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(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，污染場地風(fēng)險模擬與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)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(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，污染場地風(fēng)險模擬與修復(fù)北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100037）

收集了2000～2014年發(fā)表的關(guān)于國內(nèi)不同膳食中Cd濃度研究文獻(xiàn)，統(tǒng)計(jì)出不同區(qū)域各種主要膳食中Cd含量，結(jié)合2002年開展的膳食總調(diào)查結(jié)果，計(jì)算了不同地區(qū)居民膳食Cd暴露量，推導(dǎo)了考慮膳食Cd暴露情景下土壤中Cd的健康風(fēng)險評估篩選值.結(jié)果顯示，我國居民膳食Cd攝入量低于FAO/WHO（聯(lián)合國糧農(nóng)組織/世界衛(wèi)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(nèi)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(qū)的平均值，低于南方地區(qū)的平均值［0.518μg/（kg體重·d）］.全國、北方及南方地區(qū)對Cd攝入量貢獻(xiàn)最大的膳食主要為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產(chǎn)和肉類；北京地區(qū)對Cd攝入貢獻(xiàn)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(chǎn)；上海地區(qū)對Cd攝入貢獻(xiàn)較大的膳食依次為蔬菜、水產(chǎn)、米及其制品、肉類.考慮膳食Cd攝入后推導(dǎo)的工商業(yè)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(dǎo)值（829mg/kg），其中，全國范圍、北方、南方、北京和上海地區(qū)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(tǒng)計(jì)結(jié)果推導(dǎo)的篩選值差異明顯，其中，南方地區(qū)篩選值是全國篩選值的86.8%，北方、北京和上海地區(qū)分別是全國范圍推導(dǎo)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(yīng)充分考慮各區(qū)域膳食Cd的暴露特性，以避免因制訂統(tǒng)一值導(dǎo)致高估或低估局部區(qū)域居民的健康風(fēng)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(fēng)險的思路［1-3］，在健康風(fēng)險評估階段，為平衡評估結(jié)論的客觀性與調(diào)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(jié)果與篩選值進(jìn)行比較，如超過篩選值，將進(jìn)一步開展更為詳細(xì)的采樣調(diào)查及基于場地特征的風(fēng)險評估.因此，篩選值的合理性，將直接關(guān)系到評估工作的復(fù)雜程度、結(jié)果的客觀性及評估成本.

國外對于場地風(fēng)險評估篩選值的制訂，主要是在假定風(fēng)險可接受水平條件下，結(jié)合污染物的理化、毒性等參數(shù)，采用劑量效應(yīng)模型推導(dǎo)并結(jié)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(dǎo)致的致癌風(fēng)險不高于可接受水平（如1×10-5或1×10-6）進(jìn)行推導(dǎo)［7-9］.對于非致癌性污染物，假定受體攝入污染物導(dǎo)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(yīng)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(wèi)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(diào)查顯示，浙江省3個地區(qū)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(xiàn)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(xiàn)約為37%.因此，如推導(dǎo)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(shè)置為1而不考慮受體還可通過膳食等途徑攝入相應(yīng)的污染物，制訂的篩選值可能低估受體的實(shí)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(shè)為1［14］.

目前，我國僅北京市正式頒布了場地土壤環(huán)境風(fēng)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(jìn)行推導(dǎo)，使得結(jié)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(xiàn)達(dá)94%［16］.因此，本文在系統(tǒng)收集我國居民膳食Cd暴露數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上，對其土壤健康風(fēng)險篩選值進(jìn)行推導(dǎo)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(jié)構(gòu)

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(diào)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(diào)查的相關(guān)數(shù)據(jù).因此，該文主要基于2000年的調(diào)查成果對我國不同地區(qū)居民膳食結(jié)構(gòu)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，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(chǎn)品［17］.為比較不同區(qū)域因飲食習(xí)慣差異導(dǎo)致膳食結(jié)構(gòu)的不同，該文分別統(tǒng)計(jì)了全國、南方、北方及北京和上海居民的膳食結(jié)構(gòu).其中，全國范圍內(nèi)居民膳食結(jié)構(gòu)直接引用高金水等［17］的調(diào)查結(jié)果，其余地區(qū)居民膳食結(jié)構(gòu)的統(tǒng)計(jì)參照Li等［18］的方法，將各個區(qū)域內(nèi)居民膳食結(jié)構(gòu)調(diào)查結(jié)果的人口加權(quán)平均數(shù)作為該區(qū)域居民的典型膳食結(jié)構(gòu).南方與北方地區(qū)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(qū)，上海、江蘇、海南、重慶等15個省市劃為南方地區(qū).

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(shù)據(jù)庫中發(fā)表的28篇文獻(xiàn)，為避免Cd超標(biāo)的不合格膳食對篩選值計(jì)算結(jié)果的影響，該文在對文獻(xiàn)公布數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)時，以《食品中污染物限量》（GB2762-2012）［20］為標(biāo)準(zhǔn)，將超過該標(biāo)準(zhǔn)限值的樣本剔除.同時，由于缺少文獻(xiàn)中的原始數(shù)據(jù)，該文將以各類膳食Cd濃度報道的平均值進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析.由于米及其制品和面及其制品Cd濃度均以干重計(jì)而攝入量以濕重計(jì)，因此按含水率10%［21］將Cd濃度換算成相應(yīng)濕重情形下的濃度以確保計(jì)算過程中基數(shù)一致.

1.3 Cd攝入量計(jì)算

膳食暴露途徑下Cd攝入量的計(jì)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(tǒng)計(jì)的9類膳食構(gòu)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(dǎo)

研究表明，污染土壤經(jīng)口攝入是關(guān)鍵暴露途徑，對危害熵的貢獻(xiàn)在95%以上［22-23］.因此，該文篩選值推導(dǎo)過程中土壤暴露僅考慮口腔攝入，計(jì)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(shù)取值如表1所示.

表1 參數(shù)取值Table 1 Values of parameters

2 結(jié)果與討論

2.1 膳食結(jié)構(gòu)

圖1 不同地區(qū)居民膳食結(jié)構(gòu)Fig.1 Dietary patterns of people in different regions

不同區(qū)域居民主要膳食的攝入總量及其結(jié)構(gòu)均存在一定差異（圖1）.經(jīng)濟(jì)較發(fā)達(dá)的北京及上海地區(qū)人均主要膳食攝入總量最高，分別達(dá)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(nèi)的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)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(qū).全國范圍的膳食結(jié)構(gòu)以蔬菜（31.6%）、米及其制品（27.3%）和面及其制品（16%）為主，達(dá)到總攝入量的74.9%.北方地區(qū)以面及其制品（32%）、蔬菜（28.8%）及米及其制品（14.5%）為主，達(dá)到總攝入量的75.3%.南方地區(qū)主要以米及其制品（35.4%）、蔬菜（32.5%）和肉類（11.3%）為主，達(dá)到總攝入量的79.2%.北京和上海地區(qū)的膳食結(jié)構(gòu)與全國及南、北方區(qū)域統(tǒng)計(jì)結(jié)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(dá)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(chǎn)品（11.5%）為主，達(dá)到總膳食的74%.可見，雖然各個區(qū)域間的具體膳食構(gòu)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(qū)域人群膳食構(gòu)成中均為主要組成部分.

2.2 膳食中Cd含量

不同地區(qū)同種膳食中Cd含量均存在一定差異（表2），各地區(qū)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(chǎn)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(qū)平均水平，豆類、肉類、水產(chǎn)類無明顯差異，蛋類明顯低于北方地區(qū)，但與全國平均水平無明顯差異.北京及上海地區(qū)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(qū)，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(qū)水產(chǎn)中Cd含量明顯高于其它膳食，其中，北方地區(qū)水產(chǎn)中Cd平均濃度最高（0.093mg/kg），與全國（0.084mg/kg）及南方地區(qū)（0.08mg/kg）的統(tǒng)計(jì)結(jié)果無明顯差異，但明顯高于北京（0.019mg/kg）和上海（0.043mg/kg）的統(tǒng)計(jì)結(jié)果.

表2 不同地區(qū)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(fā)現(xiàn)，除北京外，其余地區(qū)水產(chǎn)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(qū)米及其制品中Cd濃度的統(tǒng)計(jì)結(jié)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(qū)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(nèi)面及其制品中Cd濃度的統(tǒng)計(jì)結(jié)果明顯高于日本報道值（0.013mg/kg）［53］，而北方及北京地區(qū)與其無明顯差異.全國、北方、南方及上海地區(qū)肉類Cd濃度統(tǒng)計(jì)結(jié)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(qū)肉類中Cd含量統(tǒng)計(jì)結(jié)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(tǒng)計(jì)結(jié)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(qū)膳食Cd攝入量統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示（表3），南方地區(qū)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(qū)，均低于聯(lián)合國糧農(nóng)組織和世界衛(wèi)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(tǒng)計(jì)值高于歐洲食品安全署2009年及2011年為充分保護(hù)兒童、素食主義者及居住于重污染區(qū)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(nèi)的統(tǒng)計(jì)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(diào)查所獲取的結(jié)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(qū)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(qū)各種膳食Cd攝入量對總攝入量的貢獻(xiàn)統(tǒng)計(jì)結(jié)果（圖2）顯示，全國、北方及南方地區(qū)對Cd攝入量貢獻(xiàn)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(chǎn)和肉類，但同種膳食在不同區(qū)域貢獻(xiàn)率略有差異.其中，全國范圍內(nèi)對Cd攝入量貢獻(xiàn)較大的膳食依次為蔬菜、米及其制品、面及其制品、水產(chǎn)以及肉類，占Cd攝入量的94%.北方地區(qū)依次為蔬菜、面及其制品、水產(chǎn)、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(chǎn)、面及其制品和肉類，占Cd攝入量的94.9%.北京地區(qū)對Cd攝入貢獻(xiàn)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(chǎn)，占Cd攝入量的92.9%.其中，水果對Cd攝入量的貢獻(xiàn)明顯高于其它區(qū)域的統(tǒng)計(jì)結(jié)果，成為該地區(qū)繼蔬菜、面及其制品之后對Cd攝入量貢獻(xiàn)第三高的膳食，原因在于北京地區(qū)水果中Cd含量的統(tǒng)計(jì)結(jié)果較高，僅次于蔬菜，同時，其攝入量也較高.上海地區(qū)對Cd攝入貢獻(xiàn)較大的膳食依次為蔬菜、水產(chǎn)、米及其制品、肉類，占Cd攝入量的93.5%.其中，水產(chǎn)對Cd攝入量的貢獻(xiàn)已超過米及其制品，成為貢獻(xiàn)率第二高的膳食，主要原因在于上海地區(qū)水產(chǎn)中Cd濃度的統(tǒng)計(jì)結(jié)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(qū)對Cd攝入量的貢獻(xiàn)相對較小（3.5%），主要原因在于該地區(qū)人群面及其制品的攝入量較低（5.1%）.以上統(tǒng)計(jì)結(jié)果均顯示，蔬菜對Cd的貢獻(xiàn)最大.雖然各地區(qū)統(tǒng)計(jì)的蔬菜中Cd濃度低于水產(chǎn)類，但各地區(qū)蔬菜的攝入量占總膳食攝入量的比例均最高，導(dǎo)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(xiàn)Fig.2 Cd intake from different diets

由于飲食習(xí)慣及膳食中Cd濃度的不同，我國對Cd攝入量貢獻(xiàn)較大的膳食種類與國外存在差異.其中，韓國對Cd攝入貢獻(xiàn)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(xiàn)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(dǎo)致這兩種膳食對Cd攝入量的貢獻(xiàn)較大.愛爾蘭對Cd攝入貢獻(xiàn)較高的膳食分別為蔬菜（70%）和谷類及其制品（23.6%），達(dá)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(xiàn)較高的膳食分別為生蠔（26%）、土豆及制品（26%）、各種面包（10%），達(dá)到總攝入量的62%［64］.對意大利成人Cd攝入量貢獻(xiàn)較高的膳食分別為谷物及其制品（29%）、蔬菜（26%）和魚類及海產(chǎn)品（24%），達(dá)到總攝入量的79%［65］.對法國成人Cd攝入量貢獻(xiàn)較高的膳食分別為谷物及其制品（26%）、蔬菜（19%）、魚類及海產(chǎn)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(jì)算了工商業(yè)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(dǎo)的全國及不同地區(qū)的篩選值明顯降低.其中，南方地區(qū)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(shí)際健康風(fēng)險.但是，考慮膳食攝入后推導(dǎo)的土壤Cd篩選值均高于目前北京地區(qū)將可接受危害熵設(shè)置為0.2制訂的工商業(yè)篩選值150.0mg/kg［15］以及環(huán)保部將分配于土壤暴露的參考劑量比例設(shè)置為0.2所制定的非敏感建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險篩選指導(dǎo)值28.3mg/kg［66］，可見，當(dāng)前推導(dǎo)的土壤Cd篩選值可能過于保守.

由于不同地區(qū)膳食Cd暴露量不同，考慮膳食Cd攝入后，不同地區(qū)推導(dǎo)的篩選值差異較明顯，與各地區(qū)膳食Cd攝入量成負(fù)相關(guān).相同暴露情景下，南方地區(qū)的推導(dǎo)值最低，其次依次為全國、上海和北方地區(qū)，北京地區(qū)的推導(dǎo)值最高.其中，北方地區(qū)的推導(dǎo)值是全國的1.4倍，南方地區(qū)是全國的86.8%.經(jīng)濟(jì)較發(fā)達(dá)的北京與其所在的北方地區(qū)的推導(dǎo)值差異不明顯，是全國推導(dǎo)值1.5倍，而上海是其所在南方地區(qū)推導(dǎo)值的1.2倍，同時也是全國推導(dǎo)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(shí)際攝入量制訂全國污染場地土壤Cd風(fēng)險篩選值，將高估北方、北京及上海地區(qū)居民的健康風(fēng)險，卻可能低估除上海外的南方城市居民的健康風(fēng)險.因此，在制訂國家層面的污染場地土壤Cd風(fēng)險篩選值時，如何考慮區(qū)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(yè)情景下土壤篩選值為1300mg/kg［67］，明顯高于本文的推導(dǎo)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(yīng)參數(shù)的取值，而體重（70kg）卻高于本文的取值.2015年US EPA（美國環(huán)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(dǎo)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(dǎo)結(jié)果，主要原因在于可接受危害商的取值不同.

3 結(jié)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(nèi)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(qū)的平均值，低于南方地區(qū)的平均值［0.681μg/（kg體重·d）］.

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

3.3 考慮膳食Cd攝入后，推導(dǎo)的工商業(yè)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(qū)的篩選值均低于不考慮膳食Cd攝入情形下的推導(dǎo)值（829mg/kg），表明不考試膳食Cd攝入推導(dǎo)的篩選值將可能低估受體的實(shí)際健康風(fēng)險.

3.4 考慮膳食Cd攝入后，基于不同尺度膳食攝入量的統(tǒng)計(jì)結(jié)果推導(dǎo)的篩選值差異明顯，在制訂國家層面Cd的篩選值時，應(yīng)充分考慮不同區(qū)域膳食Cd的暴露特性，以避免因制訂統(tǒng)一值導(dǎo)致高估或低估局部區(qū)域居民的健康風(fēng)險.

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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(diào)查及健康風(fēng)險評估研究.發(fā)表論文15篇.

2015-03-16

國家環(huán)境保護(hù)公益性行業(yè)科研專項(xiàng)（201409047）；北京市科委重大項(xiàng)目（D08040000360000）；中意污染場地管理國際合作項(xiàng)目

* 責(zé)任作者， 研究員， jianglin@cee.cn