海洋放射性污染

人類活動產生的放射性物質進入海洋環境而造成的污染。

海洋中的天然放射性核素，主要有40 K、87 Rb、14 C、3 H、Th、Ra、U等60餘種，它們不是人為產生，不作為污染研究的範疇。

1944年，美國漢福特原子能工廠通過哥倫比亞河把大量人工核素排入太平洋，從而開始了海洋的放射性污染。海洋的放射性污染主要來自： ① 核武器在大氣層和水下爆炸使大量放射性核素進入海洋。核爆炸所產生的裂變核素和誘生(中子活化)核素共有200多種，其中90 Sr、137 Cs、239 Pu、55 Fe以及54 Mn、65 Zn、95 Zr-95 Nb、106 Ru、144 Ce等最引人注意。據估算，到1970年為止，由於核爆炸注入海洋的3 H為108 居里，裂變核素約達(2～6)×108 居里(其中90 Sr約為8×106 居里,137 Cs為12×106 居里)使整個海洋都受到污染。 ② 核工廠向海洋排放低水平放射性廢物。建在海邊或河邊的原子能工廠，包括核燃料后處理廠，核電站和軍用核工廠在生產過程中，將低水平放射性廢液直接或間接排入海中。最典型的例子是美國漢福特工廠和英國溫茨凱爾核燃料后處理廠。前者1960年排入太平洋的放射性廢物達36萬居里，主要是51 Cr、65 Zn、239 Np和32 P，後者自 50年代初起，每天大約把 100萬加侖含有137 Cs、134 Cs、90 Sr、106 Ru、Pu、241 Am和3 H等核素的放射性廢水排入愛爾蘭海，年排放總量近20萬居里，該廠137 Cs的排放總量逐年增加，1975年高達 141360居里，已成為愛爾蘭海、北海和北大西洋局部水域的放射性主要污染源。核電站向水域排入的低水平放射性液體廢物，其數量要比核燃料后處理廠少的多。據對32座加壓水動力堆核電站1978年液體放射性廢物的排放量調查，除3 H外，大多數沒有超過 1居里。但設在沿海的原子能工廠，由於定點向近海排廢，所以對環境的污染問題應予重視。 ③ 向海底投放放射性廢物。美國、英國、日本、荷蘭以及西歐其他一些國家從1946年起先後向太平洋和大西洋海底投放不鏽鋼桶包裝的固化放射性廢物，到1980年底為止，共投放約 100萬居里。據調查，少數容器已出現滲漏現象，成為海洋的潛在放射性污染源。 ④ 此外，核動力艦艇在海上航行也有少量放射性廢物泄入海中。不測事故，如用同位素作輔助能源的航天器焚燒，核動力潛艇沉沒，也是不可忽視的污染源。轉移

放射性物質入海后，經過物理、化學、生物和地質等作用過程，改變其時、空分佈。海流是轉移放射性物質的主要動力，風能影響放射性物質在海中的側向運動。由於溫躍層的存在，上混合層海水中的離子態核素難於向海底方向轉移，只有通過水體的垂直運動，被顆粒吸著，與有機或無機物質凝聚、絮凝、或通過累積了核素的生物的排糞、蛻皮、產卵、垂直移動等途徑才能較快地沉降于海洋的底部。沉積物對大多數核素有很強的吸著能力，其富集係數因沉積物的組成、粒徑、環境條件有較大的差異，據室內試驗，沉積物從海水中吸著核素的能力大致是： 45 Ca<90 Sr137 Cs<86 Rb<65 Zn<59 Fe,95 Zr-95 Nb<54 Mn<106 Ru<147 Pm。核工廠向近海排放的低水平液體廢物，大部分沉積在離排污口幾公里到幾十公里距離的沉積物里。海流、波浪和底棲生物還可以使沉積物吸著的核素解吸，重新進入水體中，造成二次污染。近海和河口核素沉積的速率高於外海。在海水中，有些人工放射性核素的理化形式可能與其穩定性元素不同。如,60年代中期，太平洋東北部鮭魚體內55 Fe的比活性（放射性原子與相同元素的總原子之比）要比鮭魚生活環境(海水)的比活性高 1000到10000倍。由此推測，從大氣沉降到海水中的55 Fe與海水中的穩定性Fe有不同的理化形式，而海洋生物又比較能吸收和積累55 Fe。環境條件能改變核素的存在形式。在pH=8時，65 Zn在海水中以離子、微粒子和絡合物的形式存在；當pH=6時，僅以離子和絡合物的形式存在。核素在海水中的存在形式，與核素在海洋中的遷移歸宿密切相關。核素可以用作示蹤劑，幫助闡明諸如海流運動，海氣相互作用，沉積速率、生物海洋學和污染物擴散規律等一些重要海洋學問題（見核素在海洋學中的應用）。分佈

由於蘇聯和美國核武器試驗在北半球進行，所以北太平洋放射性污染比南太平洋嚴重。在20世紀50年代中期，北太平洋西部水域放射性強度高於東部。由於大洋水的混合，60年代中期，北太平洋東、西水域海水的放射性強度即趨於相等。據日本學者三宅泰雄報道，離子態的90 Sr和137 Cs在太平洋西北部，通過垂直渦動擴散作用，大約經過3～5年即已滲透到5000米水深處。但這一結果沒有得到其他大洋水域調查結果的證實。放射性強度的降低僅遵循各核素的衰變規律，而不受外界理化條件的影響。自1964年以後，由於核武器試驗主要在地下進行，因此除核工業排污海域外，海洋放射性污染逐漸減輕。如，日本沿海表層海水中放射性強度在70年代初為15～20皮居里/100升,70年代末降為7～15皮居里/100升。對生物的影響

海洋生物能直接從海水或通過攝食的途徑吸收和累積核素，其累積能力通常用生物濃縮係數(CF)表示。CF值的大小因核素的理化特性、生物種類和環境條件的不同有較大的差異，波動在1～106 之間。牡蠣對65 Zn的CF值可達105 ～106 。核素能沿著海洋食物鏈（網）轉移，有的還能沿著食物鏈擴大。在受污染的環境，海洋生物受到體內外射線的照射。不同種類生物，對照射的抗性有較大的差異。低等生物對輻射的抗性比高等生物強(見圖)。胚胎和幼體對射線輻射的敏感性高於成體。海水低濃度放射性污染（如10-10 ～10-11 居里/升的90 Sr）是否對魚類胚胎髮育有影響，尚無定論。對人體健康的影響

對人體的影響，主要是通過射線的內輻射和外輻射。受到內輻射的原因，主要是吃了受污染的海產食物；受外輻射的原因主要是在受污染海域作業或活動。影響的程度取決於輻射劑量的大小、機體和環境狀況。已有資料表明，核工廠排污海域，雖然受到放射性污染，但食用這些受污染水產品所受到的輻射劑量低於國際輻射防護機構規定的容許劑量，尚沒有觀察到對人體健康造成有害的影響。防污染措施

在沿海地區興建原子能工廠，必須事先進行包括對海域影響的環境預評價，嚴格執行國家頒發的有關原子能工廠管理規定，加強環境監測，深入進行低水平放射性污染對海洋生態系統和人體健康影響的研究，嚴格控制向海域排放放射性廢物等。參考書目 李培泉等編著：《海洋放射性及其污染》，科學出版社，北京，1983。