姚美男 王歡 孫亞茹 馬永忠 白斌

北京市疾病預(yù)防控制中心放射衛(wèi)生防護(hù)所，北京 100013

暨1986 年前蘇聯(lián)切爾諾貝利核電站重大事故后，放射性核素的泄漏及其對食品水源的污染和對人體內(nèi)照射、外照射所引發(fā)的危害引起世界各國廣泛關(guān)注。2011 年3 月12 日，日本本州東海岸發(fā)生地震，進(jìn)而引發(fā)海嘯，導(dǎo)致福島縣第一核電站的1 號(hào)反應(yīng)堆爆炸，大量放射性核素釋放；2 d 內(nèi)，2 號(hào)反應(yīng)堆的外殼受損，導(dǎo)致含有放射性的冷卻水流入海洋，3 號(hào)、4 號(hào)反應(yīng)堆發(fā)生氫氣爆炸，再次導(dǎo)致大量放射性物質(zhì)泄漏[1-2]。當(dāng)時(shí)的日本只能向4 個(gè)反應(yīng)堆中注水使其降溫至安全狀態(tài)，但此舉也同時(shí)排出了大量含有放射性污染物的蒸汽。蒸汽隨著大氣環(huán)流遷移，污水隨著海洋環(huán)流至世界各地，這些放射性核素將沉降至地表引起外照射，同時(shí)人類吸入空氣中的放射性核素及攝入被污染的食品引起內(nèi)照射[3]。2021 年4 月13 日，日本政府正式?jīng)Q定將福島第一核電站的上百萬噸核污染水排入大海[4]，將造成未知后果的核輻射危害。因此，食品中放射性核素的持續(xù)監(jiān)測與早發(fā)現(xiàn)、早預(yù)防至關(guān)重要。

核反應(yīng)堆主要通過重核裂變與輕核聚變獲得核能，而裂變產(chǎn)物中的氣態(tài)產(chǎn)物、易升華的核素及熔點(diǎn)較低的核素是最容易釋放到環(huán)境中的污染物[5]，這些污染物主要包括131I、134Cs、137Cs 等；此外，仍有部分核素雖然不易揮發(fā)，釋放量較少，但其長期毒性不容小覷，比如90Sr、239Pu、240Pu、241Am 等。對這些核素在環(huán)境中的濃度和性質(zhì)的研究已在世界范圍內(nèi)展開，表1 總結(jié)了日本福島核事故中釋放的主要核素及其典型測量方法[6]。自1976 年至今，我國一直對食品中的放射性核素水平進(jìn)行常規(guī)監(jiān)測[7]，并根據(jù)核試驗(yàn)、國民膳食習(xí)慣的改變等因素，不斷調(diào)整食品中放射性核素的監(jiān)測項(xiàng)目，表2 列舉了中國對食品中放射性核素的監(jiān)測工作[8-9]。我們對日本福島核事故中的主要污染核素在食品中含量的測定及標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行簡述，以期對食品中放射性的監(jiān)測提供參考價(jià)值。

表1 日本福島核事故中釋放的主要放射性核素及其典型的測量方法Table 1 The major radionuclides released during the Fukushima nuclear accident and their typical measurement methods in Japan

表2 中國對食品中放射性核素的監(jiān)測工作Table 2 Monitoring work of radionuclides in food in China

1 食品中放射性核素的測定方法

食品中常見的放射性核素衰變形式主要有α 衰變、β 衰變和γ 輻射[10]。目前，食品中放射性核素的測定通常包括4 個(gè)步驟：樣品采集、樣品處理、樣品檢測和結(jié)果分析[8]。采集樣品時(shí)采樣量應(yīng)至少為檢驗(yàn)所需量的3 倍，樣品混勻等分3 份，其中1 份用于檢驗(yàn)，另外2 份用于復(fù)查或者仲裁[11]。樣品在檢測前需要預(yù)先進(jìn)行處理，目的是濃聚目標(biāo)核素、除去干擾雜質(zhì)以及將樣品轉(zhuǎn)化為易于測定的狀態(tài)[8]，對于蔬菜等含水量高的樣品，可通過冷凍干燥或者80℃熱處理來濃縮待測核素濃度[12]。根據(jù)GB14883.1—2016 附錄A 所述要求[10]，收集可食用部分，部分核素如3H、210Po、131I 等可直接測定鮮樣的γ 能譜，對于不能直接測定鮮樣的樣品，處理方法主要包括衰變法、共沉淀法、灰化法、電化學(xué)法和其他方法（有機(jī)溶劑溶解法、萃取法、離子交換法）等。

衰變法是指將樣品中短半衰期的干擾性核素放置到衰變殆盡后，再測定樣品的放射性。該方法常用于大氣中總α、總β 放射性的測定，比如，對空氣進(jìn)行過濾采樣后放置數(shù)小時(shí)，使放射性氣溶膠中的氡及其子體衰變后再測總放射性[13]。共沉淀法是指加入共沉淀劑與待測核素共沉淀出來，通?？杉尤牒量肆考壍姆欠派湫酝凰剌d體，以實(shí)現(xiàn)痕量放射性核素的分離濃縮。灰化法常用于水樣的測定，將蒸干的水樣置于馬弗爐中灰化，將樣品灰鋪于測量盤中檢測放射性；在測量食品中的放射性時(shí)常與共沉淀法、離子交換法等聯(lián)合應(yīng)用。電化學(xué)法是指通過電解的方法將放射性核素沉積到電極的陰極、放射性核素的氧化物沉積到陽極上，可實(shí)現(xiàn)較高的分離純度[13]。離子交換法廣泛應(yīng)用于多種核素的分離，可選擇不同的交換樹脂吸附不同種類的核素，之后用高濃度酸洗脫核素并檢測分析。

食品中放射性核素的檢測方法主要包括α 能譜測定法、β 射線能譜測定法、γ 能譜測定法和其他方法（液體閃爍計(jì)數(shù)法、加速器質(zhì)譜法、液閃-質(zhì)譜聯(lián)用法、熱表面電離質(zhì)譜法等），表3 列舉了3 種主要的檢測方法及其適用的核素范圍[8]。α 粒子是帶正電的高能粒子，可與所接觸物質(zhì)的電子碰撞并釋放能量，α 能譜測定法根據(jù)不同核素釋放出的α 粒子能量不同的特性進(jìn)行分析，可測定食品中239Pu 、240Pu、241Am 等核素[14]。β 射線能譜測定法在分析釋放β 射線粒子的放射性核素時(shí)，樣品需經(jīng)過酸溶解、選擇性沉淀、萃取等復(fù)雜的化學(xué)前處理，因此，只有當(dāng)核素僅發(fā)射β 粒子或者發(fā)射的γ 射線比較少難以測定時(shí)才選擇β 射線能譜測定法進(jìn)行分析[8]，對于既發(fā)射較多γ 射線又發(fā)射β 射線的核素（如131I、137Cs 等），通常選擇γ 能譜測定法進(jìn)行分析。γ 能譜儀的主體探測器具有能量分辨率高、制作工藝簡單等優(yōu)勢。當(dāng)核素發(fā)生能級躍遷時(shí)釋放γ 射線，探測器作為光電轉(zhuǎn)換器，將γ 射線的能量轉(zhuǎn)換為正比的電脈沖，從而形成該核素的特征γ 能譜[15-16]。對于不同的食品樣品及不同的放射性核素，需具體研究分析相應(yīng)的測量方法才能取得較為準(zhǔn)確的結(jié)果。

表3 食品中主要放射性核素的檢測方法及其優(yōu)缺點(diǎn)Table 3 Methods for detection of major radionuclides in food and their advantages and disadvantages

2 食品中主要放射性核素的測定及依據(jù)標(biāo)準(zhǔn)

2.1 易揮發(fā)的放射性核素

由于具有易升華、易揮發(fā)的特性，日本福島核事故中131I 及放射性金屬銫（主要包括134Cs 和137Cs）引起人們的主要關(guān)注，其總釋放量超過1016Bq[17-18]。放射性碘和放射性銫可被人體100%吸收[19]，因此在事故發(fā)生后的早期階段，食物受到131I、134Cs 和137Cs 污染而導(dǎo)致的健康風(fēng)險(xiǎn)是農(nóng)業(yè)領(lǐng)域面臨的最緊迫的問題[20]。升華后的131I 擴(kuò)散迅速，在事故發(fā)生后的第1 周就在泰國的食品樣品中檢測到131I[21]，到第2 周至第3 周，我國蘭州、北京等地相繼在食品中檢測到131I 的存在。131I 可增加甲狀腺癌的發(fā)病風(fēng)險(xiǎn)，早在切爾諾貝利事故發(fā)生4 年后，就有研究結(jié)果表明放射性覆蓋區(qū)域的兒童和青少年甲狀腺癌的發(fā)病率急劇增加[22]。放射性銫在高溫下易揮發(fā)，相比于半衰期僅有8 d 的131I，放射性銫的半衰期較長（134Cs 的半衰期為2.07 年，137Cs 的半衰期可長達(dá)30.08 年），被人體吸收后滯留在全身軟組織中，由于其可釋放γ 射線，可引起人體軟組織的急、慢性損傷[23]。因此對食品中131I 、134Cs、137Cs 的檢測十分必要。

131I 、134Cs、137Cs 的檢測通常選擇γ 能譜分析法，利用高純鍺檢測器，連接多通道分析儀和分析軟件進(jìn)行檢測[24]。在我國，食品中131I 的測定應(yīng)按照國家標(biāo)準(zhǔn)GB 14883.9—2016《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中放射性物質(zhì)碘-131 的測定》[25]進(jìn)行。該標(biāo)準(zhǔn)代替GB 14883.9—1994《食品中放射性物質(zhì)檢驗(yàn) 碘-131 的測定》[26]，將γ 能譜測定法調(diào)整為第一法，即用γ 能譜儀在364.5 keV 的γ 射線特征峰中對6 d 內(nèi)的新鮮裂變產(chǎn)物中的131I 進(jìn)行測定。由于131I 的半衰期僅8 d，因此對采樣時(shí)間較長的食品中131I 的測定應(yīng)進(jìn)行衰變測量來排除其他碘放射性同位素的干擾。該標(biāo)準(zhǔn)的第二法是采用放射化學(xué)測量法，即以低本底β 測量儀來測量131I 的β 放射性濃度，其檢出限較低，但操作更為復(fù)雜。對于137Cs，除了γ 能譜測定法，還可用放射化學(xué)法[10]進(jìn)行測定，其中較為常用的為磷鉬酸銨法[27]。磷鉬酸銨可在一定條件下與銫離子進(jìn)行選擇性地離子交換，因此可在其他離子存在的情況下吸附并濃集銫離子。對比這2 種檢測方法，γ 能譜測定法可以同時(shí)測定多種釋放γ 射線的核素，但其檢出限顯著高于磷酸鉬銨法（P＜0. 05），因此需要采集并處理大量樣本，單一樣品的完整檢測周期較長；磷鉬酸銨法可對銫離子進(jìn)行選擇性吸附，且檢出限低，樣品用量較少，但樣品需預(yù)先進(jìn)行化學(xué)處理，在繁多的處理過程中，磷鉬酸銨法對137Cs 的吸附及檢測容易被134Cs 干擾。所以，γ 能譜測定法適用于大部分食品中137Cs 的檢測，磷鉬酸銨法適用于少部分樣本量少或者銫含量較低的食品樣本[28]；在GB 14883.10—2016《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中放射性物質(zhì)銫-137 的測定》[27]中也將γ 能譜測定法調(diào)整為第一法，磷鉬酸銨法調(diào)整為第二法。

2.2 不易揮發(fā)的高放射毒性核素

在福島核事故中，盡管非揮發(fā)性核素（比如90Sr、239+240Pu等）的釋放量遠(yuǎn)小于揮發(fā)性核素[29]，但由于其長期的放射性毒性，它們?nèi)匀粚θ祟惤】禈?gòu)成高輻射風(fēng)險(xiǎn)，尤其需要引起重視的是90Sr，人體消化道對其吸收率可高達(dá)30%。在福島核事故中，約有109Bq 的239+240Pu 和1011Bq 的241Pu 釋放到環(huán)境中[30]，這些放射性核素通過污染海產(chǎn)品及農(nóng)作物被人體攝入，而241Pu 衰變產(chǎn)生的241Am 的含量增加可能會(huì)帶來新的輻射風(fēng)險(xiǎn)[6]。因此，事故后90Sr、239+240Pu、241Am 的污染問題備受關(guān)注。

與強(qiáng)γ 放射性核素不同，發(fā)射γ 射線的核素可使用γ 光譜對大量樣品、多種核素進(jìn)行快速、直接、可靠的檢測和量化，而對發(fā)射α 和β 射線的核素的測定則需要復(fù)雜的前處理和分離，因此對于90Sr、239+240Pu、241Am 等核素的測定存在一定難度，在福島核事故發(fā)生幾個(gè)月之后才有關(guān)于發(fā)射α 射線、β 射線核素的監(jiān)測數(shù)據(jù)報(bào)道[31-32]。在事故發(fā)生后，日本政府為了快速統(tǒng)計(jì)這些難以檢測的核素，研究者建立假設(shè)——發(fā)射β 射線的90Sr 與發(fā)射γ 射線的137Cs 在食品樣品中以恒定的比例出現(xiàn)[33]。最初的假設(shè)比例基于切爾諾貝利事故和大氣核爆炸沉降物的數(shù)據(jù)，即90Sr∶137Cs=5.2∶64.6，食品中90Sr 的含量為137Cs 的10%[34]。然而，有研究結(jié)果表明，食品中90Sr 和137Cs 的相關(guān)性將很快不再遵循0.3%甚至是10%的假設(shè)，相關(guān)研究數(shù)據(jù)表明在事故后數(shù)年之中，食品中的90Sr/137Cs 的比值顯著上升，小麥等樣品中的比值可大于2[35]。137Cs 更易被黏土中礦物質(zhì)吸附并固定，而90Sr 則有更高的遷移率和生物利用度，因此會(huì)導(dǎo)致食品中90Sr/137Cs 的比值偏離最初的活度比值。這一發(fā)現(xiàn)進(jìn)一步證實(shí)了對食品中90Sr 持續(xù)監(jiān)測的必要性。對于90Sr 的測定目前已有多種方法，多數(shù)方法需要通過選擇性沉淀、液液萃取、萃取色譜和離子交換色譜從樣品中預(yù)處理和純化分離90Sr 和90Y，步驟繁瑣耗時(shí)[36-37]。近幾年，人們致力于研究更為簡便的檢測方法。Maxwell 等[38]利用鍶樹脂從干擾物質(zhì)及90Y 中分離出植物樣本中的90Sr，并用氣流正比計(jì)數(shù)器計(jì)算90Sr/90Y 的放射性活度。2015 年，Maxwell 等[39]基于海水中90Sr 和90Y 處于平衡的假設(shè)，利用色譜樹脂濃集90Y 并通過氣流正比計(jì)數(shù)器測定90Y 的活度來快速得到海水樣品中90Sr 的含量，該方法的檢出限可低至102μBq/L[39]。Olfert 等[40]開發(fā)了一種通過液體閃爍和切倫科夫計(jì)數(shù)法快速測定水樣中的90Sr/90Y 含量，但該研究中只分析了90Sr 含量較高的樣品。Amano 等[41]用濃HNO3或6 mol/L HCl 萃取灰樣中的90Y，氫氧化鐵共沉淀1 次，草酸沉淀2 次，然后將草酸鹽沉淀溶液加載到固體萃取色譜柱上，用三相兩兩符合液閃計(jì)數(shù)儀測定90Y，進(jìn)而分析得到90Sr 的含量[41]，該方法大大縮短了樣品的前處理時(shí)間，但在該研究中僅測定了可使用植物樣本，更大范圍的食品檢測有待進(jìn)一步研究。2020 年，中國疾病預(yù)防控制中心輻射防護(hù)與核安全醫(yī)學(xué)所進(jìn)一步改良測定方法，將樣品碳化、灰化后，用濃HNO3和2 mol/L HCl 反復(fù)萃取灰樣中的90Y，用草酸沉淀得到草酸釔，沉淀再次酸化后加載到二-（2-乙基己基）磷酸（HDEHP）色層柱上，用低本底β 測量儀進(jìn)行計(jì)數(shù)，該方法可實(shí)現(xiàn)較高的化學(xué)回收率，且適用于茶葉、糧食、魚蝦蟹貝等廣泛的食品樣品[42]，該檢測方法主要依據(jù)GB 14883.3—2016《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中放射性物質(zhì)鍶-89 和鍶-90 的測定》[43]。在該標(biāo)準(zhǔn)中，二-（2-乙基己基）磷酸萃取法的檢出限可低至1.6×10-2Bq/g（質(zhì)量為樣品燒成灰樣之后的質(zhì)量）。在國際標(biāo)準(zhǔn)IAEA/AQ/27Rapid Simultaneous Determination of89Sr and90Sr in Milk: A Procedure Using Cerenkov and Scintillation Counting中使用切倫科夫和液體閃爍計(jì)數(shù)技術(shù)快速測定牛奶樣品中89Sr 和90Sr 的含量，利用陽離子交換、萃取色譜和沉淀等操作對樣品中的鍶進(jìn)行分離，結(jié)果可在1 d 內(nèi)獲得，且化學(xué)回收率較高（70%～75%）。但是，由于90Sr 的活度通常較低，在89Sr/90Sr 較高時(shí)測量偏差較高。因此，該標(biāo)準(zhǔn)推薦用于緊急情況下被高水平放射性核素污染的牛奶樣品的測定[44]。綜合以上90Sr 的檢測方法及標(biāo)準(zhǔn)可看出，對于較為廣泛的食品種類或者放射性鍶含量較低時(shí)，推薦依據(jù)GB 14883.3—2016 使用二-（2-乙基己基）磷酸萃取法，IAEA/AQ/27 僅適用于牛奶樣品中放射性鍶的快速測定。然而，二-（2-乙基己基）磷酸萃取法中樣品的前處理較為復(fù)雜，測定時(shí)間相較于γ 能譜法仍較長，且相較IAEA/AQ/27 而言，GB 14883.3—2016 中沒有明確給出標(biāo)準(zhǔn)偏差和可重復(fù)性、再現(xiàn)性等數(shù)據(jù)，因此，一種前處理簡單、快速測定、靈敏度高、應(yīng)用廣泛、數(shù)據(jù)更完善的90Sr 的檢測方法有待繼續(xù)研究。

研究者們對發(fā)射α 射線的239+240Pu 和241Am 的前處理與測定方法相似[44-46]。在我國，239+240Pu 的測定依據(jù)GB 14883.8—2016《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn) 食品中放射性物質(zhì)钚-239、钚-240 的測定》[45]，可利用離子交換法、萃取色層法或α 放射性測量法結(jié)合低本底α 測量儀對各類食品中239Pu 和240Pu 的總放射性濃度進(jìn)行測定。241Am 的測定則依據(jù)WS/T 234-2002《食品中放射性物質(zhì)檢驗(yàn) 镅-241 的測定》[47]，利用離子交換法和電沉積法結(jié)合低本底α 測量儀對各類食品中的241Am 進(jìn)行測定。國際原子能機(jī)構(gòu)于2009 年出版了一份用α 光譜快速檢測土壤和沉積物中的Pu 同位素和241Am 的步驟，利用TRU?樹脂（含有雙辛基-苯基-N,N-二異丁基-氨基甲?；谆?氧化膦和磷酸三丁酯）對錒系元素進(jìn)行選擇性萃取分離，用不同洗脫液對239+240Pu 和241Am 分別洗脫，利用α 光譜中分析物與示蹤劑的凈計(jì)數(shù)率之比來測定待測同位素，即“同位素稀釋α 光譜法”[48]。該方法可快速測定土壤及沉淀物中的錒系同位素，更適用于緊急事故中小范圍的環(huán)境樣本，對于各類食品中239+240Pu 和241Am 的快速測定仍有待研究，因此，目前對于食品中239+240Pu 和241Am 的測定仍建議依照GB 14883.8—2016 和WS/T 234—2002 進(jìn)行。

2.3 參與生態(tài)循環(huán)的放射性核素

在福島核事故中，3H 和14C 被排放到環(huán)境中后通過各種反應(yīng)參與到自然水循環(huán)和碳循環(huán)中，通過植物的固定進(jìn)入人體中，造成內(nèi)照射損傷。目前我國對于食品中3H 的測定主要依據(jù)GB 14883.2—2016《食品中放射性物質(zhì)氫-3 的測定》，樣品經(jīng)過氧化燃燒使氫轉(zhuǎn)化為水，再用液體閃爍計(jì)數(shù)器測量3H 的放射性[48]。我國對于14C 的測定尚未有系統(tǒng)的研究[49]，依據(jù)的標(biāo)準(zhǔn)也僅有江蘇省的DB32/T 3583—2019《生物中氚和碳-14 的測定 液體閃爍計(jì)數(shù)法》[50]和山東省的DB 37/T 3458—2018《環(huán)境生物氚、碳-14 的測定 液體閃爍計(jì)數(shù)法》[51]，即用氧化燃燒法將樣品中的碳轉(zhuǎn)化為二氧化碳，再用液體閃爍計(jì)數(shù)法測定，而國際標(biāo)準(zhǔn)中僅規(guī)定了廢棄物中14C 的含量水平[52]。因此，建立準(zhǔn)確有效的食品中14C 的測定方法和標(biāo)準(zhǔn)是檢測食品安全的重要工作。

3 小結(jié)與展望

綜上所述，在測定放射性核素時(shí)，應(yīng)進(jìn)一步優(yōu)化對發(fā)射α 和β 射線核素的樣品的處理，進(jìn)一步明確測定14C 的國家標(biāo)準(zhǔn)。

核電站根據(jù)核反應(yīng)堆類型可分為壓水堆、沸水堆、重水堆、氣冷堆等。在切爾諾貝利事故中，核反應(yīng)堆為石墨堆，即以石墨作慢化劑材料、水作冷卻劑，在該事故后此堆型已被廢止。至今，僅有長半衰期核素137Cs 的后續(xù)影響仍在被研究[53]。壓水堆與沸水堆均利用水作慢化劑和冷卻劑，用核裂變產(chǎn)生的能量供能，不同之處在于壓水堆有2 個(gè)回路系統(tǒng)，而沸水堆只有1 個(gè)回路系統(tǒng)。目前我國大部分核電機(jī)組為壓水堆，可能造成污染的裂變產(chǎn)物包括137Cs、134Cs、131I、133I 和144Ce 等[19]。在福島核事故中發(fā)生事故的為沸水堆，事故后福島及周圍轄區(qū)的氣溶膠沉積、土壤及海水中131I 和137Cs 含量急劇升高并引發(fā)廣泛關(guān)注[54]。綜合以上常見核電站類型，我們歸納了核事故后重點(diǎn)核素的檢測方法及標(biāo)準(zhǔn)，為我國核電站周圍食物中重要放射性核素的測量及常規(guī)監(jiān)測提供參考。

在福島核事故之后，131I 和137Cs 等放射性核素作為揮發(fā)性氣體擴(kuò)散，且是危害公眾健康的主要核素[18]。盡管事故已過去10 年，但137Cs 由于其長半衰期和滯留于土壤中而得以長時(shí)間保留，因此對于農(nóng)作物中的放射性的長期監(jiān)測和管理尤為重要。對于同樣為長半衰期核素且遷移率和生物利用度更高的90Sr，其潛在的危害更高，但是目前的β 放射性核素的測定仍需要較為復(fù)雜的樣品前處理。在福島核事故中，核電站排出了大量含有放射性的污水，其中包含發(fā)射α 射線的錒系核素，因此對于海洋食品中的239+240Pu 和241Am 的持續(xù)監(jiān)測同樣不可忽視。對于可參與自然水循環(huán)和碳循環(huán)的3H 和14C，其導(dǎo)致的食品污染與我們近在咫尺，然而，14C 的測定方法及國家標(biāo)準(zhǔn)仍有待確定[9]。基于以上現(xiàn)狀，我們需要更高效的檢測方法和更完善的國家標(biāo)準(zhǔn)對食品中的輻射危害進(jìn)行長期監(jiān)測，致力于保障公眾健康，并對核輻射事故后的放射性污染修復(fù)提供數(shù)據(jù)支持與參考。

利益沖突所有作者聲明無利益沖突

作者貢獻(xiàn)聲明姚美男負(fù)責(zé)文獻(xiàn)的調(diào)研、綜述框架的設(shè)計(jì)、數(shù)據(jù)的收集與分析、綜述的撰寫；王歡和孫亞茹負(fù)責(zé)文獻(xiàn)的調(diào)研與整理、綜述的審核與修訂；馬永忠負(fù)責(zé)研究命題的提出、綜述的審核與修訂；白斌負(fù)責(zé)提出研究的方向、綜述最終版本的修訂