2. 中国医学科学院皮肤病研究所
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砷(As)是一种对人体有毒的物质，尤其是无机砷已被列为Ⅰ类致癌物[1]。慢性暴露于砷会导致消化、呼吸等系统紊乱，最终可导致癌症[2-4]。众所周知，饮用水是人类暴露于砷[5-6]的主要途径。然而，近年来越来越多的证据表明食物摄入对砷的健康风险有着关键作用[7-8]。在已研究的食物类型中，发现摄入大米和鱼类是较为严重的砷[9-10]膳食暴露来源。在中国，有大量报道表明大米和鱼类中存在高水平砷。在过去几十年中，与中国大米或鱼类摄入相关的风险评估方面取得了许多进展[11-14]，且发现膳食模式对人类砷暴露[11, 15-16]存在显著影响，但比较中国非污染地区城市消费者的米和鱼类摄入风险的相关研究较为缺乏。本文旨在比较中国东部典型城市江苏省南京市的大米与鱼类摄入砷暴露的相对重要性，为中国东部和南方众多其他城市的砷暴露评估提供参考。
1 材料和方法 1.1 样品与分析从南京市中心区每个行政区选择(1~5)个市场和(1~5)个超市，共收集40份大米样品和59份鱼类样品(图 1)。根据我们的初步调查发现：南京市的市售大米主要生产在中国东北部(NEC-Rice)和江苏北部(NJS-Rice)。江苏省和中国东北省份都是中国大米的主要产地[17]，因此东北米和苏北米是中国东部和南方城市市场上的常见商品大米。此外，本研究考虑了中国三种常见的市售鱼类，包括鲫鱼、黄鱼和带鱼[18]。因此，本研究所考虑的米和鱼均能代表中国东部和南方城市食用米、鱼。
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| 图 1 采样点分布图 |
已有研究报道烹饪可影响食物中砷的浓度及其生物可接受性[19-20]，因此，本研究中所有的大米和鱼样均被煮熟，以便比较砷风险。大米的处理流程：用超纯水冲洗样品，然后蒸煮10 min。与之类似，切开鱼肌肉组织并蒸煮30 min。然后冷冻干燥煮熟的米和鱼样品，并研磨成细粉末，密封并储存在-20℃直到实验分析。将硝酸加入到样品中置于15 mL离心管中进行预消化，过夜，然后将离心管放在石墨消解仪(Hanon SH230)中于120℃下加热4 h。使用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)(Perkin Elmer/NexION300)测量所有样品的砷浓度。砷检出限为0.48 ng/L。
1.2 问卷调研根据南京市行政区划，把南京市分为若干区，每个区进一步划分为居民社区，分层随机抽样选择社区内的家庭，对受访者分层随机抽样。通过问卷调查了解了个人饮食行为和人口特征(n=227)。个人饮食行为包括鱼类、大米摄入来源以及大米和鱼类的平均每日摄入量。人口特征主要包括性别和年龄等基本信息。
1.3 健康风险评估本研究中采用美国环保局的健康风险评估模型，用于评估南京市消费者摄入大米和鱼类砷的非致癌和致癌风险[21]。
使用美国环保局推荐的以下公式计算食物(ADD)的平均日剂量[22]。
| $ \text{ADD}=\left( \text{C}\times \text{IR}\times \text{EF}\times \text{ED} \right)/(\text{BW}\times \text{AT})~ $ | (1) |
式中：ADD—摄入平均日剂量(mg/kg·d)；
C—食物中的无机砷浓度(mg/kg)，大米无机砷按总砷的58%计算，鱼类无机砷按总砷的14%计算[16, 23]；
IR—食物摄入率/(kg/d)；
EF—暴露频率/(d/a)；
ED—暴露时间/a；
BW—体重/(kg)；
AT—平均作用时间(day)。对于非致癌影响，AT=ED×365；致癌影响，AT=25 550 day(70 a)。
通过使用下面的公式计算HQ以评估非致癌性风险。在HQ＜1时可假设暴露人群没有潜在风险。
| $ \text{HQ}=\text{ADD}/\text{RfD}~ $ | (2) |
式中: HQ—危害商(如果HQ＞1.00可能会有潜在的不利影响)；
RfD—口服砷剂量(RfD=3.00E-04 mg/kg·d)[22]
通过使用以下公式计算ILCR值来评估致癌风险。目前，USEPA认为可接受水平区间为1.00-E-06 -1.00-E-04[24]。当ILCR超过10-4时，可假设暴露人群具有较高的致癌风险。
| $\text{ILCR}=\text{ADD}\times \text{SF}~ $ | (3) |
式中: ILCR—个体在一生中发生癌症的单位概率；
SF—致癌性斜率(SF=1.5 kg/d·mg)。
为了了解与风险计算相关的不确定性，运用蒙特卡罗模拟量化可变性和不确定性。该模拟运行了10 000次迭代。
1.4 统计学分析统计学分析采用SPSS 22.0进行t检验，单因素方差(ANOVA)分析和Spearman相关分析。Monte Carlo模拟使用Crystal Ball软件(Oracle Corporation，Vallejo，US)。
1.5 质量控制作为质量控制，将扇贝组织(GBW 10024)和大米(GBW 10043)用作参考标样(CRM)，并对每个样品进行重复分析。对鱼类和大米而言，CRM中砷的回收率分别为的110±3%和112±0。
2 结果 2.1 食品样本中的砷浓度表 1中显示了不同来源(即中国东北省份/NEC和江苏北部/NJS)和不同品种鱼类组织(如鲫鱼、黄鱼和带鱼)样品中砷的浓度。东北米和苏北米中砷的平均浓度分别为(0.13±0.04)和(0.11±0.03) mg/kg。所有煮熟的大米样本的浓度低于国标《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762-2017)[25]无机砷0.2 mg/kg。此外，在东北米和苏北米间未发现砷水平的显著性差异(P＞0.05)，南京市不同地区收集的大米砷浓度也无显著性差异(P＞0.05)。鱼肉中总砷含量为(0.07~13.88) mg/kg，平均3.45 mg/kg。32%鱼肉样品的砷浓度超过国家标准《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762-2017)[25]无机砷0.1 mg/kg，按比例反推总砷限值)[25]。砷水平在鲫鱼、黄鱼和带鱼之间有显著差异(P＜0.05)，但是南京不同地区鱼类砷含量差异无统计学意义(P＞0.05)。
| 食品 | 类别 | n | 浓度/(mg/kg) | P值 |
| 米 | 东北米 | 18 | 0.13±0.04 | P=0.255 |
| 苏北米 | 22 | 0.11±0.03 | ||
| 鱼 | 鲫鱼 | 20 | 0.24±0.18 | P＜0.05 |
| 黄鱼 | 19 | 6.25±3.62 | ||
| 带鱼 | 20 | 4.01±2.51 |
2.2 暴露参数的问卷调研
南京市中心地区共有243名居民参与问卷调查。大米和鱼类的平均每日摄入量分别为0.20和0.03 kg/d。所有受访者年龄分布为(6~82)岁，其中男性102人，女性131人。研究人群的平均体重为58.7 kg，居民平均居住时间(南京市)为12.90年。鲫鱼、黄鱼和带鱼是研究人群最常吃的鱼类，与我们的预调查结果一致。
年龄和性别对大米或鱼类的摄入率影响如下：不同年龄组的消费者大米摄入率为(0~0.5) kg/d，没有显著差异(P＞0.05)。不同年龄组的消费者鱼类摄入率存在显著差异(P＜0.01)。此外，大米摄入率在性别上存在显著差异(男性0.23，女性0.17 kg/d，P＜0.001)。相反，男性和女性消费者的鱼类摄入率相当，男性0.03及女性0.03 kg/d(P＞0.05)。
2.3 米和鱼中砷的健康风险评估摄入鲫鱼、黄鱼和带鱼的平均HQ分别为0.05、1.57和0.96，这表明摄入较多鱼肉会产生一定的非致癌风险(表 2)。摄入鲫鱼、黄鱼和带鱼的平均ILCR分别为4.61E-06、1.41E-04和7.95E-05，大多处于可接受范围。摄入东北米和苏北米的平均HQ和ILCR相当(P＞0.05)：摄入东北米和苏北米的平均HQ为0.8、0.85，表明大米摄入存在较低非致癌风险。摄入东北米和苏北米的平均ILCR为6.61E-05、6.61E-05，均处于可接受范围。此外，大米摄入的平均HQ和ILCR分别为0.82和6.61E-05，稍低于鱼类摄入(HQ：0.86，ILCR：7.50E-05)。
| 食品 | 类别 | ADD/(mg/kg·d) | HQ | ILCR | |||||
| Mean | SD | Mean | SD | Mean | SD | ||||
| 米 | 东北米 | 2.40E-04 | 1.29E-04 | 8.00E-01 | 4.32E-01 | 6.61E-05 | 9.57E-05 | ||
| 苏北米 | 2.54E-04 | 1.37E-04 | 8.47E-01 | 4.58E-01 | 6.61E-05 | 9.69E-05 | |||
| 鱼 | 鲫鱼 | 1.54E-05 | 2.49E-05 | 5.11E-02 | 8.29E-02 | 4.61E-06 | 1.57E-05 | ||
| 黄鱼 | 4.69E-04 | 5.68E-04 | 1.57E+00 | 1.89E+00 | 1.41E-04 | 3.88E-04 | |||
| 带鱼 | 2.87E-04 | 4.59E-04 | 9.58E-01 | 1.53E+00 | 7.95E-05 | 2.14E-04 | |||
比较南京市不同地区摄入的HQ和ILCR(表 3)发现：就摄入大米而言，D2的HQ和ILCR最高，D5最低。就摄入鱼类而言，HQ和ILCR在D5中最高，D1最低。
| 行政区 | 米 | 鱼 | |||
| HQ | ILCR | HQ | ILCR | ||
| 栖霞(D1) | 0.90±0.50b | 4.54E-05±8.64E-05a | 0.50±1.34a | 2.58E-05±8.95E-05a | |
| 秦淮(D2) | 1.10±0.48c | 1.03E-04±9.69E-04b | 0.74±1.01ab | 4.97E-05±7.07E-05ab | |
| 玄武(D3) | 0.78±0.39ab | 4.23E-05±5.18E-05a | 1.07±1.30b | 6.23E-05±1.24E-04ab | |
| 鼓楼(D4) | 0.76±0.36ab | 7.71E-05±1.17E-04ab | 1.00±1.49ab | 8.47E-05±1.68E-04ab | |
| 建邺(D5) | 0.67±0.34a | 7.08E-05±1.08E-04ab | 2.21±3.269c | 3.01E-04±7.95E-04c | |
| 雨花台(D6) | 0.84±0.43ab | 6.61E-05±4.55E-05ab | 0.78±1.09ab | 6.71E-05±1.44E-04ab | |
| 浦口(D7) | 0.75±0.36ab | 9.57E-05±1.32E-04b | 1.09±1.60b | 1.47E-04±3.99E-04b | |
| 江宁(D8) | 0.74±0.47ab | 9.28E-05±1.23E-04b | 0.68±0.83ab | 6.68E-05±1.05E-04ab | |
| 注：用Duncan法进行多重比较。同列标有不同字母者表示组间差异显著(P＜0.05)，标有相同字母者表示组间差异不显著(P＞0.05)。该列平均值从小到大排列后，“a”表示该列各平均数的最小值，“b”表示该值与上方平均数有显著差异，凡差异不显著继续标记字母“a，c”表示该值与上方平均数有显著差异，凡差异不显著继续标记字母b | |||||
此外，我们还通过10 000次迭代运行的蒙特卡罗模拟评估了受访者摄入的HQ和ILCR。结果如图 2所示，表明大米和鱼类中砷浓度及其摄入率对控制砷风险都很关键。
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| 注：C指砷浓度，IR指摄入率，BW指人体体重 图 2 敏感性分析(x轴：不同变量的贡献(%)；y轴：变量名称) |
3 讨论
研究结果表明，南京市市售大米的总砷浓度(0.06~0.24) mg/kg普遍较低，其浓度在之前报道的非污染地区的浓度范围内，如浙江省台州市(0.095~0.308) mg/kg[26]，且都低于污染地区的大米浓度(湖南省祁阳县(0.37~0.85) mg/kg[27]。可能是因为这些市售大米的两大主要产地(东北和江苏北部)的土壤砷水平普遍较低[28-29]。这也导致了东北米(平均0.13 mg/kg)和苏北米(平均0.11 mg/kg)砷水平相当(P＞0.05)。同时，南京不同地区大米砷水平差异无统计学意义，可能是因为南京市售大米来自同一生产地。市售鱼类总砷水平较高(0.07~13.88 mg/kg，平均3.45 mg/kg)，高于国家标准限值0.5 mg/kg(GB 4810-1994)《食品中砷限量卫生标准》[30]，仅针对淡水鱼。在所有检测的鱼样中总砷水平具有显著差异：海水鱼(黄鱼6.25±3.62 mg/kg；带鱼4.01±2.51 mg/kg)的总砷水平明显比淡水鱼(鲫鱼0.24±0.18 mg/kg)高，这与之前在中国东部山东省的研究结果一致(鲫鱼平均0.18 mg/kg)[31]。此外，之前曾有报道表明由于饮食和饲养习惯以及代谢和吸收能力的不同，海水鱼的总砷水平普遍高于淡水鱼[14]。
中国不同地区居民饮食结构差异较大[32]，可进而导致大米和鱼类摄入率的差异。总的来说，中国南方居民摄入米及其制品更多，而北方居民则更多摄入面及其制品[33]。南京居民的平均摄入率(0.20 kg/d)处于华东地区报道值得范围内，如上海市0.24 kg/d[34]。中国南方省份广西居民的大米摄入率(0.14 kg/d)接近南京[35]，而中国西部的陕西省居民摄入率(0.09 kg/d)相对较低[36]。再则考虑到南京人口在中国东部和南方总排名十五，因此可认为南京居民大米的摄入率可以代表华东地区水平。和大米摄入率类似，中国不同地区的鱼类摄入率也差异较大。在中国东部和南方沿海省份的鱼类摄入水平普遍高于西部内陆地区[33]。南京消费者的鱼类摄入率(即0.03 kg/d)和报道的中国东部和南方地区城市居民摄入率水平相似，如广西0.03 kg/d，上海0.02 kg/d，但明显高于内陆省份，如甘肃(0.001 kg/d)[33, 35, 37]。因此，南京市城市居民鱼类摄入率也能够代表中国东部和南方城市的水平。
本研究结果表明南京市及其他城市的城区消费者通过大米摄入砷存在较低的潜在风险。在我们的研究中摄入大米的平均HQ和ILCR分别为0.82和6.61E-05，结果处于可接受范围(即1和1.00E-06~1.00E-04)。同时，大米摄入导致的砷风险总体低于污染地区报道过的风险。例如，拥有多个矿区的湖南省的当地居民摄入大米的HQ和ILCR分别为2.73和1.23E-03[38]。这可能是由于湖南居民大米摄入率偏高(湖南0.43 kg/d，本研究0.19 kg/d)以及当地大米砷浓度较高(0.05~0.25 mg/kg，而本研究中为0.06~0.24 mg/kg)[38]。鱼摄入的平均HQ和ILCR分别为0.86和7.50E-05，也处于可接受范围。本研究中摄入鱼类砷的HQ明显低于摄入珠江流域某砷污染池塘中淡水鱼的HQ：摄入该池塘淡水鱼的HQ为1.45，这可能是由于该池塘附近居民摄入率偏高(污染区0.07 kg/d，南京0.14 kg/d)及淡水鱼砷平均浓度(污染区0.58，南京0.24 mg/kg)偏高[39]。在中国比较摄入鱼米砷风险的研究较少，最近一项在中国东部江苏某镇的研究表明，水产品和大米摄入对于控制砷风险都很重要(52.2% vs 37.6%)[15]，这与本研究获得的结果一致。
我们的研究表明大米和鱼类摄入都可能对南京市消费者的砷膳食暴露产生显著影响，尽管产生的风险在可接受范围但需多加关注直至风险可彻底忽略。首先，大米和鱼类摄入于人体膳食砷暴露有着显著贡献。其次，敏感性分析的结果表明砷的浓度及米和鱼的摄入率对控制砷风险起着关键性作用。研究结果还表明饮食习惯(例如大米和鱼类消费的差异)的不同可能会对不同饮食途径产生的砷风险具有明显影响。本文并未对砷进行形态分析，今后将进一步研究以精细化风险评估。
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