大米汞污染與攝食大米甲基汞暴露研究進展

程和發，高 旭，羅 晴

（北京大學城市與環境學院，北京 100871）

汞是環境中毒性最強的重金屬元素之一，在自然界中以單質汞、無機汞和有機汞的形態存在[1]。自工業革命以來，隨著人類對汞的大量使用和排放，汞污染帶來的生態環境和人體健康危害引發了廣泛的社會關注，其中以日本的水俁病最為著名。汞具有持久性、遷移性、高毒性和生物累積性，其污染的嚴重性和復雜性在某些方面超過了持久性有機污染物[1]。為保護人類與環境免受汞及其化合物人為排放和釋放造成的危害，國際社會達成并簽署了具有全球法律約束力的《關于汞的水俁公約》，并已于2017年8月16日生效[2]。盡管該公約將通過控制和削減全球人為汞排放和含汞產品的使用來降低環境汞污染，但全球汞污染的現狀在短期內不會出現根本性的改善。

汞可以通過呼吸道、消化道和皮膚進入人體，在體內積累至一定量時會對人體造成危害，導致汞中毒[3]。汞的不同形態之間毒性相差很大：無機汞的毒性相對較弱，而無機汞轉化成的甲基汞具有高神經毒性、致癌性、心血管毒性、生殖毒性、免疫系統效應和腎臟毒性等，能給人體健康帶來嚴重危害[4]。

通常認為非職業接觸人群的甲基汞暴露主要來自于日常攝食的海產品，但近期有研究表明攝食大米很可能是東南亞國家內陸居民甲基汞暴露的一個重要途徑[5-7]。由于甲基汞的生物放大效應，其在水生生物（如魚和貝類）體內具有很高的富集[5-6，8]。有些植物（如苔蘚）具有富集汞的能力，而水稻也具有很強的甲基汞富集能力。例如Feng等[9]發現我國貴州汞礦區的大米中具有高含量的總汞和甲基汞，其中甲基汞含量高達180 ng·g-1，攝食大米是當地居民甲基汞暴露的重要途徑。全球90%的稻米產自亞洲，而我國作為世界稻作的起源地，有近三分之二的人口以稻米為主食[10]。與此同時，我國是世界上最大的汞生產國、使用國和排放國，長期大規模的涉汞工礦業活動，如汞冶煉、混汞采金、鉛鋅冶煉以及氯堿生產等，在局部地區造成了嚴重的汞污染問題[11]。因此，攝食汞污染地區產出的大米有可能給居民帶來潛在健康風險。

國內外學者已對文獻中報道的全球各地大米汞污染情況、檢測方法及人群通過食物攝入的甲基汞暴露情況進行了總結。例如，Li等[12]對比總結了我國人群通過攝食魚和大米的甲基汞暴露情況，Rothenberg等[13]對1980—2013年間全球范圍內大米汞污染情況及檢測方法進行了總結，并對大米中汞的來源機理進行了分析匯總。本文針對全球范圍內關于大米汞污染、包括大米在內的食品中汞含量分析及人群攝食大米汞暴露的研究進行了歸納總結，更新了最新的測定數據、檢測方法及研究進展，旨在分析目前大米汞污染情況的基礎上，明確攝食大米是否是污染區域人群甲基汞暴露的重要途徑，是否構成嚴重的健康風險。此外，還展望了未來需要針對性加強研究的重要問題，以期為評估攝食大米對人類健康的影響、糧食安全等提供科學依據。

1 汞污染的來源

汞污染的來源主要有自然來源和人為來源，除去近百年在土壤、海洋中已存在的汞的“再排放”，人為來源排放貢獻大[14]。天然環境介質如巖石、土壤和水體及底泥中均存在汞，其多以礦物形式存在于自然界中，如常見的硫化汞礦、氯硫汞礦等，而水體及底泥中通常存在有機形態的含汞化合物（如甲基汞）[15]。火山噴發、森林大火、巖石風化、海水蒸發等都是大氣中汞的重要自然來源，汞礦及含汞溫泉是周邊區域土壤、水體的天然汞污染源[15]。聯合國環境規劃署（United Nations Environment Programme，UNEP）在2018年發布的《全球汞評估報告》中指出，2015年全球大氣汞中僅有約10%為自然來源[14]。

人為源排放的汞主要以蒸氣形式進入大氣，近年來各國雖然對汞的人為排放進行了控制，但2015年全球人為源向大氣中排放汞的總量仍比2010年增長了20%[14]。相較于農業和生活活動，工業生產是汞的最主要人為排放源。化石燃料及生物質燃燒的汞排放量約占全球人為排放總量的24%，其中燃煤占21%；而礦石開采冶煉及采金、垃圾焚燒等相關工業活動的汞排放量也不容忽視，其中2015年全球民間開采及小規模采金等不規范工業活動所產生的廢物、廢水共向陸地及淡水環境排放了約1220 t汞[14]。農業生產中含汞肥料（如磷肥的平均汞含量可達0.25 mg·kg-1）和農藥的不合理施用、污水灌溉都能導致土壤汞污染[15]。與商業和日常生活相關的活動所涉及的含汞產品（如熒光燈、體溫計等）廢棄后在處理處置過程也不可避免地會向環境中釋放汞[15]。

汞在常溫下可蒸發，而以蒸氣形態存在的汞在大氣中非常穩定。汞可在全球范圍內隨大氣環流進行傳輸，因此《全球汞評估報告》將其列為全球性污染物[2，14]。全球汞循環模型顯示，北美洲地區汞的主要外源是大氣傳輸帶來的東南亞地區的排放，而歐洲、東南亞和印度次大陸排放的汞是非洲汞污染的主要貢獻源[14]。有研究發現，北極地區汞污染情況正在加劇，永凍土中汞含量遠高于地球上其他地區，已經成為全球汞的“匯”[16]，這一問題是由北美、北歐等地區排放的氣態及顆粒態汞經大氣傳輸后在北極的干、濕沉降所導致的[17]。有研究表明，新沉降汞的二次釋放也是大氣汞的重要來源[18]。Zhu等[19]發現，由于人為汞的排放和大氣汞的沉降，人為汞污染源（如冶煉廠、氯堿廠、發電廠等）附近的土壤通常呈現較高的汞含量，而土壤汞通量、汞凈沉降量的計算結果表明，一部分新沉降的汞可以迅速重新釋放回到大氣中。截至目前，受人類活動影響的地表汞源和匯的特征尚未得到充分驗證，還需進一步開展研究。此外，汞在土壤中發生生物、非生物還原后，通過揮發也可以釋放進入大氣[18]。Eckley等[20]的研究發現新沉降到極地地區土壤、水生系統和積雪中的大氣汞很容易轉化為汞蒸氣重新釋放，加速了汞的全球循環。汞在生物地球化學循環過程中可以通過埋藏在深海、湖泊沉積物和地下土壤中而與生物圈隔離，但這些過程通常需要幾個世紀甚至更長的時間，這也說明了汞污染具有持久性，很難治理消除[14]。

2 甲基汞的人體健康危害

以蒸氣形態存在的單質汞可以通過呼吸道進入人體，被吸收后生物利用率接近100%，在肝、腎及大腦等部位富集[3]。汞具有很強的神經毒性，長期暴露在高汞環境中可能造成腦損傷甚至死亡[21]。甲基汞是毒性最強的汞形態之一，其進入人體的主要途徑為含甲基汞食物（如魚類、大米等）的攝食[12]。有確鑿證據表明甲基汞暴露可導致成年男性患上心血管疾病（尤其是急性心肌梗死）[22-23]。雖然甲基汞在人體內轉化為無機汞后主要存在于肝臟、腎臟中，但目前對于人體甲基汞暴露后的腎臟毒性、免疫系統損害方面的研究報道較少。

大腦是甲基汞的主要靶組織，甲基汞可穿過血腦屏障，造成人體神經系統的嚴重損傷[4]。據世界衛生組織（World Health Organization，WHO）報道，高甲基汞暴露情況下（血汞濃度達到200 μg·L-1），5%的成人會出現神經系統紊亂癥狀[4]。慢性低劑量甲基汞的暴露同樣可以對成人神經系統造成影響，導致運動、視覺及認知功能缺陷[24]。Feitosa-Santana等[25]針對亞馬遜中部地區未與汞污染源直接接觸的當地人群開展的研究發現，長期暴露于低水平甲基汞的亞馬遜河邊居民的神經系統遭到損傷，主要體現在視覺障礙，例如亮度對比敏感度喪失、視野受限和色覺缺陷。由此可見，不僅高甲基汞暴露，長期低劑量甲基汞暴露同樣可能導致人群神經性疾病。值得指出的是雖然甲基汞具有很強的神經毒性，但人群甲基汞暴露導致神經學變化的臨床證據仍然缺失，存在爭議[26]。Puty等[26]通過系統梳理近十年的相關文獻，考察了地方性甲基汞中毒風險區域人群神經系統的改變與環境甲基汞暴露之間的關系，發現從方法學角度只能得出甲基汞可能會對暴露人群的神經功能造成損傷的結論，主要體現在心理感覺系統和運動協調系統的相關改變，包括運動共濟失調、聽力損失、視力障礙、情緒改變和智商降低。因此，甲基汞暴露對人類神經系統的影響仍需要開展深入系統的研究。

甲基汞還可通過胎盤屏障、乳汁喂養向胎兒傳遞，母親體內甲基汞含量高時會導致不孕不育、流產或死產[21]。在低劑量甲基汞暴露的情況下，即使母親當下沒有表現出甲基汞中毒的癥狀，但甲基汞通過母體的傳遞，胎兒長大以后也可能出現神經性疾病，如妊娠期高魚類攝入量的母親所生的女嬰出現反射不對稱情況增加[27]。Prpi?等[28]的研究表明，母親在產前暴露低劑量的甲基汞對嬰兒精細動作技能的損害在嬰兒18個月時顯現，并推斷這是由于嬰兒小腦及其功能受母親產前低水平甲基汞暴露的影響所導致。母親在妊娠期或哺乳期共同暴露于低劑量甲基汞和其他環境神經毒性化合物時會存在聯合效應，可能增加嬰兒患神經性疾病的風險，導致嬰兒期出現抽搐及其他發育障礙，但目前尚無法對其進行預測[29]。整體而言，為了保護兒童的健康，對于母親和兒童來說，即使是低劑量的甲基汞暴露（如攝食）也有必要進行控制。

3 水稻對甲基汞的吸收和累積

進入環境中的汞可以通過在大氣、土壤和水體中的一系列遷移轉化過程，進入食物網而對人類健康帶來潛在危害。采礦、冶煉工業活動排入大氣中的汞可被傳輸至世界各地，最終沉降到土壤、水體或植物上；隨工業廢水排入水體中的汞可以再次揮發到大氣中，或再發生遷移轉運并被水生動植物吸收而進入食物網；含汞肥料施用導致汞直接進入土壤，土壤中的汞可被降水沖淋隨地表徑流進入水體，或向下滲透進入地下水中，或被植物（如水稻、蔬菜等）吸收進入食物網[30-31]。

水稻在種植過程中的周期性灌水淹育和排水疏干使得稻田土壤中交替發生還原與氧化反應，對汞的形態轉化和植物吸收產生潛在的重要影響。在微生物作用下，土壤中的無機汞（即Hg2+）可通過厭氧微生物（硫酸鹽還原菌、鐵還原菌等）的甲基化作用轉化為毒性更強的甲基汞、二甲基汞，進而被植物吸收、累積[9]。如圖1所示，在水稻生長的淹水階段，上層為靜水層，間隔含氧水-土界面下為缺氧土壤層，這為具有汞甲基化能力的厭氧微生物提供了很好的生存環境，具有很高的汞甲基化潛力[32-33]。土壤中Hg2+的甲基化受生物因素（如厭氧微生物的活性）和非生物因素（如汞的生物可利用性、土壤中有機質、含鐵礦物、硫化物等的含量、pH）影響。通常情況下土壤中生物可利用的汞形態（Hg2+和HgS）占比不高。大量研究表明土壤中的活性Hg2+易被甲基化微生物利用。Tomas等[34]的最新研究提出了甲基化微生物吸收Hg2+的兩種潛在機制：（1）中性HgS的被動擴散，尤其是納米尺寸的HgS更易被吸收；（2）微生物通過主動運輸攝取Hg2+。有研究表明，相比溶解性有機質結合形成的HgS顆粒，納米尺寸的HgS顆粒在土壤中擴散速度快，被甲基化微生物利用的可能性更大[35-36]。納米HgS聚合會進一步生成惰性的HgS，導致微生物甲基化活性顯著降解，因此第二種機制才是甲基化微生物吸收 Hg2+的主要途徑[9，13，32]。

圖1 水稻田中汞的人為來源、汞循環及水稻中汞的吸收、轉運和累積過程示意圖Figure 1 Schematic illustration on anthropogenic sources of mercury in paddy field，cycling of mercury in paddy soil，and the uptake，translocation，and bioaccumulation of mercury in rice plants

微生物的活性直接影響Hg2+甲基化過程，而土壤中有機質、含鐵礦物的含量高時可顯著吸附Hg2+，同時硫化物可與Hg2+生成HgS沉淀，這些過程均可降低Hg2+的生物有效性，進而減少可被水稻吸收的Hg2+及甲基汞[37-39]。Haitzer等[40]的研究表明，高pH條件下Hg2+的生物有效性降低，導致土壤中水稻可吸收的Hg2+及甲基汞含量減少。Zhao等[41]最近的研究顯示，在低pH條件下新沉降至土壤表層的大氣汞的量與土壤中甲基汞含量呈顯著正相關。Meng等[37]和Hintelmann等[42]均認為相較于其他來源途徑的Hg2+，大氣沉降至土壤中的Hg2+更容易被微生物利用進而形成甲基汞。除上述因素之外，水稻對土壤中甲基汞的吸收也受到土壤中其他共存元素的影響，如硒可與甲基汞結合形成硒-甲基汞化合物，從而減少可被水稻吸收的甲基汞[43]。Tomiyasu等[44]的研究發現有機質分解對土壤中甲基汞的形成有一定影響，由落葉攜帶的汞會隨其飄落至土壤表面，而落葉的分解會導致汞吸附于土壤中，進而增加土壤中可被生物利用的汞含量。

在汞甲基化的同時，土壤環境中還存在甲基汞的去甲基化過程，主要包括生物去甲基化作用和非生物去甲基化作用（即光脫甲基化作用）[33，45]。生物去甲基化作用包括還原去甲基化和氧化去甲基化兩種途徑。前者依賴于土壤中的耐汞細菌，其通常存在于汞污染地區，可將甲基汞還原為Hg2+或Hg0，是自然界中主要的去甲基化途徑；而后者則與甲基化微生物（如硫酸鹽還原菌、產甲烷菌等部分厭氧微生物）有關，其可將甲基汞還原為Hg2+，在這種情況下，甲基化作用和去甲基汞作用同時進行，表現為甲基汞凈產率[45]。非生物去甲基化作用（即光脫甲基化過程）在周期性淹水的稻田環境中不容忽視。有研究表明，夏季時紫外線強，淹水環境中光脫甲基化率高，但在這一過程中水稻的快速生長和增加的葉面積限制了甲基汞從土壤孔隙水中向地表水的擴散，從而將甲基汞限制在土壤中，且甲基汞進入水稻后不再受到光輻照，水稻中光脫甲基化率相應降低[33]。因此，雖然淹水環境中光脫甲基化率升高，但稻田、水稻中甲基汞凈含量仍呈現上升趨勢，這也可能與厭氧微生物在淹水階段強活性所導致的甲基化作用增強等因素有關。盡管近幾年對土壤中汞的甲基化、去甲基化的認識取得了一些進展，但仍未能闡明相關過程的具體機理，尤其是同時發生的多個過程間的相互影響。

現有研究認為，揮發性大且溶解性強的汞化合物易通過根際被植物吸收，因此甲基汞在水稻中的遷移能力強于無機汞。部分學者認為水稻中甲基汞的唯一來源是水稻對土壤中甲基汞的吸收，且水稻不同器官對于甲基汞的累積能力不同，但也有學者認為大氣直接沉降至水稻上的汞也是重要的貢獻源[37，46]。Yin等[46]的研究顯示，水稻植株中的汞不僅來源于土壤，大氣汞的貢獻也不可忽視，原因是氣態單質汞具有親脂性，可以直接通過氣孔進入葉片組織后，經過角質層擴散到達水稻根部，進而轉運至莖、籽粒中累積。大氣汞在水稻各部位的貢獻占比呈現葉＞莖＞籽粒＞根的遞減趨勢，其中葉片中汞的主要來源為大氣，根部汞的主要來源為土壤，而莖、籽粒中的汞受雙源控制。目前大氣汞進入水稻后在植株體內的轉運和轉化機制（如何轉化為甲基汞）仍存在爭議，還有待進一步研究。Meng等[37]和Ogawa等[47]的研究發現，水稻主要通過根來吸收土壤中的甲基汞：未結穗階段，甲基汞在水稻的根、莖中與蛋白質結合而累積；結穗直至完全成熟階段，根、莖中甲基汞的含量出現下降，而籽粒中甲基汞的含量迅速增加，且超過根、莖，說明甲基汞由根、莖轉運至籽粒中并進行累積，并與鉀、磷等營養物質的轉運同步。也有學者發現水稻籽粒中甲基汞以甲基汞-L-半胱氨酸的形態存在，但具體轉運機理尚不明晰[48]。另外，不同基因型的水稻籽粒累積甲基汞的能力也不同，Rothenberg等[39]針對貴州大米的研究表明，去殼籽粒中甲基汞含量與水稻基因型有顯著相關性，而帶殼籽粒不存在這一現象，同時無機汞的累積也并不表現出這一趨勢，說明水稻中存在控制甲基汞從米殼向籽粒轉運過程的基因，但機理尚不明確。甲基汞如何通過根、莖轉運至水稻籽粒中，如何在籽粒中發生累積仍有待進一步的探究。

4 食品（含大米）中汞形態的分析方法

因為不同形態的汞化合物毒性差異很大，因此在評估包括大米在內的食品中汞的健康風險時不僅需要測定其總量，還要分析其賦存形態。高靈敏度的形態分析方法對于測定大米等食品樣品中汞的含量是非常必要的。目前針對食品中總汞、甲基汞的檢測方法主要包括：冷原子熒光光譜法（Cold vapor-atomic absorption spectrometry，CV-AFS）、原子吸收光譜法（Atomic absorption spectrophotometry，AAS）、電感耦合等離子體質譜法（Inductively coupled-mass spectrometry，ICP-MS）、氣相色譜電子捕獲法（Gas chromatography-electron capture detector，GC-ECD）等[49-55]。這些方法在汞檢測中的優缺點參見表1。

早年多采用傳統方法如氣相色譜法、光譜法等對食品中汞形態進行檢測。我國早期對環境水體中甲基汞測定的標準方法為GC-ECD[53]。原子光譜法如AAS以及在AFS基礎上發展而來的CV-AFS，是美國環境保護署（United States Environmental Protection Agency，USEPA）對環境樣品、食品中汞形態分析采用的標準檢測方法[50]。單獨使用AAS進行測定時方法檢測限較高，相比之下CV-AFS由于不點火而直接在液態樣品中將汞離子還原為基態汞原子蒸氣，樣品損失少，檢測限顯著降低，加之使用成本較低，已經發展成為大米中總汞、甲基汞含量檢測應用最廣泛的方法[51]。

近年來針對食品中汞形態分析的色譜與質譜聯用方法取得了巨大進步，結合色譜的強分離能力和質譜的高靈敏度、高選擇性，這類方法可以很好地將各形態汞分離后準確測定。ICP-MS作為痕量元素分析的通用方法，其檢測限低、動態線性范圍寬和多元素同位素信號同步測定的特點使其在測定生物樣品中的總汞、甲基汞含量方面具有明顯優勢[52]。值得注意的是，由于汞的揮發性導致其容易吸附在儀器管路上造成污染，存在樣品損耗，導致測定準確性和重現性較差。ICP-MS與色譜[如高效液相色譜（High performance liquid chromatography，HPLC）、反相色譜（Reversed phase chromatography，RPC）、GC]聯用后能夠很好地分離各形態的汞（如Hg2+、甲基汞、乙基汞），方法靈敏度和準確性均有所提高[55]。在HPLC-ICP-MS分析中通常向流動相中添加含巰基的化合物（如2-巰基乙醇、3-巰基-1-丙磺酸鈉鹽、L-半胱氨酸等），使不同形態的汞與其配位形成離子態的汞-巰基絡合物，這些絡合物的極性存在一定的差異，導致在反相C18柱上呈現出不同的保留時間，達到各形態汞分離的目的[56]。Jagtap等[56]運用HPLC-ICP-MS分析魚肉組織中的Hg2+和甲基汞，選擇加入0.1%（m/V）2-巰基乙醇或L-半胱氨酸、60 mmol·L-1醋酸胺的5%甲醇作為流動相，使用C18柱（250 mm×4.6 mm，5 μm）實現了Hg2+、甲基汞的高效分離。Cheng等[57]建立了離子對RPC-ICP-MS快速測定魚肉樣品中Hg2+、甲基汞、乙基汞的分析方法，采用兩種流動相：（1）2.0 mmol·L-1L-半胱氨酸、2.0 mmol·L-1十二烷基苯磺酸鈉和1.0 mmol·L-1苯丙氨酸（pH 3.0）；（2）2.0 mmol·L-13-巰基-1-丙磺酸鈉鹽、4.0 mmol·L-1四丁基氫氧化銨和1.0 mmol·L-1苯丙氨酸（pH 6.0），使用C18柱（12.5 mm×2.1 mm，5 μm），均實現了各形態汞的分離。目前大部分聯機分析方法存在的一個主要缺點為色譜分離時間長、成本高、不利于大批量食品樣品的日常測定。

表1 不同分析方法應用于汞檢測的優缺點Table 1 Advantages and limitations of different analytical methods in the measurement of mercury

食品中汞元素測定通常采用USEPA推薦的Method 7474，利用硝酸對食品進行消解后使用CVAFS法測定[50]。現有的大多數檢測方法無法對汞形態直接進行測定，需要通過前處理將樣品中的甲基汞萃取分離后方可測定。國內外學者對于食品中甲基汞的測定已有一定研究，目前對于甲基汞的萃取分離方法主要有溶液浸提、微波輔助萃取等。溶液浸提主要包括酸浸取和堿浸取，并通常輔以有機溶劑進行萃取。食品中富含氨基酸、蛋白質等，這些物質中的巰基容易與甲基汞結合形成絡合物，因此需要通過氫鹵酸（如鹽酸、氫氟酸）將甲基汞從食品基質中釋放出來，然后溶解于甲苯、二氯甲烷等有機溶劑中。Huang等[58]運用鹽酸浸提的方法從魚肉樣品中提取甲基汞，回收率高達98%。Liang等[59]建立了針對環境和生物樣品中甲基汞的溶劑浸提方法：25%（m/V）氫氧化鉀-甲醇在75℃下水浴3 h消解樣品，加入鹽酸調節pH后再加入二氯甲烷振蕩離心萃取樣品中的甲基汞并分離各相，取有機相加入蒸餾水在60～70℃下加熱氣化二氯甲烷并氮吹實現甲基汞反萃取，最后用四乙基硼酸鈉乙基化進行測定。該方法具有較好的樣品加標回收率（80.2%～111%），已經被應用于大米甲基汞含量的測定[60-61]。溶液浸提方法所用的試劑量較大，且一般耗時長，不適合樣品快速測定，但作為廣泛認可的傳統方法，其回收率高、應用范圍廣。除了采用酸溶液或堿溶液浸提外，近期還發展了采用生物酶破壞樣品組織后進行萃取的新方法。Jagtap等[56]先使用蛋白酶破壞魚肉組織再采用L-半胱氨酸萃取甲基汞，Coufalík等[62]運用纖維素酶水解植物樣品后加入6 mol·L-1鹽酸-醋酸鈉提取植物樣品中的甲基汞，都取得了比較理想的提取效果。

微波輔助萃取主要是借助有機溶劑（如甲苯、二氯甲烷）在密閉容器中利用微波能量，快速均勻加熱溶劑，在高溫高壓條件下將甲基汞從樣品基質中萃取出來。Luo等[63]利用甲苯-30%鹽酸在110℃下對大米中甲基汞進行微波萃取，然后使用0.15%（m/V）L-半胱氨酸萃取有機相實現甲基汞的反萃取。微波輔助萃取的方法目前在大米甲基汞前處理過程中已經得到初步應用，具有速度快、操作簡單、耗時短、節省試劑等優點[63]。

因不存在食物鏈生物放大情況，大米中總汞、甲基汞的含量要遠低于魚類，因此，檢測大米中汞形態對分析方法靈敏度要求更高[64]。隨著技術進步，汞形態分析方法不斷完善，檢出限由早年的100 ng·g-1逐漸優化至5 ng·g-1，現如今基本可達到0.01 ng·g-1，使得大米汞含量測定結果更加準確[13]。

5 全球大米汞污染現狀

表2總結了全球18個水稻種植國家（美國、巴西、阿根廷、英國、法國、瑞士、西班牙、意大利、斯里蘭卡、巴基斯坦、越南、印度尼西亞、菲律賓、泰國、印度、柬埔寨、韓國和中國）大米的汞污染情況，以及相關的產地、檢測方法與人群大米日攝入量（g·人-1·d-1）信息。從表2數據可以看出，受污染地區采集的大米中總汞、甲基汞含量明顯高于未受污染地區的大米（Wilcoxon test，P＜0.05）。相比電子垃圾污染、發電廠及化工廠污染，汞礦開采和采金活動所造成的大米汞污染情況更為嚴重，這一結果與不同汞污染源貢獻程度一致。污染地區產出的大米中無機汞、甲基汞主要來源于水稻根際吸收土壤中的無機汞、甲基汞，而土壤中的無機汞、甲基汞污染存在兩種途徑：首先是汞礦開采或土法采金釋放到大氣中的汞通過干、濕沉降回到附近稻田；其次是含汞工業廢水對稻田的灌溉[37]。稻田周期性的淹水為厭氧甲基化微生物提供了豐富的有機碳源，因此土壤中的Hg2+極易通過微生物甲基化作用轉化為甲基汞，而水稻籽粒對于甲基汞的吸收富集能力強于其他部位，因此導致大米的汞污染[37]。基于上述結果和分析，可以認為大米的汞污染是一個相對局部的問題，更多依賴于附近的污染源，因此針對特定汞污染場地進行清理修復有望消除嚴重汞污染的稻米。

綜合表2中成對的總汞-甲基汞數據可以發現，大米中總汞與甲基汞含量呈正相關（Pearson′s chisquared test，P=0.898），但也有出現大米樣品中總汞含量高但甲基汞含量不高的情況，說明大米中汞的甲基化和生物積累取決于很多因素，但目前機理尚不明晰，究竟是土壤因子還是水稻基因型起決定作用還有待深入研究[38-39，42，65]。

根據聯合國糧農組織（Food and Agriculture Organization，FAO）提供的2013年各國人均大米日攝入量數據，目前包括緬甸（363.8 g·人-1·d-1）、越南（396.0 g·人-1·d-1）、老撾（435.9 g·人-1·d-1）、孟加拉（470.5 g·人-1·d-1）等東南亞國家人均大米日攝入量非常高，但關于這些國家大米總汞、甲基汞含量的報道數據匱乏，應加強對當地大米汞污染情況的檢測研究[66]。

6 攝食大米導致的甲基汞暴露健康風險

目前廣泛認為沿海地區居民的甲基汞暴露主要來自于攝食的海產品，但作為主糧攝食的大米很可能是內陸地區人群甲基汞暴露的一個重要途徑[6，8-9]。全球接近一半的人口，包括幾乎整個東亞和東南亞的人口，都以大米為主糧[66]。因此，考察不同地區居民攝食大米的甲基汞暴露情況及評估相應的健康風險非常必要。

現有研究主要采用人群總汞或甲基汞每日可能攝入量（Probable daily intake，PDI，μg·kg-1·d-1）作為評估人群攝食大米總汞、甲基汞暴露健康風險的指標，對大米攝食所帶來的總汞、甲基汞PDI進行估計時，大多假定成人體重為60 kg，根據各國相應的人均大米攝入量（g·人-1·d-1）數據進行計算[49，69-70]。國際上已經提出人群每日允許總汞、甲基汞攝入量限值：USEPA提出的甲基汞參考劑量（Reference dose，RfD）為 0.10 μg·kg-1·d-1；食品添加劑聯合專家委員會（Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives，JECFA）提出的甲基汞每周允許攝入量（Provisional tolerable weekly intake，PTWI）為 1.6 μg·kg-1bw，換算為每日允許攝入量為0.23 μg·kg-1·d-1；美國加州環境健康危害評估辦公室（Office of Environmental Health Hazard Assessment，OEHHA）建議總汞的 RfD 值為0.10 μg·kg-1·d-1[82-84]。

2003年Horvat等[71]首次發現我國貴州汞礦區的大米中具有高含量的總汞和甲基汞，大米中甲基汞含量高達144 ng·g-1，加之貴州省居民大米日攝入量高，研究得出大米是礦區人群暴露甲基汞的重要途徑，當地居民攝食大米會有一定健康風險的結論。馮新斌團隊測定并估算了貴州清鎮、萬山汞礦區攝食大米的成人甲基汞暴露量，發現清鎮居民的甲基汞PDI最大值為 0.19 μg·kg-1·d-1，超過 USEPA 提出的 0.10 μg·kg-1·d-1限值，但低于 JECFA 建議的 0.23 μg·kg-1·d-1限值，而萬山居民甲基汞PDI超標情況嚴重，最高達到1.74 μg·kg-1·d-1，說明汞礦區大米的攝食給當地居民帶來了嚴重的健康威脅[9]。Qiu等[85]和Li等[86]對廣東吳川汞礦區人群大米甲基汞暴露的研究結果與貴州汞礦區情況相似，成人甲基汞PDI范圍分別為0.04～0.18 μg·kg-1·d-1和 0.03～0.12 μg·kg-1·d-1，均出現了超標情況。因此可以確定，對于我國南方內陸汞礦區人群來說，相較于攝食魚類，攝食大米是甲基汞更重要的暴露途徑。

非污染地區大米攝食是否會對人群健康產生危害仍存在爭議，近年來有許多研究對非礦區種植的大米進行了居民甲基汞暴露情況分析。Shi等[80]計算出中國15省大米的成人甲基汞PDI值為0.02～0.11 μg·kg-1·d-1，基本不超過 USEPA限值。Zhang等[87]在我國天津開展的研究結果表明，當地成人攝食污水灌溉區域產出大米的甲基汞PDI為0.009 5～0.49 μg·kg-1bw，遠低于JECFA提出的1.6 μg·kg-1bw PTWI，而由于天津為沿海城市，攝食魚類對于當地人群甲基汞暴露貢獻更大。Lin等[72]在加拿大的研究數據顯示，攝食大米的成人總汞 PDI為 0.006 μg·kg-1bw，遠低于 OEHHA 提出的總汞 RfD 值（0.10 μg·kg-1·d-1）。Zhao等[88]2019年針對中國15省大米的最新研究也表明，成人甲基汞PDI范圍為 0.001 2～0.013 μg·kg-1·d-1，遠低于EPA及JECFA的限值。綜合以上結果可以認為，非污染地區人群攝食大米的甲基汞暴露健康風險較小，大米對沿海地區人群的總汞暴露貢獻遠低于海產品。

表2 文獻報道的全球大米中總汞、甲基汞的含量與相應的檢測方法，以及該國家/地區居民的平均大米日攝入量Table 2 Summary of the contents of total mercury and methylmercury in rice worldwide，and the analytical methods used，along with the daily rice intake rates in the corresponding countries/regions

國際上已有部分對亞洲高大米攝入量的國家（如印度尼西亞、柬埔寨）采金礦區及鄰近地區人群大米甲基汞暴露情況的研究報道。印度尼西亞奇西圖、賈亞采金礦區中的大米有很高的總汞、甲基汞含量，奇西圖礦區成人總汞PDI在0.35～6.02 μg·kg-1bw，遠超OEHHA限值，而礦區鄰近村落如邦巴納的大米中同樣有較高的甲基汞含量，攝食大米的當地居民存在顯著的甲基汞暴露健康風險[61，74]。Cheng等[78]在柬埔寨的研究數據顯示，桔井采金礦區及鄰近省份磅湛、干丹成人攝食大米帶來的甲基汞PDI為0.02、0.03、0.04 μg·kg-1·d-1，未出現超標情況，但由于當地其他食品（尤其是魚類）的攝食導致當地人群飲食甲基汞PDI超標；同時，因為磅湛、干丹居民大米日攝入量要高于桔井居民，導致出現采金礦區成人攝食大米帶來的甲基汞PDI反而低的情況。考慮不同地區居民膳食結構的差異，加之汞的大氣傳輸能力，在大米攝食量較高的亞洲國家中，鄰近汞礦區或混汞采金區域的人群通過攝食大米的甲基汞暴露同樣值得密切關注。

值得指出的是，目前大多數研究中未將兒童、孕婦這兩類敏感人群單獨考慮，針對兒童、孕婦攝食大米甲基汞暴露健康風險的報道十分有限。2017年Brombach等[69]考察了英國、法國和瑞士居民攝食當地種植大米的甲基汞暴露情況，研究中采用大米日攝入量400 g·d-1，居民成人體重65 kg進行計算，發現全部87份樣品中的甲基汞含量均不會使成人在正常攝食情況下出現PDI超出限值的情況。該研究還對1歲兒童的可能暴露情況進行了模擬計算，發現作為敏感人群，雖然甲基汞的PDI未超標，但遠高于成人。由于兒童相比成人更加容易受到甲基汞的危害，其通過攝食大米的甲基汞暴露應該引起重視。

7 總結與展望

國內外已經開展的相對有限的研究表明攝食大米是人群無機汞、甲基汞暴露的途徑之一，尤其對于大米攝食量大的東亞和東南亞的內陸居民，攝食汞污染的大米可以帶來顯著的健康風險。目前針對大米中總汞、甲基汞的檢測方法逐漸成熟，國際上已建立了準確可靠的測定方法。不同地區大米中總汞、甲基汞含量有很大差異，已知與外界污染、土壤性質和水稻基因型有關，但大米中甲基汞的含量與汞污染源以及水稻中無機汞含量之間的關系尚不明晰。總體而言，非污染地區人群正常攝食大米基本不存在甲基汞暴露健康風險，而攝食污染嚴重地區產出的大米可給當地居民帶來嚴重的健康風險。

大米是發展中國家，尤其是東亞和東南亞地區國家居民最主要的糧食作物，而因為工業活動導致的汞污染在這些國家也較為普遍。因此，開展廣泛的大米汞污染調查與相應的人群攝食暴露健康風險評估工作，以及水稻對環境中汞吸收、轉運和累積的機制研究非常必要。具體而言，未來應著重開展以下4個方面的工作：

（1）目前缺乏對全球大米汞污染狀況的調查數據，需要獲取更多來自高大米攝入量地區，如我國南方以及世界其他主要水稻種植區的大米汞含量數據。同時應注重對各地區人群，包括孕婦、兒童兩類敏感人群攝食大米甲基汞暴露健康風險的評估，為認識大米汞污染的公眾健康風險提供可靠依據。

（2）不同于魚類，大米中總汞含量較低，同時甲基汞/總汞比例也相對較低，但其攝入量非常高。同時，大米與魚類相比所含營養物質少，大米中的甲基汞進入人體內的消化、吸收、代謝過程與攝食魚類有很大不同。因此，需要深入開展人體攝食大米后甲基汞暴露的機制研究。

（3）目前大米中無機汞、甲基汞的主要污染源存在爭議，主要集中在大氣中汞直接干、濕沉降及污染土壤中汞通過根際傳輸兩種說法。同時，水稻生長過程中無機汞、甲基汞在其各器官之間的轉運、累積機理以及相應的形態轉化也尚未厘清。因此，亟待開展相關的基礎研究，為后續制定控制水稻汞吸收和積累的策略，保障大米質量安全提供科學基礎。

（4）我國居民膳食結構存在較大的地域性差異，南方內陸地區以大米為主食，東南沿海地區魚類、大米攝入量大。因此，需要有針對性地對不同膳食結構區域的人群開展汞、甲基汞暴露健康風險評價。在此基礎上，制定相應的國家和地方性食品總汞、甲基汞含量限值，有針對性地保護居民健康。