健康危险度评价方法

1、随着国民经济发展，加速了城市化的进程，由于城市较多地消耗各种能源，不可避免地出现大气污染，从而成为城市环境的主要问题。其对居民健康的影响受到关注，各地环境卫生工作者对此开展了一些调查研究工作。陈秉衡教授近年来结合我国国情对上海市大气污染的健康影响运用国际上广泛认同的危险度评价方法进行了研究，为各地从事大气污染健康影响的读者提供借鉴，并在实践中不断丰富，以期使此类研究更加科学、更加规范、更加可行，从而促进城市建设与保护居民健康协调发展，共同为全面建设小康社会服务。城市大气污染健康危险度评价的方法第一讲绪论科事研究龍廉危险度评呦越厳损失/收益的城币化提出雪玦方案*逬行决策和忖诸实施国内外大量研究和

2、报道已证实城市大气污染对居民健康的不良影响。但是如何在一个城市范围内定量评价大气污染对居民健康的危害，并以此作为政府部门决策的依据，尚无成熟和规范的方法。20世纪50年代伦敦烟雾事件对严重大气污染事故与居民超死亡关系的定量认，和嗣后政府决策部门对大气污染采取的一系列控制措施，使伦敦大气质量获得明显改善，是一个良好的开端。以后，国内外又相继在这方面作了进一步的研究。本次系列讲座的目的拟介绍国际上近年通用的危险度评价方法，系统阐述城市大气污染健康危险度评价方法。健康危险度评价(health-basedriskassessment),又称健康风险评价，是科学研究和政府决策之间的桥梁。美国国家科学委员

3、会在20世纪80年代提出了科学研究-危险度评价-危险度管理之间的相互关系，并在1994年作了补充修改和肯定。这一框架已为国际学者和国际研究机构广泛接受。我们认为，大气污染的健康危险度评价应遵循这一框架的精神并加以具体化(图1).执行法規利黨施效果的评价：环境质社会股治等方面大量的流行病学资料证实，大气污染即使是低浓度的大气污染也和居民的超死亡数相关。世界卫生组织(WHO)估计，全球每年有80万人的死亡和460万寿命损失年(lostlifeyears)与城市大气污染相关(WH02002)。但是大气污染的这项健康负担在全球各地区的分布是不均匀的，这项负担主要落在亚洲发展中国家，他们承担了全球大气污

4、染相关的死亡和寿命损失年60%。问题在于，由于目前亚洲发展中国家相关研究资料的欠缺和不足，对亚洲所作的估计在很大程度上采用了北美、西欧的研究结果及暴露/剂量-反应关系。而这些亚洲国家的大气污染类型、污染物特征及浓度，人口学资料和疾病谱，以及社会-经济因素等均与西方发达国家有所不同。世界银行出版的蓝天碧水(BlueskiesCleanWaters)中曾以国外研究为基础，对我国与大气污染相关的超死亡数作了初步估计。这是一个重要的尝试和开端，但需要进一步从中国资料出发，作出更为准确和结合我国实情的判断，并为相关环境和能源决策提供重要依据。进行大气污染的健康危险度评价时，必须搜集和分析以下重要背景材料

5、：城市大气污染的类型和演变煤是我国的主要燃料，在今后相当长的一段时间里，仍将是我国的主要燃料之一。2000年煤占我国燃料总量的69%，估计到2010、2020和2030年将分别占66%、62%和60%。因此，我国大部分城市的大气污染为煤烟型污染。随着汽车数量的迅速增加，我国燃油污染的比重也随之增加，城市大气污染类型逐渐由燃煤型向燃煤/汽车污染混合型转化。城市发展和产业结构城市经济的发展必然伴随着能源消耗的增加和大气污染物排放的增加。能源结构的改变和能源效率的提高、产业结构和工业布局的改变等综合因素的结果可使能源消耗与经济发展不同步增长。换句话说，城市发展可使大气质量恶化；但如措施得当，可以在发

6、展经济的同时，保持甚至改善大气质量。例如，上海的人均GDP从1990年的720美元增加到2000年的4180美元，同期大气TSP浓度却从360u降至156u。.城市化和人口特征随着经济的发展，城市化的过程加速，城市人口比例迅速增加，特别是在亚洲几个人口众多的发展中国家。例如，1975年亚洲的城市人口占总人口的25%，农村人口占75%；2000年城市人口占37%；而到2030年城市人口将占53%。我国城市人口在1952年占总人口12.5%，1970、1980、1990、1998年分别为17.4%、19.4%、26.4%和30.4%。城市人口的增加意味着暴露于城市大气污染人数的增加远高于全国人口的

7、净增长。近年来，我国城市流动人口的大量增加是大气污染流行病学研究的危险度评价面临的新问题之一。人口的年龄构成和城市老龄人口比例的迅速增加是重要的城市人口特征之一。2002年我国O-4岁组人口占24.8%,65岁以上人口组占6.9%,估计到2050年，”0-4岁人口将降至16.3%,而65岁以上人口则将增至22.7%。4疾病谱（疾病流行病学的转型）在新世纪中，亚洲低收入国家正经历着疾病谱死亡谱的流行病学转型。图2中I型疾病为传染性疾病；II型疾病为慢性非传染性疾病；III型疾病为意外伤害。图2可见，我国主要的疾病负担为慢性非传染性疾病，其中的心脑血管疾病、呼吸系统疾病（如COPD）和大气污染相关

8、。预测到2020年，我国的II型疾病所占疾病负担仍将有所上升。L.00r整豪播fT-口至疾*f-占-rj型疾病IKOIW0302019902020中国印産东鳶亚图工中国、印度、菲轴亚国家疾痢死率的Stea学杖型5.室内空气污染及人体总暴露量估计这是国内外迄今尚未能很好解决的难题。人群活动模式的确立，个体采样器的测定，主要大气污染物的相应暴露生物标志物（biomarkerofexpoure.）的建立将有助于逐步解决这一难题。应美国EPA、可再生能源研究所（NREL）的请求，我们和国家环保局、上海市环保局和上海市环境科学研究院合作，试图在国际上通用并认可的危险度评价的平台上，逐步发展和完善在一个大

9、城市进行大气污染健康危险度评价的框架（图3）.。本系列讲座将对该框架中各关键步骤加以阐述，讲座共包括六讲：第一讲：绪论；第二讲：主要大气污染物的危害认定；第三讲：暴露-反应关系的分析；第四讲：大气污染的暴露评价；第五讲：大气污染对城市居民健康危害的定量评估；第六讲：大气污染健康危害的经济分析和计算机平台的建立。城市大气污染健康危险度评价的方法第五讲大气污染对城市居民健康危害的定量评估近100年来，各国学者就大气污染物对人体健康的影响进行了很多研究，对生活和生产环境中可能遇到的暴露量（暴露浓度和暴露时间）的评估也积累了许多经验。如何把两者结合起来，定量评估大气污染对人体健康的影响是本讲着重讲述的

10、内容。流行病学研究将居民大气污染暴露与健康效应终点的变化相关联，是定量评估大气污染健康危害的基础。目前国内外用于大气污染的环境流行病学研究方法主要包括个体水平上的队列研究和群体水平上的生态学研究。前者基于个体而不是群体的特点使它更易于控制各种混杂因素的影响；后者包括地区间比较的生态学研究、现况研究、队列研究、病例对照研究，以及目前广泛使用的时间序列研究和病例交叉研究。其中队列研究和地区间比较的生态学研究多分析大气污染长期慢性暴露后的健康效应；时间序列研究、病例交叉研究多研究大气污染短期暴露的健康效应。目前，国内外流行病学研究均已证实，大气污染与居民一系列发病和死亡终点的增加有关，如呼吸系统症状

11、增加、肺功能降低、医院门急诊和入院人数增加、慢性支气管炎发病增加、长期或短期死亡率上升等（参见本系列讲座第二讲）。在这些流行病学研究的基础上，如何定量给出大气污染的健康危害，对控制大气污染、保护人民群众身体健康具有重要意义，已成为公共卫生研究的一项重要课题。本讲以国际上近年来通用的危险度评价方法为基础$建立了大气污染健康影响定量评价的方法。1材料与方法1.1基本方法采用国际上通用的危险度定量评价方法（包括危害认定、暴露评价、剂量-反应关系、评价和危险度特性阐述），对大气污染物浓度变化对居民健康的不良影响进行定量评估。1.2污染物的选择大气污染物是由诸多污染物组成的复杂混合物2000年6月1日以

12、前，我国环保部门常规监测的大气污染物包括总悬浮颗粒物（TSP）二氧化硫和氮氧化物;该日期以后，可吸入颗粒物和二氧化氮已分别替代了和总悬浮颗粒物和氮氧化物作为大气指示性污染物。由于上述大气污染物存在共同的污染源（如煤炭燃烧），因此，各污染物浓度之间存在显著的相关性（共线性）。这种共线性的存在，使得目前的流行病学研究尚不能把大气污染相关的健康效应特异地归因于某种污染物。因此，机械地把不同大气污染物计算所得的健康效应相加会引起“重复计算”、过高估计大气污染健康效应的问题。目前公认，在各种大气污染物之中，颗粒物（包括TSP、PM10以及细颗粒物PM2.5）与人群健康效应各终点的流行病学联系最为密切,再

13、结合资料的可得性，我们推荐采用目前国内广泛监测的作为PM10指示性污染物。、来估算大气污染的健康效应，这也与世卫生组织和欧盟进行大气污染健康危险度评价的选择一致。当然，各城市也可根据具体情况选择待评价的污染物。如使用高硫煤的城市，可选择SO2作为指示性污染物。1.3健康效应终点的选择大气污染相关的健康效应包括从亚临床症状、发病到死亡的一系列终点变化。我们推荐根据下列标准选择评价的健康终点：（1）优先选用我国国内已经报道的与大气污染相关的健康效应终点。对某些中文文献未见报道、而又公认与大气污染相关的健康效应，如大气污染长期暴露对人群死亡率的影响，可选用公认的国外研究资料；（2）各健康终点与大气污

14、染的关系是以定量的暴露-反应关系（如斜率、相对危险度等）表达，而不是仅仅进行定性描述；（3）部分亚临床症状、如肺功能、免疫功能的改变，由于目前难以评价这种变化对人体健康的长期影响，且难以进行相应的经济分析，故不推荐进入评价范围；（4）选择的健康效应终点，其基线资料（死亡率、发病率）要求在国内可以获得。比如活动受限日（restrainedactivitydays,RADs.）是国外进行大气污染健康影响评价经常选用的终点,但由于国内缺乏该终点的基线资料,故不推荐进入本类评价。1.4定量评价方法相对于人群来说，疾病或死亡的发生都是小概率事件，符合统计学上的泊松分布。因此，目前大气污染的流行病学研究多

15、基于泊松回归的比例危险模型（图1）;在此模型下我们假定某一大气污染物浓度下的人群健康效应值为：xa式中B暴露-反应关系系数；一污染物的实际浓度；一污染物的参考浓度；E污染物的实际浓度下的人群健康效应；一污染物的参考浓度下的人群健康效应；可见，归因于该大气污染物的健康效应即为E和的差值；同时，大气污染与人群健康终点的联系从统计学角度来说多为“弱相关”，即B值一般较小；在此条件下，如果与的差值不很大，我们可以假定图1的曲线关系为直线关系-（图2），从而简化我们的运算。直线关系下的计算公式为：同样，我们在知道了E、B、后就可以求出进而得出E和的差值。我们在此计算过程中，由于一系列的中间变量，如人群暴

16、露水平、暴露-反应关系系数、人群疾病发生频率等等，均服从于一定的统计分布而非固定点值，因此，推荐采用抽样模拟的方式来进行计算和不确定性分析，得出最终结果的统计分布及其95%可信限。1.5暴露-反应关系的选择暴露-反应关系分析把大气质量的变化和人群健康效应终点的变化相关联，是定量评价大气污染健康危害的关键之一。在确定各项大气污染相关健康结局暴露-反应关系的基础上，结合暴露评价，就可以定量估计大气污染对居民健康危害。目前，应用于大气污染健康危险度评价的暴露-反应关系，主要来源于人群流行病学研究，而非志愿者暴露实验和动物毒理学实验。研究大气污染暴露-反应关系的流行病学设计就大气污染对人群健康效应终点

17、的作用来看，可分为急性和慢性作用两种。大气污染对健康影响的急性作用观察大气污染物浓度短期波动对居民健康影响的急性作用，一般多采用时间序列(time-series)研究和病例交叉(case-crossover)研究的方法进行。尤其是时间序列模型，自20世纪90年代以来，已被广泛应用于大气污染急性暴露对各种健康效应终点的研究，并在全球不同地点、不同大气污染背景、不同人群取得了相似的结果，初步证实了大气污染物浓度的短期变化与居民逐日死亡数或发病数等健康结局密切相关。时间序列方法对同一研究人群反复观察暴露条件改变后的健康效应，因此与时间变化相关的一些变量，如年龄改变、吸烟、社会经济因素等，就不再成为研

18、究大气污染健康效应的混杂因素。这是时间序列方法的一个关键优点。近年来，一些复杂的统计模型，如广义相加模型，也被引入时间序列研究中以调整死亡的长期和季节趋势、气象因素等潜在的混杂因素。1991年，美国maclure提出病例交叉设计的概念以研究短期暴露对急性健康效应的影响；近年来，病例交叉设计已被用于研究大气污染的短期健康效应。与被广泛采用的时间序列研究相比，病例交叉设计的巧妙之处在于它是靠新颖合理的设计、而不是统计学模型来控制许多潜在的混杂因素。病例交叉设计可以看作是改良的病例对照设计，每个病例就是自己的对照；其基本思想就是比较同一研究对象在事件发生时(前)的暴露情况和未发生事件的某段时间内的暴

19、露情况。由于病例和对照是同一个体，这种方法可以有效控制个体特异性的混杂因素，如年龄、遗传、社会经济因素等。病例交叉设计的其他优点还包括由于不需要寻找对照组，减少了病例和对照特征上不一致性，可避免许多伦理学问题等。然而，病例交叉设计的一个重要缺点在于其统计效率较其他方法(如时间序列的广义相加模型等)为低。此外，一个重要的影响因素是病例交叉设计可以在任何支持“条件logistic回归”的统计软件包上进行，而广义相加模型则需要更高级的统计软件包如S-plus或高版本的SAS可运行。大气污染对健康影响的慢性作用大气污染的慢性效应研究一般采用横断面研究和队列研究的方法。横断面研究（本质上是一种生态学的研

20、究方法，它通过比较不同污染浓度地区人群的健康状况来获得其对人群健康影响的资料。生态学研究常可利用常规资料或现成资料进行，因而节省时间、人力和物力，可以很快得到结果。但由于这种生态学研究方法的局限性（生态性谬误），其对混杂因素如吸烟、职业接触史等较难控制，因此对这些资料得出的暴露反应关系的评价需慎重。队列研究）是公认的评价大气污染长期暴露对人群健康影响较为理想的方法。它首先选定一个人群，根据个体暴露于大气污染的程度将人群分组，然后测量和比较这些人群组的疾病发病率和死亡率。队列设计研究周期长，人力物力投入巨大。迄今为止，得到公认的研究大气污染长期暴露与人群死亡率关系的队列研究只有2个，即美国哈佛大

21、学6城市研究和美国癌症协会队列研究。美国环保局（EPA）和欧盟关于大气污染的健康危险度评价也基于此两个队列研究。2000年，美国EPA及健康效应研究所（HEL）重新评审了这两项队列研究的成果，进行了敏感度和不确定性分析，证实了这两项研究的可靠性。大气污染急、慢性作用的关系急性作用研究（如时间序列研究和病例交叉研究）研究的是短时间大气污染急性暴露与暴露后数天健康终点的关系，往往反映的是大气污染对已有心肺疾患等敏感弱势人群的影响，不能反映大气污染引起的全部人群效应。慢性效应研究如队列研究得出的结果，不仅包含了上述的急性效应，还包括大气污染对人群长期慢性积累的影响，如增加了人群慢性疾病的易感性和患病

22、率等，因此可以较全面地反映大气污染对人群的健康效应。同时，队列研究的自身特点也决定了只有其可以计算大气污染引起的损失人年数。$大气污染物暴露-反应关系的估计我国刚刚开展大气污染对居民健康危害的定量评价工作，上海、北京等城市已开始一些初步的探索。我们发现我国与欧美发达国家相比，一些重要的人群健康效应终点尚未见报道；同时对一些国内外均有报道的终点效应，国内外人群暴露-反应关系存在较大差异，直接引用国外的资料往往并不合适。因此，亟需在确定的各项健康终点的基础上进行暴露-反应关系分析，建立适合我国情况的大气污染与人群健康的暴露-反应关系。对大气污染物暴露与人群健康效应的暴露-反应关系分析，可按下列步骤

23、进行：相关流行病学文献资料的搜集可通过计算机联机检索中国生物医学文献数据库、美国医学索引（MEDLINE）以及相关文献追溯等途径，收集国内外公开发表的关于大气污染与居民不良健康效应关系的流行病学文献，提取大气污染物暴露-反应关系系数及其95%可信限。文献资料入选标准:（1）考虑到我国过去数十年来大气污染物浓度水平和成分变化极大，选择文献的发表年代不宜过于久远，这样才可应用于我国现在的大气污染健康危险度评价工作。（2）如可能，尽量采用我国的研究资料。只有当某些效应终点无国内文献记载，才选用国际上经专家评审过的文献的研究结果（3）文献的研究结果是以定量的暴露-反应关系（如斜率、相对危险度等）表达，

24、而不是仅仅进行定性描述。（4）文献描述的健康效应终点，可以应用于相应的大气污染健康危险度评价工作。部分临床和亚临床症状，如咯痰、气短、喘息、肺功能、新生儿低出生体重等的改变，由于难以评价其长期健康效应并应用于大气污染的健康危险度评价工作，故不推荐进入文献收集的范围。meta分析过程对某一特定健康效应终点，如果有数篇文献加以阐述，可对各研究暴露9反应关系进行F.1/综合分析，得到其均数和95%可信限。Meta分析方法是1976年由Glass首先正式提出的，它是对具有相同研究目的的多个独立研究结果进行系统的、定量的统计学综合分析的一种研究方法，是对文献资料的再分析。Meta分析过程大体分3个步：文

25、献收集评价、数据定量合并和结果评价解释。范例目前公认，在各种大气污染物之中，颗粒物（包括TSP、PM10以及细颗粒物PM2.5）与人群健康效应各终点的流行病学联系最为密切。基于此，我们采用上述的研究方法，以目前国内广泛监测的PM10作为指示性污染物，估算了大气PM10污染健康效应的暴露-反应关系。表1为PM10,每升高10ug/m3各健康终点相对危险度的meta分析结果。表IFMnife度押升高川峠出艶嚥效应笄勰点发生的相对逾险度川Affif和对施覘戊5矗口:懂性律捺戟用总死r：申抽岁1.043CK1J0260J.0610)慢性克r管炎L.ii4h0(L.dI5(i-L.CT77(i:竹性律捺

26、戟用总死r：申1.0028(1j0010d.0046)呼牧爲统住區L.BfitL.ddL(i-L.d25(i:心血管弼就隹陡l.Offi飙ijQOtiChI.GIH。内科门港：人戲LOO4X1J0019*1.0049)儿科门迄人戲l.CHB91j0014,1.004)竹性空蓟炎全人朋1.046CK1JOOOOJ.4W2G儿庄15券L.C70(i磴人沁5岁、1.004aljOOOO.I0fr0)1.6暴露评价具体参见本系列讲座第四讲1.7基线健康资料的选取基线健康资料（E）为本地区大气污染相关健康终点的实际统计资料如本地资料缺乏,则采用我国其他地区的资料或全国的资料.这些资料通常以年死亡率（发病

27、率）的形式出现.如有可能,尽量得到本地区分年龄别和分疾病别的健康资料,以进行敏感人群的大气污染健康效应评价.1.8参考浓度水平（C0）的选取参考浓度水平在部分文献中也被称作为最低分析浓度值-（lowest-assessed-level）。这里需要强调的是，c0是研究中指定作为比较参考的最低浓度水平，而不是未产生健康效应的阈下浓度值。目前的流行病学研究尚难以确定不产生健康效应的大气污染物最低浓度值。一般而言，大气污染相关的健康危险度评价中，c0可以有以下选择：零值、本地区大气污染物浓度的自然背景值、流行病学文献中观察到的最低作用浓度值（或最高无作用浓度值）以及政府或政府间机构制订的卫生标准（如我国的大气质量标准、美国环保局的大气质量标值、世界卫生组织的大气质量指导值等）由公式（1）、（2）可见，不同Co的选择会显著影响大气污染健康危险度评价的结