[拼音]：haiyang fangshexing wuran

[外文]：marine radioactive contamination

人类活动产生的放射性物质进入海洋环境而造成的污染。

海洋中的天然放射性核素，主要有40K、87Rb、14C、3H、Th、Ra、U等60余种，它们不是人为产生，不作为污染研究的范畴。

1944年，美国汉福特原子能工厂通过哥伦比亚河把大量人工核素排入太平洋，从而开始了海洋的放射性污染。海洋的放射性污染主要来自：

（1）核武器在大气层和水下爆炸使大量放射性核素进入海洋。核爆炸所产生的裂变核素和诱生(中子活化)核素共有200多种，其中90Sr、137Cs、239Pu、55Fe以及54Mn、65Zn、95Zr-95Nb、106Ru、144Ce等最引人注意。据估算，到1970年为止，由于核爆炸注入海洋的3H为108居里，裂变核素约达(2～6)×108居里(其中90Sr约为8×106居里，137Cs为12×106居里)使整个海洋都受到污染。

（2）核工厂向海洋排放低水平放射性废物。建在海边或河边的原子能工厂，包括核燃料后处理厂，核电站和军用核工厂在生产过程中，将低水平放射性废液直接或间接排入海中。最典型的例子是美国汉福特工厂和英国温茨凯尔核燃料后处理厂。前者1960年排入太平洋的放射性废物达36万居里，主要是51Cr、65Zn、239Np和32P，后者自 50年代初起，每天大约把 100万加仑含有137Cs、134Cs、90Sr、106Ru、Pu、241Am和3H等核素的放射性废水排入爱尔兰海，年排放总量近20万居里，该厂137Cs的排放总量逐年增加，1975年高达 141360居里，已成为爱尔兰海、北海和北大西洋局部水域的放射性主要污染源。核电站向水域排入的低水平放射性液体废物，其数量要比核燃料后处理厂少的多。据对32座加压水动力堆核电站1978年液体放射性废物的排放量调查，除3H外，大多数没有超过 1居里。但设在沿海的原子能工厂，由于定点向近海排废，所以对环境的污染问题应予重视。

（3）向海底投放放射性废物。美国、英国、日本、荷兰以及西欧其他一些国家从1946年起先后向太平洋和大西洋海底投放不锈钢桶包装的固化放射性废物，到1980年底为止，共投放约 100万居里。据调查，少数容器已出现渗漏现象，成为海洋的潜在放射性污染源。

（4）此外，核动力舰艇在海上航行也有少量放射性废物泄入海中。不测事故，如用同位素作辅助能源的航天器焚烧，核动力潜艇沉没，也是不可忽视的污染源。

放射性物质入海后，经过物理、化学、生物和地质等作用过程，改变其时、空分布。

海流是转移放射性物质的主要动力，风能影响放射性物质在海中的侧向运动。由于温跃层的存在，上混合层海水中的离子态核素难于向海底方向转移，只有通过水体的垂直运动，被颗粒吸着，与有机或无机物质凝聚、絮凝、或通过累积了核素的生物的排粪、蜕皮、产卵、垂直移动等途径才能较快地沉降于海洋的底部。沉积物对大多数核素有很强的吸着能力，其富集系数因沉积物的组成、粒径、环境条件有较大的差异，据室内试验，沉积物从海水中吸着核素的能力大致是：

45Ca<90Sr

核工厂向近海排放的低水平液体废物，大部分沉积在离排污口几公里到几十公里距离的沉积物里。海流、波浪和底栖生物还可以使沉积物吸着的核素解吸，重新进入水体中，造成二次污染。近海和河口核素沉积的速率高于外海。

在海水中，有些人工放射性核素的理化形式可能与其稳定性元素不同。如，60年代中期，太平洋东北部鲑鱼体内55Fe的比活性（放射性原子与相同元素的总原子之比）要比鲑鱼生活环境(海水)的比活性高 1000到10000倍。由此推测，从大气沉降到海水中的55Fe与海水中的稳定性Fe有不同的理化形式，而海洋生物又比较能吸收和积累55Fe。环境条件能改变核素的存在形式。在pH=8时，65Zn在海水中以离子、微粒子和络合物的形式存在；当pH=6时，仅以离子和络合物的形式存在。核素在海水中的存在形式，与核素在海洋中的迁移归宿密切相关。核素可以用作示踪剂，帮助阐明诸如海流运动，海气相互作用，沉积速率、生物海洋学和污染物扩散规律等一些重要海洋学问题（见核素在海洋学中的应用）。

由于苏联和美国核武器试验在北半球进行，所以北太平洋放射性污染比南太平洋严重。在20世纪50年代中期，北太平洋西部水域放射性强度高于东部。由于大洋水的混合，60年代中期，北太平洋东、西水域海水的放射性强度即趋于相等。据日本学者三宅泰雄报道，离子态的90Sr和137Cs在太平洋西北部，通过垂直涡动扩散作用，大约经过3～5年即已渗透到5000米水深处。但这一结果没有得到其他大洋水域调查结果的证实。

放射性强度的降低仅遵循各核素的衰变规律，而不受外界理化条件的影响。自1964年以后，由于核武器试验主要在地下进行，因此除核工业排污海域外，海洋放射性污染逐渐减轻。如，日本沿海表层海水中放射性强度在70年代初为15～20皮居里/100升，70年代末降为7～15皮居里/100升。

海洋生物能直接从海水或通过摄食的途径吸收和累积核素，其累积能力通常用生物浓缩系数(CF)表示。CF值的大小因核素的理化特性、生物种类和环境条件的不同有较大的差异，波动在1～106之间。牡蛎对65Zn的CF值可达105～106。核素能沿着海洋食物链（网）转移，有的还能沿着食物链扩大。在受污染的环境，海洋生物受到体内外射线的照射。不同种类生物，对照射的抗性有较大的差异。低等生物对辐射的抗性比高等生物强(见图)。胚胎和幼体对射线辐射的敏感性高于成体。海水低浓度放射性污染（如10-10～10-11居里/升的90Sr）是否对鱼类胚胎发育有影响，尚无定论。

对人体的影响，主要是通过射线的内辐射和外辐射。受到内辐射的原因，主要是吃了受污染的海产食物；受外辐射的原因主要是在受污染海域作业或活动。影响的程度取决于辐射剂量的大小、机体和环境状况。已有资料表明，核工厂排污海域，虽然受到放射性污染，但食用这些受污染水产品所受到的辐射剂量低于国际辐射防护机构规定的容许剂量，尚没有观察到对人体健康造成有害的影响。

在沿海地区兴建原子能工厂，必须事先进行包括对海域影响的环境预评价，严格执行国家颁发的有关原子能工厂管理规定，加强环境监测，深入进行低水平放射性污染对海洋生态系统和人体健康影响的研究，严格控制向海域排放放射性废物等。

参考书目

李培泉等编著：《海洋放射性及其污染》，科学出版社，北京，1983。

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