蔬菜中重金属风险评估研究进展

　　2.2评价剂量和效应曲线
　　剂量—效应关系(dose-effectrelationship)是指不同剂量的重金属在个体中引起生物学改变,推算出一种重金属剂量水平,当摄入量等于或小于这种剂量时,就不会出现可观察到的健康效应,这种以量效应来表示这种生物学改变大小之间的关系。由于重金属在体内的半衰期长,对重金属建立每周耐受量(PTWI)(有时也采用每日耐受量TDI,如有机锡),即通过剂量—效应关系曲线确定未产生有害效应的最高剂量(NOAEL)或基准剂量(BMD),考虑不确定因子,最后以NOAEL或BMD除以不确定系数(价)得出最大PTWI。血液和尿液中金属形态常作为金属的毒理学生物标志物。
　　2.3重金属膳食暴露量估计
　　重金属膳食暴露量估计主要采取总膳食研究(TDS),取样分析主要膳食来源的农产品中的重金属,获得这些农产品中重金属含量的一般水平,即以某种农产品中重金属浓度乘以该种农产品的消费量得出单项农产品所导致的重金属摄入量,最后对所有单项农产品导致的重金属摄入量进行相加。该方法估计人群摄入量的精确度取决于被分析的农产品能否作为某重金属的重要膳食来源,即该重金属是否广泛存在于该农产品中,且在该农产品中富集严重。如Cd和Pd存在于多类农产品中,而甲基汞和有机锡基本上只存在于鱼类产品中,所以对不同的重金属,TDS食品项目的规定不同。
　　2.4风险特征描述
　　农产品重金属风险特征是农产品重金属暴露评估结果和重金属PTWI或TDI相比较,综合评价农产品中该重金属的风险。例如2004年,欧洲食品安全局(EFSA)鱼和海产品中甲基汞和有机锡的风险评估结论是:一部分常吃大型肉食性鱼的人群和儿童,他们甲基汞的摄入量容易超过PTWI;鱼类、海产品中有机锡的每日暴露量是0.083μg/(kg·bw),约占TDI值的7%,但是在港口和一些船航线区域里生产的海产品和鱼,如被大量食用,则暴露量可能会超过TDI[5]。目前,农产品中Pb风险评估结论主要是1998年英国的风险评估结果:平均膳食暴露量为0.028 mg/d,处于TDI=0.025 μg/(kg·bw)范围左右。
　　3 农产品中重金属风险评估手段的发展
　　当前国内外进行综合污染指数计算最常用的方法就是内梅罗指数法。此计算公式中含有评价参数中最大的单项污染分指数,突出了污染指数最大的污染物对环境质量的影响和作用,克服了平均值法各个污染物分担的缺陷。采用内梅罗指数对同一种蔬菜不同样本的重金属含量进行表征,突出了超标样品的危害程度,符合蔬菜品质安全评价的特点,较采用算术平均值法表征的重金属含量更为准确。同时,常用于污染土壤评价的综合污染指数法也同样能有效地反映蔬菜中多种重金属对其食用安全性的影响。由于风险评估过程中所涉及到的诸多不确定性,最近,模型方法如随机模拟模型、模糊理论模型以及基于GIS技术的评估模型等被越来越多地用于风险评估中,其中随机模型仍是最常用的方法,主要是通过蒙特卡罗模拟来实现不确定性分析。进入21世纪,风险评估更加注重定量化和减小评估过程中的不确定性,所以在农产品重金属风险评估中,Monte Carlo模拟亦发挥了有效作用。其原理是利用食品消费数据和残留浓度数据,对每一个人的食品消费数据乘以所有浓度数据产生出多个摄入量的可能,消费数据都经过这样的上千次运算,得出摄入量分布曲线,曲线上分布的频率就被认为是摄入量的发生率。例如2000年美国在进行鱼类甲基汞暴露评估时就运用了Monte Carlo模拟[6];日本亦应用Montie Carlo模拟了不同大米福标准对暴露的影响[7]。
　　4参考文献
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　　[2] 李秀兰,胡雪峰.上海郊区蔬菜重金属污染现状及累积规律研究[J].化学工程师,2005,116(5):36-38.
　　[3] 师荣光,赵玉杰,高怀友,等.天津市郊蔬菜重金属污染评价与特征分析[J].农业环境科学学报,2005,24(Z1):169-173.
　　[4] 唐书源,李传义,张鹏程,等.重庆蔬菜的重金属污染调查[J].安全与环境学报,2003,3(6):74-75.
　　[5] 郭朝晖,肖细元,陈同斌,等.湘江中下游农田土壤和蔬菜的重金属污染[J].地理学报,2008,63(1):3-11.
　　[6] 吴新民,李恋卿,潘根兴,等.南京市不同功能城区土壤中重金属Cu、Zn、Pb和Cd的污染特征[J].环境科学,2003,24(3):105-111.
　　[7] 张孝飞,林玉锁,俞飞,等.城市典型工业区土壤重金属污染状况研究[J].长江流域资源与环境,2005,14(4):512-515.