水稻和蔬菜的膳食結構變化對農村居民鎘攝入健康風險的影響
——以珠海市斗門區為例

仝桂杰，陳東湘，吳紹華，顏道浩，袁毓婕，李富富，王院民

（1.南京大學地理與海洋科學學院，南京 210023；2.浙江財經大學東方學院，浙江 海寧 314408；3.浙江財經大學土地與城鄉發展研究院，杭州 310018）

隨著中國城市化與工業化的發展，日益增多的鎘（Cd）元素通過農業、工業和交通途徑[1-3]排放到土壤中，隨著作物的生長發育而積累[4]，并通過食物鏈遷移到人體中[5]。Cd元素不是人體生長發育的必需元素，在微量的情況下也會對人體產生較大的危害[6]。人體攝入過量的Cd元素時，骨骼會出現軟化，肝臟和腎臟也會受到損害[7]。

居民的膳食結構不同，通過飲食途徑的重金屬（Cd、Pb、As等）攝入健康風險也存在著差異。在空間方面，不同城市居民的膳食結構不同，所產生的重金屬攝入健康風險也不同（攝入途徑差異、重金屬種類差異）。武漢市居民的主要膳食是谷物、蔬菜和水果，居民通過谷物和蔬菜途徑的Cd攝入健康風險較高[8-9]。重慶市居民的主要膳食是谷物、蔬菜和肉類，居民通過谷物、蔬菜和水果途徑的Cd、Pb攝入健康風險較高，通過谷物、蛋類和肉類途徑的As攝入健康風險也較高[10-12]。廣東沿海地區居民的主要膳食是大米、蔬菜和肉類，產生Pb、As攝入健康風險的主要途徑是大米、肉類和魚蝦貝類，而產生Cd攝入健康風險的主要途徑是大米和蔬菜，二者占居民飲食攝入Cd總量的89%，肉類只占3%[13]。在時間方面，隨著生活條件的改善，居民的膳食結構發生著較大的變化，同時各類食物中的重金屬含量也不斷地變化，導致居民的重金屬攝入健康風險也隨著時間變化。2000年以來珠三角農村居民的膳食結構發生了較大的變化[14-18]，同時政府相繼出臺了《廣東省清潔生產聯合行動實施意見》和《畜禽規模養殖污染防治條例》等法規條例，改善了珠三角地區的土壤和大氣環境，降低了當地水稻和蔬菜中的Cd含量[19-23]。在膳食結構改變與食物中Cd含量變化的雙重影響下，2000年以來當地居民的Cd攝入健康風險可能發生了相應的變化，但尚沒有相關研究。

Cd元素是農村居民健康風險的重要來源，且主要通過水稻和蔬菜途徑被攝入到人體中[13]。因此，本研究選取2000年以來珠三角農村地區的水稻、蔬菜為研究對象，采取人體健康風險評價的方法，探究2000年以來在膳食結構改變和水稻蔬菜中Cd含量變化的雙重作用下，居民通過水稻和蔬菜途徑的Cd攝入健康風險的變化。該研究可以建立2000年以來珠三角地區的居民膳食結構變化趨勢，水稻、蔬菜Cd含量的變化趨勢，通過水稻蔬菜途徑的Cd攝入健康風險變化趨勢，為居民的食物消費提供參考意見，為政府有關部門制定食物和營養政策、治理環境污染提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與分析

研究區為珠海市斗門區，地處珠江三角洲南端，位于珠海、江門和中山市的交界處，面積674.8 km2，以低山丘陵和沖積平原為主，農村居民的主要食物來源為大米和蔬菜[24]。2017年6—7月進行采樣，共采取了42個水稻籽粒樣品和27個蔬菜樣品（圖1），并在水稻和蔬菜植株處采取了61個土壤樣品（0～15 cm），分別進行編號并用GPS定位。

將新鮮土樣去除根系和動植物殘體，室內風干后粉碎并過尼龍篩（100目），使用HCl-HNO3-HClO4-HF消解，并使用王水（7 mL優級純HNO3，21 mL優級純HCl，40 mL純水）定容。將水稻樣品洗凈風干并剝出籽粒，烘干至恒質量后，使用HNO3-HClO4-H2O2消解，并使用5%HNO3定容。將蔬菜樣品洗凈風干并分離出可食部分，切碎并烘干至恒質量，使用HNO3-HClO4消解并使用1%HNO3定容[25]。每3個樣品設置一個平行樣和空白樣，每隔10個樣品添加一個土壤標準樣品（GSS-5），采用ICP-MS（Agilent 7700X，安捷倫科技有限公司）測定土壤、水稻籽粒和蔬菜可食部分Cd元素的全量（檢出限為0.09 ng·L-1）。土壤標準樣品的回收率為96.9%，相對標準偏差（RSD）為4.2%，符合測定的要求。

1.2 資料收集與整理

（1）2000—2017年水稻與蔬菜中的Cd含量。目前針對當地作物Cd含量的研究較少，缺少水稻與蔬菜的Cd含量歷史數據，因此本文采用研究區及其毗鄰城市的數據來構建水稻、蔬菜的Cd含量歷史變化。通過查閱大量文獻，共收集了27個水稻數據和36組蔬菜數據（均為野外采集或市售的本地產品）[19-23，26-61]，將蔬菜數據按照蔬菜種類和采樣個數進行加權，計算出每組蔬菜數據的平均Cd含量，并按年份進行記錄。

圖1 采樣點示意圖Figure 1 Sampling point

（2）2000—2017年農村居民的膳食結構。由于研究區較小，缺少當地居民的膳食結構歷史數據，因此本文采用廣東省的居民膳食結構歷史數據。通過查閱2001—2018年廣東省統計年鑒，統計糧食、蔬菜、肉蛋奶等食品的人均消費量，按年份和食品種類記錄。

1.3 攝入健康風險評價

根據美國環保署（USEPA）2000年提出的健康風險評價方法：靶標危害系數法（Target hazard quotients，THQ）[62]，評價研究區居民通過攝入水稻、蔬菜產生的重金屬健康風險，其計算公式如下：

式中：THQ為靶標危害系數，Ef表示暴露頻率，365 d·a-1；Ed表示暴露時間（按照2017年居民人均預期壽命，76.7 a[63]；Fir表示食物攝取率，kg·d-1；C表示作物可食部分的重金屬含量，mg·kg-1；Rfd表示參考劑量，Cd為0.001 mg·kg-1·d-1；Wab表示人均體質量，2000—2002年按照 58.67 kg，2003—2012 年按照 61.86 kg[64-66]；Ta表示非致癌情況下的平均暴露時間，假設76.7 a，每年365 d。其中Ef×Fir即為食物的年攝入量，文中采用食物的人均年消費量代替。THQ＜1表示通過攝入途徑產生的重金屬健康風險不明顯，THQ＞1表示存在較高的重金屬健康風險，THQ越大健康風險越大。

2 結果與分析

2.1 水稻和蔬菜的Cd含量統計特征

2.1.1 水稻和蔬菜的Cd含量現狀

研究區內水稻籽粒和蔬菜可食部分的Cd含量測試結果如表1所示。根據《食品安全國家標準 食品中污染物限量》（GB 2762—2017）將蔬菜分為4類：新鮮蔬菜[葉類、豆類、塊根塊莖類、莖類（黃花菜除外）]，葉類蔬菜，豆類、塊根塊莖類、莖類蔬菜（芹菜除外），芹菜/黃花菜，并根據標準中規定的水稻和各類蔬菜的限量標準，計算得出水稻和各類蔬菜的超標比例。研究區內水稻籽粒的Cd含量平均值為114 μg·kg-1，共7個水稻籽粒樣點超出國家限量標準，超標率為16.7%。蔬菜可食部分Cd含量的平均值為10.3 μg·kg-1，蔬菜樣品全部合格，各類蔬菜可食部分的平均Cd含量呈現出芹菜、黃花菜，葉菜類＞豆類、塊根塊莖類、莖類，新鮮蔬菜的趨勢。

表1 水稻籽粒和蔬菜中的Cd含量Table 1 Cadmium content in rice grains and vegetables

2.1.2 水稻和蔬菜的Cd含量時間變化

2000年以來，珠三角地區水稻籽粒中的Cd含量在0.1 mg·kg-1附近上下波動（圖2），蔬菜可食部分的Cd含量（各類蔬菜Cd含量的加權平均值）呈現出持續下降的趨勢，近兩年達到最低（圖3）。

圖2 水稻籽粒中Cd含量Figure 2 Cd content in rice grains

圖3 蔬菜可食部分Cd含量Figure 3 Cd content in edible parts of vegetables

2.2 農村居民膳食結構的變化

自2000年以來，隨著經濟條件的改善，農村居民膳食中的糧食（谷物、薯類和豆類）比例逐漸下降，由56.21%下降為41.56%；蔬菜的比例保持穩定，在25.13%至29.78%之間小幅波動；肉蛋奶和魚類的比例逐漸上升（圖4）。

圖4 2000年以來廣東省農村居民膳食結構的變化Figure 4 Changes in dietary structure of rural residences in Guangdong Province since 2000

在糧食中，稻谷是主要的糧食作物，占85%以上的比例。2000年以來，農村居民的稻谷人均年消費量降低了27%，在膳食中所占的比例降低了8.7%，而蔬菜的人均年消費量及占比都較為穩定（圖5～圖6）。

圖5 稻谷和蔬菜的人均年消費量Figure 5 Per capita annual consumption of rice and vegetables

圖6 稻谷和蔬菜年消費量占總膳食的比例Figure 6 Percentage of annual consumption of rice and vegetables

2.3 農村居民的Cd攝入健康風險

2.3.1 年攝入Cd總量

2000年以來，研究區水稻中的Cd含量較為波動，水稻的年消費量逐年下降（圖3、圖5）；蔬菜中的Cd含量持續下降而年消費量較為穩定（圖4、圖5）。將該地區水稻與蔬菜的Cd含量與其年消費量相乘，可以得到通過水稻和蔬菜途徑的居民年攝入Cd總量，作趨勢線并用虛線分別表示出95%的置信區間（圖7，主坐標軸）。將每年的水稻和蔬菜Cd攝入量的擬合值相加，得到2002—2007年居民的年攝入Cd總量，并將水稻、蔬菜的95%置信區間上下限分別相加，得到年攝入Cd總量的誤差線（圖7，次坐標軸）。

2002—2017年，通過水稻、蔬菜途徑的居民年攝入Cd總量總體上呈現逐漸下降的趨勢，在2011年達到最低點后略有升高，總體上由34 mg左右下降到17.5 mg左右，下降了49%（圖7，次坐標軸）。由于水稻在膳食中占有較高的比例，通過水稻途徑的Cd攝入量與Cd攝入總量的趨勢一致，2006年以前下降較快，此后較為穩定，攝入量總體上由30 mg左右下降到16 mg左右，下降了47%。蔬菜與水稻不同，2002年以來呈現波動下降的趨勢，攝入量由2002年的4.2 mg左右下降為2017年的1.7 mg左右，下降了60%。

圖7 研究區農村居民Cd的年攝入量Figure 7 Annual Cd intake of rural residents in the study area

2.3.2 Cd攝入健康風險

采用靶標危害系數法（THQ）來評價通過水稻、蔬菜途徑的農村居民Cd攝入健康風險，并用虛線標示出健康風險的95%置信區間（圖8，主坐標軸）。將水稻蔬菜健康風險的擬合值相加，得到Cd的總攝入風險（THQ），將水稻、蔬菜健康風險95%置信區間的上下限分別相加，標示出Cd的總攝入風險的誤差線（圖8，次坐標軸）。2002年以來，水稻和蔬菜的總靶標危害系數（THQ）總體上呈現下降的趨勢，其中2009年以前下降速度較快，此后略有波動，總體上由1.6降低到0.7左右，降低了56%。其中水稻THQ的變化趨勢與總體一致，在2009年前下降較快，此后穩定在0.6左右，下降了57%；蔬菜呈現持續下降的趨勢，由0.2左右下降到0.07左右，下降了65%。2002年以來，居民通過水稻途徑的Cd攝入健康風險高于蔬菜途徑，水稻的平均THQ（0.75）是蔬菜（0.13）的5.8倍。

圖8 研究區水稻和蔬菜的靶標危害系數（THQ）Figure 8 Target hazard coefficient（THQ）of rice and vegetables in the study area

當THQ＞1時，表明居民存在著較高的健康風險。總體來看，2002—2005年居民攝入水稻和蔬菜的健康風險較高，但風險呈現逐年降低的趨勢，2006年后健康風險保持在較低的水平。其中2002—2004年居民單獨攝入水稻時存在較高的健康風險，而所有年份居民單獨攝入蔬菜的健康風險都較低。

為了進一步分離膳食結構變化（水稻、蔬菜）對居民健康風險變化的貢獻率，我們采用變量控制的方法。假設兩種情景：一是2002—2017年農村居民的膳食結構不變，食物中Cd含量變化；二是2002—2017年的食物中的Cd含量不變，膳食結構變化。計算得出2002年以來居民的Cd攝入健康風險分別降低了34%和30%，即食物中Cd含量變化對農村居民健康風險的貢獻率為53%，膳食結構變化的貢獻率為47%。結果表明，膳食結構與水稻、蔬菜Cd含量一樣，都是影響農村居民Cd攝入健康風險的重要因素。

3 討論

研究區內水稻的Cd污染風險高于蔬菜，其中水稻籽粒中Cd的平均含量為0.114 mg·kg-1，超標率為16.7%；蔬菜可食部分Cd的平均含量為0.010 3 mg·kg-1，蔬菜樣品全部合格。此前王碩等[55]和楊淋清等[40]分別對研究區附近水稻、蔬菜的Cd含量進行了測試，水稻中Cd的平均含量為0.1 mg·kg-1，蔬菜中為0.012 6 mg·kg-1，與本研究的結果較為一致。

本研究采用了試驗數據、文獻數據與統計數據，計算得出時間序列上農村居民Cd攝入健康風險的變化。本研究參考的文獻數據均引自較為權威的刊物，文獻中對水稻蔬菜的前處理與測試方法均符合國家標準，并都進行了較好的質量控制，確保數據準確可靠。本研究主要存在3個方面的不確定性：（1）水稻蔬菜中Cd含量數據的不確定性。研究區為斗門區，而文獻數據中該區域的研究很少，因此將范圍擴大為地理環境和田間管理方式相似的鄰近城市，建立起Cd含量變化的時間序列。（2）文獻中Cd含量數據的波動性。Cd含量的歷史數據并不是一條擬合較好的線，而是存在著較大的波動。因此我們不能只選取每年的平均值來計算Cd攝入總量和THQ，而應該將所有文獻數據考慮在內，計算并擬合出帶有95%置信區間的趨勢線，并添加誤差線表示出它們的不確定度（Cd攝入總量：±1.58左右，THQ：±0.1左右）。（3）試驗、文獻數據與統計數據的對應問題。試驗、文獻數據中的蔬菜Cd含量常按類別統計，而統計年鑒中采用的加權平均值。因此我們將試驗、文獻中的蔬菜Cd濃度按照蔬菜種類和采樣個數加權計算出平均值，與統計年鑒中的蔬菜標準相統一。總體而言，通過選取相近地區的文獻數據，確保文獻數據科學可靠，考慮數據的波動性并統一試驗/文獻數據與統計年鑒的蔬菜標準，可以有效降低研究結果的不確定性，增加研究的嚴謹性。

膳食結構的改變與家庭經濟收入的變化息息相關[67-69]，2000—2017年，廣東農村居民的人均實際收入增長了221%[14]，同時反映在膳食結構中，糧食的比例逐漸減小，蔬菜的比例較為穩定，肉蛋奶的比例逐漸增加。在廣東沿海地區，水稻和蔬菜是居民食物中Cd富集的主要對象[13]，2002年以來研究區居民通過水稻蔬菜途徑的年攝入Cd總量降低了49%，Cd攝入健康風險降低了56%，其中膳食結構（水稻、蔬菜）改變對降低居民Cd攝入健康風險的貢獻率為47%，這表明膳食結構的改變是影響居民Cd攝入風險的重要因素。在膳食結構改變和食物中Cd含量變化的雙重影響下，農村居民通過食用水稻、蔬菜途徑的Cd攝入健康風險逐漸降低。

研究區內水稻的污染風險高于蔬菜，居民通過水稻途徑的Cd攝入健康風險是蔬菜途徑的5.8倍，這表明在飲食中多食用蔬菜[尤其是豆類、塊根塊莖類、莖類（芹菜除外）]有助于降低研究區居民Cd的攝入健康風險。環保政策的出臺可以有效改善環境質量，降低食品中的Cd含量，而膳食結構的改變使得居民食用Cd含量更低的食物。在政策和膳食結構改變的雙重作用下，農村居民通過水稻、蔬菜途徑的Cd攝入健康風險逐漸降低，農村居民的飲食越來越安全。

4 結論

（1）研究區內水稻的Cd污染風險高于蔬菜，其中豆類/塊根塊莖類/莖類蔬菜（芹菜除外）的Cd含量較低，食用最為安全。

（2）2000年以來，珠三角作物中的Cd含量及農村居民膳食結構都發生了較大的變化。其中水稻籽粒中的Cd含量較為波動，而蔬菜中的Cd含量逐漸降低；同時在膳食結構中，水稻的比例逐漸降低，蔬菜的比例較為穩定。

（3）膳食結構（水稻、蔬菜）的改變是影響農村居民Cd攝入健康風險的重要因素。2002年以來，農村居民通過水稻蔬菜途徑的Cd攝入健康風險逐漸降低，其中膳食結構（水稻、蔬菜）變化對健康風險降低的貢獻率為47%，是影響農村居民Cd攝入健康風險的重要因素。