石油是人类生产和生活中重要的能源和资源, 在全球范围内被广泛地开采、加工、存储和运输, 在促进发展的同时, 也存在着事故风险隐患。溢油污染事故往往造成巨大的环境经济损失^[1], 构成了对海洋环境安全及人体健康的重大威胁。科学地判定海洋溢油对生态环境的污染损害, 对于损害赔偿的司法仲裁^[2]和赔偿基金的索赔及理赔^[3]均具有重要的科技支撑作用, 同时也是及时、充分地开展损害修复的重要依据。鉴于我国在生态环境损害评估范围的界定、阈值判定、评估方法、环境损害行政调节及监督机制等方面仍严重缺失^[4-6], 国家重点研发计划也提出了相关研究内容方向, 即：判定生态环境损害基线、因果关系、损害程度, 为生态环境损害鉴定评估提供业务化技术支持^[7], 海洋溢油生态环境损害判定是其中的重要内容。以往的相关研究侧重在污染源诊断和损害程度调查的方法与流程^[1]、海洋生态系统影响模型^[8]以及与之相耦合的溢油漂移模型^[9]、溢油风化模型^[10]等方面, 对于溢油污染损害的因果关系及其判定方法与准则却鲜有专题研究, 难以形成对海洋溢油生态环境损害司法鉴定等业务工作的有效支持, 亟待加强相关理论、技术方法和业务化应用的研究, 以保证损害鉴定评估工作的科学性、系统性、实用性和可操作性。本文基于对海洋溢油环境归宿和生态环境损害的机理分析, 研究提出了海洋溢油与多生境多营养级海洋生态系统易受损因子所受损害之间的因果关系判定准则及其指标体系, 从海洋溢油事故的损害鉴定评估以及生态风险评价等业务化应用角度, 提出了服务于海洋溢油生态环境损害因果关系判定的损害评估模型体系及多类型辅助评估模型, 包括溢油遥感监视模型、油指纹鉴别分析模型、溢油品种和成分检索模型、溢油风化模型、溢油源项分析模型、溢油海洋生态影响动力模型、多生境多营养级生态损害评估模型、海洋溢油人体健康风险评估模型的构建方案, 介绍了开展黄渤海溢油事故调查和因果关系判定的应用研究进展。

1 基于溢油种类和成分、海洋生态环境损害机理的因果关系判定方法 1.1 溢油种类、组分及含量与损害类型和程度的因果关系

溢油种类繁多, 主要包括来自不同产地、组分及性质各异的原油及其炼制产品(成品油)。本文根据国内外不同产地原油馏分及含量文献数据^[11], 对原油中各馏分(汽油馏分、柴油馏分、减压馏分、减压渣油)的占比、不同馏分的分类组分及其含量进行了统计分析, 进而构建了相应的溢油成分统计均值指标体系(图 1), 从中可以看出, 原油中轻质至重质馏分的占比由小到大, 逐级递增, 分别为：汽油馏分8.84%、柴油馏分20.01%、减压馏分27.93%、减压渣油43.23%；随着馏分温度的上升, 馏分组分中难降解、高毒性的正构、异构烷烃、环烷烃、多环芳烃以及胶质、沥青质等持久性污染物(POPs Persistent Organic Pollutants)的含量逐级明显增加。鉴于不同种类的溢油组分中污染物及其含量各不相同, 其相应造成的海洋生态环境损害的类型和程度也会有所不同。其中, 汽油馏分的主要组分为易挥发正构及异构烷烃、单体烃、单环烷烃及芳烃, 主要对空气环境及暴露生物体造成危害^[12], 汽油已被世界卫生组织所属的国际癌症研究中心(WHO/IARC)开展的对化学物质引起人类癌症危险性的评价确定为“可能人类致癌混合物”^[13-14], 其中的苯还被IARC评价为“确定的人类致癌物”^[13]；柴油馏分的主要组分为正构及异构烷烃、单环/双环/三环烷烃及芳烃, 其中, 乙基苯、船舶用柴油机燃料被IARC评价为“可能人类致癌混合物”^[13-14], 甲苯、二甲苯以及蒸馏的轻油型燃料油、喷气机燃料、高精制矿物油被IARC评价为“对人致癌性不能分类”^[15-16]。原油中的重质组分以及馏分温度较高的成品油(减压馏分、减压渣油)在溢出后对海洋生态环境会造成持久性污染, 损害程度尤为严重, 石油精炼的暴露环境被IARC评价为“很可能是人类的致癌物”^[13], 萘、残余燃料油(重油) 均被IARC评价为“可能人类致癌混合物”^[14], 汽炼、裂化渣油和汽炼的石油沥青、原油均被IARC评价为“对人致癌性不能分类”^[16]。因此, 在因果关系判定中, 应首先对油品的种类和组分进行必要的定性及定量分析, 再根据分析结果、溢出及清除状况、气象海况条件, 以及借助必要的分析模型及数据库, 判定进入海洋环境的主要成分及数量, 并采用本文后续提出的判定方法和模型体系, 进一步判定溢油事故对多生境多营养级生态环境的损害类型、时空分布及损害程度。

1.2 基于溢油环境归宿和POPs毒性理论的损害机理分析方法

溢油在进入多生境多营养级海洋生态环境之后, 会发生一系列复杂的迁移转化过程, 并对暴露的环境受体造成相应的污染损害。这些过程包括：溢油在海面及不同水深层漂移扩散, 随自然风化作用部分蒸发于空气, 或溶解及分散于水体(图 2), 当接触到海岸、沉积层或海洋生物时, 会发生多介质间的迁移转化和被生物吸收及累积, 有可能经由食物链形成生物富集和生物放大, 以及进入人体(图 3)。结合POPs对生物细胞分子的损害机理和毒理分析理论^[17-18], 我们提出了海洋溢油生态环境损害机理, 以及造成人体健康危害的途径及后果, 具体说明如下：

当生物体暴露于油类污染物, 其细胞及分子因功能和结构发生紊乱而启动自修复, 一旦污染物暴露浓度达到一定水平, 则会出现过度修复或引起修复受阻, 进而产生一系列的毒理效应, 包括：降低浮游植物分裂率和光合作用速率, 引起生物体组织坏死及纤维化, 导致后代成活率下降, 发生遗传变异, 抑制免疫系统功能, 形成细胞增生、肿瘤以及恶性肿瘤等, 相应地会损害生态系统的结构、过程和功能, 危害人体健康, 上述损害机理示意详见图 2。

溢油进入人体的途径包括：呼吸摄入, 皮肤接触吸收, 通过海洋生物食物链进入鱼类、肉类、奶乳制品而被食入, 以及通过胎盘及哺乳传入婴儿体内。油类污染物一旦富集于人体器官、脂肪和纤维, 则有可能引起内分泌紊乱、神经行为失常、生殖及免疫系统破坏、癌症及肿瘤、发育不良等症状, 进而形成接触人群中相关疾病发病率较高的危害后果, 危害路径和后果示意详见图 3。

1.3 海洋溢油生态环境损害因果关系判定方法

依据上述机理分析, 笔者认为, 海洋溢油事故的发生是造成相应的海洋生态环境损害和人类健康危害的前提条件, 两者之间存在因果关系是毋庸置疑的, 因此, 首先十分有必要对溢油的源项作出具体判定, 包括时间、地点、环境条件、溢出物种类、数量及处置状况等。其次, 溢油的种类、化学成分及含量决定了其在海洋环境中的归宿、危害程度和持续时间, 是进一步判定溢油与损害之间因果关系的重要依据。第三, 海洋溢油可造成对多生境多营养级生态环境因子的污染损害, 因此需要科学、系统、全面地判定不同类型易受损因子所受损害的后果。第四, 海洋溢油造成的生态环境损害及人类健康危害与其空间上的暴露分布和暴露的持续时间密切相关, 为此需要在开展进一步的调查取证和分析评估基础上, 作出相应的因果关系判定。综上所述, 本文提出了海洋溢油造成生态环境损害和人类健康危害的因果关系判定方法, 其包括具有逻辑递进关系、分别侧重事故发生、成分含量、分类后果和时空分布的4类因果关系判定准则, 以及相应的判定指标, 基本框架如图 4所示, 分类因果关系及判定指标详见图 5。

2 海洋溢油生态环境损害评估模型体系 2.1 模型体系组成及总体架构

由于海洋溢油事故源项的地点、时间、油种、规模、应急处置状况、以及相应的地形、气象水文及环境条件千变万化, 因此, 事故源项、损害后果、因果关系的判定具有较大的科学挑战性和技术复杂性, 需要得到多方面的技术支撑, 以及实现在损害鉴定评估业务中的应用。笔者以因果关系判定模型中事故发生、成分含量、分类后果和时空分布这4类因果关系判定准则为主线, 提出了与之对应配套的多类型辅助评估模型的具体构成(图 6)。其中, 与“判定准则(1)事故发生”相对应的遥感监视监测模型分别针对了损害的因(溢油)和果(影响受体)两个方面, 需要建立污染前后遥感信息数据库和危害状况判定准则, 油指纹鉴别分析模型及数据库和溢油溯源分析模型用于判定海洋溢油与可疑源项之间的相关关系；与“判定准则(2)成分含量”相对应的溢油品种和成份检索模型及数据库能够快速检索出不同类型原油和成品油的主要化学成分及统计平均含量, 溢油成分急慢性毒性模型及数据库能够快速检索出主要溢油成分的急性和慢性毒性指标和定量化毒性阈值判定指标；与“判定准则(3)分类后果”相对应的溢油环境风化模型及数据库能够提供相应溢油品种蒸发、扩展、乳化、悬浮、溶解、沉降的状况和比例；与“判定准则(4)时空分布”相对应的是多种用于定量分析溢油生态环境损害影响及其时空分布的模型, 包括源项分析模型及数据库、海洋生态影响动力模型、多生境多营养级生态损害模拟模型、接触人群健康风险分析模型, 其中, 海洋生态影响动力模型还要以区域海流模型及数据库、海面风场诊断模型及海流耦合模型、溢油漂移轨迹及变化分析模型、区域水质基线及影响模型及数据库、浮游动植物影响动力模型及数据库为基础。为了使上述因果关系判定模型和与之相对应的配套多类型辅助评估模型得以业务化、标准化的建设和运行, 还需要构建成套的调查试验诊断分析方法及业务化流程和海洋生态环境损害基线与程度判定准则及指标体系, 前者包括已有、将有和应有的相关判定方法及业务化流程, 后者包括不同区域、不同类型易受损因子、不同指标项目及等级的定性和/或定量判定指标。上述海洋溢油生态环境损害评估模型体系的组成及总体架构详见图 6。

2.2 多类型辅助评估模型构建方案

多类型辅助评估模型由经过验证的多种类型专业化模型组成, 其专业类型主要包括：人工智能辨识模型、数据库及检索模型、缩比仿真试验模型、毒理评估模型、漂移扩散数学模型、风险分析统计模型等^{[1, 8-10, 19-20]}, 可用于相关因果关系判定的辅助技术支持, 分类构建方案详见表 1。

2.3 损害基线与程度判定准则及指标体系构建方案

从海洋溢油生态环境损害的机理(图 2)和分类后果(图 5)可以看出, 溢油在海洋环境中可呈现多种状态。尽管不同的溢油状态, 其所对应的损害受体、类型及后果有所差异, 但却比较集中于对某些生态环境因子造成损害, 本文将此类环境因子简称为易受损因子, 主要包括：海洋水质、海洋底质、海洋生物质量、海洋生物种类组成及数量、栖息密度和生物量、人类健康等。由于溢油的多种状态常同时发生, 因此, 造成海洋生态环境损害的类型及后果具有多生境多营养级广布的特点, 存在易受损因子所受损害的叠加累积效应。为了判定海洋溢油生态环境损害的程度及其时空分布, 需要调查和评估溢油事故发生之前相关区域易受损因子的状态, 即：生态环境基线^[21], 以及事故发生后受到损害的状态。多生境多营养级易受损因子损害基线和程度判定准则及指标体系的构建方案如表 2。

3 判定方法与模型的应用研究 3.1 溢油风化水质影响评估模型

根据本文前述的机理分析, 海洋水质是溢油造成环境污染损害的代表性易受损因子。在日常监测和发生溢油事故开展应急监测中, 常见的水质监测指标包括DO、COD、含油量、BOD₅等。以往的溢油模型研究主要集中在溢油漂移扩散的短期预报, 预报参量主要为漂移扩散的位置、扫海面积、着岸区域、着岸溢油量、受污岸线长度, 用于辅助支持溢油应急行动方案的制定和实施^[9], 模拟时长一般不超过溢出后一个月。关于溢油事故对水质污染损害的监测调查, 也主要集中在事故附近海域^[1]。然而, 进入水体的溢油随着风浪流的联合作用, 会漂移扩散到距事发地更远的连通海域, 对水质及相关易受损因子构成更大范围、更长时间的污染损害。而现有的模型技术和事故调查由于在模拟时长、水质易受损因子模拟功能、专项监测调查范围等方面存在不足, 尚难以辅助支持调查取证与评估溢油事故对水质的较长期影响。为解决这一技术难题, 笔者结合溢油风化实验建立了水质影响评估模型(式(1)—(5)), 通过将实验结果与文献报道的“塔斯曼海”轮、大连“7.16”溢油事故实测值^{[1, 29]}相比较(该两起溢油事故基本情况的简要介绍详见本文第3.2节), 对模型中DO、COD、含油量、BOD₅浓度的缩比仿真比值作出率定^[10]。继而根据调研的源项资料^[30-31], 采用污染面积估算模型(式(4))计算大连“7.16”事故当年及第二年黄海、渤海海域石油类浓度新增超一类海水水质标准的面积。在叠加了大连7.16事故次年发生蓬莱“19-3”溢油事故的影响面积之后^[32], 采用式(5)估算的海水水质指标超标面积增加值与海洋环境状况公报实测增加值^[28]能够相互印证(图 7), 其中, 水质超标损害的定量化程度判定指标为：不同海域(渤海、黄海)、不同时段(事故后第一年、第二年)、不同水质超标等级(超一类、二类、三类、四类水质标准)的超标面积增加值(即已扣除了可能隐含的超其他等级水质标准的面积)。上述溢油风化水质影响评估模型计算结果与事故海域水质实测结果的相互印证, 体现了如下模型构建及应用方法的优势, 一是支持了对该两起溢油事故造成水质超标损害的因果关系判定, 二是充分利用了国家现有的海水水质监测指标和监测成果, 三是证明了本研究提出的多类型辅助评估模型中的“溢油环境风化模型及数据库”能够有效地辅助支持因果关系判定模型中“判定准则3：分类后果”, 具体的模型应用计算参数详见表 3。

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

式中, AP_{r_slicki}：待评估区域溢油在第i时段的油膜覆盖面积；W_{r_spilli}：待评估区域溢油在第i时段的溢出规模；T_r、A3_r：待评估区域溢油最大油膜厚度、油品密度；C1_r、C2_r、C3_r、C4_r：待评估油种重度、中度、轻度、其他污染区油膜厚度调整因子；ΔC′_{i, oil, k}：根据风化实验结果计算的第k油种风化实验第i时段水中含油量浓度变幅；C_{0, oil, k}、C_{i, oil, k}：第k油种风化实验水中含油量背景浓度和第i时段实验浓度；M_{i, oil, k}：第k油种风化实验第i时段水中含油量浓度变幅调整因子；H_{e, k}、H_r、T_{e, k}：第k油种风化实验水深、溢油案例水域水质采样点平均水深、第k油种风化实验油膜厚度；W_{r_recoveri}：待评估区域第i时段溢油回收量；W_rdspsndi：待评估区域第i时段进入水体溢油的重量；AP_{rdspsndi, n}：溢油对非封闭水域水质造成超第n类水质标准的影响区域面积；S_{oil, n}：第n类水质标准的水中含油量限值；C′_{0, oil}：待评估区域水中含油量背景浓度；F_{i, k, n}：第k油种第i时段第n类水质影响系数, F_{i, k, n}=F1_{i, k}×F2_{i, k}×F3_{i, k, n}, F1_{i, k}：第k油种第i时段溢油引起其他水质指标超标系数, F2_{i, k}：第k油种第i时段污染物降解系数, F3_{i, k.n}：第k油种第i时段第n类水质标准影响的溢油量占比；AP_{i, n}：第i时段超第n类水质标准海域面积；AP_{0, n}：溢油事故发生前超第n类水质标准海域面积。

从式(1)可以看出, 在根据油膜面积估算溢油量时, 需要将溢油体积转换为重量, 油品密度和不同厚度油膜面积是决定转换结果的重要参量。从式(2)—(4)可以看出, 水中含油量和回收溢油情况是判别水质超标面积的重要指标。上述重要参量和指标对于溢油事故损害程度的定量判定具有敏感性, 应作为相关调查取证的重要证据, 尽可能减少其不确定性。

3.2 海洋溢油生态环境损害因果关系判定

根据本世纪以来发生于渤海和黄海的溢油及危化品污染事故概况(表 4)^{[1, 20, 29, 33-37]}和原国家海洋局海洋水质超标面积实测公布资料, 通过因果关系的判定和与实测资料的相互印证(图 8), 证实了所有较大规模及以上溢油事故均造成了大面积的严重污染损害, 致使事故当年所在海域水质指标超标面积出现峰值。从不同海区损害程度(超标等级和面积)及持续时间(事故后各超标等级超标面积的回落)来看, 其与事故位置所处海域及扩散条件、事故发生时间、入海溢油的总量及持久性呈密切相关性。例如：发生于渤海湾内的塔斯曼海油轮破损泄漏和黄海大连湾内的“阿提哥”油轮搁浅事故由于扩散条件所限, 主要造成各自所在海域海水水质超标面积明显增长, 并未造成同期周边海域(分别为黄海和渤海)的水质超标面积明显增加, 而其他事故由于所处位置及扩散条件均造成了所在海域及与之联通海域的水质超标面积明显增加；塔斯曼海油轮破损泄漏和黄海大连湾内的“阿提哥”油轮搁浅事故分别泄漏的轻质原油和重质原油, 尽管泄漏规模基本相当, 但重质原油(“阿提哥”事故)造成的水质超标程度和超标面积却明显高于轻质原油(“塔斯曼海”事故)；大连“7·16”和蓬莱“19-3”溢油事故泄漏量较大, 且溢油种类为重质原油, 同时造成渤海和黄海海域各类超标水域面积的明显增加, 造成的水质超标程度和超标面积明显高于其他污染事故。

从图 8可以看出, 自2002年以来连续13年, 各类溢油及危化品事故对海洋水质及其与之紧密关联的海洋生态环境及位于食物链顶端的人类健康的危害是难以避免和不容忽视的。如表 2所述, 通过对事故所在海域周边陆域及海产品主要供应区域人群相关流行发病率(如消化系统、代谢系统、内分泌系统新发癌症发病率增加值)的调查取证, 将能够作出对人类健康危害相关因果关系的分析判定。

4 结论

海洋溢油构成了对生态环境安全及人体健康的重大威胁, 对生态环境造成的损害随事故源项的地点、时间、油种、规模、应急处置状况、地形、气象水文及环境条件千变万化, 损害的类型及后果具有多生境多营养级广布的特点, 存在易受损因子所受损害的叠加累积效应。因果关系的判定需要从判定事故的发生、主要成分及含量、溢油状态及分类后果、溢油源项及损害后果的时空分布依次展开。

海洋溢油生态环境损害评估模型体系以因果关系判定准则及指标体系为主线, 由相应的多类型辅助评估模型、调查试验诊断评估方法及业务化流程、损害基线与程度判定准则及指标体系集合而成, 用于为因果关系的判定及其业务化应用提供技术支持。应用研究显示, 经与实测资料相互印证, 本世纪以来在黄渤海海域发生的较大规模及以上溢油事故均造成了大面积的严重污染损害, 其对海洋生态环境及位于食物链顶端的人类健康危害令人担忧。