王航，張李一，張?zhí)N暉

復旦大學公共衛(wèi)生學院/公共衛(wèi)生安全教育部重點實驗室，上海 200032

疾病負擔是指由于疾病帶來的損失，包括經(jīng)濟上的損失、生命質(zhì)量的惡化和生命年的損失［1］。疾病負擔包括疾病的流行病學負擔和經(jīng)濟負擔。流行病學負擔主要包括發(fā)病率、患病率、死亡率、門診和住院率、藥品利用情況、健康調(diào)整壽命年、傷殘調(diào)整壽命年（disability-adjusted life years，DALYs）、減壽年限等。疾病的經(jīng)濟負擔則包括醫(yī)療保健的成本，社會、工作單位、雇主、家庭、個人支出的疾病成本［2］。

據(jù)世界衛(wèi)生組織統(tǒng)計，在全球范圍內(nèi)，22%的疾病負擔和23%的死亡可歸因于環(huán)境因素［3］。環(huán)境危害因素主要分為有機磷/有機氯農(nóng)藥、環(huán)境內(nèi)分泌干擾物（endocrine disrupting chemicals，EDCs）、空氣污染、氣候變化、重金屬污染、水污染、職業(yè)危害因素等。然而，目前全球疾病負擔研究所關注的環(huán)境危害因素有限，主要為空氣污染、飲用水衛(wèi)生和職業(yè)危險因素等，極大地低估了其他環(huán)境危害因素的疾病負擔［4］。

中國主要的EDCs是人為源EDCs，各種環(huán)境介質(zhì)中存在的EDCs主要有以下幾種：水體中主要存在有機氯農(nóng)藥、重金屬（鉛、汞等）及雙酚A（bisphenol A，BPA）；土壤及沉積物內(nèi)主要為多溴聯(lián)苯醚（polybrominated diphenyl ethers，PBDEs）、滴滴涕（dichlorodiphenyl trichloroethane，DDT）、鄰苯二甲酸酯類（phthalate esters，PAEs）、重金屬（鉛、汞、鎘）、多氯聯(lián)苯等；大氣中主要有PAEs及有機磷酸酯類（organophosphate esters，OPEs）［5］。從全球范圍來看，關于EDCs疾病負擔的研究主要集中在八類物質(zhì)：PBDEs、OPEs、PAEs、BPA、DDT、鉛、鎘、汞。

目前環(huán)境危害因素疾病負擔評估主要是基于比較風險評估方法：以DALYs為核心指標建立的方法，為公共衛(wèi)生政策制定提供了國際公認的標準化并且有可比性的疾病負擔評價指標。該方法首先需要明確環(huán)境危害因素，如采用Copeland計分排序法和證據(jù)權(quán)重法，對不同的污染物危害特性進行排序，從而明確環(huán)境中可能對人體健康造成危害的因素；且此危害因素與相應的健康結(jié)局之間要存在有統(tǒng)計學意義的因果關系，并滿足暴露資料容易獲取的條件。其次，根據(jù)明確的環(huán)境危害因素，查閱文獻，尋找相應的健康結(jié)局。隨后通過系統(tǒng)綜述、meta分析、敏感性分析及專家咨詢法來量化環(huán)境危害因素的相關危險度以及人群歸因分值。最后進行環(huán)境危害因素所致流行病學負擔和經(jīng)濟損失的評估。但是由于疾病負擔評價的復雜性，絕大多數(shù)其他環(huán)境危害因素，特別是化學污染物，所導致的疾病負擔和社會經(jīng)濟影響仍然沒有得到充分認識和解釋。因此本文對關鍵環(huán)境危害因素疾病負擔的研究進展進行梳理，以期為未來研究提供參考，指明方向。

1 PBDEs

1.1 PBDEs的危害

由于PBDEs 具有優(yōu)良的阻燃性能而被廣泛地運用于生產(chǎn)生活中。人類接觸PBDEs的主要途徑為飲食攝入、呼吸等。環(huán)境中PBDEs 的污染源主要有污水、底泥、室內(nèi)空氣、食物（蛋類、魚類、肉類、大米、蔬菜等）。Harrad 等［6］測得英國西米蘭德郡的城鄉(xiāng)交界處土壤中總PBDEs 的質(zhì)量分數(shù)范圍為0.07～3.9 ng·g-1（以干重計）。廣東省清遠市是中國電子廢棄物拆卸地之一，其農(nóng)村土壤中PBDEs 的平均質(zhì)量分數(shù)為（19.0±20.1）ng·g-1（以干重計）［7］，遠高于英國研究的結(jié)果。Shao 等［8］報道，北京市周邊地區(qū)地表水中PBDEs的質(zhì)量濃度在0.0797～2.80 ng·L-1之間，平均值為（1.44±0.57）ng·L-1，高于珠江水域（平均值：0.388 ng·L-1）、海南（0.315 ng·L-1）和香港（0.089 ng·L-1）；和其他國家相比，也明顯高于美國（0.001 ng·L-1）、歐洲（范圍：0.005～0.64 ng·L-1）或英國（0.062 ng·L-1）。2015年中國巢湖的一項研究測定了沉積物中9 種PBDEs 的質(zhì)量分數(shù)，其范圍為0.001～2.75 ng·L-1，平均值為1.15 ng·L-1［9］。研究發(fā)現(xiàn)，歐洲和北美沉積物中PBDEs 的濃度總體高于亞洲，且在污水排放區(qū)和電子垃圾拆卸區(qū)更為明顯［10-12］。美國密歇根的一項研究測定了室內(nèi)塵土中PBDEs 的含量，結(jié)果顯示其質(zhì)量濃度中位數(shù)為8 754 ng·L-1［13］，較加拿大渥太華的研究結(jié)果高（質(zhì)量濃度中位數(shù)為1 800 ng·L-1）［14］。中國廣東省清遠市家庭住宅塵埃中的PBDEs 質(zhì)量分數(shù)最大值達157.5 mg·g-1，主要受室外電子垃圾處理活動的影響，后隨大氣顆粒物進入室內(nèi)［15］。PBDEs進入人體后，主要蓄積在血液、脂肪、母乳中，且可通過胎盤屏障進入臍血，具有肝臟毒性、生殖毒性、免疫毒性、神經(jīng)毒性，會干擾甲狀腺激素和性激素［16］。

1.2 PBDEs 的疾病負擔研究進展

目前關于PBDEs 的疾病負擔研究較多，主要關注的健康影響為神經(jīng)毒性和生殖毒性。歐盟及美國的多項研究顯示PBDEs 對智力發(fā)育以及男性生殖系統(tǒng)有較大的損害［17-21］（表1）。但目前很少有研究關注其在肝臟毒性和免疫毒性等方面的疾病負擔，因此開展這類疾病負擔研究很有必要。另外，目前關于PBDEs 疾病負擔的研究主要集中在美國和歐盟，其他國家和地區(qū)缺乏此類研究。因此，開展不同國家或地區(qū)的研究并進行區(qū)域比較，可發(fā)現(xiàn)不同國家或地區(qū)之間的差異，對于有針對性的全球衛(wèi)生治理具有重要的參考價值。

表1 PBDEs 疾病負擔代表性研究Table 1 Representative studies on the burden of disease attributable to PBDEs

2 OPEs

2.1 OPEs 的危害

OPEs 由于其阻燃性能良好、價格低廉且易于制得，被大量生產(chǎn)和應用到各行各業(yè)，目前在環(huán)境中廣泛存在。土耳其布爾薩市的土壤中總OPEs 的質(zhì)量分數(shù)范圍是38～648 ng·g-1（以干重計）［22］。中國廣東省廣州市67 份土壤樣本中OPEs 質(zhì)量分數(shù)范圍在41～1 370 ng·g-1（以干重計）［23］，可以發(fā)現(xiàn)廣州市和布爾薩市的土壤污染程度較為嚴重。2014年韓國飲用水中OPEs 的質(zhì)量濃度范圍為未檢出～1 660 ng·L-1［24］，與2012年中國的結(jié)果相比（85.1～325 ng·L-1）［25］，其上限更高。研究者對尼泊爾加德滿都谷地的巴格馬蒂河中的沉積物進行檢測，發(fā)現(xiàn)8 種OPEs 的總質(zhì)量濃度范圍為983～7 460 ng·L-1（以干重計）［26］，明顯高于歐洲3 條河流［0.31～549 ng·L-1（以干重計）］沉積物中OPEs 的質(zhì)量濃度［27］。Kim 等［28］報道，2018年美國紐約奧爾尼巴地區(qū)空氣中15 種OPEs 的總質(zhì)量濃度范圍為2.96～635 ng·m-3，其中汽車零件商店的空氣濃度最高。劉琴等［29］在2016年測定了成都市高校和住宅室內(nèi)環(huán)境灰塵中的總OPEs 質(zhì)量濃度，其范圍為317.44～2 566.97 ng·L-1，較發(fā)達國家低，且停車場的濃度較低，但體育館、寢室、教室的濃度較高，說明室內(nèi)灰塵中OPEs 的濃度與經(jīng)濟狀況以及人群活動存在相關性。OPEs 可以通過呼吸道、手-口途徑、皮膚接觸以及直接攝入等方式進入人體，在乳汁、尿液和血清中均可檢測到OPEs。過量的OPEs 暴露可造成神經(jīng)毒性，導致認知功能障礙，引起生殖障礙，影響人體的激素水平等［30］。

2.2 OPEs的疾病負擔研究進展

目前關于環(huán)境OPEs 暴露的疾病負擔研究主要關注的健康效應為智商點下降和智力殘疾［17-21］（表2）。而生殖功能障礙作為OPEs 一個重要的健康結(jié)局，卻很少有研究關注，未來的研究可多關注此方面，以完善對OPEs 暴露致疾病負擔的研究。

表2 OPEs 疾病負擔代表性研究Table 2 Representative studies on the burden of disease attributable to OPEs

續(xù)表2

3 PAEs

3.1 PAEs的危害

PAEs 是一種典型的EDCs，主要用作塑料的增塑劑，故在食品包裝材料、辦公學習用品中有大量的應用。Kim 等［31］報道，廣州市土壤中鄰苯二甲酸二異辛酯（di-2-ethyl hexyl phthalate，DEHP）質(zhì)量分數(shù)的上限為264 000 ng·g-1（以干重計），遠高于土耳其［22］，其分量分數(shù)范圍分別為25～1 600 ng·g-1（以干重計）和12～1 900 ng·g-1（以干重計）。單曉梅等［32］選取了合肥兩個水廠不同水期的水樣，測出其中PAEs 的質(zhì)量濃度分別為2.73～8.14 μg·L-1（水源水）、1.91～5.06 μg·L-1（出廠水）和1.12～6.59 μg·L-1（管網(wǎng)末梢水）。一項印度的研究發(fā)現(xiàn)，科欽河口沉積物中的PAEs 質(zhì)量分數(shù)在季風前為44～1 723 ng·g-1（以干重計），季風時為331～1 747 ng·g-1（以干重計），季風后為1 402～3 121 ng·g-1（以干重計）［33］。中國欽州灣入海口沉積物中的PAEs 檢出率為100%，質(zhì)量分數(shù)在4 158～8 455 ng·g-1（以干重計）之間，平均值為7 011 ng·g-1（以干重計），且主要是DEHP［34］。關于PAEs的大氣污染狀況，Tran等［35］在越南北部收集了97 個室內(nèi)樣本，結(jié)果顯示10 種PAEs的質(zhì)量濃度范圍為106～16 000 ng·m-3，并且理發(fā)店的濃度最高。2014年在美國紐約奧爾尼巴地區(qū)開展的研究發(fā)現(xiàn)美發(fā)場所的PAEs 質(zhì)量濃度中位數(shù)最高，為2 600 ng·m-3［36］。由此可見，美發(fā)場所空氣PAEs 污染較重，需要引起重視。在中國，秦曉雷等［37］發(fā)現(xiàn)室內(nèi)灰塵中PAEs 質(zhì)量分數(shù)均值為599 μg·g-1（以干重計）。PAEs可以通過呼吸道、皮膚接觸及消化道等途徑進入人體，在人體的尿液、血液和汗液等樣本中均有其代謝物檢出［36］。研究顯示，過量的PAEs 暴露會導致過敏性疾病（如兒童哮喘）、甲狀腺功能異常、成人肥胖、糖尿病、生殖發(fā)育異常等［38］。

3.2 PAEs 的疾病負擔研究進展

目前PAEs 暴露的疾病負擔研究主要關注的健康效應為生殖發(fā)育異常、糖尿病及成人肥胖等［18-20，39-40］，故采取相應的措施來限制PAEs 的使用具有重大的公共衛(wèi)生意義（表3）。

表3 PAEs 疾病負擔代表性研究Table 3 Representative studies on the burden of disease attributable to PAEs

4 BPA

4.1 BPA的危害

BPA廣泛應用于工業(yè)生產(chǎn)中，可通過多種途徑進入水環(huán)境并造成污染。宋善軍［41］報道中國浙江省某工廠周邊土壤中BPA的質(zhì)量分數(shù)范圍為ND～331 ng·g-1（以干重計），且該值隨到工廠距離呈指數(shù)下降。歐洲土壤基質(zhì)中BPA質(zhì)量分數(shù)最大值達140 ng·g-1（以干重計），較美國（14 ng·g-1）高［6］。Staniszewska等［42］在格但斯克海灣沿岸地區(qū)的地表水中檢測出BPA的質(zhì)量濃度范圍為＜5.0～277.9 ng·L-1。而劉暢伶等［43］在珠江口的典型河段內(nèi)測得BPA的平均質(zhì)量濃度為23.54～2 189.88 ng·L-1。單曉梅等［32］選取了合肥兩個水廠不同水期的水樣，測出其中BPA 的質(zhì)量濃度分別為9.57～15.70 ng·L-1（水源水）、2.74 ng·L-1（出廠水）、1.03～3.01 ng·L-1（管網(wǎng)末梢水）。2012年在美、日、韓三國的工業(yè)區(qū)的沉積物中發(fā)現(xiàn)了多種BPA，其平均檢出質(zhì)量分數(shù)為117 ng·g-1（以干重計）［44］。2017年報道中國太湖的沉積物中BPA質(zhì)量分數(shù)范圍為3.94～33.2 ng·g-1（以干重計）［45］。2014年美國奧尼巴爾地區(qū)室內(nèi)空氣樣本中BPA的平均質(zhì)量濃度為0.43 ng·m-3［46］。早前有研究者報道日本和美國室內(nèi)空氣中BPA的平均質(zhì)量濃度為0.70 ng·m-3和0.73 ng·m-3［47-48］。BPA 可通過皮膚接觸、呼吸攝入及經(jīng)口攝入途徑進入人體，在人類母乳、血液、尿液、頭發(fā)中均能檢測出BPA［49］。研究表明，過量的BPA 暴露可以干擾雄性生殖器官的發(fā)育，致肥胖癥和糖尿病，具有神經(jīng)毒性、免疫毒性、致癌性和致畸性等［50-51］。

4.2 BPA的疾病負擔研究進展

目前關于環(huán)境中BPA 暴露致疾病負擔的研究較少。當前主要在歐盟及美國開展了BPA 暴露的疾病負擔研究，且主要關注的健康效應為兒童肥胖問題［19-20］（表4）。兒童肥胖對于兒童后期的生長發(fā)育和成年后的健康狀況具有不利影響，故世界各國應積極采取相關措施，減少環(huán)境中BPA 的含量，以促進兒童健康的身心發(fā)育和減少成年后相關疾病負擔。未來的研究也可多關注其他健康效應，以充分了解BPA 暴露的疾病負擔。

表4 BPA疾病負擔代表性研究Table 4 Representative studies on the burden of disease attributable to BPA

5 DDT

5.1 DDT的危害

DDT 為有機氯農(nóng)藥中使用最早、應用最廣的一種，其化學結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，易溶于有機溶劑中，容易蓄積在脂肪組織中［52］。陳衛(wèi)平等［53］發(fā)現(xiàn)北京市地下水DDT 的質(zhì)量濃度為78.40～158.00 ng·L-1，太湖水中DDT的質(zhì)量濃度為24.27～154.07 ng·L-1［54］，該濃度高于我國地表水環(huán)境質(zhì)量標準（見補充材料表S1）。崔琬琪等［55］評估中國沉積物中DDT的質(zhì)量分數(shù)為未檢出～457 ng·g-1（以干重計）。Umulisa 等［56］評估盧旺達土壤中DDT 的殘留狀況，發(fā)現(xiàn)其質(zhì)量分數(shù)為未檢出～120 ng·g-1（以干重計），平均值為（3.93±10.17） ng·g-1（以干重計）。DDT可通過生物富集及食物鏈進入人體，并在肝、腎、心臟等組織中蓄積。研究發(fā)現(xiàn)，過量的DDT 暴露會導致生殖系統(tǒng)毒性、糖尿病、肥胖，引起多種惡性腫瘤，如乳腺癌、膽囊癌、前列腺癌等［49］。

5.2 DDT的疾病負擔研究進展

目前DDT暴露的疾病負擔研究主要關注的健康效應是兒童超重、成人糖尿病及女性子宮肌瘤［18-20，40］（表5）。但是，關于DDT暴露引起癌癥的疾病負擔研究很少，而癌癥作為疾病譜中的重要疾病，其導致的疾病負擔不容小覷，所以增加DDT相關癌癥疾病負擔的研究對于危險因素控制策略的實施具有重要的指導意義。

表5 DDT的疾病負擔代表性研究Table 5 Representative studies on the burden of disease attributable to DDT

6 鉛

6.1 鉛的健康危害

鉛暴露廣泛存在于世界各地。人類接觸鉛的主要途徑有呼吸含鉛塵埃，飲用鉛污染的飲水以及食用蓄積鉛的蔬菜［57］。環(huán)境中鉛的污染源主要有含鉛汽油、含鉛農(nóng)藥、采礦、煙草、食品包裝、油漆涂料等［57］。鄒天森等［58］發(fā)現(xiàn)中國大氣中鉛質(zhì)量濃度為37.0～960.0 ng·m-3，最大值超過中國《環(huán)境空氣質(zhì)量標準》（GB 3095—2012）、歐盟《空氣質(zhì)量標準》和世界衛(wèi)生組織《歐洲空氣質(zhì)量指南》中相應的參考限值（見補充材料表S2）。中國大氣鉛污染主要分布在北方的京津冀地區(qū)、環(huán)渤海地區(qū)和南方的珠江三角洲地區(qū)。中國土壤中鉛質(zhì)量分數(shù)最高達1 245 μg·g-1，最低為0.77 μg·g-1，平均值達到27 μg·g-1［59］。研究表明，過量的鉛暴露可損傷消化系統(tǒng)、腎臟、神經(jīng)，引發(fā)貧血、不孕不育，影響兒童智能發(fā)育［57，60］。

6.2 環(huán)境鉛暴露疾病負擔研究進展

關于環(huán)境鉛暴露疾病負擔的研究較多，主要關注的健康影響為兒童智力殘疾和心血管疾?。?0-66］（表6）。但是，很少有研究關注鉛所致其他健康效應的疾病負擔，未來研究可多關注這些方面，以完善鉛暴露所致疾病負擔研究。

表6 鉛的疾病負擔代表性研究Table 6 Representative studies on the burden of disease attributable to lead

7 鎘

7.1 鎘的健康危害

由于采礦、金屬冶煉、工業(yè)排放以及其他的人為活動，鎘長期而廣泛地存在于環(huán)境中［67］。大氣中鎘平均質(zhì)量濃度為1～50 ng·m-3［68］，我國超過11 個省和25 個區(qū)都存在土壤中鎘富集，主要農(nóng)業(yè)地區(qū)土壤中鎘質(zhì)量分數(shù)背景值在0.01～1.34 mg·kg-1之間，平均為0.12 mg·kg-1［69-70］；部分地區(qū)水質(zhì)嚴重惡化，鎘含量通常大于中國相關標準（見補充材料表S3）。比利時的一項研究報道土壤中鎘質(zhì)量分數(shù)為0.8～17 mg·kg-1［71］。人類接觸鎘的途徑主要有飲食攝入、呼吸以及皮膚接觸［72］。有研究發(fā)現(xiàn)歐洲居民每日膳食鎘的攝量入為10～30 μg［73］。丹麥一項隊列研究表明，丹麥男性膳食鎘平均攝入量約為16 μg·d-1［74］。過量的鎘暴露會損傷腎臟、骨骼系統(tǒng)，影響生殖和生長發(fā)育，引起心血管系統(tǒng)障礙，增加癌癥風險等［75］。

7.2 環(huán)境鎘暴露疾病負擔研究進展

關于環(huán)境鎘暴露所致疾病負擔的研究較少［75-77］（表7），并且多聚焦于慢性腎病，對于鎘相關癌癥的疾病負擔研究正在增加。鎘暴露對于生殖和生長發(fā)育的影響不容小覷，然而該類疾病負擔研究缺乏，所以增加對生殖和生長發(fā)育影響方面的關注具有重要意義。

表7 鎘的疾病負擔代表性研究Table 7 Representative studies on the burden of disease attributable to cadmium

8 汞

8.1 汞的健康危害

環(huán)境中汞的來源主要為含汞廢水，其次為農(nóng)藥、機械廢料、炸藥等［78］。中國汞污染狀況較為嚴重，天津市污灌區(qū)土壤中汞含量高達0.292 mg·kg-1，有效態(tài)達0.153 mg·kg-1［79］。中國松花江流域水樣中汞質(zhì)量濃度的平均值為0.016 μg·L-1，并未超過相關標準（見補充材料表S4）。人類接觸汞的途徑有很多，可通過呼吸道、皮膚或消化道侵入人體，但主要是通過食用被汞污染的魚類和海洋哺乳類動物。研究發(fā)現(xiàn)，汞進入人體后會蓄積于肝、腎、大腦、心臟和骨髓等部位，造成神經(jīng)性中毒和深部組織病變［78］。

8.2 環(huán)境汞暴露疾病負擔研究

關于環(huán)境汞暴露所致疾病負擔研究較少［76，80-81］（表8），且主要關注慢性汞中毒及汞致智力殘疾。汞進入人體的主要途徑是通過被汞污染的魚類和海洋哺乳類動物，但目前研究多關注于職業(yè)性汞暴露帶來的危害，因此開展更多的食源性汞暴露疾病負擔的相關研究對于評價環(huán)境汞暴露對人類健康的危害具有重大意義。

9 總結(jié)與展望

本文綜述了當前國內(nèi)外部分環(huán)境危害因素疾病負擔的研究進展。其中，美國及歐盟開展了大量EDCs所致疾病負擔的研究，評估的物質(zhì)主要為PBDEs、OPEs、PAEs、BPA、DDT 等。研究發(fā)現(xiàn)，PBDEs 及OPEs造成的疾病負擔較為嚴重，其暴露引起的兒童智商下降及智力殘疾造成了較大的經(jīng)濟損失，提示需嚴格監(jiān)管此類物質(zhì)的使用。具有內(nèi)分泌干擾效應的金屬所致疾病負擔研究已在全球多國開展，評估的主要金屬為鉛、鎘、汞等。其中，環(huán)境鉛暴露疾病負擔研究較多，主要引起人類智力殘疾，造成的經(jīng)濟負擔較重。環(huán)境汞暴露致疾病負擔的研究較少，但僅有的幾項研究證據(jù)均表明其造成的疾病負擔較重，故仍需增加對環(huán)境中汞暴露的關注。

目前中國的環(huán)境危害因素疾病負擔研究評估的物質(zhì)主要包括PAEs、鉛、鎘、汞等，這些物質(zhì)暴露可引起多種不良健康結(jié)局，但已有研究僅選擇性評估了少數(shù)疾病終點的疾病負擔。對于環(huán)境中廣泛存在的EDCs 類新化學物質(zhì)，近年來的痕量檢測技術(shù)進展較快，內(nèi)外暴露數(shù)據(jù)及相關的人群流行病學研究證據(jù)日益增多，后續(xù)可關注研究證據(jù)充分的典型EDCs，對其進行全面的疾病負擔評估，以全面了解我國新型環(huán)境污染物的人群健康風險及相關的疾病負擔狀況，為環(huán)境質(zhì)量標準制定及健康政策的實施提供科學依據(jù)，以切實保障人民健康。