我国是世界上水稻产量最高的国家之一，全国约有65%的人口以大米为主食。然而和其他粮食作物相比，水稻更易受到重金属的污染。抽检结果表明，稻米中Pb的超标率为28.4%,Cd的超标率为10.3%,As和Hg的超标率分别为2.8%和3.4%^[1,2,3].长期摄入被重金属污染的食物将对人体健康产生一定的负面影响，严重者会引发癌症^[4,5],如日本的“骨痛病”就是食用镉超标的食物而引起。当前，分析与评估大米中重金属元素含量与人类健康的关系倍受关注^[5,6,7,8].评价食用重金属污染大米导致的人体健康风险评价模式有很多，如生物有效性简化提取法、生理原理提取法、体外肠胃法、德国标准研究院法、荷兰应用科学研究院胃肠法和人体肠道微生物生态模拟系统^[9],但由于实验周期长、费用高以及伦理方面等原因，许多评价方法在运用上受到限制。体外模拟法（In vitro）能够有效模拟肠胃的物理化学环境，获得污染物进入人体后相对生物有效性或生物可给性的可靠数据。20世纪90年代初体外模拟法开始受到广泛重视，结合动物实验发现该方法有一定的实用性^[10].简单的体外模拟实验最初是营养学测定食物中铁的生物有效性，Ruby等^[11,12]对该方法进行了改进，其后Artursson等^[13]加强了对肠胃环境的模拟，而Yang等^[14]则简化了该方法，使该方法的运用日趋成熟。由于体外模拟实验方法具有快速、费用低廉、结果重现性好、易于复杂实验的简单化设计、适合大批量样品的快速测定等优点而深受研究人员的欢迎，目前国内有运用人工模拟胃方法来评价土壤重金属生物可给性或健康评价的报道^{[15,16,17,18]}.本研究在湘南某铅锌矿区周围采集大米样品，在非矿区采集大米样品作为对照样品，运用体外模拟实验测定大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给性，通过成人和儿童食用矿区和非矿区大米而摄入重金属量及其生物可给量来评价食用大米所导致的健康风险，为科学评价矿区土壤风险和食用矿区重金属污染大米的健康风险提供依据。 1 材料与方法 1.1 主要仪器与试剂

采用经改造的 ZRS-8G 型智能药物溶出仪（包括6个反应器、水浴槽和搅拌器，天津大学无线厂）,氩气供应系统，气体流量计和 pH 计组成的基于生理学的体外模拟实验系统； Agilent 7500 型电感耦合等离子体质谱仪（安捷伦科技有限公司）.胃蛋白酶（ 产品号：P 7000）、胰酶（产品号：P 7500）和胆盐（产品号：B 8631）,均为 Sigma 公司产品。有机酸包括柠檬酸、苹果酸、乳酸和醋酸，均为分析纯，由北京中柏化工创业有限公司提供。 1.2 研究区域样品的采集

在湘南某铅锌矿区周边农田随机采集水稻稻谷15个样品（简称矿区大米）,该矿区于1985年发生特大山洪，造成东河流域东坡的120万t尾砂坝冲垮，导致该区域耕地和水塘覆盖一层尾渣。事故发生后，陆续的调查表明该区域的农田土壤和农作物都受到严重的重金属复合污染^[19,20,21].同时在湘南非矿区农田采集水稻稻谷5个样品作为对照（简称非矿区大米）. 1.3 实验方法

大米中重金属总浓度的分析方法：取0.500 0 g大米样品于50 mL消解管中，加入5 mL优级纯硝酸放置过夜，次日将消解管插入消解仪的消解孔中，设置消解温度为80 ℃，缓慢加热，持续30 min,升温至120 ℃，保持1 h,消解样品；升温至190 ℃，赶酸至1~2 mL左右；冷却后用超纯水定容至25 mL,然后用滤纸过滤到干净的PE塑料瓶中，待检测。用F型火焰原子吸收分光光度计测定水稻中Pb、Cu、Zn的含量，使用石墨炉及原子荧光分光光度计测定水稻中Cd及As的含量。

体外模拟法（In vitro）:主要采用 Ruby 等^[22]提出的实验方法，同时参考 Rodriguez 等^[23]的方法，进行了改进^{[15,16,17,18]}. 1.3.1 模拟胃阶段

分析每批样品时，先配制模拟胃液 4.00 L,内含0.15 mmol·L-1 NaCl,加入柠檬酸2.00 g、苹果酸2.00 g、乳酸1.68 mL、醋酸2.00 mL和胃蛋白酶5.00 g,用12.00 mol·L-1 HCl将 pH 值调到1.50;在6个反应器中加入600.00 mL模拟胃液，在各反应器中加入过0.25 mm 筛的待测大米6.00 g,在反应液中通入1.00 L·min^-1 氩气，以创造厌氧环境，100.00 r·min^-1 搅动1.0 h;之后用针筒吸取 20.00 mL反应液，10 000.00 r·min^-1 离心，0.45 μm 过滤，采用 ICP-MS 分析滤液中Pb、Zn、Cu、Cd和As的含量。 1.3.2 模拟肠阶段

用NaHCO₃饱和溶液将反应液 pH值调至8.0,在每个反应器中加入胰酶0.36 g、胆盐1.20 g,通入1.00 L·min^-1氩气，100 r·min^-1 搅动 4.0 h.每隔 15 min测定反应液 pH 值，若升高则滴加 12.00 mol·L-1 HCl 维持pH值为8.0.在小肠阶段开始后 4.0 h 吸取 20.00 mL反应液，10000.00 r·min^-1离心，0.45 μm膜抽滤，采用 ICP-MS测定滤液中 Pb、Zn、Cu、Cd和As的含量。 1.4 计算方法

大米中重金属 Pb、Zn、Cu、Cd和As在模拟胃阶段或小肠阶段的生物可给性由公式（1）计算。

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人体平均每日通过大米途径摄入的重金属量由公式（2）计算。

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每日摄入体内重金属中可被吸收的重金属量由公式（3）计算。

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非矿区和矿区大米中重金属Pb、Zn、Cu、Cd和As的含量如表 1所示。矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As含量范围分别为1.55~2.43、38.53~61.42、6.95~14.21、1.77~2.89、4.10~4.43 mg·kg^-1,明显高于非矿区大米样品中Pb、Zn、Cu、Cd和As的平均含量。与国家食品卫生标准（GB 2762-2012）相比，矿区大米中Pb含量是标准的10倍，Cd含量是标准的11.7倍，按照大米中无机As占总As的50%来计算^[25],矿区大米中无机As的含量（1.90 mg·kg^-1）是国家食品卫生标准的9.5倍。

表1 非矿区和矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的含量（mg·kg^-1） Table 1 Contents of Pb, Zn, Cu, Cd, and As in rice grains from non-contaminated and mining-impacted areas (mg·kg^-1)

表选项

表 2是在模拟胃和肠阶段非矿区和矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给性。在模拟胃阶段，非矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给性分别为 86.42%～89.11%、85.77%～88.96%、23.44%～28.56%、30.21%～34.55%和0.96%～1.02%;矿区中分别为 85.23%～90.45%,82.37%～86.14%、17.56%～23.51%、25.23%～36.44%和0.97%～1.02%.虽然矿区大米中Pb、Zn、Cd的含量远高于非矿区大米，但在模拟胃阶段中非矿区与矿区大米中Pb、Zn、Cd的生物可给性十分接近。表明在模拟肠胃实验中大米中Pb、Zn、Cd的生物可给性并没有因为大米中重金属含量的增加而升高。在模拟小肠阶段，非矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给性分别为 29.33%～32.25%、6.96%～8.12%、82.23%～85.97%、8.67%～9.55%和0.81%～0.88%;矿区大米分别为 25.64%～35.13%、3.85%～6.48%、23.29%～29.41%、6.73%～9.42%和0.80%～0.86%.比较模拟胃和模拟肠阶段可发现，在模拟胃阶段，非矿区和矿区大米中Pb、Zn、Cd的生物可给性要比模拟肠阶段的高，而Cu却比模拟小肠阶段低。可能是肠胃酸性条件不同导致Pb、Zn、Cd和Cu的生物可给性的差异。在模拟胃阶段和模拟肠阶段^[17],非矿区和矿区大米中As的生物可给性都保持较低水平，意味着As在体外模拟实验中生物可给性不受酸性条件的影响。

表2 非矿区和矿区大米在模拟胃和肠阶段的生物可给性（%） Table 2 Bioavailability of heavy metals in rice grains in stomach and intestine（%）

表选项

表 3是儿童和成人因食用非矿区和矿区大米而摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As的量。由于国家食品卫生标准（GB 2762-2012）没有将Zn和Cu列为污染物指标，本研究没有考虑大米中Zn和Cu的每周可耐受摄入量（PTWI）.研究表明，Cd的PTWI为7.00 μg·kg-1 BW,成人和儿童Pb的PTWI分别为50.00、25.00 μg·kg-1 BW,As的PTWI为15.00 μg·kg-1 BW^[27].对于体重 60 kg 的成人和30 kg的儿童来说，Cd的每日摄入量分别不能超过 60.00和30.00 μg·d^-1,Pb 的每日摄入量不能超过428.57和107.14μg·d^-1;As的每日摄入量不能超过128.57和64.29 μg·d^-1.

表3 非矿区和矿区儿童和成人通过食用大米而摄入重金属的量（μg·d^-1） Table 3 Intake of heavy metals by adults and children from rice grains through ingestion pathway（μg·d^-1）

表选项

由表 3可知，成人通过食用矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量范围分别为602.95~ 945.27、10 413.53~15 412.18、2 003.35~3 193.69、665.19~1 046.61、1 404.29~1 579.34 μg·d^-1;食用非矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量分别为379.30~412.57、3 265.44~3 478.20、512.56~633.23、52.63~67.32、103.36~125.41 μg·d^-1.成人通过食用矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量分别是非矿区大米的1.97、3.48、4.32、15.56、12.67倍。与PTWI相比，成人因食用矿区大米而摄入Pb、Cd和As的量分别是PTWI的1.84、15.17、11.50倍，食用非矿区大米而摄入Pb、Cd和As的量则没有超过PTWI^[27].可见，成人因食用矿区大米而摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As的量明显高于非矿区大米，且高于PTWI.

儿童食用矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量范围分别为429.35~673.11、7 415.29~10 974.74、1 426.55~2 274.17、473.67~745.13、999.97~1 124.62 μg·d^-1;食用非矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量分别为270.09~293.78、2 325.26~2 476.77、364.98~450.91、37.48~47.94、73.60~89.30 μg·d^-1.儿童因食用矿区大米日均摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As 的含量均超出非矿区大米。与PTWI相比，矿区儿童因食用矿区大米而摄入Pb、Cd和As的量分别是PTWI的5.25、21.6、16.37倍。综上可知，儿童食用矿区大米摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As的量高于食用非矿区大米，并且高于PTWI. 2.4 不同消化阶段大米中重金属的生物可给量

表 4是在不同消化阶段非矿区和矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给量。在模拟成人胃阶段，矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As 的生物可给量（700.05、10 351.72、532.17、186.40、14.62 μg·d^-1）均大于非矿区大米中重金属的生物可给量（352.79、2 969.63、155.60、19.45和1.17 μg·d^-1）,其中Cd和As的生物可给量分别是非矿区的9.58、12.50倍。矿区大米中Pb的生物可给量超过了PTWI,而非矿区大米中Pb、Cd和As的生物可给量没有超过PTWI.在模拟成人小肠阶段，矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给量（254.13、710.47、715.87、45.92、12.14 μg·d^-1）均大于非矿区大米中重金属的生物可给量（127.65、264.52、505.70、5.45、0.97 μg·d^-1）,其中Cd和As的生物可给量是非矿区的8.43、12.51倍。非矿区和矿区大米中Pb、Cd和As生物可给量均没有超过PTWI.

表4 非矿区和矿区成人和儿童不同消化阶段重金属的生物可给量（μg·d^-1） Table 4 Bioavailable amount of heavy metals for children and adults in stomach and intestine (μg·d^-1)

表选项

在模拟儿童胃阶段，矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As 的生物可给量（498.49、7 371.27、378.94、132.73和10.41 μg·d^-1）均大于非矿区大米的生物可给量（251.21、2 114.62、110.80、13.85、0.83 μg·d^-1）,且Pb、Cd和As生物可给量均超过了PTWI;在模拟儿童小肠阶段，矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给量（180.96、505.91、509.75、32.69、8.64 μg·d^-1）均大于非矿区大米的生物可给量（90.90、188.36、360.10、3.88、0.69 μg·d^-1）,且其中Pb和Cd都超过了PTWI的限量值。 3 讨论

非矿区和矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的生物可给性在模拟胃消化阶段比在模拟小肠阶段高，可能与胃部的酸性环境有关。在模拟小肠阶段，小肠液呈碱性导致大米中重金属的生物可给性下降。由于人体消化道对食物的吸收功能主要体现在小肠阶段，在整个体外模拟实验中，模拟小肠阶段大米中重金属的有效性占有更重要的地位。研究表明，影响人体健康风险评价除摄入体内重金属的生物有效性外，还有其他影响因子如个体差异和饮食习惯等。本研究主要是从重金属摄入量及其生物可给量来评价食用大米所导致的健康风险。由表 3可知，食用矿区大米，成人和儿童摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As的量明显超过非矿区的量，其中量值最大的是Zn,分别为11 701.12、8 332.16 μg·d^-1,其次是Cu,分别为2 555.73、1 819.89 μg·d^-1,但国家食品卫生标准（GB 2762-2012）没有Zn和Cu的指标，因此本文主要评价大米中Pb、Cd和As所导致的健康风险。与Pb、Cd、As的PTWI相比，成人和儿童因食用矿区大米而摄入Pb、Cd和As的量分别是PTWI的1.84、15.17、11.50倍和5.21、21.61、16.37倍，表明食用矿区大米存在较大的健康风险。由表 4可知，非矿区大米中Pb、Cd和As的生物可给量很低，而矿区大米中Pb、Cd和As的生物可给量较高，如在模拟成人和儿童胃消化阶段，Cd的生物可给量分别是PTWI的3.11倍和4.42倍；在模拟成人小肠阶段，矿区大米中Pb、Cd和As的生物可给量没有超过PTWI,而在模拟儿童小肠阶段，矿区大米中Pb和Cd的生物可给量都超过了PTWI.综上可知，成人和儿童因食用矿区大米摄入重金属的总量都超过了PTWI值，表明食用矿区大米存在健康风险。 4 结论

（1）由于食用矿区大米，成人及儿童摄入了大量的重金属，成人和儿童因食用矿区大米而摄入Pb、Zn、Cu、Cd和As的量明显高于非矿区，且高于每周可耐受摄入量。

（2）对于成人来说，在模拟胃阶段矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的平均生物可给量分别是700.05、10 351.72、532.17、186.40、14.62 μg·d^-1,其中Cd的生物可给量是每周可耐受摄入量值的3.11倍，在模拟小肠阶段分别为254.13、710.47、715.87、45.92、12.14 μg·d^-1.

（3）对于儿童来说，在模拟胃阶段矿区大米中Pb、Zn、Cu、Cd和As的平均生物可给量分别是498.49、7 371.27、378.94、132.73、10.41 μg·d^-1,其中Cd的生物可给量是每周可耐受摄入量值的4.42倍；在模拟小肠阶段分别为180.96、505.91、509.75、32.69和8.64 μg·d^-1.

（4）在体外模拟实验中，成人因食用矿区大米在模拟小肠阶段摄入Pb、Cd、As的含量没有超过每周可耐受摄入量，而在模拟胃阶段Pb和Cd的含量均超过每周可耐受摄入量；儿童在模拟胃阶段和在模拟小肠阶段摄入Pb和Cd的含量都超过每周可耐受摄入量。食用该矿区大米会产生一定的健康风险，就重金属的生物可给量来说，对儿童健康危害更加明显。