室内外不同臭氧水平对中国城市居民健康的影响

阮芳芳，彭彦彦，李康玮，段存儒，武照亮

1. 宁波财经学院国际经济贸易学院，浙江 宁波 315175

2. 宁波市哲学社会科学研究基地，浙江 宁波 315100

3. 中国人民大学公共管理学院，北京 100872

4. 中国人民大学环境学院，北京 100872

5. 山西大学政治与公共管理学院，山西 太原 030006

近年来，O3污染日趋严重，逐渐引起人们的关注.2016——2020 年中国自然背景地区和城市区域O3年均浓度同步快速提升，年均增长分别为1.5 和2.0 μg/m3[1]. 由于PM2.5控制政策包括减少氮氧化物和挥发性有机物，导致O3浓度可能随氮氧化物与挥发性有机物浓度比例的增加而升高[2]. O3是一种强氧化性气体，危害人类健康[3]. 研究通过荟萃分析证实了O3短期暴露对人群早逝的影响[4-5]，美国癌症协会癌症预防研究提供了O3长期暴露影响人群健康的明确证据[6]. Lu 等[7]估计2019 年我国69 个城市中因O3暴露引起的呼吸系统早逝人数为64 370 例，与2013 年相比增加了60%. 降低O3浓度能减少健康影响并带来经济效益. Liang 等[8]研究表明，2016 年我国O3浓度降至100 μg/m3时，可避免全因早逝120 000 例，相应的经济效益在360×108~640×108元之间；如降至70 μg/m3，估计可避免全因早逝160 000 例，经济效益在540×108~950×108元之间. 此外，有研究[9]表明，约有59%的个人O3暴露发生在室内，且即使室内O3浓度达到GB/T 18883——2022《室内空气质量标准》要求，全因早逝人数仍无法减少，表明现有标准在避免健康损失方面有待提高.

目前，定量评估降低室内、室外O3水平能够带来的健康和经济效益研究较为鲜见. 基于此，本文以2020 年为例，采用本地化的暴露-反应关系模型，考虑室内、室外O3暴露的差异性，使用每个城市特定的O3暴露系数，估计我国337 个地级及以上城市每日室内、室外O3浓度分别满足更加严格标准(室内O3浓度<112 μg/m3，室外O3浓度<160 μg/m3)后潜在的效益，并区分短期效应和长期效应的差异，以期为O3空气质量标准的修订提供科学依据.

1 方法与数据

1.1 暴露评估

O3每日小时浓度数据来源于国家环境监测中心空气质量实时发布平台. 337 个地级及以上城市O3小时浓度为该城市内所有监测站点小时浓度的平均值，使用每日最大8 h 平均浓度(MDA8)作为O3浓度评价指标. 室外O3浓度、渗透因素和日常活动模式是对O3暴露浓度影响最大的因素. 尽管存在室内O3源，但多数室内环境中主要的O3源是室外空气，且中国约99%的房屋采用自然通风[10]. 基于此，本文假定不存在室内O3源，且室内环境没有空气净化干预，通过室外O3浓度和暴露因子(exposure factor，fexp)来估计人群O3暴露浓度. 使用Yao 等[11]通过空气质量监测数据和呼吸频率调整法(BRA)得到的我国333 个城市室外O3浓度(Cout)与O3暴露浓度(Cexp)之间的比值来预估各城市的O3暴露浓度，其中连云港市、湖州市、黔西南布依族苗族自治州、三沙市未使用城市所在省份的平均值替代. 暴露因子为O3暴露浓度与室外O3浓度的比值(Cexp/Cout). Yao 等[11]通过蒙特卡洛方法发现，我国城市O3暴露因子约0.35，下限和上限分别为0.18、0.49.

1.2 短期暴露、长期暴露导致的全因早逝风险评估

O3污染对人体健康的影响以早逝为主[12]，因此本文选择全因早逝为健康终点. 对于每个城市，通过对数线性关系〔见式(1)〕确定可归因于O3暴露的早逝风险. 短期暴露的急性健康影响指暴露于空气污染物一天或几天的健康危害，通常使用污染物每日浓度数据；而长期暴露的慢性健康影响指暴露于空气污染物半年以上的健康危害，通常使用污染物季节或年浓度数据. 对于短期效应，首先估计每日O3污染造成的全因早逝人数，然后将一年内每日全因早逝人数相加得到年全因早逝人数. 对于长期效应，使用每日O3浓度的年均值估计年全因早逝人数.

式中：ΔMort 为归因于O3暴露的全因早逝人数，例；Pop 为暴露人口数量，人；y0为健康终点的基线发生率；β为暴露-反应系数，表示污染物浓度一个单位变化对健康影响的响应；TMREL 为理论最低风险暴露水平，即现有研究中观测到的最低浓度值，μg/m3，取值参考Turner 等[13]的研究结果(52.3 μg/m3). 2020 年城市人口数据来自各省份《第七次全国人口普查公报》. 各城市全因早逝基线发生率来自各省份统计年鉴和各城市《国民经济和社会发展统计公报》.

O3的短期暴露-反应系数来自2022 年关于我国O3污染短期暴露的Meta 分析[14]，O3浓度(MDA8)每增加10 μg/m3，人群总早逝风险增加0.31%(95% CI：0.22%~0.41%). 目前，已有研究调查了我国O3长期暴露与心血管疾病早逝之间的关系[15-16]，但讨论我国O3长期暴露与全因早逝关系的研究较少. 因此，选择Turner 等[13]研究结果作为O3的长期暴露-反应系数，O3浓度(MDA8)每增加20 μg/m3，人群全因早逝风险增加2%(95% CI：1%~4%).

1.3 全因早逝经济损失评估

统计生命价值(VSL)是空气污染相关早逝风险货币化使用最广泛的指标，不仅考虑了身体上的损失，还考虑了幸福感等精神方面主观损失. 因此，本研究使用基于条件价值评估法的VSL 值来评估O3污染的健康损失经济价值，计算公式：

式中：Cost 为城市健康经济损失，元；VSL 为城市单位统计生命价值，元.

本文选择2010 年北京市的VSL (524×104元)为基准值[17]，原因主要有以下两点：一是我国在严重污染事件发生之前，对空气污染健康危害的认识不足，早期的支付意愿调查可能严重低估VSL；二是尽管最近的研究对我国VSL 估计值有所提高，但仍远低于发达国家水平[18]，因此选择近年来VSL 估计值较高的研究为基准值. 对于每个城市的VSL 值，通过效应转换法估计2020 年的VSL 值，转换公式：

式中：V SLk,2020为 2020 年k城市的VSL 值，元； VSL0为2010 年北京市VSL 参考值，元；Gk,2020为 2020 年k城市人均GDP，元；G2010为2010 年北京市人均GDP，元；γ为健康成本的收入弹性，参考世界银行给出的范围(1.0~1.4)[19]，本文取中间值1.2.

1.4 不同达标情景下的经济效益估计

O3浓度相关空气质量标准汇总如表1 所示，除GB/T 18883——2022 的浓度度量方式为每日1 h 平均浓度外，其他标准均为每日最大8 h 平均浓度，将GB/T 18883——2022 标准值转换成MDA8 指标后仍为160 μg/m3. 在现有的标准外设置潜在标准限值，设定本研究室内O3浓度标准分别为80、60、40、30、20、10、0 μg/m3，室外O3浓度标准分别为80、60、50、0 μg/m3.

表1 O3 浓度相关空气质量标准Table 1 O3 related air quality standards

估算2020 年内各城市每日室内/室外O3浓度持续达标情景下的健康效益，包括可避免的全因早逝和相应的经济损失. 当城市每日室内/室外O3浓度高于本文设定的标准值时，将每日室内/室外O3浓度降至达标浓度；反之，O3浓度保持不变. 在室内O3浓度达标情景中，认为是因室内人为干预行为使得室内O3浓度下降，因此在该情景下室外O3浓度不受影响.

2 结果与分析

2.1 O3 浓度特征分析

2020 年337 个地级及以上城市室外O3年均浓度在61.8~113.9 μg/m3之间，其中有70 个城市室外O3浓度超过GB 3095——2012 一级标准限值(100 μg/m3)，其主要集中在华北、华东、华中和西北地区；各城市室内O3年均浓度在7.1~30.7 μg/m3之间，平均值为20.8 μg/m3；O3年均暴露浓度在13.5~44.6 μg/m3之间，平均值为33.5 μg/m3. 从空间分布来看，O3室内浓度与暴露浓度分布具有相似性，O3高浓度城市主要集中在华东、华南和华中的部分地区，这可能是因为人群多数时间暴露于室内环境，室内O3浓度对于个人O3暴露浓度的影响较大；而O3室外浓度分布与O3室内浓度、暴露浓度分布均不同，主要是由于不同城市O3室内外渗透因素存在差异，华南、华中、西南地区的O3暴露因子偏高，而东北和西北地区的暴露因子偏低.

从O3日均浓度来看，2020 年337 个地级及以上城市室外O3日均浓度在11~300 μg/m3之间，其中，有52 个城市每日室外O3日均浓度未超过GB 3095——2012 二级标准限值(160 μg/m3)，约占总人口的7%，其余285 个城市超标天数在1~85 d 之间(平均超标天数为21 d). 2020 年337 个地级及以上城市室外日均浓度超过GB 3095——2012一级标准限值(100 μg/m3)的天数为18~238 d (平均值为126 d)，约有76%的人口生活在超标天数大于100 d 的地区，超标天数最多的3 个城市分别是海北藏族自治州(238 d)、海南藏族自治州(228 d)和海西蒙古族藏族自治州(214 d).对于室内O3浓度，O3日均浓度范围在0.2~89.0 μg/m3之间，没有城市存在日均浓度超过160 μg/m3的情况. 对于O3暴露浓度，日均暴露浓度范围在0.3~129.2 μg/m3之间，337 个地级及以上城市中有23个城市存在O3日均暴露浓度超过100 μg/m3的情况，平均超标天数为2 d.

根据O3年均浓度和人口数据绘制了2020 年337 个地级及以上城市O3污染的累积人群暴露水平(见图1)，该曲线上的任一点表示O3年均浓度不超过某一浓度的人口占比. 从室外O3浓度来看，23.8%的人口处于O3年均浓度高于GB 3095——2012 一级标准限值(100 μg/m3)的环境中，78.0%的人口处于O3年均浓度高于80 μg/m3的环境中. 从室内O3浓度来看，71.4%的人口处于O3年均浓度为20.0~30.7 μg/m3的环境中. 从O3暴露浓度来看，82.4%的人口处于O3暴露浓度为30.0~44.6 μg/m3的环境中.

图1 2020 年我国337 个地级及以上城市O3 年均浓度累积暴露人口曲线Fig.1 Cumulative exposure population curve of annual average O3 concentration for 337 prefecture-level and above cities in China, 2020

2.2 O3 污染造成的全因早逝和经济损失

2020 年我国337 个地级及以上城市可归因于O3污染短期暴露和长期暴露的全因早逝人数分别为44 400 例(95% CI：29 641~59 106 例)、137 237 例(95% CI：68 901~272 311 例)，后者约是前者的3.1 倍，表明O3污染的短期效应不容忽视. 在长期暴露效应中，城市全因早逝人数在0~3 752 例之间，平均值为407 例，全因早逝人数最高的3 个城市分别为上海市、重庆市和郑州市. 337 个地级及以上城市中有23 个城市全因早逝人数多于1 000 例，占全因早逝总人数的25.2%，主要集中在北京市、天津市、上海市、重庆市以及河北省、江苏省、山东省、河南省、广东省等的部分城市；有242 个城市全因早逝人数少于500 例，占全因早逝总人数的37.6%. 在短期暴露效应中，城市全因早逝人数在0~1 176 例之间，平均值为132 例，仅有2 个城市(重庆市、上海市)全因早逝人数超过1 000 例；有27 个城市全因早逝人数多于300 例，占全因早逝总人数的28.4%，主要位于京津冀及周边地区.

通过式(2)得到各城市2020 年的VSL 值，与O3污染健康损失相乘获得相应的健康经济损失，可归因于O3污染短期暴露和长期暴露的经济损失分别为2 375×108元(95% CI：1 585×108~3 161×108元)、7 367×108元(95% CI：3 699×108~14 614×108元)，后者约是前者的3.1 倍，分别占当年国内生产总值的0.23%、0.73%. 在长期暴露效应中，各城市的健康经济损失在0~481.5×108元之间，平均值为21.9 元，75.7%的城市健康经济损失低于平均值. 在短期暴露效应中，城市的健康经济损失在0~147.5×108元之间，平均值为7.0 元，74.5%的城市健康经济损失低于平均值. 长期暴露和短期暴露健康经济损失排名前10位的城市一致，如图2 所示.

图2 2020 年我国O3 健康经济损失排名前10 位的城市Fig.2 Top 10 cities with ozone health economic losses in 2020, China

2.3 满足不同O3 浓度标准带来的经济效益

在设计未来空气污染控制方案时，需了解空气污染变化对区域健康负担的影响. 满足不同室外O3浓度和室内O3浓度标准后预测的可避免全因早逝人数和经济损失(包括短期效应和长期效应)如表2、3 所示，结果表明，O3浓度达标后长期效应带来的效益约是短期效应的3 倍.

表2 2020 年我国每日室外O3 浓度满足不同标准时长短期效益Table 2 Long and short-term benefits of meeting different standards for daily outdoor O3 concentration in 2020, China

表3 2020 年我国每日O3 室内浓度满足不同标准时长短期效益Table 3 Long and short-term benefits of meeting different standards for daily indoor O3 concentration in 2020, China

2.3.1 室外O3浓度达标

当每日室外O3达标浓度为GB 3095——2012 二级标准限值(160 μg/m3)时，各城市O3年均室外浓度下降并不明显，90 个城市年均O3浓度未发生变化，118 个城市年均O3浓度降幅超过1 μg/m3，下降最多的城市是淄博市(从113.6 μg/m3降至106.1 μg/m3)，可避免的短期和长期全因早逝人数分别为1 826、6 044 例，相应的经济效益分别为107×108、355×108元.当每日室外O3达标浓度为GB 3095——2012 一级标准限值(100 μg/m3)时，各城市O3年均室外浓度降幅增加，降幅为0.6 ~29.3 μg/m3，所有城市年均浓度均有所下降，可避免的短期和长期全因早逝人数分别为13 890、46 090 例，相应的经济效益分别为768×108、2 548×108元，分别是室外O3达标浓度为160 μg/m3时的7.6 和7.2 倍. 当每日室外O3达标浓度为70 μg/m3时，城市O3年均室外浓度降幅进一步增大，各城市年均室外浓度在49.3~70.0 μg/m3之间，其中，可避免的长期全因早逝人数为1×105例，相应的经济效益为5 420×108元，约是室外O3达标浓度为160 μg/m3情景的15 倍，是室外O3达标浓度为100 μg/m3情景的2 倍. 当每日室外O3达标浓度为50 μg/m3时，由于此时已低于阈值浓度，因此认为O3污染不再对人群健康产生危害.

当室外O3达标浓度分别为160 μg/m3(GB 3095——2012 二级标准限值)、100 μg/m3(GB 3095——2012 一级标准限值)、80 μg/m3、70 μg/m3、60 μg/m3时，可避免全因早逝人数(长期效应)分别为2020 年O3污染全因早逝人数的4%、34%、57%、73%、91%，可避免经济损失(长期效应)分别为2020 年O3污染经济损失的5%、35%、58%、74%、91%. 总的来说，当采用高于《WHO 空气质量准则》一级标准限值(100 μg/m3)的标准时，随着每日室外O3浓度满足更加严格的标准，健康效益和经济快速增加. 我国31 个省份每日室外O3浓度满足不同标准后可避免的全因早逝人数如图3 所示（长期暴露）. 由图3 可见，实施80 μg/m3、70 μg/m3、60 μg/m3的O3室外标准后，可避免全因早逝人数最多的5 个省份分别是山东省、河南省、江苏省、广东省和河北省，在这些地区实施室外O3浓度控制工作见效更快、效益更高；当室外O3达标浓度为GB 3095——2012 二级限值(160 μg/m3)时，仅新疆维吾尔自治区和西藏自治区未受益.

图3 我国31 个省份每日室外O3 浓度满足不同标准时可避免的全因早逝人数(长期效应)Fig.3 All-cause mortality avoided (long-term effect) by meeting different standards for daily outdoor O3 concentration of 31 provinces in China

2.3.2 室内O3浓度达标

当每日室内O3达标浓度分别为160 μg/m3(GB/T 18883——2022 标准限值)和112 μg/m3(T/ASC 02——2021标准限值)时，全因早逝人数和经济损失与2020 年相比均没有变化，表明《室内空气质量标准》和《健康建筑评价标准》中对室内O3浓度的限制意义不大，这是因为2020 年337 个地级及以上城市每日室内O3浓度在0.2~89.0 μg/m3之间，低于这两个标准中的指导值. 当每日室内O3达标浓度为80 μg/m3时，各城市室内O3浓度基本不变，降低室内O3浓度仍没有带来效益.

当每日室内O3达标浓度为60 μg/m3时，有5 个城市室内O3年均浓度出现下降，均位于广东省，降幅为0.1~0.5 μg/m3；可避免的全因早逝和经济损失(长期)分别为90 例和7×108元. 当每日室内O3达标浓度为40 μg/m3时，室内O3年均浓度出现降幅的城市增至165 个，降幅为0.1~2.9 μg/m3；可避免的短期和长期全因早逝人数分别为983、3 931 例，相应的经济效益分别为64×108、255×108元，是O3达标浓度为60 μg/m3情景的40 倍左右，达标后经济效益前3 位的城市分别是广州市、重庆市和上海市. 当每日室内O3达标浓度为20 μg/m3时，仅剩16 个城市室内O3年均浓度未出现降幅，分别位于辽宁省、吉林省、黑龙江省、青海省和新疆维吾尔自治区；可避免的短期和长期全因早逝人数分别为12 276、48 861例，相应的经济效益分别为700×108、2 787×108元，约是室内O3达标浓度为40 μg/m3情景的12 倍. 当每日室内O3达标浓度为10 μg/m3时，所有城市室内O3年均浓度均有所降低，各城市室内O3年均浓度在6.9~10.0 μg/m3之间；其中85 584 例可避免全因早逝和4 681×108元可避免经济损失可归因于长期效应，约是室内O3达标浓度为40 μg/m3情景的20 倍，是室内O3达标浓度为20 μg/m3情景的2 倍. 当每日室内O3达标浓度为0 μg/m3时，无室内O3污染危害.

当室内O3达标浓度分别为40、30、20、10、0 μg/m3时，可避免全因早逝人数(长期效应)分别为2020 年O3污染全因早逝人数的0.1%、2.9%、11.8%、35.6%、62.4%、63.3%，可避免经济损失(长期效应)分别为2020 年O3污染经济损失的0.1%、3.5%、13.2%、37.8%、63.5%、64.2%. 当室内O3达标浓度高于40 μg/m3时，随着每日室内O3浓度满足更严格的标准，带来的效益快速增加，且增速高于室外O3浓度达标情景. 我国31 个省份每日室内O3浓度满足不同标准后可避免的全因早逝人数（长期效应）如图4 所示. 由图4 可见：当室内O3达标浓度为60、40、30、20、10 μg/m3时，受益最多的5 个省份分别是山东省、河南省、江苏省、广东省和四川省. 当室内O3达标浓度为60 μg/m3时，首先受益的是广东省；当室内O3达标浓度为40 μg/m3时，仅内蒙古自治区、吉林省、宁夏回族自治区、黑龙江省、西藏自治区、新疆维吾尔自治区和青海省未受益.

图4 我国31 个省份每日室内O3 浓度达标后可避免全因早逝人数(长期效应)Fig.4 All-cause mortality avoided after reaching daily indoor O3 concentration (long-term effect) of 31 provinces in China

3 讨论

3.1 评估结果的不确定性

由图5 可见，以2020 年北京市为例，可归因于O3长期暴露的全因早逝人数和健康经济损失均随O3浓度的上升呈线性增加的趋势，表明控制O3污染的重要性. 同时，O3污染健康损失评估结果存在较大的不确定性，主要是由O3浓度估算方法、室内外暴露水平差异、健康损失估算方法差异以及阈值浓度的选择所致.

图5 北京市O3 污染健康影响与O3 浓度的关系(长期效应)Fig.5 Relationship between health effects of O3 pollution and O3 concentration in Beijing(long-term effect)

3.1.1 O3浓度估算方法

已有研究主要依赖化学传输模型和卫星数据来估算O3浓度[20]，这些模型通常缺乏与地面测量值之间的验证，同时输入排放清单的不确定性和模型的粗分辨率可能导致模拟结果偏高. 有学者使用GEOSChem 模型发现，2010 年中国约有154 000 例呼吸系统早逝可归因于O3长期暴露[21]；使用WRF-CMAQ模型发现，2014 年中国归因O3污染的呼吸系统早逝人数为89 400 例[22]. 近年来，越来越多的学者使用地面监测数据来评估空气污染的健康影响. 地面监测数据具有精度高、质量好、数据标准化及覆盖时间范围广等优势. 目前，我国地面监测点存在分布不均的问题，西北和西南地区分布较少而城市地区和人口密集地区分布较多.

3.1.2 室内外暴露水平差异

O3主要在室外产生，一项针对美国18 个城市的研究[23]表明，O3早逝率系数的58%可变性可以解释为O3总暴露量的差异，这些差异在很大程度上由室外向室内传输的差异造成. 对于中国人群的O3健康影响研究，目前多直接利用室外O3浓度估算. Xiang等[9]模拟了我国339 个城市的O3暴露浓度，发现室内O3暴露占O3总暴露量的59%. 因此，引入暴露参数是准确估计个体O3暴露的关键步骤. 分别使用O3暴露因子的下限(0.18)、平均值(0.35)和上限(0.49)[11]估计笔者研究的健康损失发现，可归因于O3污染长期暴露的全因早逝人数分别为65 374、126 672 和176 822 例，与笔者研究估计的差异分别为——52%、——8%和29%.

3.1.3 健康损失评估方法差异

本研究使用的对数线性暴露-反应函数是世界卫生组织推荐用于严重污染地区的健康损失评估方法[24]. 另一个常用的方法是线性暴露-反应函数，Maji等[25]使用两种函数估计了2016 年中国O3污染全因早逝人数，发现使用线性函数后估计结果与笔者研究结果存在3%~8%的差异. 使用线性函数后，本研究可归因于O3污染长期暴露的全因早逝人数为128 870 例，略低于对数线性函数结果(137 237 例)，差异在6%左右. 此外，如果O3暴露与健康影响间存在非线性关系，那么当暴露水平增加时，O3污染全因早逝人数可能会被低估.

3.1.4 阈值浓度问题

目前对于是否存在阈值没有明确的结论. Maji等[25]使用75.2 μg/m3作为O3污染的阈值，Liu 等[22]使用112 μg/m3作为O3归因呼吸系统早逝的阈值. 在中国、欧洲和北美进行的研究[26-27]发现，短期O3暴露的急性效应不存在阈值. 一项在中国地区的队列研究[16]也表明，O3污染长期暴露与心血管疾病早逝风险之间可能没有明显的阈值. 因此，本文预估了阈值浓度不存在情况的健康影响，发现可归因O3污染的短期效应、长期效应全因早逝人数分别为97 701、321 984例，约是设定阈值为52.3 μg/m3下的2 倍. 由此可见，若存在较低的O3阈值浓度或没有阈值浓度，O3污染的健康影响将更大.

3.2 O3 氧化产物的危害

室内环境表面通常有一层被吸附的有机薄膜，其成分包括与O3发生快速反应的有机化合物. 同时人类自身的皮肤表面也覆盖着一层薄薄的脂质，O3会与这些化合物反应产生氧化产物，其中一些可能对人类健康产生不利影响. 研究[11]表明，个体平均每吸入1×10——9的O3，就会吸入1.6×10——9的O3氧化产物. 因此，在考虑暴露于O3的健康影响时，还应该考虑O3氧化产物对健康的影响. 然而，O3氧化产物对健康的影响尚不清楚，因此本研究可能低估了O3污染的健康影响.

3.3 实施更加严格的室内O3 标准的可能性

气候变化以及PM2.5水平的快速下降可能会加速地面O3的生成，降低中国城市大气环境中的O3及其前体物浓度困难重重. 本研究表明，满足更加严格的室内O3标准可以带来较大的健康效益和经济效益，室外O3浓度提升带来的相关不利影响可以通过降低室内O3浓度来减轻. 因此，可以通过使用室内净化新风系统和室内空气净化器来降低室内O3浓度.

4 结论

a)目前，评估降低室内、室外O3水平健康效益的研究中较少考虑室内外人体暴露的差异. 本研究结果表明，2020 年我国337 个地级及以上城市室外O3年均浓度在61.8~113.9 μg/m3之间，室内O3年均浓度在7.1~30.7 μg/m3之间，O3年均暴露浓度在13.5~44.6 μg/m3之间. 有23.8%的人口处于高于GB 3095——2012 一级标准限值(100 μg/m3)的室外O3环境中，可归因于O3污染短期暴露和长期暴露的全因早逝分别为44 400 和137 237 例. 从长期来看，O3污染总经济损失约为7 367×108元，占当年国内生产总值的0.73%.

b)当每日室外O3达标浓度分别为160 μg/m3(GB 3095——2012 二级标准限值)、100 μg/m3(GB 3095——2012 一 级 标 准 限 值)、80 μg/m3、70 μg/m3、60 μg/m3时，可避免的全因早逝人数(长期暴露)分别为6 044、46 090、78 888、100 160、124 649 例，可避免的经济损失分别为355×108、2 548×108、4 298×108、5 420×108、6 700×108元. O3浓度满足当前《室内空气质量标准》(GB/T 18883——2022)(160 μg/m3)和《健康建筑评价标准》(T/ASC 02——2021) (112 μg/m3)，无法带来健康效益. 当每日室内O3达标浓度分别为60、40、30、20、10 μg/m3时，可避免的全因早逝人数(长期暴露)分别为90、3 931、16 191、48 861、85 584 例，可避免的经济损失分别为7×108、255×108、971×108、2 787×108、4 681×108元.

c)由于O3的生成涉及前体污染物，与PM2.5相比，降低O3浓度更加困难. 研究表明，可以通过降低室内O3浓度有效减少与O3相关的健康影响，可率先在山东省、河南省、江苏省、广东省等地区实施更加严格的区域O3空气质量标准，进而提高居民的健康生活水平.