我国食品镉污染现状及膳食暴露评估工作进展

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我国食品镉污染现状及膳食暴露评估工作进展
李任佳综述张立实审校3
（四川大学华西公共卫生学院，四川成都610041)
目的：总结分析近20年我国文献报道的食物中镉含量水平，评价我国食物的镉污染状况；介绍国内外膳食暴露评估工作的进展，并对膳食镉暴露评估方法进行探讨，为我国膳食镉暴露的风险评估积累资料和提供借鉴。

近年来，“镉大米”已成为我国政府和民众关注的焦点和舆论热议的食品安全问题。

据媒体报道，全国多个地区市场随机抽样的大米均有10%左右镉超标。

镉是人体非必须微量元素，环境中镉可来源于生态自然本底或人类生产活动。

我国由于矿山开采、冶炼以及工业生产造成的环境镉污染日趋严重，近二十年来中国居民的镉暴露量也呈增加趋势。

镉易在植物和动物体内富集，并通过食物链最终进入人体。

镉的半衰期长达10~35年，故在人体特别是肝肾等器官内的含量会随时间推移而逐渐增加，产生慢性毒性，导致肾损伤、骨质疏松、肺癌等疾病。

镉在食物中的含量、膳食暴露及其造成的健康风险已受到国内外研究者的广泛关注。

作者介绍：李任佳（1987-），女，云南昆明人，在读博士生，研究方向：食品安全与风险评估；E-mail：****************通讯作者：张立实，E-mail：*********************
一、我国食品的镉污染情况
本文收集了近20年国内文献报告的食品中镉的检测数据，并将中国居民消费量高和镉含量高的食物分为四类，分别列表总结见附录。

食物中的镉含量是影响居民膳食镉暴露水平的重要因素。

中国居民膳食镉暴露的主要来源是谷物和蔬菜。

对于上海居民膳食镉暴露来源主要是蔬菜、大米、鱼虾类、食用菌[1, 2]。

陕西省小麦是当地居民每日膳食镉暴露的主要来源[3]。

深圳地区居民喜食的牡蛎和动物内脏是其膳食镉的主要来源[4]。

从全国镉污染检测数据来看：粮食类全国平均镉检测值在0.001至0.481 mg /kg之间，尤其以广州海珠区的数值最高。

南方某市大米镉污染较普遍，平均值和中位数已经接近国家大米镉限量标准[5]。

全国范围大米镉的平均含量为0.12mg/kg，最高值为1.19mg/kg，不同省份大米中镉的含量差异很大[6]。

大米对广东居民膳食镉暴露贡献率高于50%[7]。

1931年日本富川县出现的“痛痛病”，就是当地居民暴露于镉含量严重超标的水稻所致。

据文献报道，1972年对神通川镉污染地区的40个村庄727份大米进行检测，米镉检测值为0.3-1.05mg/kg，平均为0.59mg/kg[8]；2013年国内报道的部分地区出现的“镉大米”事件中，米镉检测结果均大于1mg/kg。

此数值与日本镉污染严重地区产的大米相当。

所以，媒体也将镉含量超过1mg/kg的大米称为“镉大米”。

这比用来评判大米中污染物镉限量的0.2mg/kg高5倍。

不少民众以为镉超标的大米就是“镉大米”，而引起了大众的恐慌和不满情绪，对社会稳定也造成了不良影响。

我国水产品的镉检测值在0.001-21mg/kg范围内，尤其以深圳地区的含量最高，水产品超标率最高，分别为21.57%、29.43%[4]。

广东、广西贝类体镉含量均低于无公害水产品有毒有害物质限量标准[9]。

海南省水产品，以双壳类镉污染较普遍[10]。

蔬菜类平均镉检测值在未检测出至1.1mg/kg之间，镉检测值较高的地区亦为深圳。

全国花生主要产区，花生镉含量为0.1634mg/kg[11]，低于安全限量0.5mg/kg。

肉及内脏类镉检测值在0.001至13mg/kg之间，也是以深圳检出的畜类肾脏中镉含量最高，畜肉及内脏为0.031mg/kg、禽肉及内脏为0.030mg/kg[12]。

总结文献，除深圳地区外，全国4类食品中人均镉摄入量均占PTMI比例的小部分，镉膳食暴露风险总体轻微。

但除了一般消费人群外，高消费人群、儿童青少存在潜在的镉膳食暴露风险，应引起重视。

从附表中可以看出，各类食物中均有10%左右的超标率，但因为所检测的食物多是在国内生产量大、消费量大的食物，由于基数很大，10%的超标率，也会导致相当大数量的“超标食物”被消费，所以应引起足够的重视。

此外，欧盟的食品安全管理是囊括从“农田”到“餐桌”整条食品链全部环节。

我们对食品镉污染样品的采集，基本上是从超市、市场获得。

市售食品的来源不同，而镉污染区域不是连续性分布，所以这样的采样方式对食物中镉含量总体状况的代表性有限。

为此，我们可以借鉴发达国家的管理办法，从农产品产地入手，到田间取样，这样一方面可以从“农田”开始追溯污染源；另一方面还可计算农作物对土壤中镉的富集能力。

在种植蔬菜时，可对受镉污染的土壤选择种植镉富集力较差的蔬菜品种。

北京市的调查显示，叶菜和根茎类蔬菜的镉含量显著高于瓜果类。

叶菜类、根茎类、瓜果类富集系数有如下趋势：叶菜类>根茎类>瓜果类[13]。

此外，还要与农业部门等多部门合作，对镉含量超标的土壤进行禁耕、降镉处理[14]，将污染控制在源头。

二、膳食镉暴露评估
（一）食物消费数据
食物消费数据可从以下3个途径来获得：(1) 统计数据法，是对于某一地区每年的食品产量，进出口数据进行统计，结合当地人口资料得出某类食物的消费数据。

(2) 食物频率问卷法，调查当地居民某种食物的长期食用情况。

(3) 总膳食研究，不仅能获得膳食消费量数量，而且将食物按照当地菜谱烹调使其成为直接入口状况，通过实验室测定获得其中污染物和营养素的信息，是FAO/WHO力推的膳食暴露评估方法[15]。

按照《中国统计年鉴》2005年城镇居民人均年均粮食消费量为64.15kg[16]，与目前国内镉膳食暴露风险评估中食物消费量常用的《2002年居民营养与健康状况调查》，我国居民平均每标准人每
日粮谷类食物摄入量为0.402kg，年均消费量为146kg[17]，相差较大。

且此资料距今已经有10年时间，这期间居民膳食消费模式已发生变化，加之部分种类食品和膳食消费量数据不完整、数据时效性、地区间饮食习惯不同等因素都可能对评估结果带来偏倚和误差；故建议对拟评估地区开展有针对性的专项膳食结构与消费量调查。

（二）调查人群分层分析
膳食消费量是主要造成膳食镉暴露在不同性别、年龄组间差异的原因。

暴露评估分析时，一些文献采用的是按不同性别和年龄组划分，但同时应考虑到，由于城镇与农村居民的体力活动不一样，导致膳食消费量也不一样，故应区别对待。

王君等人[11]将花生食用人群，分为2-6岁儿童、标准人（从事轻体力劳动的成年男子）、城市标准人和农村标准人，此方法可以借鉴。

此外，张亚非等[18]在江苏省膳食镉暴露评估工作中，用了LMS法绘制年龄别百分位数曲线，克服了人为对年龄分组的主观性和人为分组后样本量减少，对边缘百分位数估计产生的偏倚。

（三）暴露评估模型
膳食暴露评估模型主要有3种：点评估模型、简单分布模型、概率评估模型。

点评估，是将人群某食物消费量（P50或P97.5）乘以污染物含量（P50或限量水平），并将所有来源的暴露量累加。

当用高消费量或高污染物限量计算时，可对该污染物的风险进行保守筛选，其优点是计算简单。

简单分布模型，是将污染物含量设为固定值（P50或限量水平），与食物摄入量的分布进行整合，此方法考虑了膳食结构的变异，结果比点评估更有意义。

JECFA和欧盟都曾采用点评估法进行初步暴露评估的研究，当有暴露量大于ADI、PMTI的值时，再用概率评估作进一步的分析[19]。

概率评估，是将污染物浓度和食物消费数据看作两个总体，把两个总体分为若干层，然后进行随机抽样模拟个体暴露量。

同时，使用Bootstrap方法量化不确定度，Monte Carlo模拟量化变异度[20]。

可得到膳食暴露量的分布及不同暴露量的概率，并且可以用有限的样本量信息推断人群总体的暴露情况。

王增焕等[9]，用参数法对有限的贝类体镉含量建立概率分布模型，计算暴露量。

陈志军等[11]，用非参数法对一个代表性较好的大样本容量原始观察数据作为样本的经验分布，直接从中进行随机抽样计算暴露量。

目前常用的概率评估软件有@risk、Crystal Ball等。

具有强大的迭代计算功能，可针对性地对各影响因子进行敏感性分析。

美国在用模型进行暴露风险评估方面走在世界前列，已开发出针对人体健康暴露评估的DEEM、LifeLine、DEPM、Calendex等软件，通过概率评估方法计算污染物的蓄积性和累积性风险[21]。

我国也应结合我国的膳食模式开发适合自己的膳食暴露评估软件。

据文献报道，1967年对日本福岛县采集22个村大米检测，镉含量为0.51mg/kg。

1972年对同样22个村采样，镉含量为0.61mg/kg[8]。

另一报道，1971-1973年该地区出产的大米与1967年相比镉含量没有显著差别，故镉多是以近似恒定的水平分布于食物[4]。

即就长期而言，镉每日的膳食暴露变化较小，因而镉每月膳食暴露评估可根据每日膳食暴露×30或每周膳食暴露乘以×4外推而得。

JECFA第73次会议中，运用概率法Monte Carlo模型，取人体每日膳食镉摄入量置信区间的下限值，即0.8μg/kg.bw(相当于每月膳食镉摄入量为25μg/kg.bw)为安全限值[22]。

由此可见，从基本统计量的点评估技术到Monte Carlo抽样概率评估技术，是膳食暴露评估工作发展的趋势。

概率估计得到的精确值，更有利于管理层面对镉安全限量值的制定和修改时参考。

（四）镉损伤生物标志物与内暴露
WHO依据人体尿镉达10μg/g 肌氨酸酐时发生肾脏损伤，将此值定为镉致人群肾损伤的生物阈值[23]。

在镉所致的人体肾损伤中，不同的生物学指标可作为镉暴露、损伤水平的标志物。

反映体内镉负荷水平的指标：尿镉、血镉；反映肾小管重吸收功能障碍的指标：β2-微球蛋白、视黄醇结合蛋白、α1-微球蛋白等；反映肾小管组织病理损伤的指标如：N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶（同工酶A、B）；反映镉的接触剂量、镉的接触效应及个体敏感性的指标：尿金属球蛋白。

镉剂量累积指标与肾小管功能异常指标之间存在有统计意义的剂量-效应关系。

肾损伤虽然是监测早期体内镉损伤的一个指标，但不是镉损伤的特异性指标。

美国国家研究委员会(NRC)对21世纪暴露科学的愿望与策略中
也强调，要更加重视暴露内标志的使用从而确定暴露—反应关系[24]。

所以，对特异性镉损伤的体内标志物的研究将是今后暴露评估工作的热点和重点。

据文献报道，在某些镉高污染地区，居民却没有镉暴露疾病的发生[25]。

1996年，Vahter等[26]的调查研究发现，但食用高镉富集的牡蛎，人血液镉浓度并没有显著提高。

我国深圳地区的牡蛎镉含量很高，也未出现镉中毒的报道[12]。

Wood的研究提示，食物中镉浓度的比（Cd：Zn、Cd：Ca、Cd：Fe）和食用者体内铁、锌、钙等营养状况，是影响镉吸收的因素[27]。

所以对镉人体内暴露的研究的深入及其机制的探讨，有助于改变人们对传统镉暴露的认识，且对镉污染区居民的膳食指导有重要的意义。

三、总结
我国目前对镉膳食途径暴露的评估工作在沿海发达城市中开展较多，而在中西部地区开展较少。

从现有的数据可看出，湖南、广东等地大米镉污染严重，上海、深圳等地海产品镉污染严重。

部分地区大米高消费人群的镉膳食暴露已达健康风险预警水平。

对镉的膳食暴露评估除了需要准确的农产品和食品中的镉水平测定外，土壤、水环境中的镉含量，人群的膳食模式、数量、频率等数据的收集也非常重要。

在暴露评估模型和数据库建立等方面，应开发适合我国膳食结构模式的暴露评估模型，建立相应的数据库。

大米等是我国人群高消费量食物，其镉含量水平直接影响居民膳食镉暴露风险，因此应加强对原产地食物中镉的监测，从源头入手，控制从农田到餐桌整个过程的食品安全问题。

动态掌握各地高消费量食物中镉含量的污染水平和变化趋势，及时采取控制措施，减少高污染食物的流通、销售和食用。

采用概率暴露评估方法开展精确的居民膳食镉暴露的风险评估，深入镉内暴露和镉损伤生物标志物的研究，及时了解米镉对居民健康影响的风险，积极预防镉引起的人体健康危害，并为修订食物中镉限量值标准提供科学依据。

附表
国内报道的食品镉含量数据汇总
Summary of cadmium of occurrence data submitted for the recent China researchs
表1 粮食类
食物种类样本量
（份）
地区/年份镉含量范围
（mg/kg）
平均值
（mg/kg）
参考标准
超标率参考
文献
粮食64 深圳2007 0.001-0.025 0.008
GB2762-2005 0
刘桂华[12]
粮食131 深圳2008 0.001-0.19 0.020 0
大米108 广州海珠区2009 0.004-0.481 0.094 GB2762-2005 14.8% 陈若虹[28]大米--- 湖北2011-2012 0.001-0.100 0.045 绿色食品标准0 沈体忠[29]
大米100 南方某市市售
2012
0.0056-0.4000 0.19 GB2762-2005 46% 谢燕湘[5]
大米75 武汉2011 0.0018-0.1800 0.0619 GB2762 0 张德新[30]大米16 上海2007-2010 0.0022-0.0480 0.0101 GB2762 0 赵黎芳[2]
表2 水产品
食物种类样本量
（份）地区/
年份
镉含量范围
（mg/kg）
平均数
（mg/kg）
参考标准
超标率参考
文献
水产品428
上海
2008-
2010 0.0383
GB2762-2005鱼
类：0.1
1.4%
吴春峰[31]
海水鱼116 0.0168 3.45% 淡水鱼116 0.0082 1.72% 甲壳类98 0.0469 --
软体类98 0.0910 -- 贝类140
广东广西2009 《无公害水产品
中有毒有害物质
限量标准》
NY5073-2006
王增焕[9]
翡翠贻贝0.21-0.39 0.29 0 文蛤0.08-0.22 0.16 0 菲律宾蛤仔0.10-0.76 0.32 0 长牡蛎0.31-0.76 0.47 0
水产品306
深圳
2007 0.001-21 0.40
GB2762-2005
66份（21.57%）刘桂华[12]
水产品265
深圳
2008
0.001-4.6 0.66 78份（29.43%）
水产品238
海南
2011
0.025 GB2762 -- 叶海湄[10]
淡水产品16 上海
2007 0.001-0.1000 0.0093
GB2762
赵黎芳[2]
海水产品33 0.0010-0.2100 0.0272 0 表3 蔬菜类
食物种类样本量
（份）
地区/年份镉含量范围
（mg/kg）
平均数
（mg/kg）
参考标准
超标率参考
文献
蔬菜60 深圳2007 0.01-0.039 0.013
GB2762-2005 0
刘桂华[12]
蔬菜215 深圳2008 0.003-1.100 0.021 51.15%
辣椒43 贵州遵义2012 N-0.126 0.05 GB2762-2012
0 王大霞[32]
花生1040
1538
全国2009
全国2010
0.007-0.82
0．0051-1.63
0.1834
0.1499
GB2762
2.4%
陈志军[11]
叶菜类27
上海闵行区
2007-2010 0.0017-0.0350 0.0097
GB2762
赵黎芳[2]
根茎类9 0.0012-0.0160 0.0080 0 其他类7 0.0012-0.0044 0.0020 0 食用菌10 0.0048-1.2000 0.2483 20%
表4 动物类
食物种类样本量
（份）地区/年份镉含量范围
（mg/kg）
平均数
（mg/kg）
参考标准超标率参考
文献
禽肉及内脏112 深圳2007 0.001-0.14 0.007
GB2762 1.7%
刘桂华[12]
禽肉及内脏23 深圳2008 0.001-0.064 0.030 0
畜肉及内脏64 深圳2007 0.001-13 0.075 15.62% 畜肉及内脏65 深圳2008 0.005-0.44 0.031 0
动物内脏12 上海闵行区
2007-2010
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美沙酮维持治疗海洛因不同吸食量患者的生活质量及影响因素研究*颜兴伟1，杨玉金2，龚俊平3，闵建华1，李国恩4
[摘要] 目的探讨海洛因吸食量不同患者接受美沙酮维持治疗（MMT）前后生活质量变化及其影响因素，提高MMT综合治疗的质量或效率。

方法选择江西省南昌市东湖区、西湖区及九江市3个美沙酮门诊2008年1～6月所有新入组的海洛因依赖者为对象，分别在入组治疗前及治疗后1年使用生活质量量表（QOLDA-61）对调查对象进行问卷调查，采用SPSS软件进行数据资料的统计分析。

结果MMT 治疗前海洛因不同吸食量患者毒品依赖、满意度及总体生活质量3个个方面生活质量得分有统计学意义（P<0.05），其它4个维度及总体生活质量得分无统计学意义（P>0.05）；MMT治疗后海洛因不同吸食量患者六个维度及及总体生活质量得分无统计学意义（P>0.05）；MMT治疗前后海洛因不同吸食量患者平均每天海洛因吸食量<1g组身体健康状况、心理健康状况、家庭关系与社会支持、毒品依赖及总体生活质量5个方面生活质量得分有统计学意义（P<0.05），日常生活活动与经济状况及满意度2个维度生活质量得分无统计学意义（P>0.05）；平均每天海洛因吸食量1~g组心理健康状况及毒品依赖2个维度生活质量得分有统计学意义（P<0.05），其它5个方面生活质量得分无统计学意义
（P>0.05）；平均每天海洛因吸食量2~g组家庭关系与社会支持及日常生活活动与经济状况2个维度生活质量得分有统计学意义（P<0.05），其它5个方面生活质量得分无统计学意义（P>0.05）。

各个维度多元逐步回归分析显示影响因素有地区、治疗前经济来源是否为临时工、治疗期间家人那里得到精神支持、年龄和维持治疗累计服药天数、治疗期间朋友经济、首日剂量、既往强制戒毒次数和吸毒时间长短。

结论：长期坚持MMT可以改善海洛因依赖者的生活质量。

家人的精神支持对患者身体健康状况、心理健康状况及家庭关系和社会支持改善程度影响显著，家人用于治疗费和生活费等经济支持对患者满意度改善影响显著，吸毒时间较长患者经过1年MMT后毒品依赖改善程度更高。

关键词：美沙酮维持治疗（MMT）；海洛因依赖者；海洛因吸食量；生活质量；影响因素
*基金项目：江西省卫生厅科技计划项目（20072043）；南昌市重点攻关项目（洪科发计字[2008]137号）
作者单位：1、南昌市东湖区疾病预防控制中心，南昌33008；2、南昌大学第二附属医院，南昌330006；3、江西省疾病预防控制中心，南昌330029；4、南昌市药物维持治疗西湖门诊部，南昌330009.
作者简介：颜兴伟（1961-），男，江西吉安人，主任医师，学士，研究方向：疾病预防与控制，联系方式。

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通讯作者：杨玉金（1963-），女，江西吉安人，主任护师,联系方式:电话189****6718、e-mail:*********************）。