PM和O3对人群健康的独立影响与阈浓度值选择

（一）大气污染物

大气污染物是由诸多污染物组成的复杂混合物，如：PM、SO2、NO2、O3、CO等。由于这些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共线性，目前流行病学研究方法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”，并导致对大气污染健康效应的高估。

一般地，PM和O3是国际上大气污染疾病负担评价中最常用的污染指标，原因可能如下。

（1）大量的毒理学研究和人群流行病学研究，尤其是多中心前瞻性队列研究，已经证实这两种污染物具有独立的健康危害。截至目前，“美国国家发病率、死亡率和空气污染研究（NMMAPS）”、“Medicare空气污染研究（MCAPS）”、“空气污染与健康：一个欧洲的研究方法（APHEA）”、“中国大气污染健康效应研究（CAPES）”等大规模、多中心的时间序列研究显示，短期暴露于PM和O3能显著升高人群的死亡率和发病率。更为重要的是，哈佛六城市（HSC）队列研究、美国癌症协会（ACS）队列研究、欧洲大气污染健康效应队列研究（ESCAPE）等大规模的多中心流行病学研究已经证实了长期暴露于颗粒物可以显著升高人群的死亡率和发病率。目前，仅ACS队列研究发现了长期暴露于O3可显著升高人群死亡率。无论是短期暴露健康研究，还是长期暴露健康研究，大多研究发现在多污染物模型中，在调整其他污染物的混杂作用后，PM和O3仍具有显著的健康危害。因此，可以认为PM和O3具有独立、显著的人群健康危害。

（2）这两种污染物之间共线性一般较低，且来源具有一定独立性和代表性。PM来源复杂，主要包括燃煤燃烧、交通尾气、扬尘、二次污染等；O3除自然来源外，主要来源于交通尾气相关的二次污染。因此，这两种污染物来源具有一定的差别，共同构成了大气污染的主要来源。

（二）暴露人口与暴露水平

理论上，可对所有暴露于空气污染的人群进行疾病负担评价，但需要结合暴露数据的可及性，以及疾病负担评价所需其他参数数据的可及性，选择合适的暴露人口范围。传统上，疾病负担评价主要依赖于环境固定监测站的监测结果。由于大规模的大气污染常规监测仅在城市地区进行，因而一般以城市居民作为评价对象。通常以该区域内的所有合格监测站的监测浓度均值作为该城市居民的平均暴露水平。但是，由于每个人的时间地点活动模式不同，每个人的真实暴露水平可能并不与监测站的浓度相等，因此这会带来明显的暴露测量误差问题。

近年来，由于大气污染暴露模拟技术的快速发展，借助土地利用回归模型、大气化学模式、卫星遥感反演等技术，已能实现对一定空间分辨率范围内（如3 km ×3 km）的居民进行暴露评估。这就使得暴露评价技术往个体暴露方向前进了一大步。同时，这些技术也使得在农村地区或其他固定监测站点分布很少的地区开展大气污染暴露评价有了可能。例如，《全球疾病负担2010》中已利用这些技术，定量评估了全球每10km×10km网格内居民暴露于PM2.5和O3的年平均水平。

某城市或地区的暴露人口数据通常来自于人口统计年鉴或人口普查等，通常较易获得。但是，细小空间单位（如10 km×10 km网格）内的人口统计资料往往不易获得。

（三）阈浓度

阈浓度，又叫清洁浓度或参考浓度，即不被认为具有显著健康危害的浓度水平。如何选择合适的阈浓度值尚有争议。在大气污染健康危险度评价中，通常有以下四种选择：

（1）零值。即任何浓度下的空气污染均会造成健康危害，这符合科学研究中所广泛发现的“空气污染健康效应无阈值”的现象。但是，估计的结果偏高，应用较少。

（2）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）。世界银行在2007年发布的我国环境污染疾病负担报告，便是采用了这一做法，以美国ACS队列研究中观察到空气污染有害效应的最低浓度（15 μg/m3）作为评估我国大气污染疾病负担的阈浓度。

（3）本地区大气污染物浓度的自然背景值。这种做法具有一定的缺陷，因为区域污染的存在使得难以准确测量一个地区的自然背景水平，而且尚无法证明自然背景水平的污染对健康的无害性。采用这个选择算得的结果偏低，应用较少。

（4）政府发布的大气质量标准或世界卫生组织发布的空气质量指导值（AQG）。一般而言，AQG建议的空气质量基准值是完全基于科学证据的，而政府发布的空气质量标准还考虑了本国国情和可行性等因素，因而基准值一般低于标准限值。目前大部分的疾病负担研究采用了这种阈值。比如AQG建议的PM2.5年均值为10 μg/m3，美国国家环境空气质量标准（NAAQS）中PM2.5为13 μg/m3，我国环境空气质量标准（GB3095—2012）为35μg/m3。(www.xing528.com)

（四）健康结果

大气污染的健康效应包括从亚临床症状、发病到死亡的一系列变化。研究者可以选择感兴趣的健康结果进行疾病负担评价。一般地，拟评估的健康结果应是有流行病学文献证实与某大气污染物相关的，且有定量的暴露-反应关系系数。此外，为满足疾病负担评价的需要，该健康结果应有可靠的人群发生率资料，如死亡率和发病率。可从卫生统计年鉴或专项调查等途径收集某健康结果的发生率资料，注意需要收集一般人群中的发生率，有特殊目的的除外。

（五）暴露-反应关系系数

在确定污染物与健康结果后，暴露-反应关系的选取至关重要。暴露-反应关系系数来源于人群流行病学研究资料。一般可依据下列原则选择暴露-反应关系系数。

（1）对于研究设计，由于慢性健康效应研究通常反映了长期累积暴露的健康危害，病因推断能力较强，而急性健康效应仅反映了短期急性的暴露对健康事件的“诱发”或“恶化”，不能反映大气污染导致健康结果从无到有的发生发展过程，因此，一般优先选择来自慢性健康效应的暴露-反应关系系数。从病因推断的角度来讲，前瞻性队列研究＞回顾性队列研究＞病例对照研究＞横断面研究。对于发病指标，由于目前缺乏足够的慢性健康效应研究，有时候也选用急性健康效应的结果，如时间序列研究或病例交叉研究。

（2）对于研究地点，优先选用本地的研究。如果本地没有符合要求的研究报道，可选用全国水平的多中心研究，或同一国家内的其他城市的研究结果。如果所在国家均无任何研究报道，可选用国外的研究结果。

（3）对于研究规模，优先选用纳入城市较多、样本量较大的多中心研究。

（4）对于研究时间，优先选用发表时间或完成时间较新的研究。

（5）对于发表期刊，在其他条件近似的情况下，优先选用高影响力期刊发表的研究。

（6）对于生态学上急性健康效应研究，优先选择时间序列研究，其次是病例交叉研究。

（7）基于医院的急性健康效应研究，由于急诊不受预约、床位数的影响，优先选择基于急诊的研究。

（8）对于同一污染物与健康终点的关系，若有多项符合要求的研究入选，可采用Meta分析的方法，对各个研究的暴露-反应关系系数进行合并。

参考以上原则，从符合要求的流行病学文献中提取污染物与健康结果的暴露-反应关系系数及其95%CI。