基于分級評價的海洋放射性風險綜合評價框架與方法

徐虹霓，于 濤，紀建達，倪甲林

(自然資源部第三海洋研究所、海洋放射性監測技術與環境安全評估實驗室，福建 廈門 361005)

核能是一種清潔能源，是能源產業結構的重要組成。2016年11月7日，國家發改委、國家能源局對外正式發布《電力發展“十三五”規劃》，將“安全發展核電，推進沿海核電建設”列為重點任務。我國正逐步發展成為世界核電大國。截至2019年7月，在運核電機組已達46臺，在建核電機組11臺，共57臺。目前我國商運核電機組全部位于沿海地區，隨著核電廠陸續建成運轉，放射性核素隨溫排水、大氣沉降等進入海洋，使得近海海洋環境放射性風險壓力日益增大。近年來黨中央、國務院提出了“建設海洋強國”的重大戰略部署，印發了《關于推進生態文明建設意見》。在適應濱海核能事業快速發展，推進海洋生態文明，建設綠色海洋的新形勢下，加強海洋放射性監測與評價的研究，對實現核能安全、海洋安全和公眾安全具有重要支撐作用。

國際上，國際原子能機構(International Atomic Energy Agency， IAEA)從20世紀70年代起開展電離輻射對植物、動物及其生態系統電離輻射效應的有關研究[1]。1986年切爾諾貝利核事故發生后，實地研究表明許多生物輻射敏感性可能高于人類，這引起公眾對非人類物種輻射影響的關注。聯合國原子輻射效應科學委員會(United Nations Scientific Committee on the Effect of Atomic Radiation， UNSCEAR)、國際放射防護委員會(International Commission on Radiological Protection， ICRP)、國際原子能機構(IAEA)等機構初步建立起人類與非人類物種輻射影響評價的共同框架[1-8]。歐洲委員會(European Commission， EC)[9-10]、美國[11-12]、加拿大[13]等也針對非人類物種開發了輻射劑量計算程序和影響評價方法，形成了若干較為成熟的非人類物種輻射影響評價框架模型。2011年福島核事故后，國際上對放射性的研究轉移到海洋，海洋放射性生態風險評價逐漸增多[14-17]。除傳統生態風險評價研究外，法國對模擬的核事故后的區域風險開展了評價與決策方法相關的研究，如法國核安全研究所(Institute for Radiological Protection and Nuclear Safety，IRSN)的“放射性生態敏感性指標法和多維決策方法在核工業場地環境的應用(Research Project on the Application of Radioecological Sensitivity Indicators and Multicriteria Methods to Industrial Site Environments，PRIME)”項目發展了基于多準則決策法(Multicriteria Decision Analysis， MCDA)和地理信息系統(Geographic Information System， GIS)的核電事故后區域風險分析與決策工具[18-19]，Duffa等(2010)將敏感性評價用于事故后鄰近海域放射性風險評價[20]。

我國的海洋放射性研究從20世紀60年代開始，在海洋放射性監測[21-22]、放射性核素在海洋中的遷移擴散與在海洋生物中的富集等研究上有了一定的積累和進展[23-24]。隨著近些年濱海核電的蓬勃發展，海洋放射性環境評價研究也有所開展，例如借鑒國外的評估框架應用于國內的海洋放射性環境影響評價[25-26]、核電事故狀態的模擬和評價[27-29]等。然而，近三十年來我國海洋放射性的生態效應研究、評價標準、評價方法與內容等一直處于發展緩慢且滯后于國際以及陸地放射研究的狀態，缺乏系統的用于海洋放射性風險評價的綜合框架與方法，未見到與放射性風險決策評價相關的研究報道。因此，本研究通過分析國際上生態風險評價、放射性生態風險評價有關的理論與框架，結合區域風險決策評價方法，提出了一套海洋放射性風險綜合評價框架與方法，這將提升我國的海洋放射性風險評價技術，促進濱海核電廠海洋放射性環境的監督管理。

1 海洋放射性風險綜合評估框架構建

放射性生態風險評價隨著50多年的發展，形成了一系列的輻射環境保護的原則和標準，創建了相應的評價程序及輻射環境評價系統，其中美國能源部(United States Department of Energy， USDOE)推薦的RESRAD-BIOTA程序[11]和歐盟的ERICA (Environmental Risk from Ionising Contaminants： Assessment and Management)[9]是目前國際上使用比較廣泛的兩個程序。ERICA對淡水生態系統和海洋生態系統進行了區分，也分別對水生植物定義了具體的參考生物，而RESRAD-BIOTA缺少水生植物的濃集特性等計算參數。ERICA程序可以根據用戶需求添加新的生物和核素，提供了核素的輸運模型，適用性更強。這兩個程序基本滿足了生物輻射劑量率評估，其中ERICA還能用于海洋放射性生態風險評價，但是這兩個程序均只能用于放射性生態風險評價，不能應用于區域風險評價。

這兩個評價程序和系統應用于放射性生態風險評價時均采用了生態風險評價的“分級評價”方法。USDOE的“分級法”由3個層級構成：①數據搜集階段；②普通篩選階段；③分析階段。用于評估水生和陸生生物的放射性生態風險。ERICA綜合評估框架也是基于3個級別的分析，即篩選評價、劑量評價與特定場址分析、概率分析，各個級別相互獨立，根據需求選擇評估級別。分級評價亦稱迭代評價，在生態風險評價中常被應用，特別是農藥生態風險評價，之所以常被應用，是因為必須要有更多的數據或更好的模型使其達到足夠的置信度，在得到更完整的數據集前，總是存在用簡單而廉價的數據集完成評價的可能[30]。其過程可以重復一次或多次直到可以達成一個詳細完整的結果。一般從簡單比較暴露和效應的點估計，到復雜概率分析[30]。

本研究沿用“分級評價”的思路，并結合數據集的情況，將放射性生態風險評價分為風險排查階段和風險分析階段。在只有海洋環境監測數據的情況下，為了較快獲得評估結果，宜開展風險排查，通過推薦的篩選基準快速排查是否存在放射性的生態風險。在掌握了特定場址的實地參數、輻射生物效應數據的情況下，可開展詳細的生態風險分析。另外，目前國際上放射性風險評價主要關注生態風險的分析評價，如ERICA和美國的“分級法”均針對放射性的生態風險，很少考慮區域的多維度的綜合風險，但在核電廠事故狀態下，放射性污染不僅僅會影響生態環境，還會對周邊的經濟和社會人口等產生較大影響，決策者需要從多維度綜合評估放射性的區域風險，因此本研究在放射性生態風險評價基礎上，拓展了一個綜合評估，將生態、經濟、社會3個方面綜合考慮。

根據“分級評價”、數據集情況及決策需求層次，本研究提出了海洋放射性風險綜合評價框架(圖1)，包括3個層級，分別是：① 1級評價——初級篩選(風險排查)；② 2級評價——中級評價(風險分析)；③ 3級評價——綜合評價(風險決策、風險管理)。每個評價層級相互獨立又互相影響，初級篩選可為中級評價篩選重點評價區域和評價對象，中級評價獲得的基礎數據資料可以不斷完善修正初級篩選評價選用的參數與篩選基準，初級篩選和中級評價為綜合評價中的風險源強級別劃定和生態敏感性提供基礎，具體評價過程詳見后面章節。

2 海洋放射性風險評價方法

2.1 風險排查方法

風險排查是利用監測數據快速篩查風險區域、風險對象、風險核素以及風險大小等。本研究的風險排查方法采用商值法，通過本底值、比活度限值以及劑量率限值進行篩選排查，這3個層次的篩選層層遞進又相互獨立。

圖1 海洋放射性風險綜合評價框架Fig.1 Framework of marine radioactive risk assessment

2.1.1 本底值篩選 通過本底值篩選可以知道海洋放射性環境是否發生變化，ICRP建議以天然本底作為衡量關心程度和行動級別的基礎，因此本研究首先通過本底值進行篩選，用環境介質及生物體內的核素比活度除以相應的本底值，見如下公式。

(1)

當環境中的放射性比活度水平在本底的正常波動范圍內(即Q0<1)，則認為無異?，F象，不會對公眾或海洋生物產生影響，也就不需要采取行動。若商值結果Q0>1，則說明海洋中的放射性比活度超出了本底正常波動的范圍，雖不會對公眾和生物產生影響，但可能已出現異常情況，需要加以注意，調查異常原因，進行更深層次的比活度篩選。

2.1.2 比活度篩選 通過比活度篩選可及時掌握不同海區放射性環境的風險水平。該篩選包括3個步驟，分別是最大比活度篩選、比活度篩選和生物體比活度篩選。首先基于保守估計，為了盡快篩查，先進行最大比活度篩選，即將環境介質(海水和沉積物)中的各放射性核素最大比活度與環境介質中的放射性核素比活度限值進行商值比較并加和進行危害排查，見如下公式。

(2)

(3)

式(2、3)中：Q1為環境介質最大濃度危害商，Q2為環境介質濃度危害商，i、j分別為海水、沉積物中的放射性核素；Cimax、Cjmax分別為海水、沉積物中放射性核素比活度最大值(Bq/L、Bq/kg)；Ci、Cj分別為海水、沉積物中放射性核素比活度(Bq/L、Bq/kg)；EMCLi、EMCLj分別為核素i、j在海水、沉積物中的比活度限值(Bq/L、Bq/kg)，可參考表1。

當加和結果Q1<1，則認為放射性核素對海洋環境不會產生顯著危害。若Q1>1，則有可能對某些區域存在危害，需要更細化的評價來篩選重點關注區域，此時將各站點環境介質(海水和沉積物)中的各放射性核素比活度與環境介質中的放射性核素比活度限值進行商值比較并加和，加和結果Q2<1的站點區域屬于放射性比活度較低的區域，Q2>1的站點區域屬于放射性比活度較高的區域，其海洋環境已經受到污染，需要重點關注，但是否已經影響到海洋生物，需要對生物樣品進行對照分析。將海洋生物體內檢測的各放射性核素的比活度值與海洋生物體內放射性核素比活度限值進行商值比較，見如下公式。

(4)

式(4)中：Q3為生物濃度危害商，b為生物體中的放射性核素；Cbbio為生物體中放射性核素平均比活度(Bq/kg)；BLb為核素b在生物體中的比活度限值(Bq/kg)。我國還沒有專門的海洋生物放射性核素比活度限值標準，只有我國的《食品中放射性物質限制濃度標準》[33]中規定了食品中人工、天然放射性核素的限制比活度。另外世界貿易組織(WTO)、日本和美國規定了食品中放射性核素比活度限值(表2)。日本福島核事故后，日本發布的水產品放射性核素134，137Cs比活度限值為100 Bq/kg (濕重)，131I比活度限值為2 000 Bq/kg (濕重)。

表1 環境介質中放射性核素比活度限值匯總

表2 食品中放射性核素比活度限值

如果所有核素的商值結果Q3<1，則認為還沒有對海洋生物造成影響，只要任一核素的Q3>1，則認為對海洋生物已經造成影響，但是生物受到的輻射劑量多大，是否產生了輻射效應危害，需要更深入的劑量率計算與評價。

2.1.3劑量率篩選 劑量率篩選是比活度篩選的進一步生物風險驗證，通過劑量率篩選明確生物是否受到輻射危害。采用海洋生物的輻射劑量率進行篩選評價，計算公式如下：

(5)

式(5)中：Q4為劑量率危害商，Dint、Dext分別為海洋生物體的內、外輻射劑量率(μGy/h)；D0為生物劑量率限值(μGy/h)，可參考表3。

表3 國際上主要機構或項目建議的水生生物劑量率限值[34-35]

生物體的內、外照射輻射劑量率(Dint、Dext)計算公式和參數參見相關文獻[9]，由于計算過程復雜，參數眾多，并且國內特定場址的放射生態學參數缺乏，可以用參考生物的評價參數進行預估，推薦選用歐盟開發的ERICA Tool軟件實現計算。若所有生物類群的Q4<1，則海洋生態系統不會遭受輻射危害，若任一生物類群的Q4>1，則說明該類群生物很有可能遭受危害，生態系統結構功能等將很可能被影響，若要進行更精準的評價就需要更深入的生態風險分析。

2.2 風險分析方法

風險分析是在風險排查后的更精準評價，也叫特定場址評價，即利用評價場地的環境參數和本土生物的放射生態毒理數據進行準確評價。在掌握了評價海區的分配系數(Distribution Coefficient，Kd)、代表生物的富集因子(Concentration Ratios，CR)、居留因子(Occupancy Factors，OF)[9]，本土生物的輻射生物效應實驗數據，就可以用評價海區環境和本土生物參數替換默認參數或參考參數，實現更準確的評價。在缺乏本土生物輻射毒理效應數據時，可參照ERICA的FREDERICA數據庫中搜集的相關研究，FREDERICA效應數據庫引用了1945—2006 年1 509篇文獻，包括29 400個數據。不過缺少我國的輻射效應數據，其中73%的生物效應數據是陸地生態系統的，每個生態系統中約2/3的數據是關于γ急性外照射，缺乏水生生態系統數據，特別是水生植物數據，并且長期慢性輻射效應數據不足。非人類物種的α和β慢性內照射數據的缺乏導致推導結果的不確定性增加[36]，因此，更需加強我國海洋放射生態效應研究。特定場址評價與風險排查互為補充，特定場址評價積累的數據參數為風險排查基準的設定與修正提供基礎。

2.3 風險決策方法

在核電事故狀態下，放射性廢水將對海洋生態環境、海洋經濟以及海岸帶社會產生影響，本研究提出從多個維度綜合評估區域的放射性風險，開展放射性風險決策與管理。

2.3.1 相對風險評價模型 相對風險評價模型(Relative Risk Model, RRM)[37]是Landis(1997)提出的區域生態風險評價模型，其核心思想是建立區域/流域內多個風險源與多個風險受體之間的脅迫關系，采用風險分級的手段評定每條“源-受體-影響”風險鏈的相對風險值，從而實現區域/流域風險的定量化，這一框架在區域/流域生態風險[38-39]和流域水環境風險[40]分析中得到了廣泛應用。本研究借鑒相對風險評價模型風險分級思路，針對性提出區域單一風險源(即核電放射性風險)多風險受體的評價方法，利用矩陣法、模型模擬手段等評估“源-受體-影響”風險鏈的相對風險值，并以風險受體為核心劃分評價單元，以此綜合區域的風險值。

2.3.2 海洋放射性區域相對風險評價模型 ①模型及計算公式。核電廠液態廢水的區域相對風險評價模型基本要素及作用關系如圖2所示。本研究風險源為核電廠液態廢水，為單一風險源；風險受體為可能受放射性影響的區域，本研究根據海洋功能區劃分類體系，將風險受體以海洋功能區為評價單元，危害后果主要體現為區域的生態、經濟和社會對放射性的敏感性。

圖2 海洋放射性區域相對風險評價模型Fig.2 Relative risk assessment model used in marine radioactive area

相對風險(RS)計算公式如下：

RS=∑(S·A·R)

(6)

式(6)中：S為風險源強度得分，A為暴露系數得分，R為風險受體敏感性得分。

②風險源。風險源強度根據放射性核素在海洋環境介質中的比活度大小確定，本研究根據相關海水放射性環境質量劃分方法研究[41]，在其劃分的海洋放射性質量等級基礎上增設一個高比活度等級，最后將海洋放射性環境比活度劃分為5個等級，并分別賦予0、1、3、5、7分，劃分依據及賦分情況見表4。

表4 風險源強等級劃分依據及賦分

③暴露系數。風險受體暴露于風險源的時間長短直接影響了風險的大小，而暴露時間跟區域的水動力條件直接關聯，因此區域水動力條件是暴露系數的關鍵因子。本研究采用海區海水平均半更換期作為水動力條件的指示因子。

④風險受體。風險受體敏感性得分根據風險受體(即不同海洋功能區)的生態、經濟與社會3個方面對放射性的敏感性得分與權重獲得。生態敏感性常根據區域的群落結構特點、物種多樣性、有無珍稀瀕危物種以及特殊生境等確定，但在實際評價過程中往往難以獲得各海洋功能區單元生物群落特征參數及與放射性的直接響應或效應關系，而海洋功能區是根據海洋自然屬性和社會屬性，以及自然資源和環境特定條件劃分的，因此本研究直接根據各功能區是否為海洋生態環境敏感區大致判定其生態敏感性。其中海洋生態環境敏感區包括農漁業區、海洋保護區；海洋生態亞敏感區包括旅游休閑娛樂區、保留區；海洋生態非敏感區包括港口航運區、工業與城鎮用海區、礦產與能源區、特殊利用區。經濟敏感性以各功能區的海洋經濟增加值指示。社會敏感性以區域涉及的人口密度確定。風險受體的敏感性(R)評價計算公式如下：

R= ∑(Wc·Dc)

(7)

式(7)中：c為生態、經濟或社會；Dc為各c敏感性指標值；Wc為c的權重，采用層次分析法或者專家打分法等獲得。敏感性包含若干個指標，為了消除各指標的量綱和數量級的差異，需要對每個指標值進行規范化處理。

3 總結與展望

本研究根據生態風險評價的“迭代”思路、放射性生態風險評價的研究方法，以及相對風險評價模型與敏感性評價在區域風險評價中的應用，結合我國海洋放射性監測與生態效應評價現狀，初步提出了基于“分級評價”的我國海洋放射性風險綜合評價框架，包含了風險排查、風險分析、風險決策3個層級的評價方法，特別是將生態、經濟和社會綜合納入風險決策方法研究，建立了海洋放射性影響區域相對風險模型。本研究提出的綜合評價框架為不同時期、不同工況、不同數據情況下的海洋放射性風險評價提供了全面的技術支撐。

目前我國海洋放射性風險評價研究處于起步階段，主要開展的是海洋人工放射性核素輻射劑量評估方法以及海洋環境影響評價研究，還未見放射性風險決策與管理的相關評價研究，所運用的限值標準、劑量評估模型、評價參數、生態風險評價方法大部分借鑒國外的研究成果。而運用國際的參數、方法、標準等在目前可以對我國的海洋放射性生態風險進行初步評價，為海洋生態安全提供基本預判，但是有學者指出直接采用國外生物毒性數據或基準值來保護我國的水生生物，可能會存在“欠保護”或“過保護”的風險[42]，直接采用國外的環境參數也可能使評價偏離場地真實情況。因此，一旦處于較高的海洋放射性環境(如事故狀態)，需要開展深入的特定場址評價時，就需要我國海洋放射性研究的長期積累。同時，放射性風險評價如何與管理決策對接，實現全方位的決策支撐，還需進一步開展相關的風險決策與管理研究。

近50多年，我國開展了多次大規模的近海海洋放射性調查，積累了我國近海海域部分放射性核素放射性水平資料[21,43]，限于當時監測技術和手段，這些調查工作尚未系統、全面地反映我國近海放射性污染狀況。我國至今已開展的放射生態研究多集中于放射性核素在非人類物種間的富集、遷移等方面研究[44]，對海洋非人類物種輻射效應研究很少。而非人類物種在生長、世代繁殖以及遺傳等方面的輻射效應研究能為海洋生物資源與生態安全保護提供基準和依據。因此，隨著我國沿海地區核電事業發展加快，應全面提升我國海洋放射性監測體系的能力和技術，掌握我國近岸海域輻射環境基線情況，加強海洋放射生態學輻射效應基礎研究，構建我國海洋放射性監測與輻射生物效應數據庫。為科學準確評價我國的海洋放射性風險打下數據與理論基礎；對保障海洋生態安全和加強海洋強國建設具有一定的科學和現實意義。