船舶及相关作业造成的海洋油污染之风险评价标准

张 爽,张硕慧,刘晓丰,韩佳霖

(大连海事大学 国际海事公约研究中心,辽宁 大连 116026)

一、背 景

船舶及相关作业给海洋环境带来的污染风险是客观存在的.海损事故造成的燃油、货油泄漏,燃油受供作业和货油装卸作业过程中各种原因导致的跑冒滴漏,都是比较常见的溢油污染方式.海洋溢油事故在给人类生存环境和海洋生态资源带来严重威胁的同时,也受到社会越来越广泛的关注.

我国的《海洋环境保护法》《防治船舶污染海洋环境管理条例》《船舶及其有关作业活动污染海洋环境防治管理规定》《船舶污染海洋环境应急防备和应急处置管理规定》等法律法规都从不同层面对相关单位配备相应的防污设备、防污器材、污染监视设施、污染物接收设施等提出了要求.为了科学配置资源,交通运输部海事局还印发了《船舶污染海洋环境风险评价技术规范(试行)》,为风险评价工作提供指导.然而在实践中,风险评价工作常被以下两个问题困扰:其一,是否所有的风险都有必要采取防范或应对措施.比如,某些事故的概率可能仅为10-5甚至更小,这种十万年乃至百万年一遇的溢油事故应当如何考虑.其二,针对既定的溢油风险水平,需要付出多大代价、将风险水平降低到何种水平才符合成本效益.这两方面的问题都属于"环境风险评价标准"范畴,也是本文拟探讨的问题.

二、海洋油污染风险评价概述

本文所研究的海洋油污染风险评价是指在全面分析评价对象(主要是港口、码头、装卸站以及船舶修造单位等)现状的基础上,结合历史统计数据和其他类比背景数据,考虑项目的中长期发展规划和趋势,识别溢油污染风险源,分析典型事故场景的发生概率和后果,明确风险水平和特征,并提出符合成本效益的决策建议这一完整的过程.

国际海事组织(IMO)提出的综合安全评估(formal safety assessment,FSA)方法也适用于环境风险评价.与前述过程类似,对于一个已定义的系统,首先通过风险源识别(也称为危险识别)找出所有可能的风险来源(事故场景),并将这些风险源根据风险水平进行排序;然后针对那些重要的风险源,进一步判断各种事故场景所处的风险水平,深入分析典型事故场景,找出需要采取措施的高风险事件或因素,并提出相应的风险控制方案.对于不可容忍的风险,需要采取一切措施予以控制;对于那些可以忽略的风险,可以不予考虑;而对于那些处在最大可接受风险水平以下,但是不可以忽略的风险,应对其控制措施进行费效评估.实际上,在提出风险控制方案之后,还应当在此基础上重新进行风险评价,以确定采取控制措施之后的风险水平是否处于可接受的范围内.

可见,开展溢油风险评价的主要目标在于明确风险水平现状,采取控制措施将风险水平降低到合理、可接受的范围内.这种判断风险水平是否处于"合理和可接受"水平的指标,就是"风险评价标准".风险评价标准包含两方面的内容:一方面是针对风险源,确定风险可接受标准,这包括最大可接受风险水平和可忽略的风险水平;另一方面是针对风险控制方案,确定费效评估标准.

三、风险可接受标准

1.其他行业的风险可接受标准

判断一种环境风险是否能被接受,通常采用与社会能够普遍接受的自然背景风险和行业风险进行比较的方法.比如,雷击、风暴、地震、火山爆发等自然灾害对个人生命的风险值(10-6/a)即是一种环境风险背景值.另一方面,也可以将人类遭受水灾、中毒、车祸等意外事故的风险值(10-5/a)作为环境风险的背景值.

美国环保局规定,小型人群的可接受个人风险值为10-5～10-4/a,社会人群可接受个人风险值为10-7～10-6/a.法国炼油厂灾难性事故的可接受上限为10-4/a.英国健康和安全部门规定,飞机坠毁和泰晤士河洪水泛滥的概率应小于10-3/a,最好小于2X10-4/a,核事故概率不能高于10-4/a.瑞典环境保护局和荷兰建设和环境部规定,化学污染的最大可接受风险为10-6/a,可忽略风险为10-8/a.

表1列出了被广泛接受的各风险数量级对应的危险性和可接受程度描述.一般而言,个人风险值10-4/a可以作为最大可接受风险标准,低于10-6/a则可视为可忽略的风险[1].

表1 各种风险水平及可接受程度

2.海洋油污染风险的可接受标准

由于前述各种风险的后果都可以归结为对人类生命或健康的威胁,因此都是以人的死亡率(死亡当量/年)作为风险评价指标.但是,溢油事故主要表现为对生态环境的损害和资源、经济损失,这些指标都无法直接适用.因此,可以考虑用两种方法来确定溢油风险的可接受水平,即价值换算和环境容量计算.

(1)价值换算.FSA方法推荐将＄3 000 000作为人命的折算价值,同时,也为溢油损失的估算提供了两组计算公式[2],即

对于所有规模的溢油事故:

如今，分公司在王经理和他的青年团队带领下，施工任务已经从东北走向华北、走向华东，为了更远的目标，他永远在路上。

式中,V为溢油量,单位是t.

假如规模为 V的溢油事故年发生频率为P,那么该风险相当于造成 f(V)XP的年损失,那么该损失可以折算为人命死亡当量N(当然,根据不同的情况,不一定必须采取＄3 000 000这个指标).实际上,N的性质为"社会风险",与前述风险可接受标准中的"个人风险"不同,且该值一般远大于折算后的"个人风险".因此,可以直接用N与自然背景风险相比较,如果 N远小于自然背景风险,那么也没有必要将N再进行折算.此外,参考评估对象的安全生产目标或相关规定,也不难判断出其风险的可接受性.

(2)环境容量计算.根据联合国海洋污染专家小组(GESAMP)的定义,环境容量是环境的特性,是在不造成环境不可承受的影响的前提下,环境所能容纳某种物质的能力.海洋环境容量取决于两个因素:一是海域环境本身具备的条件,如海域环境空间的大小、位置、潮流、自净能力等自然条件以及生物的种群特征、污染物的理化特性等;二是人们对特定海域环境功能的规定,如确定某一区域的环境质量应当达到何种标准等[3].根据环境容量,以及油类泄漏到海里之后的环境归宿进行科学计算,或者直接与当地的环境保护目标相比对,也能够得到最大可接受风险水平.但是,这种方法需要大量的实测和实验数据,还需要依托专业的计算和模拟软件,相对比较复杂.

四、费效评估标准

1.FSA在安全领域的费效评估标准

在确定了最大可接受风险和可忽略风险的基础上,FSA方法体系提出了ALARP(as low as reasonably practicable)的概念,即要求将风险"尽可能降低至合理可行"水平.与之前的风险可接受标准相对应,在最大可接受风险水平之上的为不可容忍风险,除特殊情况外应采取一切措施降低此区域的风险;最大可接受风险和可忽略风险之间为ALARP区,对于此区域内的风险需要对其控制方案进行费效评估,通过采取符合成本效益的控制方案将该风险"降低至合理可行"水平;对于低于可忽略风险水平的风险,不必采取任何措施.

对于ALARP区的风险,可以通过费效分析(cost benefit assessment,CBA)来评价风险控制方案的合理可行性.FSA导则中采用灾难转移费用(cost of averting a fatality,CAF)作为费效评估标准,包括总灾难转移费用(GCAF)和净灾难转移费用(NCAF)两种表达方式:

式中:ΔC是单船实施风险控制方案的费用;ΔB是单船实施风险控制方案的收益;ΔPLL是因实施风险控制方案而单位船舶减少的潜在死亡(或等效死亡)人数.目前,FSA导则所采用的标准是"＄3 000 000",即只有CAF值小于＄3 000 000的风险控制方案才有可能被采纳.

尽管保护海洋环境也是应用FSA的目标之一,但是目前IMO制定的FSA方法导则并未提供明确的环境风险评估标准.2006年,欧盟将"安全设计、操作和规范研究项目"(design,operation and regulation for safety,SAFEDOR)中关于油船的FSA研究成果提交给IMO,提出基于"避免1 t溢油所需付出的成本"(cost of averting a tonne of oil spill,CATS)的费效评估理念,并采用"60 000＄/t"这一常量作为CATS的取值.此举引发了IMO成员国的激烈讨论,希腊、日本、美国等方面纷纷开展研究,提出了包括常值、非线性函数、分段函数等在内的确定CATS的多种方法,并且直到2011年召开的环境保护委员会第62届会议(MEPC 62),才在仍然保留争议的情况下提出了以下方法,待2012年召开的第90届海上安全委员会(MSC 90)共同批准后纳入FSA导则.

令SC(societal oil spill costs)为推定溢油损失,则有[2]:

式中:f(V)是基于式(1)和式(2)计算得出的溢油污染损害(＄);Fassurance为保障系数,用以表达社会的避灾意愿;Funcertainty为不确定系数,用以调整样本数据的不确定性.

令ΔC为风险控制方案的期望费用,ΔSC为实施风险控制方案前后的推定溢油损失的差(相当于通过实施风险控制方案从而减少的损失),那么如果ΔC<ΔSC,则认为风险控制方案符合成本效益.

如果一种风险控制方案不仅能够降低环境污染风险,同时也能够提高安全水平,那么可以仍然沿用FSA方法中的NCAF标准,即令NCAF=(ΔCΔBΔSC)/ΔPLL,从而可以仍然适用＄3 000 000这个标准.

在应用这种费效评估标准时,确定风险控制方案的成本通常比较容易,但是估计溢油可能造成的损失非常困难.式(1)和式(2)只有"溢油量"一个参数,而实际上所泄漏油品的种类、地点、资源的敏感性、溢油应急反应水平、气象条件等也都是决定溢油事故损害的重要因素[4-7].式(1)和式(2)是依据全球大范围的历史统计数据得出的拟合公式,反映溢油损害的总体规律,主要适用于以船舶为研究对象的风险评估.如果拟在港口或海域溢油风险评价中应用该公式,则需要对其作出必要的调整,最简单的方法是利用评价对象的历史数据或具有可比性的其他区域的历史数据重新进行参数估计.此外,还需要根据可获得历史数据的特征以及区域、地理、资源、人文等具体情况为不确定系数和保障系数赋值.

五、案例分析

1.概况

假设A港仅接卸原油(为简化案例,暂不考虑船用燃油),所在海域的地理位置、水文气象、资源环境条件等方面都没有明显的特殊性(即溢油量可以作为表征溢油损害的参数,保障系数和不确定系数都可以取"1").历史统计数据显示,A港海区石油年平均入海量为7 t.根据地方海洋环境保护目标,A港所在海区的石油年总入海量(包括陆源污染)不能超过10 t.

A港溢油风险分析结论如表2所示.

表2 A港溢油风险分析结论

2.风险可接受标准的应用

将风险分析折算为年损失期望和人命死亡当量,如表3所示.

表3 A港溢油风险折算

与A港的历史统计数据相比,风险分析的结果绝大部分低于历史统计水平,只有1～10 t规模的溢油事故风险偏高;与A港所在地区的环境保护标准相比,也仅有1～10 t规模的溢油事故风险可能超出最大许可范围.另一方面,如果将年溢油损失的期望值换算为人命死亡当量,即使将该风险视为个人风险,那么500 t以上规模的溢油事故风险也处于可以忽略的水平.实际上这种规模的溢油事故可能造成的年损失的期望值都小于＄100,即使考虑采取措施降低风险,那么也将是收效甚微.综上,1～10 t规模的溢油事故风险超出或达到了最大可接受风险,需要采取控制措施;不超过1 t以及10～500 t规模的溢油事故处于ALARP区,需要采取符合成本效益的控制措施,使其风险降低到合理可行的水平.

3.费效评估标准的应用

根据风险评估结论,可以提出一系列的风险控制方案(RCOs).通常,应对大规模溢油事故的控制方案要花费更多的费用,但是从表3可以发现,实际上越大规模事故的年损失期望值是越低的,也就是说重点关注频发的小事故实际上具有更大的成本效益.一般而言,应对小规模溢油事故(尤其是不超过1 t的操作性溢油)所需的投资是非常低的,一般不会达到千万元人民币的数量级,所以这些措施大都符合成本效益;相反,那些应对大规模溢油事故的方案往往需要购置多种大型设备乃至专用船舶,所以成本很高.

比如,一套应对500 t溢油的风险控制方案需要投资＄100 000,有效寿命10年,那么年平均费用(为计算简单,暂不进行货币的时间价值折算)是＄10 000,远大于其期望损失＄379,从而不符合成本效益.但是,值得注意的是,如果一套应对100 t规模的溢油风险的方案投资也需要＄90 000,那么是否应当增加＄10 000的投入从而大大提高风险防备水平,则是需要决策者慎重考虑的问题.这种考虑可以通过对保障系数的合理调整来实现(因为人们往往愿意付出更多的代价来避免或减少灾难性事故的发生).由于较大规模的溢油事故发生概率往往很低,而且大规模溢油事故的单位溢油量损失也远低于小规模溢油事故,因此上述情况非常普遍.所以,决策者应当通盘考虑,在使成本效益最大化的同时也要充分考虑人们对生活质量的诉求和社会舆论,而不能片面地否定风险控制方案.

六、结 论

在海洋溢油风险评价中,风险评价标准是非常重要的问题,但有时也容易被忽视.如果忽略风险可接受标准,就有可能对极低的风险过分关注,从而造成资源的极大浪费;也有可能对过高的风险重视不够,导致应急防备能力严重不足,无法为海洋防污染提供有力的保障,从而失去风险评价的意义.另一方面,如果不考虑风险控制方案的成本效益,也会使风险控制方案的决策失去科学合理性.在应用环境风险评价标准时,如何确定背景风险值或者环境容量、如何对溢油损失一般公式中的参数进行重新估计、如何确定保障系数和不确定系数,本文都做了简化处理.实际上这些都是非常复杂的问题,需要在下一步的工作中开展深入的研究.

[1]胡二邦.环境风险评价实用技术、方法和案例[M].北京:中国环境科学出版社,2009:240-244.

[2]IMO.FSA environmental risk evaluation criteria:amendments to the FSA guidelines-a proposed new appendix[R]. London:IMODOCS,2011.

[3]高振会,杨建强,崔文林,等.海洋溢油对环境与生态损害评估技术及应用[M].北京:海军出版社,2005:158-162.

[4]WHITE I C,MOLL Y F C.Factors that determine the cost of oil spills[C].Portland:Proceedings of the International Oil Spill Conference,2003:55-56.

[5]YAMADA Y.The cost of oil spills from tankers in relation to weight of spilled oil[J].Marine Technology,2009,46 (4):219-228.

[6]PSARAFTIS H N.Environmental risk evaluation criteria [J].WMU Journal of Maritime Affairs,2008,7(2):409-427.

[7]VANEM E,ENDRESEN,SKJONG R.CATS-cost-effectiveness in designingfor oil spill prevention[C].Houston: PRADS Conference,2007:22-23.