随着中国城市化与工业化的发展，日益增多的镉（Cd）元素通过农业、工业和交通途径^[1-3]排放到土壤中，随着作物的生长发育而积累^[4]，并通过食物链迁移到人体中^[5]。Cd元素不是人体生长发育的必需元素，在微量的情况下也会对人体产生较大的危害^[6]。人体摄入过量的Cd元素时，骨骼会出现软化，肝脏和肾脏也会受到损害^[7]。

居民的膳食结构不同，通过饮食途径的重金属（Cd、Pb、As等）摄入健康风险也存在着差异。在空间方面，不同城市居民的膳食结构不同，所产生的重金属摄入健康风险也不同（摄入途径差异、重金属种类差异）。武汉市居民的主要膳食是谷物、蔬菜和水果，居民通过谷物和蔬菜途径的Cd摄入健康风险较高^[8-9]。重庆市居民的主要膳食是谷物、蔬菜和肉类，居民通过谷物、蔬菜和水果途径的Cd、Pb摄入健康风险较高，通过谷物、蛋类和肉类途径的As摄入健康风险也较高^[10-12]。广东沿海地区居民的主要膳食是大米、蔬菜和肉类，产生Pb、As摄入健康风险的主要途径是大米、肉类和鱼虾贝类，而产生Cd摄入健康风险的主要途径是大米和蔬菜，二者占居民饮食摄入Cd总量的89%，肉类只占3%^[13]。在时间方面，随着生活条件的改善，居民的膳食结构发生着较大的变化，同时各类食物中的重金属含量也不断地变化，导致居民的重金属摄入健康风险也随着时间变化。2000年以来珠三角农村居民的膳食结构发生了较大的变化^[14-18]，同时政府相继出台了《广东省清洁生产联合行动实施意见》和《畜禽规模养殖污染防治条例》等法规条例，改善了珠三角地区的土壤和大气环境，降低了当地水稻和蔬菜中的Cd含量^[19-23]。在膳食结构改变与食物中Cd含量变化的双重影响下，2000年以来当地居民的Cd摄入健康风险可能发生了相应的变化，但尚没有相关研究。

Cd元素是农村居民健康风险的重要来源，且主要通过水稻和蔬菜途径被摄入到人体中^[13]。因此，本研究选取2000年以来珠三角农村地区的水稻、蔬菜为研究对象，采取人体健康风险评价的方法，探究2000年以来在膳食结构改变和水稻蔬菜中Cd含量变化的双重作用下，居民通过水稻和蔬菜途径的Cd摄入健康风险的变化。该研究可以建立2000年以来珠三角地区的居民膳食结构变化趋势，水稻、蔬菜Cd含量的变化趋势，通过水稻蔬菜途径的Cd摄入健康风险变化趋势，为居民的食物消费提供参考意见，为政府有关部门制定食物和营养政策、治理环境污染提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 样品采集与分析

研究区为珠海市斗门区，地处珠江三角洲南端，位于珠海、江门和中山市的交界处，面积674.8 km²，以低山丘陵和冲积平原为主，农村居民的主要食物来源为大米和蔬菜^[24]。2017年6—7月进行采样，共采取了42个水稻籽粒样品和27个蔬菜样品（图 1），并在水稻和蔬菜植株处采取了61个土壤样品（0~15 cm），分别进行编号并用GPS定位。

将新鲜土样去除根系和动植物残体，室内风干后粉碎并过尼龙筛（100目），使用HCl-HNO₃-HClO₄- HF消解，并使用王水（7 mL优级纯HNO₃，21 mL优级纯HCl，40 mL纯水）定容。将水稻样品洗净风干并剥出籽粒，烘干至恒质量后，使用HNO₃-HClO₄-H₂O₂消解，并使用5%HNO₃定容。将蔬菜样品洗净风干并分离出可食部分，切碎并烘干至恒质量，使用HNO₃-HClO₄消解并使用1% HNO₃定容^[25]。每3个样品设置一个平行样和空白样，每隔10个样品添加一个土壤标准样品（GSS-5），采用ICP-MS（Agilent 7700X，安捷伦科技有限公司）测定土壤、水稻籽粒和蔬菜可食部分Cd元素的全量（检出限为0.09 ng·L^-1）。土壤标准样品的回收率为96.9%，相对标准偏差（RSD）为4.2%，符合测定的要求。

1.2 资料收集与整理

（1）2000—2017年水稻与蔬菜中的Cd含量。目前针对当地作物Cd含量的研究较少，缺少水稻与蔬菜的Cd含量历史数据，因此本文采用研究区及其毗邻城市的数据来构建水稻、蔬菜的Cd含量历史变化。通过查阅大量文献，共收集了27个水稻数据和36组蔬菜数据（均为野外采集或市售的本地产品）^{[19-23, 26-61]}，将蔬菜数据按照蔬菜种类和采样个数进行加权，计算出每组蔬菜数据的平均Cd含量，并按年份进行记录。

（2）2000—2017年农村居民的膳食结构。由于研究区较小，缺少当地居民的膳食结构历史数据，因此本文采用广东省的居民膳食结构历史数据。通过查阅2001—2018年广东省统计年鉴，统计粮食、蔬菜、肉蛋奶等食品的人均消费量，按年份和食品种类记录。

1.3 摄入健康风险评价

根据美国环保署（USEPA）2000年提出的健康风险评价方法：靶标危害系数法（Target hazard quotients，THQ）^[62]，评价研究区居民通过摄入水稻、蔬菜产生的重金属健康风险，其计算公式如下：

式中：THQ为靶标危害系数，E_f表示暴露频率，365 d· a^-1；E_d表示暴露时间（按照2017年居民人均预期寿命，76.7 a^[63]；F_ir表示食物摄取率，kg·d^-1；C表示作物可食部分的重金属含量，mg·kg^-1；R_fd表示参考剂量，Cd为0.001 mg·kg^-1·d^-1；W_ab表示人均体质量，2000—2002年按照58.67 kg，2003—2012年按照61.86 kg^[64-66]；T_a表示非致癌情况下的平均暴露时间，假设76.7 a，每年365 d。其中E_f×F_ir即为食物的年摄入量，文中采用食物的人均年消费量代替。THQ < 1表示通过摄入途径产生的重金属健康风险不明显，THQ>1表示存在较高的重金属健康风险，THQ越大健康风险越大。

2 结果与分析 2.1 水稻和蔬菜的Cd含量统计特征 2.1.1 水稻和蔬菜的Cd含量现状

研究区内水稻籽粒和蔬菜可食部分的Cd含量测试结果如表 1所示。根据《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2017）将蔬菜分为4类：新鲜蔬菜[叶类、豆类、块根块茎类、茎类（黄花菜除外）]，叶类蔬菜，豆类、块根块茎类、茎类蔬菜（芹菜除外），芹菜/黄花菜，并根据标准中规定的水稻和各类蔬菜的限量标准，计算得出水稻和各类蔬菜的超标比例。研究区内水稻籽粒的Cd含量平均值为114 μg· kg^-1，共7个水稻籽粒样点超出国家限量标准，超标率为16.7%。蔬菜可食部分Cd含量的平均值为10.3 μg·kg^-1，蔬菜样品全部合格，各类蔬菜可食部分的平均Cd含量呈现出芹菜、黄花菜，叶菜类>豆类、块根块茎类、茎类，新鲜蔬菜的趋势。

2.1.2 水稻和蔬菜的Cd含量时间变化

2000年以来，珠三角地区水稻籽粒中的Cd含量在0.1 mg·kg^-1附近上下波动（图 2），蔬菜可食部分的Cd含量（各类蔬菜Cd含量的加权平均值）呈现出持续下降的趋势，近两年达到最低（图 3）。

2.2 农村居民膳食结构的变化

自2000年以来，随着经济条件的改善，农村居民膳食中的粮食（谷物、薯类和豆类）比例逐渐下降，由56.21%下降为41.56%；蔬菜的比例保持稳定，在25.13%至29.78%之间小幅波动；肉蛋奶和鱼类的比例逐渐上升（图 4）。

在粮食中，稻谷是主要的粮食作物，占85%以上的比例。2000年以来，农村居民的稻谷人均年消费量降低了27%，在膳食中所占的比例降低了8.7%，而蔬菜的人均年消费量及占比都较为稳定（图 5~图 6）。

2.3 农村居民的Cd摄入健康风险 2.3.1 年摄入Cd总量

2000年以来，研究区水稻中的Cd含量较为波动，水稻的年消费量逐年下降（图 3、图 5）；蔬菜中的Cd含量持续下降而年消费量较为稳定（图 4、图 5）。将该地区水稻与蔬菜的Cd含量与其年消费量相乘，可以得到通过水稻和蔬菜途径的居民年摄入Cd总量，作趋势线并用虚线分别表示出95%的置信区间（图 7，主坐标轴）。将每年的水稻和蔬菜Cd摄入量的拟合值相加，得到2002—2007年居民的年摄入Cd总量，并将水稻、蔬菜的95%置信区间上下限分别相加，得到年摄入Cd总量的误差线（图 7，次坐标轴）。

2002—2017年，通过水稻、蔬菜途径的居民年摄入Cd总量总体上呈现逐渐下降的趋势，在2011年达到最低点后略有升高，总体上由34 mg左右下降到17.5 mg左右，下降了49%（图 7，次坐标轴）。由于水稻在膳食中占有较高的比例，通过水稻途径的Cd摄入量与Cd摄入总量的趋势一致，2006年以前下降较快，此后较为稳定，摄入量总体上由30 mg左右下降到16 mg左右，下降了47%。蔬菜与水稻不同，2002年以来呈现波动下降的趋势，摄入量由2002年的4.2 mg左右下降为2017年的1.7 mg左右，下降了60%。

2.3.2 Cd摄入健康风险

采用靶标危害系数法（THQ）来评价通过水稻、蔬菜途径的农村居民Cd摄入健康风险，并用虚线标示出健康风险的95%置信区间（图 8，主坐标轴）。将水稻蔬菜健康风险的拟合值相加，得到Cd的总摄入风险（THQ），将水稻、蔬菜健康风险95%置信区间的上下限分别相加，标示出Cd的总摄入风险的误差线（图 8，次坐标轴）。2002年以来，水稻和蔬菜的总靶标危害系数（THQ）总体上呈现下降的趋势，其中2009年以前下降速度较快，此后略有波动，总体上由1.6降低到0.7左右，降低了56%。其中水稻THQ的变化趋势与总体一致，在2009年前下降较快，此后稳定在0.6左右，下降了57%；蔬菜呈现持续下降的趋势，由0.2左右下降到0.07左右，下降了65%。2002年以来，居民通过水稻途径的Cd摄入健康风险高于蔬菜途径，水稻的平均THQ（0.75）是蔬菜（0.13）的5.8倍。

当THQ>1时，表明居民存在着较高的健康风险。总体来看，2002—2005年居民摄入水稻和蔬菜的健康风险较高，但风险呈现逐年降低的趋势，2006年后健康风险保持在较低的水平。其中2002—2004年居民单独摄入水稻时存在较高的健康风险，而所有年份居民单独摄入蔬菜的健康风险都较低。

为了进一步分离膳食结构变化（水稻、蔬菜）对居民健康风险变化的贡献率，我们采用变量控制的方法。假设两种情景：一是2002—2017年农村居民的膳食结构不变，食物中Cd含量变化；二是2002—2017年的食物中的Cd含量不变，膳食结构变化。计算得出2002年以来居民的Cd摄入健康风险分别降低了34%和30%，即食物中Cd含量变化对农村居民健康风险的贡献率为53%，膳食结构变化的贡献率为47%。结果表明，膳食结构与水稻、蔬菜Cd含量一样，都是影响农村居民Cd摄入健康风险的重要因素。

3 讨论

研究区内水稻的Cd污染风险高于蔬菜，其中水稻籽粒中Cd的平均含量为0.114 mg·kg^-1，超标率为16.7%；蔬菜可食部分Cd的平均含量为0.010 3 mg· kg^-1，蔬菜样品全部合格。此前王硕等^[55]和杨淋清等^[40]分别对研究区附近水稻、蔬菜的Cd含量进行了测试，水稻中Cd的平均含量为0.1 mg·kg^-1，蔬菜中为0.012 6 mg·kg^-1，与本研究的结果较为一致。

本研究采用了试验数据、文献数据与统计数据，计算得出时间序列上农村居民Cd摄入健康风险的变化。本研究参考的文献数据均引自较为权威的刊物，文献中对水稻蔬菜的前处理与测试方法均符合国家标准，并都进行了较好的质量控制，确保数据准确可靠。本研究主要存在3个方面的不确定性：（1）水稻蔬菜中Cd含量数据的不确定性。研究区为斗门区，而文献数据中该区域的研究很少，因此将范围扩大为地理环境和田间管理方式相似的邻近城市，建立起Cd含量变化的时间序列。（2）文献中Cd含量数据的波动性。Cd含量的历史数据并不是一条拟合较好的线，而是存在着较大的波动。因此我们不能只选取每年的平均值来计算Cd摄入总量和THQ，而应该将所有文献数据考虑在内，计算并拟合出带有95%置信区间的趋势线，并添加误差线表示出它们的不确定度（Cd摄入总量：±1.58左右，THQ：±0.1左右）。（3）试验、文献数据与统计数据的对应问题。试验、文献数据中的蔬菜Cd含量常按类别统计，而统计年鉴中采用的加权平均值。因此我们将试验、文献中的蔬菜Cd浓度按照蔬菜种类和采样个数加权计算出平均值，与统计年鉴中的蔬菜标准相统一。总体而言，通过选取相近地区的文献数据，确保文献数据科学可靠，考虑数据的波动性并统一试验/文献数据与统计年鉴的蔬菜标准，可以有效降低研究结果的不确定性，增加研究的严谨性。

膳食结构的改变与家庭经济收入的变化息息相关^[67-69]，2000—2017年，广东农村居民的人均实际收入增长了221%^[14]，同时反映在膳食结构中，粮食的比例逐渐减小，蔬菜的比例较为稳定，肉蛋奶的比例逐渐增加。在广东沿海地区，水稻和蔬菜是居民食物中Cd富集的主要对象^[13]，2002年以来研究区居民通过水稻蔬菜途径的年摄入Cd总量降低了49%，Cd摄入健康风险降低了56%，其中膳食结构（水稻、蔬菜）改变对降低居民Cd摄入健康风险的贡献率为47%，这表明膳食结构的改变是影响居民Cd摄入风险的重要因素。在膳食结构改变和食物中Cd含量变化的双重影响下，农村居民通过食用水稻、蔬菜途径的Cd摄入健康风险逐渐降低。

研究区内水稻的污染风险高于蔬菜，居民通过水稻途径的Cd摄入健康风险是蔬菜途径的5.8倍，这表明在饮食中多食用蔬菜[尤其是豆类、块根块茎类、茎类（芹菜除外）]有助于降低研究区居民Cd的摄入健康风险。环保政策的出台可以有效改善环境质量，降低食品中的Cd含量，而膳食结构的改变使得居民食用Cd含量更低的食物。在政策和膳食结构改变的双重作用下，农村居民通过水稻、蔬菜途径的Cd摄入健康风险逐渐降低，农村居民的饮食越来越安全。

4 结论

（1）研究区内水稻的Cd污染风险高于蔬菜，其中豆类/块根块茎类/茎类蔬菜（芹菜除外）的Cd含量较低，食用最为安全。

（2）2000年以来，珠三角作物中的Cd含量及农村居民膳食结构都发生了较大的变化。其中水稻籽粒中的Cd含量较为波动，而蔬菜中的Cd含量逐渐降低；同时在膳食结构中，水稻的比例逐渐降低，蔬菜的比例较为稳定。

（3）膳食结构（水稻、蔬菜）的改变是影响农村居民Cd摄入健康风险的重要因素。2002年以来，农村居民通过水稻蔬菜途径的Cd摄入健康风险逐渐降低，其中膳食结构（水稻、蔬菜）变化对健康风险降低的贡献率为47%，是影响农村居民Cd摄入健康风险的重要因素。