Article (Engsub+Vietsub) - High levels of inorganic arsenic in rice in areas where arsenic-contamina

ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN KHOA MÔI TRƯỜNG

PHÂN TÍCH CHẤT LƯỢNG ĐẤT VÀ MÔI TRƯỜNG NƯỚC

Đề tài 6:

High levels of inorganic arsenic in rice in areas where arseniccontaminated water is used for irrigation and cooking

Hàm lượng cao arsen vô cơ trong gạo ở những khu vực nước bị ô nhiễm arsen sử dụng cho tưới tiêu và nấu ăn

Nhóm 3: Nguyễn Kim Chi

1022033

Lê Thị Phương Thảo 1022272

1

MỤC LỤC Tóm tắt 1.

Giới thiệu

2.

Arsen trong nước tưới tiêu

3.

Nồng độ arsen và sự phân loại trong gạo sống 3.1.

Nồng độ arsen trong gạo 3.1.1. Sự biến đổi nồng độ arsen tổng trong gạo sống 3.1.2. Nồng độ arsen trong phần khác nhau của gạo sống

3.2.

Phân loại arsen trong gạo 3.2.1. Chất arsen vô cơ 3.2.2. Chất arsen hữu cơ

3.3.

Biến thể arsen biệt hóa trong gạo 3.3.1. Biến thể trong các giống khác nhau và các loại gạo 3.3.2. Biến thể biệt hóa trong gạo của các mùa phát triển khác nhau 3.3.3. Biến thể biệt hóa trong các thành phần khác nhau của gạo sống

4.

Nồng độ và thành phần arsen trong cơm

5.

Sự gia tang arsen từ chế độ ăn uống hàng ngày

6.

Khả năng ứng dụng sinh học của arsen trong gạo

7.

Kết luận

2

Tóm tắt Gạo là lương thực chính cho người dân địa phương khu vực Nam (S) và Đông Nam (SE) các nước châu Á. Trong khu vực này, nước ngầm bị ô nhiễm arsen đã được sử dụng không chỉ mục đích để uống và nấu ăn mà còn trồng lúa trong mùa khô. Tưới tiêu nước ngầm bị ô nhiễm arsen cho trồng lúa đã dẫn đến lắng đọng cao arsen trong lớp đất mặt và hấp thu trong hạt gạo đặt ra một mối đe dọa nghiêm trọng đối với nền nông nghiệp trong khu vực này. Ngoài ra, nấu cơm với nước bị ô nhiễm arsen cũng làm tăng arsen trong gạo đã nấu chín. Arsen vô cơ là thành phần chủ yếu của gạo Nam và Đông Nam Á (80 đến 91% của tổng arsen), và nồng độ của các loại độc hại này được tăng lên trong cơm từ nước nấu ăn giàu arsen vô cơ. Người dân Bangladesh và Tây Bengal (Ấn Độ), điểm nóng arsen trên thế giới, ăn trung bình 450 g gạo một ngày. Vì vậy, ngoài nước uống, chế độ ăn uống lấy arsen từ gạo được coi là một nguồn tiếp xúc tiềm tàng, và là một thảm họa mới cho dân số của các nước Nam và Đông Nam Á. Quá trình hình thành arsen trong gạo sống và chín, khả dụng sinh học của nó và các nguy cơ sức khỏe của arsen vô cơ trong gạo đến dân số của Nam và Đông Nam Á đã được thảo luận trong bài báo này.

1. Giới thiệu Arsen là nguyên tố phổ biến thứ 20 trong vỏ trái đất, và được phổ biến trong môi trường (đất, nước, không khí và trong các vấn đề sống). Nó đã được công nhận là sử dụng thực phẩm bị ô nhiễm arsen thì dẫn đến ung thư. Ảnh hưởng lâu dài của nhiễm độc arsen trên con người đã được báo cáo từ hầu hết các quốc gia ở Nam (S) và Đông Nam (SE) Châu Á. Nước ngầm bị ô nhiễm arsen không chỉ được dùng cho mục đích uống mà còn để tưới cây trồng, đặc biệt đối với lúa, ở các quốc gia Nam và Đông Nam Á. Ở Bangladesh, nước ngầm bị ô nhiễm arsen đã được sử dụng rộng rãi để tưới cho lúa, đặc biệt là trong mùa khô, với 75% tổng diện tích được sử dụng để trồng lúa. Mức nền của arsen trong đất lúa nước khoảng 4-8 µgg-1, có thể lên tới 83 µgg-1 ở những nơi có diện tích cây trồng được tưới tiêu với nước ngầm bị ô nhiễm arsen. Các vấn đề ô nhiễm arsen trong nước ngầm không chỉ giới hạn tới Bangladesh. Các quốc gia khác 3

trong Nam và Đông Nam Á như Tây Bengal (Ấn Độ), Việt Nam, Thái Lan, Nepal và Đài Loan cũng đã được báo cáo có mức độ cao của arsen trong nước ngầm (Hình 1).

Lúa gạo là lương thực chính cho người dân các khu vực này. Mức độ arsen tăng trong đất nông nghiệp bị ô nhiễm từ tưới nước ngầm, và sự hấp thu của nó trong gạo, rau và cây lương thực khác đã thực sự trở thành một tình trạng khẩn cấp về sức khỏe trong khu vực này. Sự hiện diện của lượng arsen cao trong gạo được coi là một thảm họa y tế ở Nam Á. Khoảng 200 triệu người trong Nam và Đông Nam Á được cho là tiếp xúc với arsen ô nhiễm trong nước và thực phẩm. Ở châu Á gạo, ngũ cốc được trồng chủ yếu với nước ngầm bị ô nhiễm bởi mức độ cao của arsen. Do đó, gạo có chứa lượng tương đối cao của arsen, hầu hết trong số đó là vô cơ, so với các sản phẩm nông nghiệp khác. Nồng độ arsen và các hình thức hóa học của nó trong gạo khác nhau đáng kể tùy thuộc vào giống lúa và khác nhau về địa lý. Các hợp chất arsen vô cơ chiếm ưu thế hơn các hợp chất arsen hữu cơ trong cả gạo sống và nấu chín, được tích lũy / hấp thụ từ đất trồng lúa, nước tưới và nước nấu ăn. Do đó, quá trình hình thành arsen trong hạt gạo bị ảnh hưởng bởi quá trình hình thành của nó trong đất và nước. Ngoài ra, số lượng arsen đi vào trong cơ thể con người phụ thuộc vào các loại gạo và cách gạo được nấu chín. Từ nồng độ arsen cao (arsen vô cơ chủ yếu) trong hạt gạo, phương pháp nấu ăn, và tỷ lệ tiêu thụ cao, gạo được tiết lộ là một mối đe dọa lớn đối với sức khỏe của người dân địa phương các nước Nam và Đông Nam Á. Trong bài viết này, quá trình hình thành arsen trong gạo, chế độ ăn uống, và rủi ro sức khỏe của arsen vô cơ đến dân số của các nước Nam và Đông Nam Á đã được thảo luận.

4

Hình. 1. Nồng độ asen trong nước ngầm ở khu vực Đông Nam Á.

A. Đồng bằng sông Hằng (Bangladesh), B. Đồng bằng sông Cửu Long (Campuchia và Việt Nam); C. Đồng bằng sông Hồng (Việt Nam); D. Đồng bằng sông Irrawaddy (Myanmar) và lưu vực sông Chao Phraya (Thái Lan) 2. Arsen trong nước tưới tiêu: Một mối đe dọa đến nền sản xuất lúa ở Nam và Đông Nam Á 5

Vấn đề ô nhiễm arsen trong nước ngầm được công nhận ở hầu hết các nước Nam và Đông Nam Á. Gạo là sản phẩm ngũ cốc chính của khu vực này, đặc biệt là ở Bangladesh và Tây Bengal (Ấn Độ ), được tưới bằng nước ngầm trong suốt mùa khô.

Gần đây, trở nên rõ ràng rằng tưới nước bị ô nhiễm arsen làm tăng thêm lượng arsen trong lớp đất mặt và trong gạo, nó đặt ra mối đe dọa nghiêm trọng tới việc trồng lúa của hai khu vực này. Vì điều kiện sinh thái nông nông nghiệp và địa chất thủy văn của các nước Nam và Đông Nam Á tương tự nhau, tưới tiêu nước ngầm bị ô nhiễm arsen thì tạo ra các ảnh hưởng giống nhau trong lúa gạo của khu vực này. Ngoài ra, lúa nước được xét là một trong nguồn chính và nguồn tiếp xúc tiềm tàng của arsen đối với con người bởi vì nó làm tăng sự lắng đọng trong lớp đất mặt từ việc tưới nước và sự hấp thu của nó trong hạt gạo.

Tưới tiêu nước ngầm bị ô nhiễm arsen có thể tác động đặc biệt tới việc trồng lúa trong giới hạn của sự sản xuất và sự ô nhiễm. Đó có lẽ là hai lý do chính cho điều này i)

lượng lớn nước dưới đất chứa hàm lượng cao arsen được tưới cho việc

trồng lúa trong hầu hết các bộ phận của Nam và Đông Nam Á trong suốt mùa khô và ii)

lúa là cây trồng dễ bị ảnh hưởng với tính độc của arsen.

Vì lượng mưa giảm ở khu vực này, bằng nhau trong mùa mưa, nước phụ thuộc vào nước bề mặt cho việc trồng lúa thì được mong đợi tăng lên trong những năm sắp tới để tăng mùa vụ sản xuất để thỏa mãn nhu cầu tăng dân số. Thực tiễn này sẽ làm tăng thêm arsen lắng đọng trong lớp đất mặt. Roberts và những cộng sự đã báo cáo rằng lượng arsen trong lớp đất mặt ở Bangladesh tăng đáng kể hơn 15 năm qua vì tưới tiêu nước ngầm giàu arsen. Nghiên cứu khác đã chỉ ra rằng nồng độ arsen còn lại không thay đổi lúc bắt đầu hai mùa tưới liên tục đưa ra giả thiết rằng arsen được thêm trong mùa tưới đầu tiên đã được lọc qua bởi dòng lũ trong mùa mưa tiếp theo. Vì vậy, tỉ lệ arsen lắng đọng từ nước tưới bị ô nhiễm ở đất có địa hình bằng phẳng sẽ cao hơn đất trũng.

6

Một vấn đề quan trọng liên quan đến arsen lắng đọng trong đất lúa là liệu tất cả arsen cung cấp bởi các giếng khoan đến được và lắng đọng trong các cánh đồng có như nhau. Ngoài ra, arsen trong nước tưới và đất góp phần như thế nào vào sự hấp thu của nó trong cây lúa và hạt cũng là mối quan tâm quan trọng. Brammer và Ravenscroft (2009) thảo luận về những vấn đề này trong một nghiên cứu gần đây. Họ kêu gọi rằng nước ngầm của hầu hết các khu vực bị ảnh hưởng bởi arsen tại Nam và Đông Nam Á rất giàu sắt, bị oxy hóa khi tiếp xúc với không khí, và sau đó kết tủa như sắt hydroxit trong vùng rễ. Arsenate có ái lực liên kết cao với các kết tủa sắt hydroxit. Do đó, nồng độ arsen trong đất được giảm với khoảng cách ngày càng tăng của các vị trí từ đầu giếng. Nhưng là một chất dinh dưỡng quan trọng, sắt kết tủa làm giảm khả dụng sinh học và sự hấp thu của nó dẫn đến sắt - gây bệnh úa vàng trong cây lúa. Trong điều kiện như vậy, nông dân sử dụng phân bón sắt để tăng khả dụng sinh học và sự hấp thu sắt để điều trị bệnh úa vàng. Kể từ khi được hấp thụ arsen trên sắt hydroxit kết tủa trong đất vùng rễ, ứng dụng của phân bón sắt có thể tăng cả sắt và arsen khả dụng sinh học và hấp thụ trong cây lúa. Ngoài phân bón sắt, vi khuẩn rhizospheric cũng hòa tan sắt III trong vùng rễ nhờ vào sự đại thực bào chứa sắt với giao diện gốc mảng bám (Bar-Ness và cộng sự, 1992; Crowley và cộng sự, 1992; Crowley và cộng sự, 1991; Kraemer, 2004; Romheld, 1987), cũng có thể làm cho cả sắt và arsen sinh học và hấp thụ trong cây lúa. Là cây chiến lược II, rễ lúa cũng lan ra trong đất vùng rễ trong điều kiện thiếu sắt để tăng khả dụng sinh học và sự hấp thu sắt. Trong trường hợp này, đó cũng là một khả năng tăng khả dụng sinh học của arsen để và hấp thu trong cây lúa. Các điều kiện trồng lúa cũng có lợi cho sự hấp thu arsen trong cây lúa. Trồng lúa trong điều kiện ngập nước (kỵ khí), trong đó chủ yếu là arsen tồn tại dưới hình thức As (III) hòa tan và dễ dàng đưa lên từ dung dịch đất của cây lúa. Các cơ chế hấp thu arsen trong gạo là phức tạp hơn vì khả năng mang ôxy từ không khí xuống gốc của nó và phóng điện trong vùng rễ thông qua rễ. Điều này tạo ra một khu vực bị oxy hóa xung quanh rễ trong đó sắt bị oxy hóa và kết tủa để tạo thành một lớp phủ được tìm thấy lưu huỳnh tăng cường sự hình thành các mảng bám sắt trong vùng rễ và giảm tích tụ arsen trong gạo. Trong một nghiên cứu khác, ông Hồ Cẩm Đào và các cộng sự quan sát thấy rằng 7

việc sử dụng phân lân giảm sự hình thành sắt mảng bám trên rễ lúa. Mặc dù sự hình thành của sắt phủ trên bề mặt rễ lúa nên tăng hấp phụ arsen, và do đó hoạt động như một bộ lọc arsen, một số nghiên cứu cho thấy số lượng đáng kể của arsen được đưa lên bởi cây lúa trong điều kiện này.

3. Hàm lượng arsen và sự phân loại trong gạo sống 3.1. Nồng độ arsen trong gạo sống Gạo đến nay là nguồn dinh dưỡng lớn nhất (50 - 70% tổng số các bữa ăn) của người dân nông thôn. Nồng độ arsen trong gạo thì khác nhau giữa các nước khác nhau.

Nồng độ arsen trong gạo từ các nước khác nhau được thể hiện trong Bảng 1 Bảng 1. Nồng độ (µgg-1 trọng lượng khô) As tổng, thành phần As vô cơ và hữu cơ trong gạo sống từ các nước khác nhau Quốc gia

As tổng

As vô cơ

As hữu cơ

% As vô cơ

Australia

0.03 (0.02-0.04)

-

-

-

Bangladesh

0.13 (0.02-0.33)

0.08 (0.01-0.21)

-

61

0.50 (0.03 –1.84)

-

-

-

0.39 (0.26-0.58)

0.39 (0.26-0.58)

0.005 (0.001-0.010)

100

0.08-0.36(0.04-0.92)- aman

-

-

-

0.14-0.51(0.04- 0.91)- boro

-

-

-

0.23 (0.18- 0.31)- aman

0.16 (0.11-0.22)

-

65 (60- 71)

0.24 (0.21 –0.27) - boro

0.20 (0.17-0.22)

-

82 (81- 83)

0.13 (0.03 –0.30)

0.08 (0.01-0.21)

0.02 (< LOD– 0.05)

60 (44- 86)

0.69 (0.41 –0.98)

0.31 (0.23-0.39)

0.23 (0.05 –0.43)

44 (45- 59)

0.57 – 0.95 (0.05– 2.05)

-

-

-

0.57 – 0.69

-

-

-

0.11

0.08

0.01

76

0.34 (0.15 -0.59)

Canada

8

0.02

<LOD

0.01

71

0.14 (0.02- 0.46)

0.16 (0.07-0.38)

-

87

0.12 (0.07- 0.19)

-

-

-

0.82 (0.46 – 1.18)

0.50 (0.25-0.76)

0.10 (0.07-0.12)

60 (55- 64)

0.49 (0.31- 0.70)

-

-

-

0.93

-

-

-

Egypt

0.05 (0.01- 0.58)

-

-

-

Europe

0.15 (0.13- 0.20)

0.08 (0.06-0.10)

0.04 (0.04-0.06)

52 (44- 62)

France

0.28 (0.09- 0.56)

-

-

-

India

0.07 (0.07- 0.31)

0.03 (0.02-0.07)

-

43

0.05 (0.03- 0.08)

0.04 (0.02-0.05)

<LOD- 0.01

56 (36- 67)

0.15 (0.07- 0.33)

0.11 (0.07-0.16)

-

73

0.21 (0.19- 0.22)

0.12 (0.10-0.14)

0.07 (0.05-0.09)

57 (53- 65)

Japan

019 (0.07- 0.42)

-

-

-

Philippines

0.07 (0.00- 0.25)

-

-

-

Spain

0.20 (0.05- 0.82)

-

-

-

0.17± 0,01

0.08

0.05

48

0.14 (0.01- 0.39)

-

-

-

0.10 (0.06- 0.14)

-

-

-

0.11 ± 0.01

0.08

0.03

74

0.76

0.51

0.11

67

0.05 (<0.10- 0.14)

-

-

-

0.10 (<0.10- 0.63)

-

-

-

0.19 (0.06- 0.17)

0.12

0.04

61

0.20 (0.19- 0.22)

0.11

0.05

58

0.25 (0.03- 0.66)

0.10 (0.05-0.15)

-

40

0.30 (0.2- 0.46)

-

-

-

China

Italy

Thailand

Taiwan

USA

9

Vietnam

0.28 (0.21- 0.34)

0.10 (0.02-0.11)

0.18 (0.17- 0.24)

35 (9- 32)

0.26 (0.11- 0.40)

0.08 (0.02-0.14)

0.14 (0.04- 0.26)

35 (10- 61)

0.21 (0.03- 0.47)

-

-

-

-

-

-

-

-

-

0.08 (0.03- 0.16)- aman

-

-

-

0.13 (0.02- 0.17)

-

-

-

0.21 (0.11- 0.44)

-

-

-

0.33 (0.18- 0.43)

-

-

-

West Bengal 0.14 (0.02- 0.40) (India) 0.25 (0.14- 0.48)- boro

LOD: giới hạn phát hiện Gần đây, hàm lượng arsen cao trong gạo Nam và Đông Nam Á là một mối quan tâm quan trọng đối với các nước tương ứng cũng như đối với các nước nhập khẩu gạo từ khu vực này. Hạt gạo thu được từ phía tây của Bangladesh bị ô nhiễm arsen có mức arsen 0,03-1,84 µgg-1 trọng lượng khô. Mức độ arsen dao động từ 0,04 và 0,92 µgg-1 trọng lượng khô (trung bình 0,08-0,36 µgg-1 trọng lượng khô) trong gạo aman (mùa khô) và giữa 0,04 và 0,91 µgg-1 trọng lượng khô (trung bình là 0,14-0,51 µgg

-1

trọng

lượng khô) trong gạo boro (mùa mưa) thu được từ phần phía nam của đất nước (Bảng 1). Trong nghiên cứu này, nồng độ arsen trong gạo aman và boro thu thập từ các thị trường trên toàn quốc đã được tìm thấy tương ứng là 0,18-0,31 và 0,21-0,27 µgg-1 trọng lượng khô. Những phát hiện này là phù hợp với các nghiên cứu trước. Arsen trong gạo boro thu thập từ ba huyện của phía Nam Bangladesh được tìm thấy 0,05-2,05 µgg-1 trọng lượng khô. Mức độ cao của arsen trong gạo thu thập từ huyện Satkhira là 0,570,69 µgg-1 trọng lượng khô, một khu vực bị ô nhiễm arsen cao ở Bangladesh. Tất cả những nghiên cứu cho thấy sự tồn tại của arsen cao trong gạo Bangladesh.

Tổng nồng độ asen trong gạo của Ấn Độ, đặc biệt là từ Tây Bengal, đã được báo cáo trong một số điều (Bảng 1). Hàm lượng arsen trong gạo basmati trắng thu được từ siêu thị Ấn Độ là 0,05 µgg -1 trọng lượng khô arsen (0,03-0,08 µgg -1 trọng lượng khô).

10

Trong một cuộc khảo sát thị trường, đã tìm thấy 0,07 µgg-1 trọng lượng khô arsen (0,07 – 0,31 µgg-1 trọng lượng khô, n = 133) trong gạo trắng của Ấn Độ. Mondal và Polya (2008) đã nghiên cứu hàm lượng arsen trong gạo từ một số khu vực của quận Nadia, Tây Bengal. Họ phát hiện ra rằng nồng độ trung bình của arsen trong gạo sống (gạo hoặc là thu thập trực tiếp từ nông dân hoặc mua từ thị trường địa phương) dao động từ 0,02 và 0,17 µgg - 1 trọng lượng khô. Với trung bình là 0,13 µgg-1 trọng lượng khô (n = 50). Nồng độ này là tương đương với gạo Bangladesh (0,14 µgg -1 trọng lượng khô, n = 10) báo cáo của Das và cộng sự (2004), nhưng ít hơn so với báo cáo của Williams và cộng sự (2006) (0,08-0,51 µgg -1 trọng lượng khô, n = 330) và Ohno và cộng sự (2007) (0,34 µgg

-1

trọng lượng khô, n = 18). Các nghiên cứu khác cũng báo cáo mức độ cao

của arsen trong gạo từ Tây Bengal (0,11-0,44 µgg

-1

trọng lượng khô) bởi

Roychowdhury và cộng sự (2002) và 0,03-0,48 µgg -1 trọng lượng khô bởi Pal và cộng sự (2009). Ô nhiễm arsen ở Đài Loan có một lịch sử lâu dài, và một số nghiên cứu cho thấy mức độ cao của arsen trong gạo Đài Loan. Schoof và cộng sự (1998) báo cáo 0,76 µgg-1 trọng lượng khô arsen trong gạo Đài Loan thu thập trực tiếp từ các trang trại. Họ cũng báo cáo 0,20 µgg-1 trọng lượng khô arsen (khoảng 0,19-0,22 µgg-1 trọng lượng khô) trong gạo công ty Đài Loan. Một cuộc khảo sát thị trường, được thực hiện bởi Lin và cộng sự (2004) cho thấy < 0,10-0,63 µgg-1 trọng lượng khô arsen trong gạo Đài Loan, đó là so sánh với báo cáo của Williams và cộng sự (2005). Nồng độ arsen trong gạo Việt Nam đã được tìm thấy là 0,03-0,47 µgg-1 trọng lượng khô. (Phương và cộng sự, 1999;.. Williams và cộng sự, 2005).

Gạo Thái Lan cũng đã được báo cáo có chứa mức độ cao của arsen (Bảng 1).

Một cuộc khảo sát thị trường gần đây cho thấy nồng độ arsen trong gạo Thái Lan dao động từ 0,01 đến 0,39 µgg-1 trọng lượng khô với trung bình 0,14 µgg-1 trọng lượng khô (n = 54) (Meharg et al., 2009). Trước đây, Williams và các cộng sự (2005) báo cáo 0,11 ± 0,01 µgg-1 trọng lượng khô arsen trong gạo Thái Lan. Trong một nghiên cứu khác của Williams và các cộng sự (2006) cho thấy nồng độ arsen trong gạo Thái Lan là 11

0,10 µgg-1 trọng lượng khô (khoảng 0,06-0,14 µgg -1 trọng lượng khô). So với báo cáo trước đó của Williams và các cộng sự (2006, 2005), nồng độ arsen cao hơn gạo Thái Lan đã được tìm thấy trong một nghiên cứu gần đây của Meharg và cộng sự (2009) cho thấy hàm lượng arsen trong gạo Thái Lan đã tăng lên trong những năm gần đây. Số lượng đáng kể của arsen cũng được tìm thấy trong gạo từ Chủng Quốc Hoa Kỳ (USA).

Một cuộc khảo sát thị trường được thực hiện bởi Schoof và cộng sự (1999) báo cáo rằng tổng nồng độ arsen trong gạo Hoa Kỳ là 0,20 -0,46 µgg-1 trọng lượng khô, trong khi Heitkemper và cộng sự (2001) đã tìm thấy 0,11-0,34 µgg-1 trọng lượng khô trong gạo của cả nước. Một nghiên cứu gần đây của Meharg và cộng sự (2009) báo cáo 0,030,66 µgg-1 trọng lượng khô trong gạo Hoa Kỳ, đó là cao hơn nhiều so với báo cáo của Williams và cộng sự (2005) (0,11-0,40 µgg -1 trọng lượng khô) (Bảng 1). Tất cả những nghiên cứu cho thấy rằng nồng độ arsen trong gạo châu Á là cao hơn so với các nước khác. Do đó, gạo Nam và Đông Nam Á sẽ là một nguồn quan trọng của chế độ ăn uống cho dân số của khu vực này, và cũng cho dân số của những quốc gia nhập khẩu gạo từ khu vực này.

3.1.1. Sự biến đổi nồng độ arsen tổng trong gạo sống Nồng độ arsen trong gạo khác biệt đáng kể do nguồn gốc của nó, các loại và giống cây trồng, và thậm chí cả với các mùa phát triển (Bảng 1 và 2). Biến đổi địa lý trong tổng nồng độ arsen trong gạo đã được tìm thấy từ các cuộc điều tra thị trường tại Mỹ, Liên minh châu Âu (EU), Nhật Bản, Philippines, Úc, Trung Quốc, Canada, và từ các quốc gia Nam và Đông Nam Á (Bảng 1). Một nghiên cứu gần đây được tiến hành bởi Meharg và cộng sự (2009) cho thấy các sự biến đổi địa lý trong nồng độ arsen tổng và arsen vô cơ trong gạo. Gạo EU có mức độ arsen trung bình 0,18 µgg-1 trọng lượng khô. dao động 0,13-0,22 µgg-1 trọng lượng khô (Torres-Escribano et al., 2008). Trong một nghiên cứu khác, Williams và các cộng sự (2005) báo cáo 0,13-0,20 µgg-1 trọng lượng khô tổng arsen trong gạo EU. Hàm lượng arsen trong gạo từ một số huyện của khu vực bị ảnh hưởng arsen ở Tây Bengal, Ấn Độ cho thấy sự thay đổi khác nhau giữa 0,04 và 0,43 µgg-1 trọng lượng khô. Các nghiên cứu khác cũng báo cáo các biến đổi 12

của tổng nồng độ arsen trong gạo cho các khu vực địa lý khác như Úc (0,02-0,03 µgg -1 trọng lượng khô (Williams et al., 2006)), Canada (0,02-0,11 µgg-1 trọng lượng khô (Heitkemper và cộng sự, 2001;.. Williams và cộng sự, 2005).), Trung Quốc (0,02-0,46 µgg-1 trọng lượng khô (Meharg et al, 2009...); 0,07-0,19 µgg-1 trọng lượng khô (Williams et al, 2006.); 0,46-1,18 µgg

-1

trọng lượng khô (Sun và cộng sự, 2008.)), Ai

Cập (0,01-0,58 µgg-1 trọng lượng khô (Meharg et al, 2009...)), Châu Âu (0,09-0,56 µgg-1 trọng lượng khô (Meharg và cộng sự, 2009)...), Tây Ban Nha (0,05-0,82 µgg- 1 trọng lượng khô (Meharg et al, 2009)...), Japan ( 0,07-0,42 µgg-1 trọng lượng khô (Meharg et al, 2009.)), và Philippines (0,00-0,25 µgg-1 trọng lượng khô (Williams et al., 2006)). Những nghiên cứu này cho thấy gạo Úc, Philippines, và Canada có tổng arsen thấp nhất trong khi gạo Bangladesh và Ấn Độ (West Bengal) cao nhất. Gạo Đài Loan và Việt Nam cũng có số lượng đáng kể của arsen. Các biến đổi rõ ràng có tương quan với mức độ và loại ô nhiễm cũng như với các phương pháp canh tác lúa. Hóa học đất, nguồn arsen, nồng độ arsen trong đất và địa hóa học của khu vực cũng ảnh hưởng đến arsen trong gạo.

Nồng độ arsen trong gạo cũng khác nhau theo vùng trong một khu vực địa lý cụ thể. Gạo Hoa Kỳ đã cho thấy sự thay đổi đáng kể trong tổng nồng độ arsen theo vùng (Booth, 2007). Một cuộc khảo sát arsen trong gạo Hoa Kỳ Williams et al. (2007a) cho thấy gạo từ California chứa, trên trung bình, arsen ít nhất khoảng 40% so với các trung tâm phía nam Hoa Kỳ - Arkansas, Louisiana, Mississippi, Texas và Missouri. Điều này được cho là vì đất của trung tâm phía nam Hoa Kỳ chứa arsen cao hơn từ thuốc trừ sâu được sử dụng để phát triển bông (Booth, 2008). Mặc dù nồng độ arsen trong gạo thay đổi đáng kể cho các khu vực bị ô nhiễm arsen và không bị ô nhiễm ở Bangladesh và Tây Bengal, một loạt đồng nhất của nồng độ của nó trong gạo đã được quan sát trong khu vực bị ô nhiễm của khu vực này. Nồng độ arsen trong gạo sống đã được tìm thấy liên quan đáng kể (P < 0,001) với nồng độ của nó trong nước tưới và đất (Pal và cộng sự, 2009).

13

Meharg và Rahman (2003) cũng cho thấy sự khác biệt về nồng độ arsen trong các giống lúa khác nhau được trồng ở trạm nghiên cứu Bangladesh Viện nghiên cứu lúa gạo (giữa 0,043 và 0,206 µgg

-1

trọng lượng khô) và trong những thu thập từ khu

vực khác nhau của đất nước (từ 0,058 và 1,835 µgg -1 trọng lượng khô). Thay đổi theo mùa trong nồng độ arsen trong gạo Bangladesh cũng đã được báo cáo của Duxbury và cộng sự (2003). Nồng độ arsen trong gạo aman và gạo boro đã được tìm thấy là 0,11 (n = 72) và 0,18 (n = 78) µgg -1 trọng lượng khô, tương ứng.

3.1.2. Nồng độ arsen trong phần khác nhau của gạo sống Thay đổi đáng kể trong tổng hàm lượng arsen trong phần khác nhau của gạo sống (vỏ, nội nhũ, gạo xát kỹ, toàn bộ gạo và cám) đã được báo cáo. Rahman và cộng sự (2007b) đã nghiên cứu tổng nồng độ arsen trong phần khác nhau của gạo sống đồ và không đồ thu thập từ khu vực bị ô nhiễm arsen (huyện Satkhira) của Bangladesh. Kết quả cho thấy nồng độ arsen trong gạo không đáng kể là gạo đồ cao hơn so với lúa gạo đồ. Nồng độ arsen cao nhất là trong vỏ (trong khoảng 0,7 -1,6 µgg khô),tiếp theo là cám (0,6 - 1.2 µgg

-1

-1

trọng lượng

trọng lượng khô), ngũ cốc nguyên hạt (0,5 -0,8

µgg -1 trọng lượng khô), và gạo xát kỹ (0,3 -0,5 µgg -1 trọng lượng khô). Do đó, thứ tự của nồng độ arsen trong phần gạo là vỏ > cám > gạo nguyên > gạo xát kỹ. Ren và các cộng sự (2007) cũng xác định nồng độ arsen tổng số trong thành phần của gạo sống của Trung Quốc, và thấy rằng nồng độ arsen cao nhất trong cám (trong khoảng 0,55-1,20 µgg-1 trọng lượng khô), tiếp theo là ngũ cốc nguyên hạt (0,14-0,80 µgg

-1

trọng lượng

khô) và gạo xát kỹ (0,07-0,4 µgg -1 trọng lượng khô), cho thấy xu hướng tương tự báo cáo của Rahman và cộng sự (2007b). Sun và các cộng sự (2008) cũng xác định tổng hàm lượng arsen trong phần khác nhau (nội nhũ, ngũ cốc nguyên hạt, và cám) của hạt gạo vừa xát của Trung Quốc (hai loại) và Bangladesh (bốn loại). Kết quả cho thấy trung bình (n = 6) hàm lượng arsen trong nội nhũ, ngũ cốc nguyên hạt, và cám là 0,56 ± 0,08, 0,76 ± 0,12 và 3,3 ± 0,6 µgg

-1

trọng lượng khô, tương ứng. Xu hướng tổng

nồng độ arsen trong thành phần của hạt gạo là nội nhũ < ngũ cốc nguyên hạt < cám,

14

phù hợp với các nghiên cứu trước đây của Rahman et al. (2007b) và Ren và các cộng sự. (2007) 3.2. Phân loại arsen trong gạo Tổng nồng độ asen trong gạo hoặc trong bất kỳ chế độ ăn khác không phải là yếu tố quyết định duy nhất của độc tính của nó. Nhiễm độc asen chủ yếu phụ thuộc vào sự biệt hóa của nó, và các loại arsen vô cơ là độc hơn arsen hữu cơ (Meharg và Hartley Whitaker, 2002; Ng, 2005). Cụ thể hơn, As ( III ) là độc hơn As (V) Dimethylarsinous acid (DMAA (III)) và axit monomethylarsonous (MMAA (III)) có nhiều chất độc hại hơn các hợp chất gốc của chúng (Mass và cộng sự 2001;.. Petrick và cộng sự 2000). Gạo dễ bị tích tụ asen so với các loại ngũ cốc khác do nó thường được trồng trong điều kiện ngập nước , nơi arsen di động cao (Zhu et al., 2008b). Mức độ cơ bản của arsen trong gạo lên đến cao hơn gấp 10 lần so với các loại ngũ cốc khác (Williams et al., 2007b). Trên trung bình, khoảng 50% arsen trong gạo là arsen vô cơ , nó cũng có thể giao động từ 10 đến 90%, và phần còn lại là DMAA (V) và có thể có một lượng nhỏ MMAA (V) trong một số mẫu (Zhu et al. , 2008b). Do đó, asen trong gạo rất được quan tâm do khả năng tác động của nó đối với sức khỏe con người.

3.2.1. Chất asen vô cơ Asen biệt hóa trong gạo từ các khu vực địa lý khác nhau được thể hiện trong Bảng 1 .

Trường hợp ngoại lệ với gạo Mỹ, arsen vô cơ đã được báo cáo có nguồn gốc từ gạo ở các khu vực địa lý khác trên thế giới ( Booth, 2008 ; Meharg et al .2009; Potera , 2007; Schoof và cộng sự, 1999; . Signes và cộng sự, 2008; . Sun và cộng sự, 2008; . Sun và cộng sự , 2009 ; . Williams và cộng sự , 2006. Williams và cộng sự , .2005; Zhu và cộng sự, 2008a ; . Zhu và cộng sự, 2008b).

Mặc dù As (III) chiếm ưu thế hơn As (V) trong gạo ở nhiều trường hợp (Williams et al . , 2005; . Zavala và cộng sự, 2008) ,nhưng tỷ lệ asen trong gạo cho thấy sự khác nhau đáng kể do nguồn gốc , chủng loại, giống ( Meharg et al, 2009 ; . . Williams và cộng sự , 2005).

15

Williams và cộng sự . (2005 ) báo cáo rằng khoảng 42 (n = 12), 64 (n = 7 ) , 80 ( n = 11) và 81% (n = 15) asen được tìm thấy là chất vô cơ lần lượt ở Hoa Kỳ, EU , Bangladesh , và gạo của Ấn Độ . Một số nghiên cứu cho thấy có khoảng 44-86 % tổng nồng độ asen trong gạo Bangladesh là vô cơ ( Meharg và cộng sự, 2009 ; . Sun và cộng sự, 2008 ; . . Williams và cộng sự ,2006; Williams và cộng sự , 2005). . Trong một nghiên cứu thực địa, Ohno và các cộng sự . (2007 ) được tìm thấy 100% thạch tín vô cơ trong gạo Bangladesh . Schoof et al. (1998) báo cáo 61 , 58 , và 67 % tổng asen là chất vô cơ trong gạo Đài Loan , trong khi khoảng 91 % As vô cơ trong gạo Thái Lan (Williams et al . , 2005). Gạo Trung Quốc khoảng 60-87 % As vô cơ ( Meharg và cộng sự, 2009 ; . . Sun và cộng sự, 2008 ) , trong khi nồng độ phần trăm của As vô cơ trong Pháp và Ý khoảng 44-62 % và 57-73 % ( Meharg et al, 2009 ; . . Williams và cộng sự ,2005). Gạo Tây Ban Nha cũng có tỷ lệ As vô cơ cao (khoảng 41-48 % tổng asen ) ( Laparra và cộng sự, 2005 ; . . Williams và cộng sự , 2005) , nhưng ít hơn so với ở Pháp và Ý .Thành phần của As vô cơ trong gạo Hoa Kỳ là khoảng 40% nồng độ tổng , là thấp nhất so với gạo từ các nước khác . Kết quả cho thấy rằng ngoại trừ Hoa Kỳ , các hợp chất asen vô cơ có độc tính cao là chất chiếm ưu thế trong gạo . Các nghiên cứu khác cũng cho thấy gạo Hoa Kỳ chủ yếu là chứa methyl arsen - ít độc hại hơn, ngược lại với gạo châu Âu và châu Á có nhiều thạch tín vô cơ độc hại ( Zavala và Duxbury , 2008 ; . Zavala và các cộng sự , 2008).

3.2.2. arsen hữu cơ Methyl arsen là arsen hữu cơ được tìm thấy trong lúa. Williams và cộng sự. (2005) đã tiến hành một cuộc khảo sát thị trường về arsen biệt hóa trong gạo Hoa Kỳ và tìm thấy methyl arsen ( DMAA (V)) là chủ yếu (chiếm 36 đến 65% với trung bình 54% tổng asen). Trước đây, Heitkemper và cộng sự (2001) cũng báo cáo tỷ lệ phần trăm cao hơn nhiều methyl arsen (DMAA (V)), khoảng 70-80% với trung bình 64% tổng arsen) trong gạo Hoa Kỳ. Ngược lại, methyl arsen đã được tìm thấy một lượng nhỏ trong gạo từ Bangladesh (12-43%) (Sun và cộng sự, 2008;.. Williams và cộng sự, 2005), Canada (9-50%) (Heitkemper et al. năm 2001;... Williams và cộng sự, 2005), Trung Quốc (1016

15%) (Sun và cộng sự, 2008), EU (30%) (Williams và cộng sự, 2005), Ấn Độ (12%) (Williams et al ., 2005), Ý (26-40%) (Williams et al., 2005) Tây Ban Nha (29%) (Williams et al . 2005) , Thái Lan (27%) (Williams et al . ,2005) , và Đài Loan ( 14-25 %) ( Schoof et al. , 1998). Sự biến đổi nồng độ arsen hữu cơ trong gạo từ khu vực địa lý khác nhau đã được cho là có liên quan đến nguồn gốc của nó và hiệu quả hấp thu của cây lúa . Ở Châu Á , arsen vô cơ có nhiều trong nước ngầm - nguồn chính arsen đối với cây lúa . Mặt khác , thuốc trừ sâu arsen là nguồn chính của arsen đối với gạo Mỹ. Ngoài ra, vi khuẩn meth -ylation chuyển arsen vô cơ thành arsen hữu cơ trong gạo (trong nước và đất vùng rễ ) cũng sẽ đóng góp vào thành phần arsen hữu cơ trong gạo .

3.3. biến thể của asen biệt hóa trong gạo Ngoài các khác biệt địa lý , arsen biệt hóa trong gạo cũng khác nhau theo từng giống , chủng loại, mùa sinh trưởng và các thành phần của hạt gạo . Các biến thể có thể bị ảnh hưởng bởi các yếu tố về môi trường cũng như các yếu tố bên trong chẳng hạn như chức năng hình thái và sinh lý của cây lúa. Nhưng không có bằng chứng rõ ràng và thông tin cụ thể cho các biến thể này.

3.3.1. Biến thể trong các giống khác nhau và các loại gạo Thay đổi lớn về arsen biệt hóa trong các giống lúa khác nhau ở Bangladesh đã được báo cáo bởi Williams et al. ( 2005). Thành phần hữu cơ và vô cơ của asen trong giống chinigura , một giống lúa thơm địa phương của Bangladesh , khoảng 49 % và 48 % tổng asen , tương ứng . Tuy nhiên , arsen vô cơ chiếm ưu thế trong tất cả các giống lúa khác thành phần là 42-86 % tổng asen . Giống Miniket có thành phần arsen vô cơ cao nhất ( 86 % tổng asen ) so với các giống lúa khác . Asen biệt hóa cũng thay đổi với các loại gạo của cùng một giống .Nồng độ chất DMAA (V) trong gạo Hoa Kỳ dạng hạt dài trắng đã được tìm thấy giữa 0,05 - 0,26 µ g g -1 d . wt . ( 31-65 % tổng asen ) , trong khi nồng độ của nó trong gạo dài màu nâu là 0,4 -0,15 µ g g -1 d . wt. ( 32-45 % tổng asen ) (Heitkemper và cộng sự, 2001 ; . Williams và cộng sự , .2005). Ngược lại, nồng độ asen vô cơ trong gạo basmati trắng từ Ấn Độ dao động từ 0,02 -0,04 µ g g -1 d.wt ( 3667 % tổng asen ) , trong khi nồng độ trong gạo basmati nâu , gạo dài, màu đỏ là 17

khoảng 0,04 - 0,05 µg g -1 d . wt đại diện cho 61 và 65 % tổng asen , tương ứng (Williams et al . , 2005). Nồng độ arsen vô cơ trong gạo trắng từ Đài Loan và gạo thơm từ Thái Lan khoảng 0,11-0,51 µg g -1 d .wt, bao gồm 58-67 % và 74 % tổng asen thành phần (Williams et al . , 2005).

3.3.2. Biến thể biệt hóa trong lúa mùa đang phát triển khác nhau Asen biệt hóa khác nhau theo mùa lúa đang phát triển đã được báo cáo từ Bangladesh bởi Williams et al. ( 2006). Họ đã nghiên cứu As biệt hóa trong gạo Bangladesh phát triển trong mùa Amon và Boro . Kết quả thống kê cho thấy không có sự khác biệt giữa hai mùa lúa Amon và boro về tỷ lệ phần trăm hàm lượng arsen vô cơ , mặc dù số lượng tương đối của arsen vô cơ trong lúa boro (khoảng 81-83 % tổng asen ) cao hơn so với gạo Amon ( khoảng 60-71 % tổng asen ) . Các biến thể là có thể liên quan nhiều hơn đến các giống lúa ( giống ) so với mùa sinh trưởng về sự khác biệt đáng kể nồng độ As vô cơ trong các giống lúa Bangladesh khác nhau đã được báo cáo của các nhà nghiên cứu khác (Williams et al , 2005. ) .

3.3.3 . Biến thể biệt hóa trong phần khác nhau của gạo nguyên liệu Asen biệt hóa cũng thay đổi theo các thành phần của hạt gạo . Sun và các cộng sự .

(2008 ) đã phân tích nồng độ các hợp chất asen trong phần khác nhau của hai giống lúa Bangladesh và bốn giống lúa Trung Quốc. Họ phát hiện ra rằng nồng độ của các arsen hữu cơ ( DMAA+ MMAA ) là khá thống nhất trong các hạt ( 0,18 ± 0,050,20 ± 0,06 và 0,18 ± 0,03 µg g -1 d . wt) ( tương ứng với hạt gạo trắng , gạo lứt , và cám gạo) . Nồng độ trung bình của chất arsen vô cơ trong hạt gạo thì khác nhau ( 0,21 ± 0,03, 0,40 ± 0,08 và 1,9 ± 0,3 µg g -1 d wt tương ứng với hạt gạo trắng , gạo lứt, và cám gạo,) . Tỷ lệ phần trăm hàm lượng arsen vô cơ trong khoảng 24-60% , 38-64 % và 51-67%trong hạt gạo trắng, gạo lứt, và cám gạo , tương ứng . Kết quả cho thấy sự thay đổi lớn trong nồng độ thạch tín vô cơ so với arsen hữu cơ , và xu hướng phần trăm thành phần arsenic vô cơ gạo trắng< gạo lứt <cám . Meharg et al. ( 2008b ) cho biết tỷ lệ phần trăm As vô cao hơn trong gạo lứt ( nguyên hạt ) so với gạo đã cà sạch vỏ ( gạo trắng ) .

18

Nghiên cứu thị trường tại Mỹ bởi Zavala và các cộng sự . (2008) cũng báo cáo rằng nồng độ DMAA trong gạo tăng với sự gia tăng của tổng nồng độ asen . Nhưng họ đã không xem xét những thay đổi asen biệt hóa trong gạo trắng hay không. Chưa giải thích lý do tại sao arsen hữu cơ tăng lên cùng với sự gia tăng của tổng nồng độ arsen trong gạo .tuy nhiên tỷ lệ gia tăng của arsen hữu cơ trong hạt gạo được coi là an toàn hơn cho con người vì chúng ít độc hơn.

4 . Nồng độ As trong cơm.

Các cư dân của khu vực bị ô nhiễm arsen của Bangladesh và Tây Bengal ( Ấn Độ ) sống phụ thuộc chủ yếu vào gạo vì nhu cầu năng lượng hàng ngày của họ , và nồng độ As cao trong lúa gạo là nguồn chín gây nhiễm As cho người của khu vực này (Mondal và Polya , 2008 ; Rahman và cộng sự, 2011) . Ở các nước Nam Á , gạo thường được nấu chín với một lượng nước đáng kể . Một số nghiên cứu cho thấy sự ảnh hưởng của phương pháp nấu ăn trên với việc lưu giữ tổng As hữu cơ trong cơm ( Bae et al , 2002; . Pal và cộng sự, 2009 ; . Raab và cộng sự, 2009 ; . Rahman et al, 2006 . Sengupta và cộng sự . ,2006 ; Signes và cộng sự, 2008b ), được tóm tắt trong bảng 2 .

Trong khu vực của Bangladesh , hơn 10-35 % As đã được tìm thấy trong cơm so với gạo nguyên liệu ( Misbahuddin , 2003) bị ô nhiễm arsen . Các arsen được cho là có nguồn gốc từ nước ăn . Sự gia tăng của tổng nồng độ arsen trong gạo nấu chín là kết quả từ !!!! hoặc do bay hơi trong quá trình nấu ( Rahman et al. , 2011) .Ảnh hưởng của nồng độ asen trong nước nấu ăn trên việc lưu giữ arsen trong cơm là liên quan rất lớn đến các nước Nam Á nơi Hàm lượng arsen trong nước ngầm dùng để nấu ăn đã được báo cáo là cao hơn nhiều so với giới hạn tối đa cho phép của Tổ chức Y tế Thế giới ( WHO) ( 10 µ g l- 1 ) . Hàm lượng tổng arsen trong cơm là ít hơn so với gạo nguyên liệu nếu nước nấu ăn chứa mức thấp arsen ( Bae et al. , 2002). Pal et al. (2009) cũng thông báo rằng nồng độ của tổng asen trong gạo nấu với nước có chứa mức thấp arsenic ( b 0,003 µ g l-1) thấp hơn ( 0,07-0,02 µ g g -1 d . wt . ) Hơn so với gạo nguyên liệu ( 0,2519

0,08 µgg -1d wt ) (Bảng 2 ) . Không chỉ có hàm lượng arsen trong nước nấu ăn mà còn phương pháp nấu ăn ( cách gạo được nấu chín ) cũng ảnh hưởng đáng kể trên giữ arsen trong cơm ( Rahman et al, 2006 ; . . Sengupta và cộng sự, 2006).

Hầu hết dân số của các nước Nam Á tiêu thụ gạo luộc sơ ( luộc và sấy khô gạo nguyên liệu trước khi xay xát) . Nhưng dân số của E, SE và Nhật Bản chỉ sử dụng gạo không luộc sơ để nấu ăn. Hơn nữa , phương pháp nấu cơm cũng khác nhau ngay cả ở từng khu vực trong cùng một đất nước. Ở một số nước , người ta nấu cơm với lượng nước ngập gạo . Quy trình nấu ăn này rất phổ biến ở các nước Nam Á . Mặt khác , nấu cơm với nước nước vừa đủ là một phương pháp phổ biến trên toàn thế giới . Nó đã được báo cáo rằng những phương pháp nấu khác nhau ảnh hưởng đến việc lưu giữ arsen từ gạo ( Rahman et al, 2006 ; . Sengupta và cộng sự, 2006; . . Signes và cộng sự,2008b).

Hàm lượng arsen trong gạo không luộc sơ - gạo nấu với n ước vừa đủ là 0,75 ± 0,04 1,09 ± 0.06 µ g g -1 d . wt . ( n = 3) , cao hơn khoảng 13-37 % so với trong gạo , và cao hơn so với gạo nấu với nước dư thừa ( Rahman et al. , 2006) 27-60 % . Trong nghiên cứu này, Rahman et al. (2006) cũng cho thấy nồng độ asen trong tổng số gạo luộc sơ nấu với nước vừa đủ cao hơn 45 % so với gạo nấu với nước dư thừa. Mặt khác , nồng độ thạch tín trong gạo gạo luộc sơ nấu với nước dư thừa là ít hơn so với gạo nguyên liệu khoảng 6,59% , trong khi nồng độ của nó trong cháo là cao hơn so với gạo nguyên liệu khoảng 57.18 % . Những kết quả này làm sáng tỏ rằng nồng độ arsen trong gạo nấu chín bị ảnh hưởng bởi phương pháp nấu ăn , nồng độ thạch tín trong gạo và nước nấu ăn . Nấu cơm với kết quả nước dư thừa làm giảm nồng độ thạch tín khi nước cơm bị loại bỏ , trong khi nồng độ của nó tăng lên đáng kể khi gạo được nấu chín với nước vừa đủ và nước cơm không bị loại bỏ. Raab và cộng sự . (2009) cũng cho thấy gạo nấu với số lượng lớn ( dư thừa ) nước ( nước : gạo = 6:1) giảm tổng thạch tín trong gạo nấu chín 35% - 45% , trong khi nấu ăn với lượng thấp (có giới hạn ) nước thì không loại bỏ asen đáng kể.

Sengupta và cộng sự . (2006 ) báo cáo rằng gạo nấu với nước thấp asen bằng phương pháp nấu ăn truyền thống ở Ấn Độ ( rửa sạch , gạo : nước = 1:6 , và loại bỏ nước dư 20

thừa ( nước cơm ) sau khi nấu ăn ) loại bỏ đến 57 % arsen trong cơm. Điều này cho thấy loại bỏ arsen không phụ thuộc vào nồng độ thạch tín trong gạo và nước nấu ăn, mà có thể là do arsen trong gạo hòa tan vào nước (ở trong nước cơm sau khi nấu sôi).

Nhưng nồng độ thạch tín trong gạo nấu chín đã được tìm thấy để được tăng 35-40% khi nồng độ asen trong nước ăn là 50g µgl-1 ( tiêu chuẩn cho nhiều nước đang phát triển ) ( Sengupta và cộng sự . , 2006). Rahman et al. (2006) cũng cho thấy sự gia tăng của nồng độ thạch tín trong gạo được nấu khi đun nấu được nước nhiễm asen . Điều này là do asen được hấp thụ bởi gạo (thông qua quá trình thẩm thấu ) từ nước nấu ăn trong quá trình nấu .

Asen biệt hóa trong cơm phụ thuộc vào sự biệt hóa của nó trong gạo nguyên liệu và nấu ăn. Laparra et al. (2005 ) đã nghiên cứu ảnh hưởng của thạch tín vô cơ trong nước nấu ăn trên tổng arsen và arsen vô cơ duy trì trong các loại khác nhau được thu thập từ các siêu thị Tây Ban Nha. Họ quan sát thấy không có thay đổi nhiều trong arsen tổng và arsen vô cơ trong gạo được nấu khi nấu với nước không nhiễm bẩn . Ngược lại, bổ sung As (V) trong nước nấu ăn làm tăng đáng kể thành phần arsenic vô cơ trong cơm ( Bảng 2). Sự gia tăng của tổng số và vô cơ nồng độ thạch tín trong gạo nấu chín là nhờ vào sự As (V ) trong nước nấu ăn cũng như trên các loại gạo . Ví dụ , nồng độ thạch tín trong gạo basmati và tròn màu trắng là 0,05 ± 0,001 và 0,13 ±0,008 µg g -1 d .wt. , tương ứng . Khi những loại gạo được nấu với nước có chứa 0,6 µg l-1 của As (V) , tổng hàm lượng asen trong nấu chín gạo basmati và gạo trắng tròn được tìm thấy là 2,36 ± 0.080 và 2.29 ± 0.050 µ g g -1 d .wt. trong đó thạch tín vô cơ là 96 và 81 % tổng asen , tương ứng . Ngoài ra, nồng độ arsen tổng và arsen vô cơ thấp ( 1,96 ± 0,01 và 1,66 ±0,002 µ g g -1 d .wt. , tương ứng) khi gạo đã được nấu chín với nước có chứa 0,4 µ g l1

As (V) , và có nồng độ tăng lên ( 4,21 ± 0,09 và 3,73 ± 0,04 µg g -1 d . khối lượng . ,

tương ứng) khi gạo đã được nấu chín với nước có chứa 1,0 µg l- 1 .Những kết quả này có nghĩa là , ngoài việc tập trung và biệt hóa trong gạo , hàm lượng asen trong gạo cũng được thay đổi cho loại gạo cũng như nồng độ arsen trong nước ăn .

21

Bảng 2: Nồng độ asen (µg g-1 khối lượng khô) trong gạo nguyên liệu và gạo đã chế biến từ các quốc gia khác nhau, và sự đóng góp của nồng độ asen từ nước nấu ăn trên As tổng số và As vô cơ chứa trong cơm.

22

5. Sự gia tăng As theo chế độ ăn uống hàng ngày Ô nhiễm asen đặt ra một mối đe dọa nghiêm trọng đối với sức khỏe con người . Để giảm thiểu những rủi ro sức khỏe của nhiễm độc asen , ta cần xác định các nguồn tiếp xúc để tránh lượng của nguyên tố độc hại này. Mặc dù có thể có nhiều cách tiếp xúc với asen ( Rahman et al. , 2008a) , hít phải ( Pal et al. , 2007 ) , tiêu hóa , và tiếp xúc da ( Mondal và Polya năm 2008 ), trong đó tiêu hóa là đóng góp lớn nhất . Trong số nhiều con đường có thể nhiễm As ( Mondal và Polya ,2008) , dữ liệu dịch tễ học, đã được xuất bản trong vài năm gần đây , cho thấy nước ăn uống từ mạch nước ngầm ô nhiễm As là nguồn chính gây nhiễm As cho con người, đặc biệt là ở S và SE . Một số nghiên cứu gần đây cho thấy , ngoài nước uống bị ô nhiễm , thực phẩm như gạo, rau và cá cũng sẽ là nguồn có khả năng tiếp xúc với arsenic ( Bhattacharya và cộng sự, 2010; .

Lin và cộng sự, 2004; . Ohno và cộng sự, 2007; . Roychowdhury và cộng sự, 2003; .

Schoof và cộng sự, 1999; . Signes - Mục sư và các cộng sự , .2009; Signes - Mục sư và cộng sự , 2008). . Lượng arsenic cao ( 0.03 -1.83 µ g g -1 d . . wt ) đã được tìm thấy trong hạt gạo từ một số quốc gia S và SE (được thảo luận trong các phần trước ) , do việc sử dụng nước ngầm trong trồng lúa ( Carey và cộng sự, 2010; . Khan và cộng sự , 2009 ; . Khan và cộng sự, 2010b ; . Rahman và cộng sự, 2008a ; . Rahman et al, 2009 ; . . Singh và cộng sự,2010) . Do đó , gạo được coi là một nguồn chính cho việc tiếp xúc với arsenic ,tiếp theo là việc uống nước ngầm ( Mondal và Polya năm 2008 ; Stone, 2008). Williams và cộng sự . (2006), điển hình là chế độ ăn uống ở Bangladesh. Nó được dự đoán rằng việc tiêu thụ gạo hàng ngày của gạo sẽ đưa vào cơ thể tổng lượng As là 0,08 µg g -1 d .wt, tương đương với việc uống nước có chứa lượng As là 10 µg l- 1 .

As trong gạo là một mối đe dọa cho sức khỏe con người . Mặc dù nghiên cứu trước đây đã cho thấy nước uống là nguồn lớn nhất đưa As vô cơ vào cơ thể con người , nhưng hiện nay cơm cũng được coi là một nguồn chính chứa chất As . Một số nghiên cứu cho 23

thấy khoảng 42-91 % tổng arsen trong gạo ở S và SE là loại vô cơ độc hại ( Heitkemper và cộng sự, 2001; . Meharg et al .2008b ; Meharg et al, 2009 ; . Schoof và cộng sự, 1998; . Schoof và cộng sự, 1999; . Williams và cộng sự , 2005; . Zhu và cộng sự , 2008) , trong khi gạo Hoa Kỳ là As hữu cơ DMAA ( Williams . et al. , 2005). Một nghiên cứu gần đây cho thấy rằng các sản phẩm gạo chẳng hạn như ngũ cốc ăn sáng , bánh gạo , sữa gạo, và gia vị lúa khác cũng có tỷ lệ phần trăm cao As cao ( 75-90 % ) ( Meharg và cộng sự, 2008a ; . Meharg et al. , 2008c ; Sun và cộng sự , 2009). . Một số nghiên cứu khác cũng cho thấy nồng độ arsen tổng, nồng độ arsen vô cơ trong cơm tăng do nấu ăn với nước giàu arsen ( Laparra và cộng sự, 2005; . Raab và cộng sự , 2009). . Nấu cơm bằng nước có chứa 0,05 µg l- 1 của As (V ) làm tăng nồng độ thạch tín vô cơ cao hơn 5-17 lần so gạo nguyên liệu ( Laparra et al. , 2005).

Cá, rong biển và gạo là nguồn thức ăn chính nhiễm As cao ( khoảng 34 % ) gây ảnh hưởng cho người dân Bắc Mỹ và EU ( Meharg và Rahman , 2003; . Schoof và cộng sự, 1999).

Meharg và Rahman ( 2003) đã tiến hành nghiên cứu về chế độ ăn uống của người dân ở Bangladesh . Họ cho thấy rằng với lượng nước uống là 0,1 mg l- 1 , chế độ ăn uống từ gạo có chứa arsen 0,1 và 0,2 µg g -1 d .wt, tổng asen sẽ vào cơ thể khoảng 17.3-29,6% lượng As . Nếu nồng độ asen hạt là 2 µg g -1 d . wt . việc đóng góp sẽ là 98, 80 , và 30 % ở nồng độ asen nước uống 0,01 , 0,1 và 1 mg l- 1, tương ứng . Rahman et al. ( 2008a ) cho biết với mức tiêu thụ gạo trung bình 400-650 gd- 1 ( phạm vi điển hình tiêu thụ gạo của người lớn ở Bangladesh ( Duxbury et al. , 2003) ) , lượng asen sẽ là 0,16 đến0,27 mg d -1 nếu nồng độ As trong gạo là 0,4 µg g -1 d . wt .

Ngược lại, chế độ ăn uống của asen trong nước uống là 0,2-0,3 mg d -1 cho tiêu thụ 4-6 lít nước ( phạm vi điển hình của nước tiêu thụ bởi người lớn của đất nước. Tỷ lệ sẽ cao hơn nhiều cho người dân nông thôn kể từ khi họ tham gia chủ yếu trong nông nghiệp lao động chân tay ( Farmer và Johnson , 1990) ) có chứa 0,05 mg l- 1 asen , tương ứng .

24

Như vậy, rõ ràng là gạo sẽ là một nguồn chính đưa lượng asen vào chế độ ăn uống cho dân số của S và SE, nơi gạo là thức ăn chủ yếu.

6 .khả năng tiếp cận với tế bào của As trong gạo Các hợp chất As vô cơ độc hại dễ dàng đồng hóa vào máu ( Meharg và Rahman , 2003). Vì vậy , nghiên cứu về khả năng tiếp cận với tế bào và khả năng tương tác sinh học của As trong cơm là yếu tố vô cùng quan trọng . Laparra et al. (2005 ) đã nghiên cứu khả năng tương tác và tiếp cận của arsen vô cơ trong cơm với cơ thể con người để đánh giá nguy cơ độc hại tiềm năng của chúng. Kết quả cho thấy tổng nồng độ As trong khả năng tương tác là 1,06-3,39 µg g -1 d . wt . Trong khi nồng độ của nó trong cơm là 0,88-4,21 µg g -1 d . wt . Kết quả cho thấy khả năng tiếp cận arsen vô cơ với cơ thể con người từ cơm là rất cao ( >90 % ) . Ngoài ra, nồng độ tương tác As vô cơ (từ cơm) với cơ thể con người thay đổi từ 0,8-3,1 µg g -1 d .wt . Điều này chỉ ra rằng một phần đáng kể As vô cơ có thể được hấp thụ qua đường ruột . Kết quả cho thấy As duy trì , vận chuyển, và hấp thụ bởi các tế bào là 0,6-6,4 , 3,3-11,4 , và 3,9-17,8 % , tương ứng . Xem xét mức thấp nhất ( 3,9% ) và cao nhất ( 17,8% ) tổng giá trị hấp thụ asen của nghiên cứu , Laparra et al. (2005) ước tính rằng với tiêu thụ hàng ngày là 5,7 và 1,2 kg gạo nấu chín có chứa 4,21 ± 0,09 và 2,29 ± 0,05 µg g -1 d .wt . , tương ứng.

Mức độ tiêu thụ hàng ngày chấp nhận được ( TDI) của As vô cơ theo khuyến cáo của WHO ( 2,1 µg d -1 kg thể trọng -1 (Williams et al . , 2006) ) . Ở Đông Nam Á , một nam giới trưởng thành tiêu thụ trung bình 1,5 kg cơm một ngày cho thấy rằng người dân khu vực này có thể đạt được TDI As chỉ từ chế độ ăn uống .

Williams và cộng sự . (2006) cũng xác định nồng độ tổng As và As vô cơ trong gạo Bangladesh ước tính để đưa ra mức tiêu thụ hàng ngày chấp nhận được tối đa ( MTDI ) cho một người lớn Bangladesh trọng lượng 60 kg (Bảng 3) . Kết quả cho thấy sự đóng góp của As vô cơ trong gạo cho một người lớn Bangladesh sẽ là 55-79 % tùy thuộc vào nồng độ As vô cơ . Sự đóng góp của As vô cơ cho một người 60 kg là khoảng 4-36 % ở gạo Mỹ, châu Âu và Canada (Bảng 3) .

25

Bảng 3: bảng thống kê thành phần As trong gạo phân theo loại gạo của một số quốc gia, theo dõi phần trăm đóng góp As vào MTDI trên 1 người có thể trọng trung bình 60kg Tên nước

Tổng As

As vô cơ

As hữu cơ

(µg g -1 d

(µg g -1 d

(µg g -1 d

.wt) .

.wt) .

.wt) .

BRRI dhan10

0.31± 0.02

0.22± 0.02

71

79

Bangladesh BRRI dhan 11

0.21± 0.00

0.14± 0.02

66

48

Kalizira

0.18± 0.03

0.11± 0.03

60

38

BRRI dhan28

0.25± 0.00

0.21± 0.02

83

74

BRRI dhan29

0.21± 0.01

0.17± 0.02

82

62

nayanmoni

0.27± 0.02

0.22± 0.03

81

79

digha

0.21± 0.04

0.15± 0.04

72

55

Mixed

0.39

0.39

100

139

Mixed

0.13

0.08

61

29

Mixed

0.13

0.08

60

29

Mixed

0.69

0.31

44

111

-

0.11

0.08

76

26

-

0.02

0.01

71

4

Long grain

0.22± 0.03

0.07± 0.01

32

25

-

0.15

0.08

52

29

-

0.07

0.03

43

11

-

0.05

0.04

56

14

-

0.15

0.11

73

39

-

0.21

0.12

57

43

Europe

-

0.15

0.08

52

29

India

-

0.15

0.03

43

11

Canada China

Loại gạo

Sự đóng góp của As vô cơ vào MTDI (%)

26

-

0.07

0.04

56

14

-

0.15

0.11

73

39

-

0.21

0.12

57

43

Red whole

1.96

1.66

84

85

Bastmati white

2.36

2.38

96

97

Round white

2.29

1.87

81

82

Large white

3.05

3.13

109

103

Round white

3.66

3.34

91

91

Bomba white

4.21

3.73

88

89

Round white

0.88

0.81

92

92

Large thai

1.51

1.49

98

99

Thailand

-

0.11

0.08

74

29

Taiwan

-

0.76

0.51

67

182

-

0.19

0.12

61

43

-

0.20

0.11

58

39

-

0.25

0.10

40

36

-

0.28

0.10

35

36

-

0.26

0.08

35

29

Italy Spain

USA

7 . kết luận Gạo bao gồm các phần quan trọng trong chế độ ăn uống hàng ngày của dân số S và SE. Việc tưới tiêu nước ngầm ô nhiễm As cho trồng lúa đã dẫn đến lắng đọng cao các yếu tố độc hại này trong các lớp đất bề mặt , đặt ra một mối đe dọa nghiêm trọng đến trồng lúa bền vững trong khu vực này. So với cây ngũ cốc khác , gạo có chứa lượng cao As nhất trong số đó là As vô cơ độc hại. Một số nghiên cứu cho thấy , ngoài nước uống , gạo là một nguồn lớn và tiềm năng của lượng As từ chế độ ăn uống . Arsenic vô cơ được phân loại là chất gây ung thư theo cơ quan quốc tế nghiên cứu về ung thư vì độc tính cao của nó ( Laparra et al. , 2005). Tiếp xúc với arsenic vô cơ có thể gây ra nhiều 27

bệnh ung thư nội tạng - gan , bàng quang , thận và phổi cũng như các vấn đề sức khỏe khác , bao gồm cả ung thư da và bệnh tiểu đường ( Booth , 2009).

Nồng độ As vô cơ trong gạo S và SE cao, đây là một trường hợp khẩn cấp về vấn đề y tế cho người dân của khu vực này .

Trong một nghiên cứu gần đây, Meharg et al. (2009) dựa theo mô hình rủi ro ung thư của As từ gạo ở Bangladesh , Trung Quốc , Ấn Độ , Ý , và Hoa Kỳ bằng cách nhân tiêu thụ hàng ngày dự kiến của thạch tín vô cơ trong gạo và một yếu tố nguy cơ của Cơ quan Bảo vệ môi trường Hoa Kỳ ( 3.67 mg kg -1 d

-1

( Tsuji và các cộng sự . , 2007) ) .

Đối với một cố định việc tiêu thụ cố định 100 g gạo d -1 bởi một người đàn ông nặng 60 kg , tỷ lệ ung thư nội tạng trung bình cao nhất ở Bangladesh (22 trên 10.000 người ) tiếp theo là Trung Quốc (15 trên 10,000), Ấn Độ ( 7 trên 10.000 ) , và Ý và Hoa Kỳ ( ~ 1 trên 10.000 ) . Nó đã suy đoán nguy cơ ung thư trung bình từ gạo giàu asen là khoảng 200 , 150 , và cao hơn 70 lần so với tiêu chuẩn của WHO ( 1 trên 100.000 người) cho Bangladesh , Trung Quốc , và Ấn Độ. Sử dụng đánh giá rủi ro xác suất, Mondal và Polya (2008) dự đoán rằng sự đóng góp của nước uống và nấu cơm cho tổng số nguy cơ trung bình của dân số Chakdaha , quận Nadia , Ấn Độ sẽ là 48 và 8% . Do đó , asen giàu trong gạo sẽ là một nguy cơ sức khỏe tiềm năng cho dân số ở S và SE, đặc biệt là ở Bangladesh và Tây Bengal .

Một mối quan tâm sức khỏe con người có liên quan quan trọng là sự gia tăng của tổng As và As vô cơ trong gạo đã nấu chín. Asen tăng trong cơm chủ yếu từ asen - ô nhiễm nước nấu ăn . Vì vậy , điều quan trọng là để điều tra và chứng minh cho khả năng tiếp xúc và tích lũy sinh học của chất As từ gạo . Tuy nhiên , thông tin về vấn đề này là rất hạn chế. Các nhà nghiên cứu vẫn đang tập trung nỗ lực của họ trong vấn đề này để ước lượng nguy cơ sức khỏe thực sự của As từ chế độ ăn uống.

28

29

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN TP. HCM KHOA MÔI TRƯỜNG LỚP 10CMT

Hàm lượng cao asen vô cơ trong gạo ở những khu vực sử dụng nước bị ô nhiễm asen cho tưới tiêu và nấu ăn

GVHD: TS. Tô Thị Hiền Sinh viên thực hiện: - Nguyễn Thị Mỹ Chi - Nguyễn Thị Thanh Dung

1022035 1022045

Gạo ở các nước Nam và Đông Nam Á có chứa asen đặc trưng.

TÓM TẮT

Dùng nước ngầm để tưới tiêu, nấu ăn dẫn đến lắng đọng và hấp thu asen trong gạo.

Asen vô cơ là thành phần chính trong gạo (80 – 90% tổng asen).

Dạng asen, tích lũy sinh học trong gạo và nguy cơ sức khỏe được thảo luận.

Danh mục từ mới: • • • • • • •

dietary intake: chế độ ăn thu nhận amon: mùa khô boro: mùa mưa DMAA(III): dimethylarsinous acid MMAA(III): monomethylarsonous acid grown under flooded: trồng ngập nước tolerable daily intake (TDI): lượng tiêu thụ hằng ngày chấp nhận được • maximum tolerable daily intake (MTDI): lượng tối đa tiêu thụ hằng ngày chấp nhận được

NỘI DUNG 1

GIỚI THIỆU

ASEN TRONG NƯỚC THỦY LỢI 3 HÀM LƯỢNG VÀ CÁC DẠNG ASEN TRONG GẠO 2

4

NỒNG ĐỘ VÀ CÁC DẠNG ASEN TRONG CƠM

5

CHẾ ĐỘ ĂN THU ASEN

6

TÍCH TỤ SINH HỌC CỦA ASEN KẾT LUẬN

7

Giới thiệu

200 triệu người ở Nam và Đông Nam Á được cho rằng tiếp xúc với asen từ nước và thực phẩm

Nguyên tố phổ biến thứ 20 trong vỏ Trái Đất Nước ngầm bị nhiễm asen được dùng để uống và tưới cây trồng (lúa) ở S và SE Asia Mức nền của asen trong đất lúa nước có thể lên tới 83 µg g -1 khi tưới bằng nước ngầm nhiễm

ASEN

Gạo có chứa lượng asen tương đối cao, hầu hết trong số đó là vô cơ

Asen trong gạo là một mối đe dọa lớn đối với sức khỏe của người dân

Fig. 1. Arsenic concentrations in groundwater of South-East Asian regions under reducing conditions. A, Ganges delta (Bangladesh); B, theMekong delta (Cambodia and Vietnam); C, Red River delta (Vietnam); D, Irrawaddy River delta (Myanmar) and Chao Phraya basin (Thailand) (Winkel et al., 2008).

Asen trong các tầng nước ngầm

Một số khoáng vật tự nhiên chứa Asen

Arrsennopyrite

Orpiment

Sulfite

Gallery

Realar

Flouresc

Lolligite

Asen trong nước thủy lợi • Một mối đe dọa đến sản xuất lúa bền vững ở Nam và Đông Nam Á.

Hấp thu Lắng đọng Một lượng lớn nước ngầm chứa lượng asen cao đã được tưới tiêu cho lúa mùa khô  tăng lượng asen tích tụ trong đất mặt.

Hàm lượng asen chứa trong đất mặt ở Bangladesh đã tăng lên đáng kể trong 15 năm (Robert et al, 2007).

Tỷ lệ asen lắng đọng từ nước tưới bị ô nhiễm trong đất địa hình bằng phẳng cao hơn trong đất có ảnh hưởng của lũ.

Lúa là cây trồng nhạy cảm nhất với nhiễm độc asen.

Asenat có ái lực liên kết cao với các kết tủa sắt hydroxitphân bón chứa sắt, vi khuẩn rhizospheric có thể làm cho cả sắt và asen tích tụ và hấp thụ trong cây lúa.

Lúa trồng ở điều kiện ngập nước (kỵ khí), trong đó chủ yếu là asen tồn tại dạng chính là As (III) hòa tan và dễ dàng đưa lên từ dung dịch đất bởi cây lúa.

Nồng độ asen trong gạo • Gạo đến nay là nguồn cung cấp asen lớn nhất (50-70 % tổng số bữa ăn ) cho người dân nông thôn.

• Tất cả các nghiên cứu cho thấy nồng độ asen trong gạo châu Á cao hơn so với các nước khác.

• Gạo ở Nam và Đông Nam Á sẽ là một nguồn quan trọng thu nhận asen với người dân khu vực này, và những quốc gia nhập khẩu gạo từ khu vực này.

Nồng độ (µg g-1 d khối lượng) của tổng số, phần asen vô cơ và hữu cơ trong gạo nguyên liệu từ các nước khác nhau.

Khu vực địa lý

Mùa Tổng asen

•

•

Loại, giống lúa

•

Nồng độ asen khác nhau theo từng khu vực địa lý (đất, phương pháp canh tác) Gạo Úc, Phi-lip-pin có tổng lượng asen thấp nhất.

Gạo Bangladesh và Ấn Độ có hàm lượng cao nhất.

Nồng độ asen trong thành phần gạo Gạo láng

Nguyên hạt

Cám

0,3-0,5 µg g -1 dwt 0,5-0,8 µg g- 1 dwt

0,6-1,2 µg g -1 dwt 0,7-1,6 µg g -1 dwt

Vỏ

Các dạng asen trong gạo:

Asen vô cơ

• As (III) chiếm ưu thế hơn As (V).

• Tỷ lệ asen trong gạo cho thấy sự khác nhau về nguồn gốc, chủng loại và giống.

• Gạo Hoa Kỳ có hàm lượng asen ít hơn các nước khác như EU, châu Á.

Asen hữu cơ

• Chỉ tìm hiểu dạng methyl hóa của asen hữu cơ trong gạo.

• Methyl hóa asen trong gạo Hoa Kỳ cao hơn so với các nước khác.

• Nguyên nhân là do nguồn nước ngầm, thuốc trừ sâu, vi sinh vật methyl hóa asen.

Biến đổi các dạng asen trong gạo: • Các dạng asen trong gạo không chỉ khác nhau về khu vực địa lý mà cũng khác nhau về giống, chủng loại, mùa sinh trưởng và thành phần hạt gạo.

• Nguyên nhân là do ảnh hưởng của yếu tố môi trường cũng như hình thái học và chức năng sinh lý của cây lúa.

Sự thay đổi do các giống lúa khác nhau: Miniket: 86%

Asen vô cơ chiếm ưu thế

Gạo Hoa Kỳ: Gạo dài trắng có nồng độ DMAA(V) cao hơn gạo dài nâu Gạo Ấn Độ: Gạo thơm hạt dài: 36-67% Gạo thơm, dài, nâu: 61% Gạo dài, đỏ: 65%

Mùa sinh trưởng:

Thành phần khác nhau:

Xét gạo Bangladesh • Phân tích 2 loại gạo Trung Quốc và 4 loại gạo Bangladesh: trong 2 mùa mưa và mùa khô: Asen Hàm lượng asen vô hữu cơ, cơ trong gạo mùa - Có sự thay vô cơ mưa (81 – 83%) cao đổi lớn về nồng độ asen vô cơ hơn gạo mùa khô (60 so với hữu cơ.

– 71%)

Hạt láng, ngũ cốc và cám

- % asen vô cơ: hạt láng<ngũ cốc<cám

Nồng độ asen (µg g-1 khối lượng khô) trong gạo nguyên liệu và chế biến từ các quốc gia khác nhau, và sự đóng góp của nồng độ asen trong nước nấu ăn trên tổng số và asen vô cơ chứa trong cơm.

Nồng độ asen trong gạo nấu chín:

Phương pháp nấu ăn

Nước nấu ăn bị ô nhiễm.

Nấu cơm với lượng nước nhiều hay ít.

Hình thành chelat bởi hạt gạo hoặc do bay hơi trong quá trình nấu ăn

Nồng độ asen trong gạo sống bị ảnh hưởng bởi phương pháp nấu: Gạo ít nước > 13-37% gạo sống Gạo nấu ít nước > 27-60% gạo nhiều nước Gạo nhiều nước thấp hơn 6,59% gạo sống

Ngũ cốc cao hơn 57,18% gạo sống

Nồng độ asen

Nguyên nhân: asen được hấp thụ bởi gạo qua quá trình thẩm thấu từ nước nấu ăn trong khi nấu Tỷ lệ nước: gạo= 6:1 làm giảm tổng asen vô cơ trong gạo nấu chín.

Sự tích góp asen trong gạo trong chế độ ăn uống:

Ô nhiễm asen đặt ra mối đe dọa nghiêm trọng đối với sức khỏe con người - Có nhiều cách tiếp xúc: hít vào, tiếp xúc qua da, ăn uống( nhiều nhất) - Ô nhiễm nước ngầm vào gạo là nguyên nhân chính dẫn đếnn hiễm độc asen.

- Xác định nguồn tiếp xúc giảm thiểu những rủi ro sức khỏe.

- Không chỉ nồng độ cao mà khả năng biệt hóa của gạo cũng gây nguy hiểm cho sức khỏe.

- 42-91% tổng asen trong gạo ở Nam và ĐNA là nguồn vô cơ độ hại.

Các sản phẩm từ gạo (bánh gạo, ngũ cốc, sữa gạo…) cũng chưta ỷ lệ asen vô cơ cao.

Khả năng tích lũy sinh học của asen từ gạo: 1 phần được hấp thụ sẵn trong đường ruột;1 phần tiếp tục được duy trì, vận chuyển và hấp thụ tiếp.

Khả năng tích lũy sinh học trong gạo nấu chín cao (>90%) Các hợp chất asen vô cơ độc hại dễ dàng đồng hóa vào máu.

Tổng số cơ và vô cơ nồng độ asen (µg g-1 d. wt.) trong hạt gạo, và lượng asen vô cơ tối đa tiêu thụ hàng ngày chấp nhận (MTDI) đối với con người (2,1 µg d-1 kg thể trọng-1) theo WHO (Williams et al., 2006)). Các MTDI được dựa trên tổng nồng độ asen hạt, trọng lượng cơ thể 60 kg, tốc độ tiêu thụ 0,5 kg gạo d-1, hàm lượng arsen vô cơ (%), và khả năng sinh học của asen vô cơ trong cơm (90% (Laparra et al., 2005)).

Kết luận: • Asen vô cơ được phân loại như chất ung thư do có độc tính cao.

• Ngoài nước uống thì gạo cũng là 1 nguyên nhân quan trọng gây nhiễm asen.

• Lượng asen vô cơ có nhiều trong các loại gạo ở Nam và Đông Nam Á, đặc biệt là Bangladeh và Ấn Độ.

Cảm ơn cô và các bạn đã chú ý lắng nghe

Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

Contents lists available at SciVerse ScienceDirect

Science of the Total Environment j o u r n a l h o m e p a g e : w w w. e l s ev i e r. c o m / l o c a t e / s c i t o t e n v

Review

High levels of inorganic arsenic in rice in areas where arsenic-contaminated water is used for irrigation and cooking M. Azizur Rahman a, b,⁎, H. Hasegawa a a b

Graduate School of Natural Science and Technology, Kanazawa University, Kakuma, Kanazawa 920-1192, Japan Centre for Environmental Sustainability, School of the Environment, Faculty of Science, University of Technology Sydney, P.O. Box 123, Broadway, NSW 2007, Australia

a r t i c l e

i n f o

Article history: Received 12 May 2011 Received in revised form 22 July 2011 Accepted 22 July 2011 Available online 6 September 2011 Keywords: Arsenic Rice Dietary intake Inorganic arsenic

a b s t r a c t Rice is the staple food for the people of arsenic endemic South (S) and South-East (SE) Asian countries. In this region, arsenic contaminated groundwater has been used not only for drinking and cooking purposes but also for rice cultivation during dry season. Irrigation of arsenic-contaminated groundwater for rice cultivation has resulted high deposition of arsenic in topsoil and uptake in rice grain posing a serious threat to the sustainable agriculture in this region. In addition, cooking rice with arsenic-contaminated water also increases arsenic burden in cooked rice. Inorganic arsenic is the main species of S and SE Asian rice (80 to 91% of the total arsenic), and the concentration of this toxic species is increased in cooked rice from inorganic arsenic-rich cooking water. The people of Bangladesh and West Bengal (India), the arsenic hot spots in the world, eat an average of 450 g rice a day. Therefore, in addition to drinking water, dietary intake of arsenic from rice is supposed to be another potential source of exposure, and to be a new disaster for the population of S and SE Asian countries. Arsenic speciation in raw and cooked rice, its bioavailability and the possible health hazard of inorganic arsenic in rice for the population of S and SE Asia have been discussed in this review. © 2011 Elsevier B.V. All rights reserved.

Contents 1.

2.

3.

Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Arsenic in irrigation water: A threat to sustainable rice cultivation in S and SE Asia Arsenic concentration and speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . .

3.1.

Arsenic concentrations in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

3.1.1.

Variations in total arsenic concentration in raw rice . . . . . . .

3.1.2.

Arsenic concentrations in different fractions of raw rice . . . . .

3.2.

Arsenic speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

3.2.1.

Inorganic arsenic species . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

3.2.2.

Organoarsenic species . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

3.3.

Variations in arsenic speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . .

3.3.1.

Speciation variations in different varieties and types of rice . . .

3.3.2.

Speciation variations in rice of different growing seasons . . . .

3.3.3.

Speciation variations in different fractions of raw rice . . . . . .

4.

Arsenic concentrations and speciation in cooked rice . . . . . . . . . . . . . .

5.

Contribution of rice to dietary intake of arsenic . . . . . . . . . . . . . . . . .

6.

Bioavailability of arsenic from rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

7.

Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Acknowledgment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

⁎ Corresponding author at: Centre for Environmental Sustainability, School of the Environment, Faculty of Science, University of Technology Sydney, P.O. Box 123, Broadway, NSW 2007, Australia. Tel: + 61 2 9514 4087.

E-mail addresses: Mohammad.Rahman@uts.edu.au, rahmanmazizur@gmail.com (M.A. Rahman).

0048-9697/$ – see front matter © 2011 Elsevier B.V. All rights reserved. doi:10.1016/j.scitotenv.2011.07.068

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . .

4645 4647 4647 4647 4649 4649 4649 4650 4650 4651 4651 4651 4651 4651 4652 4653 4654 4654 4654

1. Introduction Arsenic is the 20th abundant element in earth crust, and is ubiquitous in the environment (soil, water, air and in living matters) (Tamaki and Frankenberger, 1992). It has been well recognized that

4646

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

consumption of arsenic-contaminated foods leads to carcinogenesis (Mandal and Suzuki, 2002). Chronic effects of arsenic toxicity on humans have been reported from most of the countries in South (S) and South-East (SE) Asia through its widespread water and crop contamination (Kohnhorst, 2005; Mukherjee et al., 2006; Smedley, 2005). Arsenic contaminated groundwater is used not only for drinking purpose but also for crop irrigation, particularly for the paddy rice (Oryza sativa L.), in S and SE Asian countries (Meharg and Rahman, 2003; Ninno and Dorosh, 2001). In Bangladesh, arseniccontaminated groundwater has been used extensively to irrigate paddy rice, particularly during the dry season, with 75% of the total cropped area given to rice cultivation (Meharg and Rahman, 2003).

Background levels of arsenic in rice paddy soils range from 4 to 8 μg g −1 (Alam and Sattar, 2000; Williams et al., 2006), which can reach up to 83 μg g −1 in areas where the crop land has been irrigated with arsenic-contaminated groundwater (Williams et al., 2006). The problem of arsenic contamination in groundwater is not just restricted to Bangladesh. Other countries in S and SE Asia such as West Bengal (India), Vietnam, Thailand, Nepal and Taiwan have

also been reported to have high levels of arsenic in groundwater (Dahal et al., 2008; Nordstrom, 2002) (Fig. 1). Paddy rice is the staple food for the people of these regions. Increasing levels of arsenic in agricultural soils from contaminated underground irrigation water, and its uptake in rice, vegetables, and other food crops (Meharg and Rahman, 2003; Williams et al., 2006) have become a real health emergency in this region. The presence of high levels of arsenic in rice is supposed to be a health disaster in South Asia (Meharg, 2004).

Around 200 million people in S and SE Asia is supposed to be exposed to arsenic contamination from water and foods (Sun et al., 2006).

A large population in Asian arsenic endemic areas lives on subsistence diet of rice, a cereal which is grown mainly with groundwater contaminated by high level of arsenic. Therefore, rice contains relatively higher amount of arsenic, most of which is inorganic (Meharg et al., 2009; Sun et al., 2008; Torres-Escribano et al., 2008), compared to other agricultural products (Das et al., 2004; Schoof et al., 1999).

The concentration of arsenic and its chemical forms in rice vary considerably depending on rice variety (Booth, 2008) and geographical variation (Booth, 2007; Meharg et al., 2009). The inorganic arsenic

Fig. 1. Arsenic concentrations in groundwater of South-East Asian regions under reducing conditions. A, Ganges delta (Bangladesh); B, the Mekong delta (Cambodia and Vietnam); C, Red River delta (Vietnam); D, Irrawaddy River delta (Myanmar) and Chao Phraya basin (Thailand) (Winkel et al., 2008).

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

species dominates over organoarsenic species in both raw and cooked rice (Williams et al., 2005), which is accumulated/absorbed from paddy soil, irrigation water, and cooking water. Therefore, arsenic speciation in rice grain is influenced by its speciation in soil and water. In addition, the amount of arsenic absorbed by the cooked rice from cooking water and, the dietary intake of arsenic in human body are depended on the type of rice and the way the rice is cooked (Musaiger and D'Souza, 2008; Ohno et al., 2009; Rahman et al., 2006; Signes et al., 2008a; Signes et al., 2008b). Considering the high concentration of arsenic (mainly inorganic arsenic) in rice grain, cooking method, and high consumption rate, rice is revealed to be a major threat to health of the people of arsenic endemic S and SE Asian countries. In this review, arsenic speciation in rice, dietary intake, and health risk of inorganic arsenic species to the arsenic endemic and rice subsistent population of S and SE Asian countries have been discussed.

2. Arsenic in irrigation water: A threat to sustainable rice cultivation in S and SE Asia The problem of arsenic contamination in groundwater is now well recognized in most of the S and SE Asian countries as discussed in the previous sections. Rice is the main cereal crop produced in this region, especially in Bangladesh and West Bengal (India), which is irrigated with groundwater during dry season. Recently, it has become apparent that arsenic-contaminated irrigation water is adding significant amount of arsenic in the topsoil and in rice, which pose serious threat to sustainable rice cultivation in these two countries (Brammer and Ravenscroft, 2009; Dittmar et al., 2010; Khan et al., 2009; Khan et al., 2010a; Khan et al., 2010b; Meharg and Rahman, 2003). Since the agroecological and hydrogeological conditions of the S and SE Asian countries are broadly similar, irrigation of arsenic-contaminated groundwater is supposed to produce similar effects on paddy rice of this region. In addition, paddy rice is considered to be one of the major and potential exposure sources of arsenic for humans (Meharg and Rahman, 2003; Mondal and Polya, 2008; Pillai et al., 2010; Rahman et al., 2008a; Singh et al., 2010; Tuli et al., 2010; Williams et al., 2006; Zavala and Duxbury, 2008) because of its increasing deposition in the topsoil from irrigation water and its subsequent uptake in rice grain (Dittmar et al., 2010).

Irrigation with arsenic-contaminated groundwater may particularly affect rice cultivation in terms of production and contamination. There may be two main reasons for this — i) a large amount of underground water containing high level of arsenic has been irrigated for rice cultivation in most parts of S and SE Asia during dry season and ii) rice is the crop that is most susceptible to arsenic toxicity (Brammer and Ravenscroft, 2009). Due to the decrease of rainfall in this region, even in monsoon season, the dependency on groundwater for rice cultivation is expected to be increased in the coming years in order to increase crop production to meet the demands of the increasing population. This practice will increase additional arsenic deposition in topsoil. Roberts et al. (2007) reported that arsenic contents in topsoil in Bangladesh have increased significantly over the last 15 years because of irrigation with arsenicrich groundwater. Other studies showed that arsenic concentrations remain unchanged at the start of two successive irrigation seasons suggesting that arsenic added during the first irrigation season had been leached by floodwater during the following monsoon season (Dittmar et al., 2007). Thus, the rate of arsenic deposition from contaminated irrigation water would be higher in flat terrain soil than that in floodland soil.

Another important concern regarding arsenic deposition in paddy soil is whether all arsenic delivered by the tube wells is reached and deposited throughout the fields equally. In addition, how arsenic in irrigation water and soil contributes to its uptake in rice plant and

4647

grain is also important concern. Brammer and Ravenscroft (2009) discussed these issues in a recent review on arsenic in S and SE Asia perspective. They urged that groundwater of most arsenic-affected areas in S and SE Asia is rich in iron (Gurung et al., 2005; Postma et al., 2007), which is oxidized upon exposure to the air, and is then precipitated as iron-hydroxides in the rhizosphere. Arsenate has high binding affinity to these precipitated iron-hydroxides. Therefore, arsenic concentration in soil is decreased with increasing distance of the location from the well-head (Dittmar et al., 2007; Roberts et al., 2007). But being an important nutrient, iron precipitation decreases its bioavailability and uptake resulting iron-chlorosis in rice plant. In such conditions, farmers use iron-fertilizers to increase iron bioavailability and uptake to correct iron-chlorosis (Alvarez-Fernandez et al., 2005; Hasegawa et al., 2010; Hasegawa et al., 2011). Since arsenic is adsorbed on precipitated iron-hydroxides in the rhizosphere soil, application of iron-fertilizer may increase both iron and arsenic bioavailability and uptake in rice plant (Hasegawa et al., 2011; Rahman et al., 2008b). In addition to iron fertilizer, rhizospheric microbes also solubilise ferric iron in the rhizosphere by exuding siderophores to the root-plaque interface (Bar-Ness et al., 1992; Crowley et al., 1992; Crowley et al., 1991; Kraemer, 2004; Romheld, 1987), which may also render both iron and arsenic bioavailable and uptake in rice plant. Being the strategy II plant, rice roots also exude phytosiderophores in the rhizosphere soil under iron-deficient condition to increase iron bioavailability and uptake (Ishimaru et al., 2006; Romheld and Marschner, 1986). In this case, there is also a possibility of the increase of arsenic bioavailability to and uptake in rice plant. The rice cultivation conditions also favor arsenic uptake in rice plant. Rice is grown in flooded (anaerobic) conditions in which arsenic exists mainly as dissolve As(III) form and is readily taken up from the soil solution by rice plant (Xu et al., 2008).

The arsenic uptake mechanisms in rice are more complicated because of its ability to carry oxygen from the air down to its stem and discharge it in the rhizosphere through the roots (Brammer and Ravenscroft, 2009). This creates an oxidized zone around the roots in which iron is oxidized and precipitated to forms a coating (Liu et al., 2006). Hu et al. (2007) found that sulfur enhances the formation of iron plaque in the rhizosphere and reduces arsenic accumulation in rice. In another study, Hu et al. (2005) observed that the use of phosphate fertilizer decreased iron-plaque formation on rice roots.

Although the formation of iron-coating on rice root surface should increase arsenic adsorption, and thus act as an arsenic filter, some studies showed that significant amount of arsenic is taken up by rice plants in this condition too (Meharg and Rahman, 2003).

3. Arsenic concentration and speciation in raw rice 3.1. Arsenic concentrations in raw rice Up to date, significant number of articles on arsenic concentrations in rice and in its fractions have been published (Bae et al., 2002; Meharg, 2004; Mondal et al., 2010; Mondal and Polya, 2008; Rahman et al., 2006; Rahman et al., 2007a; Rahman et al., 2008a; Williams et al., 2006; Williams et al., 2005; Williams et al., 2007b). This implies that the dietary intake of arsenic form rice has been received much attention to understand the fat of arsenic exposure. Rice is by far the largest dietary source (50–70% of the total meal) of arsenic for rural populations even where drinking water does not contain elevated levels of arsenic (Chatterjee et al., 2010). About ten-fold elevation of arsenic in Bangladeshi rice has been reported (Meharg and Rahman, 2003). Arsenic concentrations in rice grain from different countries are shown in Table 1, which provides useful information to have an idea about the range of arsenic concentration in rice worldwide, and to predict the extent of possible dietary intake of arsenic from this food source.

4648

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

Table 1 The concentration (μg g−1 d. wt.) of total, inorganic and organoarsenic fractions in raw rice from different countries.

Country

Total As mean (range)

Australia Bangladesh

0.03 (0.02–0.04) 0.13 (0.02–0.33) 0.50 (0.03–1.84) 0.34 (0.15–0.59) 0.39 (0.26–0.58) 0.08–0.36 (0.04–0.92) — aman 0.14–0.51 (0.04–0.91) — boro 0.23 (0.18–0.31) — aman 0.24 (0.21–0.27) — boro 0.13 (0.03–0.30) 0.69 (0.41–0.98) 0.57–0.95 (0.05–2.05) 0.57–0.69 Canada 0.11 0.02 China 0.14 (0.02–0.46) 0.12 (0.07–0.19) 0.82 (0.46–1.18) 0.49 (0.31–0.70) 0.93 Egypt 0.05 (0.01–0.58) Europe 0.15 (0.13–0.20) France 0.28 (0.09–0.56) India 0.07 (0.07–0.31) 0.05 (0.03–0.08) Italy 0.15 (0.07–0.33) 0.21 (0.19–0.22) Japan 0.19 (0.07–0.42) Philippines 0.07 (0.00–0.25) Spain 0.20 (0.05–0.82) 0.17 ± 0.01 Thailand 0.14 (0.01–0.39) 0.10 (0.06–0.14) 0.11 ± 0.01 Taiwan 0.76 0.05 (b0.10–0.14) 0.10 (b0.10–0.63) 0.19 (0.06–0.17) 0.20 (0.19–0.22) U.S.A. 0.25 (0.03–0.66) 0.30 (0.2–0.46) 0.28 (0.21–0.34) 0.26 (0.11–0.40) Vietnam 0.21 (0.03–0.47) West Bengal (India) 0.14 (0.02–0.40) 0.25 (0.14–0.48) — boro 0.08 (0.03–0.16) — aman 0.13 (0.02–0.17) 0.21 (0.11–0.44) 0.33 (0.18–0.43)

Inorganic As mean Organic As mean (range) (range)

% of inorganic Survey range As mean (range)

References

– 0.08 (0.01–0.21) –

– – –

– 61 –

0.39 (0.26–0.58) – – 0.16 (0.11–0.22) 0.20 (0.17–0.22) 0.08 (0.01–0.21) 0.31 (0.23–0.39) – – 0.08 b LOD 0.16 (0.07–0.38) – 0.50 (0.25–0.76) – – – 0.08 (0.06–0.10) – 0.03 (0.02–0.07) 0.04 (0.02–0.05) 0.11 (0.07–0.16) 0.12 (0.10–0.14) – – – 0.08 – – 0.08 0.51 – – 0.12 0.11 0.10 (0.05–0.15) – 0.10 (0.02–0.11) 0.08 (0.02–0.14) – – – – – – –

0.005 (0.001–0.010) – – – – 0.02 (b LOD–0.05) 0.23 (0.05–0.43) – – 0.01 0.01 – – 0.10 (0.07–0.12) – – – 0.04 (0.04-0.06) – – bLOD–0.01 – 0.07 (0.05–0.09) – – – 0.05 – – 0.03 0.11 – – 0.04 0.05 – – 0.18 (0.17–0.24) 0.14 (0.04–0.26) – – – – – – –

100 – – 65 (60–71) 82 (81–83) 60 (44–86) 44 (45–59) – – 76 71 87 – 60 (55–64) – – – 52 (44–62) – 43 56 (36–67) – 73 57 (53–65) – – – 48 – – 74 67 – – 61 58 40 – 35 (9–32) 35 (10–61) – – – – – – –

– Market basket Field Field Field

Williams et al. (2006) Meharg et al. (2009) Meharg and Rahman (2003) Ohno et al. (2007) Ohno et al. (2007)

Field Market basket

Williams et al. (2006) Williams et al. (2006)

Market basket – Field Field Market basket

Williams et al. (2005) Sun et al. (2008) Islam et al. (2004) Rahman et al. (2006) Heitkemper et al. (2001) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2006) Sun et al. (2008) Xie and Huang (1998) Liu et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2006) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2006) Williams et al. (2005) Schoof et al. (1998) Lin et al. (2004) Lin et al. (2004) Schoof et al. (1998)

Market basket – – Contam. field Contam. field – – Market basket Market basket Market basket – Market basket – Market basket – Market basket – – –– Shed Market basket Open Farm Market basket Market basket – Market basket Open Household Household (contam. area) Field (market household (Contam. area)

Meharg et al. (2009) Schoof et al. (1999) Heitkemper et al. (2001) Williams et al. (2005) Phuong et al. (1999) Pal et al. (2009) Pal et al. (2009) Mondal and Polya (2008) Roychowdhury et al. (2002) Roychowdhury et al. (2002)

LOD = Level of detection.

Recently, high arsenic content in S and SE Asian rice is an important concern for the respective countries as well as for the countries which import rice from this region. Rice grain collected from arseniccontaminated western part of Bangladesh had arsenic levels of 0.03–1.84 μg g −1 dry weight (d. wt.) (Meharg and Rahman, 2003).

Williams et al. (2006) reported that arsenic level ranged between 0.04 and 0.92 μg g −1 d. wt. (mean 0.08–0.36 μg g −1 d. wt.) in aman (dry season) rice and between 0.04 and 0.91 μg g −1 d. wt. (mean 0.14–0.51 μg g −1 d. wt.) in boro (monsoon season) rice collected from southern part of the country (Table 1). In the same study, arsenic concentrations in aman and boro rice collected from markets across the country were found to be 0.18–0.31 and 0.21–0.27 μg g −1 d. wt., respectively. These findings were in consistent with their previous study. Islam et al. (2004) found 0.05–2.05 μg g −1 d. wt. of arsenic in boro rice collected from three districts of southern Bangladesh (Gopalganj, Rajbari, and Faridpur). Rahman et al. (2006) also reported high level of arsenic in raw rice (0.57–0.69 μg g −1 d. wt.) collected from Satkhira district, a highly arsenic-contaminated area in

Bangladesh. All these studies reveal the subsistence of high arsenic in Bangladeshi raw rice.

Total arsenic concentrations in Indian rice, particularly from West Bengal, have been reported in a number of articles (Table 1). Williams et al. (2005) reported 0.05 μg g −1 d. wt. arsenic (0.03–0.08 μg g −1 d. wt.) in white basmati rice collected from Indian super markets. In a market basket survey, Meharg et al. (2009) found 0.07 μg g −1 d. wt. arsenic (0.07–0.31 μg g −1 d. wt., n = 133) in Indian white rice.

Mondal and Polya (2008) investigated arsenic concentration in rice from some areas of Nadia district, West Bengal. They found that the mean concentration of arsenic in raw rice (the rice were either collected directly from farmers or purchased from local markets) ranged between 0.02 and 0.17 μg g −1 d. wt. with a mean of 0.13 μg g −1 d. wt. (n = 50). This concentration was comparable to that in Bangladeshi rice (0.14 μg g −1 d. wt., n = 10) reported by Das et al. (2004), but was less than that reported by Williams et al.

(2006) (0.08 to 0.51 μg g −1 d. wt., n = 330) and Ohno et al. (2007) (0.34 μg g −1 d. wt., n = 18). Other studies also reported high level of

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

arsenic in raw rice from West Bengal (0.11–0.44 μg g −1 d. wt. by Roychowdhury et al. (2002) and 0.03–0.48 μg g −1 d. wt. by Pal et al.

(2009)).

Arsenic contamination in Taiwan has a long history, and a number of studies reveal high level of arsenic in Taiwanese rice.

Schoof et al. (1998) reported 0.76 μg g −1 d. wt. of arsenic in Taiwanese rice collected directly from farms. They also reported about 0.20 μg g −1 d. wt. of arsenic (range 0.19–0.22 μg g −1 d. wt.) in Taiwanese firm rice. A market basket survey, conducted by Lin et al.

(2004) revealed b0.10–0.63 μg g −1 d. wt. of arsenic in Taiwanese rice, which is comparable to that reported by Williams et al. (2005). The concentration of arsenic in Vietnamese rice was found to be 0.03– 0.47 μg g −1 d. wt. (Phuong et al., 1999; Williams et al., 2005).

Thai rice has also been reported to contain high level of arsenic (Table 1). A recent market basket survey revealed that arsenic concentrations in Thai rice ranged between 0.01 and 0.39 μg g −1 d. wt. with a mean of 0.14 μg g −1 d. wt. (n = 54) (Meharg et al., 2009).

Previously, Williams et al. (2005) reported 0.11 ± 0.01 μg g −1 d. wt. of arsenic in Thai rice. In another study of Williams et al. (2006) showed that the concentration of arsenic in Thai rice was 0.10 μg g −1 d. wt. (range 0.06–0.14 μg g −1 d. wt.). Compared to the previous reports of Williams et al. (2006; 2005), higher arsenic concentration in Thai rice was found in a recent study of Meharg et al. (2009) suggesting that arsenic levels in Thai rice have increased in recent years. Significant amount of arsenic was also found in rice from United States of America (USA). A market basket survey conducted by Schoof et al.

(1999) reported that the total arsenic concentrations in USA rice was 0.20–0.46 μg g −1 d. wt., while Heitkemper et al. (2001) found 0.11–0.34 μg g −1 d. wt. in rice of the country. A recent study of Meharg et al. (2009) reported 0.03–0.66 μg g −1 d. wt. in USA rice, which is much higher than that reported by Williams et al. (2005) (0.11–0.40 μg g −1 d. wt.) (Table 1). All these studies reveal that arsenic concentration in Asian rice is higher than that of other countries. Thus, S and SE Asian rice would be a significant source of dietary arsenic for the population of this area, and also for the population of those countries that import rice from this region.

3.1.1. Variations in total arsenic concentration in raw rice Arsenic concentrations in raw rice varied significantly with its origin, types and cultivars, and even with the growing seasons (Tables 1 and 2). Geographical variations in total arsenic concentration in rice have been found from market basket surveys in USA, European Union (EU), Japan, Philippines, Australia, China, Canada, and from S and SE Asian countries (Table 1). A recent study conducted

by Meharg et al. (2009) showed the geographical variations in total and inorganic arsenic concentrations in rice. The EU rice had a mean arsenic level of 0.18 μg g −1 d. wt. ranging from 0.13 to 0.22 μg g −1 d. wt. (Torres-Escribano et al., 2008). In another study, Williams et al.

(2005) reported 0.13–0.20 μg g −1 d. wt. of total arsenic in EU rice.

Arsenic concentration in rice from some districts of arsenic affected areas of West Bengal, India showed variations ranging between 0.04 and 0.43 μg g −1 d. wt. Other studies also reported the variations of total arsenic concentration in rice for other geographical areas such as Australia (0.02–0.03 μg g −1 d. wt. (Williams et al., 2006)), Canada (0.02–0.11 μg g −1 d. wt. (Heitkemper et al., 2001; Williams et al., 2005)), China (0.02–0.46 μg g −1 d. wt. (Meharg et al., 2009); 0.07–0.19 μg g −1 d. wt. (Williams et al., 2006); 0.46–1.18 μg g −1 d. wt. (Sun et al., 2008)), Egypt (0.01–0.58 μg g −1 d. wt. (Meharg et al., 2009)), Europe (0.09–0.56 μg g −1 d. wt. (Meharg et al., 2009)), Spain (0.05–0.82 μg g −1 d. wt. (Meharg et al., 2009)), Japan (0.07– 0.42 μg g −1 d. wt. (Meharg et al., 2009)), and Philippines (0.00– 0.25 μg g −1 d. wt. (Williams et al., 2006)). These studies reveal that Australian, Philippians, and Canadian rice have the lowest total arsenic burden while Bangladeshi and Indian (West Bengal) rice have the highest burden. Taiwanese and Vietnamese rice also contain significant amount of arsenic. These variations were clearly correlated

4649

with the extent and type of pollution as well as with the rice cultivation methods. Soil chemistry, source of arsenic, arsenic concentrations in soil and geochemistry of the region also influence arsenic burden in rice.

Arsenic concentrations in rice also vary by region within a particular geographical area. The USA rice showed significant variations in total arsenic concentration by region (Booth, 2007). A market basket survey of arsenic in USA rice by Williams et al. (2007a) showed that rice from California contains, on average, about 40% less arsenic than that from the south central USA — Arkansas, Louisiana, Mississippi, Texas, and Missouri. This is supposed to be because the soils of south central USA contained higher arsenic from pesticides used to grow cotton (Booth, 2008). Although arsenic concentrations in rice varied significantly for arsenic-contaminated and noncontaminated areas in Bangladesh and West Bengal, a uniform range of its concentration in rice was observed in contaminated areas of this region. Arsenic concentrations in raw rice were found to be significantly correlated (P b 0.001) with its concentrations in irrigation water and soil (Pal et al., 2009). High arsenic concentrations in raw rice of arsenic endemic south Asian countries is the direct contribution of highly contaminated underground irrigation water and paddy soils rather than the other sources.

Meharg and Rahman (2003) also found variations in arsenic concentration in different rice varieties grown in Bangladesh Rice Research Institute's research station (between 0.043 and 0.206 μg g −1 d. wt.) and in those collected from different district of the country (between 0.058 and 1.835 μg g−1 d. wt.). Seasonal variations in arsenic concentrations in Bangladeshi rice have also been reported by Duxbury et al.

(2003). Arsenic concentrations in aman and boro rice were found to be 0.11 (n = 72) and 0.18 (n = 78) μg g−1 d. wt., respectively.

3.1.2. Arsenic concentrations in different fractions of raw rice Significant variations in total arsenic concentrations in different fractions of raw rice (hull, endosperm, polished rice, whole rice, and bran) have been reported in literature. Rahman et al. (2007b) studied total arsenic concentrations in different fractions of parboiled and non-parboiled raw rice collected from arsenic-contaminated area (Satkhira district) of Bangladesh. Results showed that arsenic concentrations in non-parboiled raw rice were significantly higher than those in parboiled rice. The highest arsenic concentrations were in husk (in the range of 0.7–1.6 μg g −1 d. wt.) followed by bran (0.6– 1.2 μg g −1 d. wt.), whole grain (0.5–0.8 μg g −1 d. wt.), and polished rice (0.3–0.5 μg g −1 d. wt.). Thus, the order of arsenic concentrations in rice fractions was husk N bran N whole rice N polish rice. Ren et al.

(2007) also determined the total arsenic concentration in fractions of Chinese whole grain rice, and found that arsenic concentrations were highest in bran (in the range of 0.55–1.20 μg g −1 d. wt.), followed by whole grain (0.14–0.80 μg g −1 d. wt.) and polished rice (0.07–0.4 μg g −1 d. wt.), showing the same trend reported by Rahman et al. (2007b). Sun et al. (2008) also determined total arsenic concentrations in different fractions (endosperm, whole grain, and bran) of freshly milled Chinese (two varieties) and Bangladeshi (four varieties) rice grains. Results showed that the mean (n = 6) arsenic concentrations in endosperm, whole grain, and bran were 0.56 ± 0.08, 0.76 ± 0.12, and 3.3 ± 0.6 μg g −1 d. wt., respectively. The trend of total arsenic concentration in fractions of rice grain was endosperm b whole grain b bran, which is in consistent with the previous studies of Rahman et al. (2007b) and Ren et al. (2007).

3.2. Arsenic speciation in raw rice Total arsenic concentrations in rice or in any other diets are not the only determinant of its toxicity. Arsenic toxicity mostly depends on its speciation, and inorganic arsenic species is more toxic than organoarsenicals (Meharg and Hartley Whitaker, 2002; Ng, 2005). More specifically, A(III) is more toxic than As(V), while dimethylarsinous acid

4650

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

Table 2 Arsenic concentrations (μg g−1 d. wt.) in raw and cooked rice from different countries, and the contribution of arsenic concentration in cooking water on total and inorganic arsenic content in cooked rice.

Country

Rice type

Bangladesh

Raw Cooked Raw Parboiled cooked Non-parboiled cooked Raw Parboiled cooked Non-parboiled cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked Raw Cooked

Spain

West Bengal (India)

Mixed BRRI dhan28

BRRI hybrid dhan1

– Red whole grain Basmati white Round white Large white Round white Bomba white Round white Large Thai Mixed Boro Aman –

As in cooking water (μg ml−1)

Total As

Inorganic As (total)

Inorganic As (%)

References

– 0.05 – 0.13 0.13 – 0.13 0.13 – 0.223–0.372 – 0.4 (AsV) – 0.6 ( AsV) – 0.6 ( AsV) – 0.7 ( AsV) – 0.9 ( AsV) – 1.0 ( AsV) – 0.2 ( AsV) – 0.4 (AsV) – 0.001–0.044 – b0.003 – b0.003 – b 0.003

0.26–0.58 0.40–2.37 0.57 ± 0.040 0.40–0.89 0.39–0.75 0.69 ± 0.210 0.58–1.08 0.44–1.09 0.173 0.28–0.38 0.53 ± 0.003 1.96 ± 0.010 0.05 ± 0.001 2.36 ± 0.080 0.13 ± 0.008 2.29 ± 0.050 0.25 ± 0.008 3.05 ± 0.030 0.13 ± 0.001 3.66 ± 0.770 0.09 ± 0.002 4.21 ± 0.090 0.25 ± 0.020 0.88 ± 0.030 0.17 ± 0.004 1.51 ± 0.150 0.09–0.17 0.07–0.34 0.25 (0.14–0.48) 0.07 (0.03–0.14) 0.08 (0.03–0.17) 0.02 (0.008–0.06) 0.14 (0.02–0.39) 0.03 (0.006–0.10)

0.26–0.58 0.39–2.42 – – – – – – – – – 1.66 ± 0.002 – 2.28 ± 0.110 – 1.87 ± 0.100 – 3.13 ± 0.170 – 3.34 ± 0.080 – 3.73 ± 0.040 – 0.81 ± 0.007 – 1.49 ± 0.020 – – – – – – – –

100 97–102 – – – – – – – – – 84 – 96 – 81 – 109 – 91 – 88 – 92 – 98 – – – – – – – –

Ohno et al. (2007) Rahman et al. (2006)

(DMAA(III)) and monomethylarsonous acid (MMAA(III)) are more toxic than their parent compounds (Mass et al., 2001; Petrick et al., 2000). Rice is particularly susceptible to arsenic accumulation compared to other cereals as it is generally grown under flooded (reduced) conditions where arsenic mobility is high (Zhu et al., 2008b). Baseline level of arsenic in rice is up to 10-fold higher than that in other cereal grains (Williams et al., 2007b). On average, around 50% of total arsenic in rice grain is inorganic arsenic, which can vary from 10 to 90%, and the remaining fractions are DMAA(V) with trace amounts of MMAA(V) is some samples (Zhu et al., 2008b). Therefore, arsenic speciation in rice is considered to be important for its possible impacts on human health.

3.2.1. Inorganic arsenic species Arsenic speciation in raw rice from different geographical areas is shown in Table 1. With exception for USA rice, inorganic arsenic have been reported to be the main species in raw rice from other geographical areas around the world (Booth, 2008; Meharg et al., 2009; Potera, 2007; Schoof et al., 1999; Signes-Pastor et al., 2008; Sun et al., 2008; Sun et al., 2009; Williams et al., 2006; Williams et al., 2005; Zhu et al., 2008a; Zhu et al., 2008b). Although As(III) predominates over As(V) in rice in most cases (Williams et al., 2005; Zavala et al., 2008), the ratio of arsenic species in rice showed significant inconsistency with origin, types and varieties (Meharg et al., 2009; Williams et al., 2005). Williams et al. (2005) reported that about 42 (n = 12), 64 (n = 7), 80 (n = 11), and 81% (n = 15) of the recovered arsenic was found to be inorganic for USA, EU, Bangladeshi, and Indian rice, respectively. A number of studies revealed that about 44–86% of the total arsenic concentration in Bangladeshi rice is inorganic (Meharg et al., 2009; Sun et al., 2008; Williams et al., 2006; Williams et al., 2005). In a field study, Ohno et al. (2007) found up to 100% inorganic arsenic in Bangladeshi rice. Schoof et al. (1998)

Rahman et al. (2006)

Bae et al. (2002) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Mondal and Polya (2008) Pal et al. (2009)

reported 61, 58, and 67% of the total arsenic to be inorganic in Taiwanese rice, while about 91% was inorganic in Thai rice (Williams et al., 2005). Chinese rice concentration about 60–87% inorganic arsenic (Meharg et al., 2009; Sun et al., 2008), while the per cent concentration of inorganic arsenic species in France and Italian rice were about 44–62% and 57–73% (Meharg et al., 2009; Williams et al., 2005). Spanish rice also contains higher percentage of inorganic arsenic (about 41–48% of the total arsenic) (Laparra et al., 2005; Williams et al., 2005), but was less than that in France and Italian rice.

The fraction of inorganic arsenic in USA rice was about 40% of the total concentration, which is the lowest compared to that in rice from other countries. The results reveal that except for USA, the highly toxic inorganic arsenic species is the predominant species in rice.

Other studies also showed that USA rice mostly contained less toxic methylated species where as EU and Asian rice contained more toxic inorganic arsenic (Zavala and Duxbury, 2008; Zavala et al., 2008).

3.2.2. Organoarsenic species Methylated species of arsenic are the only organoarsenic species that were found in rice. Williams et al. (2005) conducted a market basket survey on arsenic speciation in USA rice and found methylated arsenicals (almost entirely as DMAA(V)) to be the major species (between 36 and 65% with a mean of 54% of the total arsenic).

Previously, Heitkemper et al. (2001) also reported much higher percentage of methylated arsenicals (DMAA(V); between 70 and 80% with a mean of 64% of the total arsenic) in USA rice. In contrast, methylated arsenicals were found to be the minor species in rice from Bangladesh (12–43%) (Sun et al., 2008; Williams et al., 2005), Canada (9–50%) (Heitkemper et al., 2001; Williams et al., 2005), China (10–15%) (Sun et al., 2008), EU (30%) (Williams et al., 2005), India (12%) (Williams et al., 2005), Italy (26–40%) (Williams et al., 2005),

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

Spain (29%) (Williams et al., 2005), Thailand (27%) (Williams et al., 2005), and Taiwan (14–25%) (Schoof et al., 1998). The variations in organoarsenic concentration in rice from different geographical areas have been suggested to be related to its sources and uptake efficiency of rice plant. In Asian arsenic endemic countries, inorganic arsenic-rich underground irrigation water is the main source of arsenic for rice plant. On the other hand, arsenical pesticides are the main source of arsenic for USA rice. In addition, microbial methylation of inorganic arsenic to organoarsenicals in the rice field (in water and rhizosphere soil) would also contribute to the organoarsenic content in raw rice.

3.3. Variations in arsenic speciation in raw rice In addition to the geographical variations, arsenic speciation in raw rice also varied with the varieties, types, growing seasons and fractions of rice grain. These variations might be influenced by environmental factors as well as by internal factors such as morphological and physiological functions of the rice plants. But there are no clear evidence and specific information for which the speciation variations in rice grains of different rice verities occurred.

3.3.1. Speciation variations in different varieties and types of rice Large variations in arsenic speciation in different Bangladeshi rice varieties have been reported by Williams et al. (2005). Organic and inorganic fractions of arsenic in chinigura, a local aromatic rice variety of Bangladesh, were about 49% and 48% of the total arsenic, respectively. However, inorganic species predominate in all other rice varieties with a range of 42–86% of the total arsenic. Miniket had the highest content of inorganic arsenic (86% of the total arsenic) compared to other rice varieties. Arsenic speciation also varies with rice types of the same varieties. The DMAA(V) concentrations in USA white long rice grain were found to be between 0.05 and 0.26 μg g −1 d. wt. (31–65% of the total arsenic), while its concentrations in brown long rice were between 0.4 and 0.15 μg g −1 d. wt.

(32–45% of the total arsenic) (Heitkemper et al., 2001; Williams et al., 2005). In contrast, inorganic arsenic concentrations in white basmati rice from India ranged between 0.02 and 0.04 μg g −1 d. wt.

(36–67% of the total arsenic), while its concentrations in brown basmati and red long rice were about 0.04 and 0.05 μg g −1 d. wt. representing 61 and 65% of the total arsenic, respectively (Williams et al., 2005). Inorganic arsenic concentrations in white rice from Taiwan and Jasmine rice from Thailand were about 0.11–0.51 and 0.11 μg g −1 d. wt. comprising 58–67% and 74% of the total arsenic content, respectively (Williams et al., 2005).

3.3.2. Speciation variations in rice of different growing seasons Arsenic speciation in rice of different growing season has been reported from Bangladesh by Williams et al. (2006). They studied arsenic speciation in Bangladeshi rice grown in amon and boro seasons. Results showed that there were no statistical differences between amon and boro rice in terms of percentage inorganic arsenic content, although the relative amount of inorganic arsenic in boro rice (around 81–83% of the total arsenic) was higher than that in amon rice (around 60–71% of the total arsenic). These variations were possibly more related to the rice cultivars (varieties) than the growing seasons as significant differences in inorganic arsenic concentrations in different Bangladeshi rice varieties have been reported by other researchers (Williams et al., 2005).

3.3.3. Speciation variations in different fractions of raw rice Arsenic speciation also varies with fractions of rice grain. Sun et al.

(2008) analyzed the concentrations of arsenic species in different fractions of two Chinese and four Bangladeshi rice varieties. They found that the concentrations of the organoarsenic species (DMAA + MMAA) were fairly uniform throughout the grain (0.18 ± 0.05,

4651

0.20 ± 0.06, and 0.18 ± 0.03 μg g −1 d. wt. for polished grain, whole grain, and bran, respectively). The mean concentrations of inorganic arsenic species in different fractions of rice grain also varied greatly (0.21 ± 0.03, 0.40 ± 0.08, and 1.9 ± 0.3 μg g −1 d. wt. for polished grain, whole grain, and bran, respectively). Percentage inorganic arsenic content ranged from 24 to 60%, 38 to 64%, and 51 to 67% in polished grain, whole grain, and bran, respectively. The results reveal greater variations in inorganic arsenic concentrations compared to that of organoarsenic species, and the trend of percentage inorganic arsenic content was polished grain b whole grain bran. Meharg et al. (2008b) reported higher percentage of inorganic arsenic in brown rice (whole grain) compared to that in polished rice (white grain). Meharg et al. (2008b) also found that percentage inorganic arsenic decreased with the increase of total grain arsenic.

Market-basket study in USA by Zavala et al. (2008) also reported that the DMAA concentration in rice increased with the increase of total arsenic concentration. But they did not consider the changes in grain arsenic speciation whether the rice was polished or not. It is not clear why the concentration of organoarsenic species increased with the increase of total arsenic concentration in rice grain. Whatever the reasons were, percentage increase of organoarsenic species in rice grain is considered to be better for humans since these species are less toxic.

4. Arsenic concentrations and speciation in cooked rice The residents of arsenic contaminated areas of Bangladesh and West Bengal (India) depend mostly on rice for their daily caloric intake, and high arsenic concentration in rice indicates that rice is the major dietary source of arsenic for the population of this area (Mondal and Polya, 2008; Rahman et al., 2011). In South Asian countries, rice is usually cooked with a substantial amount of water. A number of studies reveal the influence of cooking methods on the retention of total and organic arsenic in cooked rice (Bae et al., 2002; Pal et al., 2009; Raab et al., 2009; Rahman et al., 2006; Sengupta et al., 2006; Signes et al., 2008b), which is summarized in Table 2. In arsenic-contaminated areas of Bangladesh, approximately 10–35% higher arsenic was found in cooked rice compared to that in raw rice (Misbahuddin, 2003). The additional arsenic is supposed to come from arsenic-contaminated cooking water. The increase of total arsenic concentration in cooked rice was resulted either from chelation by rice grains or due to evaporation during the cooking process (Rahman et al., 2011).

The effect of arsenic concentration in cooking water on the retention of arsenic in cooked rice is of great relevance to the South Asian countries where arsenic concentration in groundwater used for cooking has been reported to be much higher than the maximum allowable limit by World Health Organization (WHO) (10 μg l −1). The total arsenic concentration in cooked rice is claimed to be less than that in raw rice if the cooking water contain low level of arsenic (Bae et al., 2002). Pal et al. (2009) also reported that the concentration of total arsenic in rice cooked with water containing low level of arsenic (b0.003 μg l −1) was lower (0.07–0.02 μg g −1 d. wt.) than that in raw rice (0.25–0.08 μg g −1 d. wt.) (Table 2). Not only the concentrations of arsenic in cooking water but also the cooking methods (the ways the rice is cooked for consumption) have significant influence on arsenic retention in cooked rice (Rahman et al., 2006; Sengupta et al., 2006).

Most of the populations of South Asian countries consume parboiled rice (boiling and drying raw rice before dehusking/milling). But the populations of E and SE Asian countries and Japan solely use nonparboiled rice for cooking. Moreover, the rice cooking method also differs even within the locality of a county. In some countries, people cook rice with excess water and discard the gruel (concentrated cooking water) after cooking. This cooking procedure is popular in South Asian countries. On the other hand, cooking rice with limited water (therefore, no gruel remain after cooking) is a popular method

4652

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

worldwide. It has been reported that these different rice cooking methods affect the retention and the subsequent intake of arsenic from rice (Rahman et al., 2006; Sengupta et al., 2006; Signes et al., 2008b).

Arsenic concentration in non-parboiled rice cooked with limited water was 0.75 ± 0.04–1.09 ± 0.06 μg g −1 d. wt. (n = 3), which was about 13–37% higher than that in raw rice, and 27–60% higher than that in rice cooked with excess water (Rahman et al., 2006). In the same study, Rahman et al. (2006) also found that total arsenic concentration in parboiled rice cooked with limited water was about 45% higher than that in rice cooked with excess water. On the other hand, arsenic concentration in parboiled rice cooked with excess water was about 6.59% less than that in raw rice, while its concentration in gruel was about 57.18% higher than that in raw rice.

These results elucidate that arsenic concentration in cooked rice is influenced by cooking method, arsenic concentration in raw rice and cooking water. Cooking rice with excess water results in the decrease of arsenic concentration in cooked rice when gruel is discarded, while its concentration increased significantly when rice is cooked with limited water and the gruel is not discarded.

Raab et al. (2009) also found that cooking rice with high volume (excess) water (water:rice = 6:1) reduced total and inorganic arsenic burden in cooked rice by 35% and 45%, while cooking with low volume (limited) water did not remove arsenic substantially.

Sengupta et al. (2006) reported that cooking rice with low-arsenic water by the traditional cooking method in India (wash until clear, rice:water = 1:6, and discard excess water (gruel) after cooking) removed up to 57% of the arsenic burden from cooked rice. This removal of arsenic was irrespective to the concentration of arsenic in raw rice and cooking water, which might be because the water soluble arsenic was released from soft cooked rice into the cooking water (gruel) during cooking process, and was discarded with gruel after cooking. But arsenic concentration in cooked rice was found to be increased by 35–40% when arsenic concentration in cooking water was 50 μg l −1 (standard for many developing countries) (Sengupta et al., 2006). Rahman et al. (2006) also found the increase of arsenic concentration in cooked rice when the cooking water was arsenic contaminated. This was because arsenic is absorbed by rice (through osmotic process) from cooking water during the cooking process.

Arsenic speciation in cooked rice depends on its speciation in raw rice and in cooking water since arsenic speciation changes have not been found to occur during cooking process. Laparra et al. (2005) investigated the effect of inorganic arsenic in cooking water on total and inorganic arsenic retention in cooked rice of different types collected from Spanish super markets. They observed that there were no important modifications in the total and inorganic arsenic concentrations in cooked rice when cooked with uncontaminated water. In contrast, addition of As(V) in cooking water produced significant increase in inorganic arsenic content in cooked rice (Table 2).

The increase of total and inorganic arsenic concentrations in cooked rice was depended on As(V) concentration in cooking water as well as on rice types. For example, arsenic concentrations in raw basmati and round white rice were 0.05 ± 0.001 and 0.13 ± 0.008 μg g −1 d. wt., respectively. When these rice were cooked with water containing 0.6 μg l −1 of As(V), total arsenic concentrations in cooked basmati and round white rice were found to be 2.36 ± 0.080 and 2.29 ± 0.050 μg g −1 d. wt. of which inorganic arsenic were 96 and 81% of the total arsenic, respectively. In addition, total and inorganic arsenic concentrations were low (1.96 ± 0.01 and 1.66 ± 0.002 μg g −1 d. wt., respectively) when the rice was cooked with water containing 0.4 μg l −1 As(V), and there concentrations were increased (4.21 ± 0.09 and 3.73 ± 0.04 μg g −1 d. wt., respectively) when the rice was cooked with water containing 1.0 μg l −1 As(V).

These results imply that, in addition to the concentration and speciation in raw rice, arsenic concentration and speciation in cooked rice

are also varied for rice type as well as for the speciation and concentration of arsenic in cooking water.

5. Contribution of rice to dietary intake of arsenic It has been proved that arsenic pollution poses a serious threat to human health. To minimize the health risks of arsenic toxicity, the main concern is to identify the sources of exposure to avoid the intake of this toxic element. Although there are many possible routes of arsenic exposure (Rahman et al., 2008a), the majors are inhalation (Pal et al., 2007), ingestion, and dermal contact (Mondal and Polya, 2008), of which ingestion is the largest contributor. Among the many possible pathways of arsenic ingestion (Mondal and Polya, 2008), epidemiological data, that has been published during last couple of years, revealed that contaminated drinking groundwater is the major source of dietary arsenic in many countries, especially in S and SE Asia. A number of recent studies showed that, in addition to the contaminated drinking water, foods such as rice, vegetables and fishes would also be potential sources of dietary arsenic exposure (Bhattacharya et al., 2010; Lin et al., 2004; Ohno et al., 2007; Roychowdhury et al., 2003; Schoof et al., 1999; Signes-Pastor et al., 2009; Signes-Pastor et al., 2008). High levels of arsenic (0.03– 1.83 μg g −1 d. wt.) have been found in rice grain from some S and SE Asian countries (discussed in the previous sections), which was the contribution of extensive use of arsenic-contaminated groundwater for rice cultivation (Carey et al., 2010; Khan et al., 2009; Khan et al., 2010b; Rahman et al., 2008a; Rahman et al., 2009; Singh et al., 2010). Therefore, rice is supposed to be another major source of arsenic exposure followed by drinking groundwater (Mondal and Polya, 2008; Stone, 2008). Williams et al. (2006) modeled the possible intake of inorganic arsenic from rice with the equivalent intake from drinking water for a typical Bangladeshi diet. It was predicted that the daily consumption of rice with a total arsenic level of 0.08 μg g −1 d. wt. would be equivalent to a drinking water arsenic level of 10 μg l −1.

Arsenic in rice is a threat to human health not only for its high concentration but also for its speciation. Although previous studies have revealed drinking water as the largest source of inorganic arsenic for humans, rice is also considered to be another significant source of this arsenic species. A number of arsenic speciation studies showed that about 42 to 91% of the total arsenic in S and SE Asian rice is toxic inorganic species (Heitkemper et al., 2001; Meharg et al., 2008b; Meharg et al., 2009; Schoof et al., 1998; Schoof et al., 1999; Williams et al., 2005; Zhu et al., 2008b), while the major species in USA rice is organic DMAA (Williams et al., 2005). A more recent study showed that rice products such as breakfast cereals, rice crackers, rice milk, baby rice and other rice condiments also contain high percentage of inorganic arsenic (75–90%) (Meharg et al., 2008a; Meharg et al., 2008c; Sun et al., 2009). Some other studies also revealed that the total (Bae et al., 2002; Laparra et al., 2005; Pal et al., 2009; Rahman et al., 2006; Rahman et al., 2011; Sengupta et al., 2006) and inorganic arsenic (Laparra et al., 2005; Smith et al., 2006) concentrations in cooked rice increased due to cooking with arsenicrich water (Laparra et al., 2005; Raab et al., 2009). Cooking rice with water containing 0.05 mg l −1 of As(V) produced 5–17-fold higher inorganic arsenic content in cooked rice than that in raw rice (Laparra et al., 2005).

Second to fish and seaweed, rice is the major dietary source of total arsenic (around 34%) for the people of North America and EU (Meharg and Rahman, 2003; Schoof et al., 1999). The contribution of rice to the dietary intake of arsenic in Bangladesh, where rice is the subsistence food, was modeled by Meharg and Rahman (2003). They showed that with drinking water intake of 0.1 mg l −1, dietary intake of arsenic from rice containing 0.1 and 0.2 μg g −1 d. wt. of total arsenic would be around 17.3and 29.6%, respectively. If the grain arsenic concentration was 2 μg g −1 d. wt. (the level found in rice from some areas of the

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

country), the contributions would be 98, 80, and 30% at drinking water arsenic concentrations of 0.01, 0.1 and 1 mg l −1, respectively.

Rahman et al. (2008a) reported that with average rice consumption of 400 to 650 g d −1 (the typical range of rice consumption by adults in Bangladesh (Duxbury et al., 2003)), arsenic intake would be 0.16 to 0.27 mg d −1 if the concentration of arsenic in rice was 0.4 μg g −1 d. wt. In contrast, dietary intake of arsenic from drinking water would be 0.2 to 0.3 mg d −1 for adult consuming 4 to 6 l water (the typical range of water consumption by adult of the country. The rate would be much higher for the rural people since they involved mostly in agrarian manual labor (Farmer and Johnson, 1990)) containing 0.05 mg l −1 arsenic, respectively. Thus, it is evident that rice would be a major source for dietary arsenic intake for the population of S and SE Asian countries where rice is the subsistence diet.

6. Bioavailability of arsenic from rice The toxic inorganic arsenic species is readily assimilated into blood stream (Meharg and Rahman, 2003). Therefore, bioavailability and bioaccumulation of arsenic species from cooked rice are important for its intake in humans from this food source. Laparra et al. (2005) investigated the bioaccessibility and bioavailability of inorganic arsenic in cooked rice to assess the potential toxicological risk of this species. Results showed that the total arsenic concentrations in bioaccessible fractions were 1.06–3.39 μg g −1 d. wt. when its concentrations in cooked rice were 0.88–4.21 μg g −1 d. wt. The results reveal high bioavailability of inorganic arsenic from cooked rice (N90%). In addition, the concentrations of inorganic arsenic in bioaccessible

4653

fractions of cooked rice varied from 0.8 to 3.1 μg g −1 d. wt. This indicates that a significant fraction of the inorganic arsenic can be available for intestinal absorption. To further estimate the bioavailability (retention, transport, and uptake) inorganic arsenic, however, the bioaccessible fractions were added to Caco-2 cells. Results showed that arsenic retention, transport, and uptake by the cells from cooked rice were 0.6–6.4, 3.3–11.4, and 3.9–17.8%, respectively. Considering the lowest (3.9%) and the highest (17.8%) total arsenic uptake values of the study, Laparra et al. (2005) estimated that the daily consumption of 5.7 and 1.2 kg cooked rice containing 4.21 ± 0.09 and 2.29 ± 0.05 μg g −1 d. wt., respectively, would be required to reach the tolerable daily intake (TDI) of inorganic arsenic recommended by the WHO (2.1 μg d −1 kg body wt −1 (Williams et al., 2006)). In arsenic endemic SE Asia, an average adult male consumes 1.5 kg cooked rice a day indicating that the people of this region might reach the TDI of arsenic only from rice diet.

Williams et al. (2006) also determined the total and inorganic arsenic concentrations in Bangladeshi rice to estimate the contribution of inorganic arsenic to the maximum tolerable daily intake (MTDI) for a Bangladeshi adult of 60 kg weight (Table 3). Results showed that the contribution of inorganic arsenic in rice to MTDI of arsenic for a Bangladeshi adult would be 55–79% depending on inorganic arsenic concentration and rice type. When the concentrations of inorganic arsenic in rice were high, the MTDI exceeded the 100% level (Ohno et al., 2007; Schoof et al., 1998; Sun et al., 2008). The contribution of inorganic arsenic to the MTDI for a 60 kg person is about 4–36% since the concentrations of this arsenic species in American, European and Canadian rice are low (Table 3).

Table 3 Total and inorganic arsenic concentrations (μg g−1 d. wt.) in rice grain, and the contribution of inorganic arsenic to the WHO's provisional maximum tolerable daily intake (MTDI) of arsenic for humans (2.1 μg d−1 kg body wt−1, (Williams et al., 2006)). The MTDI is based on total grain arsenic concentration, a body weight of 60 kg, a consumption rate of 0.5 kg rice d−1, inorganic arsenic content (%), and bioavailability of inorganic arsenic in cooked rice (90% (Laparra et al., 2005)).

Country

Rice type/variety

Total As

Inorganic As

Inorganic As (%)

Contribution of inorganic As to MTDI (%)

Bangladesh

BRRI dhan10 BRRI dhan11 Kalizira (local variety) BRRI dhan28 BRRI dhan29 Nayanmoni (local variety) Digha Mixed Mixed Mixed Mixed – – Long grain – – – – – Red whole Basmati white Round white Large white Round white Bomba white Round white Large Thai – – – – – – –

0.31 ± 0.02 0.21 ± 0.00 0.18 ± 0.03 0.25 ± 0.00 0.21 ± 0.01 0.27 ± 0.02 0.21 ± 0.04 0.39 0.13 0.13 0.69 0.11 0.02 0.22 ± 0.03 0.15 0.07 0.05 0.15 0.21 1.96 2.36 2.29 3.05 3.66 4.21 0.88 1.51 0.11 0.76 0.19 0.20 0.25 0.28 0.26

0.22 ± 0.02 0.14 ± 0.02 0.11 ± 0.03 0.21 ± 0.02 0.17 ± 0.02 0.22 ± 0.03 0.15 ± 0.04 0.39 0.08 0.08 0.31 0.08 0.01 0.07 ± 0.01 0.08 0.03 0.04 0.11 0.12 1.66 2.28 1.87 3.13 3.34 3.73 0.81 1.49 0.08 0.51 0.12 0.11 0.10 0.10 0.08

71 66 60 83 82 81 72 100 61 60 44 76 71 32 52 43 56 73 57 84 96 81 109 91 88 92 98 74 67 61 58 40 35 35

79 48 38 74 62 79 55 139 29 29 111 26 4 25 29 11 14 39 43 85 97 82 103 91 89 92 99 29 182 43 39 36 36 29

Canada China Europe India Italy Spain

Thailand Taiwan

USA

Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Williams et al. (2006) Ohno et al. (2007) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2006) Sun et al. (2008) Heitkemper et al. (2001) Williams et al. (2005) Williams et al. (2006) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Meharg et al. (2009) Williams et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Laparra et al. (2005) Williams et al. (2005) Schoof et al. (1998) Schoof et al. (1998) Schoof et al. (1998) Meharg et al. (2009) Heitkemper et al. (2001) Williams et al. (2005)

4654

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655

7. Conclusion Rice comprises the major part of daily diet of the population of S and SE Asian countries. Irrigation of arsenic-contaminated groundwater for rice cultivation has resulted high deposition of this toxic element in the top soil posing a serious threat to the sustainable rice farming in this region. Compared to other cereal crops, rice contains higher amount of arsenic most of which is toxic inorganic species. A number of studies reveal that, in addition to the drinking water, rice is another major and potential source of dietary arsenic intake. Inorganic arsenic is classified as a human carcinogen by the international agency for research on cancer because of its high toxicity (Laparra et al., 2005). Exposure to inorganic arsenic may cause various internal cancers- liver, bladder, kidney, and lungs as well as other health problems, including skin cancer and diabetes (Booth, 2009).

High concentration of inorganic arsenic in S and SE Asian rice is, therefore, a health emergency for the population of this region.

In a recent study, Meharg et al. (2009) modeled cancer risks of arsenic from rice in Bangladesh, China, India, Italy, and USA by multiplying projected daily intake of inorganic arsenic in rice and a risk factor proposed by the United States Environmental Protection Agency (3.67 mg kg −1 d −1 (Tsuji et al., 2007)). For a fixed consumption of 100 g rice d −1 by a man weighting 60 kg, the median excess internal cancer rate was highest in Bangladesh (22 per 10,000 people) followed by China (15 per 10,000), India (7 per 10,000), and Italy and USA (~ 1 per 10,000). It was speculated from this estimation that the median cancer risk from arsenic-rich rice was about 200, 150, and 70 times higher than the WHO standard (1 per 100,000 people) for Bangladesh, China, and India, respectively. Using a probabilistic risk assessment, Mondal and Polya (2008) projected that the contributions of drinking water and cooked rice to median total risk for the population of Chakdaha block, Nadia district, India would 48 and 8%, respectively. Thus, arsenic-rich rice would be a potential health risk for the population of arsenic-affected S and SE Asia, particularly in Bangladesh and West Bengal.

Another important concern relevant human health is the increase of total and inorganic arsenic concentrations in cooked rice. The increased arsenic in cooked rice comes mainly from arsenic-contaminated cooking water. Therefore, it is important to investigate and justify the bioavailability and bioaccumulation of arsenic species from rice. Unfortunately, information on this issue is very limited. Researchers should focus their efforts in this issue to estimate the real health hazard of arsenic from rice diet.

Acknowledgment The authors wish to thank the Japan Society for the Promotion of Science (JSPS) for financial support by Grants-in-Aid for Scientific Research (20·08343) in preparing this review paper. The reviewers are also acknowledged for their contribution in improving the quality and merit of the paper.

References Alam MB, Sattar MA. Assessment of arsenic contamination in soils and waters in some areas of Bangladesh. Water Sci Technol 2000:185–92.

Alvarez-Fernandez A, Garcia-Marco S, Lucena JJ. Evaluation of synthetic iron (III)chelates (EDDHA/Fe3+, EDDHMA/Fe3+ and the novel EDDHSA/Fe3+) to correct iron chlorosis. Eur J Agron 2005;22:119–30.

Bae M, Watanabe C, Inaoka T, Sekiyama M, Sudo N, Bokul MH, et al. Arsenic in cooked rice in Bangladesh. Lancet 2002;360:1839–40.

Bar-Ness E, Hadar Y, Chen Y, Romheld V, Marschner H. Short-term effects of rhizosphere microorganisms on Fe uptake from microbial siderophores by maize and oat. Plant Physiol 1992;100:451–6.

Bhattacharya P, Samal AC, Majumdar J, Santra SC. Arsenic contamination in rice, wheat, pulses, and vegetables: a study in an arsenic affected area of West Bengal, India.

Water Air Soil Pollut 2010;213:3–13.

Booth B. Arsenic in U.S. rice varies by region. Environ Sci Technol 2007;41:2075–6.

Booth B. Arsenic speciation varies with type of rice. Environ Sci Technol 2008;42: 3484–5.

Booth B. Cancer rates attributable to arsenic in rice vary globally. Environ Sci Technol 2009;43:1243–4.

Brammer H, Ravenscroft P. Arsenic in groundwater: a threat to sustainable agriculture in South and South-east Asia. Environ Int 2009;35:647–54.

Carey AM, Scheckel KG, Lombi E, Newville M, Choi Y, Norton GJ, et al. Grain unloading of arsenic species in rice. Plant Physiol 2010;152:309–19.

Chatterjee D, Haider D, Majumder S, Biswas A, Nath B, Bhattacharya P, et al. Assessment of arsenic exposure from groundwater and rice in Bengal Delta Region, West Bengal, India. Water Res 2010;44:5803–12.

Crowley D, Römheld V, Marschner H, Szaniszlo P. Root-microbial effects on plant iron uptake from siderophores and phytosiderophores. Plant Soil 1992;142:1–7.

Crowley DE, Wang YC, Reid CPP, Szaniszlo PJ. Mechanisms of iron acquisition from siderophores by microorganisms and plants. Plant Soil 1991;130:179–98.

Dahal BM, Fuerhacker M, Mentler A, Karki KB, Shrestha RR, Blum WEH. Arsenic contamination of soils and agricultural plants through irrigation water in Nepal.

Environ Pollut 2008;155:157–63.

Das HK, Mitra AK, Sengupta PK, Hossain A, Islam F, Rabbani GH. Arsenic concentrations in rice, vegetables, a fish in Bangladesh: a preliminary study. Environ Int 2004;30: 383–7.

Dittmar J, Voegelin A, Maurer F, Roberts LC, Hug SJ, Saha GC, et al. Arsenic in soil and irrigation water affects arsenic uptake by rice: complementary insights from field and pot studies. Environ Sci Technol 2010;44:8842–8.

Dittmar J, Voegelin A, Roberts LC, Hug SJ, Saha GC, Ali MA, et al. Spatial distribution and temporal variability of arsenic in irrigated rice fields in Bangladesh. 2. Paddy soil.

Environ Sci Technol 2007;41:5967–72.

Duxbury JM, Mayer AB, Lauren JG, Hassan N. Food chain aspects of arsenic contamination in Bangladesh: effects on quality and productivity of rice. J Environ Sci Health A Toxic/Hazar Subs Environ Eng 2003;38:61–9.

Farmer J, Johnson L. Assessment of occupational exposure to inorganic arsenic based on urinary concentrations and speciation of arsenic. Br J Ind Med 1990;47:342.

Gurung JK, Ishiga H, Khadka MS. Geological and geochemical examination of arsenic contamination in groundwater in the Holocene Terai Basin, Nepal. Environ Geol 2005;49:98–113.

Hasegawa H, Rahman MA, Saitoh K, Ueda K. Effect of biodegradable chelating ligand on iron bioavailability and radish growth. J Plant Nutr 2010;33:933–42.

Hasegawa H, Rahman MA, Saitou K, Kobayashi M, Okumura C. Influence of chelating ligands on bioavailability and mobility of iron in plant growth media and their effect on radish growth. Environ Exp Bot 2011;71:345–51.

Heitkemper DT, Vela NP, Stewart KR, Westphal CS. Determination of total and speciated arsenic in rice by ion chromatography and inductively coupled plasma mass spectrometry. J Anal At Spectrom 2001;16:299–306.

Hu Y, Li JH, Zhu YG, Huang YZ, Hu HQ, Christie P. Sequestration of As by iron plaque on the roots of three rice (Oryza sativa L.) cultivars in a low-P soil with or without P fertilizer. Environ Geochem Health 2005;27:169–76.

Hu ZY, Zhu YG, Li M, Zhang LG, Cao ZH, Smith EA. Sulfur (S)-induced enhancement of iron plaque formation in the rhizosphere reduces arsenic accumulation in rice (Oryza sativa L.) seedlings. Environ Pollut 2007;147:387–93.

Ishimaru Y, Suzuki M, Tsukamoto T, Suzuki K, Nakazono M, Kobayashi T, et al. Rice plants take up iron as an Fe3+-phytosiderophore and as Fe 2+. Plant J 2006;45: 335–46.

Islam M, Jahiruddin M, Islam S. Assessment of arsenic in the water-soil-plant systems in Gangetic floodplains of Bangladesh. Asian J Plant Sci 2004;3:489–93.

Khan MA, Islam MR, Panaullah GM, Duxbury JM, Jahiruddin M, Loeppert RH. Fate of irrigation-water arsenic in rice soils of Bangladesh. Plant Soil 2009;322: 263–77.

Khan MA, Islam MR, Panaullah GM, Duxbury JM, Jahiruddin M, Loeppert RH. Accumulation of arsenic in soil and rice under wetland condition in Bangladesh. Plant Soil 2010a;333:263–74.

Khan MA, Stroud JL, Zhu YG, McGrath SP, Zhao FJ. Arsenic bioavailability to rice is elevated in Bangladeshi paddy soils. Environ Sci Technol 2010b;44:8515–21.

Kohnhorst A. Arsenic in groundwater in selected countries in south and Southeast Asia: a review. J Trop Med Paracitol 2005;28:73–82.

Kraemer S. Iron oxide dissolution and solubility in the presence of siderophores. Aquat Sci Res Acr Bound 2004;66:3–18.

Laparra JM, Velez D, Barbera R, Farre R, Montoro R. Bioavailability of inorganic arsenic in cooked rice: practical aspects for human health risk assessments. J Agric Food Chem 2005;53:8829–33.

Lin HT, Wong SS, Li GC. Heavy metal content of rice and shellfish in Taiwan. J Food Drug Anal 2004;12:167–74.

Liu H, Probst A, Liao B. Metal contamination of soils and crops affected by the Chenzhou lead/zinc mine spill (Hunan, China). Sci Total Environ 2005;339:153–66.

Liu WJ, Zhu YG, Hu Y, Williams PN, Gault AG, Meharg AA, et al. Arsenic sequestration in iron plaque, its accumulation and speciation in mature rice plants (Oryza sativa L.).

Environ Sci Technol 2006;40:5730–6.

Mandal BK, Suzuki KT. Arsenic round the world: a review. Talanta 2002;58:201–35.

Mass MJ, Tennant A, Roop BC, Cullen WR, Styblo M, Thomas DJ, et al. Methylated trivalent arsenic species are genotoxic. Chem Res Toxicol 2001;14:355–61.

Meharg AA. Arsenic in rice — understanding a new disaster for South-East Asia. Trends Plant Sci 2004;9:415–7.

Meharg AA, Deacon C, Campbell RCJ, Carey AM, Williams PN, Feldmann J, et al. Inorganic arsenic levels in rice milk exceed EU and US drinking water standards. J Environ Monit 2008a;10:428–31.

Meharg AA, Hartley Whitaker J. Arsenic uptake and metabolism in arsenic resistant and nonresistant plant species. New Phytol 2002;154:29–43.

M.A. Rahman, H. Hasegawa / Science of the Total Environment 409 (2011) 4645–4655 Meharg AA, Lombi E, Williams PN, Scheckel KG, Feldmann J, Raab A, et al. Speciation and localization of arsenic in white and brown rice grains. Environ Sci Technol 2008b;42:1051–7.

Meharg AA, Rahman M. Arsenic contamination of Bangladesh paddy field soils: implications for rice contribution to arsenic consumption. Environ Sci Technol 2003;37:229–34.

Meharg AA, Sun G, Williams PN, Adomako E, Deacon C, Zhu YG, et al. Inorganic arsenic levels in baby rice are of concern. Environ Pollut 2008c;152:746–9.

Meharg AA, Williams PN, Adomako E, Lawgali YY, Deacon C, Villada A, et al.

Geographical variation in total and inorganic arsenic content of polished (white) rice. Environ Sci Technol 2009;43:1612–7.

Misbahuddin M. Consumption of arsenic through cooked rice. Lancet 2003;361:435–6.

Mondal D, Banerjee M, Kundu M, Banerjee N, Bhattacharya U, Giri AK, et al.

Comparison of drinking water, raw rice and cooking of rice as arsenic exposure routes in three contrasting areas of West Bengal, India. Environ Geochem Health 2010;32:463–77.

Mondal D, Polya DA. Rice is a major exposure route for arsenic in Chakdaha block, Nadia district, West Bengal, India: a probabilistic risk assessment. Appl Geochem 2008;23:2987–98.

Mukherjee A, Sengupta MK, Hossain MA, Ahamed S, Das B, Nayak B, et al. Arsenic contamination in groundwater: a global perspective with emphasis on the Asian scenario. J Health Popul Nutr 2006;24:142–63.

Musaiger AO, D'Souza R. The effects of different methods of cooking on proximate, mineral and heavy metal composition of fish and shrimps consumed in the Arabian Gulf. Arch Latinoam Nutr 2008;58:103–9.

Ng JC. Environmental contamination of arsenic and its toxicological impact on humans.

Environ Chem 2005;2:146–60.

Ninno Cd, Dorosh PA. Averting a food crisis: private imports and public targeted distribution in Bangladesh after the 1998 flood. Agric Econ 2001;25:337–46.

Nordstrom DK. Worldwide occurrences of arsenic in ground water. Science 2002;296: 2143–5.

Ohno K, Matsuo Y, Kimura T, Yanase T, Rahman MH, Magara Y, et al. Effect of ricecooking water to the daily arsenic intake in Bangladesh: results of field surveys and rice-cooking experiments. Water Sci Technol 2009;59:195–201.

Ohno K, Yanase T, Matsuo Y, Kimura T, Hamidur Rahman M, Magara Y, et al. Arsenic intake via water and food by a population living in an arsenic-affected area of Bangladesh. Sci Total Environ 2007;381:68–76.

Pal A, Chowdhury UK, Mondal D, Das B, Nayak B, Ghosh A, et al. Arsenic burden from cooked rice in the populations of arsenic affected and nonaffected areas and Kolkata city in West-Bengal, India. Environ Sci Technol 2009;43:3349–55.

Pal A, Nayak B, Das B, Hossain MA, Ahameda S, Chakraborti D. Additional danger of arsenic exposure through inhalation from burning of cow dung cakes laced with arsenic as a fuel in arsenic affected villages in Ganga–Meghna–Brahmaputra plain. J Environ Monit 2007;9:1067–70.

Petrick JS, Ayala-Fierro F, Cullen WR, Carter DE, Aposhian VH. Monomethylarsonous acid (MMAIII) is more toxic than arsenite in Chang human hepatocytes. Toxicol Appl Pharmacol 2000;163:203–7.

Phuong TD, Chuong PV, Khiem DT, Kokot S. Elemental content of Vietnamese rice. Part 1. Sampling, analysis and comparison with previous studies. Analyst 1999;124: 553–60.

Pillai TR, Yan WG, Agrama HA, James WD, Ibrahim AMH, McClung AM, et al. Total grainarsenic and arsenic-species concentrations in diverse rice cultivars under flooded conditions. Crop Sci 2010;50:2065–75.

Postma D, Larsen F, Minh Hue NT, Duc MT, Viet PH, Nhan PQ, et al. Arsenic in groundwater of the Red River floodplain, Vietnam: controlling geochemical processes and reactive transport modeling. Geochim Cosmochim Acta 2007;71:5054–71.

Potera C. US rice serves up arsenic. Environ Health Persp 2007;115:A296–A. Raab A, Baskaran C, Feldmann J, Meharg AA. Cooking rice in a high water to rice ratio reduces inorganic arsenic content. J Environ Monit 2009;11:41–4.

Rahman MA, Hasegawa H, Rahman MA, Rahman MM, Miah MAM. Influence of cooking method on arsenic retention in cooked rice related to dietary exposure. Sci Total Environ 2006;370:51–60.

Rahman MA, Hasegawa H, Rahman MM, Miah MA. Accumulation of arsenic in tissues of rice plant (Oryza sativa L.) and its distribution in fractions of rice grain.

Chemosphere 2007a;69:942–8.

Rahman MA, Hasegawa H, Rahman MM, Miah MAM, Tasmin A. Arsenic accumulation in rice (Oryza sativa L.): human exposure through food chain. Ecotoxicol Environ Saf 2008a;69:317–24.

Rahman MA, Hasegawa H, Rahman MM, Rahman MA, Miah MAM. Accumulation of arsenic in tissues of rice plant (Oryza sativa L.) and its distribution in fractions of rice grain. Chemosphere 2007b;69:942–8.

Rahman MA, Hasegawa H, Ueda K, Maki T, Rahman MM. Influence of chelating ligands on arsenic uptake by hydroponically grown rice seedlings (Oryza sativa L.): a preliminary study. CLEAN Soil Air Water 2008b;36:521–7.

Rahman MA, Ismail MMR, Hasegawa H. Cooking: effects on dietary exposure to arsenic from rice and vegetables. In: Nriagu JO, editor. Encyclopedia of Environmental Health. 1. Burlington: Elsevier; 2011. p. 828–33.

Rahman MM, Owens G, Naidu R. Arsenic levels in rice grain and assessment of daily dietary intake of arsenic from rice in arsenic-contaminated regions of Bangladeshimplications to groundwater irrigation. Environ Geochem Health 2009;31:179–87.

Ren XL, Liu QL, Wu DX, Shu QY. Variations in concentration and distribution of healthrelated elements affected by environmental and genotypic differences in rice grains. Rice Sci 2007;13:170–8.

Roberts LC, Hug SJ, Dittmar J, Voegelin A, Saha GC, Ali MA, et al. Spatial distribution and temporal variability of arsenic in irrigated rice fields in Bangladesh. 1. Irrigation water. Environ Sci Technol 2007;41:5960–6.

4655

Romheld V. Different strategies for iron acquisition in higher plants. Physiol Plant 1987;70:231–4.

Romheld V, Marschner H. Evidence for a specific uptake system for iron phytosiderophores in roots of grasses. Plant Physiol 1986;80:175–80.

Roychowdhury T, Tokunaga H, Ando M. Survey of arsenic and other heavy metals in food composites and drinking water and estimation of dietary intake by the villagers from an arsenic-affected area of West Bengal, India. Sci Total Environ 2003;308:15–35.

Roychowdhury T, Uchino T, Tokunaga H, Ando M. Survey of arsenic in food composites from an arsenic-affected area of West Bengal, India. Food Chem Toxicol 2002;40:1611–21.

Schoof RA, Yost LJ, Crecelius E, Irgolic K, Goessler W, Guo HR, et al. Dietary arsenic intake in Taiwanese districts with elevated arsenic in drinking water. Hum Ecol Risk Ass 1998;4:117–35.

Schoof RA, Yost LJ, Eickhoff J, Crecelius EA, Cragin DW, Meacher DM, et al. A market basket survey of inorganic arsenic in food. Food Chem Toxicol 1999;37:839–46.

Sengupta MK, Hossain MA, Mukherjee A, Ahamed S, Das B, Nayak B, et al. Arsenic burden of cooked rice: traditional and modern methods. Food Chem Toxicol 2006;44:1823–9.

Signes-Pastor AJ, Deacon C, Jenkins RO, Haris PI, Carbonell-Barrachina AA, Meharg AA. Arsenic speciation in Japanese rice drinks and condiments. J Environ Monit 2009;11:1930–4.

Signes-Pastor AJ, Mitra K, Sarkhel S, Hobbes M, Burlo F, de Groot WT, et al. Arsenic speciation in food and estimation of the dietary intake of inorganic arsenic in a rural village of West Bengal, India. J Agric Food Chem 2008;56:9469–74.

Signes A, Mitra K, Burlo F, Carbonell-Barrachina AA. Contribution of water and cooked rice to an estimation of the dietary intake of inorganic arsenic in a rural village of West Bengal, India. Food Addit Contam: Part A 2008a;25:41–50.

Signes A, Mitra K, Burlo F, Carbonell-Barrachina AA. Effect of cooking method and rice type on arsenic concentration in cooked rice and the estimation of arsenic dietary intake in a rural village in West Bengal, India. Food Addit Contam: Part A 2008b;25: 1345–52.

Singh V, Brar MS, Sharma P, Malhi SS. Arsenic in water, soil, and rice plants in the IndoGangetic plains of northwestern India. Commun Soil Sci Plant Anal 2010;41:1350–60.

Smedley PL. Arsenic occurrence in groundwater in South and East Asia. In: Kemper K, Minatullah K, editors. Towards a more Effective Operational Response. Washington, DC: World Bank; 2005. p. 20–98.

Smith NM, Lee R, Heitkemper DT, Cafferky KD, Haque A, Henderson AK. Inorganic arsenic in cooked rice and vegetables from Bangladeshi households. Sci Total Environ 2006;370:294–301.

Stone R. Arsenic and paddy rice: a neglected cancer risk? Science 2008;321:184–5.

Sun G, Li X, Pi J, Sun Y, Li B, Jin Y, et al. Current research problems of chronic arsenicosis in China. J Health Popul Nutr 2006;24:176–81.

Sun GX, Williams PN, Carey AM, Zhu YG, Deacon C, Raab A, et al. Inorganic arsenic in rice bran and its products are an order of magnitude higher than in bulk grain. Environ Sci Technol 2008;42:7542–6.

Sun GX, Williams PN, Zhu YG, Deacon C, Carey AM, Raab A, et al. Survey of arsenic and its speciation in rice products such as breakfast cereals, rice crackers and Japanese rice condiments. Environ Int 2009;35:473–5.

Tamaki S, Frankenberger WTJ. Environmental chemistry of arsenic. Rev Environ Contam Toxicol 1992;124:79–110.

Torres-Escribano S, Leal M, Velez D, Montoro R. Total and inorganic arsenic concentrations in rice sold in Spain, effect of cooking, and risk assessments.

Environ Sci Technol 2008;42:3867–72.

Tsuji JS, Yost LJ, Barraj LM, Scrafford CG, Mink PJ. Use of background inorganic arsenic exposures to provide perspective on risk assessment results. Regul Toxicol Pharmacol 2007;48:59–68.

Tuli R, Chakrabarty D, Trivedi PK, Tripathi RD. Recent advances in arsenic accumulation and metabolism in rice. Mol Breed 2010;26:307–23.

Williams PN, Islam MR, Adomako EE, Raab A, Hossain SA, Zhu YG, et al. Increase in rice grain arsenic for regions of Bangladesh irrigating paddies with elevated arsenic in groundwaters. Environ Sci Technol 2006;40:4903–8.

Williams PN, Price AH, Raab A, Hossain SA, Feldmann J, Meharg AA. Variation in arsenic speciation and concentration in paddy rice related to dietary exposure. Environ Sci Technol 2005;39:5531–40.

Williams PN, Raab A, Feldmann J, Meharg AA. Market basket survey shows elevated levels of As in South Central U.S. processed rice compared to California: consequences for human dietary exposure. Environ Sci Technol 2007a;41:2178–83.

Williams PN, Villada A, Deacon C, Raab A, Figuerola J, Green AJ, et al. Greatly enhanced arsenic shoot assimilation in rice leads to elevated grain levels compared to wheat and barley. Environ Sci Technol 2007b;41:6854–9.

Winkel L, Berg M, Amini M, Hug SJ, Annette Johnson C. Predicting groundwater arsenic contamination in Southeast Asia from surface parameters. Nat Geosci 2008;1: 536–42.

Xie ZM, Huang CY. Control of arsenic toxicity in rice plants grown on an arsenicpolluted paddy soil. Commun Soil Sci Plant Anal 1998;29:2471–7.

Xu XY, McGrath SP, Meharg AA, Zhao FJ. Growing rice aerobically markedly decreases arsenic accumulation. Environ Sci Technol 2008;42:5574–9.

Zavala YJ, Duxbury JM. Arsenic in rice: I. Estimating normal levels of total arsenic in rice grain. Environ Sci Technol 2008;42:3856–60.

Zavala YJ, Gerads R, Gurleyuk H, Duxbury JM. Arsenic in rice: II. Arsenic speciation in USA grain and implications for human health. Environ Sci Technol 2008;42:3861–6.

Zhu YG, Sun GX, Lei M, Teng M, Liu YX, Chen NC, et al. High percentage inorganic arsenic content of mining impacted and nonimpacted Chinese rice. Environ Sci Technol 2008a;42:5008–13.

Zhu YG, Williams PN, Meharg AA. Exposure to inorganic arsenic from rice: a global health issue? Environ Pollut 2008b;154:169–71.