膳食Cd摄入对土壤筛选值确定的影响

钟茂生，姜登登，姜 林，夏天翔，韩 丹，贾晓洋，彭 超 （北京市环境保护科学研究院，国家城市环境污染控制工程技术研究中心，污染场地风险模拟与修复北京市重点实验室，北京 100037）

膳食Cd摄入对土壤筛选值确定的影响

钟茂生，姜登登，姜 林*，夏天翔，韩 丹，贾晓洋，彭 超 （北京市环境保护科学研究院，国家城市环境污染控制工程技术研究中心，污染场地风险模拟与修复北京市重点实验室，北京 100037）

收集了2000～2014年发表的关于国内不同膳食中Cd浓度研究文献，统计出不同区域各种主要膳食中Cd含量，结合2002年开展的膳食总调查结果，计算了不同地区居民膳食Cd暴露量，推导了考虑膳食Cd暴露情景下土壤中Cd的健康风险评估筛选值.结果显示，我国居民膳食Cd摄入量低于FAO/WHO（联合国粮农组织/世界卫生组织）于2010年颁布的允许Cd摄入量0.833μg/（kg体重·d）.其中，全国范围内居民膳食Cd摄入量的平均值为0.444μg/（kg体重·d），高于北方［0.240μg/（kg体重·d）］、北京［0.160μg/（kg体重·d）］和上海［0.408μg/（kg体重·d）］地区的平均值，低于南方地区的平均值［0.518μg/（kg体重·d）］.全国、北方及南方地区对Cd摄入量贡献最大的膳食主要为蔬菜、米及其制品、面及其制品、水产和肉类；北京地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水产；上海地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、水产、米及其制品、肉类.考虑膳食Cd摄入后推导的工商业用地情形下的筛选值低于不考虑膳食Cd摄入情形下的推导值（829mg/kg），其中，全国范围、北方、南方、北京和上海地区的筛选值分别为461，630，400，697和492mg/kg.基于不同尺度膳食摄入量的统计结果推导的筛选值差异明显，其中，南方地区筛选值是全国筛选值的86.8%，北方、北京和上海地区分别是全国范围推导值1.4倍、1.5倍和1.1倍.在制订国家层面Cd的筛选值时，应充分考虑各区域膳食Cd的暴露特性，以避免因制订统一值导致高估或低估局部区域居民的健康风险.

膳食摄入；污染场地；土壤筛选值；Cd

目前，我国污染场地管理借鉴了国外基于风险的思路［1-3］，在健康风险评估阶段，为平衡评估结论的客观性与调查成本的矛盾，往往采用层次化评估方法，避免投入过多不必要的资金［4-6］.其中，第一层次是将样品检测结果与筛选值进行比较，如超过筛选值，将进一步开展更为详细的采样调查及基于场地特征的风险评估.因此，筛选值的合理性，将直接关系到评估工作的复杂程度、结果的客观性及评估成本.

国外对于场地风险评估筛选值的制订，主要是在假定风险可接受水平条件下，结合污染物的理化、毒性等参数，采用剂量效应模型推导并结合土壤背景浓度等因素确定［7-9］.其中，对于致癌性污染物，通过假定因摄入场地土壤中污染物导致的致癌风险不高于可接受水平（如1×10-5或1×10-6）进行推导［7-9］.对于非致癌性污染物，假定受体摄入污染物导致的危害熵不超过1［7-9］.但是，对于非致癌性污染物，除摄入场地污染土壤途径外，受体还可能通过其它途径摄入相应的污染物.其中，膳食摄入是重要的途径之一.例如，刘弘等［10］的研究表明，上海居民膳食Cd摄入量为每周2.5μg/（kg体重），占世界卫生组织（WHO）推荐的Cd所有途径的每周允许摄入量7μg/（kg体重）［11］的35.7%.黄李春等［12］的调查显示，浙江省3个地区2009～2010年居民膳食Cd摄入量为6.4～11.4μg/d，对每周允许暴露量的贡献为15.6%～42.6%.高俊全等［13］2000年开展的膳食总研究表明，我国居民膳食Cd平均摄入量为22.2μg/d，对每周允许暴露量的贡献约为37%.因此，如推导筛选值过程中将污染土壤这一暴露途径下的可接受危害熵设置为1而不考虑受体还可通过膳食等途径摄入相应的污染物，制订的筛选值可能低估受体的实际健康危害.为避免这一问题，新西兰在制订土壤中非致癌污染物筛选值时考虑受体膳食摄入等暴露途径，并将所有潜在暴露途径下污染物的可接受危害熵设为1［14］.

目前，我国仅北京市正式颁布了场地土壤环境风险评价筛选值［15］，其非致癌性污染物筛选值制订时将可接受危害熵定为0.2进行推导，使得结果具有一定的不确定性.虽然非吸烟人群可通过膳食、饮水、空气呼吸等途径摄入Cd（即背景摄入），但研究表明，背景暴露中膳食暴露的贡献达94%［16］.因此，本文在系统收集我国居民膳食Cd暴露数据基础上，对其土壤健康风险筛选值进行推导分析，以期为制订国家层面的筛选值提供借鉴和参考.

1 研究方法

1.1 膳食结构

截至目前，我国仅分别于1990、1992、2000和2007年开展了4次膳食总调查，第5次于2009年底开始至2013年完成样品采集与制备.但是，目前能公开获取的仅有2000年膳食总调查的相关数据.因此，该文主要基于2000年的调查成果对我国不同地区居民膳食结构进行统计，主要包括以下9类:米及制品、面及制品、豆类、蔬菜、水果、肉类、牛奶、鸡蛋和水产品［17］.为比较不同区域因饮食习惯差异导致膳食结构的不同，该文分别统计了全国、南方、北方及北京和上海居民的膳食结构.其中，全国范围内居民膳食结构直接引用高金水等［17］的调查结果，其余地区居民膳食结构的统计参照Li等［18］的方法，将各个区域内居民膳食结构调查结果的人口加权平均数作为该区域居民的典型膳食结构.南方与北方地区的划分参照韩渊丰［19］的研究成果，将北京、天津、河北、陕西等16个省市划为北方地区，上海、江苏、海南、重庆等15个省市划为南方地区.

1.2 膳食中Cd浓度

该文不同膳食Cd浓度主要源于2000～2014年在CNKI、维普、万方、ScienceDirect、Google Scholar、Springer等数据库中发表的28篇文献，为避免Cd超标的不合格膳食对筛选值计算结果的影响，该文在对文献公布数据进行统计时，以《食品中污染物限量》（GB2762-2012）［20］为标准，将超过该标准限值的样本剔除.同时，由于缺少文献中的原始数据，该文将以各类膳食Cd浓度报道的平均值进行统计分析.由于米及其制品和面及其制品Cd浓度均以干重计而摄入量以湿重计，因此按含水率10%［21］将Cd浓度换算成相应湿重情形下的浓度以确保计算过程中基数一致.

1.3 Cd摄入量计算

膳食暴露途径下Cd摄入量的计算公式如式（1）所示［18］.

式中:EDIDCd为Cd膳食暴露量，μg/（kg体重·d）；ci为不同膳食中Cd平均浓度，mg/kg；IRDi为不同膳食日均摄入量，mg/d；BW为体重，kg；由于统计的9类膳食构成居民总膳食组成的85%以上［17］，该文忽略居民可能从食用油、盐、糖、饮料、酒精等膳食中摄入的Cd.

1.4 筛选值推导

研究表明，污染土壤经口摄入是关键暴露途径，对危害熵的贡献在95%以上［22-23］.因此，该文筛选值推导过程中土壤暴露仅考虑口腔摄入，计算如式（2）所示.

式中:SSL为土壤Cd筛选值，mg/kg；HI为可接受危害熵，1；RfD为Cd非致癌参考剂量，μg/（kg·d）；AT为非致癌作用时间，d；ED为暴露期限，a；EF为暴露频率，d/a；IRs为土壤摄入量，mg/d.各参数取值如表1所示.

表1 参数取值Table 1 Values of parameters

2 结果与讨论

2.1 膳食结构

图1 不同地区居民膳食结构Fig.1 Dietary patterns of people in different regions

不同区域居民主要膳食的摄入总量及其结构均存在一定差异（图1）.经济较发达的北京及上海地区人均主要膳食摄入总量最高，分别达到1066.1，1150.2g/d，其次依次为南方城市（956.2g/d）、北方城市（779g/d）.全国范围内的统计数据介于北方及南方城市之间（874.3g/d），但明显低于北京及上海地区.全国范围的膳食结构以蔬菜（31.6%）、米及其制品（27.3%）和面及其制品（16%）为主，达到总摄入量的74.9%.北方地区以面及其制品（32%）、蔬菜（28.8%）及米及其制品（14.5%）为主，达到总摄入量的75.3%.南方地区主要以米及其制品（35.4%）、蔬菜（32.5%）和肉类（11.3%）为主，达到总摄入量的79.2%.北京和上海地区的膳食结构与全国及南、北方区域统计结果均存在一定的差异，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%）和肉类（10.5%）为主，达到总摄入量的81.6%，上海主要以蔬菜（27.3%）、米及其制品（23.2%）、肉类（12%）及水产品（11.5%）为主，达到总膳食的74%.可见，虽然各个区域间的具体膳食构成存在一定差异，但是，蔬菜、米及其制品、面及其制品在我国不同区域人群膳食构成中均为主要组成部分.

2.2 膳食中Cd含量

不同地区同种膳食中Cd含量均存在一定差异（表2），各地区浓度较高的膳食主要包括米及其制品、面及其制品、豆类、肉类、水产类和蔬菜类.其中，南方的米及其制品、面及其制品、乳类、蔬菜和水果中Cd的含量均明显高于全国及北方地区平均水平，豆类、肉类、水产类无明显差异，蛋类明显低于北方地区，但与全国平均水平无明显差异.北京及上海地区同类膳食中Cd的含量基本均明显低于其所在的北方及南方地区，同时，也明显低于全国的平均水平.不同种类的膳食中，各地区水产中Cd含量明显高于其它膳食，其中，北方地区水产中Cd平均浓度最高（0.093mg/kg），与全国（0.084mg/kg）及南方地区（0.08mg/kg）的统计结果无明显差异，但明显高于北京（0.019mg/kg）和上海（0.043mg/kg）的统计结果.

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

比较发现，除北京外，其余地区水产中Cd含量普遍高于芬兰（0.006mg/kg）［51］、法国（0.007mg/kg）［51］、德国（0.011～0.116mg/kg）［51］、爱尔兰（0.03mg/kg）［51］、意大利（0.0033mg/kg）［51］、荷兰（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］、英国（0.013mg/kg）［51］、加拿大（0.0005～0.008mg/kg）［52］、日本（0.01～0.02mg/kg）［53］和韩国（0.015～0.021mg/kg）［54］.南方、全国及上海地区米及其制品中Cd浓度的统计结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］、与韩国（0.02mg/kg）［54］、法国（0.024mg/kg）［51］、芬兰（0.022mg/kg）［51］、德国（0.029mg/kg）［51］、荷兰（0.029mg/kg）［51］和英国（0.023mg/kg）［51］相近，但是低于日本（0.05mg/kg）［55］和伊朗（0.4mg/kg）［56］.北京与北方地区米及其制品中Cd浓度无明显差异，且基本与以上各国接近甚至低于其报道的平均浓度.南方及全国范围内面及其制品中Cd浓度的统计结果明显高于日本报道值（0.013mg/kg）［53］，而北方及北京地区与其无明显差异.全国、北方、南方及上海地区肉类Cd浓度统计结果与日本（0.02mg/kg）［53］和比利时（0.024mg/kg）［51］报道值无明显差异，但明显高于加拿大（0.00022～0.004mg/kg）［52］、丹麦（0.0022mg/kg）［51］、芬兰（0.001～0.004mg/kg）［51］、法国（0.004mg/kg）［51］、德国（0.007～0.016mg/ kg）［51］、希腊（0.0074mg/kg）［51］、英国（0.0046mg/ kg）［51］和韩国（0.012mg/kg）［54］，而低于荷兰（0.05mg/kg）［51］和挪威（0.046mg/kg）［51］.北京地区肉类中Cd含量统计结果相对较低，与加拿大、丹麦、芬兰、法国、德国、希腊和英国相近.南方及全国的蔬菜Cd浓度统计结果高于日本（0.02mg/kg）［53］、韩国（0.02mg/kg）［54］、挪威（0.0069～0.012mg/kg）［51］和英国（0.002～0.012mg/ kg）［51］的报道值，低于希腊（0.05mg/kg）［51］和意大利（0.06mg/kg）［51］的报道值.

2.3 Cd膳食摄入量

不同地区膳食Cd摄入量统计结果显示（表3），南方地区居民膳食Cd摄入量最高，其次依次为全国、上海、北方及北京地区，均低于联合国粮农组织和世界卫生组织（FAO/WHO）2010年颁布的Cd允许每月摄入量（PTMI） 25μg/（kg体重），即0.833μg/（kg体重·d）［57］.但是，南方、上海及全国范围的统计值高于欧洲食品安全署2009年及2011年为充分保护儿童、素食主义者及居住于重污染区人群健康的每日允许摄入量0.365μg/（kg体重·d）［58-59］.同时，该研究全国范围内的统计值也高于高俊全等［13］分别于1990（13.8μg/d）、1992 （19.4μg/d）和2000 （22.2μg/d）年开展全国膳食总调查所获取的结果以及韩国（14.41μg/d）［54］、美国（11.5～14.2μg/d）［60］、比利时（16.3μg/d）［51］、丹麦（16μg/d）［51］、芬兰（16μg/d）［51］、法国（10.6μg/d）［51］、挪威（15.8μg/d）［51］、德国（19.2μg/d）［51］、荷兰（19.3μg/d）［51］、英国（12.1μg/d）［51］、葡萄牙（16.5μg/d）［51］、加拿大（16.06μg/d）［61］，但是与日本（25～30μg/d）［62］、意大利 （20.2μg/d）［51］、荷兰（25.1μg/d）［51］、爱尔兰［63］及新西兰（16.3μg/d）［64］差异不明显.

表3 不同地区膳食Cd摄入量［μg/（kg·d）］Table 3 Dietary Cd intakein different regions［μg/（kg体重·d）］

不同地区各种膳食Cd摄入量对总摄入量的贡献统计结果（图2）显示，全国、北方及南方地区对Cd摄入量贡献最大的膳食种类一致，主要为蔬菜、米及其制品、面及其制品、水产和肉类，但同种膳食在不同区域贡献率略有差异.其中，全国范围内对Cd摄入量贡献较大的膳食依次为蔬菜、米及其制品、面及其制品、水产以及肉类，占Cd摄入量的94%.北方地区依次为蔬菜、面及其制品、水产、米及其制品和肉类，占Cd摄入量的92.6%；南方依次为蔬菜、米及其制品、水产、面及其制品和肉类，占Cd摄入量的94.9%.北京地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水产，占Cd摄入量的92.9%.其中，水果对Cd摄入量的贡献明显高于其它区域的统计结果，成为该地区继蔬菜、面及其制品之后对Cd摄入量贡献第三高的膳食，原因在于北京地区水果中Cd含量的统计结果较高，仅次于蔬菜，同时，其摄入量也较高.上海地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、水产、米及其制品、肉类，占Cd摄入量的93.5%.其中，水产对Cd摄入量的贡献已超过米及其制品，成为贡献率第二高的膳食，主要原因在于上海地区水产中Cd浓度的统计结果相对较高，同时，其摄入量也仅次于蔬菜和米及其制品.面及其制品在上海地区对Cd摄入量的贡献相对较小（3.5%），主要原因在于该地区人群面及其制品的摄入量较低（5.1%）.以上统计结果均显示，蔬菜对Cd的贡献最大.虽然各地区统计的蔬菜中Cd浓度低于水产类，但各地区蔬菜的摄入量占总膳食摄入量的比例均最高，导致人体通过食用蔬菜摄入较多的Cd.

图2 不同膳食Cd摄入量的贡献Fig.2 Cd intake from different diets

由于饮食习惯及膳食中Cd浓度的不同，我国对Cd摄入量贡献较大的膳食种类与国外存在差异.其中，韩国对Cd摄入贡献较高的膳食依次为大米（25.2%）、蔬菜（14.5%）、贝类（14.2%）、软体动物（11.7%）、海藻（9%）、肉类（7%）和蔬菜（7%），占Cd膳食总摄入量的88.6%［54］.其中，大米贡献率最高的原因在于韩国居民膳食中大米的摄入量最高.韩国居民贝类、软体动物的摄入量虽然较低（分别为5.25g/d和8.78g/d），但因其含量较高（平均浓度分别为0.5mg/kg和0.2mg/kg），导致这两种膳食对Cd摄入量的贡献较大.爱尔兰对Cd摄入贡献较高的膳食分别为蔬菜（70%）和谷类及其制品（23.6%），达到总摄入量的93.6%［63］.对新西兰25岁以上成年男子Cd摄入量贡献较高的膳食分别为生蚝（26%）、土豆及制品（26%）、各种面包（10%），达到总摄入量的62%［64］.对意大利成人Cd摄入量贡献较高的膳食分别为谷物及其制品（29%）、蔬菜（26%）和鱼类及海产品（24%），达到总摄入量的79%［65］.对法国成人Cd摄入量贡献较高的膳食分别为谷物及其制品（26%）、蔬菜（19%）、鱼类及海产品（13%）和薯类（8%），占总摄入量的66%［51］.

2.4 筛选值

以成人作为敏感受体，计算了工商业暴露情境下考虑膳食摄入暴露途径的土壤Cd筛选值（表4）.

表4 土壤Cd筛选值（mg/kg）Table 4 Screening levels of Cd （mg/kg）

由表4可知，考虑膳食摄入后，推导的全国及不同地区的筛选值明显降低.其中，南方地区的筛选值降低最明显（约51.8%）；其次依次为全国（约44.4%）、上海（约40.7%）、北方（约24%）和北京（约15.9%）.可见，如果不考虑膳食Cd摄入，制订的筛选值将低估居民的实际健康风险.但是，考虑膳食摄入后推导的土壤Cd筛选值均高于目前北京地区将可接受危害熵设置为0.2制订的工商业筛选值150.0mg/kg［15］以及环保部将分配于土壤暴露的参考剂量比例设置为0.2所制定的非敏感建设用地土壤污染风险筛选指导值28.3mg/kg［66］，可见，当前推导的土壤Cd筛选值可能过于保守.

由于不同地区膳食Cd暴露量不同，考虑膳食Cd摄入后，不同地区推导的筛选值差异较明显，与各地区膳食Cd摄入量成负相关.相同暴露情景下，南方地区的推导值最低，其次依次为全国、上海和北方地区，北京地区的推导值最高.其中，北方地区的推导值是全国的1.4倍，南方地区是全国的86.8%.经济较发达的北京与其所在的北方地区的推导值差异不明显，是全国推导值1.5倍，而上海是其所在南方地区推导值的1.2倍，同时也是全国推导值的1.1倍.可见，如果以全国居民平均膳食Cd摄入量作为各地居民的实际摄入量制订全国污染场地土壤Cd风险筛选值，将高估北方、北京及上海地区居民的健康风险，却可能低估除上海外的南方城市居民的健康风险.因此，在制订国家层面的污染场地土壤Cd风险筛选值时，如何考虑区域间居民膳食Cd暴露不同对筛选值的影响尤为重要.

新西兰考虑居民背景Cd摄入后工商业情景下土壤筛选值为1300mg/kg［67］，明显高于本文的推导值.主要原因包括该国居民背景Cd摄入量（18.2μg/d）较我国低，同时，该情形下受体土壤摄入量（50mg/d）、暴露频率（230d/a）、暴露周期（20a）均低于该文对应参数的取值，而体重（70kg）却高于本文的取值.2015年US EPA（美国环保局）将土壤暴露途径下非致癌污染物的可接受危害商定为0.1，推导的Cd直接摄入途径下的筛选值为100mg/kg［68］，明显低于本文的推导结果，主要原因在于可接受危害商的取值不同.

3 结论

3.1 我国居民膳食Cd摄入量低FAO/WHO于2010年颁布的允许的Cd摄入量0.833μg/（kg体重·d），其中，全国范围内居民膳食Cd摄入量的平均值为0.524μg/（kg 体重·d），高于北方［0.257μg/（kg 体重·d）］、北京［0.171μg/（kg 体重·d）］和上海［0.436μg/（kg 体重·d）］地区的平均值，低于南方地区的平均值［0.681μg/（kg体重·d）］.

3.2 全国、北方及南方地区对Cd摄入量贡献最大的膳食为蔬菜、米及其制品、面及其制品、水产和肉类；北京地区对Cd摄入贡献较大的膳食为蔬菜、面及其制品、水果、米及其制品和水产；上海地区对Cd摄入贡献较大的膳食依次为蔬菜、水产、米及其制品、肉类.

3.3 考虑膳食Cd摄入后，推导的工商业用地情形下全国范围（461mg/kg）、北方（630mg/kg）、南方（400mg/kg）、北京（697mg/kg）和上海（492mg/kg）地区的筛选值均低于不考虑膳食Cd摄入情形下的推导值（829mg/kg），表明不考试膳食Cd摄入推导的筛选值将可能低估受体的实际健康风险.

3.4 考虑膳食Cd摄入后，基于不同尺度膳食摄入量的统计结果推导的筛选值差异明显，在制订国家层面Cd的筛选值时，应充分考虑不同区域膳食Cd的暴露特性，以避免因制订统一值导致高估或低估局部区域居民的健康风险.

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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

钟茂生（1986-），男，江西吉安人，助理研究员，硕士，主要从事污染场地调查及健康风险评估研究.发表论文15篇.

2015-03-16

国家环境保护公益性行业科研专项（201409047）；北京市科委重大项目（D08040000360000）；中意污染场地管理国际合作项目

* 责任作者， 研究员， jianglin@cee.cn