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      我國環境健康風險評價研究進展

      農業環境科學 2021-10-26 07:52:12

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      農環格格有話說:


      ? ? ? ? 10月13日周四(農歷九月十三),大家早安??!


      今天文章講述:

      環境污染所導致的健康效應日趨復雜,環境健康風險評價是一種評價由環境污染引起的人體健康危害程度的方法,目前我國開展的相關研究多采用國外成熟的評價模型,尚未建立適合我國人群的評價模型。


      作者就近年來我國環境健康風險評價研究進展進行綜述。


      來源:《環境與健康雜志》2014年第4期。

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      ? ?楊彥,陸曉松,李定龍

      常州大學環境與安全工程學院,江蘇 常州 213164

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      ?文章重點


      文章從環境健康風險評價的概念、研究歷史、現狀以及評價方法的研究進展、現狀及存在的問題和發展趨勢等幾個方面對我國環境健康風險評價研究進行了回顧和展望:

      首先介紹了環境健康風險評價的概念及意義,我國環境健康風險評價的研究歷史及相關基礎研究的進展情況,同時對我國環境健康風險評價模型關鍵步驟的研究進展及存在問題進行詳細的闡述,最后提出了我國環境健康風險評價的發展趨勢。???



      ?環境風險評價


      環境風險評價是對環境污染引起的人體健康和生態危害的種類及程度的描述過程。環境健康風險評價是狹義環境風險評價的重點,是把環境污染與人體健康聯系起來,定量描述污染對人體健康產生危害的風險,是收集、整理和解釋各種健康相關資料的過程,其目的在于估計特定暴露劑量的有害因子對人體不良影響的概率,以評價人體健康所受到損害的可能性及其程度大小。


      國際上對健康風險評價的研究始于20世紀30年代,此階段采用毒物鑒定法進行急性毒性和風險性較大的健康影響定性分析。50 年代提出了安全系數法,用于估算人群的可接受攝入量。70~80年代健康風險評價體系基本形成,美國國家科學院(NAS)在 1983 年出版的《聯邦政府的風險評價:管理程序》中將評價步驟概述為:危害識別、劑量-反應評估、暴露評價和風險表征。1986 年美國環保局頒布了一系列有關健康風險評價的技術性文件、準則或指南。如《健康風險評價導則》,該導則包括致癌性、致突變性、化學混合物、可疑發育毒物以及估算接觸量等 5個方面內容(51FR33992~34054)。這一科學體系被包括歐盟和我國在內的世界多國和組織廣泛采用。?




      我國的健康風險評價起步于20 世紀90年代,潘自強院士課題組在核工業系統開展了放射性污染物、致癌化學物和非致癌化學物的環境健康綜合研究。???



      “十五”期間,原國家環??偩纸M織實施了“環境污染對人體健康損害及補償機制研究”科技攻關項目,開展環境污染對人群健康損害醫學診斷標準、健康損害補償機制與法律框架研究。


      2007 年,科技部將環境污染的健康風險評估與技術研究列入“十一五”科技支撐計劃重點研究項目,區域環境污染健康風險評價研究正式啟動。同年 11 月衛生部等 18 個部委聯合發布《國家環境與健康行動計劃(2007—2015 年)》,明確將“開展環境污染健康危害評價技術研究”作為行動策略之一。國家環境保護部發布的“十二五”環境與健康工作規劃中也將“環境與健康調查和風險評價技術與方法”的研究作為主要任務。


      于云江課題組于 2010 年建立了環境污染的健康損害調查方法與技術規范,提出區域環境污染健康風險評估研究的“六步走”:區域環境污染源調查、區域環境特征污染物識別、特征污染因子危害鑒定、劑量-反應評估、區域多暴露途徑環境暴露風險評價、綜合區域健康風險表征,此后區域環境健康領域的研究多遵循此步驟。


      應用研究的進展


      早期的健康風險評價主要應用在人體長期低劑量暴露于有毒化學物質所引起的慢性健康損害,其評價方法主要采用 US EPA 推薦的“四步法”,多用于對水體、土壤、大氣、動植物等單環境介質中化學物質污染引起的健康風險進行評價。


      從時間上看早期的研究更多的是針對單一受體和風險源,而在實際研究中發現,任何環境介質的污染不僅僅從單一途徑進入人體,而多以復合污染存在,且其受體和生命周期均以多樣的形式存在。從 20 世紀 90 年代末開始,科學家們嘗試進行不同受體的多暴露途徑的復合污染健康風險評價研究,近幾年有研究人員通過對我國人群的暴露狀況進行調查,優化評估模型,以降低評估的不確定性。


      除化學因子健康風險研究外,我國對電離輻射污染的暴露劑量評價,及其慢性致癌和非致癌的健康風險也開展了研究。突發性污染事故的健康風險評價主要包括化學物質泄漏事故、火災和爆炸事故的風險評價。對于化學物質泄漏事故,有研究人員通過 CAMEO模型對造成的人群健康風險進行模擬計算,利用伴隨方法,結合研究區地理特征和人口密度等條件,計算毒氣泄漏的風險值。表 1 為近年我國部分環境污染健康風險評價應用研究成果。


      評價方法


      國際上的環境健康評價模式大多以美國國家科學院(NAS)提出的四步法為范式,其他國家如加拿大、英國等提出的一些其他健康風險評價模式與四步法基本相似。在該法的基礎上,我國環境健康風險評價研究在應用風險概念和分析方法對環境與健康風險進行全面、系統評價方面取得了進展。


      1
      危害識別

      化學物質的危害識別主要通過收集和評估該物質的毒理學和流行病學資料,確定其是否對人群健康造成損害。目前,國際上關于權重分類的方法有兩種:國際癌癥研究中心(IARC)化學物質致癌性分類和 US EPA 綜合風險信息系統(IRIS)化學物質致癌分類。2008 年中國環境科學學會、北京大學醫學部公共衛生學院聯合發布的《環境影響評價技術導則人體健康(征求意見稿)》中也將 IRIS 數據庫推薦為主要參考資料。我國環境保護部發布的《污染場地風險評估技術導則(報批稿)》公布了部分污染物不同暴露途徑的毒性參數值 。除此以外,我國尚未建立較為完整的污染物毒性數據庫。建立我國的污染物毒性數據庫可為健康風險評價中污染物質的毒性鑒定提供主要的、重要的參考依據。


      2
      劑量-反應評估?

      健康風險評價中,化學物劑量-反應關系是在各種調查和實驗數據的基礎上估算出的,故人類的流行病學資料為首選,另外,敏感動物的長期致癌實驗資料也極為重要。對于有閾化合物,未觀測到有害效應劑量水平(NOAEL)是對無遺傳毒性物質進行風險評估時常使用的一個參考點,通常采用人類終生每日攝入該外來化學物而不引起任何可見損害作用的劑量(ADI)作為指標。


      由于現有的數據庫中的實驗參數并不是為建立 ADI 而設計,因此在劑量-反應評估的過程中要在毒理學數據庫中找出既有合適觀察終點又有恰當染毒時間的實驗結果較為困難,在此情況下需建立新的實驗確定 ADI,或者通過實際攝入量和臨時建立的 ADI 數值來判斷是否需要進行新實驗。孟麗蘋等 對全國范圍內自來水廠中的9 種鹵乙酸進行監測,結合小鼠飲水暴露的毒性數據評估后提出新的水廠出水二氯乙酸(TCAA)的健康指導值。鄭丙輝等通過對 2000—2010 年我國突發性水污染事件的統計分析,建立水污染事件污染物安全閾值計算方法,并提出以 GB 3838—2002《地表水環境質量標準》這一慢性暴露標準作為水污染事故應急處理依據可能夸大了時間危害性。隋海霞等應用毒理學關注閾值(TTC)對我國人群膳食中低暴露量化學物鄰苯二甲酸(2-乙基己基)酯(DEHP)進行風險評估并以傳統評估方法進行驗證,結果發現差異不明顯。


      在劑量-效應評估中,基準劑量方法(BMD)擴展了動物實驗或者觀察流行病學研究獲得的劑量-效應數據的適用范圍,更好地描述潛在風險的特征并量化。田琳等對慢性鉛接觸引起腎損傷的生物接觸限值進行估算,選擇 135 名蓄電池廠工人作為鉛接觸者,對其血鉛濃度與尿總蛋白(TP)、尿 β 2 -微球蛋白(β 2 -MG)、尿 N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶(NAG)關系進行分析,并分別以尿 TP、尿 β 2 -MG、尿 NAG 為指標計算引起腎損害的血鉛基準劑量(BMD)和基準劑量下限值(BMDL)。江蘭對廣東某廠錳接觸工人尿錳劑量及其心電圖異常率的劑量-反應關系估算出其尿錳含量的 BMD 和 BMDL。趙煥虎等將基準劑量在鎘性腎損傷健康風險評價的相對敏感指標的確定應用中發現,對于腎早期損傷的判斷,尿鎘優于血鎘。顧劉金等應用 BMD 分析咪鮮胺錳鹽對 SD 大鼠的亞慢性毒性,估算其基準劑量,且高于 NOAEL。王爍等對汕頭市氟病區兒童尿氟(UF)含量與血清堿性磷酸酶(AKP)活力的相關性進行分析,并以血清堿性磷酸酶活力為指標計算尿氟 BMD 和 BMDL 值。不難發現NOAEL 和 BMD 方法是依賴于某個實驗,因此其誤差和不確定性較大。


      在人群的健康風險評價中,靶器官放射性測試和毒性作用方式是污染物質基準劑量推導和健康風險評價的基礎。對無閾化合物多采用毒理學傳統的劑量-反應關系外推模型,即通過動物實驗數據外推到人體的劑量-反應關系,通常采用體重、體表面積外推法或安全系數法。利用模型外推到實驗劑量范圍以下時,正常所得到的預測值與反應值之間的差別可達幾個數量級,因此需要根據無閾化合物的特性及收集到的有關資料謹慎選擇模型。黃德寅、張倩等先后用 ERDEM軟件構建苯的生理藥代動力學模型,結合數據庫進行新 PBPK 模型的建立,結合數據庫流行病學資料、哺乳動物實驗結果、人體毒理學研究建立了暴露時間-劑量-效應關系。


      目前我國許多學者開始使用分類回歸法綜合多組實驗數據,構建以暴露時間和濃度為變量的劑量-效應關系,生理藥代動力學模型能夠模擬提供靶位的暴露劑量,由高劑量作用推導到低劑量作用,可由體外測試推導到體內測試,還可進行物種間的推導,是健康風險評價的發展目標,也是風險評價研究中的重要發展方向之一 。熊成香也利用 PBPK模型對二甲苯進行種間類推,并制定了參考劑量。


      然而無論是有閾、無閾化合物,或者何種劑量-效應評價方法,均是在流行病學調查與實驗數據的基礎上通過模型估算出來的。US EPA 的 IRIS 毒性數據庫包含了 540 余種化學物質的致癌效應與非致癌效應毒理學數據。美國加州環保局環境健康危害評估辦公室(OEHHA)構建了毒性標準數據庫,包含了 400 余種化學物質的毒性資料。我國在此類基礎數據的收集和毒理學數據庫的建立上尚有欠缺。


      3
      暴露評價

      暴露評價方法?


      暴露評價是確定或者估算暴露量的大小、暴露頻率、暴露的持續時間和暴露途徑。


      關于暴露情況的收集主要分為直接法和間接法。直接法包括個體監測和生物監測。個體監測是測量一定時間內個人身體接觸污染物平均濃度的方法。如吉田和Coulta 等利用個體監測法對汞作業人員和暴露于煙霧環境中的工人進行 24 h 采樣監測,但是此種方法受采樣器材、樣本數量的限制性較大,使用隨機抽樣監測不確定性也較大,我國并未廣泛使用。


      監測法即生物標志物法,是一種直接監測生物介質中污染物內暴露的重要方法。通過皮膚、血液、唾液、頭發、指甲、母乳等人體生物樣本的取樣監測,反映出多暴露途徑進入人體的暴露劑量。對于急性毒性,目前國際上普遍認為生物標志物法暴露評價結果比較精準,可以反映暴露早期的生物學或生理學改變。段小麗等對多環芳烴的生物標志物展開研究發現尿中的 1-羥基芘(1-OH-Pyr)、3-OH-BaP 的比值可以定量評價人體暴露PAHs 致肺癌的風險。Wang 等、楊彥等用 8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)反映 DNA 氧化應激水平作為電子廢棄物拆解人群的 Pb、Cu 等重金屬污染物暴露的生物標志物,建立其劑量-效應關系。


      然而盡管生物標志物在健康風險評價中起著關鍵性的指示作用,但是由于其測定困難、花費高、特異性不夠顯著、靈敏度不夠高等缺陷暫時還無法取代其他方法。


      間接法通過對污染物濃度的監測、對不同人口學特征人群在不同環境介質中的暴露時間和頻率進行調查、統計,估算人群的實際暴露濃度,以評估健康風險。我國學者使用該法對各種環境介質中的污染物通過不同的暴露途徑進入人體的健康風險進行科學評估。隨著近年來對健康風險評價研究的不斷深入,污染物生物有效性也被用于健康風險評價。崔巖山等通過多種體外實驗研究土壤中重金屬的生物有效性,評估重金屬對人體健康的影響。


      除了上述方法之外,國際上越來越多的研究嘗試將地理信息系統(GIS) 技術應用于暴露評價的研究中,發展了許多將暴露模型和 GIS 技術相結合的方法和手段。我國也有關于 GIS 技術相結合的研究,如《基于環境風險分區的布局優化調整決策支持方法》(申請號 201110194180.8,公開號102314549A),但是將GIS 技術與健康風險暴露模型結合的研究和報道較為鮮見。


      暴露評價模型?

      近年來,發達國家在暴露評價模型方面發展較快,國外許多國家和研究機構開發了多種評價模型,其中,美國的 RBCA 模型、CLEA 模型和荷蘭的 CSOIL 模型使用最為廣泛 。我國在《污染場地風險評估技術導則(報批稿)》中也提出了基于多介質的暴露模型,但由于起步晚,在暴露模型方面,多是引用國外較為成熟的模型,建立多暴露途徑、復合污染的暴露評價模型也成為我國健康風險評價工作需要解決的關鍵問題。


      暴露參數?

      人體的暴露參數是環境健康風險評價中的主要因子,暴露參數選擇的準確性是決定健康風險評價準確性和科學性的關鍵因素之一。


      美國、歐盟、日本、韓國等均發布了適用于本國的人群暴露參數手冊或數據庫。目前我國無論是衛生部門還是環保部門,均未發布一套標準或者手冊供參考。在進行人體暴露和健康風險研究中主要是引用國外的一些資料。因此國家環境保護部發布的“十二五”環境與健康工作規劃中將“發布《中國人群暴露參數手冊》”作為主要任務。原衛生部分別于 1959 年、1982 年和1992 年開展了 3 次全國范圍的營養調查工作,又于2002 年在全國開展“中國居民營養與健康狀況的調查”。中國疾病預防控制中心于 1989—2004 年與美國北卡羅萊納大學合作開展“中國健康與營養調查項目”,對 9 省 2 萬人的膳食和營養狀況進行了調查。


      外,近年來一些國內的科學家積極開展了暴露參數的研究工作,王宗爽等采用呼吸速率的能量估算方法,對我國居民呼吸速率進行研究;向明燈等通過實測的方法對太湖某飲用水源地附近居民經口暴露參數進行研究,并與美國、日本人群暴露參數進行比較。


      年來楊彥等針對太湖流域(蘇南地區)和浙江沿海溫嶺地區人群,采用問卷調查及實測兩者結合的方法對調查對象的基本參數(身高、體重),皮膚、呼吸、飲食飲水、活動行為模式等暴露參數進行細致的調查分析。然而在暴露參數優化方式上,國內多使用 USEPA 推薦的計算模型方法或者僅使用其推薦的方法。如皮膚暴露參數中最為主要的皮膚體表面積計算形式上,許文生于 1928 年提出了計算體表面積的Stevenson 模型,此后國內生理學大多采用這一模型,1999 年胡詠梅等對該模型進行了模型系數優化。在環境與健康領域,也有研究人員運用該模型優化皮膚暴露參數。萬素貞等于 1928 年發表論文,認為非線性的 DuBois 模型更適用于我國人群,但未提出優化模型。楊彥等在近期研究中采用覆蓋法對我國 1008 名男性成人進行體表面積實測,分別建立了最新的我國男性體表面積估算的非線性 DuBois 模型和 Stevenson 模型,比較兩者發現新建的 DuBois 模型更加適合我國人群。


      4
      風險表征?

      風險表征是健康風險評價中在總結前期結論的同時,綜合進行風險的定量和定性表達,這也是風險評價和風險管理的橋梁,是最后決策中最關鍵的步驟。由于致癌物和非致癌物的化學毒性不同,在評價時應分別考慮致癌效應和非致癌效應。若表征潛在非致癌效應,應進行攝入量與毒性之間的比較;若表征潛在的致癌效應,應根據攝入量和特定化學劑量反應資料評估個體終身暴露產生癌癥的概率。


      風險計算方法?

      暴露劑量-外推法有 2 種表征和評價方法:個人最大超額風險和人群超額病例數。

      個人最大超額風險評估法指在一定期間內以一定暴露水平連續暴露于某有害因子時,該有害因子對暴露個體造成的最大超額風險。該模型也是近年來使用最多、應用領域最為廣泛的風險計算模型。人群超額病例數風險評價法是以一定暴露水平暴露于某有害因子時,該有害因子對暴露人群造成的超額病例數。范春等采用該法對 S 江水中有機毒物對特定人群年平均患肝癌超額病例數進行風險估算。張晶等對干洗劑四氯乙烯(TCE)的直接暴露人群的超額病例數進行計算,但該方法需要使用個體終生患癌超額危險度及個體年平均患癌超額危險度等多個參數,增加了其不確定性,近年來我國在健康風險評價的過程中鮮見使用。


      可接受暴露限值?

      可接受風險水平是綜合考慮社會、經濟、技術等諸多因素得到的評判環境污染所致人體健康風險是否可接受的標準。


      國際上一些國家、地區和機構規定了健康風險評價中的最大可接受風險水平,但其可接受暴露限值各有差異。我國尚未制定此類限值,在使用時大多使用國外限值,主要為瑞典環保局、荷蘭建設環保部和英國皇家協會推薦的可接受健康風險水平 1×10 -6 /年,US EPA 推薦的健康風險水平 1×10 -4 /年,以及國際輻射防護委員會(ICRP)推薦的最大可接受風險 5×10 -5 /年。


      不確定性分析?

      在環境風險評價中,由于對所研究系統目前和將來的狀態認識不完全,對危害的程度或表征方式認識不充分,評價結果往往存在較大的不確定性。在暴露評估中,由于暴露參數的調查過程存在的測量誤差、取樣誤差和系統誤差,因此評價結果存在不確定性。


      國內研究者開展了健康風險評價中暴露參數不確定性的研究,段小麗等根據蒙特卡洛原理,采用 crystal ball 軟件對河南泌陽縣人群飲用水重金屬健康風險評價暴露參數進行敏感性分析;楊彥等在對電子垃圾拆解區人群多氯聯苯健康風險進行評價時,對各種暴露參數的敏感性進行分析,以評估各種暴露參數對健康風險評價結果的影響。


      健康風險評價模型的不確定性是指由于對真實過程的簡化,使得錯誤說明模型結構、模型誤用、使用不當的替代變量,即不合適的模型表達等。近年來,國內研究者對不確定性評價模型開展了一些研究。張應華等基于可傳遞參數差異的蒙特卡羅技術方法,分析了呼吸和飲水暴露途徑的人群健康風險不確定性,量化了健康風險不確定性因素影響的人群健康風險。傳統評價過程中直接用污染物的平均濃度來進行評價,忽略了濃度變化的特性,從而導致評價結果有一定的不確定性。


      國內研究者近年來開展了利用模糊理論進行健康風險評價的方法。徐水太應用區間數理論建立了基于不確定性分析的礦區重金屬健康風險評價模型,對人群重金屬健康風險進行評價,并分析了確定性模型和不確定性模型評價結果的差異。丁昊天在人群健康風險評價中,采用區間數表示污染物“濃度”,并采用模糊化理論制定了模糊化的風險評價標準體系,建立了基于區間數的水環境健康風險模糊綜合評價模型,并用以對人群地下水重金屬健康風險進行評價。


      我國環境健康風險評價的發展趨勢


      世界衛生組織(WHO)在 US EPA 和世界經濟合作與發展組織的協助下,于 2001 年制定了健康和生態綜合評價框架。相對于生態風險評價,人體健康風險評價的方法已基本定型,我國環境健康風險評價研究的主要發展趨勢有:


      (1)由單一污染物的風險進一步考慮復合污染的健康風險,由單環境介質行為向多介質作用過程的方向發展。盡管國際上對于復合污染的環境表征研究已經開展了較長的時間,然而對于其健康效應的相應機制尚缺乏系統研究。


      年來國際上已經有研究致力于不同環境介質中兩種以上復合污染物的拮抗、協同和加和等作用,但對于其對應的劑量-效應關系或毒理學效應的研究仍然薄弱。


      (2)人體環境污染的暴露途徑多樣,生物放大效應較復雜,而目前我國的環境健康風險評價研究尚未見考慮食物鏈生物放大作用。


      (3)化合物總是以不同的形態存在于環境中,國際上已有諸多報道發現并不是化合物的所有形態都會對生物體產生影響或危害,在對其健康風險評估時應考慮污染物不同形態對人體健康的影響。


      近年來我國已經開展了基于化合物生物有效性的暴露評價研究,諸多研究在離體培養技術的基礎上,仍需要開展體外到體內、高劑量到低劑量以及物種間的推導。


      (4)將健康風險評價的范圍擴大到生物層面,提出行為生態毒理學的概念,并對多種生物的不同條件(包括自然條件變化和人為影響等) 下的生活習性及行為變化進行研究,國際上有科學家通過代謝組學的方法對生態環境中一些脅迫因素(溫度、饑餓等)對生物體的影響開展了一系列研究,但我國關于此類研究工作的報道較為鮮見 。


      (5)目前國際上進行環境健康風險的評價多是對有毒有害化學物的研究,而環境污染非化學因子對人體健康的不利影響研究較為鮮見,我國科學家對非化學因子的健康風險研究僅限于放射性物質及腸道病毒,但樣本量較低并未進行受體健康損害程度的分析。應深入考慮非化學因子污染

      對生物健康效應的影響。


      (6)環境健康風險評估過程中的 3 類不確定性研究中,我國對參數的不確定性研究開展較多,并在全國多區域開展暴露參數調查。對于人群及其活動、時空信息、局部環境、暴露途徑等,我國科學家制定的環境污染的健康損害調查方法與技術規范中進行了規范的質量控制,降低了情景的不確定性;而評估模型的不確定性將是我國環境健康風險評估研究的下一步研究重點。


      (7)環境健康風險評價與生態風險評價的統一。在健康風險評價中,靶器官的暴露濃度和毒性作用是其評價的基礎,將造成生物健康效應的暴露劑量與靶器官暴露濃度聯系起來,可為生態風險評價提供基礎數據,也是目前國際上環境健康風險評價研究中的重要發展方向之一。


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