核电站排放水对周围水生生物影响的研究进展与展望

张烨锋， 薛惠元， 李圣日， 万骏

(1.苏州大学医学部公共卫生学院，江苏 苏州，215123；2.苏州大学医学部放射卫生与防护学院，江苏 苏州，215123)

随着核能的广泛应用和公众环保意识的增加，核电站排放水对周围水生生物的影响逐渐受到人们的重视。核电站排放水对水生生态系统的影响主要来自于两个方面：(1)排放水中放射性物质的影响；(2)排放水导致的排放口周围水域温升的影响。

由于核电站自身的生产特点，在其正常运行过程中会产生大量气态和液态放射性核素，尤其是3H、14C、90Sr和137Cs。这些核素进入水体后，一部分被悬浮物吸附浮于水体，或受重力作用沉积到底泥，一部分则经由食物链在生物体内逐渐富集，通过内外照射对生物个体产生辐射效应，进而影响生物群落结构。联合国原子辐射影响科学委员会(UNSCEAR)、美国国家辐射防护与测量委员会(NCRP)、国际原子能机构(IAEA)等组织均提出当生物个体最大辐射剂量率低于10 mGy/d时，生物群落不会发生显著改变[1-3]美国能源部(US DOE)认为在生物种群级别上的辐射影响只在年受照剂量高于4Gy时才会出现[4]。因此各国监管机构均对核电站的排放进行了严格限制，法国和英国分别规定气冷堆、石墨压水堆3H的排放限值为20 TBq/a和8 TBq/a。根据我国《核动力厂环境辐射防护规定》(GB 6249—2011)[5]，我国3 000 MV轻水堆液态3H和14C的控制值为75 TBq/a和0.15 TBq/a，重水堆限值分别为350 TBq/a和0.2 TBq/a。并且规定滨海厂址槽式排放出口处除3H和14C外其他核素浓度不应超过1 000 Bq/L，内陆厂址不应超过100 Bq/L，且排放口下游1 km处受纳水体中总β放射性不超过1 Bq/L，氚浓度不超过100 Bq/L。

除了放射性核素的辐射影响，核电站排放水还会导致局部水温的升高。美国清洁水法[6]和我国《海水水质标准》(GB 3097—1997)[7]均对人为活动造成的水温变化做出了规定，指出人为造成的水温变化应确保受纳水体中当地贝类、鱼类和其他野生生物种群的生长和繁育，第一类和第二类水体夏季人为温升不得超过 1 ℃，其他季节不得超过 2 ℃，第三类和第四类水体不得超过 4 ℃。

本文通过阐述4个核电站排放水对周围环境和水生动植物影响的研究进展，分析特定厂址因素和环境背景的影响，探讨我国核电站排放水对水生生物影响研究存在的问题及需要优化和改进的地方，为核电站的环境影响评价提供参考，为后续的相关研究提出展望。

1 大亚湾核电站

大亚湾核电站是我国大陆首座大型商用核电站，拥有两台装机容量为984 MW的M310压水堆核电机组，分别于1994年2月和5月开始运行。大亚湾核电站废液采用槽式非连续排放方式排入西大亚湾，每年排放量约2.91×107m3。

在核电站正常运行状态下，液态流出物中3H、14C、137Cs和90Sr是核电站环境监测的关键核素。由大亚湾核电运行管理有限责任公司公布的历年三废数据可知，2008—2020年大亚湾核电站3H、14C的年排放量如表1所示，2013年以后液态流出物年排放总量较为稳定，年均值为39.97 TBq和17.94 GBq。陈志东[8]、黄乃明[9]、邓飞[10]、吉长余[11]等人汇总了历年大亚湾核电站外围辐射环境的监测结果，发现1994—2003年西大亚湾海水中3H 的活度浓度随液态流出物的排放量呈脉冲状变化，年平均活度浓度为0.8—7.1 Bq/L；137Cs的年平均活度浓度除了在1995与1996年较高，为4.56 Bq/m3和4.20 Bq/m3外，1996年以后随着排放量的减少，已基本回落到本底2.29 Bq/m3水平；而90Sr的年平均活度浓度则一直低于本底水平2.62 Bq/m3，且近年来略有下降的趋势。水生生物中，牡蛎、海鱼等生物样品中有时虽然能检出3H、137Cs 和90Sr，但是含量很低，大致与本底调查值相当。此外，在大亚湾核电站排放水中110 mAg所占份额较大，110 mAg也是监测的关键核素之一。1999—2003年吉长余[11-12]等人在马尾藻和牡蛎、珍珠贝、海螺等软体类生物中均检出了痕量110 mAg，牡蛎中110 mAg的活度浓度约是珍珠贝中的8倍，年平均值在0.81 Bq/kg，除了与牡蛎对110 mAg有较高的浓集作用外，还与排水口的位置有关。林清[13]也发现在检测样品珍珠贝中，离核电站排放渠较近的东山110 mAg的含量高出离核电站排放渠较远的澳头约10倍。

表1 2008—2020年大亚湾核电站排放水中核素含量

总而言之，大亚湾海水及生物中各核素水平与本底值相当，3H的含量虽然受到核电排放量的影响，部分样品含量略高于本底值，但整体水平仍然保持在安全限值内，110 mAg虽然在部分浓集系数大的软体生物中能被检出，但含量很低，并未发现明显的辐射影响。

唐文乔[14]和苏健[15]利用Monte-Carlo方法对大亚湾参考生物的人工核素辐射剂量率进行了计算，结果表明水生生物受到的最大剂量为3.42 mGy/a，其中大部分为来自本底辐射和宇宙辐射，远远低于3.65 Gy/a的限值，可以认为在正常工况下，大亚湾水生生物是安全的。

自1994年核电站建成运营后，每年约有2.91×107m3排放水被排入大亚湾，直接导致部分海域水温明显上升，对大亚湾生态系统产生了不同程度的影响。1991—2002年刘胜[16]等关于大亚湾环境变迁影响的调查结果显示，在核电运行后，夏季许多海域的水温均突破了30 ℃，最大升幅达10 ℃，年平均温度为23.88 ℃，上升约0.4 ℃，冬季和夏季4 ℃表层升温区接近2 km2，1 ℃表层升温区分别接近27 km2和12 km2，而水温的升高导致周围浮游植物中暖水性种类有所增加，甲藻的比重有所上升。郝彦菊[17]的研究也显示，1994—2004年间，随着水温的升高，网采浮游植物种类以平均1.6种/年的速率下降，1994—2003年间较1982—1990年间硅藻平均减少了9个属44个种，甲藻平均减少了2个属15个种；1994—2004年间，细胞相对密度以平均2.13×107m-3/a的速率下降，该速率为1985—2004年间的10倍左右。唐森铭[18]调查比较了2008年春、夏季大亚湾核电站进出水口的浮游植物的变化，研究显示5—7月，大亚湾核电厂排放口附近水体中浮游植物密度均高于进水口的细胞密度，平均增加了17 492×103cells/m3，除6月份外，排水口外浮游植物均匀度指数和种类多样性指数也普遍降低，降幅分别达到0.15(0.03～0.22)和0.54(0.23～0.92)。林昭进[19]比较了核电站运行前后的进、出水口的鱼卵和仔鱼数据、种类及死亡率数据，结果表明核电站温排水对鱼卵和仔鱼的数量和死亡率影响不显著，但是对鱼群种类的影响很大，主要表现为小沙丁鱼数量明显增多，斑鰶、鲷科鱼类数量大幅减少。总之，自1994年大亚湾核电站建成后，夏季大亚湾海域水温升幅达2.30 ℃[17]，导致附近升温区浮游植物和底栖生物中暖水种的比例增加。

2 秦山核电站

1991年一期工程建成投入运行后，2002、2015年又陆续建成二期、三期和方家山工程，秦山核电基地已经成为我国堆型最丰富、机组数量多的核电基地。一期、二期和方家山工程分别采用CNP300、CNP650、M310二代压水堆技术，三期采用加拿大CANDU6型重水堆技术，总装机容量达到656.4万千瓦。基地每年的排放量要远远高于大亚湾核电站，由秦山核电站历年流出物监测数据汇总可知，2011—2018年秦山核电站排放水中核素含量如表2所示，随着核电机组的增加，秦山核电基地液态3H的年排放量逐年升高，截止至2018年，3H的年排放总量为235.75 TBq，显著高于国内其他核电基地的排放。尽管每年3H的排放量较大，但基地所处的杭州湾水体交互作用强，具有极强的稀释能力，因此朱月龙[20]和谷韶中[21]等对秦山核电厂运行后十年、二十年的环境监测结果都表明，秦山海域海水中3H、137Cs、90Sr的年平均活度浓度未见显著升高，与本底值水平相当。在梁海燕[22]、王莉莉[23]等人对外围鱼虾样品中放射性水平的研究中，代表种鲻鱼体内137Cs、90Sr的含量分别为<0.02～0.14 Bq/kg、0.054～0.228 Bq/kg，淡水虾中137Cs、90Sr活度浓度为<0.05～0.06 Bq/kg、1.150～4.130 Bq/kg，与对照点舟山带鱼、海鱼样品的含量水平相当。各地牡蛎中的3H的年活度浓度范围为<1.1～8.2 Bq/kg，除部分样品中氚含量较高外，整体放射性水平在本底值范围波动。总体来说，由于杭州湾具有较强的水体交互作用，秦山海域海水和生物中各放射性核素的含量均在正常范围内，并没有发现明显的沉淀蓄积现象和辐射影响。

表2 2011—2018年秦山核电站排放水中核素含量

而杭州湾强烈的潮汐活动除了使排放水中的核素迅速扩散稀释，也使得排放水对该海域的温升影响降低。王春生[24]、高爱根[25]、何德华[26]对Ⅰ期和Ⅲ期生态调查比较分析后，发现由于杭州湾特殊的强潮河口区环境特点，决定了热水排放后扩散迅速，排水口附近水域的热升温效应并不明显，核电运行5年后周围海域的生物群落结构，多样性指数和均匀度也都没有发生显著变化。然而随着机组数量的增加，热升温效应也更加明显。2012年陈悦[27]对秦山核电基地邻近海域15个站位网采浮游植物群落的调查及理化因子测定发现，可能是排放水造成的海水升温抑制了蓝藻、裸藻等微型浮游植物的生长，增加琼氏圆筛藻的细胞分裂速率，使该藻种为春秋两季调查的主要优势种。而蒋朝鹏[28]也发现，秦山核电厂发电所形成的排放水排放已达520 m3/s，超过我国多数河流的径流量，排放口升温最高可达8 ℃，导致附近海域鱼类群落分布空间差异显著。春夏季外侧鱼类种类数和多样性指数高于内侧，而在冬季由于暖池效应，导致部分鱼类滞留越冬，内侧鱼类种类数、尾数和重量多样性指数、尾数和重量密度(15种、1.61、1.86、1.09×103个/km和8.64 kg/km2)要高于外侧(7种、1.24、1.13、0.84×103个/km和4.72 kg/km2)。除了群落空间分布发生了变化，鱼群种类和优势种也发生了改变，春季和夏季分别以暖水性凤鲚和棘头梅童鱼为优势种，而冬季暖水性的刀鲚和睛尾蝌蚪虾虎鱼为群落主体，但生物群落的组成结构和数量仍与本底调查时相近，丰度水平也未有明显降低。

3 Ignalina核电站

Ignalina核电站采用的是前苏联RBMK～1500型石墨沸水堆，以Drūkšiai湖水为受纳水体，在2005年后逐渐关停反应堆。Olga Jefanova[29]发现核电运行时期(1983—2009年)和退役初期(2016—2017年)湖水中3H水平变化较大，核电运行期间的年释放率在1012Bq/a左右，2003年排放口湖水中3H的含量最高，达到了23.75 Bq/L，不仅高于周围湖泊的5.79 Bq/L，也远高于Drūkšiai湖的本底水平1.09 Bq/L，而在2010年开始退役后，核电每年的排放量降低了两个量级，湖水中3H的含量逐渐降低至本底水平。同样的，湖水和底泥中的137Cs、60Co、54Mn也要高于本底和其他湖泊的监测值，但在1996年后均逐渐降低，2008年其137Cs、60Co、54Mn含量分别为11 Bq/kg、5 Bq/kg、11 Bq/kg。60Co、54Mn等核素易在金鱼藻、狐尾藻等植物体内富集，D.Marciulioniene[30-31]对水生植物的采样测量发现，金鱼藻中60Co、54Mn的活度水平要明显高于其他水生植物，分别为38 Bq/kg、67 Bq/kg。而137Cs、90Sr等核素则易在鱼虾以内富集，鲈鱼骨骼中90Sr的水平为4.50 Bq/kg，是肌肉含量的3.7倍，整体活度水平是周围湖泊中食肉鱼的4倍左右。综上所述，Drūkšiai湖湖水、底泥、生物中放射性核素的含量均要高于本底水平和周围的湖泊。而J.Mazeika[32]、T. Nedveckaite[33]等人运用ERICA1.2、RESRAD-OFFSITE软件对底栖生物、参考生物和外围环境的辐射剂量进行估算，发现无论是平均剂量率还是最大剂量率均远远低于10 mGy/d的限值，而且其中人工放射性核素的剂量率更是低于本底剂量率，说明Drūkšiai湖中放射性核素没有对水生生态产生明显影响。T.Nedveckaite[34]之后通过实验再次验证了这一结果，表明虽然放射性核素在环境和生物体内有所沉积，但是并未造成个体损伤和群体影响。

Ignalina核电站每台机组需要的冷却水量为80 m3/s，其满负载运行时Drūkšiai湖的热负荷为0.06 kW/m2，排放水往往比取水口处的水要高9～12 ℃，湖水表面的最高温度也由20.4 ℃上升到了25.5 ℃。D.Marciulioniene[35]发现排放水的热效应对湖中水生植物群落的改变并不明显，水生植物的种类从1979—1983年核电运行前调查的95种降至1997年的69种，和一些耐污染的大型水生植物逐渐成为优势种，主要是由化学污染所造成。但热效应对鱼类的影响则较为明显，在核电站建设之前(1950—1975)，Drūkšiai湖中的鱼类以恒温鱼类胡瓜鱼和白鳟鱼为主，两者的生物量就占了总数的40%，然而随着废水的排入和湖泊散热能力的不足，恒温鱼的生物量和数量逐渐减少，由核电站运行前的23～26种减少至14种，尤其是胡瓜鱼，在1986年以后数量便急剧下降，到1997年以后就再也没有捕捉到过，而鲷鱼、鲈鱼和鲤鱼等广温性鱼类的数量和生物量却有所增加，逐渐成为优势种[36]。此外，Andrius Astrauskas[37]发现虽然目前湖中鱼类群落主要由鲷鱼、鲈鱼和拟鲤等广温鱼类组成，但是随着Ignalina核电站的关闭，一些恒温鱼类的数量开始有所回升，且2015年再次在Drūkšiai湖中捕获到了胡瓜鱼。由此可见，Ignalina核电站排放水对Drūkšiai湖鱼类的群落结构和数量的影响较大。

4 Almaraz核电站

Almaraz核电站拥有两台装机容量为930 MW的压水堆机组，为了保证有足够的冷却水，建造了蓄水量为3.5×107m3的Arrocampo水库，以88 m3/s的恒定速率强迫循环[38]。水库通过从Tagus河取水或放水的方式进行水体交换，使水量保持在3.5×107m3，并降低水体的温度。根据Baeza A.[39-41]在1986—1989、1994、2002—2005年3次环境监测结果，水体中58Co、60Co、137Cs等核素虽然会随排放水量呈现脉冲式变化，但整体活度浓度并未出现异常的高值，只是略高于对照点。核电液态3H的排放量要远远高于其他核素，且由于水库的稀释扩散能力较弱，Arrocampo水库中3H的含量要远远高于其他监测位点，表层水中3H的活度浓度范围为53～433 Bq/L，平均活度浓度为131 Bq/L。而当生活水体中具有较高水平的3H，水生动植物体内有机氚的水平也会较高，2002—2005年Baeza A.[41]对水库中动植物的逐月检测结果显示，香蒲和鲤鱼体内有机氚的平均活度浓度为96和103 Bq/L，而且经过周期图分析和回归分析，三者具有较高的相关性，香蒲和鲤鱼中有机氚的含量的变化可能受到表层水体中3H的含量变化的影响。总而言之，Arrocampo水库中除了3H的含量较高外，其他核素的含量均只是略高于正常水平，并没有发现异常高值和蓄积。

排放水造成的温升影响方面，J.F. Lavado Contador[42]发现在Almaraz核电站运行之后，水库温度上升了10 ℃左右，夏季排水口附近水温最高可达42 ℃，冬季最低温度也很少低于20 ℃。浮游植物的生物量在温度的刺激下大大增加，但水生动植物的种类却有不同程度的减少。水生植物的种类数量由原先的6种减少为4种，金鱼藻、菹草等对温度要求较宽的植物生长良好，而互花狐尾藻和常春藤毛茛这两种不喜高温的植物则逐渐消失。鱼类中的鲈鱼、胡瓜鱼和鳝鱼等也在经过选择替代后逐渐消失，目前水库浅水层主要为太阳鱼和食蚊鱼等暖水种鱼类，深水层则以鲤鱼为主。而根据H. N. Cabral[43]对1979—1997年Tagus河生物群落变化的分析，Tagus河的均匀度、多样性指数等生态指标均没有发生明显的改变，说明排放水虽然在较大程度上改变了水库水生生物群落的结构和空间分布，但是对水库下游Tagus河段的生态系统并没有产生明显改变。

5 总结

如图1所示，核电排放水对周围水生生物的影响分为辐射影响和热效应。核电周围的放射性水平高低与受纳水体有关，一般而言，受纳水体的交互作用越强，核电周围海域放射性核素含量水平就越接近本底水平。大亚湾和秦山核电站都是滨海核电站，海水交换作用强，当液态放射性废物排入海水后，迅速扩散稀释，因此两座核电站周围水体、海底泥、海产品中3H、90Sr、137Cs等核素的含量均在本底值范围起伏波动，指示生物牡蛎中3H的水平也与本底水平大致相当。而湖泊、河流等的稀释能力相对较弱，当排放量较大时，核素难以快速扩散，因此Drūkšiai湖水、底泥和湖鱼中各种放射性核素的含量不仅高于周围湖泊，更高于大亚湾核电站的环境监测结果。水库稀释扩散的能力最弱，因此表层水中3H的活度浓度要远远高于其他核电站的监测结果，最高时甚至达到了433 Bq/L，是大亚湾核电站环境监测结果的十几倍。但尽管湖泊、水库对液态放射性核素的稀释能力较弱，在利用Monte-Carlo方法和ERICA1.2软件对水生生物的辐射剂量进行模拟估算后，其平均剂量率和最大剂量率均远低于10 mGy/d的限值，表明核电排放水中放射性核素并没有对水生生物的群落产生辐射损害。

热效应会导致核电周围暖水种藻类和鱼类数量的增加，使其在表层水体和排水口附近聚集。这同样也受到了水体交互作用的影响，随着水体稀释能力的减弱和水体生态系统逐渐变得简单，热影响的效应逐渐变得显著。如表3所示，大亚湾核电站海水平均温度约升高2.3 ℃，排放口温度最大升幅为10 ℃，水温的升高导致溶解氧含量降低，水色变浊，透明度降低，浮游植物的数量因此明显降低。此外，热效应还导致斑鰶和鲷科等恒温种鱼类的产卵时间提早，产卵期延长，鱼卵的孵化率大大降低，鲷鱼的数量明显增加。至于秦山核电站，其机组数量较多，湾内海水温度升幅略高于大亚湾核电站，可相较于大亚湾海域，秦山所处的杭州湾生物量较为贫瘠，因此虽然暖水种鱼类有所增加，但是整体丰度并没有发生明显改变。而在Ignalina核电站和Almaraz核电站的周围水体中，热效应对水生生物群落的影响更加明显，Arrocampo水库中金鱼藻、菹草等对温度要求较宽的植物生长良好，而互花狐尾藻和常春藤毛茛这两种不喜高温的植物则逐渐消失，鱼类中鲈鱼、胡瓜鱼等恒温种逐渐消失，太阳鱼、食蚊鱼等暖水种则逐渐成为优势种。

表3 核电站周围海域温度及物种的变化

综上所述，核电排放水对周围水生生物的影响主要为热效应。随着水体稀释能力的减弱，热影响的效应也逐渐显著，恒温种鱼类和藻类的数量逐渐减少甚至最终消失，而暖水种则占据优势，逐渐成为群落的主体。

6 展望

目前，我国对各个核电站周围的环境进行了长久的监测，积累了丰富的数据，但是对监测数据的挖掘并不深入，缺乏对各环境因素与核素水平变化、生物群落变化之间的相关分析，大多仍是通过与对照点和本底监测值的对比来判断影响。而美国、欧盟等已经建立了多种动物参考模型，开发了RESRAD-BIOTA、ERICA等剂量估算软件。利用现代计算机技术和大数据计算，研究开发更加适用于我国水生生物的估算模型和软件，并结合我国长期的环境辐射监测数据，对水生生物体内累积核素的辐射剂量率进行估算，将更加有利于了解和评价排放水中放射性核素的辐射影响。此外，我国排放水对水生生物影响的相关标准规定过于简单，缺少对各大水体中代表性水生生物及其各个生命阶段生活习性资料、死亡温度上限以及生物浓集因子等基础参数，应重视加强基础研究并完善相关法律法规，加强对排放口的绝对温度、温升、混合区边缘的温升及混合区范围进行分析和规定。同时，自然条件下水生生物群落的改变受到排放水、工程建设、化学污染等多种因素的共同作用，排放水对周围生物的影响难以准确鉴别，选择一些模式动物开展放射性核素毒性效应研究，探讨代表种水生动物中放射性核素的毒性效应及机制，也将帮助人们更好地认识排放水对水生生态系统的影响，为核电环境影响评价提供参考，也有利于后续研究的开展。