膳食Cd攝入對土壤篩選值確定的影響

鐘茂生，姜登登，姜 林，夏天翔，韓 丹，賈曉洋，彭 超 （北京市環境保護科學研究院，國家城市環境污染控制工程技術研究中心，污染場地風險模擬與修復北京市重點實驗室，北京 100037）

膳食Cd攝入對土壤篩選值確定的影響

鐘茂生，姜登登，姜 林*，夏天翔，韓 丹，賈曉洋，彭 超 （北京市環境保護科學研究院，國家城市環境污染控制工程技術研究中心，污染場地風險模擬與修復北京市重點實驗室，北京 100037）

收集了2000～2014年發表的關于國內不同膳食中Cd濃度研究文獻，統計出不同區域各種主要膳食中Cd含量，結合2002年開展的膳食總調查結果，計算了不同地區居民膳食Cd暴露量，推導了考慮膳食Cd暴露情景下土壤中Cd的健康風險評估篩選值.結果顯示，我國居民膳食Cd攝入量低于FAO/WHO（聯合國糧農組織/世界衛生組織）于2010年頒布的允許Cd攝入量0.833μg/（kg體重·d）.其中，全國范圍內居民膳食Cd攝入量的平均值為0.444μg/（kg體重·d），高于北方［0.240μg/（kg體重·d）］、北京［0.160μg/（kg體重·d）］和上海［0.408μg/（kg體重·d）］地區的平均值，低于南方地區的平均值［0.518μg/（kg體重·d）］.全國、北方及南方地區對Cd攝入量貢獻最大的膳食主要為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產和肉類；北京地區對Cd攝入貢獻較大的膳食依次為蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水產；上海地區對Cd攝入貢獻較大的膳食依次為蔬菜、水產、米及其制品、肉類.考慮膳食Cd攝入后推導的工商業用地情形下的篩選值低于不考慮膳食Cd攝入情形下的推導值（829mg/kg），其中，全國范圍、北方、南方、北京和上海地區的篩選值分別為461，630，400，697和492mg/kg.基于不同尺度膳食攝入量的統計結果推導的篩選值差異明顯，其中，南方地區篩選值是全國篩選值的86.8%，北方、北京和上海地區分別是全國范圍推導值1.4倍、1.5倍和1.1倍.在制訂國家層面Cd的篩選值時，應充分考慮各區域膳食Cd的暴露特性，以避免因制訂統一值導致高估或低估局部區域居民的健康風險.

膳食攝入；污染場地；土壤篩選值；Cd

目前，我國污染場地管理借鑒了國外基于風險的思路［1-3］，在健康風險評估階段，為平衡評估結論的客觀性與調查成本的矛盾，往往采用層次化評估方法，避免投入過多不必要的資金［4-6］.其中，第一層次是將樣品檢測結果與篩選值進行比較，如超過篩選值，將進一步開展更為詳細的采樣調查及基于場地特征的風險評估.因此，篩選值的合理性，將直接關系到評估工作的復雜程度、結果的客觀性及評估成本.

國外對于場地風險評估篩選值的制訂，主要是在假定風險可接受水平條件下，結合污染物的理化、毒性等參數，采用劑量效應模型推導并結合土壤背景濃度等因素確定［7-9］.其中，對于致癌性污染物，通過假定因攝入場地土壤中污染物導致的致癌風險不高于可接受水平（如1×10-5或1×10-6）進行推導［7-9］.對于非致癌性污染物，假定受體攝入污染物導致的危害熵不超過1［7-9］.但是，對于非致癌性污染物，除攝入場地污染土壤途徑外，受體還可能通過其它途徑攝入相應的污染物.其中，膳食攝入是重要的途徑之一.例如，劉弘等［10］的研究表明，上海居民膳食Cd攝入量為每周2.5μg/（kg體重），占世界衛生組織（WHO）推薦的Cd所有途徑的每周允許攝入量7μg/（kg體重）［11］的35.7%.黃李春等［12］的調查顯示，浙江省3個地區2009～2010年居民膳食Cd攝入量為6.4～11.4μg/d，對每周允許暴露量的貢獻為15.6%～42.6%.高俊全等［13］2000年開展的膳食總研究表明，我國居民膳食Cd平均攝入量為22.2μg/d，對每周允許暴露量的貢獻約為37%.因此，如推導篩選值過程中將污染土壤這一暴露途徑下的可接受危害熵設置為1而不考慮受體還可通過膳食等途徑攝入相應的污染物，制訂的篩選值可能低估受體的實際健康危害.為避免這一問題，新西蘭在制訂土壤中非致癌污染物篩選值時考慮受體膳食攝入等暴露途徑，并將所有潛在暴露途徑下污染物的可接受危害熵設為1［14］.

目前，我國僅北京市正式頒布了場地土壤環境風險評價篩選值［15］，其非致癌性污染物篩選值制訂時將可接受危害熵定為0.2進行推導，使得結果具有一定的不確定性.雖然非吸煙人群可通過膳食、飲水、空氣呼吸等途徑攝入Cd（即背景攝入），但研究表明，背景暴露中膳食暴露的貢獻達94%［16］.因此，本文在系統收集我國居民膳食Cd暴露數據基礎上，對其土壤健康風險篩選值進行推導分析，以期為制訂國家層面的篩選值提供借鑒和參考.

1 研究方法

1.1 膳食結構

截至目前，我國僅分別于1990、1992、2000和2007年開展了4次膳食總調查，第5次于2009年底開始至2013年完成樣品采集與制備.但是，目前能公開獲取的僅有2000年膳食總調查的相關數據.因此，該文主要基于2000年的調查成果對我國不同地區居民膳食結構進行統計，主要包括以下9類:米及制品、面及制品、豆類、蔬菜、水果、肉類、牛奶、雞蛋和水產品［17］.為比較不同區域因飲食習慣差異導致膳食結構的不同，該文分別統計了全國、南方、北方及北京和上海居民的膳食結構.其中，全國范圍內居民膳食結構直接引用高金水等［17］的調查結果，其余地區居民膳食結構的統計參照Li等［18］的方法，將各個區域內居民膳食結構調查結果的人口加權平均數作為該區域居民的典型膳食結構.南方與北方地區的劃分參照韓淵豐［19］的研究成果，將北京、天津、河北、陜西等16個省市劃為北方地區，上海、江蘇、海南、重慶等15個省市劃為南方地區.

1.2 膳食中Cd濃度

該文不同膳食Cd濃度主要源于2000～2014年在CNKI、維普、萬方、ScienceDirect、Google Scholar、Springer等數據庫中發表的28篇文獻，為避免Cd超標的不合格膳食對篩選值計算結果的影響，該文在對文獻公布數據進行統計時，以《食品中污染物限量》（GB2762-2012）［20］為標準，將超過該標準限值的樣本剔除.同時，由于缺少文獻中的原始數據，該文將以各類膳食Cd濃度報道的平均值進行統計分析.由于米及其制品和面及其制品Cd濃度均以干重計而攝入量以濕重計，因此按含水率10%［21］將Cd濃度換算成相應濕重情形下的濃度以確保計算過程中基數一致.

1.3 Cd攝入量計算

膳食暴露途徑下Cd攝入量的計算公式如式（1）所示［18］.

式中:EDIDCd為Cd膳食暴露量，μg/（kg體重·d）；ci為不同膳食中Cd平均濃度，mg/kg；IRDi為不同膳食日均攝入量，mg/d；BW為體重，kg；由于統計的9類膳食構成居民總膳食組成的85%以上［17］，該文忽略居民可能從食用油、鹽、糖、飲料、酒精等膳食中攝入的Cd.

1.4 篩選值推導

研究表明，污染土壤經口攝入是關鍵暴露途徑，對危害熵的貢獻在95%以上［22-23］.因此，該文篩選值推導過程中土壤暴露僅考慮口腔攝入，計算如式（2）所示.

式中:SSL為土壤Cd篩選值，mg/kg；HI為可接受危害熵，1；RfD為Cd非致癌參考劑量，μg/（kg·d）；AT為非致癌作用時間，d；ED為暴露期限，a；EF為暴露頻率，d/a；IRs為土壤攝入量，mg/d.各參數取值如表1所示.

表1 參數取值Table 1 Values of parameters

2 結果與討論

2.1 膳食結構

圖1 不同地區居民膳食結構Fig.1 Dietary patterns of people in different regions

不同區域居民主要膳食的攝入總量及其結構均存在一定差異（圖1）.經濟較發達的北京及上海地區人均主要膳食攝入總量最高，分別達到1066.1，1150.2g/d，其次依次為南方城市（956.2g/d）、北方城市（779g/d）.全國范圍內的統計數據介于北方及南方城市之間（874.3g/d），但明顯低于北京及上海地區.全國范圍的膳食結構以蔬菜（31.6%）、米及其制品（27.3%）和面及其制品（16%）為主，達到總攝入量的74.9%.北方地區以面及其制品（32%）、蔬菜（28.8%）及米及其制品（14.5%）為主，達到總攝入量的75.3%.南方地區主要以米及其制品（35.4%）、蔬菜（32.5%）和肉類（11.3%）為主，達到總攝入量的79.2%.北京和上海地區的膳食結構與全國及南、北方區域統計結果均存在一定的差異，其中，北京主要以蔬菜（29.9%）、面及其制品（18.1%）、米及其制品（12.5%）、牛奶（10.6%）和肉類（10.5%）為主，達到總攝入量的81.6%，上海主要以蔬菜（27.3%）、米及其制品（23.2%）、肉類（12%）及水產品（11.5%）為主，達到總膳食的74%.可見，雖然各個區域間的具體膳食構成存在一定差異，但是，蔬菜、米及其制品、面及其制品在我國不同區域人群膳食構成中均為主要組成部分.

2.2 膳食中Cd含量

不同地區同種膳食中Cd含量均存在一定差異（表2），各地區濃度較高的膳食主要包括米及其制品、面及其制品、豆類、肉類、水產類和蔬菜類.其中，南方的米及其制品、面及其制品、乳類、蔬菜和水果中Cd的含量均明顯高于全國及北方地區平均水平，豆類、肉類、水產類無明顯差異，蛋類明顯低于北方地區，但與全國平均水平無明顯差異.北京及上海地區同類膳食中Cd的含量基本均明顯低于其所在的北方及南方地區，同時，也明顯低于全國的平均水平.不同種類的膳食中，各地區水產中Cd含量明顯高于其它膳食，其中，北方地區水產中Cd平均濃度最高（0.093mg/kg），與全國（0.084mg/kg）及南方地區（0.08mg/kg）的統計結果無明顯差異，但明顯高于北京（0.019mg/kg）和上海（0.043mg/kg）的統計結果.

表2 不同地區主要膳食Cd平均含量（mg/kg）Table 2 Average concentrations of Cd in dietary in different regions （mg/kg）

比較發現，除北京外，其余地區水產中Cd含量普遍高于芬蘭（0.006mg/kg）［51］、法國（0.007mg/kg）［51］、德國（0.011～0.116mg/kg）［51］、愛爾蘭（0.03mg/kg）［51］、意大利（0.0033mg/kg）［51］、荷蘭（0.01mg/kg）［51］、挪威（0.001～0.05mg/kg）［51］、葡萄牙（0.025mg/kg）［51］、瑞士（0.004～0.034mg/kg）［51］、英國（0.013mg/kg）［51］、加拿大（0.0005～0.008mg/kg）［52］、日本（0.01～0.02mg/kg）［53］和韓國（0.015～0.021mg/kg）［54］.南方、全國及上海地區米及其制品中Cd濃度的統計結果基本均高于加拿大（0.002～0.009mg/kg）［54］、挪威（0.013mg/kg）［51］、葡萄牙（0.015mg/kg）［51］和瑞士（0.011mg/kg）［51］、與韓國（0.02mg/kg）［54］、法國（0.024mg/kg）［51］、芬蘭（0.022mg/kg）［51］、德國（0.029mg/kg）［51］、荷蘭（0.029mg/kg）［51］和英國（0.023mg/kg）［51］相近，但是低于日本（0.05mg/kg）［55］和伊朗（0.4mg/kg）［56］.北京與北方地區米及其制品中Cd濃度無明顯差異，且基本與以上各國接近甚至低于其報道的平均濃度.南方及全國范圍內面及其制品中Cd濃度的統計結果明顯高于日本報道值（0.013mg/kg）［53］，而北方及北京地區與其無明顯差異.全國、北方、南方及上海地區肉類Cd濃度統計結果與日本（0.02mg/kg）［53］和比利時（0.024mg/kg）［51］報道值無明顯差異，但明顯高于加拿大（0.00022～0.004mg/kg）［52］、丹麥（0.0022mg/kg）［51］、芬蘭（0.001～0.004mg/kg）［51］、法國（0.004mg/kg）［51］、德國（0.007～0.016mg/ kg）［51］、希臘（0.0074mg/kg）［51］、英國（0.0046mg/ kg）［51］和韓國（0.012mg/kg）［54］，而低于荷蘭（0.05mg/kg）［51］和挪威（0.046mg/kg）［51］.北京地區肉類中Cd含量統計結果相對較低，與加拿大、丹麥、芬蘭、法國、德國、希臘和英國相近.南方及全國的蔬菜Cd濃度統計結果高于日本（0.02mg/kg）［53］、韓國（0.02mg/kg）［54］、挪威（0.0069～0.012mg/kg）［51］和英國（0.002～0.012mg/ kg）［51］的報道值，低于希臘（0.05mg/kg）［51］和意大利（0.06mg/kg）［51］的報道值.

2.3 Cd膳食攝入量

不同地區膳食Cd攝入量統計結果顯示（表3），南方地區居民膳食Cd攝入量最高，其次依次為全國、上海、北方及北京地區，均低于聯合國糧農組織和世界衛生組織（FAO/WHO）2010年頒布的Cd允許每月攝入量（PTMI） 25μg/（kg體重），即0.833μg/（kg體重·d）［57］.但是，南方、上海及全國范圍的統計值高于歐洲食品安全署2009年及2011年為充分保護兒童、素食主義者及居住于重污染區人群健康的每日允許攝入量0.365μg/（kg體重·d）［58-59］.同時，該研究全國范圍內的統計值也高于高俊全等［13］分別于1990（13.8μg/d）、1992 （19.4μg/d）和2000 （22.2μg/d）年開展全國膳食總調查所獲取的結果以及韓國（14.41μg/d）［54］、美國（11.5～14.2μg/d）［60］、比利時（16.3μg/d）［51］、丹麥（16μg/d）［51］、芬蘭（16μg/d）［51］、法國（10.6μg/d）［51］、挪威（15.8μg/d）［51］、德國（19.2μg/d）［51］、荷蘭（19.3μg/d）［51］、英國（12.1μg/d）［51］、葡萄牙（16.5μg/d）［51］、加拿大（16.06μg/d）［61］，但是與日本（25～30μg/d）［62］、意大利 （20.2μg/d）［51］、荷蘭（25.1μg/d）［51］、愛爾蘭［63］及新西蘭（16.3μg/d）［64］差異不明顯.

表3 不同地區膳食Cd攝入量［μg/（kg·d）］Table 3 Dietary Cd intakein different regions［μg/（kg體重·d）］

不同地區各種膳食Cd攝入量對總攝入量的貢獻統計結果（圖2）顯示，全國、北方及南方地區對Cd攝入量貢獻最大的膳食種類一致，主要為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產和肉類，但同種膳食在不同區域貢獻率略有差異.其中，全國范圍內對Cd攝入量貢獻較大的膳食依次為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產以及肉類，占Cd攝入量的94%.北方地區依次為蔬菜、面及其制品、水產、米及其制品和肉類，占Cd攝入量的92.6%；南方依次為蔬菜、米及其制品、水產、面及其制品和肉類，占Cd攝入量的94.9%.北京地區對Cd攝入貢獻較大的膳食依次為蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水產，占Cd攝入量的92.9%.其中，水果對Cd攝入量的貢獻明顯高于其它區域的統計結果，成為該地區繼蔬菜、面及其制品之后對Cd攝入量貢獻第三高的膳食，原因在于北京地區水果中Cd含量的統計結果較高，僅次于蔬菜，同時，其攝入量也較高.上海地區對Cd攝入貢獻較大的膳食依次為蔬菜、水產、米及其制品、肉類，占Cd攝入量的93.5%.其中，水產對Cd攝入量的貢獻已超過米及其制品，成為貢獻率第二高的膳食，主要原因在于上海地區水產中Cd濃度的統計結果相對較高，同時，其攝入量也僅次于蔬菜和米及其制品.面及其制品在上海地區對Cd攝入量的貢獻相對較小（3.5%），主要原因在于該地區人群面及其制品的攝入量較低（5.1%）.以上統計結果均顯示，蔬菜對Cd的貢獻最大.雖然各地區統計的蔬菜中Cd濃度低于水產類，但各地區蔬菜的攝入量占總膳食攝入量的比例均最高，導致人體通過食用蔬菜攝入較多的Cd.

圖2 不同膳食Cd攝入量的貢獻Fig.2 Cd intake from different diets

由于飲食習慣及膳食中Cd濃度的不同，我國對Cd攝入量貢獻較大的膳食種類與國外存在差異.其中，韓國對Cd攝入貢獻較高的膳食依次為大米（25.2%）、蔬菜（14.5%）、貝類（14.2%）、軟體動物（11.7%）、海藻（9%）、肉類（7%）和蔬菜（7%），占Cd膳食總攝入量的88.6%［54］.其中，大米貢獻率最高的原因在于韓國居民膳食中大米的攝入量最高.韓國居民貝類、軟體動物的攝入量雖然較低（分別為5.25g/d和8.78g/d），但因其含量較高（平均濃度分別為0.5mg/kg和0.2mg/kg），導致這兩種膳食對Cd攝入量的貢獻較大.愛爾蘭對Cd攝入貢獻較高的膳食分別為蔬菜（70%）和谷類及其制品（23.6%），達到總攝入量的93.6%［63］.對新西蘭25歲以上成年男子Cd攝入量貢獻較高的膳食分別為生蠔（26%）、土豆及制品（26%）、各種面包（10%），達到總攝入量的62%［64］.對意大利成人Cd攝入量貢獻較高的膳食分別為谷物及其制品（29%）、蔬菜（26%）和魚類及海產品（24%），達到總攝入量的79%［65］.對法國成人Cd攝入量貢獻較高的膳食分別為谷物及其制品（26%）、蔬菜（19%）、魚類及海產品（13%）和薯類（8%），占總攝入量的66%［51］.

2.4 篩選值

以成人作為敏感受體，計算了工商業暴露情境下考慮膳食攝入暴露途徑的土壤Cd篩選值（表4）.

表4 土壤Cd篩選值（mg/kg）Table 4 Screening levels of Cd （mg/kg）

由表4可知，考慮膳食攝入后，推導的全國及不同地區的篩選值明顯降低.其中，南方地區的篩選值降低最明顯（約51.8%）；其次依次為全國（約44.4%）、上海（約40.7%）、北方（約24%）和北京（約15.9%）.可見，如果不考慮膳食Cd攝入，制訂的篩選值將低估居民的實際健康風險.但是，考慮膳食攝入后推導的土壤Cd篩選值均高于目前北京地區將可接受危害熵設置為0.2制訂的工商業篩選值150.0mg/kg［15］以及環保部將分配于土壤暴露的參考劑量比例設置為0.2所制定的非敏感建設用地土壤污染風險篩選指導值28.3mg/kg［66］，可見，當前推導的土壤Cd篩選值可能過于保守.

由于不同地區膳食Cd暴露量不同，考慮膳食Cd攝入后，不同地區推導的篩選值差異較明顯，與各地區膳食Cd攝入量成負相關.相同暴露情景下，南方地區的推導值最低，其次依次為全國、上海和北方地區，北京地區的推導值最高.其中，北方地區的推導值是全國的1.4倍，南方地區是全國的86.8%.經濟較發達的北京與其所在的北方地區的推導值差異不明顯，是全國推導值1.5倍，而上海是其所在南方地區推導值的1.2倍，同時也是全國推導值的1.1倍.可見，如果以全國居民平均膳食Cd攝入量作為各地居民的實際攝入量制訂全國污染場地土壤Cd風險篩選值，將高估北方、北京及上海地區居民的健康風險，卻可能低估除上海外的南方城市居民的健康風險.因此，在制訂國家層面的污染場地土壤Cd風險篩選值時，如何考慮區域間居民膳食Cd暴露不同對篩選值的影響尤為重要.

新西蘭考慮居民背景Cd攝入后工商業情景下土壤篩選值為1300mg/kg［67］，明顯高于本文的推導值.主要原因包括該國居民背景Cd攝入量（18.2μg/d）較我國低，同時，該情形下受體土壤攝入量（50mg/d）、暴露頻率（230d/a）、暴露周期（20a）均低于該文對應參數的取值，而體重（70kg）卻高于本文的取值.2015年US EPA（美國環保局）將土壤暴露途徑下非致癌污染物的可接受危害商定為0.1，推導的Cd直接攝入途徑下的篩選值為100mg/kg［68］，明顯低于本文的推導結果，主要原因在于可接受危害商的取值不同.

3 結論

3.1 我國居民膳食Cd攝入量低FAO/WHO于2010年頒布的允許的Cd攝入量0.833μg/（kg體重·d），其中，全國范圍內居民膳食Cd攝入量的平均值為0.524μg/（kg 體重·d），高于北方［0.257μg/（kg 體重·d）］、北京［0.171μg/（kg 體重·d）］和上海［0.436μg/（kg 體重·d）］地區的平均值，低于南方地區的平均值［0.681μg/（kg體重·d）］.

3.2 全國、北方及南方地區對Cd攝入量貢獻最大的膳食為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產和肉類；北京地區對Cd攝入貢獻較大的膳食為蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水產；上海地區對Cd攝入貢獻較大的膳食依次為蔬菜、水產、米及其制品、肉類.

3.3 考慮膳食Cd攝入后，推導的工商業用地情形下全國范圍（461mg/kg）、北方（630mg/kg）、南方（400mg/kg）、北京（697mg/kg）和上海（492mg/kg）地區的篩選值均低于不考慮膳食Cd攝入情形下的推導值（829mg/kg），表明不考試膳食Cd攝入推導的篩選值將可能低估受體的實際健康風險.

3.4 考慮膳食Cd攝入后，基于不同尺度膳食攝入量的統計結果推導的篩選值差異明顯，在制訂國家層面Cd的篩選值時，應充分考慮不同區域膳食Cd的暴露特性，以避免因制訂統一值導致高估或低估局部區域居民的健康風險.

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Implication of dietary Cadmium intake on deriving soil screening values.

ZHONG Mao-sheng， JIANG Deng-deng，JIANG Lin*， XIA Tian-xiang， HAN Dan， JIA Xiao-yang， PENG Chao （Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection， National Engineering Research Centre of Urban Environmental Pollution Control， Beijing Key Laboratory for Risk Modeling and Remediation of Contaminated Sites， Beijing 100037， China）. China Environmental Science， 2015，35（12）：3786～3794

Literatures on Cd concentrations between 2000～2010 in different diets of China were reviewed and concentrations of Cd in the main diets of Chinese were calculated statistically based on that. In combination of the total dietary survey carried out in 2000， the dietary Cd exposure of people in different regions was computed and the screening value of Cd was derived. The results revealed that dietary Cd intake of Chinese people was below the provisional tolerable value 0.833μg/（kg BW·d） issued by FAO/WHO（Food and Agriculture Organization/World Health Organization）. And the national average dietary Cd intake was 0.444μg/（kg BW·d）， which was higher than the one of north ［0.240μg/（kg BW·d）］，Beijing ［0.160μg/（kg BW·d）］and Shanghai ［0.408μg/（kg BW·d）］， but lower than the one of south ［0.518μg/（kg BW·d）］. Vegetables， cereal and its products， flour and its products， aquatic products and meat were the main diets contributed to dietary Cd intake in nationwide， northern and southern areas. Butin Beijing it was attributed to vegetables， flour and its products， fruits， cereal and its products and aquatic products and in Shanghai it was attributed to vegetables， aquatic products， cereal and its products and meat. The derived screen values were lower than the one when dietary Cd intake was not considered （829mg/kg）， and the value for nationwide， north， south， Beijing and Shanghai was 461， 630， 400， 697 and 492mg/kg， respectively.The difference among the derived values of different scales based on it corresponding dietary Cd intake was obvious， and the value of south was 86.8% of the one at national scale while the one of north， Beijing andShanghai was 1.4， 1.5 and 1.1times of it， respectively. Therefore， the different dietary Cd exposure characteristic in different regions should be taken into account when the national screening value of Cd is to assure its rationality.

dietary intake；contaminated site；soil screening values

X503.1

A

1000-6923（2015）12-3786-09

鐘茂生（1986-），男，江西吉安人，助理研究員，碩士，主要從事污染場地調查及健康風險評估研究.發表論文15篇.

2015-03-16

國家環境保護公益性行業科研專項（201409047）；北京市科委重大項目（D08040000360000）；中意污染場地管理國際合作項目

* 責任作者， 研究員， jianglin@cee.cn