基于分級評價的海洋放射性風(fēng)險綜合評價框架與方法

徐虹霓，于 濤，紀(jì)建達(dá)，倪甲林

(自然資源部第三海洋研究所、海洋放射性監(jiān)測技術(shù)與環(huán)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(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)的重要組成。2016年11月7日，國家發(fā)改委、國家能源局對外正式發(fā)布《電力發(fā)展“十三五”規(guī)劃》，將“安全發(fā)展核電，推進沿海核電建設(shè)”列為重點任務(wù)。我國正逐步發(fā)展成為世界核電大國。截至2019年7月，在運核電機組已達(dá)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(qū)，隨著核電廠陸續(xù)建成運轉(zhuǎn)，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(huán)境放射性風(fēng)險壓力日益增大。近年來黨中央、國務(wù)院提出了“建設(shè)海洋強國”的重大戰(zhàn)略部署，印發(fā)了《關(guān)于推進生態(tài)文明建設(shè)意見》。在適應(yīng)濱海核能事業(yè)快速發(fā)展，推進海洋生態(tài)文明，建設(shè)綠色海洋的新形勢下，加強海洋放射性監(jiān)測與評價的研究，對實現(xiàn)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(gòu)(International Atomic Energy Agency， IAEA)從20世紀(jì)70年代起開展電離輻射對植物、動物及其生態(tài)系統(tǒng)電離輻射效應(yīng)的有關(guān)研究[1]。1986年切爾諾貝利核事故發(fā)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(guān)注。聯(lián)合國原子輻射效應(yīng)科學(xué)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(gòu)(IAEA)等機構(gòu)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(fā)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(zhuǎn)移到海洋，海洋放射性生態(tài)風(fēng)險評價逐漸增多[14-17]。除傳統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險評價研究外，法國對模擬的核事故后的區(qū)域風(fēng)險開展了評價與決策方法相關(guān)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(tài)敏感性指標(biāo)法和多維決策方法在核工業(yè)場地環(huán)境的應(yīng)用(Research Project on the Application of Radioecological Sensitivity Indicators and Multicriteria Methods to Industrial Site Environments，PRIME)”項目發(fā)展了基于多準(zhǔn)則決策法(Multicriteria Decision Analysis， MCDA)和地理信息系統(tǒng)(Geographic Information System， GIS)的核電事故后區(qū)域風(fēng)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(fēng)險評價[20]。

我國的海洋放射性研究從20世紀(jì)60年代開始，在海洋放射性監(jiān)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(fā)展，海洋放射性環(huán)境評價研究也有所開展，例如借鑒國外的評估框架應(yīng)用于國內(nèi)的海洋放射性環(huán)境影響評價[25-26]、核電事故狀態(tài)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(tài)效應(yīng)研究、評價標(biāo)準(zhǔn)、評價方法與內(nèi)容等一直處于發(fā)展緩慢且滯后于國際以及陸地放射研究的狀態(tài)，缺乏系統(tǒng)的用于海洋放射性風(fēng)險評價的綜合框架與方法，未見到與放射性風(fēng)險決策評價相關(guān)的研究報道。因此，本研究通過分析國際上生態(tài)風(fēng)險評價、放射性生態(tài)風(fēng)險評價有關(guān)的理論與框架，結(jié)合區(qū)域風(fēng)險決策評價方法，提出了一套海洋放射性風(fēng)險綜合評價框架與方法，這將提升我國的海洋放射性風(fēng)險評價技術(shù)，促進濱海核電廠海洋放射性環(huán)境的監(jiān)督管理。

1 海洋放射性風(fēng)險綜合評估框架構(gòu)建

放射性生態(tài)風(fēng)險評價隨著50多年的發(fā)展，形成了一系列的輻射環(huán)境保護的原則和標(biāo)準(zhǔn)，創(chuàng)建了相應(yīng)的評價程序及輻射環(huán)境評價系統(tǒng)，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(tài)系統(tǒng)和海洋生態(tài)系統(tǒng)進行了區(qū)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(shù)。ERICA程序可以根據(jù)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(tài)風(fēng)險評價，但是這兩個程序均只能用于放射性生態(tài)風(fēng)險評價，不能應(yīng)用于區(qū)域風(fēng)險評價。

這兩個評價程序和系統(tǒng)應(yīng)用于放射性生態(tài)風(fēng)險評價時均采用了生態(tài)風(fēng)險評價的“分級評價”方法。USDOE的“分級法”由3個層級構(gòu)成：①數(shù)據(jù)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(tài)風(fēng)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(jù)需求選擇評估級別。分級評價亦稱迭代評價，在生態(tài)風(fēng)險評價中常被應(yīng)用，特別是農(nóng)藥生態(tài)風(fēng)險評價，之所以常被應(yīng)用，是因為必須要有更多的數(shù)據(jù)或更好的模型使其達(dá)到足夠的置信度，在得到更完整的數(shù)據(jù)集前，總是存在用簡單而廉價的數(shù)據(jù)集完成評價的可能[30]。其過程可以重復(fù)一次或多次直到可以達(dá)成一個詳細(xì)完整的結(jié)果。一般從簡單比較暴露和效應(yīng)的點估計，到復(fù)雜概率分析[30]。

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

根據(jù)“分級評價”、數(shù)據(jù)集情況及決策需求層次，本研究提出了海洋放射性風(fēng)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(fēng)險排查)；② 2級評價——中級評價(風(fēng)險分析)；③ 3級評價——綜合評價(風(fēng)險決策、風(fēng)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(qū)域和評價對象，中級評價獲得的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)資料可以不斷完善修正初級篩選評價選用的參數(shù)與篩選基準(zhǔn)，初級篩選和中級評價為綜合評價中的風(fēng)險源強級別劃定和生態(tài)敏感性提供基礎(chǔ)，具體評價過程詳見后面章節(jié)。

2 海洋放射性風(fēng)險評價方法

2.1 風(fēng)險排查方法

風(fēng)險排查是利用監(jiān)測數(shù)據(jù)快速篩查風(fēng)險區(qū)域、風(fēng)險對象、風(fēng)險核素以及風(fēng)險大小等。本研究的風(fēng)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(fēng)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(huán)境是否發(fā)生變化，ICRP建議以天然本底作為衡量關(guān)心程度和行動級別的基礎(chǔ)，因此本研究首先通過本底值進行篩選，用環(huán)境介質(zhì)及生物體內(nèi)的核素比活度除以相應(yīng)的本底值，見如下公式。

(1)

當(dāng)環(huán)境中的放射性比活度水平在本底的正常波動范圍內(nèi)(即Q0<1)，則認(rèn)為無異?，F(xiàn)象，不會對公眾或海洋生物產(chǎn)生影響，也就不需要采取行動。若商值結(jié)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(chǎn)生影響，但可能已出現(xiàn)異常情況，需要加以注意，調(diào)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(qū)放射性環(huán)境的風(fēng)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(huán)境介質(zhì)(海水和沉積物)中的各放射性核素最大比活度與環(huán)境介質(zhì)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(huán)境介質(zhì)最大濃度危害商，Q2為環(huán)境介質(zhì)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(dāng)加和結(jié)果Q1<1，則認(rèn)為放射性核素對海洋環(huán)境不會產(chǎn)生顯著危害。若Q1>1，則有可能對某些區(qū)域存在危害，需要更細(xì)化的評價來篩選重點關(guān)注區(qū)域，此時將各站點環(huán)境介質(zhì)(海水和沉積物)中的各放射性核素比活度與環(huán)境介質(zhì)中的放射性核素比活度限值進行商值比較并加和，加和結(jié)果Q2<1的站點區(qū)域?qū)儆诜派湫员然疃容^低的區(qū)域，Q2>1的站點區(qū)域?qū)儆诜派湫员然疃容^高的區(qū)域，其海洋環(huán)境已經(jīng)受到污染，需要重點關(guān)注，但是否已經(jīng)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(nèi)檢測的各放射性核素的比活度值與海洋生物體內(nèi)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(biāo)準(zhǔn)，只有我國的《食品中放射性物質(zhì)限制濃度標(biāo)準(zhǔn)》[33]中規(guī)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(mào)易組織(WTO)、日本和美國規(guī)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(fā)布的水產(chǎn)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(huán)境介質(zhì)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(jié)果Q3<1，則認(rèn)為還沒有對海洋生物造成影響，只要任一核素的Q3>1，則認(rèn)為對海洋生物已經(jīng)造成影響，但是生物受到的輻射劑量多大，是否產(chǎn)生了輻射效應(yīng)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(fēng)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(nèi)、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(gòu)或項目建議的水生生物劑量率限值[34-35]

生物體的內(nèi)、外照射輻射劑量率(Dint、Dext)計算公式和參數(shù)參見相關(guān)文獻(xiàn)[9]，由于計算過程復(fù)雜，參數(shù)眾多，并且國內(nèi)特定場址的放射生態(tài)學(xué)參數(shù)缺乏，可以用參考生物的評價參數(shù)進行預(yù)估，推薦選用歐盟開發(fā)的ERICA Tool軟件實現(xiàn)計算。若所有生物類群的Q4<1，則海洋生態(tài)系統(tǒng)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(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)功能等將很可能被影響，若要進行更精準(zhǔn)的評價就需要更深入的生態(tài)風(fēng)險分析。

2.2 風(fēng)險分析方法

風(fēng)險分析是在風(fēng)險排查后的更精準(zhǔn)評價，也叫特定場址評價，即利用評價場地的環(huán)境參數(shù)和本土生物的放射生態(tài)毒理數(shù)據(jù)進行準(zhǔn)確評價。在掌握了評價海區(qū)的分配系數(shù)(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(yīng)實驗數(shù)據(jù)，就可以用評價海區(qū)環(huán)境和本土生物參數(shù)替換默認(rèn)參數(shù)或參考參數(shù)，實現(xiàn)更準(zhǔn)確的評價。在缺乏本土生物輻射毒理效應(yīng)數(shù)據(jù)時，可參照ERICA的FREDERICA數(shù)據(jù)庫中搜集的相關(guān)研究，F(xiàn)REDERICA效應(yīng)數(shù)據(jù)庫引用了1945—2006 年1 509篇文獻(xiàn)，包括29 400個數(shù)據(jù)。不過缺少我國的輻射效應(yīng)數(shù)據(jù)，其中73%的生物效應(yīng)數(shù)據(jù)是陸地生態(tài)系統(tǒng)的，每個生態(tài)系統(tǒng)中約2/3的數(shù)據(jù)是關(guān)于γ急性外照射，缺乏水生生態(tài)系統(tǒng)數(shù)據(jù)，特別是水生植物數(shù)據(jù)，并且長期慢性輻射效應(yīng)數(shù)據(jù)不足。非人類物種的α和β慢性內(nèi)照射數(shù)據(jù)的缺乏導(dǎo)致推導(dǎo)結(jié)果的不確定性增加[36]，因此，更需加強我國海洋放射生態(tài)效應(yīng)研究。特定場址評價與風(fēng)險排查互為補充，特定場址評價積累的數(shù)據(jù)參數(shù)為風(fēng)險排查基準(zhǔn)的設(shè)定與修正提供基礎(chǔ)。

2.3 風(fēng)險決策方法

在核電事故狀態(tài)下，放射性廢水將對海洋生態(tài)環(huán)境、海洋經(jīng)濟以及海岸帶社會產(chǎn)生影響，本研究提出從多個維度綜合評估區(qū)域的放射性風(fēng)險，開展放射性風(fēng)險決策與管理。

2.3.1 相對風(fēng)險評價模型 相對風(fēng)險評價模型(Relative Risk Model, RRM)[37]是Landis(1997)提出的區(qū)域生態(tài)風(fēng)險評價模型，其核心思想是建立區(qū)域/流域內(nèi)多個風(fēng)險源與多個風(fēng)險受體之間的脅迫關(guān)系，采用風(fēng)險分級的手段評定每條“源-受體-影響”風(fēng)險鏈的相對風(fēng)險值，從而實現(xiàn)區(qū)域/流域風(fēng)險的定量化，這一框架在區(qū)域/流域生態(tài)風(fēng)險[38-39]和流域水環(huán)境風(fēng)險[40]分析中得到了廣泛應(yīng)用。本研究借鑒相對風(fēng)險評價模型風(fēng)險分級思路，針對性提出區(qū)域單一風(fēng)險源(即核電放射性風(fēng)險)多風(fēng)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(fēng)險鏈的相對風(fēng)險值，并以風(fēng)險受體為核心劃分評價單元，以此綜合區(qū)域的風(fēng)險值。

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

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

相對風(fēng)險(RS)計算公式如下：

RS=∑(S·A·R)

(6)

式(6)中：S為風(fēng)險源強度得分，A為暴露系數(shù)得分，R為風(fēng)險受體敏感性得分。

②風(fēng)險源。風(fēng)險源強度根據(jù)放射性核素在海洋環(huán)境介質(zhì)中的比活度大小確定，本研究根據(jù)相關(guān)海水放射性環(huán)境質(zhì)量劃分方法研究[41]，在其劃分的海洋放射性質(zhì)量等級基礎(chǔ)上增設(shè)一個高比活度等級，最后將海洋放射性環(huán)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(jù)及賦分情況見表4。

表4 風(fēng)險源強等級劃分依據(jù)及賦分

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

④風(fēng)險受體。風(fēng)險受體敏感性得分根據(jù)風(fēng)險受體(即不同海洋功能區(qū))的生態(tài)、經(jīng)濟與社會3個方面對放射性的敏感性得分與權(quán)重獲得。生態(tài)敏感性常根據(jù)區(qū)域的群落結(jié)構(gòu)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(qū)單元生物群落特征參數(shù)及與放射性的直接響應(yīng)或效應(yīng)關(guān)系，而海洋功能區(qū)是根據(jù)海洋自然屬性和社會屬性，以及自然資源和環(huán)境特定條件劃分的，因此本研究直接根據(jù)各功能區(qū)是否為海洋生態(tài)環(huán)境敏感區(qū)大致判定其生態(tài)敏感性。其中海洋生態(tài)環(huán)境敏感區(qū)包括農(nóng)漁業(yè)區(qū)、海洋保護區(qū)；海洋生態(tài)亞敏感區(qū)包括旅游休閑娛樂區(qū)、保留區(qū)；海洋生態(tài)非敏感區(qū)包括港口航運區(qū)、工業(yè)與城鎮(zhèn)用海區(qū)、礦產(chǎn)與能源區(qū)、特殊利用區(qū)。經(jīng)濟敏感性以各功能區(qū)的海洋經(jīng)濟增加值指示。社會敏感性以區(qū)域涉及的人口密度確定。風(fēng)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(tài)、經(jīng)濟或社會；Dc為各c敏感性指標(biāo)值；Wc為c的權(quán)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(biāo)，為了消除各指標(biāo)的量綱和數(shù)量級的差異，需要對每個指標(biāo)值進行規(guī)范化處理。

3 總結(jié)與展望

本研究根據(jù)生態(tài)風(fēng)險評價的“迭代”思路、放射性生態(tài)風(fēng)險評價的研究方法，以及相對風(fēng)險評價模型與敏感性評價在區(qū)域風(fēng)險評價中的應(yīng)用，結(jié)合我國海洋放射性監(jiān)測與生態(tài)效應(yīng)評價現(xiàn)狀，初步提出了基于“分級評價”的我國海洋放射性風(fēng)險綜合評價框架，包含了風(fēng)險排查、風(fēng)險分析、風(fēng)險決策3個層級的評價方法，特別是將生態(tài)、經(jīng)濟和社會綜合納入風(fēng)險決策方法研究，建立了海洋放射性影響區(qū)域相對風(fēng)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(shù)據(jù)情況下的海洋放射性風(fēng)險評價提供了全面的技術(shù)支撐。

目前我國海洋放射性風(fēng)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(huán)境影響評價研究，還未見放射性風(fēng)險決策與管理的相關(guān)評價研究，所運用的限值標(biāo)準(zhǔn)、劑量評估模型、評價參數(shù)、生態(tài)風(fēng)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(shù)、方法、標(biāo)準(zhǔn)等在目前可以對我國的海洋放射性生態(tài)風(fēng)險進行初步評價，為海洋生態(tài)安全提供基本預(yù)判，但是有學(xué)者指出直接采用國外生物毒性數(shù)據(jù)或基準(zhǔn)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(fēng)險[42]，直接采用國外的環(huán)境參數(shù)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(huán)境(如事故狀態(tài))，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(fēng)險評價如何與管理決策對接，實現(xiàn)全方位的決策支撐，還需進一步開展相關(guān)的風(fēng)險決策與管理研究。

近50多年，我國開展了多次大規(guī)模的近海海洋放射性調(diào)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(dāng)時監(jiān)測技術(shù)和手段，這些調(diào)查工作尚未系統(tǒng)、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(tài)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(yīng)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(yīng)研究能為海洋生物資源與生態(tài)安全保護提供基準(zhǔn)和依據(jù)。因此，隨著我國沿海地區(qū)核電事業(yè)發(fā)展加快，應(yīng)全面提升我國海洋放射性監(jiān)測體系的能力和技術(shù)，掌握我國近岸海域輻射環(huán)境基線情況，加強海洋放射生態(tài)學(xué)輻射效應(yīng)基礎(chǔ)研究，構(gòu)建我國海洋放射性監(jiān)測與輻射生物效應(yīng)數(shù)據(jù)庫。為科學(xué)準(zhǔn)確評價我國的海洋放射性風(fēng)險打下數(shù)據(jù)與理論基礎(chǔ)；對保障海洋生態(tài)安全和加強海洋強國建設(shè)具有一定的科學(xué)和現(xiàn)實意義。