加强对核电站周边环境的日常监测，并重视核电站周边放射性环境微小变化，是保障核安全的重要环节之一。然而在放射性环境监测中如何将天然背景，核电站微泄漏，以及人工放射性同位素在医学、农业和工业中应用带来对环境的影响区别开来是一个复杂的课题。为了保障监测的客观性，建立独立于核电和地方行政管理系统的监测机构是十分必要的。
法国塞纳河流域有两个大型核电站。法国科学研究中心和电管部门在塞纳河河口地区检测河流水与海水的碘-131量分别为1.2-11.9 Bq/m3和0.4-1.3 Bq/m3。这个量虽很小，并在环保标准以下，但作者认为是与核电站有关的（Connan et al., 2008）。因此在法国在考虑核安全方面比日本更为重视。但河流水与海水中碘-131是否一定与核电站微泄漏也仍然是有争议的。
福岛第一核电站核泄漏虽主要与大地震及引发海啸的自然因素有关，但东电没有重视周边放射性环境微小变化和及时采取安全措施是难于逃避责任的。褐藻能强烈富集海水中碘，因此测定褐藻中碘-131含量被认为是监测核电站的微泄漏的重要方法。东电、日本原子能协会、鱼业协会、东京大学等在2005年以来曾对日本沿海的海藻进行了碘-131监测，发现仙台海域（介于福岛与宫城核电站之间）的湿海藻碘-131最高达0.47 Bq/公斤，其它核电站海域达0.18-0.37 Bq/公斤，明显高于北海道地区等无核电站海域的湿海藻（<0.036 Bq/公斤,小于检出限），达5-13倍。相当于海水浓度高达1.2-1.5 Bq/m3，淡水浓度大7.8 Bq/m3。但他们没有认为这一异常与核电站微泄漏有关,而是认为来自医药用碘-131(Morita et al., 2010)。日本医药用碘-131量每年在1.17×1013 Bq。全球每年医药用碘-131量可能相当于一次6级核泄漏。用碘-131监测核电站微泄漏由于受到仪器灵敏度和检出限的限制，并存在来自医药用碘-131的干扰，因此不是一种有效方法。
大亚湾地区已建成大亚湾核电站，并正在建设岭澳核电站。该区主要地层单元为泥盆纪石英砂岩（位于东北部，占大部分地段）和中生代火山岩（位于西南角），两个地层单元之间有火山杂岩产出（包括安山玢岩、石英闪长岩、石英岩等）。两个用于核电站备用冷却水系统的水库；岭澳水库（相距核电站2.5 公里）水补给区均为石英砂岩；大亚湾水库（相距核电站1.8 公里）水补给区为石英砂岩+火山杂岩[5]。
由于这两个水库水以泥盆系石英砂岩为补给区，使得重金属含量背景要比平均自然背景低得多，因此存在极微量的污染也能被检测出来（朱炳泉等，2009）。我们分析了两个水库水的放射性和重金属元素含量（表1）。从分析数据看，这两个水库水具有明显的Ce、U正异常。标准化[Ce/La]N大亚湾与北澳水库分别达到2.35和1.91，明显高于地壳正常岩石(≤1)；如浙江地区同类岩石中的水体为0.233，中国南方泥盆系石英砂岩平均值为0.74(相近于地壳平均值0.77)(Yan et al., 2005)。大亚湾与北澳水库的标准化[U/La]N分别达到138和66.7, 大大高于地壳正常岩石(≤5)；如浙江地区同类石中的水体<2.57, 中国南方泥盆系石英砂岩平均值为2.86(地壳平均值为1.14)。Ce、La、U的地球化学性质很接近，自然过程不可产生如此高的异常值，因此存在着核废料扩散的明显影响。Ce是裂变产物高峰值，而铀是核燃料。以泥盆系石英砂岩平均值为基准，大坑、大亚湾与岭澳水体可能分别存在0.083，0.032与0.0019微克/升的U污染。从极微的U污染随距离下降率来看，影响范围小于3.2公里。天然海水的平均U 含量在3微克/升。花岗岩区水体U 含量常>10微克/升（Babu et al., 2008）。贵州喀斯特地区饮用水U 含量在0.4-0.5微克/升左右。因此如果是在花岗岩区，这一水平的污染则远被自然背景值涨落所覆盖，也难于被检测出。WHO最新公布的饮用水铀含量健康安全标准为2微克/升（早期为30微克/升）。这种影响则远低于安全水平。大亚湾核电站已运行14年，按目前污染递增速率看，800年内不会对环境安全产生影响。因此具有好的安全保障体系的核能利用是清洁、环保的能源。
表 1 大亚湾地区水库水放射性和相关元素含量测定，并于浙江地区相同地质背景水库水比较（单位: 微克/升）
|
|
浙江古生界 砂岩区水库 |
浙江泥盆系 石英砂岩区水库 |
浙江泥盆系石英砂岩区泉水 |
大坑水系 (1km) |
大亚湾水库(1.8km) |
岭澳水库 (2.5km) |
|
K |
439.5 |
343.2 |
233.1 |
850.6 |
643.3 |
364.6 |
|
La |
1.293 |
0.051 |
1.41 |
0.014 |
0.008 |
0.001 |
|
Ce |
1.474 |
0.031 |
1.32 |
0.051 |
0.049 |
0.005 |
|
Th |
0.008 |
0.002 |
0.005 |
0.034 |
0.024 |
0.002 |
|
U |
0.025 |
0.004 |
0.016 |
0.086 |
0.033 |
0.002 |
|
U* |
-- |
-- |
-- |
0.083 |
0.032 |
0.0019 |
|
[Ce/La]N |
0.437 |
0.233 |
0.359 |
1.38 |
2.35 |
1.92 |
|
[U/La]N |
0.633 |
2.57 |
0.371 |
201 |
135 |
65.4 |
U* 为污染铀加输入量
参考文献
Connan O., Tessier E., Maro D., et al., 2008, Water to atmosphere fluxes of 131I in relation with alkyl-iodide compounds from the Seine Estuary (France), Journal of Environmental Radioactivity, 99:1102-1110.
Morita T., Niwa K., Fujimoto K., et al., 2010, Detection and activity of iodine-131 in brown algae collected in the Japanese coastal areas，Sci. Total Environ. 408: 3443–3447.
Yan M., Chi Q., 2005, The chemical compositions of the continental crust and rocks in the eastern part of China, Science Press, Beijing, 171pp.
Babu M. N. S.，Somashekar R. K.，Kumar S. A.，at al.,2008, Concentration of uranium levels in groundwater Int. J. Environ. Sci. Tech., 5 (2)：263-266.
朱炳泉，涂湘林，崔学军, 郭丽芳，李中兰, 2009, 泥盆系石英砂岩补给区水资源地球化学及其人文与环境意义, 矿物岩石地球化学通报，28（增刊）：508
图1 大亚湾核电站地貌、地质图及水库取样位置，A-岭澳水库；B-大亚湾水库。
转载本文请联系原作者获取授权，同时请注明本文来自朱炳泉科学网博客。
链接地址：https://wap.sciencenet.cn/blog-478652-447849.html?mobile=1
收藏
