基于分级评价的海洋放射性风险综合评价框架与方法

徐虹霓，于 涛，纪建达，倪甲林

(自然资源部第三海洋研究所、海洋放射性监测技术与环境安全评估实验室，福建 厦门 361005)

核能是一种清洁能源，是能源产业结构的重要组成。2016年11月7日，国家发改委、国家能源局对外正式发布《电力发展“十三五”规划》，将“安全发展核电，推进沿海核电建设”列为重点任务。我国正逐步发展成为世界核电大国。截至2019年7月，在运核电机组已达46台，在建核电机组11台，共57台。目前我国商运核电机组全部位于沿海地区，随着核电厂陆续建成运转，放射性核素随温排水、大气沉降等进入海洋，使得近海海洋环境放射性风险压力日益增大。近年来党中央、国务院提出了“建设海洋强国”的重大战略部署，印发了《关于推进生态文明建设意见》。在适应滨海核能事业快速发展，推进海洋生态文明，建设绿色海洋的新形势下，加强海洋放射性监测与评价的研究，对实现核能安全、海洋安全和公众安全具有重要支撑作用。

国际上，国际原子能机构(International Atomic Energy Agency， IAEA)从20世纪70年代起开展电离辐射对植物、动物及其生态系统电离辐射效应的有关研究[1]。1986年切尔诺贝利核事故发生后，实地研究表明许多生物辐射敏感性可能高于人类，这引起公众对非人类物种辐射影响的关注。联合国原子辐射效应科学委员会(United Nations Scientific Committee on the Effect of Atomic Radiation， UNSCEAR)、国际放射防护委员会(International Commission on Radiological Protection， ICRP)、国际原子能机构(IAEA)等机构初步建立起人类与非人类物种辐射影响评价的共同框架[1-8]。欧洲委员会(European Commission， EC)[9-10]、美国[11-12]、加拿大[13]等也针对非人类物种开发了辐射剂量计算程序和影响评价方法，形成了若干较为成熟的非人类物种辐射影响评价框架模型。2011年福岛核事故后，国际上对放射性的研究转移到海洋，海洋放射性生态风险评价逐渐增多[14-17]。除传统生态风险评价研究外，法国对模拟的核事故后的区域风险开展了评价与决策方法相关的研究，如法国核安全研究所(Institute for Radiological Protection and Nuclear Safety，IRSN)的“放射性生态敏感性指标法和多维决策方法在核工业场地环境的应用(Research Project on the Application of Radioecological Sensitivity Indicators and Multicriteria Methods to Industrial Site Environments，PRIME)”项目发展了基于多准则决策法(Multicriteria Decision Analysis， MCDA)和地理信息系统(Geographic Information System， GIS)的核电事故后区域风险分析与决策工具[18-19]，Duffa等(2010)将敏感性评价用于事故后邻近海域放射性风险评价[20]。

我国的海洋放射性研究从20世纪60年代开始，在海洋放射性监测[21-22]、放射性核素在海洋中的迁移扩散与在海洋生物中的富集等研究上有了一定的积累和进展[23-24]。随着近些年滨海核电的蓬勃发展，海洋放射性环境评价研究也有所开展，例如借鉴国外的评估框架应用于国内的海洋放射性环境影响评价[25-26]、核电事故状态的模拟和评价[27-29]等。然而，近三十年来我国海洋放射性的生态效应研究、评价标准、评价方法与内容等一直处于发展缓慢且滞后于国际以及陆地放射研究的状态，缺乏系统的用于海洋放射性风险评价的综合框架与方法，未见到与放射性风险决策评价相关的研究报道。因此，本研究通过分析国际上生态风险评价、放射性生态风险评价有关的理论与框架，结合区域风险决策评价方法，提出了一套海洋放射性风险综合评价框架与方法，这将提升我国的海洋放射性风险评价技术，促进滨海核电厂海洋放射性环境的监督管理。

1 海洋放射性风险综合评估框架构建

放射性生态风险评价随着50多年的发展，形成了一系列的辐射环境保护的原则和标准，创建了相应的评价程序及辐射环境评价系统，其中美国能源部(United States Department of Energy， USDOE)推荐的RESRAD-BIOTA程序[11]和欧盟的ERICA (Environmental Risk from Ionising Contaminants： Assessment and Management)[9]是目前国际上使用比较广泛的两个程序。ERICA对淡水生态系统和海洋生态系统进行了区分，也分别对水生植物定义了具体的参考生物，而RESRAD-BIOTA缺少水生植物的浓集特性等计算参数。ERICA程序可以根据用户需求添加新的生物和核素，提供了核素的输运模型，适用性更强。这两个程序基本满足了生物辐射剂量率评估，其中ERICA还能用于海洋放射性生态风险评价，但是这两个程序均只能用于放射性生态风险评价，不能应用于区域风险评价。

这两个评价程序和系统应用于放射性生态风险评价时均采用了生态风险评价的“分级评价”方法。USDOE的“分级法”由3个层级构成：①数据搜集阶段；②普通筛选阶段；③分析阶段。用于评估水生和陆生生物的放射性生态风险。ERICA综合评估框架也是基于3个级别的分析，即筛选评价、剂量评价与特定场址分析、概率分析，各个级别相互独立，根据需求选择评估级别。分级评价亦称迭代评价，在生态风险评价中常被应用，特别是农药生态风险评价，之所以常被应用，是因为必须要有更多的数据或更好的模型使其达到足够的置信度，在得到更完整的数据集前，总是存在用简单而廉价的数据集完成评价的可能[30]。其过程可以重复一次或多次直到可以达成一个详细完整的结果。一般从简单比较暴露和效应的点估计，到复杂概率分析[30]。

本研究沿用“分级评价”的思路，并结合数据集的情况，将放射性生态风险评价分为风险排查阶段和风险分析阶段。在只有海洋环境监测数据的情况下，为了较快获得评估结果，宜开展风险排查，通过推荐的筛选基准快速排查是否存在放射性的生态风险。在掌握了特定场址的实地参数、辐射生物效应数据的情况下，可开展详细的生态风险分析。另外，目前国际上放射性风险评价主要关注生态风险的分析评价，如ERICA和美国的“分级法”均针对放射性的生态风险，很少考虑区域的多维度的综合风险，但在核电厂事故状态下，放射性污染不仅仅会影响生态环境，还会对周边的经济和社会人口等产生较大影响，决策者需要从多维度综合评估放射性的区域风险，因此本研究在放射性生态风险评价基础上，拓展了一个综合评估，将生态、经济、社会3个方面综合考虑。

根据“分级评价”、数据集情况及决策需求层次，本研究提出了海洋放射性风险综合评价框架(图1)，包括3个层级，分别是：① 1级评价——初级筛选(风险排查)；② 2级评价——中级评价(风险分析)；③ 3级评价——综合评价(风险决策、风险管理)。每个评价层级相互独立又互相影响，初级筛选可为中级评价筛选重点评价区域和评价对象，中级评价获得的基础数据资料可以不断完善修正初级筛选评价选用的参数与筛选基准，初级筛选和中级评价为综合评价中的风险源强级别划定和生态敏感性提供基础，具体评价过程详见后面章节。

2 海洋放射性风险评价方法

2.1 风险排查方法

风险排查是利用监测数据快速筛查风险区域、风险对象、风险核素以及风险大小等。本研究的风险排查方法采用商值法，通过本底值、比活度限值以及剂量率限值进行筛选排查，这3个层次的筛选层层递进又相互独立。

图1 海洋放射性风险综合评价框架Fig.1 Framework of marine radioactive risk assessment

2.1.1 本底值筛选 通过本底值筛选可以知道海洋放射性环境是否发生变化，ICRP建议以天然本底作为衡量关心程度和行动级别的基础，因此本研究首先通过本底值进行筛选，用环境介质及生物体内的核素比活度除以相应的本底值，见如下公式。

(1)

当环境中的放射性比活度水平在本底的正常波动范围内(即Q0<1)，则认为无异常现象，不会对公众或海洋生物产生影响，也就不需要采取行动。若商值结果Q0>1，则说明海洋中的放射性比活度超出了本底正常波动的范围，虽不会对公众和生物产生影响，但可能已出现异常情况，需要加以注意，调查异常原因，进行更深层次的比活度筛选。

2.1.2 比活度筛选 通过比活度筛选可及时掌握不同海区放射性环境的风险水平。该筛选包括3个步骤，分别是最大比活度筛选、比活度筛选和生物体比活度筛选。首先基于保守估计，为了尽快筛查，先进行最大比活度筛选，即将环境介质(海水和沉积物)中的各放射性核素最大比活度与环境介质中的放射性核素比活度限值进行商值比较并加和进行危害排查，见如下公式。

(2)

(3)

式(2、3)中：Q1为环境介质最大浓度危害商，Q2为环境介质浓度危害商，i、j分别为海水、沉积物中的放射性核素；Cimax、Cjmax分别为海水、沉积物中放射性核素比活度最大值(Bq/L、Bq/kg)；Ci、Cj分别为海水、沉积物中放射性核素比活度(Bq/L、Bq/kg)；EMCLi、EMCLj分别为核素i、j在海水、沉积物中的比活度限值(Bq/L、Bq/kg)，可参考表1。

当加和结果Q1<1，则认为放射性核素对海洋环境不会产生显著危害。若Q1>1，则有可能对某些区域存在危害，需要更细化的评价来筛选重点关注区域，此时将各站点环境介质(海水和沉积物)中的各放射性核素比活度与环境介质中的放射性核素比活度限值进行商值比较并加和，加和结果Q2<1的站点区域属于放射性比活度较低的区域，Q2>1的站点区域属于放射性比活度较高的区域，其海洋环境已经受到污染，需要重点关注，但是否已经影响到海洋生物，需要对生物样品进行对照分析。将海洋生物体内检测的各放射性核素的比活度值与海洋生物体内放射性核素比活度限值进行商值比较，见如下公式。

(4)

式(4)中：Q3为生物浓度危害商，b为生物体中的放射性核素；Cbbio为生物体中放射性核素平均比活度(Bq/kg)；BLb为核素b在生物体中的比活度限值(Bq/kg)。我国还没有专门的海洋生物放射性核素比活度限值标准，只有我国的《食品中放射性物质限制浓度标准》[33]中规定了食品中人工、天然放射性核素的限制比活度。另外世界贸易组织(WTO)、日本和美国规定了食品中放射性核素比活度限值(表2)。日本福岛核事故后，日本发布的水产品放射性核素134，137Cs比活度限值为100 Bq/kg (湿重)，131I比活度限值为2 000 Bq/kg (湿重)。

表1 环境介质中放射性核素比活度限值汇总

表2 食品中放射性核素比活度限值

如果所有核素的商值结果Q3<1，则认为还没有对海洋生物造成影响，只要任一核素的Q3>1，则认为对海洋生物已经造成影响，但是生物受到的辐射剂量多大，是否产生了辐射效应危害，需要更深入的剂量率计算与评价。

2.1.3剂量率筛选 剂量率筛选是比活度筛选的进一步生物风险验证，通过剂量率筛选明确生物是否受到辐射危害。采用海洋生物的辐射剂量率进行筛选评价，计算公式如下：

(5)

式(5)中：Q4为剂量率危害商，Dint、Dext分别为海洋生物体的内、外辐射剂量率(μGy/h)；D0为生物剂量率限值(μGy/h)，可参考表3。

表3 国际上主要机构或项目建议的水生生物剂量率限值[34-35]

生物体的内、外照射辐射剂量率(Dint、Dext)计算公式和参数参见相关文献[9]，由于计算过程复杂，参数众多，并且国内特定场址的放射生态学参数缺乏，可以用参考生物的评价参数进行预估，推荐选用欧盟开发的ERICA Tool软件实现计算。若所有生物类群的Q4<1，则海洋生态系统不会遭受辐射危害，若任一生物类群的Q4>1，则说明该类群生物很有可能遭受危害，生态系统结构功能等将很可能被影响，若要进行更精准的评价就需要更深入的生态风险分析。

2.2 风险分析方法

风险分析是在风险排查后的更精准评价，也叫特定场址评价，即利用评价场地的环境参数和本土生物的放射生态毒理数据进行准确评价。在掌握了评价海区的分配系数(Distribution Coefficient，Kd)、代表生物的富集因子(Concentration Ratios，CR)、居留因子(Occupancy Factors，OF)[9]，本土生物的辐射生物效应实验数据，就可以用评价海区环境和本土生物参数替换默认参数或参考参数，实现更准确的评价。在缺乏本土生物辐射毒理效应数据时，可参照ERICA的FREDERICA数据库中搜集的相关研究，FREDERICA效应数据库引用了1945—2006 年1 509篇文献，包括29 400个数据。不过缺少我国的辐射效应数据，其中73%的生物效应数据是陆地生态系统的，每个生态系统中约2/3的数据是关于γ急性外照射，缺乏水生生态系统数据，特别是水生植物数据，并且长期慢性辐射效应数据不足。非人类物种的α和β慢性内照射数据的缺乏导致推导结果的不确定性增加[36]，因此，更需加强我国海洋放射生态效应研究。特定场址评价与风险排查互为补充，特定场址评价积累的数据参数为风险排查基准的设定与修正提供基础。

2.3 风险决策方法

在核电事故状态下，放射性废水将对海洋生态环境、海洋经济以及海岸带社会产生影响，本研究提出从多个维度综合评估区域的放射性风险，开展放射性风险决策与管理。

2.3.1 相对风险评价模型 相对风险评价模型(Relative Risk Model, RRM)[37]是Landis(1997)提出的区域生态风险评价模型，其核心思想是建立区域/流域内多个风险源与多个风险受体之间的胁迫关系，采用风险分级的手段评定每条“源-受体-影响”风险链的相对风险值，从而实现区域/流域风险的定量化，这一框架在区域/流域生态风险[38-39]和流域水环境风险[40]分析中得到了广泛应用。本研究借鉴相对风险评价模型风险分级思路，针对性提出区域单一风险源(即核电放射性风险)多风险受体的评价方法，利用矩阵法、模型模拟手段等评估“源-受体-影响”风险链的相对风险值，并以风险受体为核心划分评价单元，以此综合区域的风险值。

2.3.2 海洋放射性区域相对风险评价模型 ①模型及计算公式。核电厂液态废水的区域相对风险评价模型基本要素及作用关系如图2所示。本研究风险源为核电厂液态废水，为单一风险源；风险受体为可能受放射性影响的区域，本研究根据海洋功能区划分类体系，将风险受体以海洋功能区为评价单元，危害后果主要体现为区域的生态、经济和社会对放射性的敏感性。

图2 海洋放射性区域相对风险评价模型Fig.2 Relative risk assessment model used in marine radioactive area

相对风险(RS)计算公式如下：

RS=∑(S·A·R)

(6)

式(6)中：S为风险源强度得分，A为暴露系数得分，R为风险受体敏感性得分。

②风险源。风险源强度根据放射性核素在海洋环境介质中的比活度大小确定，本研究根据相关海水放射性环境质量划分方法研究[41]，在其划分的海洋放射性质量等级基础上增设一个高比活度等级，最后将海洋放射性环境比活度划分为5个等级，并分别赋予0、1、3、5、7分，划分依据及赋分情况见表4。

表4 风险源强等级划分依据及赋分

③暴露系数。风险受体暴露于风险源的时间长短直接影响了风险的大小，而暴露时间跟区域的水动力条件直接关联，因此区域水动力条件是暴露系数的关键因子。本研究采用海区海水平均半更换期作为水动力条件的指示因子。

④风险受体。风险受体敏感性得分根据风险受体(即不同海洋功能区)的生态、经济与社会3个方面对放射性的敏感性得分与权重获得。生态敏感性常根据区域的群落结构特点、物种多样性、有无珍稀濒危物种以及特殊生境等确定，但在实际评价过程中往往难以获得各海洋功能区单元生物群落特征参数及与放射性的直接响应或效应关系，而海洋功能区是根据海洋自然属性和社会属性，以及自然资源和环境特定条件划分的，因此本研究直接根据各功能区是否为海洋生态环境敏感区大致判定其生态敏感性。其中海洋生态环境敏感区包括农渔业区、海洋保护区；海洋生态亚敏感区包括旅游休闲娱乐区、保留区；海洋生态非敏感区包括港口航运区、工业与城镇用海区、矿产与能源区、特殊利用区。经济敏感性以各功能区的海洋经济增加值指示。社会敏感性以区域涉及的人口密度确定。风险受体的敏感性(R)评价计算公式如下：

R= ∑(Wc·Dc)

(7)

式(7)中：c为生态、经济或社会；Dc为各c敏感性指标值；Wc为c的权重，采用层次分析法或者专家打分法等获得。敏感性包含若干个指标，为了消除各指标的量纲和数量级的差异，需要对每个指标值进行规范化处理。

3 总结与展望

本研究根据生态风险评价的“迭代”思路、放射性生态风险评价的研究方法，以及相对风险评价模型与敏感性评价在区域风险评价中的应用，结合我国海洋放射性监测与生态效应评价现状，初步提出了基于“分级评价”的我国海洋放射性风险综合评价框架，包含了风险排查、风险分析、风险决策3个层级的评价方法，特别是将生态、经济和社会综合纳入风险决策方法研究，建立了海洋放射性影响区域相对风险模型。本研究提出的综合评价框架为不同时期、不同工况、不同数据情况下的海洋放射性风险评价提供了全面的技术支撑。

目前我国海洋放射性风险评价研究处于起步阶段，主要开展的是海洋人工放射性核素辐射剂量评估方法以及海洋环境影响评价研究，还未见放射性风险决策与管理的相关评价研究，所运用的限值标准、剂量评估模型、评价参数、生态风险评价方法大部分借鉴国外的研究成果。而运用国际的参数、方法、标准等在目前可以对我国的海洋放射性生态风险进行初步评价，为海洋生态安全提供基本预判，但是有学者指出直接采用国外生物毒性数据或基准值来保护我国的水生生物，可能会存在“欠保护”或“过保护”的风险[42]，直接采用国外的环境参数也可能使评价偏离场地真实情况。因此，一旦处于较高的海洋放射性环境(如事故状态)，需要开展深入的特定场址评价时，就需要我国海洋放射性研究的长期积累。同时，放射性风险评价如何与管理决策对接，实现全方位的决策支撑，还需进一步开展相关的风险决策与管理研究。

近50多年，我国开展了多次大规模的近海海洋放射性调查，积累了我国近海海域部分放射性核素放射性水平资料[21,43]，限于当时监测技术和手段，这些调查工作尚未系统、全面地反映我国近海放射性污染状况。我国至今已开展的放射生态研究多集中于放射性核素在非人类物种间的富集、迁移等方面研究[44]，对海洋非人类物种辐射效应研究很少。而非人类物种在生长、世代繁殖以及遗传等方面的辐射效应研究能为海洋生物资源与生态安全保护提供基准和依据。因此，随着我国沿海地区核电事业发展加快，应全面提升我国海洋放射性监测体系的能力和技术，掌握我国近岸海域辐射环境基线情况，加强海洋放射生态学辐射效应基础研究，构建我国海洋放射性监测与辐射生物效应数据库。为科学准确评价我国的海洋放射性风险打下数据与理论基础；对保障海洋生态安全和加强海洋强国建设具有一定的科学和现实意义。