2018年11月3日16时许，舟山通洲船务有限公司“天桐1”船舶(以下简称“天桐1”)靠泊湄洲湾港肖厝港区东港公司码头2 000 t级泊位，拟接运东港石化公司工业用裂解碳九；晚上约18时30分，岸上人员开始对东港石化码头输油管道进行裂解碳九装船作业的准备工作。在码头吊机长期处于故障状态下，操作员违规操作，人工拖拽，用输油软管把岸上和船舶联系起来，并用绳索固定软管；19时12分，后方油库通过库区专用装船泵向“天桐1”货船输送裂解碳九物料；11月4日凌晨，随着潮位降低、船重增加，船体不断下沉，连接岸、船的软管也随之不断下拉，由于连接岸、船的软管两端都被绳索固定，致使下拉的长度受限；0时58分，强大的拉力将软管拉裂，裂解碳九从管壁破裂处外泄；1时21分，码头作业人员发现泄漏，立即告知操作工；1时21分51秒油阀被关闭，碳九停止泄漏；同时，涉事企业立即组织对船体周围围油栏内油污进行回收，阻止了污染面的扩大。

湄洲湾港位于台湾海峡西岸，福建省沿海中部，泉州市和莆田市会合处，具体为莆田市仙游县、城厢区、秀屿区和泉州市惠安县、泉港区交汇处。其中，泉州港、肖厝港和斗尾港是“中国少有，世界不多”的多泊位天然深水良港。湄洲湾港处于“南北三角”(珠江三角洲与长江三角洲城市群)和“东西两岸”(中国台湾与大陆地区)的联接点上。

湄洲湾港辖湄洲湾、兴化湾(南岸)、平海湾3大港湾，水域面积516 km²，海岸线总长330 km，其中10 m以上天然深水岸线长达30 km，可建深水泊位150多个。其中，尤以湄洲湾自然条件最优。湾口有湄洲岛，两侧有东周半岛和文甲岬角，常年风平浪静，湾内无河流注入，水体含沙量低，平均潮差5 m左右，最大潮差7 m以上，具有“口小腹大”、不冻不淤的特点。湾区纳潮量达24.23×10⁸ m³，且退潮速度大于涨潮速度，自净能力强。湄洲湾港拥有完善的集疏运网络，直达各港区前沿的铁路支线通过向莆铁路、福厦铁路、漳泉铁路与全国铁路网相连。公路网包括连接南北的沈海高速，连接东西的湄永高速、湄渝高速公路。湄洲湾沿岸港分为：东吴港区、秀屿港区、肖厝港区、斗尾港区等4个港区。

经调查，本次事故裂解碳九泄漏总量约69.1 t。泄露后的污染物主要去向包括3方面：1)事故发生后应急处置过程中由吸油毡吸附去除；3)自然挥发进入大气环境；3)进入湾区海洋水体。

根据工业用裂解碳九的产品质量合格证信息及相关化工品手册等资料，本次泄漏的裂解碳九的化学组分包括苯乙烯、茚、萘、双环戊二烯、碳八芳烃(对/间/邻二甲苯为主)、甲基苯乙烯、三甲苯、异丙苯等。表1给出了上述各组分与其挥发性相关的物理参数。因此，估计本次泄漏的裂解碳九平均分子量为119.13 g·mol⁻¹，蒸气压为505.93 Pa。自2018年11月4日0时58分泄漏开始至1时21分泄漏停止，历时23 min(1 380 s)，泄漏累计约69 t，按匀速计算泄漏速率约50 kg·s⁻¹。

据泉州市政府统计，截至2018年11月26日，共处置危险废物累积约62.22 t，现场尚有约10 t含较高浓度裂解碳九的危险废物仍待处置。其中，吸油毡自重约21 t；根据模拟实验结果推测，海水约占吸油毡原重的20%，约4.2 t；根据抽样监测结果，其他杂物(塑料桶、编织袋、鱼排泡沫桶、布料等)占危险废物总量的10%，约7.2 t；吸油毡去除的裂解碳九总量约39.8 t。

截至2018年12月12日，共处置危险废物累积102.36 t。考虑到裂解碳九为易挥发性物质，后期处置危险废物以杂物为主，裂解碳九含量极低，重量约0.2 t。因此，吸油毡去除裂解碳九的总量约40 t。

泄漏的裂解碳九在水面上形成油膜，考虑到此时为油膜扩散初期，为简化计算，假设裂解碳九扩散成固定厚度的液池，液池内部质量均匀分布。以往研究结果表明，油膜厚度随着油膜扩散，从大致10 mm的尺度逐渐变小，直到最终变至0.01 mm。针对碳九泄露初期，液池厚度可按近7 mm油膜厚度取值。进一步根据工业用裂解碳九产品质量合格证上列出的裂解碳九密度实测值947 kg·m⁻³，可推测，50 kg·s⁻¹的泄漏量在第1秒即形成了面积为7.83 m²的裂解碳九液池。裂解碳九油膜及油气挥发情况的推算结果见表2。

根据《建设项目环境风险评价技术导则》(HJ 169-2018)推荐的液体质量蒸发公式，以裂解碳九的平均摩尔质量119.13 g·mol⁻¹，加权平均蒸气压505.93 Pa作为基础数据，经计算得出，7.83 m²的液池会挥发0.57 g裂解碳九，依此类推。表2数据显示，从2018年11月4日0时58分泄露开始，至1时21分泄漏停止，裂解碳九液池面积理论上已扩大至10 752 m²，裂解碳九质量蒸发速率达到521.56 g·s⁻¹，裂解碳九质量蒸发量累计约为371.03 kg。2018年11月4日15时前后蔓延在水面的裂解碳九开始被大幅度清除，从1时21分泄漏停止至此时，历时约13.5 h，按照521.56 g·s⁻¹的质量蒸发速率估计，自然挥发进入大气的裂解碳九达到了25.7 t。

据2.1和2.2中分别计算出的吸油毡吸附去除裂解碳九的量约40 t、自然挥发进入大气的约有25.7 t，总泄露量约为69.1 t，剩下的3.4 t可视为进入海洋水体中的量。本次事故海水损害范围为石油类超标海域，即石油类浓度超过Ⅱ类海水水质标准(石油类>0.05 mg·L⁻¹)的海域。

由于在事件应急期间监测布点的限制(沿岸线状布设)，无法通过监测数据得知海水水体最大的超标范围。因此，采用数学模型还原事件期间污染物的扩散范围和浓度变化是一种可行的方法。然而，由于事件处置中人为因素过多，无法精确给模型提供输入参数，故只能通过模型计算与历史监测数据结合的方式对超标面积进行估测。

此次事件发生在潮汐落转涨期间，溢油泄露后已向下游短暂迁移，随后又随涨潮流上溯。泄漏点上游岸线与离岸岛之间存在一个狭窄的水道，水道中分布有鱼排，溢油上溯过程中通过水道时会被鱼排吸附(图1)。在落潮之前，事故处置人员在泄漏点下游布设了一道长约600 m的围油栏，以防止溢油随落潮流向外扩散。溢油绝大部分被控制在泄露点至鱼排之间约0.6 km²的范围内并进行处理。在这个范围内，对溢油的打捞吸附、溢油与鱼排的反应、人为投加消油剂等过程造成部分溢油溶解至海水中，并随潮流向外扩散^[9]。综合上述实际情况，在模型的选择上，采用溶质输移模型进行估算较为合理。

将0.6 km²的处置区域作为一个污染物释放源，释放总量按2.3中计算得到的进入海洋水体中的数值(3.4 t)确定，模拟时间段为2018年11月4日—8日(11月4日事件发生，监测数据显示，11月8日基本达标)。

模型控制方程包括连续方程、动量方程和对流扩散方程。连续性方程见式(1)，动量方程见式(2)~(3)。

其中，

式中：t为时间，s；u、v分别为流速在x、y方向上的分量，m·s⁻¹；$ \eta $为相对于未扰动水面的高度，m；d为静止水深，m；h为总水深，$ h=\eta +d $，m；$ \rho $为水密度，kg·m⁻³；$ {\rho }_{0} $为参考水密度，kg·m⁻³；f为Coriolis参量，$ f=2{\varOmega }\mathrm{sin}\phi ({\varOmega } $为地球自转角速度，rad·s⁻¹；$ \phi $为地理纬度，°；$ f\bar {u} $和$ f\bar {v} $为地球自转引起的加速度；$ {T}_{xx} $、$ {T}_{xy} $、$ {T}_{yy} $为水平粘滞应力， ns·m⁻²；S为源汇项，源时为正，汇时为负；$ {u}_{s} $、$ {v}_{s} $分别为源汇项在x、y方向上的流速，m·s⁻¹。污染物对流扩散方程见式(6)。

式中：$ \bar {C} $为纵向污染物平均浓度，kg·m⁻³；C_S为源汇项污染物浓度，kg·m⁻³；H为热交换源汇项，kg·m⁻³；F_C为横向扩散项。

式中：D_h为横向弥散系数，m²s⁻¹。

本次模拟范围为湄洲湾、平海湾至离岸7 km处，模拟范围及海域地形见图2。外海边界由TPXO6全球海潮模型提供。模型网格数88×92，网格大小360 m×480 m。

水位验证资料采用湄洲站、峰尾站2018年11月13—17日实测水位数据验证。其中，流速、流向数据采用C2(2018年11月14日16:00—15日17:00)、C3(2018年11月16日11:00—17日12:00)定点实测数据验证，相关站位具体分布见图3所示。水位对比分析结果如图4所示；流速采用平均流速验证，验证结果如图5所示；流向验证结果如图6所示。

以上验证结果表明，水位、流速、流向的模拟结果在空间、时间变化上与观测结果均能较好吻合，故可以较准确地描述湄洲湾的水动力变化过程。

根据2016—2018年《泉港区海洋环境质量通报》，事发海域秋季监测数据均值如表3所示。事发海域背景浓度由各监测点位的3年秋季均值确定，根据监测点位布设背景浓度场分为4区，具体分区见图7。

受事故处置影响(鱼排更换、打捞等)，11月4日—6日的监测数据波动较大，7日后监测数据趋于稳定，8日除事发点附近一检测点位略微超标外，其余监测点整体达标。由此推测，超标水体影响的最大范围在11月7日。

由于模型无法反映事故处理过程中人为因素造成的数据波动，因此，根据模型计算结果并结合11月7日10时监测数据来推测当时的超标面积。此超标面积可视为污染团迁移过程中超标水体的最大扩散面积。

11月7日10时的监测数据显示，QJY09、QJY11、QJY12 3个点位(图8)(其他监测点位在事件处置区域内)石油类监测数据分别为56.8、52.2和45.5 µg·L⁻¹。模拟范围内浓度增量见图9，监测点位QJY09、QJY11、QJY12对应时刻的浓度增量分别为13.8、13.1和4.8 µg·L⁻¹。叠加相应区域背景浓度后的浓度值分别为52.8、52.1和40.8 µg·L⁻¹。经对比，计算浓度与实际监测浓度相当，最大误差约4.7 µg·L⁻¹。由此估算，超标范围约为13 km²，具体分布见图9。

自11月4日0时58分泄漏开始，至1时21分码头作业人员采取停泵关阀措施后，裂解碳九不再泄漏。至此，泄漏历时约23 min。此时，泄漏的绝大部分裂解碳九分布在船只周围的围油栏中，裂解碳九挥发后在地面风场的作用下对下风向区域造成最不利的空气污染。针对上述时段，据2.2中的方法，估算出当时裂解碳九挥发速率为521.56 g·s⁻¹，挥发面源的面积为10 752 m²，继而根据此污染源强选用SCREEN3模型计算裂解碳九挥发后对下风向区域造成的空气污染短期影响。

SCREEN3是一个单源高斯烟羽模式，可计算点源、火炬源、面源、和体源的最大地面浓度，以及熏烟等特殊条件下的最大地面浓度。SCREEN3计算结果能够代表某一污染源对环境空气质量的最大影响程度和影响范围，是《环境影响评价技术导则 大气环境》(HJ 2.2-2008)推荐的大气扩散模式。SCREEN3计算过程不考虑化学转化，即从泄漏点到下风向距离的地面浓度裂解碳九的化学组分一致。计算结果显示(见表4与图10)，从泄漏点到下风向2.5 km的不同距离上，挥发进入大气的裂解碳九造成的落地浓度从1 216 mg·m⁻³下降至0.23 mg·m⁻³。扩散计算所依据的气象数据是来自泄漏点北侧约1.4 km的位于肖厝村的气象自动站，当时地面风向是东北偏东、风速为2.9 m·s⁻¹、气温为20.6 ℃，大气稳定度为D类。

裂解碳九的典型化学组分包括苯乙烯、茚、萘、双环戊二烯、碳八芳烃(邻间对-二甲苯)、甲基苯乙烯、三甲苯、异丙苯。参考相关资料所记载的识别/检测阈值、毒害阈值和接触限值(见表5)，可知不同下风向距离上裂解碳九的挥发对民众健康的影响程度。表4数据表明以下几点。

1)以毒害阈值或职业接触限值衡量，按照各组分在碳九中的质量比例折算，阈值/限值较低的双环戊二烯的影响范围最广。具体地，下风向500 m以外挥发的碳九质量浓度为73.84 mg·m⁻³，其中双环戊二烯为20.712 mg·m⁻³，低于25 mg·m⁻³的职业接触限值，而其他组分质量浓度也均低于相应的毒害阈值和职业接触限值，说明距离泄漏点500 m以外，民众健康理论上未受到碳九的毒性威胁。此外，据现场调查，距离泄漏点500 m的范围内无明显的居民区。

2)以识别/检测阈值衡量，下风向5 000 m以外碳九的质量浓度为2.45 mg·m⁻³，其中双环戊二烯为0.687 mg·m⁻³，明显高于0.001 mg·m⁻³的识别/检测阈值，而其他组分的质量浓度也均高于相应的识别/检测阈值，说明即使下风向5 000 m外的民众仍能察觉到挥发在空气中的碳九，但理论上未受到碳九的毒性威胁。

3)由于当时盛行偏东北风，位于泄漏点南至西南侧的上西村(约1.35 km)、峰前村(约2 km)会受到碳九的滋扰，以阈值/限值较低但碳九中质量比例较大的双环戊二烯衡量，上西村的浓度(4.62~5.14 mg·m⁻³)约占对应毒害阈值/职业接触限值的20%；峰前村的浓度(约2.72 mg·m⁻³)约占对应毒害阈值/职业接触限值的11%。另外，其他碳九组分对当时下风向区域的上西村和峰前村的影响可参照表4获取。

4)随着下风向距离的继续增大，裂解碳九的落地浓度不断降低。根据前文所述，11月16日4个监测点表征裂解碳九的质量浓度均逼近0.017 mg·m⁻³。若按照典型组分进行换算，双环戊二烯的质量浓度为0.005 mg·m⁻³。该浓度已接近识别/检测阈值；其他组分的浓度已低于相应识别/检测阈值。基于这一事实评估，进入环境空气中的裂解碳九其健康威胁已基本消除，此次碳九泄漏的环境空气影响是短期的。

上述上西村、峰前村和肖厝村是距离碳九泄漏点较近的居民区，与泄漏点，及与前文提及的自动气象站的相对位置见图11。

1）采用应急监测数据及模型模拟结合的方式可估算裂解碳九泄露事故的影响范围，为损害突发环境事件的鉴定评估提供参考。

2）事故处理过程中投加消油剂改变了裂解碳九的理化性质，造成裂解碳九溶解至海水中随流扩散。采用溶质输移模型模拟反演事件期间裂解碳九的扩散较溢油模型更为合理。经模拟计算，3.4 t碳九进入海洋水体后造成的最大超标面积约13 km²。超标面积有限且持续时间较短，对海洋环境影响较小。

3）根据当时气象资料计算，以毒害阈值或职业接触限值衡量，距离泄漏点500 m以外时，民众健康理论上不会受到碳九的毒性威胁。