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

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
<strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> <strong>cao</strong> arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
3.2.2. Chất arsen hữu <strong>cơ</strong>
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 <strong>cơ</strong>m
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 <strong>cao</strong> 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 <strong>cơ</strong>m với nước bị ô nhiễm arsen cũng làm
tăng arsen trong gạo đã nấu chín. Arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cơ</strong>m từ nước nấu ăn giàu arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>. 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 <strong>cơ</strong>
sức khỏe của arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> arsen <strong>cao</strong> 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 <strong>cao</strong> của arsen. Do đó, gạo có chứa <strong>lượng</strong> tương đối <strong>cao</strong> của arsen, hầu hết trong số
đó là <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>, 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> chiếm ưu thế hơn các hợp chất arsen hữu <strong>cơ</strong> 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 <strong>lượng</strong> arsen đi vào trong <strong>cơ</strong> thể con người
phụ thuộc vào các loại gạo và cách gạo được nấu chín. Từ nồng độ arsen <strong>cao</strong> (arsen <strong>vô</strong>
<strong>cơ</strong> chủ yếu) trong hạt gạo, phương pháp nấu ăn, và tỷ lệ tiêu thụ <strong>cao</strong>, 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> đến dân số của các nước Nam và Đông Nam Á đã
được thảo luận.
4

Hình. 1. Nồng độ <strong>asen</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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) <strong>lượng</strong> lớn nước dưới đất chứa hàm <strong>lượng</strong> <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>cơ</strong> 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 <strong>lượng</strong> đáng kể của arsen được đưa lên
bởi cây lúa trong điều kiện này.
3. <strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô) As tổng, thành phần As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> và hữu <strong>cơ</strong>
trong gạo sống từ các nước khác nhau
Quốc gia As tổng As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> As hữu <strong>cơ</strong> % As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
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)
-
-
-
0.34 (0.15 -0.59)
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
-
-
-
Canada
0.11
0.08
0.01
76
8

0.02

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)
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)
-
-
-
LOD: giới hạn phát hiện
Gần đây, hàm <strong>lượng</strong> arsen <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô. Mức độ arsen dao động từ 0,04 và 0,92 µgg -1
trọng <strong>lượng</strong> khô (trung bình 0,08-0,36 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô) trong gạo aman (mùa
khô) và giữa 0,04 và 0,91 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (trung bình là 0,14-0,51 µgg -1 trọng
<strong>lượng</strong> 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
<strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô. Mức độ <strong>cao</strong> của arsen trong gạo thu thập từ huyện Satkhira là 0,57-
0,69 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô, một khu vực bị ô nhiễm arsen <strong>cao</strong> ở Bangladesh. Tất cả
những nghiên cứu cho thấy sự tồn tại của arsen <strong>cao</strong> trong gạo Bangladesh.
Tổng nồng độ <strong>asen</strong> trong gạo của Ấn Độ, đặc biệt là từ Tây Bengal, đã được báo
cáo trong một số điều (Bảng 1). <strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> arsen trong gạo basmati trắng thu được từ
siêu thị Ấn Độ là 0,05 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô arsen (0,03-0,08 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô).
10

Trong một cuộc khảo sát thị trường, đã tìm thấy 0,07 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô arsen (0,07
– 0,31 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô, n = 133) trong gạo trắng của Ấn Độ. Mondal và Polya
(2008) đã nghiên cứu hàm <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô. Với trung bình là 0,13 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (n =
50). Nồng độ này là tương đương với gạo Bangladesh (0,14 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô, n = 330) và Ohno và cộng sự (2007)
(0,34 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô, n = 18). Các nghiên cứu khác cũng báo cáo mức độ <strong>cao</strong>
của arsen trong gạo từ Tây Bengal (0,11-0,44 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô) bởi
Roychowdhury và cộng sự (2002) và 0,03-0,48 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>cao</strong> của arsen trong gạo Đài Loan. Schoof và cộng sự (1998) báo cáo 0,76
µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô arsen trong gạo Đài Loan thu thập trực tiếp từ các trang trại. Họ
cũng báo cáo 0,20 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô arsen (khoảng 0,19-0,22 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong>
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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô. (Phương và cộng
sự, 1999;.. Williams và cộng sự, 2005).
Gạo Thái Lan cũng đã được báo cáo có chứa mức độ <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô với trung bình 0,14 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô
(n = 54) (Meharg et al., 2009). Trước đây, Williams và các cộng sự (2005) báo cáo
0,11 ± 0,01 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô (khoảng 0,06-0,14 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô). So với báo cáo
trước đó của Williams và các cộng sự (2006, 2005), nồng độ arsen <strong>cao</strong> hơn gạo Thái
Lan đã được tìm thấy trong một nghiên cứu gần đây của Meharg và cộng sự (2009) cho
thấy hàm <strong>lượng</strong> arsen trong gạo Thái Lan đã tăng lên trong những năm gần đây. Số
<strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô, trong
khi Heitkemper và cộng sự (2001) đã tìm thấy 0,11-0,34 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô trong
gạo của cả nước. Một nghiên cứu gần đây của Meharg và cộng sự (2009) báo cáo 0,03-
0,66 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô trong gạo Hoa Kỳ, đó là <strong>cao</strong> hơn nhiều so với báo cáo của
Williams và cộng sự (2005) (0,11-0,40 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô) (Bảng 1). Tất cả những
nghiên cứu cho thấy rằng nồng độ arsen trong gạo châu Á là <strong>cao</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo. Gạo EU có mức độ arsen trung bình 0,18 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong>
khô. dao động 0,13-0,22 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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
<strong>lượng</strong> khô tổng arsen trong gạo EU. <strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô (Williams et al., 2006)), Canada (0,02-0,11 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô
(Heitkemper và cộng sự, 2001;.. Williams và cộng sự, 2005).), Trung Quốc (0,02-0,46
µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (Meharg et al, 2009...); 0,07-0,19 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô
(Williams et al, 2006.); 0,46-1,18 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (Sun và cộng sự, 2008.)), Ai
Cập (0,01-0,58 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (Meharg et al, 2009...)), Châu Âu (0,09-0,56
µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô (Meharg và cộng sự, 2009)...), Tây Ban Nha (0,05-0,82 µgg - 1
trọng <strong>lượng</strong> khô (Meharg et al, 2009)...), Japan ( 0,07-0,42 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô
(Meharg et al, 2009.)), và Philippines (0,00-0,25 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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) <strong>cao</strong> nhất. Gạo Đài
Loan và Việt Nam cũng có số <strong>lượng</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô) và trong những thu thập từ khu
vực khác nhau của đất nước (từ 0,058 và 1,835 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> khô, tương ứng.
3.1.2. Nồng độ arsen trong phần khác nhau của gạo sống
Thay đổi đáng kể trong tổng hàm <strong>lượng</strong> 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 <strong>cao</strong> hơn so với lúa gạo
đồ. Nồng độ arsen <strong>cao</strong> nhất là trong vỏ (trong khoảng 0,7 -1,6 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong>
khô),tiếp theo là cám (0,6 - 1.2 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô), ngũ cốc nguyên hạt (0,5 -0,8
µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô), và gạo xát kỹ (0,3 -0,5 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>cao</strong> nhất trong cám (trong khoảng 0,55-1,20
µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> khô), tiếp theo là ngũ cốc nguyên hạt (0,14-0,80 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong>
khô) và gạo xát kỹ (0,07-0,4 µgg -1 trọng <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>asen</strong> 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 <strong>asen</strong> chủ yếu phụ thuộc vào
sự biệt hóa của nó, và các loại arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> là độc hơn arsen hữu <strong>cơ</strong> (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 <strong>asen</strong> so với các loại ngũ cốc khác do nó thường được
trồng trong điều kiện ngập nước , nơi arsen di động <strong>cao</strong> (Zhu et al., 2008b). Mức độ <strong>cơ</strong>
bản của arsen trong gạo lên đến <strong>cao</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> ,
nó cũng có thể giao động từ 10 đến 90%, và phần còn lại là DMAA (V) và có thể có
một <strong>lượng</strong> nhỏ MMAA (V) trong một số mẫu (Zhu et al. , 2008b). Do đó, <strong>asen</strong> trong
gạo rất được quan tâm do khả năng tác động của nó đối với sức khỏe con người.
3.2.1. Chất <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong> 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) <strong>asen</strong> được tìm thấy là chất <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong> trong gạo Bangladesh là <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> ( 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
<strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo Bangladesh . Schoof et al. (1998) báo cáo 61 , 58 , và 67 % tổng <strong>asen</strong>
là chất <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo Đài Loan , trong khi khoảng 91 % As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo Thái
Lan (Williams et al . , 2005). Gạo Trung Quốc khoảng 60-87 % As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> ( Meharg và
cộng sự, 2009 ; . . Sun và cộng sự, 2008 ) , trong khi nồng độ phần trăm của As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> <strong>cao</strong> (khoảng 41-48 % tổng
<strong>asen</strong> ) ( Laparra và cộng sự, 2005 ; . . Williams và cộng sự , 2005) , nhưng ít hơn so với
ở Pháp và Ý .Thành phần của As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> có độc tính <strong>cao</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> độc hại ( Zavala và
Duxbury , 2008 ; . Zavala và các cộng sự , 2008).
3.2.2. arsen hữu <strong>cơ</strong>
Methyl arsen là arsen hữu <strong>cơ</strong> 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
<strong>asen</strong>). Trước đây, Heitkemper và cộng sự (2001) cũng báo cáo tỷ lệ phần trăm <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 (10-
16

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 <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> thành arsen hữu <strong>cơ</strong> trong gạo
(trong nước và đất vùng rễ ) cũng sẽ đóng góp vào thành phần arsen hữu <strong>cơ</strong> trong gạo .
3.3. biến thể của <strong>asen</strong> 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 <strong>cơ</strong> và <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> của <strong>asen</strong> trong giống
chinigura , một giống lúa thơm địa phương của Bangladesh , khoảng 49 % và 48 %
tổng <strong>asen</strong> , tương ứng . Tuy nhiên , arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> chiếm ưu thế trong tất cả các giống lúa
khác thành phần là 42-86 % tổng <strong>asen</strong> . Giống Miniket có thành phần arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> <strong>cao</strong>
nhất ( 86 % tổng <strong>asen</strong> ) 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 <strong>asen</strong> ) , 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 <strong>asen</strong> )
(Heitkemper và cộng sự, 2001 ; . Williams và cộng sự , .2005). Ngược lại, nồng độ
<strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo basmati trắng từ Ấn Độ dao động từ 0,02 -0,04 µ g g -1 d.wt ( 36-
67 % tổng <strong>asen</strong> ) , 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 <strong>asen</strong> , tương ứng
(Williams et al . , 2005). Nồng độ arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong>
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 <strong>lượng</strong> arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> , mặc dù số
<strong>lượng</strong> tương đối của arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong lúa boro (khoảng 81-83 % tổng <strong>asen</strong> ) <strong>cao</strong> hơn
so với gạo Amon ( khoảng 60-71 % tổng <strong>asen</strong> ) . 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong> 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 <strong>cơ</strong> ( 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>lượng</strong> arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> so với arsen hữu <strong>cơ</strong> , và xu hướng phần trăm thành phần
arsenic <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> gạo trắng< gạo lứt

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 <strong>asen</strong> . Nhưng họ đã
không xem xét những thay đổi <strong>asen</strong> biệt hóa trong gạo trắng hay không. Chưa giải
thích lý do tại sao arsen hữu <strong>cơ</strong> tăng lên cùng với sự gia tăng của tổng nồng độ arsen
trong gạo .tuy nhiên tỷ lệ gia tăng của arsen hữu <strong>cơ</strong> trong hạt gạo được coi là an toàn
hơn cho con người vì chúng ít độc hơn.
4 . Nồng độ As trong <strong>cơ</strong>m.
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 <strong>lượng</strong> hàng ngày của họ , và nồng độ
As <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>cơ</strong> trong <strong>cơ</strong>m ( 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 <strong>cơ</strong>m 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 <strong>asen</strong> trong nước nấu ăn trên việc lưu giữ arsen trong <strong>cơ</strong>m là liên quan rất lớn
đến các nước Nam Á nơi <strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> arsen trong nước ngầm dùng để nấu ăn đã được
báo cáo là <strong>cao</strong> hơn nhiều so với giới hạn tối đa cho phép của Tổ chức Y tế Thế giới (
WHO) ( 10 µ g l - 1 ) . <strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> tổng arsen trong <strong>cơ</strong>m 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 <strong>asen</strong> 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 ( 0,25-
19

0,08 µgg -1 d wt ) (Bảng 2 ) . Không chỉ có hàm <strong>lượng</strong> 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 <strong>cơ</strong>m ( 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 <strong>cơ</strong>m cũng khác nhau ngay cả ở từng
khu vực trong cùng một đất nước. Ở một số nước , người ta nấu <strong>cơ</strong>m với <strong>lượng</strong> nước
ngập gạo . Quy trình nấu ăn này rất phổ biến ở các nước Nam Á . Mặt khác , nấu <strong>cơ</strong>m
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).
<strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> 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) , <strong>cao</strong> hơn khoảng 13-37 % so với trong gạo , và <strong>cao</strong>
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 <strong>asen</strong> trong tổng số gạo luộc sơ
nấu với nước vừa đủ <strong>cao</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>cơ</strong>m với kết quả nước dư thừa làm giảm nồng độ thạch tín khi nước <strong>cơ</strong>m
bị loại bỏ , trong khi nồng độ của nó tăng lên đáng kể khi gạo được nấu chín với nước
vừa đủ và nước <strong>cơ</strong>m không bị loại bỏ. Raab và cộng sự . (2009) cũng cho thấy gạo nấu
với số <strong>lượng</strong> lớn ( dư thừa ) nước ( nước : gạo = 6:1) giảm tổng thạch tín trong gạo nấu
chín 35% - 45% , trong khi nấu ăn với <strong>lượng</strong> thấp (có giới hạn ) nước thì không loại
bỏ <strong>asen</strong> đáng kể.
Sengupta và cộng sự . (2006 ) báo cáo rằng gạo nấu với nước thấp <strong>asen</strong> bằng phương
pháp nấu ăn truyền thống ở Ấn Độ ( rửa sạch , gạo : nước = 1:6 , và loại bỏ nước dư
20

thừa ( nước <strong>cơ</strong>m ) sau khi nấu ăn ) loại bỏ đến 57 % arsen trong <strong>cơ</strong>m. 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 <strong>cơ</strong>m 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 <strong>asen</strong> 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 <strong>asen</strong> . Điều
này là do <strong>asen</strong> được hấp thụ bởi gạo (thông qua quá trình thẩm thấu ) từ nước nấu ăn
trong quá trình nấu .
Asen biệt hóa trong <strong>cơ</strong>m 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong nước
nấu ăn trên tổng arsen và arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong <strong>cơ</strong>m (
Bảng 2). Sự gia tăng của tổng số và <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> là 96 và 81 % tổng <strong>asen</strong> ,
tương ứng . Ngoài ra, nồng độ arsen tổng và arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 l -
1 As (V) , và có nồng độ tăng lên ( 4,21 ± 0,09 và 3,73 ± 0,04 µg g -1 d . khối <strong>lượng</strong> . ,
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 <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> trong gạo
cũng được thay đổi cho loại gạo cũng như nồng độ arsen trong nước ăn .
21

Bảng 2: Nồng độ <strong>asen</strong> (µg g -1 khối <strong>lượng</strong> khô) trong gạo nguyên liệu và gạo
đã chế biến từ các quốc gia khác nhau, và sự đóng góp của nồng độ <strong>asen</strong> từ nước
nấu ăn trên As tổng số và As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> chứa trong <strong>cơ</strong>m.
22

5. Sự gia tăng As theo chế độ ăn uống hàng ngày
Ô nhiễm <strong>asen</strong> 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 <strong>asen</strong> , ta cần xác định các nguồn tiếp
xúc để tránh <strong>lượng</strong> của nguyên tố độc hại này. Mặc dù có thể có nhiều cách tiếp xúc
với <strong>asen</strong> ( 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 <strong>cao</strong> ( 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 <strong>cơ</strong> thể tổng <strong>lượng</strong>
As là 0,08 µg g -1 d .wt, tương đương với việc uống nước có chứa <strong>lượng</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> vào <strong>cơ</strong> thể con người , nhưng
hiện nay <strong>cơ</strong>m 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cơ</strong> 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 <strong>cao</strong> As <strong>cao</strong> ( 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong <strong>cơ</strong>m
tăng do nấu ăn với nước giàu arsen ( Laparra và cộng sự, 2005; . Raab và cộng sự ,
2009). . Nấu <strong>cơ</strong>m bằng nước
có chứa 0,05 µg l - 1 của As (V ) làm tăng nồng độ thạch tín <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> <strong>cao</strong> hơn 5-17 lần so
gạo nguyên liệu ( Laparra et al. , 2005).
Cá, rong biển và gạo là nguồn thức ăn chính nhiễm As <strong>cao</strong> ( 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 <strong>lượng</strong> 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 <strong>asen</strong> sẽ vào <strong>cơ</strong> thể khoảng 17.3-29,6%
<strong>lượng</strong> As . Nếu nồng độ <strong>asen</strong> hạt là 2 µg g -1 d . wt . việc đóng góp sẽ là 98, 80 , và 30
% ở nồng độ <strong>asen</strong> 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) ) ,
<strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> 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 <strong>asen</strong> 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 <strong>cao</strong>
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 <strong>asen</strong> , tương ứng .
24

Như vậy, rõ ràng là gạo sẽ
là một nguồn chính đưa <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cơ</strong>m là yếu tố <strong>vô</strong> cùng quan trọng . Laparra et al. (2005 ) đã nghiên
cứu khả năng tương tác và tiếp cận của arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong <strong>cơ</strong>m với <strong>cơ</strong> thể con người để
đánh giá nguy <strong>cơ</strong> 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
<strong>cơ</strong>m là 0,88-4,21 µg g -1 d . wt . Kết quả cho thấy khả năng tiếp cận arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> với <strong>cơ</strong>
thể con người từ <strong>cơ</strong>m là rất <strong>cao</strong> ( >90 % ) . Ngoài ra, nồng độ tương tác As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> (từ
<strong>cơ</strong>m) với <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cao</strong> nhất ( 17,8% ) tổng giá trị hấp thụ <strong>asen</strong>
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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>cơ</strong>m 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>lượng</strong> 60 kg (Bảng 3) . Kết quả cho thấy sự
đóng góp của As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo cho một người lớn Bangladesh sẽ là 55-79 % tùy
thuộc vào nồng độ As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> . Sự đóng góp của As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 Loại gạo Tổng As
(µg g -1 d
As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
(µg g -1 d
As hữu <strong>cơ</strong>
(µg g -1 d
Sự đóng góp của
As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> vào
MTDI (%)
.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
Canada - 0.11 0.08 76 26
- 0.02 0.01 71 4
China 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
26

- 0.07 0.04 56 14
Italy - 0.15 0.11 73 39
- 0.21 0.12 57 43
Spain 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
USA - 0.25 0.10 40 36
- 0.28 0.10 35 36
- 0.26 0.08 35 29
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 <strong>cao</strong> 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 <strong>lượng</strong> <strong>cao</strong> As
nhất trong số đó là As <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> độc hại. Một số nghiên cứu cho thấy , ngoài nước uống ,
gạo là một nguồn lớn và tiềm năng của <strong>lượng</strong> As từ chế độ ăn uống . Arsenic <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
được phân loại là chất gây ung thư theo <strong>cơ</strong> quan quốc tế nghiên cứu về ung thư vì độc
tính <strong>cao</strong> của nó ( Laparra et al. , 2005). Tiếp xúc với arsenic <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> có thể gây ra nhiều
27

ệnh 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo S và SE <strong>cao</strong>, 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo và một yếu tố nguy <strong>cơ</strong> 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 <strong>cao</strong> 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 <strong>cơ</strong> ung thư trung bình từ gạo giàu <strong>asen</strong> là khoảng
200 , 150 , và <strong>cao</strong> 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 <strong>cơ</strong>m cho tổng số nguy
<strong>cơ</strong> trung bình của dân số Chakdaha , quận Nadia , Ấn Độ sẽ là 48 và 8% . Do đó ,
<strong>asen</strong> giàu trong gạo sẽ là một nguy <strong>cơ</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo đã nấu chín. Asen tăng trong <strong>cơ</strong>m chủ yếu từ <strong>asen</strong> - 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
<strong>lượng</strong> nguy <strong>cơ</strong> 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
<strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> <strong>cao</strong> <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong gạo ở những
khu vực sử dụng nước bị ô nhiễm <strong>asen</strong> cho
tưới tiêu và nấu ăn
GVHD: TS. Tô Thị Hiền
Sinh viên thực hiện:
- Nguyễn Thị Mỹ Chi 1022035
- Nguyễn Thị Thanh Dung 1022045

Gạo ở các nước Nam và Đông Nam Á có
chứa <strong>asen</strong> đặc trưng.
TÓM
TẮT
Dùng nước ngầm để tưới tiêu, nấu ăn
dẫn đến lắng đọng và hấp thu <strong>asen</strong>
trong gạo.
Asen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> là thành phần chính trong
gạo (80 – 90% tổng <strong>asen</strong>).
Dạng <strong>asen</strong>, tích lũy sinh học trong gạo và
nguy <strong>cơ</strong> 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): <strong>lượng</strong> tiêu thụ hằng
ngày chấp nhận được
• maximum tolerable daily intake (MTDI): <strong>lượng</strong>
tối đa tiêu thụ hằng ngày chấp nhận được

NỘI DUNG
1
2
3
4
5
6
7
GIỚI THIỆU
ASEN TRONG NƯỚC THỦY
LỢI
HÀM LƯỢNG VÀ CÁC DẠNG
ASEN TRONG GẠO
NỒNG ĐỘ VÀ CÁC DẠNG
ASEN TRONG CƠM
CHẾ ĐỘ ĂN THU ASEN
TÍCH TỤ SINH HỌC CỦA
ASEN
KẾT LUẬN

Giới thiệu
Nguyên tố phổ biến thứ 20
trong vỏ Trái Đất
Nước ngầm bị
nhiễm <strong>asen</strong> được
dùng để uống và
tưới cây trồng (lúa)
ở S và SE Asia
ASEN
200 triệu người ở Nam và
Đông Nam Á được cho
rằng tiếp xúc với <strong>asen</strong> từ
nước và thực phẩm
Gạo có chứa <strong>lượng</strong>
<strong>asen</strong> tương đối <strong>cao</strong>,
hầu hết trong số đó
là <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
Mức nền của <strong>asen</strong> trong
đất lúa nước có thể lên
tới 83 µg g -1 khi tưới
bằng nước ngầm nhiễm
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 Gallery Sulfite
Orpiment Realar Flouresc Lolligite

Asen trong nước thủy lợi
• Một mối đe dọa đến sản xuất lúa bền vững ở Nam
và Đông Nam Á.
Lắng đọng
Hấp thu
Một <strong>lượng</strong> lớn nước ngầm
chứa <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> <strong>cao</strong> đã được tưới
tiêu cho lúa mùa khô tăng
<strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> tích tụ trong đất mặt.
<strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> chứa trong
đất mặt ở Bangladesh đã tăng lên
đáng kể trong 15 năm (Robert et
al, 2007).
Tỷ lệ <strong>asen</strong> lắng đọng từ nước
tưới bị ô nhiễm trong đất địa hình
bằng phẳng <strong>cao</strong> hơn trong đất có
ảnh hưởng của lũ.
Lúa là cây trồng nhạy cảm nhất
với nhiễm độc <strong>asen</strong>.
Asenat có ái lực liên kết <strong>cao</strong> với
các kết tủa sắt hydroxitphân bón
chứa sắt, vi khuẩn rhizospheric có thể
làm cho cả sắt và <strong>asen</strong> tích tụ và hấp
thụ trong cây lúa.
Lúa trồng ở điều kiện ngập nước
(kỵ khí), trong đó chủ yếu là <strong>asen</strong> tồn
tại dạng chính là As (III) hòa tan và
dễ dàng đưa lên từ dung dịch đất bởi
cây lúa.

Nồng độ <strong>asen</strong> trong gạo
• Gạo đến nay là nguồn cung cấp <strong>asen</strong> lớn nhất (50-70
% tổng số bữa ăn ) cho người dân nông thôn.
• Tất cả các nghiên cứu cho thấy nồng độ <strong>asen</strong> trong
gạo châu Á <strong>cao</strong> hơn so với các nước khác.
• Gạo ở Nam và Đông Nam Á sẽ là một nguồn quan
trọng thu nhận <strong>asen</strong> với người dân khu vực này, và
những quốc gia nhập khẩu gạo từ khu vực này.

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

Khu vực
địa lý
Mùa
Loại,
giống
lúa
Tổng
<strong>asen</strong>
• Nồng độ <strong>asen</strong> khác nhau
theo từng khu vực địa lý
(đất, phương pháp canh
tác)
• Gạo Úc, Phi-lip-pin có
tổng <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> thấp
nhất.
• Gạo Bangladesh và Ấn
Độ có hàm <strong>lượng</strong> <strong>cao</strong>
nhất.

Nồng độ <strong>asen</strong> trong thành phần gạo
Gạo
láng
Nguyên
hạt Cám Vỏ
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

Các dạng <strong>asen</strong> trong gạo:
Asen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
• As (III) chiếm ưu thế hơn As (V).
• Tỷ lệ <strong>asen</strong> trong gạo cho thấy sự khác
nhau về nguồn gốc, chủng loại và
giống.
• Gạo Hoa Kỳ có hàm <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> ít
hơn các nước khác như EU, châu Á.
Asen hữu
<strong>cơ</strong>
• Chỉ tìm hiểu dạng methyl hóa của
<strong>asen</strong> hữu <strong>cơ</strong> trong gạo.
• Methyl hóa <strong>asen</strong> trong gạo Hoa Kỳ
<strong>cao</strong> hơn so với các nước khác.
• Nguyên nhân là do nguồn nước ngầm,
thuốc trừ sâu, vi sinh vật methyl hóa
<strong>asen</strong>.

Biến đổi các dạng <strong>asen</strong> trong gạo:
• Các dạng <strong>asen</strong> 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 <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> chiếm
ưu thế
Gạo Hoa Kỳ:
Gạo dài trắng có nồng độ
DMAA(V) <strong>cao</strong> 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:
Xét gạo Bangladesh
trong 2 mùa mưa và
mùa khô:
<strong>Hàm</strong> <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> <strong>vô</strong>
<strong>cơ</strong> trong gạo mùa
mưa (81 – 83%) <strong>cao</strong>
hơn gạo mùa khô (60
– 71%)
Thành phần khác nhau:
• Phân tích 2 loại gạo Trung Quốc
và 4 loại gạo Bangladesh:
Asen
hữu <strong>cơ</strong>,
<strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
Hạt
láng,
ngũ cốc
và cám
- Có sự thay
đổi lớn về nồng
độ <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
so với hữu <strong>cơ</strong>.
- % <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>:
hạt láng

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

Nồng độ <strong>asen</strong> trong gạo nấu chín:
Phương pháp
nấu ăn
Nước nấu ăn bị
ô nhiễm.
Nấu <strong>cơ</strong>m với
<strong>lượng</strong> nước
nhiều hay ít.
Hình thành
chelat bởi hạt
gạo hoặc do
bay hơi trong
quá trình nấu
ăn

Nồng độ <strong>asen</strong> trong gạo sống bị ảnh
hưởng bởi phương pháp nấu:
Gạo nấu
ít nước >
27-60%
gạo nhiều
nước
Gạo ít
nước >
13-37%
gạo sống
Gạo nhiều
nước thấp
hơn
6,59%
gạo sống
Nồng
độ <strong>asen</strong>
Ngũ cốc
<strong>cao</strong> hơn
57,18%
gạo sống
Nguyên nhân: <strong>asen</strong>
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
<strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong>
trong gạo nấu
chín.

Sự tích góp <strong>asen</strong> trong gạo trong chế độ
ăn uống:
Ô nhiễm <strong>asen</strong> 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 <strong>asen</strong>.
- Xác định nguồn tiếp xúc giảm
thiểu những rủi ro sức khỏe.
- Không chỉ nồng độ <strong>cao</strong> mà khả
năng biệt hóa của gạo cũng gây
nguy hiểm cho sức khỏe.
- 42-91% tổng <strong>asen</strong> trong gạo ở
Nam và ĐNA là nguồn <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> độ
hại.
Các sản phẩm từ gạo (bánh gạo,
ngũ cốc, sữa gạo…) cũng chưta ỷ
lệ <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> <strong>cao</strong>.

Khả năng tích lũy sinh học của <strong>asen</strong> 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 <strong>cao</strong> (>90%)
Các hợp chất <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> độc hại dễ
dàng đồng hóa vào máu.

Tổng số <strong>cơ</strong> và <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> nồng độ <strong>asen</strong> (µg g -1 d. wt.) trong hạt gạo, và <strong>lượng</strong> <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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 <strong>asen</strong> hạt,
trọng <strong>lượng</strong> <strong>cơ</strong> thể 60 kg, tốc độ tiêu thụ 0,5 kg gạo d -1 , hàm <strong>lượng</strong> arsen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> (%), và
khả năng sinh học của <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> trong <strong>cơ</strong>m (90% (Laparra et al., 2005)).

Kết luận:
• Asen <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> được phân loại như chất ung thư do có
độc tính <strong>cao</strong>.
• Ngoài nước uống thì gạo cũng là 1 nguyên nhân quan
trọng gây nhiễm <strong>asen</strong>.
• Lượng <strong>asen</strong> <strong>vô</strong> <strong>cơ</strong> 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
journal homepage: www.elsevier.com/locate/scitotenv
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 Graduate School of Natural Science and Technology, Kanazawa University, Kakuma, Kanazawa 920-1192, Japan
b Centre for Environmental Sustainability, School of the Environment, Faculty of Science, University of Technology Sydney, P.O. Box 123, Broadway, NSW 2007, Australia
article
info
abstract
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
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. Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4645
2. Arsenic in irrigation water: A threat to sustainable rice cultivation in S and SE Asia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4647
3. Arsenic concentration and speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4647
3.1. Arsenic concentrations in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4647
3.1.1. Variations in total arsenic concentration in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4649
3.1.2. Arsenic concentrations in different fractions of raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4649
3.2. Arsenic speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4649
3.2.1. Inorganic arsenic species . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4650
3.2.2. Organoarsenic species . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4650
3.3. Variations in arsenic speciation in raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4651
3.3.1. Speciation variations in different varieties and types of rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4651
3.3.2. Speciation variations in rice of different growing seasons . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4651
3.3.3. Speciation variations in different fractions of raw rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4651
4. Arsenic concentrations and speciation in cooked rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4651
5. Contribution of rice to dietary intake of arsenic . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4652
6. Bioavailability of arsenic from rice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4653
7. Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4654
Acknowledgment . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4654
References . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4654
⁎ 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).
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
0048-9697/$ – see front matter © 2011 Elsevier B.V. All rights reserved.
doi:10.1016/j.scitotenv.2011.07.068

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 μgg −1 (Alam and Sattar, 2000; Williams et al., 2006), which can
reach up to 83 μgg −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
4647
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
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)
Inorganic As mean
(range)
Organic As mean
(range)
% of inorganic
As mean (range)
Survey range
References
Australia 0.03 (0.02–0.04) – – – – Williams et al. (2006)
Bangladesh 0.13 (0.02–0.33) 0.08 (0.01–0.21) – 61 Market basket Meharg et al. (2009)
0.50 (0.03–1.84) – – – Field Meharg and Rahman (2003)
0.34 (0.15–0.59) Field Ohno et al. (2007)
0.39 (0.26–0.58) 0.39 (0.26–0.58) 0.005 (0.001–0.010) 100 Field Ohno et al. (2007)
0.08–0.36 (0.04–0.92) — aman – – –
0.14–0.51 (0.04–0.91) — boro – – – Field Williams et al. (2006)
0.23 (0.18–0.31) — aman 0.16 (0.11–0.22) – 65 (60–71) Market basket Williams et al. (2006)
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 (bLOD–0.05) 60 (44–86) Market basket Williams et al. (2005)
0.69 (0.41–0.98) 0.31 (0.23–0.39) 0.23 (0.05–0.43) 44 (45–59) – Sun et al. (2008)
0.57–0.95 (0.05–2.05) – – – Field Islam et al. (2004)
0.57–0.69 – – – Field Rahman et al. (2006)
Canada 0.11 0.08 0.01 76 Market basket Heitkemper et al. (2001)
0.02 bLOD 0.01 71 Williams et al. (2005)
China 0.14 (0.02–0.46) 0.16 (0.07–0.38) – 87 Market basket Meharg et al. (2009)
0.12 (0.07–0.19) – – – – Williams et al. (2006)
0.82 (0.46–1.18) 0.50 (0.25–0.76) 0.10 (0.07–0.12) 60 (55–64) – Sun et al. (2008)
0.49 (0.31–0.70) – – – Contam. field Xie and Huang (1998)
0.93 – – – Contam. field Liu et al. (2005)
Egypt 0.05 (0.01–0.58) – – – – Meharg et al. (2009)
Europe 0.15 (0.13–0.20) 0.08 (0.06–0.10) 0.04 (0.04-0.06) 52 (44–62) – Williams et al. (2005)
France 0.28 (0.09–0.56) – – – Market basket Meharg et al. (2009)
India 0.07 (0.07–0.31) 0.03 (0.02–0.07) – 43 Market basket Meharg et al. (2009)
0.05 (0.03–0.08) 0.04 (0.02–0.05) bLOD–0.01 56 (36–67) – Williams et al. (2005)
Italy 0.15 (0.07–0.33) 0.11 (0.07–0.16) – 73 Market basket Meharg et al. (2009)
0.21 (0.19–0.22) 0.12 (0.10–0.14) 0.07 (0.05–0.09) 57 (53–65) – Williams et al. (2005)
Japan 0.19 (0.07–0.42) – – – Market basket Meharg et al. (2009)
Philippines 0.07 (0.00–0.25) – – – – Williams et al. (2006)
Spain 0.20 (0.05–0.82) – – – Market basket Meharg et al. (2009)
0.17 ±0.01 0.08 0.05 48 – Williams et al. (2005)
Thailand 0.14 (0.01–0.39) – – – Market basket Meharg et al. (2009)
0.10 (0.06–0.14) – – – – Williams et al. (2006)
0.11 ±0.01 0.08 0.03 74 – Williams et al. (2005)
Taiwan 0.76 0.51 0.11 67 –– Schoof et al. (1998)
0.05 (b0.10–0.14) – – – Shed Lin et al. (2004)
0.10 (b0.10–0.63) – – – Market basket Lin et al. (2004)
0.19 (0.06–0.17) 0.12 0.04 61 Open Schoof et al. (1998)
0.20 (0.19–0.22) 0.11 0.05 58 Farm
U.S.A. 0.25 (0.03–0.66) 0.10 (0.05–0.15) – 40 Market basket Meharg et al. (2009)
0.30 (0.2–0.46) – – – Market basket Schoof et al. (1999)
0.28 (0.21–0.34) 0.10 (0.02–0.11) 0.18 (0.17–0.24) 35 (9–32) – Heitkemper et al. (2001)
0.26 (0.11–0.40) 0.08 (0.02–0.14) 0.14 (0.04–0.26) 35 (10–61) Market basket Williams et al. (2005)
Vietnam 0.21 (0.03–0.47) – – – Open Phuong et al. (1999)
West Bengal (India) 0.14 (0.02–0.40) – – – Household Pal et al. (2009)
0.25 (0.14–0.48) — boro – – – Household (contam. area) Pal et al. (2009)
0.08 (0.03–0.16) — aman – – –
0.13 (0.02–0.17) – – – Field (market household Mondal and Polya (2008)
0.21 (0.11–0.44) – – – Roychowdhury et al. (2002)
0.33 (0.18–0.43) – – – (Contam. area) 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 μgg −1 dry weight (d. wt.) (Meharg and Rahman, 2003).
Williams et al. (2006) reported that arsenic level ranged between
0.04 and 0.92 μgg −1 d. wt. (mean 0.08–0.36 μgg −1 d. wt.) in aman
(dry season) rice and between 0.04 and 0.91 μgg −1 d. wt. (mean
0.14–0.51 μgg −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 μgg −1 d. wt.,
respectively. These findings were in consistent with their previous
study. Islam et al. (2004) found 0.05–2.05 μgg −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 μgg −1 d. wt. arsenic (0.03–0.08 μgg −1 d.
wt.) in white basmati rice collected from Indian super markets. In a
market basket survey, Meharg et al. (2009) found 0.07 μgg −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 μgg −1 d. wt. (n=50). This concentration was comparable to
that in Bangladeshi rice (0.14 μgg −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 μgg −1 d. wt., n=330) and Ohno et al. (2007)
(0.34 μgg −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
4649
arsenic in raw rice from West Bengal (0.11–0.44 μgg −1 d. wt. by
Roychowdhury et al. (2002) and 0.03–0.48 μgg −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 μgg −1 d. wt. of arsenic (range 0.19–0.22 μgg −1 d. wt.) in
Taiwanese firm rice. A market basket survey, conducted by Lin et al.
(2004) revealed b0.10–0.63 μgg −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 μgg −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 μgg −1 d.
wt. with a mean of 0.14 μgg −1 d. wt. (n=54) (Meharg et al., 2009).
Previously, Williams et al. (2005) reported 0.11±0.01 μgg −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 μgg −1 d. wt.
(range 0.06–0.14 μgg −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 μgg −1 d. wt., while Heitkemper et al. (2001) found
0.11–0.34 μgg −1 d. wt. in rice of the country. A recent study of
Meharg et al. (2009) reported 0.03–0.66 μgg −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 μgg −1 d. wt. ranging from 0.13 to 0.22 μgg −1 d.
wt. (Torres-Escribano et al., 2008). In another study, Williams et al.
(2005) reported 0.13–0.20 μgg −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 μgg −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 μgg −1 d. wt. (Williams et al., 2006)),
Canada (0.02–0.11 μgg −1 d. wt. (Heitkemper et al., 2001; Williams
et al., 2005)), China (0.02–0.46 μgg −1 d. wt. (Meharg et al., 2009);
0.07–0.19 μgg −1 d. wt. (Williams et al., 2006); 0.46–1.18 μgg −1 d.
wt. (Sun et al., 2008)), Egypt (0.01–0.58 μgg −1 d. wt. (Meharg et al.,
2009)), Europe (0.09–0.56 μgg −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 μgg −1 d. wt. (Meharg et al., 2009)), and Philippines (0.00–
0.25 μgg −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
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 (Pb0.001) 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 μgg −1 d. wt.)
and in those collected from different district of the country (between
0.058 and 1.835 μgg −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) μgg −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 μgg −1 d. wt.) followed by bran (0.6–
1.2 μgg −1 d. wt.), whole grain (0.5–0.8 μgg −1 d. wt.), and polished
rice (0.3–0.5 μgg −1 d. wt.). Thus, the order of arsenic concentrations
in rice fractions was huskNbranNwhole riceNpolish 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 μgg −1 d. wt.),
followed by whole grain (0.14–0.80 μgg −1 d. wt.) and polished rice
(0.07–0.4 μgg −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 μgg −1 d. wt., respectively. The trend of
total arsenic concentration in fractions of rice grain was endospermbwhole
grainbbran, 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 As in cooking
water (μg ml −1 )
Total As
Inorganic As
(total)
Inorganic As
(%)
References
Bangladesh Raw Mixed – 0.26–0.58 0.26–0.58 100 Ohno et al. (2007)
Cooked 0.05 0.40–2.37 0.39–2.42 97–102 Rahman et al. (2006)
Raw BRRI dhan28 – 0.57 ±0.040 – –
Parboiled cooked 0.13 0.40–0.89 – –
Non-parboiled cooked 0.13 0.39–0.75 – –
Raw BRRI hybrid dhan1 – 0.69 ±0.210 – – Rahman et al. (2006)
Parboiled cooked 0.13 0.58–1.08 – –
Non-parboiled cooked 0.13 0.44–1.09 – –
Raw – – 0.173 – – Bae et al. (2002)
Cooked 0.223–0.372 0.28–0.38 – –
Spain Raw Red whole grain – 0.53 ±0.003 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.4 (As V ) 1.96 ±0.010 1.66 ±0.002 84
Raw Basmati white – 0.05 ±0.001 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.6 ( As V ) 2.36 ±0.080 2.28 ±0.110 96
Raw Round white – 0.13 ±0.008 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.6 ( As V ) 2.29 ±0.050 1.87 ±0.100 81
Raw Large white – 0.25 ±0.008 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.7 ( As V ) 3.05 ±0.030 3.13 ±0.170 109
Raw Round white – 0.13 ±0.001 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.9 ( As V ) 3.66 ±0.770 3.34 ±0.080 91
Raw Bomba white – 0.09 ±0.002 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 1.0 ( As V ) 4.21 ±0.090 3.73 ±0.040 88
Raw Round white – 0.25 ±0.020 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.2 ( As V ) 0.88 ±0.030 0.81 ±0.007 92
Raw Large Thai – 0.17 ±0.004 – – Laparra et al. (2005)
Cooked 0.4 (As V ) 1.51 ±0.150 1.49 ±0.020 98
West Bengal (India) Raw Mixed – 0.09–0.17 – – Mondal and Polya (2008)
Cooked 0.001–0.044 0.07–0.34 – –
Raw Boro – 0.25 (0.14–0.48) – – Pal et al. (2009)
Cooked b0.003 0.07 (0.03–0.14) – –
Raw Aman – 0.08 (0.03–0.17) – –
Cooked b0.003 0.02 (0.008–0.06) – –
Raw – – 0.14 (0.02–0.39) – –
Cooked b0.003 0.03 (0.006–0.10) – –
(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)
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
4651
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 μgg −1 d. wt. (31–65% of the total arsenic), while its concentrations
in brown long rice were between 0.4 and 0.15 μgg −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 μgg −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 μgg −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 μgg −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,
0.20±0.06, and 0.18±0.03 μgg −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 grainbwhole grainbran.
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 μgl −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 μgl −1 ) was lower (0.07–0.02 μgg −1 d. wt.) than that in raw
rice (0.25–0.08 μgg −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%whenarsenicconcentrationincooking
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 μgg −1 d. wt., respectively. When these rice were cooked with
water containing 0.6 μgl −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 μgg −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 μgg −1 d. wt., respectively) when the rice was cooked with
water containing 0.4 μgl −1 As(V), and there concentrations were
increased (4.21±0.09 and 3.73±0.04 μgg −1 d. wt., respectively)
when the rice was cooked with water containing 1.0 μgl −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 μgg −1 d. wt. of total arsenic would be
around 17.3and 29.6%, respectively. If the grain arsenic concentration
was 2 μgg −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
4653
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 μgg −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 μgg −1 d. wt. when its concentrations
in cooked rice were 0.88–4.21 μgg −1 d. wt. The results reveal
high bioavailability of inorganic arsenic from cooked rice (N90%). In
addition, the concentrations of inorganic arsenic in bioaccessible
fractions of cooked rice varied from 0.8 to 3.1 μgg −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 μgd −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 0.31 ±0.02 0.22 ±0.02 71 79 Williams et al. (2006)
BRRI dhan11 0.21 ±0.00 0.14 ±0.02 66 48 Williams et al. (2006)
Kalizira (local variety) 0.18 ±0.03 0.11 ±0.03 60 38 Williams et al. (2006)
BRRI dhan28 0.25 ±0.00 0.21 ±0.02 83 74 Williams et al. (2006)
BRRI dhan29 0.21 ±0.01 0.17 ±0.02 82 62 Williams et al. (2006)
Nayanmoni (local variety) 0.27 ±0.02 0.22 ±0.03 81 79 Williams et al. (2006)
Digha 0.21 ±0.04 0.15 ±0.04 72 55 Williams et al. (2006)
Mixed 0.39 0.39 100 139 Ohno et al. (2007)
Mixed 0.13 0.08 61 29 Meharg et al. (2009)
Mixed 0.13 0.08 60 29 Williams et al. (2006)
Mixed 0.69 0.31 44 111 Sun et al. (2008)
Canada – 0.11 0.08 76 26 Heitkemper et al. (2001)
– 0.02 0.01 71 4 Williams et al. (2005)
China Long grain 0.22 ±0.03 0.07 ±0.01 32 25 Williams et al. (2006)
Europe – 0.15 0.08 52 29 Williams et al. (2005)
India – 0.07 0.03 43 11 Meharg et al. (2009)
– 0.05 0.04 56 14 Williams et al. (2005)
Italy – 0.15 0.11 73 39 Meharg et al. (2009)
– 0.21 0.12 57 43 Williams et al. (2005)
Spain Red whole 1.96 1.66 84 85 Laparra et al. (2005)
Basmati white 2.36 2.28 96 97 Laparra et al. (2005)
Round white 2.29 1.87 81 82 Laparra et al. (2005)
Large white 3.05 3.13 109 103 Laparra et al. (2005)
Round white 3.66 3.34 91 91 Laparra et al. (2005)
Bomba white 4.21 3.73 88 89 Laparra et al. (2005)
Round white 0.88 0.81 92 92 Laparra et al. (2005)
Large Thai 1.51 1.49 98 99 Laparra et al. (2005)
Thailand – 0.11 0.08 74 29 Williams et al. (2005)
Taiwan – 0.76 0.51 67 182 Schoof et al. (1998)
– 0.19 0.12 61 43 Schoof et al. (1998)
– 0.20 0.11 58 39 Schoof et al. (1998)
USA – 0.25 0.10 40 36 Meharg et al. (2009)
– 0.28 0.10 35 36 Heitkemper et al. (2001)
– 0.26 0.08 35 29 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/Fe 3+ , EDDHMA/Fe 3+ and the novel EDDHSA/Fe 3+ ) 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 Fe 3+ -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
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 (MMA III ) 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.
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 Indo-
Gangetic 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.