3 基本信息
ICS 13.040
C 51
WS
中華人民共和國衛生行業標準WS/T 666—2019《大氣污染人羣健康風險評估技術規範》（Technical specifications for health risk assessment of ambient air pollution）由中華人民共和國國家衛生健康委員會於2019年7月22日《關於發佈〈大氣污染人羣健康風險評估技術規範〉推薦性標準的通告》（國衛通〔2019〕9 號）發佈，自2020年1月1日起施行。
4 發佈通知
關於發佈《大氣污染人羣健康風險評估技術規範》推薦性標準的通告
國衛通〔2019〕9 號
現發佈推薦性標準《大氣污染人羣健康風險評估技術規範》，編號和名稱如下：
WS/T 666—2019 大氣污染人羣健康風險評估技術規範
該標準自2020年1月1日起施行。
特此通告。
國家衛生健康委員會
2019年7月22日
5 前言
本標準按照GB/T 1.1—2009給出的規則起草。
本標準起草單位：中國疾病預防控制中心環境與健康相關產品安全所、四川省疾病預防控制中心、江蘇省疾病預防控制中心。
本標準主要起草人：徐東羣、韓京秀、常君瑞、王秦、孟聰申、陳曦、劉靜怡、李亞偉、李成橙、陳晨、陽曉燕、徐春雨、李娜、劉喆、李韻譜、張麗、丁震。
6 標準正文
6.1 1 範圍
本標準規定了進行大氣污染健康風險評估的基本原則、工作流程、評估方法和要求、評估結果的應用及評估報告框架。基於人羣特徵資料的健康風險評估方法適用於可獲得人羣監測數據及流行病學資料的情況下，開展基於人羣暴露特徵和流行病學資料的人羣健康風險評估。基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估方法適用於缺乏人羣監測數據及流行病學資料的情況下，開展基於大氣污染物濃度和毒性資料的人羣健康風險評估。
本規範適用於地方、區域和國家層面開展大氣污染人羣健康風險評估。
6.2 2 規範性引用文件
下列文件對於本文件的應用是必不可少的。凡是注日期的引用文件，僅所注日期的版本適用於本文件。凡是不注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改單）適用於本文件。
WHO 2016 Health risk assessment of air pollution – general principles. Copenhagen: WHO Regional
Office for Europe; 2016（空氣污染健康風險評估——一般原則. 哥本哈根，世界衛生組織歐洲區辦事處，2016）
EPA/630/P-03/001Guidelines for Carcinogen Risk Assessment（致癌物風險評估指南，美國環保署）
6.3 3 術語和定義
下列術語和定義適用於本文件。
3.1
暴露 exposure
3.2
人羣特徵 population characteristics
包括人羣暴露特徵、人口統計學特徵和大氣污染暴露對人羣的健康影響特徵等。
3.3
健康風險 health risk
也稱危險度，即在特定的暴露情況下，某大氣污染物能引起人羣健康危害，出現毒性效應，產生疾病甚至死亡的概率，或者是因暴露於大氣污染物發生不良效應的預期頻率。
3.4
健康風險評估 health risk assessment；HRA
按一定準則，對大氣污染物作用於特定人羣所產生的有害健康效應進行綜合定性、定量評估的過程。
3.5
危害識別 hazard identification
通過對流行病學和毒理學研究資料的充分分析，確定在一定暴露條件下，大氣污染物是否會產生健康危害及有害效應的特徵。
3.6
暴露—反應關係評估 exposure-response assessment
對人羣大氣污染物暴露水平及其產生的某種健康效應發生率或嚴重程度之間關係的評估。
3.7
暴露評估 exposure assessment
對特定污染物暴露特徵（包括暴露的濃度、時間、頻率等）和暴露人羣特徵（包括人羣的年齡、性別、易感性等）的綜合評估。
3.8
風險表徵 risk characterization
根據一定的原則和定量計算方法，對某大氣污染物造成暴露人羣健康效應的反應概率或預期危害程度的概率進行的估計和預測。
3.9
參考限值 cut-off value
3.10
參考濃度 reference concentration；RfC
人羣（包括敏感亞人羣）終生暴露於某種大氣污染物，預期發生非致癌或非致突變有害效應的風險低至不能檢出的濃度。
3.11
3.12
人羣在經歷如室內、室外，工作環境、居住環境等不同類型微環境的暴露後，在多種微環境中經吸入途徑暴露於單一非致癌大氣污染物危害商的和。
3.13
吸入單位風險 inhalation unit risk；IUR
在整個生命週期中持續不斷地經呼吸道暴露於某一特定濃度大氣致癌物所增加的癌症發生風險。
3.14
超額致癌風險 excess carcinogenic risk
3.15
篩選濃度 screening concentration
特定條件下，具有致癌或非致癌效應的某種大氣污染物在特定致癌風險或危害商下，根據計算公式獲得的對應濃度。
3.16
同一健康效應在兩種不同暴露情況下的發生率之比，即暴露組的危險度與對照組的危險度之比。
3.17
Meta 分析 Meta-analysis
一種用於定量地合並多個有關研究的結果以獲得能夠代表這些研究的平均結果的統計學方法。
3.18
期望壽命 life expectancy
是指某年齡的人預期尚能存活的年數，是評價居民健康狀況的主要指標。
3.19
疾病負擔 burden of disease
疾病、傷殘和過早死亡對整個社會經濟及健康的壓力。
3.20
指因早死所致的壽命損失年。
3.21
健康壽命損失年 years lost due to disability；YLD
3.22
傷殘調整壽命年disability adjusted life year；DALY
是指從發病到死亡所損失的全部健康壽命年，包括因早死所致的壽命損失年和疾病所致傷殘引起的健康壽命損失年兩部分。
3.23
不確定性 uncertainty
在健康風險評估過程中，由於人類知識、評估方法和現有數據等的不足，造成評估結果的偏性。
3.24
可接受風險水平 acceptable risk level
對暴露人羣產生的不良或有害健康效應的風險處於可接受水平，包括大氣中致癌物的可接受致癌風險水平和非致癌物的可接受危害商。
6.4 4 總則
6.4.1 4.1 評估的基本原則
6.4.1.1 4.1.1 問題明確
6.4.1.2 4.1.2 人羣資料優先
在有人羣資料時，優先使用人羣資料，在健康效應選擇中，應遵循最敏感效應原則，優先選擇最敏
感的關鍵健康效應終點；在無人羣資料時，可利用大氣污染物濃度和毒性資料進行健康風險評估。
6.4.1.3 4.1.3 科學合理
評估方法應與當前的科學水平相一致，具有合理性、準確性、通用性和有效性。
6.4.1.4 4.1.4 可操作性
有可以獲取的數據資源，以及符合質量要求的數據。有適宜的評估工具或軟件。
6.4.1.5 4.1.5 過程透明
風險評估方法、假設和使用的默認值均應明確記錄，使用便於理解的圖、表或方程式，進行描述和展示。
6.4.1.6 4.1.6 結果完整
風險評估結果的描述應全面、清楚、簡明扼要，包括評估的整體優勢、結果的不確定性和結論的侷限性。
6.4.2 4.2 評估流程
6.4.3 4.3 提出問題
開展大氣污染人羣健康風險評估前，根據大氣污染暴露導致的健康危害，確定能夠通過風險評估解決的問題，且該問題的解決能夠體現受影響人羣的利益。
6.4.4 4.4 制定計劃
6.4.4.1 4.4.1 確定評估範圍
確定有風險的目標人羣，以及是否需要考慮目標人羣的亞羣，如某些特定的年齡組（兒童或老年人）、易患特定疾病的人、特定職業或特定的社會經濟羣體等，以此確定評估的目標人羣和地域範圍。
6.4.4.2 4.4.2 確定關注的健康影響和健康結局
如死亡、住院、特定疾病的發病或工作損失等，並確定評估急性或慢性影響。
6.4.4.3 4.4.3 確定待評估的大氣污染物
精確描述暴露。如果使用直接測量獲得的空氣質量數據，需要明確監測數據的類型，如城市背景點、
交通排放點或固定工業測量點等。如果利用模型評估暴露，需要明確暴露人羣和地理範圍。
6.4.5 4.5 選擇方法
6.4.5.1 4.5.1 明確數據資源
根據所選擇的方法和工具，判斷是否有大氣污染人羣健康風險評估需要的數據資源，以及是否有符合質量要求的數據。
6.4.5.2 4.5.2 確定空間和時間分辨率
判斷所選擇的方法和工具需要的大氣污染和健康相關數據的空間和時間分辨率。空間分辨率是城市中的特定地點、城市、特定的區域或全國等；時間分辨率是每小時、每日或每年，或是在特定事件發生前、中、後的期間等。
6.4.5.3 4.5.3 確定評估人羣範圍
判斷受到大氣污染引起的特定健康結局的人羣範圍以及可以收集健康結局的基線統計數據，確定在特定健康結局中觀察到的由大氣污染或空氣質量變化引起的不良健康影響或變化，判斷可供比較的對照區相關數據。
6.4.5.4 4.5.4 選擇方法
根據數據資源的可用性以及特定的評估情景，選擇適宜的大氣污染健康風險評估方法。如能獲得人羣暴露和健康效應數據，或通過人羣流行病學研究獲得暴露—反應關係係數，則開展基於人羣特徵資料的風險評估；如無法獲得人羣資料，但可獲得大氣污染物濃度和毒性資料，則開展基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估。
6.4.6 4.6 反饋程序及下一步工作
如果根據提出的問題和選擇的方法和工具，數據資源可用性符合要求，就可以繼續進行大氣污染人羣健康風險評估。
如果數據資源可用性不滿足要求，則需要改進數據收集，或選擇不同的工具，或重新提出問題。若以上三種方式均不能解決，則終止大氣污染人羣健康風險評估工作。
制定大氣污染人羣健康風險評估計劃時的選擇順序和反饋程序見圖 2。
6.4.7 4.7 評估實施
6.4.7.1 4.7.1 危害識別
基於人羣特徵資料的風險評估，根據現有研究報道選擇有明確健康危害的大氣污染物，確定待評估大氣污染物的健康效應。基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估，根據大氣污染物的理化和毒性資料，確定致癌和非致癌風險。
6.4.7.2 4.7.2 暴露—反應關係評估
基於人羣特徵資料的風險評估，可以通過文獻檢索收集暴露—反應關係係數；或開展調查或監測，收集人羣的大氣污染物暴露數據、人羣健康數據以及其他相關影響因素數據，通過統計學分析獲得風險評估所需的暴露—反應關係係數。基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估，可以通過文獻或數據庫查閱致癌污染物的呼吸暴露風險因子或非致癌污染物的參考濃度。
6.4.7.3 4.7.3 暴露評估
基於人羣特徵資料的風險評估，可以直接利用地面監測獲得的大氣污染物濃度，也可以利用衛星遙感、全球化學傳輸模型、土地利用迴歸模型和高分辨率局部擴散模型等，與地面監測數據結合，評估目標人羣對特定大氣污染物的暴露水平。輸入工具的數據包括人口學數據和大氣污染物濃度、氣象等相關數據。基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估，選擇模型和參數計算暴露濃度，並根據暴露時間計算暴露量。
6.4.7.4 4.7.4 風險表徵
基於人羣特徵資料開展的大氣污染健康風險評估，需要利用暴露—反應關係係數，估算出暴露—反應關係係數β、相對危險度（relative risk，RR），或單位大氣污染物濃度升高所引起的健康結局風險增加（excessive risk，ER），三者之間可以通過公式進行轉換。評估結果通常用可歸因的超額死亡人數或超額患/發病數、壽命損失年（years of life lost，YLL）、傷殘調整生命年（disability-adjusted life years，DALY）或歸因於暴露大氣污染而導致的期望壽命（life expectancy）的變化等反映不同健康狀態的一組指標報告。基於大氣污染物濃度和毒性資料開展的人羣健康風險評估，需要利用呼吸暴露風險因子或非致癌污染物的參考濃度。通過特定的計算公式，估算大氣污染物的致癌或非致癌風險。評估結果通常用致癌風險或危害商等指標報告。
無論利用哪種方法進行健康風險評估，報告結果的同時均需要進行不確定性分析，清楚地表達關鍵發現即風險的性質和程度，及其優點和侷限性。風險表徵是對前面三部分信息的集成，包括關於風險的完整信息及對決策者有用的總體結論。
6.4.8 4.8 評估的不確定性來源
6.4.8.1 4.8.1 大氣混合污染
儘管大氣污染人羣健康風險評估已經有了很大的進步，但由於大氣污染物是一種複雜的混合物，觀察到的大氣中單一污染物的健康影響可能（或部分）歸因於混合物中的其他污染物，這些都會產生不確定性。
6.4.8.2 4.8.2 基線疾病負擔
由於各種原因，死亡或疾病病例的數量可能是不確定的，特別是對來自多個地區的數據進行合併時，就會帶來不確定性。此外，在對未來人口規模和死亡進行預測時，也會產生不確定性。
6.4.8.3 4.8.3 暴露水平
由於地面監測站不能覆蓋完整的地理區域，需要依賴模型估算暴露，而模型是基於一組假設建立的，所以估算的暴露與真實的大氣污染物濃度不可能完全一致；即使地面監測能夠全面覆蓋，但人羣暴露水平是以特定地點進行的測量或以特定區域的平均暴露水平代表目標人羣的暴露，並非目標人羣的真實暴露水平；而且目標人羣中的個體所處位置和活動模式也存在較大差異，這些均會產生不確定性。
6.4.8.4 4.8.4 暴露—反應關係係數
來源於流行病學研究的暴露—反應關係係數，其研究假設不可避免地會導致結果的不確定性。另外，大多數流行病學研究是在發達國家進行的，其暴露水平並不能代表我國的情況；健康結局也不僅僅受大氣污染的影響，如在評估大氣污染造成的超額死亡時，其他因素導致的死亡也會產生不確定性。
6.4.8.5 4.8.5 參考限值的選擇
在不同的大氣污染人羣健康風險評估中，可以選擇不同的參考限值，如國家環境空氣質量標準或WHO空氣質量指南中的階段目標值或準則值，也可以是流行病學研究中觀察到的最低濃度等。這些也會導致評估結果的不確定性。
6.4.8.6 4.8.6 模型簡化
6.4.9 4.9 風險評估報告
風險評估報告應包括風險評估流程中提出問題，制定計劃，選擇方法，按照四步法實施評估並給出評估結果、不確定性的詳細描述以及各部分不確定性對結果的影響、分析評估方法的優勢和評估結論的侷限性，最後針對需要解決的問題給出決策建議。評估案例見附錄A，報告模板見附錄B。
6.4.10 4.10 評估結果的應用
儘管評估結果存在以上不確定性，但仍可以提供有效的定量結果。因此，獲得評估結果後，應針對需要解決的問題，提出採取行動的建議。尤其是針對過去或當前暴露於大氣污染的健康風險評估結果，可以及時反映採取大氣污染治理措施前後健康風險變化，爲調整和改變大氣污染控制政策及風險管理提供科學依據。同時結果的不確定性分析可以提醒決策者在應用時平衡信息。
6.5 5 基於人羣特徵資料的健康風險評估
6.5.1 5.1 工作流程
根據總則要求，在可獲得人羣暴露信息、人口信息和人羣大氣污染暴露健康影響流行病學資料的情況下，選擇基於人羣特徵資料的風險評估方法。工作流程見圖3。
6.5.2 5.2 評估方法及要求
6.5.2.1 5.2.1 危害識別
6.5.2.1.1 5.2.1.1 確定評估的大氣污染物
篩選現有研究中對人羣產生健康危害的大氣污染物，並根據人羣暴露濃度，確定存在健康風險的待評估大氣污染物。GB3095中規定的基本監測項目包括二氧化硫（SO2）、二氧化氮（NO2）、一氧化碳（CO）、臭氧（O3）和顆粒物（PM10、PM2.5），其他項目包括總懸浮顆粒物（TSP）、氮氧化物（NOx）、存在於總懸浮顆粒物中的鉛及其化合物、存在於PM10或PM2.5中的苯並[a]芘，以及鎘（Cd）、汞（Hg）、砷（As）、六價鉻（Cr（VI））和氟化物（F）等。此外，大氣污染物還包括揮發性有機物（VOCs），顆粒物上吸附的其他多環芳烴、金屬和類金屬元素以及水溶性離子等。
6.5.2.1.2 5.2.1.2 確定評估的健康效應終點
根據關鍵詞檢索相關文獻資料，通過對國內外相關研究的調研，確定健康風險評估的健康效應終點。除非有特定目的，否則應遵循最敏感效應原則選擇健康效應終點。
人羣健康狀況指標包括生理生化指標、功能性指標、症狀體徵、發病/患病以及死亡等。在有衛生健康部門常規監測或者登記的死亡、醫院和急救中心就診數據的，可收集每日的人羣各類疾病如呼吸系統、心血管疾病等的發病/患病或者死亡數據。根據現階段研究成果，在大氣污染健康風險評估中健康效應終點包括心血管系統損傷、呼吸系統損傷、生殖和發育方面的損傷、中樞神經系統損傷、癌症及死亡等。
可從以下途徑收集人羣健康資料：
a) 人羣死亡：死因監測數據可從公安、民政和衛生部門等收集。
b) 人羣患病：醫療衛生機構門診、急診和住院數據可從醫療信息中心或者醫療機構的信息系
統、住院首頁、門診登記等收集。
c) 人羣發病：可從人羣健康調查或疾病發病登記資料中獲取。
d) 人羣生理生化或功能性指標：可通過健康體檢、健康調查等方式收集。收集數據時，要求：
a) 數據來源部門穩定，同一部門內數據收集或者調查方式、診斷標準和質控措施一致。
b) 覆蓋的人羣範圍應相對固定，並應與暴露數據的時空覆蓋範圍一致。健康效應終點明確，並應按照國際上通用的最新版 ICD 編碼進行疾病歸類。
6.5.2.2 5.2.2 暴露—反應關係評估
6.5.2.2.1 5.2.2.1 暴露—反應關係係數的收集
暴露—反應關係係數（β 值、RR 值或 ER 值等）主要來源於人羣流行病學研究。可通過查閱公開發表的科技文獻、國際組織或其他國家相關機構權威網站的研究報告，直接獲取所需的大氣污染物與人羣健康狀況指標暴露-反應關係係數。
暴露—反應關係係數應根據評估的目的，選擇慢性或急性健康影響的相關係數，並且考慮地域差別，即優先選擇所評估地區、城市、區域或類似地域範圍內的資料。同一健康效應有多篇人羣流行病學報道時，應將結果進行 Meta 分析後採用。對於缺乏流行病學調查資料的，應開展流行病學調查或相關監測，收集既往人羣的暴露濃度和健康狀況，進行大氣污染對人羣的健康影響暴露—反應關係的評估。
6.5.2.2.2 5.2.2.2 暴露—反應關係係數的評估
在未收集到暴露—反應關係係數的情況下，可開展調查或監測，收集人羣的大氣污染物暴露數據、人羣健康數據以及其他相關影響因素數據，通過統計學分析獲得風險評估所需的暴露—反應關係係數。大氣污染的急性健康影響，可採用時間序列研究或病例交叉研究等；大氣污染的慢性健康影響可採用隊列研究或橫斷面研究等；也可進行多中心或多個相關研究結果的Meta分析，並利用該結果。在評估過程中，大氣污染物暴露數據及人羣健康數據之間的時空覆蓋範圍應一致。
5.2.2.2.2 時間序列研究
時間序列研究可使用廣義線性模型（generalized linear model，GLM）或廣義相加模型（generalized additive model，GAM）等，獲取暴露—反應關係係數（β值或RR值）和超額相對危險度（ER值），用於後續的人羣健康風險評估。
GLM模型的一般形式如式1所示：
式中：
𝐸(𝑌𝑡)——在t日的居民健康結局發生數；
𝑍𝑡——在t日污染物的濃度；
n𝑠——自然平滑樣條函數；
𝑑𝑓——自由度；
𝑡𝑖𝑚𝑒——日期變量，對時間選擇合適的𝑑𝑓值可以有效地控制污染—健康序列數據的長期波動和季節性波動趨勢；
𝑋𝑡——t日的氣象因素，包括日平均溫度和日平均相對溼度等；
𝑖𝑛𝑡𝑒𝑟𝑐𝑒𝑝𝑡——殘差。
5.2.2.2.3 病例交叉研究
病例交叉研究（case-crossover study）可使用條件logistic迴歸分析，模型的一般形式如式2所示：
式中：
X1、X2、X3…XP——各協變量，包括大氣污染物和氣象因素等；
5.2.2.2.4 隊列研究
隊列研究可以直接計算出研究對象健康結局的發生率，因而能夠直接計算出暴露組與非暴露組之間的率比和率差，即相對危險度RR和歸因危險度AR。
5.2.2.2.5 橫斷面研究
橫斷面研究可使用線性相關與迴歸、Logistics迴歸、廣義線性模型、廣義相加模型和生存分析、主成分分析等，獲得暴露—反應關係係數。
在使用多因素線性迴歸進行分析時，應注意多因素線性迴歸要求預測值與因變量值的差值（即殘差）服從正態分佈。
Logistic模型中自變量的選擇，應在統計分析的基礎上，結合專業知識，從可解釋性、簡約性、變量的易得性等方面，選出―最佳‖模型，主要有三種方法：前進法、後退法和逐步法。
6.5.2.3 5.2.3 暴露評估
6.5.2.3.1 5.2.3.1 收集或監測大氣污染物濃度
收集生態環境部門的監測數據或爲特定目的開展監測、調查或研究獲得大氣污染物濃度數據，包括SO2、NO2、PM10、PM2.5、CO、O3以及其他大氣污染物或顆粒物成分等的日均、月均或年均濃度等。
大氣污染物濃度數據優先採用國家或地方生態環境部門的環境空氣質量監測數據。如果無法獲得評估範圍內環境空氣質量監測數據，對於位於環境空氣質量二類區的，各環境空氣污染物的濃度可選擇符合 HJ 664 規定，並且與評估範圍地理位置鄰近，地形、氣候條件相近的環境空氣質量城市點的監測數據。對於位於環境空氣質量一類區的，各環境空氣污染物的濃度應取符合 HJ 664 規定，並且與評估範圍地理位置鄰近，地形、氣候條件相近的環境空氣質量區域點或背景點的監測數據。
大氣污染物濃度數據應符合完整性、準確性、規範性和有效性要求。
數據完整性和有效性：數據應滿足計算日平均值、季均值、年均值的要求，具體參見GB3095。
數據的準確性：數據的最大值、最小值、離羣值以及相關污染物之間的關係應符合邏輯。
6.5.2.3.2 5.2.3.2 收集或調查暴露人口數據
人口資料包括監測城市的常住人口統計資料和戶籍人口統計資料兩類。一般以常住人口數估算大氣污染暴露的人羣範圍。可從歷年的《中國統計年鑑》的人口部分，或當地公安部門的人口統計資料，或開展健康監測、調查或者登記的衛生健康部門獲取。人口數據應與大氣污染暴露的範圍以及處於健康風險的人羣範圍相一致。
6.5.2.3.3 5.2.3.3 評估人羣暴露量
直接利用地面環境空氣質量監測數據進行暴露評估。對城市總體人羣的暴露評估，可以直接利用地面環境空氣質量監測數據，在評估城區人羣的暴露水平時，應剔除清潔對照點的空氣污染物監測數據。
5.2.3.3.2 模型評估
根據地面監測獲得的環境空氣污染物濃度，利用各種評估模型如擴散模型（dispersion models）、土地利用迴歸模型（land use regression models，LUR）等還可以獲得空間分辨率更精細的環境空氣污染物濃度。
6.5.2.4 5.2.4 健康風險表徵
6.5.2.4.1 5.2.4.1 收集人羣健康指標基線數據
人羣疾病或者死亡等健康結局的基線數據，即在大氣污染暴露較低情況下，人羣疾病或死亡的發生率。可從統計年鑑、專項調查、科學研究等公佈的結果中獲取。應儘可能收集未暴露大氣污染情況下人羣的基線發生率，以準確評估健康風險。當無法獲得時，可使用實際發生率代替基線發生率。
6.5.2.4.2 5.2.4.2 評估模型
5.2.4.2.1 健康風險評估的通用模型
將各種濃度範圍的大氣污染數據與流行病學參數，如目標人羣大氣污染暴露所致健康結局的相對危險度（relative risk，RR）、健康結局的基線發生率（1/105）、人羣歸因危險度比例（attributable proportion，AP）相關聯，計算歸因於大氣污染暴露的疾病發生率、住院率和死亡率等，再結合暴露人口規模，可估計歸因於大氣污染暴露造成的病例數或死亡人數。
人羣歸因危險度比例即歸因於大氣污染暴露部分的人羣健康結局發生率占人羣總發生率的比例，其公式爲：
式中：
AP——歸因於大氣污染暴露部分的人羣健康結局發生率占人羣總發生率的比例；
RR（c）——目標人羣暴露於大氣污染物發生健康結局的相對危險度；
P（c）——暴露人羣在目標人羣中所佔比例。
在進行城市大氣污染健康風險評估中，通常假設城市人羣均暴露於大氣污染物中，即P（C）=1。
式3可簡化爲：
根據目標人羣健康結局的基線發生率（baseline incidence，BI），可通過下面公式計算人羣歸因於大氣污染暴露導致的健康結局的發生率（IE）：
結合目標人羣的數量（N），可以通過下式估計可歸因於暴露的健康結局的發生數（NE）。
在短期暴露的急性健康風險評估中，應使用時間序列研究或病例交叉研究所獲得的相對危險度值，即將大氣污染物每升高1個單位對健康結局所產生的相對危險度（RR）帶入式7，可估算由大氣污染造成的超額死亡數（可避免死亡數）或超額患/發病數（可避免患/發病數）。
式中：
𝛽——暴露—反應關係係數，即污染物每升高1個單位，人羣增加的健康結局風險的對數值。通常利用多因素分析和Meta分析確定暴露—反應關係係數；
人羣死亡的發生屬於小概率事件，符合統計學上的Possion分佈。當暴露的差值不是很大時，則假定Possion比例風險模型曲線關係爲直線關係，其關係式爲：
式中：
∆X——超額死亡人數；
𝑋——擬評估地區每日死亡人口數；
𝐶0——參考濃度。
在進行大氣污染人羣健康風險評估時，可根據風險評估的目的選擇適當的參考濃度。參考濃度通常可以選擇國家環境空氣質量標準限值或WHO空氣質量準則推薦的階段目標值或準則值。
在長期暴露的健康風險評估中，應使用隊列研究或橫斷面研究獲得的暴露—反應關係係數。在隊列研究中，可以獲得暴露人羣與非暴露人羣的相對危險度（RR）。相對危險度爲暴露組與非暴露組的健康結局發生率之比，在評估人羣範圍固定的情況下，假設人羣總人數未發生改變，則：
式中：
∆X——超額健康結局發生數；
X0——沒有大氣污染影響或者大氣污染物濃度達到國家標準時的健康結局發生數；
RR——相對危險度，在隊列研究中，爲暴露組與未暴露組的健康結局發生率之比。
在病例-對照研究中，如果病例和對照都是各自有代表性的樣本，且發病/患病率小於5%時，比值比（odds ratio，OR）OR≈RR，則也可使用OR值進行風險評估。
慢性健康風險評估，可以獲得基線死亡率的情況下，可採用基於Possion迴歸的COX比例風險迴歸模型估算過早死亡人數（ΔX）。與參考濃度（C0）相比，在污染物濃度爲C的情況下，人羣超額死亡數計算公式如下：
式中：
𝛽——暴露—反應關係係數，即大氣污染物每升高1個單位，人羣死亡風險的增加。通常利用多因素分析和Meta分析確定暴露—反應關係係數；
C——污染物濃度；
C0——參考濃度，可根據風險評估的目的選擇，通常爲國家環境空氣質量標準限值或WHO空氣質量指南推薦的階段目標或準則值。
WHO在2014年制訂了《地區、國家和國際開展空氣污染健康風險評估的方法和工具》，給出了目前可供利用的工具和評估模型，如AirQplus（AirQ+）、Environmental Benefits Mapping and Analysis Program – Community Edition （BenMAP-CE）、Co-benefits Calculator等。可根據評估工作中的數據基礎和數據特點，選擇適宜的風險評估工具或模型，開展風險評估工作（附錄C）。
6.5.2.4.3 5.2.4.3 評估結果闡述
5.2.4.3.1 評估現有污染程度下大氣污染暴露導致的健康風險闡明現有污染狀況下，由大氣污染造成的超額死亡數或超額患/發病數。
5.2.4.3.2 未來情景健康風險預估
闡明在未來暴露情景下，人羣因大氣污染暴露所導致的健康風險。與當前暴露情景相比，給出未來大氣污染水平發生變化後，人羣健康風險將發生的變化。
闡明不同大氣污染程度下的人羣健康負擔，通過比較污染控制前後健康負擔的減少，給出大氣污染防治政策或措施的健康收益。
6.5.2.4.4 5.2.4.4 不確定性分析
5.2.4.4.1 模型的不確定性
在大氣污染定量健康風險評估模型中，模型的穩定性受所採用的參數的不確定性影響，除後面要介紹的暴露評估和暴露—反應關係係數的不確定性外，還受人羣基線健康數據的可獲得性、參考濃度的選擇等影響。鑑於城市大氣污染爲全人羣暴露，很難獲得該人羣非污染暴露下的基線健康狀況，往往用現有實際發生率代替，可能會高估人羣的健康風險。參考濃度的選擇需要考慮評估目的和現有條件，不同評估者選擇不同的參考濃度也會得出不同的風險評估結果。
直接採用地面監測站點獲得的大氣污染物濃度進行暴露評估，由於沒有考慮室內空氣污染物對暴露的貢獻，以及室內外濃度及成分的差異，可能低估人羣的實際暴露水平，增大暴露評估的不確定性，甚至在一定條件下會引起評估結果偏倚。
大氣污染對健康影響的暴露—反應關係係數多來源於人羣流行病學資料，儘管考慮了大氣污染物的特徵，但並未考慮目標人羣健康危害的個體差異，因此評估方法本身具有不確定性。計算短期暴露急性健康影響暴露—反應關係係數的時間序列研究屬於生態學研究，可能存在不可測量的混雜因素，而且模型參數的選擇將直接影響暴露—反應關係係數，也存在一定的不確定性。
大氣污染物濃度範圍、多種污染物混合暴露的聯合作用、人羣的流動以及患病或死亡率等基線數據的準確性等，也會使評估結果產生不確定性。
6.5.2.5 5.2.5 風險評估報告的撰寫
健康風險評估報告內容見附錄B。
6.6 6 基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估
6.6.1 6.1 工作流程
以大氣污染物濃度爲切入點，基於毒理學數據資料，通過特定的方法，按照致癌大氣污染物、非致癌大氣污染物兩種情況開展人羣健康風險評估。工作流程見圖4。
6.6.2 6.2 評估方法及要求
6.6.2.1 6.2.1 危害識別
通過文獻或相關數據庫（提供相關信息的組織、機構見附錄D）的查閱，結合大氣污染物的物理化學性質、分子結構及生理活性之間的構效關係、人羣流行病學研究數據、動物實驗及體外測試等毒理學數據，判斷大氣污染物是否具有危害，識別其危害屬於致癌效應還是非致癌效應。
6.6.2.2 6.2.2 暴露—反應關係評估
6.6.2.2.1 6.2.2.1 獲取大氣污染物的濃度數據
6.2.2.1.1 數據來源
數據來源包括：
a) 間接數據：通過生態環境部門地面環境空氣質量監測站獲取的大氣污染物濃度數據。
b) 直接數據：直接測定得到的大氣污染物濃度數據。
6.2.2.1.2 數據要求
間接數據要求：
a) 數據完整性和有效性：應滿足計算日均值、季均值、年均值的要求，具體參見規範性引用文件 GB3095 環境空氣質量標準。
b) 數據的準確性：數據的測定值、最大值、最小值應符合邏輯，對疑似離羣值的數據應進行判別和做相應處理。
c) 數據的規範性：數據的計量單位和有效數字位數應符合相關要求。
直接數據要求：除了遵循間接數據的要求外，對發現問題需要溯源的數據，還應覈查採樣、樣品運輸、保存、樣品前處理及樣品分析的全過程。
6.6.2.2.2 6.2.2.2 獲取人羣暴露參數
計算人羣中某種大氣污染物的暴露濃度，需要獲取大氣污染物的濃度、人羣的暴露時間、暴露頻率、暴露持續時間等數據。我國人羣的暴露參數應查閱中國人羣暴露參數手冊；當缺少相應暴露參數時，也可參照美國EPA提供的暴露參數手冊：
a) 中國人羣暴露參數手冊（成人卷. ISBN 978-7-5111-1592-8）。
b) 中國人羣暴露參數手冊（兒童卷 0～5 歲. ISBN 978-7-5111-2776-1）。
c) 中國人羣暴露參數手冊（兒童卷 6～17 歲. ISBN 978-7-5111-2761-7 ）。
d) 暴露參數手冊（EPA/600/R-09/052F）。
6.6.2.2.3 6.2.2.3 查閱污染物的毒理學資料
若以上數據庫無該大氣污染物的毒性數據，可利用其他文獻資料獲取，但應說明其合理性。若無任何途徑獲取大氣污染物的毒性數據，則終止大氣污染健康風險評估程序。
6.6.2.2.4 6.2.2.4 確定篩選濃度
6.2.2.4.1 篩選濃度的意義
如果某一地點特定大氣污染物濃度低於篩選濃度，表明在該暴露水平下不會對目標人羣構成不可接受的風險，則終止大氣污染健康風險評估程序。如果大氣污染物濃度超過了篩選濃度，風險評估人員應進一步評估吸入途徑的健康風險，以確定是否需要採取相應的污染控制措施。
6.2.2.4.2 篩選濃度的計算
如某一大氣污染物具有致癌效應，則可接受風險水平爲1×10-6；如具有非致癌效應，則危害商值爲1，以此爲基準計算對應的大氣污染物濃度即篩選濃度。
6.6.2.3 6.2.3 暴露評估
6.6.2.3.1 6.2.3.1 致癌性大氣污染物暴露濃度的計算
式中：
EC——暴露濃度（μg/m3）；
ET——暴露時間（h/d）；
ED——暴露持續時間（年）；
式中：
𝐴𝑇𝑗——𝐸𝐷𝑗×365d/年×h/d。
式中：
𝐸𝐶𝑗——暴露期j大氣中污染物的平均暴露濃度（μg/m3）；
𝐸𝐷𝑗——暴露期j的持續時間（年）；
6.6.2.3.2 6.2.3.2 非致癌性單一大氣污染物的暴露濃度的計算
在急性暴露、亞慢性暴露、慢性暴露中，風險評估人員應根據專業知識或參考美國EPA及美國毒物和疾病登記署給出的定義判斷人羣屬於以上哪種暴露模式。
美國EPA定義急性暴露持續時間爲小於等於24h；亞急性暴露持續時間爲反覆暴露超過30d至生命週期的10%；慢性暴露持續時間爲反覆暴露時間超過生命週期的10%。
美國毒物和疾病登記署定義急性暴露持續時間爲1～14d之間，亞慢性暴露持續時間爲14～364d（6～8h/d，5d/周），慢性暴露持續時間爲365d（6～8h/d，5d/周，50周/年）或者更長時間。
對應不同暴露模式，使用相應模型計算單一大氣污染物的暴露濃度。
急性暴露：
EC = CA ………………………………(15)
式中：
EC——暴露濃度（μg/m3）；
亞慢性、慢性暴露：
EC = (CA × ET × EF × ED)/AT………………………………(16)
式中：
EC——暴露濃度（μg/m3）；
ET——暴露時間（h/day）；
ED——暴露持續時間（年）；
如果暴露的持續時間小於1年，上述公式中的單位可改爲：EF（d/星期）；ED（星期/暴露時間）；
AT（h/暴露時間）。
計算見公式13。
計算見公式14。
美國EPA推薦了計算大氣污染暴露量的方法及模型，如 Air Pollutants Exposure Model（APEX）、Hazardous Air Pollutant Exposure Model （HAPEM）、Indoor Air Quality Building Education and Assessment Model（I-BEAM）、 Risk Assessment and Modeling – Human Exposure Model （HEM）等，在計算暴露濃度時，需要根據數據的特點和評估的目的選擇合適的模型開展暴露評估。附錄E介紹了APEX模型。
6.6.2.4 6.2.4 健康風險表徵
6.6.2.4.1 6.2.4.1 超額致癌風險評估
6.2.4.1.1 無年齡敏感特徵的單一大氣污染物的超額致癌風險評估
Excess Cancer Risk = IUR × EC…………………………………………………(17)
式中：
IUR——吸入單位風險（μg/m3）-1；
EC——暴露濃度（μg/m3）
6.2.4.1.2 具有年齡敏感特徵的單一大氣污染物的超額致癌風險評估
如果有證據表明某一大氣污染物的致癌風險在不同年齡組存在差異，在評估致癌風險時應使用年齡敏感因子，見表2。
Excess Cancer Risk = (𝐼𝑈𝑅 × 𝐸𝐶<2× 𝐴𝑆𝐹𝑆<2) + (𝐼𝑈𝑅 × 𝐸𝐶2−16× 𝐴𝑆𝐹𝑆2−16) + (𝐼𝑈𝑅 × 𝐸𝐶>16×𝐴𝑆𝐹𝑆>16)…(18)
式中：
EC——暴露濃度（μg/m3）；
ASFs——年齡敏感因子；
IUR——吸入單位風險(μg/m3)-1
如果環境中存在多種致癌性大氣污染物，需要對多種大氣污染物的超額致癌風險進行累加計算總超額致癌風險時，要求所涉及的大氣污染物同時作用於人體，且均對同一靶器官產生致癌效應，方可利用公式19計算多種污染物的累積超額致癌風險。
式中：
ExcessCancer Risk——總超額致癌風險；
Excess Cancer Riski——大氣污染物i的超額致癌風險。
6.6.2.4.2 6.2.4.2 非致癌風險評估
當大氣污染物的毒性作用爲非致癌效應時，應計算危害商評估其健康風險。
式中：
HQ——危害商，無單位；
EC——暴露濃度（μg/m3）；
Rfc——參考濃度（mg/m3）。
多種環境污染物暴露或者單一污染物多時間段暴露的健康風險的總和即爲累積健康風險。如果多種大氣污染物同時作用於人體，需要計算累積健康風險時，要求多種大氣污染物對人體的相同靶器官產生相同的健康效應。
式中：
HI——危害指數；
6.6.2.4.3 6.2.4.3 不確定性分析
對危害識別、暴露—反應關係評估、暴露評估、風險表徵各個環節的不確定性進行描述和分析，主要包括：
a) 暴露人羣因年齡、性別、敏感人羣等分布不同產生的不確定性。
b) 暴露濃度高低、範圍以及暴露濃度的不確定性，如測定儀器的不確定性造成的大氣污染物監測濃度的不確定性，計算模型的不確定性，人羣活動模式造成的暴露濃度的不確定性等。
c) 污染物毒性值的不確定性, 如由動物實驗外推得到的人的毒性值存在不確定性，毒性值與暴露時間不匹配導致的不確定性等。
d) 健康風險評估結果的不確定性，大氣污染物濃度的變化、評估模型、採用的參數、多種污染物或者多個暴露時段的健康風險加合等過程都會導致不確定性，應對所涉及的不確定性給予詳細說明和描述。
6.6.2.5 6.2.5 風險評估報告的撰寫
健康風險評估報告內容見附錄B。
7 附錄A（資料性附錄）評估案例
7.1 A.1 基於人羣特徵資料的大氣污染對人羣死亡的風險評估
7.1.1 A.1.1 確定評估健康效應終點及大氣污染物
7.1.1.1 A.1.1.1 確定評估健康效應終點
7.1.1.2 A.1.1.2 確定大氣污染物
GB3095中規定常規監測的大氣污染物包括：PM10、PM2.5、SO2、NO2、CO和O3等，選擇NO2作爲本案例健康風險評估的主要污染物，評估NO2對人羣非意外總死亡的影響。
7.1.2 A.1.2 收集數據
7.1.2.1 A.1.2.1 環境空氣質量數據的收集
與環境空氣質量狀況相關的數據包括：氣象資料、環境空氣質量監測資料等。其中氣象資料包括城市/縣每日的氣壓、溫度、溼度等常規氣象指標監測數據。常規環境空氣質量監測資料爲城市/縣所有國控、省控和市控環境空氣質量監測站點PM10、PM2.5、SO2、NO2、CO和O3等6種空氣污染物每日監測濃度。
7.1.2.2 A.1.2.2 人羣健康數據的收集
人羣健康數據主要包括：人口資料、死因監測資料等。人口資料包括監測城市的常住人口統計資料和戶籍人口統計資料兩類，需要與死因數據相對應，即常住人口對應常住死因數據，戶籍人口對應戶籍人口死因數據，以便正確計算該地區人口基線死亡率。死因監測資料是指監測城市中每日死亡個案信息，包括死者基本信息和死因信息等。每一例死亡患者包含了大量的變量字段，需要對所獲得的死因數據從數據的完整性、有效性和準確性等幾方面進行審覈，以保證最終評估結果的真實性和科學性。
7.1.3 A.1.3 健康影響評估模型選擇
7.1.3.1 A.1.3.1 分析模型
本案例採用R軟件構建廣義相加模型（generalized additive model，GAM）進行時間序列分析。首先。探討NO2對人羣非意外總死亡的影響，獲取暴露—反應關係係數β，用於後續的人羣死亡風險評估。模型的一般形式如下：
式中：
𝐸(𝑌𝑡)——在t日的該城市人羣非意外總死亡數；
𝑍𝑡——在t日污染物NO2的濃度；
𝑠——是懲罰樣條函數；
𝑑𝑓——自由度；
𝑡𝑖𝑚𝑒——日期變量；
𝑋𝑡——t日的氣象因素，包括日平均溫度和日平均相對溼度等；
𝑖𝑛𝑡𝑒𝑟𝑐𝑒𝑝𝑡——殘差。
7.1.3.2 A.1.3.2 模型參數的選擇
對於自由度的設置，本案例中𝑡𝑖𝑚𝑒的自由度設置爲7，平均溫度和平均相對溼度的自由度設置爲3。
7.1.3.3 A.1.3.3 模型計算及結果解釋
本案例通過模型計算，可以得出不同滯後時間下NO2濃度與非意外總死亡的暴露—反應關係係數β，即污染物每單位濃度的升高所引起的日死亡數增長的對數值，β＝0.53%，且差異有統計學意義。
7.1.4 A.1.4 暴露評估
由於本案例是對該虛擬城市全市範圍內大氣污染物對全人羣死亡急性影響的風險評估，故使用該城
市2013-2015年連續三年環境空氣質量監測站每日NO2的濃度作爲暴露濃度，暴露頻率爲持續暴露。
7.1.5 A.1.5 健康風險評估
7.1.5.1 A.1.5.1 歸因風險
利用公式（A.2）計算超額死亡人數：
式中：
∆𝑋——超額死亡人數；
𝑋——擬評估地區每日死亡人口數；
𝐶0——參考濃度。
本案例已知2013年該城市NO2逐日濃度及人羣逐日非意外總死亡數，通過上述時間序列分析得出用於計算人羣超額死亡人數的β值爲0.53%，根據GB3095-2012，NO2在二類區的年均濃度限值爲40μg/m³，故𝐶0=40μg/m³，帶入公式（A.2）求2013年該城市由於NO2污染造成人羣非意外總死亡的超額死亡人數爲48人。
7.1.5.2 A.1.5.2 評估結果闡述
2013年該城市由於NO2污染造成的人羣非意外總死亡的超額死亡人數約爲48人。
7.1.6 A.1.6 不確定性分析
首先，數據的不確定性，尤其是死因數據，可能存在漏報或遲報的情況，此外，還可能存在對根本死因進行ICD10編碼分類錯誤等情況，這些都會造成進行風險評估時的死因數據庫與真實情況不符。
其次，大氣污染物與人羣健康效應之間的關係，受到各種因素影響，即使是大氣污染物的影響，也可能存在多種污染物之間的交互作用。此外，儘管在進行風險評估時，使用模型控制了氣象因素對人羣健康效應的影響，但是由於認識的侷限性，環境中存在的其他諸多因素，仍無法有效的判別和控制。
7.2 A.2 基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估
7.2.1 A.2.1 案例介紹
某地在一年當中，每日均採集PM10樣品並進行B[a]P濃度測定，總共獲得365個濃度數值，計算得到某地環境空氣中B[a]P的年均濃度爲1.67ng/m3。由於GB3095-2012中，B[a]P的限值爲1ng/m3，該地的B[a]P超過了限值，因而引起決策部門的關注，希望得到暴露人羣的健康風險，以對制定大氣污染物控制措施提供依據（政策問題）。選取基於污染物濃度的評估方法（選擇評估方法）；對應於選擇的評估方法，確認得到的濃度數值、當地人羣的暴露參數、B[a]P的毒性值等均可以滿足評估需要（判斷數據資源的可用性），然後根據下列步驟計算B[a]P的癌症風險。
7.2.2 A.2.2 檢索B[a]P的毒性資料
根據研究文獻以及毒理學資料可知：B[a]P是人類致癌物質，因而評估B[a]P暴露人羣的超額致癌風險。
7.2.3 A.2.3 評價獲取B[a]P濃度數據的質量
此例中，PM10採樣、運輸、保存、B[a]P測定環節均符合相關的質量要求。由此判斷B[a]P濃度數據質量可靠。
7.2.4 A.2.4 毒性評估
查閱文獻得到B[a]P吸入的單位致癌因子爲1.1×10-6。
7.2.5 A.2.5 計算篩選濃度
根據篩選濃度的計算公式，計算得到篩選濃度爲0.91ng/m3，本例中環境空氣中B[a]P濃度爲1.67ng/m3，環境空氣中B[a]P年均濃度的95分位數爲43.4ng/m3，均大於篩選濃度，應繼續進行B[a]P超額致癌風險評估工作。
7.2.6 A.2.6 人羣終身暴露濃度計算
7.2.6.1 A.2.6.1 計算污染物濃度
環境空氣中B[a]P的年均濃度：1.67ng/m3，年均濃度的95分位數爲43.4ng/m3。
7.2.6.2 A.2.6.2 查閱暴露參數
根據中國人羣暴露參數手冊，查閱當地各個年齡段人羣對應的暴露參數，得到ET：暴露時間（h/d）；EF：暴露頻率（d/年）；ED：暴露持續年（年）；AT: 預期壽命（預期壽命×365d/年×24h/d）等暴露參數。
7.2.6.3 A.2.6.3計算暴露濃度
根據公式EC = (CA × ET × EF × ED)/AT計算暴露濃度。
由於污染物的濃度是不斷變化的，考慮到不確定度以及對人羣健康採用謹慎的原則，還需要根據B[a]P年均濃度的95分位數計算健康風險。
7.2.7 A.2.7 描述超額致癌風險
根據 B[a]P 的暴露濃度、年齡敏感因子、暴露時間、年齡等參數，代入公式計算得到，當環境空氣中 B[a]P 的年均濃度爲 1.67ng/m3時，人羣的終生超額致癌風險爲 3.0×10-6，環境空氣中 B[a]P 的濃度爲43.4ng/m3時，人羣的終生超額致癌風險爲 7.9×10-5，均大於 1×10-6，表明該城市 B[a]P 對人羣具有潛在的致癌風險。B[a]P 的超額致癌風險見表 A.1。
本例的濃度數據以及致癌風險評估的範圍如果位於廠、礦等局部區域，因其超額致癌風險在10-6～10-4之間，需要在此區域點採取相應的措施降低濃度。如果位於區、縣、城市等較大區域時，因其小於 10-4，暫時不需要採取降低污染濃度的控制措施。
表 A.1 B[a]P 超額致癌風險
7.2.8 A.2.8 不確定性分析
由於在PM10採樣、運輸、保存及B[a]P測定過程中存在不確定性，造成環境空氣中B[a]P的濃度存在不確定性；環境空氣中B[a]P的濃度隨時間變化而變化，以年平均濃度以及95分位數計算，都存在一定不確定性；本例未測定B[a]P的室內濃度，直接以環境空氣的B[a]P濃度計算終身暴露量，導致暴露量存在不確定性。不同年齡、性別的人羣以及人羣中的個體差異，造成對環境空氣中B[a]P的敏感性不同、暴露量不同，從而在暴露量的計算和致癌評估的結果中導致不確定性；暴露量計算公式中使用的暴露參數本身存在不確定性，另外，超額致癌風險計算過程當中使用的毒性值，由於其來源於動物實驗，外推到人後存在不確定性，上述的不確定性使得人羣的致癌性評估結果存在不確定性，在對風險評估的每一步進行描述時，應描述其不確定性，對此應深刻認識並對致癌性評估結果加以相應評判。
最後針對B[a]P存在致癌風險的問題提出對其控制、處理措施的建議。
7.3 A.3 風險評估報告的撰寫
參見附錄B。
主要包括提出問題：闡述本次健康風險評估的背景。
制定風險評估計劃：包括評估目的，評估範圍，評估物質，需要的數據、評估的參與者，健康風險評估時間表、健康風險評估結果的應用等。
評估過程及結果闡述：對危害鑑定、暴露—反應關係評估、暴露評估、風險表徵的每一步進行詳述，並描述健康風險評估的結果。
迴應問題，提出建議。
8 附錄B（資料性附錄）風險評估報告模板
風險評估報告模板見圖B1。
評估摘要
8.1 1 評估目的
8.2 2 評估範圍
簡要描述被評估地區及暴露人羣範圍（包括敏感人羣）、評估的主要大氣污染物及濃度水平（均值和 95%分位數），以及評估的健康危害類型，如急性、亞慢性、慢性，致癌風險或非致癌風險等。
8.3 3 評估方法
評估中應用到的標準、規範、指南以及計算軟件，評估過程中所使用參數或數據資料的來源及取值等。
8.4 4 評估結果
描述人羣超額死亡或患病風險、超額致癌風險或非致癌風險。包括以下主要內容：
（1） 一般人羣和敏感人羣的健康風險，對健康危害最大的污染物。
（2） 使用地理信息圖表示健康風險的影響區域，尤其是致癌風險影響區域。
（3） 概述在暴露濃度下（均數和/或 95%分位數濃度），被評估大氣污染物作用的靶器官及主要健康效應，以及超額死亡/患病人數、超額致癌風險值或危害商、危害指數等。
8.5 5 決策建議
8.5.1 一、總論
1 評估背景
2 評估依據
介紹本次評估的參考依據，主要包括法律、法規、規章、規定、標準、規範或指南等。
3 評估目的
闡述本次健康風險評估基於監管需要、公衆關切、科學探索或其他需求的評估目的。
4 評估範圍
介紹評估地區的範圍。
5 評估內容
介紹評估的主要內容。
7 工作程序
8 質量控制
介紹在評估過程中所採取的質控措施等。
8.5.2 二、實施評估
8.5.2.1 1 提出問題
8.5.2.2 2 制定評估計劃
主要包括：評估範圍，評估的大氣污染物及健康危害，需要的數據，評估的參與者，是否與其他機構合作、合作方式及目的，健康風險評估時間表、健康風險評估結果的應用等。
8.5.2.3 3 選擇方法及可用資源
8.5.2.4 4 健康風險評估
8.5.2.4.1 4.1 基於人羣特徵資料的健康風險評估
4.1.1 危害識別4.1.2 暴露—反應關係評估使用從文獻資料中收集的暴露—反應關係係數時，需要闡明文獻中與係數相關的研究地區、人羣類型、污染物濃度範圍、疾病分類依據、統計分析模型及主要參數、係數的點值和可信區間等。
通過監測或者補充調查獲得的數據計算暴露—反應關係係數時，需要闡明數據來源、數據質量、統計分析模型及主要參數、係數的點值和 95%可信區間等。
8.5.2.4.2 4.1.3 暴露評估
給出人羣暴露的大氣污染物濃度、暴露人羣的特徵以及人羣暴露量，同時說明暴露量評估所採用的數據來源、評估方法或模型，以及評估中所採用的參數，包括暴露途徑、暴露濃度、暴露頻率和暴露時間等。
8.5.2.4.3 4.1.4 風險表徵
4.1.4.1 風險值及所覆蓋的人羣範圍
闡明評估中所採用的人羣健康基線數據、應用的評估模型及軟件工具等，並給出評估結果。
a) 人羣歸因危險度比例。
c) 可歸因於暴露的病例數或死亡人數。
8.5.2.4.4 4.2 基於大氣污染物毒性資料的人羣健康風險評估
4.2.1 危害鑑定a) 闡述所有被評估大氣污染物的理化特徵，包括 CAS 號及分子量等。
b) 闡述所有被評估大氣污染物的致癌效應以及急性、亞慢性、慢性健康效應。
4.2.2 暴露—反應關係評估a) 對於非致癌效應，闡述每種被評估大氣污染物的急性、慢性效應的參考濃度；對於致癌效
應，闡述每種大氣污染物的吸入單位風險，並描述獲取以上數據、資料的標準/規範/指南的名稱。
c) 闡述篩選濃度的計算及據此得到的健康風險評估涉及的大氣污染物。
d) 詳細闡述每種具有非致癌效應被評估大氣污染物的靶器官以及相應的急性、亞慢性、慢性效應。
4.2.3 暴露評估a) 闡述被評估地區概況，包括被評估地區名稱、位置（包括地理座標）、地形、建築物高度等。
c) 闡述暴露人羣的分佈特點：主要包括人口數據、一般人羣和敏感人羣的分佈。
4.2.4 健康風險表徵人羣（一般人羣、敏感人羣）的致癌風險應該以文字、圖、表的形式表述，除了對人羣健康風險進行描述外，還應該對每一個步驟的不確定性進行說明。
4.2.4.1 風險值及所覆蓋的人羣範圍
a) 對於非致癌物，闡述被評估污染物的急性、慢性效應的危害商及危害指數。
c) 闡述人羣暴露：用―表‖的形式描述當致癌風險大於 10-7、10-6、10-5、10-4，非致癌風險的危害商及危害指數大於 0.5、1.0、2.0、3.0 時所對應的暴露人數。
d) 繪製地圖，主要應包括以下三個點：
1) 闡述污染物的濃度在均數、95%分位數時主要敏感人羣分佈的地點。
2) 闡明致癌風險水平在安全水平，即 10-6 及以下所覆蓋的區域。
3) 闡明危害指數在安全水平，即 1.0 及以下所覆蓋的區域。
對危害識別、暴露評估、暴露—反應關係評估、風險表徵各個環節的不確定性進行描述、分析，主要包括：
a) 描述暴露人羣的特徵，以及人羣的年齡和性別分佈產生的不確定性。
如測定儀器的不確定性會造成大氣污染物監測濃度的不確定性；以時間加權平均值評估大氣污染物濃度時，如果期間存在短期的高濃度，就會造成評估結果的不確定性；其他污染源也會對大氣污染物濃度造成擾動。
在利用模型計算暴露濃度時，模型的不確定性會造成計算得到的大氣污染物濃度的不確定性。
另外，人羣的年齡範圍、性別會造成暴露時間和暴露頻率的不同，導致暴露濃度的不確定性。
利用大氣污染物的毒性值評估健康風險時，由於動物實驗外推得到的人的毒性值存在不確定性，毒性值與暴露時間不匹配也會導致不確定性。在描述大氣污染物毒性值時應同時表述其不確定性。
健康風險不僅取決於大氣污染物的暴露濃度，還取決於風險評估模型中的參數，這些參數存在不確定性。如果評估多種大氣污染物或者多個暴露時段的健康風險，應說明對多種大氣污染物暴露和多時間段暴露的風險加合後所引入的不確定性。
8.5.2.5 5.針對需要解決的問題提出建議
8.5.3 三、參考文獻
呈現所應用健康風險評估標準/規範/指南的版本及其他在評估過程中應用到的文獻和資料。
圖B.1 風險評估報告模板
應包括所有的數據、計算、假設、模型以及使用的風險評估文件。最好以電子版的形式提交在計算過程中所有產出的數據。主要包括以下內容：
3 人口數據。
4 評估區域的地圖。
5 所有涉及濃度、健康風險計算的數據。
9 附錄C（規範性附錄）健康風險評估軟件
目前WHO公佈的空氣污染健康風險評估軟件版本爲AirQ+1.2，可從網頁上（ https://euro.sharefile.com/share/view/s8f736b1685b4698b）直接下載壓縮的zip文件夾(AirQ+ v1.2 WindowsRelease.zip)，保存到本地硬盤上，注意必須將所有文件複製到該文件夾，並且不可更改其名稱和相對位置。在根文件夾中，AirQ +有三個子文件夾：“testData”，“dist”和“resources”。“dist”和“resources”不得移動、刪除或重命名。他們的內容也必須保持不變，以保證軟件的正常運行。
雙擊AirQ+啓動程序。AirQ +首次打開時默認爲英文版。用戶可以在界面的右上角選擇所需的語言，然後關閉該程序，當重新打開時，AirQ +將以所選語言啓動。
該模型將各種濃度範圍內的空氣污染物濃度數據，與流行病學參數如目標人羣暴露空氣污染物健康結局的相對危險度（relative risk，RR）、基線發生率（1/105）、人羣歸因危險度比例（attributable proportion，AP）相關聯，計算歸因於空氣污染暴露的疾病發生率、住院率和死亡率等，再結合暴露人口規模和進行健康風險評估的參考濃度值，可估計歸因於空氣污染暴露造成的病例數或死亡人數。AirQ+ 軟件提供的主要結果有：1）估計的歸因百分比；2）估計的歸因病例數；3）估計每10萬人口中發生的可歸因該暴露因素病例數量；4）在不同空氣污染物濃度下超過參考濃度的天數及所佔比例；
5）不同空氣污染物濃度下因空氣污染物濃度超過參考濃度導致的歸因病例數；6）預期壽命損失年。同時提供了統計圖，可直觀查看不同污染水平下的RR值和導致的超額病例數分佈情況。
10 附錄D（資料性附錄）提供污染物毒性數據的機構及組織
F.1 美國環保署綜合風險信息系統（Integrated Risk Information System，IRIS）
F.2 美國毒物和疾病登記署（Agency for Toxic Substances and Disease Registry，ATSDR）
F.3 毒理學數據網絡（Toxicology data NET work, TOXNET, National Institutes of Health，NIH）
F.4 美國國立醫學圖書館與國家衛生研究所聯合建立的危害性物質資料庫（Hazardous Substances DataBank，HSDB）
F.5 美國環保署健康效應預警摘要表格（Minimal Risk Level，MRL）
F.6 美國環保署暫行毒性因子（Provisional Peer Reviewed Toxicity Values，PPRTVs）
F.7 國際通用物質安全資料表（MaterialSafetyDataSheet，MSDS）
F.8 美國加州環保署（California Environmental Protection Agency，CalEPA）
F.9 國際癌症研究署（International Agency for Research on Cancer，IARC）
11 附錄E（資料性附錄）計算大氣污染物濃度及暴露量 APEX 模型
（資料來源：美國EPA）
APEX 是總風險整合方法（TRIM）的其中一個組成部分，僅用於計算吸入暴露，是評估人體吸入暴露模型，可以應用於地區、鄉村和城市等範圍。APEX 通過追蹤每個個體特定的活動模式、發生污染物暴露的位置以及位置的變化，預測隨機選擇的個體所代表的區域人口的吸入暴露。模型應用空氣監測數據或空氣擴散模型的結果，並與個體的活動模式和微環境中污染物的濃度相結合，計算吸入途徑進入人體的污染物的暴露量。其中，個體的運動被定義爲暴露事件，在事件中暴露濃度在時間上發生變化，例如，在特定的時間段內，個體在暴露區域（地理區域或者行政區域）特定的微環境（例如，在家中、道路、車內）下與一個或者多個環境介質接觸所產生的暴露。另外，暴露事件還可以提供與污染物攝取（例如，呼吸速率）相關的信息。將這些事件整合可以預測特定時間段內的暴露濃度。APEX 模型的輸出結果爲小時濃度/劑量和總暴露濃度/劑量。
目前APEX有三個版本：APEX 3.3、APEX4.5和APEX5.0，可從EPA的網站下載並運行，網址：https://www.epa.gov/fera/download-trimexpo-inhalation-apex。用戶可以在“stand alone”模式下或者在“TRIM MIMS”框架內安裝和運行模型。如果在“TRIM MIMS”框架內安裝運行，程序將安裝APEX3.3，如果在“stand alone”模式下安裝運行，則安裝APEX4.5 或APEX 5.0。目前已經爲TRIM開發了一個安裝程序，用於下載TRIM可執行文件，其支持庫和文檔。下載完成後，安裝程序會初始化TRIM系統，以匹配用戶的設置。初始安裝完成後，執行安裝程序將更新下載到TRIM，TRIM系統僅適用於Windows2000及更高版本的Windows，不支持其他操作系統。
