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农田系统中重金属污染与食品安全关系重大，已受到全球广大学者的关注[1−2]。农业肥料等的大量使用提高了作物的产量，同时也造成了农田系统的重金属污染[3−4]。水稻在我国的经济作物中占有重要的地位[5]。水稻植株可从农田土壤中富集重金属，并通过迁移转化最终蓄积到稻米中，对食用该稻米的居民存在潜在的健康危害[6−7]。食用稻米的摄入是人体接触重金属的主要途径之一，农产品中重金属的含量及其对人体的健康风险越来越受到大众的关注[8−9]。稻米中重金属对人体的健康风险可通过美国环保署推荐的暴露剂量模型进行评估，评估指标分为致癌风险和非致癌风险[10−11]。重金属进入人体之后，只有一部分能被人体吸收并产生危害，因此，越来越多的学者开始在健康风险评估时考虑重金属的生物可给性[12−13]。重金属的生物可给性是指在胃肠道环境中可溶解的重金属的百分比[14]。在重金属健康风险评估的过程中，结合重金属的生物可给性能得到更准确的评估结果。体外模拟消化实验方法可用于分析重金属的生物可给性，被广泛应用于土壤和食物中的重金属健康风险评价中[15]。
九龙江流域位于福建省的西南部，是福建省的主要水稻产区之一[16−17]。该区域农业经济发达，面积约占福建省陆地面积的1/8，GDP约占福建省的1/4[18]。本研究以九龙江流域农田产稻米为研究对象，测定了稻米中8种重金属的模拟胃液和模拟肠液可提取含量，分析了稻米中重金属的生物可给性特征，并结合重金属生物可给性及健康风险评估模型分析了稻米的食用健康风险，以期为该区域的农业经济可持续发展及稻米食用安全研究提供一定的科学依据。
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根据九龙江流域水稻田分布情况，在水稻成熟期间采集了45个样点的稻米样品，具体采样点分布见图1。每个采样点周围采集10株成熟的水稻样品组成混合样，将样品运回实验室并分割出稻谷样品。稻谷晒干之后用脱壳机进行脱壳获得稻米样品，稻米低温烘干后用不锈钢粉碎机进行粉碎得到稻米粉末样品，装入样品袋中保存。
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生理原理提取法（PBET）是基于人体生理学原理而建立的体外消化方法，可用于研究重金属的生物可给性，已得到广泛的应用[19-21]。本研究采用PBET法分析稻米中重金属的生物可给性。PBET法通过模拟胃液和肠液提取以分析胃阶段和肠阶段可提取的稻米中重金属含量。模拟胃液为：氯化钠（8.766 g）+胃蛋白酶（1.25 g）+苹果酸钠（0.50 g）+柠檬酸钠（0.50 g）+乳酸（420 μL）+醋酸（500 μL），定容至1 L（HCl调节pH=2.5）。
胃阶段：准确称取0.3 g稻米粉末样品2份分别置于2个提取瓶中，加入30 mL模拟胃液，将提取瓶置于恒温振荡器中，设置条件为37 ℃和100 r·min−1提取1 h。提取结束后将其中一份样品提取液离心并用0.45 μm 滤膜过滤，滤液置于冰箱中4 ℃保存待测。另一份样品提取液继续进行肠阶段的提取。
肠阶段：往胃阶段提取液中加入碳酸氢钠粉末调节pH值至7.0，继续加入45 mg胆汁盐和13.5 mg胰酶。将提取瓶置于恒温振荡器中，设置条件为37 ℃和100 r·min−1提取4 h。振荡提取过程中，每30 min监测一次模拟消化液的pH，如pH上升超过0.1则用盐酸调节使pH值保持在7.0±0.1。提取结束后将提取液离心并用0.45 μm 滤膜过滤，滤液置于冰箱中4 ℃保存待测。
模拟胃液和肠液中重金属（Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb）含量用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，Agilent 7700x）测定。模拟胃液和肠液中Hg含量用原子荧光光谱仪（AFS，AFS-820）进行测定。每10个样品进行1个空白对照、选择1个样品进行3次平行分析、选择1个样品进行基体加标回收以进行质量控制，平行样测定RSD<5%，加标回收率介于80%—120%之间。Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的检出限分别为0.01、0.01、0.02、0.1、0.02、0.01、0.01、0.001 mg∙kg−1。
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一般的重金属健康风险评估模型是计算人体摄入的重金属总量并评估其产生的健康风险，但是重金属进入人体之后只有一部分能被人体吸收并产生危害。因此，以人体摄入的重金属总量进行计算可能会高估其健康风险。本研究将重金属的生物可给性引入健康风险评估模型中，以计算进入人体的重金属中能被人体吸收的重金属的实际摄入量以及这部分实际摄入量所产生的致癌风险和非致癌风险。分别用非致癌健康风险指数（单元素HQ和多元素综合HI）和致癌健康风险指数（单元素CR和多元素综合TCR）进行评估。非致癌风险指数（HQ）为人体每日的污染物摄入量与污染物的参考剂量的比值；多种重金属的综合非致癌风险指数（HI）以各重金属的HQ之和进行评估。致癌风险指数（CR）通过人体每日的污染物摄入量与斜率因子（SF）的乘积求得。多种重金属的综合致癌风险指数（TCR）以各重金属的CR之和进行评估。具体计算公式如下[22-24]：
式中，ADI为稻米中重金属的日均摄入量mg·（kg·d）−1；C为稻米重金属含量，mg∙kg−1；BA为稻米重金属的生物可给性，%；其他参数参见文献[25]中的取值，其中：IngR为稻米摄入速率，g·d−1，成人和儿童分别取值336.7和227.6[26-27]；EF为暴露频率，d·a−1，成人和儿童均取值350[23]；ED为暴露期，a，成人和儿童取值分别为24和6[23]；AT为平均暴露时间，d，非致癌风险计算时，成人和儿童取值分别为8760和2190，致癌风险计算时，成人和儿童均取值27677[26]；BW为体重，kg，成人和儿童取值分别为60.5和27.7[26-27]；RfD为参考剂量，mg∙（kg∙d）−1；SF为斜率系数，（kg∙d）∙mg−1；RfD和SF的取值见表1[14, 25, 28]；i代表不同重金属或不同暴露途径。根据公式计算所得的健康风险指数结果，对照表2进行非致癌风险和致癌风险评价。
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采用PBET法提取九龙江流域稻米中重金属含量，胃阶段和肠阶段可提取的重金属含量见图2。胃阶段可提取的Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的平均含量分别为0.034、0.108、1.759、15.97、0.052、0.070、0.040、0.001 mg∙kg−1。而肠阶段可提取的Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的平均含量分别为0.040、0.103、2.148、11.17、0.076、0.052、0.028、0.001 mg∙kg−1。PBET法可提取的稻米重金属含量（胃阶段和肠阶段）均小于稻米中重金属总量（总量数据引用自文献[25]，稻米中Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的总量平均值分别为0.362、0.266、4.122、26.29、0.158、0.103、0.067、0.003 mg∙kg−1），可见进入人体的重金属并不能完全被人体吸收而产生危害。对比重金属污染物限量国家标准[8, 29-30]，胃阶段和肠阶段可提取的重金属含量均小于标准限值。对比胃阶段和肠阶段可提取的稻米重金属平均含量，结果发现，胃阶段可提取的稻米中Ni、Zn、Cd和Pb的平均含量高于肠阶段；胃阶段可提取的稻米中Cr、Cu和As的平均含量低于肠阶段；而两个阶段可提取的稻米中Hg的平均含量相同。胃阶段各重金属含量的变异系数依次为Cd（0.82）>Pb（0.75）>Cu（0.60）>Ni（0.44）>Cr（0.41）>As（0.37）>Zn（0.27）>Hg（0.07），而肠阶段各重金属含量的变异系数依次为Cd（0.92）>Pb（0.72）>Cu（0.60）>Cr（0.46）>Ni（0.42）>Zn（0.40）>As（0.37）>Hg（0.10）。可见，不同采样点处生物可提取的稻米重金属含量存在差异且Cd、Pb和Cu的变异程度较大；不同模拟提取阶段的重金属变异系数存在差异，总体上，肠阶段各重金属含量的变异程度高于胃阶段对应重金属的变异程度。运用SPSS 19软件对胃阶段和肠阶段可提取的稻米重金属含量进行独立样本T检验，结果显示，胃阶段可提取的Zn、As、Pb、Hg和肠阶段具有显著性差异，而其他元素则无显著性差异。
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根据PBET法可提取的稻米重金属含量占稻米中重金属总量的百分比计算稻米重金属的生物可给性，结果见图3。胃阶段可提取的Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的平均生物可给性分别为9.9%、40.6%、41.6%、61.0%、33.3%、65.7%、56.3和39.7%。而肠阶段可提取的Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb和Hg的平均生物可给性分别为11.3%、38.3%、51.1%、41.5%、47.9%、48.5%、41.5%和41.3%。
不同重金属的生物可给性存在较大差异，胃阶段中Cd的生物可给性为Cr的6.6倍，而肠阶段中Cu的生物可给性为Cr的4.5倍。在不同的提取阶段中，重金属的生物可给性也存在差异。对比胃阶段和肠阶段同一重金属的平均生物可给性，胃阶段可提取的稻米中Ni、Zn、Cd和Pb的平均生物可给性高于肠阶段；而胃阶段可提取的稻米中Cr、Cu、As和Hg的平均生物可给性低于肠阶段。这一结果与其他学者的研究结果类似，例如：兰砥中等[31]运用PBET法对湖南省某矿区稻米重金属的研究结果表明，Pb、Zn、Cd的生物可给性为胃阶段>肠阶段，Cu的生物可给性为胃阶段<肠阶段。徐笠等[32]运用PBET法研究了湖南某地的稻米中Cd的生物可给性，结果表明，Cd的生物可给性为胃阶段>肠阶段。
运用SPSS 19软件对胃阶段和肠阶段可提取的稻米重金属生物可给性进行独立样本T检验，结果显示，胃阶段可提取的稻米中Cr、Cu、Zn、As、Cd、Pb和肠阶段具有显著性差异，而其他元素则无显著性差异。胃阶段和肠阶段可提取的稻米重金属生物可给性差异可能与模拟胃肠液的酸碱性不同有关，同时也可能与消化酶及各重金属的性质有关。稻米中Zn、Cd和Pb的生物可给性在胃阶段比肠阶段高且差异性显著，可能与模拟胃液的酸性有关，在酸性条件下这些元素较易被提取；而在肠阶段，因模拟肠液呈碱性导致稻米中重金属的生物可给性有所下降。而稻米中As和Cu等元素的生物可给性在肠阶段比胃阶段高且差异性显著，可能受酸碱性的影响较小，而受模拟肠液中消化酶等的影响较大。肠阶段中的酶会使得As继续释放，从而增加As在肠阶段的生物可给性[33]；肠阶段中的胆汁盐和胰酶可能与Cu离子发生络合反应从而增加Cu在肠阶段的生物可给性[34]。
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九龙江流域稻米中重金属对人体的非致癌风险指数和致癌风险指数计算结果见表3。根据非致癌风险指数可知，胃阶段As对儿童以及肠阶段As对成人和儿童具有非致癌风险（HQ>1），而其他均无非致癌风险（HQ<1）。各重金属对儿童的非致癌风险大于成人，这与已有报道的趋势相似，儿童的生理和行为的特殊性可能使得其对重金属的非致癌风险更敏感[28, 35]。Ni、Zn、Cd和Pb对人体的非致癌风险表现为胃阶段>肠阶段；Cr、Cu、As和Hg表现为胃阶段<肠阶段；Ni则表现为胃阶段与肠阶段类似。这一大小趋势结果与重金属的生物可给性的大小顺序相一致。考虑重金属的复合作用时，胃阶段和肠阶段各重金属的综合非致癌风险指数（HI）均大于1，可能存在综合非致癌风险，而且风险大小表现为儿童>成人和肠阶段>胃阶段。
根据致癌风险指数可知，Ni和Cd在胃阶段和肠阶段对成人或儿童均有人体不可耐受的致癌风险（CR>10−4）；As在胃阶段和肠阶段对成人具有人体不可耐受的致癌风险（CR>10−4）而对儿童具有人体可耐受的致癌风险（10−6<CR<10−4）；Pb在胃阶段和肠阶段对成人或儿童均无致癌风险（CR<10−6）。各重金属对人体的致癌风险均表现为成人大于儿童，这一趋势与非致癌风险相反。通过分析致癌风险的计算公式可知，这可能与成人的暴露期和稻米摄入高于儿童有关。Ni、Cd和Pb对人体的致癌风险表现为胃阶段>肠阶段；Cr和As表现为胃阶段<肠阶段。这一大小趋势结果与重金属的生物可给性的大小顺序相一致。考虑重金属的复合作用时，胃阶段和肠阶段各重金属的综合致癌风险指数（TCR）均大于10−4，可能存在综合致癌风险，而且风险大小表现为成人>儿童和胃阶段>肠阶段。
依据各重金属的健康风险指数及综合健康风险指数计算各重金属对综合健康风险的贡献率，结果见图4。胃阶段和肠阶段各重金属对人体非致癌风险的贡献率大小顺序为As>Cd>Zn>Cu>Cr>Pb>Ni>Hg，而各重金属对人体致癌风险的贡献率大小顺序为Cd>Ni>As>Cr>Pb。可见，As和Cd是非致癌风险的主要贡献因子，而Cd和Ni是致癌风险的主要贡献因子，这几个重金属应重点关注。涂杰峰等[36]研究也指出，福建省部分地区居民存在由稻米Cd所引起的健康风险。
为进一步研究九龙江流域稻米中重金属健康风险的空间分布特征，运用ArcGIS软件进行Kriging空间插值分析。Kriging空间插值分析法能利用区域化变量的原始数据和变异函数的结构特点，对未采样点的区域化变量给出最优线性无偏估计。该方法在重金属空间插值分析方面具有其独特的优势以及良好的适用性，已被广泛应用于重金属空间分布特征的研究[37-38]。本研究中，首先运用SPSS 19软件对稻米重金属健康风险指数（包括胃阶段致癌风险指数和非致癌风险指数、肠阶段致癌风险指数和非致癌风险指数）进行样本K-S检验，结果显示稻米重金属的健康风险指数均符合正态分布。数据适合Kriging空间插值分析，运用ArcGIS 10.8软件进行空间插值分析。各重金属对成人和儿童的健康风险分布趋势基本一致，因此只以成人为例进行讨论，结果见图5。胃阶段和肠阶段的致癌风险均表现为北溪和西溪上游区域较高的趋势，胃阶段的非致癌风险表现为北溪上游区域较高的趋势，而肠阶段的非致癌风险则表现为北溪中上游区域较高的趋势。根据前述分析可知，重金属的致癌风险主要由Cd和Ni贡献，而非致癌风险主要由As和Cd贡献。而稻米中Cd和Ni含量在九龙江北溪流域较高，稻米中As含量在河口区域较高，这些因素共同促成了重金属健康风险的这一空间分布特征。
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（1）九龙江流域稻米中重金属的模拟胃阶段可提取和模拟肠阶段可提取的重金属含量均低于国家标准规定的稻米中重金属含量的限值。稻米重金属在胃阶段的平均生物可给性顺序为Cd（65.7%）> Zn（61.0%）>Pb（56.3）>Cu（41.6%）>Ni（40.6%）>Hg（39.7%）>As（33.3%）>Cr（9.9%）；而稻米重金属在肠阶段的平均生物可给性顺序为Cu（51.1%）>Cd（48.5%）>As（47.9%）>Zn （41.5%）=Pb（41.5%）>Hg（41.3%）>Ni （38.3%）>Cr（11.3%）。稻米中Ni、Zn、Cd和Pb在胃阶段的平均生物可给性高于肠阶段；而Cr、Cu、As和Hg在胃阶段的平均生物可给性低于肠阶段。
（2）基于重金属生物可给性的健康风险评估结果表明，稻米重金属在胃阶段和肠阶段均对人体存在非致癌风险和致癌风险。其中，非致癌风险主要由As和Cd贡献，风险大小表现为儿童>成人和肠阶段>胃阶段；致癌风险主要由Cd和Ni贡献，风险大小表现为成人>儿童和胃阶段>肠阶段。九龙江流域稻米重金属对人体的健康风险表现为北溪和西溪中上游区域较高的趋势。
九龙江流域稻米重金属生物可给性及食用健康风险
Bioaccessibility of heavy metals and dietary safety of the rice produced in Jiulong River Basin
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摘要: 为研究九龙江流域稻米中重金属的生物可给性及其食用健康风险，运用生理原理提取法（PBET）分析了稻米中模拟胃阶段和肠阶段可提取的重金属含量。运用基于生物可给性的健康风险评价模型评估重金属对人体的致癌风险和非致癌风险。结果表明，九龙江流域稻米中不同重金属的生物可给性差异较大。稻米中Ni、Zn、Cd和Pb在胃阶段的平均生物可给性高于肠阶段；而稻米中Cr、Cu、As和Hg在胃阶段的平均生物可给性低于肠阶段。稻米重金属在胃阶段和肠阶段均对人体存在非致癌风险和致癌风险，其中非致癌风险主要由As和Cd贡献；致癌风险主要由Cd和Ni贡献。稻米重金属对儿童的非致癌风险高于成人，而致癌风险低于成人。稻米重金属在胃阶段的非致癌风险低于肠阶段，而致癌风险高于肠阶段。稻米重金属的健康风险在九龙江流域的中上游区域较高。Abstract: In order to research the bioaccessibility of heavy metals and dietary health risks of the rice produced in the Jiulong River Basin, the extractable rice heavy metals in the simulated gastric phase and intestinal phase were analyzed using the Physiologically Based Extraction Test (PBET) method. A bioaccessibility-based health risk evaluation model was applied to evaluate the carcinogenic and non-carcinogenic risks of heavy metals to humans. The results showed that the bioaccessibility of different heavy metals in the rice produced in Jiulong River Basin was significantly different. The average bioaccessibility of Ni, Zn, Cd and Pb in the rice was higher in the gastric phase than in the intestinal phase, while the average bioaccessibility of Cr, Cu, As and Hg in the rice was lower in the gastric phase than in the intestinal phase. There were non-carcinogenic risk and carcinogenic risk of rice heavy metals in both gastric phase and intestinal phase, with the non-carcinogenic risk mainly contributed by As and Cd and the carcinogenic risk mainly contributed by Cd and Ni. The non-carcinogenic risk of the rice heavy metals to children was higher than that to adults, while the carcinogenic risk of the rice heavy metals to children was lower than that to adults. The non-carcinogenic risk of the rice heavy metals in the gastric phase was lower than that in the intestinal phase, while the carcinogenic risk of the rice heavy metals in the gastric phase was higher than that in the intestinal phase. The health risks of the rice heavy metals were higher in the middle and upper regions of the Jiulong River Basin.
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Key words:
- heavy metals /
- bioaccessibility /
- rice /
- health risk /
- Jiulong River Basin
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图 2 九龙江流域稻米中生物可提取重金属含量（mg∙kg−1）
Figure 2. Contents of bioaccessible heavy metals in rice in Jiulong River Basin （mg∙kg−1）
图 3 九龙江流域稻米中重金属生物可给性（%）
Figure 3. Bioaccessibility of heavy metals in rice in Jiulong River Basin （%）
图 4 九龙江流域稻米中重金属对健康风险的贡献
Figure 4. Contributions to health risks of heavy metals in rice in Jiulong River Basin
图 5 九龙江流域稻米中重金属健康风险指数（成人）
Figure 5. Health risk index of heavy metals in rice in Jiulong River Basin （Adult）
表 1 健康风险指数计算参数
Table 1. Parameters used in the calculation of health risk index
元素
ElementsRfD/（mg∙(kg∙d)−1） SF/（kg∙d∙mg−1） 经口摄入Ingestion 皮肤接触
Dermal absorption呼吸吸入Inhalation 经口摄入Ingestion 皮肤接触
Dermal absorption呼吸吸入Inhalation Cr 3.00×10−3 6.00×10−5 2.86×10−5 5.00×10−1 2.0×101 4.2×101 Ni 2.00×10−2 5.40×10−3 9.00×10−5 1.7×100 4.25×101 8.40×10−1 Cu 4.00×10−2 1.20×10−2 4.02×10−2 — — — Zn 3.00×10−1 6.00×10−2 3.00×10−1 — — — As 3.00×10−4 1.23×10−4 3.00×10−4 1.50 ×100 3.66×100 1.51×101 Cd 1.00×10−3 1.00×10−5 1.00×10−5 6.1×100 6.3×100 6.30 ×100 Pb 3.50×10−3 5.25×10−4 3.52×10−3 8.50×10−3 — — Hg 3.00×10−4 2.10×10−5 8.57×10−5 — — — 注：“—”表示无该参数。Note: "—" means no parameter 
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表 2 重金属健康风险程度分级
Table 2. Degree of health risks of heavy metals
HQ/HI 健康风险程度
Degree of health riskCR/TCR 健康风险程度
Degree of health risk<1 无风险 TCR/CR<10−6 无风险 >1 有风险 10−6≤TCR/CR<10−4 有人体可耐受的风险 10−4≤TCR/CR 有人体不可耐受的风险
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表 3 九龙江流域稻米中重金属的健康风险指数
Table 3. Health risk index of heavy metals in rice in Jiulong River Basin
元素
Element胃阶段非致癌风险指数
Non-carcinogenic risk index
of gastric phase胃阶段致癌风险指数
Carcinogenic risk index
of gastric phase胃阶段非致癌风险指数
Non-carcinogenic risk index of intestinal phase胃阶段致癌风险指数
Carcinogenic risk index of intestinal phase成人
Adult儿童
Children成人
Adult儿童
Children成人
Adult儿童
Children成人
Adult儿童
ChildrenCr 0.06 0.09 2.87×10−5 1.06×10−5 0.07 0.10 3.36×10−5 1.24×10−5 Ni 0.03 0.04 3.10×10−4 1.15×10−4 0.03 0.04 2.95×10−4 1.09×10−4 Cu 0.23 0.35 — — 0.29 0.42 — — Zn 0.28 0.42 — — 0.20 0.29 — — As 0.93 1.37 1.32×10−4 4.87×10−5 1.35 1.99 1.92×10−4 7.10×10−5 Cd 0.37 0.55 7.23×10−4 2.67×10−4 0.28 0.41 5.39×10−4 1.99×10−4 Pb 0.06 0.09 5.67×10−7 2.09×10−7 0.04 0.06 4.01×10−7 1.48×10−7 Hg 0.02 0.02 — — 0.02 0.03 — — Total 1.99 2.92 1.19×10−3 4.41×10−4 2.28 3.36 1.06×10−3 3.92×10−4 注：“—”表示缺计算参数而无该结果。Note: "-" means that the result is not available due to missing calculation parameters.
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