種粳米，因此不同大米種類(lèi)也受到相應(yīng)種植地區(qū)的土壤環(huán)境影響. 由于工業(yè)發(fā)展和隨意使用有機(jī)農(nóng)藥造成的環(huán)境污染加劇，部分農(nóng)業(yè)種植或養(yǎng)殖區(qū)土壤和水體中As的污染逐漸加劇[40-42]. 因此，土壤污染較重的地區(qū)大米As的累積量較高. 生態(tài)環(huán)境部、自然資源部發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》中指出，從污染分布來(lái)看，長(zhǎng)三角、東北老工業(yè)基地等地區(qū)土壤污染問(wèn)題較為突出，東北地區(qū)生產(chǎn)的粳米As含量較高可能與該地區(qū)土壤污染較重相關(guān).

此外，Schoof等[43]發(fā)現(xiàn)大米的iAs濃度高于多數(shù)食物，與其他食物相比，食用大米可能會(huì)導(dǎo)致攝入更多的iAs. 因此，為了控制人群對(duì)As的暴露量，應(yīng)均衡膳食合理攝入大米或采取嚴(yán)格的大米As污染控制措施.

2.3 大米iAs的暴露

由于As的健康風(fēng)險(xiǎn)主要來(lái)源于毒性最高的iAs，因此該研究基于大米中iAs的分布水平開(kāi)展北京市居民大米As的暴露量評(píng)估. 結(jié)合北京市居民不同種類(lèi)大米的日均消費(fèi)特征，以及不同種類(lèi)大米中iAs的污染特征，年齡段分組參考《中國(guó)人群暴露參數(shù)手冊(cè) 成人卷》[31]，結(jié)合該研究調(diào)查者的年齡段分布及各年齡段人群數(shù)量，為保證各年齡段分組的代表性和連貫性，每個(gè)組距人數(shù)選取大于20人.

結(jié)果顯示，男性的大米As暴露量〔0.13 μg/(kg·d)〕高于女性〔0.11 μg/(kg·d)〕，可能與男性的大米攝食量高相關(guān)，與其他研究結(jié)果[11,43-44]一致. 從不同年齡段人群來(lái)看，35～44歲人群的大米As暴露量為0.01 μg/(kg·d)，遠(yuǎn)低于18～24歲人群大米暴露量〔0.12 μg/(kg·d)〕和45～55歲人群大米暴露量〔0.15 μg/(kg·d)〕. 研究[11]表明，不同年齡段人群的大米As暴露可能存在較大差異，這與該年齡段人群對(duì)大米種類(lèi)的選擇、大米的攝入量等有關(guān). 該研究中35～44歲人群多選擇吃含As濃度較低的秈米，且大米攝入量偏低，這在一定程度上解釋了35～44歲人群大米As暴露量相對(duì)較低的現(xiàn)象. 此外，該研究發(fā)現(xiàn)44～55歲人群大米As的暴露量相對(duì)較高，結(jié)合該年齡段人群的大米消費(fèi)行為，推測(cè)可能與該年齡段人群多選擇吃含As濃度較高的粳米，且攝食量較高有關(guān).

2.4 大米iAs的精細(xì)化暴露評(píng)估

該研究以男性居民大米As的暴露量為例，開(kāi)展基于大米暴露行為模式和大米污染特征的加權(quán)和非加權(quán)暴露評(píng)估研究，以分析精細(xì)化暴露評(píng)估對(duì)評(píng)估居民大米As暴露健康風(fēng)險(xiǎn)的影響. 其中，精細(xì)化暴露評(píng)估綜合考慮居民對(duì)每種大米的實(shí)際消費(fèi)量以及每種大米的As污染水平，非精細(xì)化暴露評(píng)估分別基于不同種類(lèi)大米的平均As污染水平，基于居民消費(fèi)率(82.8%)最高和攝入量(75.50 g/d)最高的粳米的平均As污染水平來(lái)開(kāi)展. 不同評(píng)估方法下男性居民大米As的暴露量如圖2所示.

注： 方法一為采用實(shí)際食用大米品種加權(quán)后的As濃度進(jìn)行計(jì)算；方法二為采用粳米As濃度進(jìn)行計(jì)算；方法三為采用四類(lèi)大米平均As濃度進(jìn)行計(jì)算.

由圖2可見(jiàn)，在對(duì)北京市男性居民進(jìn)行大米As暴露評(píng)估時(shí)，使用方法二(采用粳米As濃度計(jì)算)、方法三(采用四類(lèi)大米平均As濃度計(jì)算)進(jìn)行暴露量評(píng)估的結(jié)果，分別比方法一(采用實(shí)際食用大米品種加權(quán)后As濃度計(jì)算)低0.23和0.32倍. 由此可見(jiàn)，在未考慮居民實(shí)際暴露行為模式下開(kāi)展的As暴露量評(píng)估可能存在一定的偏差及不確定性. 蘭州市兒童飲用水重金屬暴露精細(xì)化評(píng)估研究[45]顯示，將人體用水暴露等同于飲水暴露或飲用水綜合暴露會(huì)低估人體As的真實(shí)暴露水平，該思路和結(jié)論與筆者的研究思路和結(jié)果相符. 因此在大米As的綜合暴露評(píng)估中，應(yīng)結(jié)合居民大米的實(shí)際暴露情況，開(kāi)展精細(xì)化暴露評(píng)估，如受條件限制無(wú)法開(kāi)展精細(xì)化暴露評(píng)估，在一定程度上可參考粳米As暴露量來(lái)反映大米As綜合暴露量，以降低結(jié)果的不確定性. 如將居民實(shí)際攝入大米As含量等同于四類(lèi)大米As含量平均值或粳米As含量，可能會(huì)低估居民大米As的真實(shí)暴露水平，導(dǎo)致在大米As健康風(fēng)險(xiǎn)管理中出現(xiàn)“欠保護(hù)”的現(xiàn)象，不利于管理決策的實(shí)施. 因此，在暴露評(píng)估及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，建議開(kāi)展精細(xì)化暴露評(píng)估以反映人群實(shí)際的暴露水平，以更加科學(xué)更加精準(zhǔn)地為健康風(fēng)險(xiǎn)防范提供依據(jù).

美國(guó)有毒物質(zhì)和疾病登記處(Agency of Toxicology and Disease Registry, ATSDR)推薦每日攝入iAs的最低風(fēng)險(xiǎn)水平(MRL)為0.3～20 μg/(kg·d)，美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)的iAs參考劑量(RfD)為0.3 μg/(kg·d)[46]，筆者研究中居民每日攝入大米中iAs的量為0.12 μg/(kg·d)，低于美國(guó)環(huán)境保護(hù)局的iAs參考劑量，為美國(guó)有毒物質(zhì)和疾病登記處推薦每日攝入iAs的最低風(fēng)險(xiǎn)水平的57.5%，故北京市居民大米As平均暴露量處于可接受水平.

該研究在評(píng)估居民As暴露時(shí)未考慮大米As的生物可接受性，以及大米淘洗烹煮過(guò)程中As含量變化等影響因素. 有研究[47]運(yùn)用beta分布分析大米中iAs生物可接受性的平均值為65.7%，故筆者研究在不考慮大米As生物可接受性的情況下存在高估人群大米As暴露量的可能性. 水對(duì)蒸煮大米中As的富集或稀釋起重要作用，已有研究[48-50]表明，在大米的沖洗過(guò)程中As的去除率在13%～30%之間. 洗滌和蒸煮可有效去除大米中部分iAs，但只有糙米和印度香米(一種秈米)中iAs的去除率較高，洗滌和蒸煮時(shí)較高的水米比有助于去除大米中的As，因此居民可適量增加大米淘洗次數(shù)和蒸煮大米時(shí)的水米比來(lái)更多地去除大米中的As. 研究[51-52]發(fā)現(xiàn)，飲用水是人體As暴露的主要來(lái)源，但對(duì)于大量食用大米的人來(lái)說(shuō)，在某些情況下暴露于大米的As劑量超過(guò)了飲用水，為更大限度地減少As暴露風(fēng)險(xiǎn)，鼓勵(lì)居民均衡飲食，適量攝入大米. 研究[52]表明，飲用水和大米中的As含量對(duì)tAs暴露的影響相較于烹飪因素更顯著，因此降低居民As暴露風(fēng)險(xiǎn)的根本是通過(guò)治理土壤、水污染等多途徑降低飲用水和大米中的As含量.

2.5 不確定性分析

該研究被調(diào)查人員的選擇具有隨機(jī)性，由于居民的飲食習(xí)慣、生理體質(zhì)特征等的差異，通過(guò)問(wèn)卷調(diào)查獲取的暴露參數(shù)不一定完全適用于本地區(qū)居民，可能導(dǎo)致暴露評(píng)估結(jié)果的偏差；該研究中大米樣品的采集和實(shí)驗(yàn)室分析處理過(guò)程雖然嚴(yán)格參照國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)執(zhí)行，但仍存在不可控的干擾因素，使得測(cè)量的As濃度可能存在偏差；該研究參考的暴露評(píng)估模型和人群樣本抽樣過(guò)程本身也存在一定不確定性.

為評(píng)估人群大米As暴露的不確定性，該研究以北京市男性居民為例，將居民的日均大米攝入量、人群體重及大米中As的污染特征視為關(guān)鍵的不確定因子，根據(jù)SPSS正態(tài)分布檢驗(yàn)，各因子的分布特征均可視為正態(tài)分布，利用Crystal ball 16.0軟件進(jìn)行蒙特卡羅模擬，模型運(yùn)行 10 000 次迭代，模擬北京市男性居民大米iAs的日均暴露劑量(ADD)，以分析該研究居民大米As暴露評(píng)估中存在的不確定性.

由圖3可見(jiàn)，北京市男性居民大米As暴露量的平均值〔0.13 μg/(kg·d)〕與基于蒙特卡洛模型模擬的預(yù)測(cè)值〔平均值為0.14 μg/(kg·d)，中位數(shù)為0.12 μg/(kg·d)〕相近，說(shuō)明筆者研究中北京市居民大米As暴露評(píng)估結(jié)果偏差較小，北京市居民大米As暴露量確實(shí)處于可接受的范圍. 敏感性分析表明，影響大米As暴露的3個(gè)因素中，大米攝入量的影響占比為57.2%，高于iAs濃度的影響占比(38.6%)和體重的影響占比(4.2%)，說(shuō)明大米攝入量是居民大米As暴露最關(guān)鍵的影響因素.

圖3 基于蒙特卡洛模型模擬的北京市男性居民大米iAs暴露劑量

雖然該研究開(kāi)展的北京市人群大米As暴露的精細(xì)化評(píng)估較科學(xué)地反映了人群大米As的暴露特征，但該研究仍存在一定的局限性. 此次在線調(diào)查問(wèn)卷在前期預(yù)調(diào)查的基礎(chǔ)上，將絕大多數(shù)居民消費(fèi)的絕大多數(shù)大米種類(lèi)納入問(wèn)卷中，但由于大米產(chǎn)品種類(lèi)繁多，尚有一部分小眾大米種類(lèi)未進(jìn)行調(diào)查；此外，該研究開(kāi)展的人群大米暴露行為模式問(wèn)卷調(diào)查雖滿(mǎn)足最小樣本量的要求，但問(wèn)卷數(shù)量仍有限，在代表北京市不同職業(yè)人群或不同年齡段人群的大米暴露行為特征上可能存在一定的局限性.

3 結(jié)論

a) 北京市居民食用的四種大米iAs的平均濃度為0.060 mg/kg，低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)中大米As污染限值(0.2 mg/kg). 其中，粳米的iAs含量最高，平均值為0.063 mg/kg，秈米的iAs含量最低，平均值為0.05 mg/kg.

b) 北京市居民日均大米攝入量為91.19 g，范圍為0.00～391.56 g. 其中，男性居民日均大米攝入量為116.15 g，高于女性居民；45～55歲人群大米日均攝入量為129.27 g，高于18～34歲和35～44歲年齡段人群.

c) 基于居民對(duì)每種大米的實(shí)際消費(fèi)量和每種大米的As污染水平加權(quán)計(jì)算的iAs精細(xì)化暴露量為0.12 μg/(kg·d)，是非加權(quán)評(píng)估暴露量的1.23～1.32倍. 因此，建議在開(kāi)展人群大米As暴露及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)，結(jié)合居民實(shí)際的膳食行為特征及實(shí)際消費(fèi)大米的污染水平進(jìn)行.

d) 北京市居民大米As的暴露量為0.12 μg/(kg·d)，是美國(guó)有毒物質(zhì)和疾病登記處推薦的每日攝入iAs的最低風(fēng)險(xiǎn)水平(MRL)最高限值的57.5%，且低于美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)的iAs參考劑量(RfD)〔0.3 μg/(kg·d)〕，說(shuō)明北京市居民大米As暴露的健康風(fēng)險(xiǎn)處于可接受水平.