吳俊文, 陳吉生, 趙化德, 王 翠

福島第一核電站事故及核污水排海進入中國海路徑及其影響

吳俊文1, 2, 陳吉生2, 趙化德3, 王 翠4

(1. 南方海洋科學與工程廣東省實驗室(廣州), 廣東 廣州 511458; 2. 汕頭大學 海洋科學研究院 海洋災(zāi)害預警與防護廣東省重點實驗室, 廣東 汕頭 515063; 3. 生態(tài)環(huán)境部 國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心, 遼寧 大連 116023; 4. 自然資源部 第三海洋研究所, 福建 廈門 361005)

自2011年3月日本福島第一核電站事故發(fā)生以來, 其對中國海的影響一直備受國內(nèi)高度關(guān)注?；诮?0年的研究成果, 本文綜述了福島第一核電站事故釋放的放射性核素進入中國海的海洋傳輸路徑主要為表層環(huán)流和模態(tài)水(亞熱帶模態(tài)水和中央模態(tài)水), 經(jīng)表層環(huán)流和模態(tài)水到達中國海的時間尺度分別在10—15年和2—3年之間。對比分析福島第一核電站事故前后可知: 南海137Cs活度持平, 黃海137Cs活度稍有降低, 但東海137Cs活度有所升高。鑒于目前有限的監(jiān)測站位和短期的觀測時間, 福島第一核電站事故對中國海的影響程度大小還有待于長期監(jiān)測和進一步的評估。同時針對日本政府宣布福島第一核電站核污水排海計劃, 分析了其潛在的風險和指出了未來的研究方向。

福島第一核電站事故; 中國海; 福島核污水; 黑潮;134Cs;137Cs

2011年3月11日, 日本東北9.0級大地震和海嘯引發(fā)了福島第一核電站事故, 造成了大量人工放射性裂變產(chǎn)物(～520 PBq; 1 PBq=1015Bq)進入環(huán)境[1], 如3H、14C、35S、36Cl、85Kr、89Sr、90Sr、99Tc、103Ru、106Ru、129I、131I、133Xe、134Cs、135Xe、137Cs和239+240Pu等[2-8]。以典型的人工放射性核素137Cs為例, 其排放量為20世紀50—60年代全球大氣核爆試驗排放量的五十分之一, 是切爾諾貝利事故釋放量的五分之一, 與英國塞拉菲爾德核燃料加工廠的排放量相當[8]。最終, 大約80%的放射性物質(zhì)將以大氣沉降、冷卻水的直接排海, 雨水沖刷和地下水排放的方式進入太平洋[4]。進入海洋的放射性物質(zhì)又將通過海洋表層和海洋內(nèi)部的傳輸方式影響海洋生態(tài)系統(tǒng)[9]。

中國海位于北太平洋西部, 福島核事故排入太平洋的放射性物質(zhì)受黑潮水的阻隔難以在短時間尺度(幾天到幾個月)直接傳輸進入中國海, 而大氣傳輸是其快速(幾天)進入中國海的主要途徑。福島核事故之初, 我們基于人工放射性核素137Cs評估了福島核事故經(jīng)大氣傳輸對中國海的影響, 得出福島核事故對中國海的影響微弱或不明顯[10]。如今, 福島核電站事故已經(jīng)過去近十年, 國內(nèi)外科學家對此也進行了大量的研究, 主要研究方向包括放射性核素的溯源、釋放量的估算、環(huán)境傳輸路徑及對海洋環(huán)境的影響等, 利用放射性測量技術(shù)和質(zhì)譜技術(shù), 通過現(xiàn)場調(diào)查或數(shù)值模擬研究得出了一些清晰的認識, 但仍然有許多未知的科學問題亟需解決。特別是現(xiàn)場調(diào)查或數(shù)值模擬都有其各自的弱點, 現(xiàn)場調(diào)查僅局限于某一特定時間的特定區(qū)域, 而數(shù)值模擬往往又缺少現(xiàn)場數(shù)據(jù)進行驗證; 且大部分研究集中在太平洋區(qū)域, 而對于福島核事故釋放的放射性物質(zhì)通過水體傳輸途徑對中國海是否產(chǎn)生影響未見系統(tǒng)的報道; 因此, 本研究將在近10 a的研究基礎(chǔ)上, 重點分析福島核事故產(chǎn)生的放射性物質(zhì)是否會傳輸?shù)街袊? 傳輸擴散的途徑有哪些, 最終對中國海的影響又如何。

本文綜述和討論了福島第一核電站事故釋放的放射性核素及核污水進入海洋后輸入中國海的途徑、對中國海可能產(chǎn)生的潛在環(huán)境影響、應(yīng)對之策及未來的研究方向。

1 福島第一核電站釋放的放射性物質(zhì)進入中國海的路徑

1.1 大氣輸送

福島第一核電站事故中由于氫氣爆炸導致放射性物質(zhì)進入大氣, 據(jù)估算, 典型人工放射性核素131I和137Cs排入大氣環(huán)境的量分別約為160～500 PBq和10～15 PBq[11]。進入大氣的人工放射性物質(zhì)可通過西風帶產(chǎn)生全球性影響[12], 如, 2011年3月16日在遠離福島達7 000 km的美國西北太平洋國家實驗室就曾檢測到大氣中來自福島的133Xe[13], 2011年3月24日至4月9日在遠離福島達7 500 km的希臘塞薩洛尼基(Thessaloniki)的大氣和雨水中也檢測到來自福島的131I、134Cs和137Cs[14]。與此同時, 通過東北季風可快速傳輸?shù)街袊15], 如2011年3月25日在東海彭佳嶼首次檢測到大氣中來自福島的137Cs和134Cs, 活度分別為(0.006 8± 0.002 2) mBq/m3和(0.006 2±0.001 1) mBq/m3, 4月6日達到峰值, 活度分別為(1.441 1±0.020 9) mBq/m3和(1.123 5±0.017 5) mBq/m3[15]。針對福島核事故通過大氣傳輸對中國海的影響, Wu等(2013)[10]率先通過現(xiàn)場監(jiān)測數(shù)據(jù)和大氣沉降模型估算了137Cs的大氣輸入通量為5.4～42.9 mBq/ (m2·d), 平均為32.2 mBq/(m2·d), 并得出福島核事故對東海137Cs的影響小于切爾諾貝利事故, 其輸入的總量對東海的影響不顯著。值得注意的是, 福島核事故釋放的一小部分放射性物質(zhì)可由大氣傳輸快速地影響全球范圍, 雖然導致遠離日本福島區(qū)域的放射性核素活度很低, 但都在可檢測出的水平之上[16-22]。

1.2 海洋表層輸送

事實上, 由于福島第一核電站坐落于西北太平洋沿岸, 核事故發(fā)生后冷卻水攜帶的放射性污染物將直接排入太平洋。Tsumune等[23]估算了從2011年3月底至5月底福島核事故直接入海137Cs量為(3.5± 0.7) PBq (1 PBq=1015Bq), Buesseler等(2012)[24]根據(jù)2011年6月4日至18日的現(xiàn)場數(shù)據(jù)分析得出這些直接入海137Cs已使得福島附近海域137Cs活度和儲量均有顯著升高。排入海洋的放射性物質(zhì)分布格局受控于西北太平洋的洋流運動和海洋生物地球化學過程(如顆?；钚缘腜u同位素易被清除)等。福島核電站處于南部黑潮和北部親潮的交匯區(qū)[25], 因此, 西邊界流黑潮是阻礙放射性物質(zhì)向南傳輸?shù)囊粋€主要屏障, 但有利于放射性物質(zhì)向太平洋東部擴散[24, 26]。以人工放射性核素137Cs為例, 現(xiàn)場觀測和模型研究結(jié)果揭示了福島核事故釋放的137Cs沿著黑潮及其延伸體向東的快速擴散[23, 27]。例如, 福島第一核電站事故釋放的134Cs和137Cs于 2013年6月傳輸至美國西海岸海域[28]。8個月后, 該海域150 m以淺水柱中137Cs的活度升至2 Bq/m3, 是該海域事故前137Cs背景水平的兩倍[28]。隨后在北太平洋東部夏威夷鄰近海域, 2014年和2015年分別測的137Cs活度約為6 Bq/m3和10 Bq/m3。2015年2月, 不列顛哥倫比亞省的科學家在北美近岸海域測的134Cs和137Cs的活度分別為1.4 Bq/m3和5.6 Bq/m3(134Cs和137Cs活度校正到2011年3月分別為5.0 Bq/m3和6.1 Bq/m3; 核事故之前該海域137Cs活度為1.1 Bq/m3), 并首次證實134Cs信號源自福島第一核電站事故[4]。事實上, 緯度方向上25°S～55°N區(qū)域在2015年均觀測到福島核事故信號。所以, 從現(xiàn)有的觀測結(jié)果表明, 福島核事故的放射性物質(zhì)經(jīng)過表層環(huán)流傳輸?shù)奖泵澜兜臅r間大約為4 a, 并且數(shù)值模型的結(jié)果也進一步證實了觀測結(jié)果[29]; 據(jù)此推算, 這些放射性物質(zhì)再經(jīng)北赤道流到達中國海的時間尺度大約為5～10 a的時間尺度。因此, 福島核事故釋放的放射性物質(zhì)經(jīng)過表層洋流傳輸?shù)街袊５膶⒃?0～15 a的時間尺度(圖1)。

1.3 海洋內(nèi)部輸送

在整個太平洋的大部分地區(qū), 除表層環(huán)流以外, 次表層水體的生成和輸運, 尤其是亞熱帶模態(tài)水(STMW)和中央模態(tài)水(CMW), 對于泄漏放射性核素的輸送和擴散起著重要的作用(圖1)[24, 28, 30]。由于冬季的降溫和浮力損失形成的太平洋模態(tài)水可攜帶源自福島核電站的放射性物質(zhì)至次表層并與深層水混合[31]。由于134Cs(半衰期為2.06 a)具有較短的半衰期, 20世紀50—60年代全球核爆試驗產(chǎn)生的134Cs均已衰減為零, 所以, 如今在日本以東、日本以南西太平洋海域大范圍檢測到的134Cs信號源可被認定為自福島第一核電站事故。故此, 這里我們重點分析了源自福島第一核電站事故的134Cs在太平洋的內(nèi)部傳輸(圖2)。STMW在冬季生成于黑潮以南30°N～35°N的區(qū)域形成, 隨后下沉至～400 m的深度, 向西南方向擴散。福島核泄漏核發(fā)生的時間和區(qū)域, 恰好與STMW生成的時間(2011年3月)和區(qū)域相吻合。諸多研究發(fā)現(xiàn), 通過大氣沉降到達STMW生成區(qū)域的放射性核素, 被迅速“抽吸”至海洋次表層, 并隨STMW向北太平洋擴散[22, 32-33]。根據(jù)149°E斷面的研究結(jié)果(圖2斷面B), 在STMW形成過程中, 表層134Cs被迅速輸送至300～400 m的區(qū)域, 沿著σ=25.0– 25.6等密面向南輸送, 在核事故10個月后(2011年12月—2012年2月), 最南到達東經(jīng)149°、北緯20°附近的亞熱帶鋒面海域。134Cs的最大值位于北緯32.16°海域、水深350 m的水體[22]。核事故19個月后(2012年9月), 在134°E～138°E, 13°N～34°N的區(qū)域也發(fā)現(xiàn)134Cs的信號(圖2斷面C), 最南到達了18°N附近的海域[33]。134Cs最大值位于136.15°E、26.49°N海域, 水深300 m水體, 對應(yīng)的σ為25.3。Men 等[32]在2012年5—6月份, 于臺灣島以東430 km外海域(125.00°E, 21.50°N)水深200 m處, 檢測到了134Cs的信號。該水團對應(yīng)的σ為25.13, 在σ小于25的相鄰站位, 并未檢測到134Cs的信號, 表明該站位的134Cs受到了STMW輸送的影響。此后, 在2012年11—12月, 于南海118.9°E, 21.5°N的100 m深度, 檢測到了134Cs的信號, 然而在該站位表層和500 m深度并沒有檢測到的134Cs信號[34]。該134Cs很可能是福島核事故產(chǎn)生的放射性核素, 通過STMW在次表層的運動輸送到了南海。將斷面B、C、D、E中的134Cs最大值連成一條線, 可以看出方向上從STMW形成區(qū)域向我國南海, 深度從400 m逐漸變淺。表層只有在靠近福島2011年時濃度高, 其他時間表層濃度低于次表層。在更遠處的165°E經(jīng)向斷面, 于2012年6—7月份, 大約在200 m處發(fā)現(xiàn)134Cs的次表層極大值, 對應(yīng)的密度為25.0～25.6。根據(jù)2014年12月在該斷面附近的調(diào)查結(jié)果, 次表層最大值呈現(xiàn)出向深、向南擴散的趨勢。這些觀察結(jié)果表明, 模態(tài)水的形成和下沉是將福島核電站放射性物質(zhì)快速(大約1 a的時間尺度)輸入海洋內(nèi)部和快速向南擴散的一個有效的途徑[22, 32-33]。經(jīng)該傳輸途徑攜帶向南擴散的放射性物質(zhì)可較快(大約在2～3 a的時間尺度)進入中國海, 如進入東海的時間約為3 a[35], 進入南海的時間約為2 a[34], 這與模型的研究結(jié)果也相一致[29]。

圖1 福島第一核電站釋放的放射性核素在太平洋的傳輸途徑及傳輸時間示意圖(數(shù)據(jù)源自之前的文獻報道[4, 23, 27-29])

圖2 福島第一核電站事故釋放的134Cs(單位: Bq m–3)在太平洋傳輸運移示意圖

注: 藍色代表表層環(huán)流, 綠色代表次表層134Cs最大值的連線。其中斷面A、B、C、D、E分別引自文獻[22, 32-34]; 相應(yīng)的調(diào)查時間和134Cs最大值的深度標注在圖左上角。

1.4 輸送途徑分析

福島第一核電站釋放的放射性物質(zhì)經(jīng)大氣或海洋環(huán)流輸送進入中國海的途徑。從時間尺度來看, 大氣輸送途徑明顯快于海洋環(huán)流輸送, 前者在數(shù)天的時間尺度, 而后者在數(shù)年或者數(shù)十年的時間尺度。大氣輸送途徑除了能快速到達中國海外, 其輸送的放射性物質(zhì)對中國海的影響還取決于放射性顆粒塵埃粒徑大小或沉降系數(shù)。海洋環(huán)流輸送途徑分別為海洋表層輸送和海洋內(nèi)部輸送, 時間尺度分別為10～15 a和2～3 a。對比分析兩種海洋輸送途徑在時間上的差異, 也暗示其對中國海的影響程度不同。對于海洋表層輸送途徑來講, 短壽命放射性核素(如134Cs)在進入中國海的路途中將大部分衰變, 而對于長壽命放射性核素也將被太平洋水稀釋。因此, 對于同一濃度的放射性物質(zhì)經(jīng)過海洋表層輸送進入中國海的影響應(yīng)小于海洋內(nèi)部輸送。此外, 兩種海洋環(huán)流輸送運動方式不同, 海洋表層輸送主要是水平運動的表層環(huán)流, 而海洋內(nèi)部輸送主要是通過模態(tài)水的下沉來實現(xiàn)。例如, 在同一觀測海域, 表層環(huán)流和模態(tài)水中同一放射性物質(zhì)的活度隨時間變化可以理解其在空間上的水平分布和垂直分布。在表層環(huán)流輸送中表層放射性物質(zhì)隨時間和稀釋作用逐漸降低, 而在模態(tài)水的次表層可觀測到放射性核素濃度極大值。

2 中國海人工放射性核素研究現(xiàn)狀

從1980—2010年間近30 a來關(guān)于中國海人工放射性核素的研究僅有一些零星的報道。2011年福島第一核電站事故發(fā)生后, 國內(nèi)外學者相繼開展了中國海人工放射性核素的溯源及評估福島第一核電站事故對中國海的影響等工作[9-10, 36-41]。我們分別對中國海典型的人工放射性核素239+240Pu和137Cs的研究現(xiàn)狀進行了綜述[42-43], 給出海水和沉積物中239+240Pu和137Cs的來源、時空分布類型、儲量及其調(diào)控因素。以水體中人工放射性核素239+240Pu為研究對象, 現(xiàn)有研究表明中國海Pu的來源主要為全球大氣核爆試驗的沉降和太平洋中部馬紹爾群島美國核爆試驗(Pacific Proving Grounds, PPG)產(chǎn)生的钚經(jīng)北赤道流和黑潮輸送到中國海[37, 44-48]。中國海表層海水中239+240Pu 水平分布呈現(xiàn)以下兩個特征: 1) 中國海239+240Pu 活度高于黑潮水, 這主要是中國海239+240Pu具有更高的累積[48]; 2) 陸架區(qū)或外海區(qū)239+240Pu活度高于近岸區(qū), 這主要是近岸區(qū)239+240Pu相對于陸架區(qū)或外海區(qū)具有更高的清除[42]。

中國海表層海水中137Cs 活度范圍為0.03～1.80 Bq/m3(平均=(0.74±0.34)Bq/m3), 明顯低于中國《海水水質(zhì)標準》(GB3097-1997)中所規(guī)定的一類至四類海水的137Cs活度(700 Bq/m3)和海洋中豐度最高的天然核素40K活度(～12 000 Bq/m3)[10]; 其水平分布呈現(xiàn)以下三個特征: 1) 黑潮水137Cs 活度高于中國海, 這可能馬紹爾群島PPG沉積物或水體中高活度的137Cs經(jīng)北赤道流的持續(xù)輸送有關(guān)[43]; 2) 中國海137Cs 活度沿著緯度從南向北逐漸降低, 即南海與東海相當?shù)哂邳S海, 黃海水深較淺和河流輸入的大量顆粒物快速清除水體137Cs至沉積物中, 導致黃海137Cs 活度較低[43]; 3) 近岸及河口區(qū)137Cs活度低于邊緣海陸架區(qū), 這也與近岸及河口區(qū)大量顆粒物的快速清除效應(yīng)有關(guān)[43]。綜合中國海已有的現(xiàn)場觀測數(shù)據(jù)和國際原子能機構(gòu)(IAEA)的海洋信息系統(tǒng)數(shù)據(jù)(marine information system-MARIS: https:// maris.iaea.org/), 我們給出了中國海1960—2020年137Cs活度的時間變化(圖3)。從中可以看出, 自20世紀60年代全球核爆試驗禁止后, 中國海137Cs活度隨時間逐漸降低, 至福島核事故前約為1.5 Bq/m3。這里我們重點分析比較了福島核事故前后(2011年1月—2015年7月)137Cs活度變化[36-41], 發(fā)現(xiàn)南海137Cs活度基本持平, 而黃海137Cs活度稍有降低, 但東海137Cs活度有所升高。另有報道南海和東海均觀測到源自福島第一核電站事故的134Cs信號[34-35], 但鑒于目前觀測站位數(shù)量少和觀測時間短的限制, 福島第一核電站事故釋放的134Cs對中國海的影響程度大小還有待于進一步的評估。

圖3 中國海表層海水中137Cs活度(單位: Bq m–3)時間變化。137Cs的數(shù)據(jù)源自之前的文獻報道[10, 37-43, 46, 50]

中國沿海城市水產(chǎn)品中放射性核素的研究相對較少, 在已有的報道中尚未發(fā)現(xiàn)超標情況, 如2013年7月, 在青島沿海采集的11種水產(chǎn)品中226Ra,232Th,40K和137Cs的活度濃度與福島第一核電站事故之前的測量結(jié)果相當[49-51]。總體來講, 我們對福島第一核電站釋放的放射性核素對海洋環(huán)境影響的信息仍然有限, 尤其是對于西太海水進入南海和東海關(guān)鍵通道的監(jiān)測數(shù)據(jù)還十分匱乏, 更缺乏長期連續(xù)的監(jiān)測數(shù)據(jù)。這很大程度上限制了全面評估福島第一核電站事故對中國海放射性核素的影響。

3 福島第一核電站核污水的排放及其潛在風險

2011年福島第一核電站事故發(fā)生以來, 為降低反應(yīng)堆溫度, 東京電力公司(以下簡稱“東電公司”)需要每天向爐內(nèi)注入大量冷卻水, 再加上由于爐壁破損, 地下水、雨水不斷滲入, 大量含有氚、銫-134、銫-137、碘-129、鍶-90、鈷-60等的核污水正在源源不斷地產(chǎn)生。2014年, 污水增加速度達到540 t/d, 在有關(guān)管理機構(gòu)采取了建設(shè)地下水旁流系統(tǒng)、防滲墻、地表硬化層等措施, 并在液體處理系統(tǒng)建成后改用凈化水冷卻堆芯后, 污水增加速度目前已降低至每天140 t, 并有望在2025年降至每天100 t。雖然將來的核污水產(chǎn)生量能夠得到控制, 但前期已經(jīng)產(chǎn)生了巨量核污水并儲存在1 044座儲水罐中。目前, 儲水量已超過1.2×106t, 并以每天140 t的數(shù)量繼續(xù)增加。而污水儲罐建設(shè)于2020年底結(jié)束, 總儲水能力上限為1.37×106m3。屆時, 新產(chǎn)生的污水將無處可存, 并會影響核電站拆除工程。

針對核污水去處, 東電公司曾提出5種處理方案: 增加儲罐及容量、在其他地方設(shè)置儲罐、固化后進入地下、處理后排入大海、以水蒸汽形式排入大氣。經(jīng)多次論證, 東電公司認為處理后排入海洋是最佳處理方案。目前, 東電公司對福島第一核電站的核污水采用了一套完整的處理工藝, 包括鍶銫吸附裝置、反滲透膜除鹽裝置以及多核素去除裝置, 以期處理后的核污水中62種放射性核素達到國際輻射防護委員會制定的排放標準。實際上, 根據(jù)東電公司所披露的數(shù)據(jù)顯示, 該處理工藝并不能一次性有效清除核污水中所有62種核素, 需要經(jīng)過二次處理。假設(shè)排放的福島核污水均經(jīng)過嚴格的處理, 且達到其公布的二次處理后的濃度水平, 我們估算了最終向海洋排放的137Cs為 6×108Bq,90Sr 為5×107Bq,60Co為 7×108Bq,14C 為4×1010Bq和3H 為1×1015Bq等。值得指出的是該處理工藝無法去除3H和14C, 如處理后的氚濃度仍然高達730 000 Bq/L。根據(jù)UNSCEAR (2000)[52]報告指出, 在哺乳動物的實驗室中研究表明氚可以誘發(fā)生物的隨機效應(yīng)和確定效應(yīng)。因此, 對于大量排放含氚污水對周邊生物健康所產(chǎn)生的潛在威脅仍不容忽視。當然, 除了向海洋排放這一處理方式外, 對于像氚這種半衰期較短(12.35 a)的放射性核素, 也可采取放置待其完全衰變, 因為在放置60 a后, 其中97%的氚都將衰變; 但此種方案無法解決日本目前所面臨儲藏罐緊張及儲藏罐泄露的風險。此外, 核污水中的碳-14和鈷-60的含量雖然低于氚的含量, 但它們在不同污水處理罐中的含量可能存在很大差異, 并且需要更長的時間衰變, 且與海洋生物如魚類具有很強的親和力, 對人類具有潛在的毒性。例如, 碳-14在魚體內(nèi)的生理濃度可能是氚的5萬倍。而鈷-60能在海底沉積物中富集, 濃度可能會上升30萬倍。這就使得我們有必要對核污染水進行多次處理, 且對處理后的所有樣本中的核素進行確認, 同時也應(yīng)擴大測量項目, 將钚等可能存在的放射性核素也納入其中。

根據(jù)上面關(guān)于福島核事故時的研究結(jié)果分析可知, 福島核污水通過表層環(huán)流和模態(tài)水進入中國海的時間尺度則分別在10～15 a和2～3 a之間, 這勢必對中國海的海洋環(huán)境造成以下幾方面的不利影響。(1) 長期影響我國海洋環(huán)境: 2011年3月福島核事故表現(xiàn)為短期集中排放, 對海洋影響呈逐漸降低的特征。而福島核污水排放是一個中長期持續(xù)排放, 對海洋影響呈逐漸累積的趨勢。(2) 影響我國漁業(yè)資源: 魚類受到高于有效劑量的輻射將導致生命力下降, 破壞其組織和細胞再生功能, 造成魚類種類和數(shù)量的減少。福島核污水的排放區(qū)域位于全球重要的海洋漁場-北太平洋漁場, 我國在北太平洋漁場的主要漁業(yè)資源包括太平洋巴特柔魚、太平洋褶柔魚和秋刀魚等。我國沿海捕撈產(chǎn)量較高的鮐魚、竹莢魚、鰻鱺、太平洋褶柔魚、遠東擬沙丁魚、秋刀魚等漁業(yè)資源的洄游路線經(jīng)過日本沿海時也會受到福島核污水排放的影響, 使得這些漁業(yè)資源遭受放射性污染, 甚至影響全球的魚類遷徙。(3) 影響食品安全和人類健康: 海洋環(huán)境和海洋生物中的放射性核素, 通過生物富集和食物鏈富集效應(yīng)進入海洋水產(chǎn)食品。人們食用污染的水產(chǎn)品后放射性核素會在人體內(nèi)累積, 長期食用會引起慢性疾病, 甚至致癌。福島核事故后, 研究者在福島附近海區(qū)的浮游動物和魚體中檢測到Cs同位素和110mAg[3]; 另外, 不同生物體對不同核素具有不同的富集能力, 如 2011年6月在福島附近海域的魷魚和蟹中未檢測到Cs同位素, 但檢測到110mAg[53]。已有研究表明, 福島核事故發(fā)生十多年后, 福島附近海域海洋生物體內(nèi)的放射性核素水平已經(jīng)顯著下降, 但仍有個別放射性核素含量超標[4]。2019年, 東京電力公司調(diào)查報告顯示, 相關(guān)海域發(fā)現(xiàn)的黑石斑魚核輻射含量高出當?shù)貥藴?8倍; 2021年, 報道顯示黑石斑魚核輻射含量高出當?shù)貥藴?0倍。食用我國漁業(yè)捕撈或國外進口的核污染水產(chǎn)品, 都會對我國人們生命健康構(gòu)成威脅。(4) 海底沉積物是放射性顆粒物進一步封存的重要場所, 并將成為海底生物生活和攝食的主要場所[54]。通過生物擾動可使沉積物中的放射性核素快速向下混合, 有助于降低表層沉積物放射性核素濃度, 減少沉積物-水界面的生物吸收, 但生物擾動也可以使污染沉積物在數(shù)年到數(shù)十年的時間尺度上重新返回海水中[55]。所以, 沉積物再懸浮、生物擾動和沉積物孔隙水交換將會影響放射性核素在沉積物中的分布, 海底沉積物中的放射性物質(zhì)可成為一個長期的污染源。

4 結(jié)論及展望

2011年福島第一核電站事故發(fā)生后, 縱觀近10 a來對中國海人工放射性核素的研究, 福島第一核電站產(chǎn)生的放射性核素進入海洋后傳輸?shù)街袊５耐緩街饕獮楸韺恿骱湍B(tài)水。經(jīng)表層流達到中國海的時間大約在10～15 a時間尺度, 同時考慮到海水稀釋作用的影響, 通過海洋表層慢速輸運途徑進入中國海的影響有待長期觀測研究, 同時如何甄別福島第一核電站事故產(chǎn)生的放射性物質(zhì)信號也是一大研究方向。經(jīng)模態(tài)水到達中國海的時間較短, 為2～3 a的時間尺度, 因此, 加強北太平洋副熱帶模態(tài)水放射性物質(zhì)的長期監(jiān)測和水團運動是一個主要的研究方向, 這也包括該海區(qū)海洋經(jīng)濟生物物種放射性核素的監(jiān)測。這些研究為福島核污水排海的傳輸路徑和傳輸時間的研究提供了借鑒。特別需要指出的是, 核廢水排海后對太平洋生態(tài)環(huán)境和中國海的影響仍需要長期監(jiān)測、觀測和綜合研究。

截至目前, 鑒于有限的監(jiān)測站位和短期的觀測時間, 福島第一核電站事故釋放的134Cs對中國海影響程度大小還有待于長期的觀測和評估; 同時考慮到大部分放射性核素的半衰期較長、經(jīng)海洋表層和海洋內(nèi)部傳輸?shù)膬煞N途徑仍可持續(xù)輸入、放射性核素經(jīng)生物富集及食物鏈傳遞所產(chǎn)生的影響也不明確,加強和建立西北太平洋與中國管轄海域人工放射性核素的長期監(jiān)測、科技支撐和研究勢在必行, 這既能豐富中國海人工放射性核素的背景資料, 也為未來應(yīng)對核事故應(yīng)急及發(fā)生的相關(guān)海洋放射性科學研究提供基礎(chǔ)。與此同時, 提升快速、準確監(jiān)測、檢測能力、建立快速風險評估體系是當前必須重視和大力提倡開展的工作, 以便為政府部門決策提供基礎(chǔ)。最后, 加強我國核污染的科學傳播, 包括正確的宣傳和科普工作, 提高公民對核事故及核污染的認知。

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Transport pathway of radioactive materials and nuclear sewage discharged from the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident into the China Sea and its impact

WU Jun-wen1, 2, CHEN Ji-sheng2, ZHAO Hua-de3, WANG Cui4

(1. Southern Marine Science and Engineering Guangdong Laboratory (Guangzhou), Guangzhou 511458, China; 2.Institute of Marine Sciences & Guangdong Provincial Key Laboratory of Marine Disaster Prediction and Prevention, Shantou University, Shantou 515063, China; 3. National Marine Environmental MonitoringCenter, Ministry of Ecological Environment, Dalian 116023, China; 4. Third Institute of Oceanography, Ministry of Natural Resources, Xiamen 361005, China)

Since the occurrence of the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant (FDNPP) accident in March 2011, its environmental impact on the China Sea has become of considerable public concern. Based on previous studies in the past ten years, we determined that the transport pathways of radionuclides released by the FDNPP accident into the China Sea are mainly surface circulation and mode water (i.e., subtropical and central mode waters).The arrival time of the surface circulation and mode water reaching the China Sea are 10–15 and 2–3 years, respectively. Before and after the FDNPP accident, the137Cs activity in the South China Sea and the Yellow Sea showed minor variation, whereas the137Cs activity in the East China Sea showed a slight increase. However, given the limited monitoring stations and short observation time, the impact of the FDNPP accident on the China Sea needs long-term monitoring and further evaluation. Meanwhile, we identified potential risks and future research directions of the FDNPP nuclear sewage disposal plan announced by the Japanese government. Furthermore, this study can provide a scientific basis for future research on Fukushima’s nuclear sewage discharge.

Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident; China Sea; Fukushima nuclear sewage; Kuroshio;134Cs;137Cs

Jun. 10, 2021

[Project supported by the National Natural Science Foundation of China, No. 42076038; Key Special Project for Introduced Talents Team of Southern Marine Science and Engineering Guangdong Laboratory (Guangzhou), No. GML2019ZD0606; the Natural Science Foundation of Guangdong Province, No. 2021A1515011886; STU Scientific Research Foundation for Talents, No. NTF18011; Natural Science Foundation of Guangdong Province, No. 2019A1515010611; Innovation and Entrepreneurship Project of Shantou, No. 201112176541391]

P76

A

1000-3096(2022)06-0135-10

10.11759/hykx20210610001

2021-06-10;

2021-07-28

國家自然科學基金項目(42076038); 南方海洋科學與工程廣東省實驗室(廣州)重大專項團隊項目(GML2019ZD0606); 廣東省自然科學基金項目(2021A1515011886); 汕頭大學科研啟動基金項目(NTF18011); 廣東省自然科學基金項目(2019A1515010611); 汕頭市創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)團體項目(201112176541391)

吳俊文(1979—), 男, 江西南昌人, 教授, 主要研究方向為海洋環(huán)境化學、同位素海洋學, 電話: 0754-86503104, E-mail: wujw@ stu.edu.cn; 趙化德(1982—),通信作者, 副研究員, 主要從事海洋碳循環(huán)等方面的研究, 電話: 0411-84782507, E-mail: hdzhaowork@163.com

(本文編輯: 康亦兼)