全 文 ：核 农 学 报 2011，25(2):0397 ～ 0403
Journal of Nuclear Agricultural Sciences
收稿日期:2011-04-05 接受日期:2011-04-11
作者简介:史建君(1961 －)，男，浙江杭州人，教授，研究方向为核电站放射性排放物的环境行为和放射生态学研究。E-mail:jjshi61@ sohu. com
文章编号:1000-8551(2011)02-0397-07
放射性核素对生态环境的影响
史建君
(浙江理工大学理学院，浙江 杭州 310018)
摘 要:本文概述了核爆炸以及发生重大核事故时进入生态环境的放射性核素，特别是具生物学意义的
几种重点核素的生态环境行为，主要包括137 Cs、95 Zr、90 Sr、131 I、3H 和14 C，为正确认识核事故情况下的污染
状况，维持社会稳定，对制定应急计划，采取积极可行的应对措施提供有益的借鉴。
关键词:核事故;放射性核素;生态环境;影响
NUCLEAR ACCIDENT IMPACT ON THE ECOLOGICAL ENVIRONMENT
SHI Jian-jun
(Institute of Science，Zhejiang Sci － Tech University，Hangzhou，Zhejiang 310018)
Abstract:This article reviewed the eco-environmental behavior of radionuclides released into the environment by nuclear
explosion and nuclear accidents，especially of several key radionuclides with biological significance，including 137 Cs，
95 Zr，90 Sr，131 I，3H and 14 C，in order to correctly understand the case of nuclear accidents and its pollution，maintain the
social stable，and provide suitable measures for environmental protection and safety.
Key words:nuclear accidents;radionuclides;ecological environment;impact
不论我们喜欢与否，辐射和放射性都是人类生存
环境中非常重要的一部分。随着人口的日益增长、自
然资源供应的不断减少，为了维持人类的生活标准，防
止饥饿或战争带来的大量死亡，必须发展一切形式的
能源包括核能以满足人类的需求。与火电站相比，核
电站只需消耗很少的核燃料，就可以产生大量的电能，
每千瓦时电能的成本比火电站要低 20%以上，核电在
正常运行条件下是一种比较安全、清洁和经济的能源。
而事故是社会和我们每个人日常生活中不可避免的，
许多事故有着与重大核事故相同数量级的严重后果，
如大规模的精制厂爆炸、有毒化学物质的泄漏、大坝倒
塌以及大规模的空气污染事件等。因此面对由地震引
起的日本福岛核电站事故我们应正确对待、总结并从
中吸取教训，除了改善核电站选址、设计、管理等方面
的工作，也要关注核事故对人类生存环境的影响。
20 世纪的核爆炸试验以及前苏联和美国的核电
站事故，均对事件发生区域特别是垂直方向的生态环
境造成了深重和久远的危害。在核爆炸以及其他重大
核事故导致的核泄露过程中可以产生几百种放射性核
素，但其中多数不是产量很少就是在很短的时间内已
全部衰变，对世界居民的有效剂量当量贡献大于 1%
的只有 7 种。按对人体照射水平的递减顺序，它们
是14 C、137 Cs、95 Zr、90 Sr、105 Ru、144 Ce 和3H。这些核素对
居民的照射水平会因居民所处的纬度不同而不同，一
般而言南半球居民受到的照射要比北半球低［1］。本
文综述了包括137 Cs、95 Zr、90 Sr、131 I、3 H 和14 C 等具生物
学意义的重点核素的生态环境行为，以及这些核素在
人体内聚集情况的研究。
1 几种重要放射性核素的基本性质及其生态
特性
鉴于放射性核素的潜在环境危害，必须了解核素
进入土壤、水等环境的量以及由此进入动植物体内的
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量及其生态行为，并在此基础上寻找净化放射性污染
物及降低放射性核素进入动植物体内的合理、有效的
途径。下面就几种重要放射性核素的基本性质及其生
态特性进行论述。
1. 1 铯-137(137Cs)
铯-137 属于中毒性核素，是所有放射性核素中研
究最多的一种核素。它是一个含量非常丰富的裂变产
物，对235 U 它的裂变产额为 5. 9%，半衰期约为 30 年。
在核爆炸过程中产生的137 Cs 已经广泛分布在整个生
物圈，而且由于它的迁移性和生理性，使得它的含量在
几乎所有生物中都可检测到。137 Cs 发射高能光子，是
在人体和其他物种中造成遗传剂量的一个潜在的重要
核素，它在人体内的有效半衰期为 50 ～ 150d，分布在
全身肌肉和肝中，不易排出体外［2］。
铯和许多其他放射性核素的长期有效性主要取决
于生态系的选择性，特别是土壤的性质。137 Cs 经沉降
到达地表后就迅速被粘土矿物和有机质紧密吸附，且
不易向下淋溶、迁移。137 Cs 的地表空间运移主要是由
土壤侵蚀、土壤颗粒的迁移和土壤沉积颗粒的淀积等
过程造成。137 Cs 在土壤中的这一特性已被国内外学者
广泛用作土壤侵蚀示踪剂估算土壤的侵蚀速率和沉积
状况等［3 ～ 8］。137 Cs 被土壤中的粘土矿物和有机质吸附
或固定后，则很难被各种提取剂所解吸［3，4，5，6，9］，因此，
在粘土矿物和有机质含量丰富的土壤系统里，土壤就
像是 Cs 的一个储蓄库，由土壤进入生物体的137 Cs 的
量是极少的。但其他具有低阳离子交换容量的砂性土
壤系统，则有比较大量的 Cs 通过生物在这系统中长期
进行循环。姜让荣等对放射性核素在不同土壤层中的
分布研究表明，137 Cs 主要分布于 4 ～ 12cm 深度的土壤
层中［10］。其他文献则较多认为，137 Cs 在非耕作土壤中
主要集中在 0 ～ 5cm 的土层中，而在耕作土壤中则分
布较均匀，受翻耕和土壤颗粒组成等多种因素影
响［3，5，11］。
同大多数放射性核素一样，铯可通过大气沉积或
表面吸附和根部吸收进入植物内部，也可通过呼吸、消
化以及表面吸收或吸附而进入动物体内。Topcuoglu
等对切尔诺贝利事故后的 1987 － 1994 年间137 Cs 在茶
树中的转移与净化进行了研究，结果表明茶树可由根
部从土壤中吸收137 Cs 并转移;同时，由叶片吸收的137
Cs 经由茎杆向新生叶中转移并在新叶中积累;茶树植
株对137 Cs 自 然 净 化 的 有 效 半 衰 期 为 1750d［12］。
Bystrzejewska Piotrowska 等试验证明，洋葱可以通过茎
和根吸收137 Cs，而受污染的葱属植物可以将137 Cs 释放
入未污染的土壤中，将受污染洋葱移栽到未污染土壤
中 8 ～ 12d 后即可检测到其137 Cs 含量特别是根中含量
下降，而叶中无变化，说明土壤对137 Cs 较强的解吸作
用超过了根对其的吸收吸附作用［13］。
由于土壤对137 Cs 较强的吸附作用，陆生植物对土
壤中137 Cs 的富集作用并不明显，富集因子均小于
1［14］。叶面受污染的植株，137 Cs 会经由韧皮部的筛管
液流［15］向植株其他部位转移，其比活度在上部茎叶中
高于下部茎叶及根。无论是由根部或叶面吸收的137
Cs，在可食部位富集量都最低，茄果实中茄柄及茄托 >
茄皮 > 茄肉，削去果实的外皮，可减少其总活度的
32. 75%以上［16 ～ 18］。
水生动植物对水体中137 Cs 的吸收和富集能力较
陆生生物高，一般均超过了 1，金鱼藻等对它的富集因
子在 102 以上［14，19］。在水生生态系统中，水域底部的
沉积物是大部分放射性核素积累或“贮存”的地方。137
Cs 等长寿命放射性核素在这种沉积物中长期聚
集［20，21］，而鱼和其他生物则可能会在摄食过程中摄入
了底部的沉积物从而导致对该放射性核素的高度浓
集［22］，最终可能导致人体因食用鱼类而产生剂量负
担。蔡福龙对大弹涂鱼浓集137 Cs、134 Cs、65 Zn、60 Co 的
研究表明，内脏是积累137 Cs 的关键部位，鳃、鳍、性腺
的积累占第二位，积累最少者是肌肉和骨骼，其他核素
的积累部位与137 Cs 大同小异［23］。Feng Ding － hua 等
的研究亦表明，137 Cs 在几种水生物体内各部位的积累
依次是鳃 > 内脏 > 皮(鳞)> 骨(包括头和尾)> 肌
肉［24］。这与哺乳动物及人体内的137 Cs 积累部位主要
为肌肉和肝脏的研究结果存在差异［2，25］。
在137 Cs 从环境中向动植物体内转移的过程中，钾
盐的存在是影响其转移速率和积累量的一个重要因
素。Cs 和 K 是化学类似物，它们具有相似的行为。当
Cs 和 K 几乎以同样的程度被生物吸收时，Cs 在生物
体内保留得更长久些［26］。但它们的行为并不完全一
致，而是存在拮抗作用，即如果环境中相似的营养元素
丰富，则放射性核素积累在生物中的倾向减小;反之，
相似营养元素的缺乏通常会导致放射性核素在生物中
的积累增加。这一规律也同样存在于其他放射性核素
与营养类似物(如 Sr 和 Ca)之间。朱永懿等的研究结
果证明了施用钾盐可以降低137 Cs 由土壤向作物体内
的转移和积累。钾盐种类不同，影响效果不同，以
K2SO4 的效果最好，K2CO3 次之，KCl 较差。钾盐的最
佳施用量也因作物种类、作物生长期以及污染程度的
不同而不同。在春小麦土壤中施用土壤阳离子 1 /30
代换量效果最好，使植株中的137 Cs 比活度降低
84. 74% ～ 88. 89%，与不施钾盐的对照组差异十分显
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2 期 放射性核素对生态环境的影响
著［27 ～ 29］。
1. 2 锶 － 90(90 Sr)
锶的放射性同位素90 Sr 和89 Sr 都属于高毒性核素。
早在上世纪五、六十年代初大气核试验时期就已经开
始对它们进行了研究。和137 Cs 一样，90 Sr 也是核燃料
裂变过程中产生的固体裂变产物，其产额也为 5. 9%，
它的物理半衰期为 28 年，也可长久地存在于生物圈
中。锶形成比较可溶的化合物，它的化学性质类似于
钙，因而锶的同位素在生态系统中比较容易流动，并沉
积在含钙的骨组织(如骨和甲壳)中并能保留多年，90
Sr 在骨骼中的有效半衰期为 6. 4 × 103 d。人们认为90
Sr 具有潜在的内辐照危害性［1，30］。
赵文虎等研究了鲤鱼对90 Sr 的吸收和积累，发现
在相同喂养时间内，鱼体内90 Sr 的积累量按数量级差
异随水中90 Sr 浓度增加而增加，同一90 Sr 浓度水中，鱼
体内90 Sr 的积累量随鱼在水中生活时间延长而增加。
进入鱼体内的90 Sr 主要分布在硬组织(鳞和骨)中，放
射性占总量的 86. 9%，各部位的富集能力依次为鳞片
>骨骼 > 肌肉 > 内脏［31］。2 种淡水腹足动物大瓶螺
和石螺对90 Sr 均有较强的富集能力，90 Sr 被母螺吸收后
会迅速转移至子体;刚孵化的幼螺在 15min 就对90 Sr
有浓集作用;大瓶螺小个体富集因子大于大个体，其壳
的富集因子是石螺的 14 倍［32］。商照荣等对90 Sr 在蛋
鸡体内的累积与分布研究发现，只有少量的90 Sr 会滞
留在体内，大部分90 Sr 随粪尿和产蛋排出体外，粪尿的
排出可能会对环境造成二次污染，虽然有大量90 Sr 转
移到鸡蛋中，但有 99. 5%的90 Sr 存在于蛋壳中，说明90
Sr 参与蛋壳的形成。蛋鸡各组织对90 Sr 的吸收能力依
次是:骨骼 >羽毛 >肌肉 >备注 >内脏，因此在衡量蛋
鸡受90 Sr 污染程度时，羽毛可以作为一个重要的监测
指标［33］。对陆生植物90 Sr 含量水平的调查结果显示，
叶菜类植物(空心菜、白菜和菜心)的90 Sr 含量最高，根
块类植物(萝卜和红薯)次之，果实类植物(大米和荔
枝)最低。相比水生生物，陆生生物对90 Sr 的吸收能力
明显要低且至少低了一个数量级［34］。
1. 3 锆-95(95 Zr)
95 Zr 是半衰期为 65d、具有高能 β 和 γ 辐射的、高
裂变产额的裂变产物。95 Zr 放射的主要 β 射线的能量
为 0. 360MeV(43%)和 0. 396MeV(55%)，γ 射线的能
量为 0. 724MeV(44. 5%)和 0. 757MeV(54. 6%)。其
裂变产额为 6. 2%。由于它的裂变产额高、γ 射线穿透
力强，通常认为95 Zr 及其子体95 Nb(T = 35d)是新鲜裂
变碎片沉积现场的外部 γ 辐射的重要来源。
一般来说，环境中 Zr 的化学形式是非常难溶的，
因此该核素在生物系统中的流动性很低。
近年来，史建君等对95 Zr 在模拟陆生 － 水生生态
系统的行为动态及其数学模型的建立进行了部分研
究，结果表明，95 Zr 进入淹水土壤之后可被迅速吸附而
达到吸附平衡，一旦被吸附则不易解吸。土壤中的95
Zr 一般滞留在 0 ～ 5cm 内的表土层中，极少因淋溶等
作用而向深层土壤迁移。不同土壤对95 Zr 的吸附能力
不同，海泥 >青紫泥 > 小粉土 > 黄红壤。植物对土壤
中95 Zr 的吸收非常低，且主要集中在根部，并在经历一
段时间后达到动态平衡，其余各部位的比活度大部分
仅接近于本底水平，表明95 Zr 不易在植物体内迁移、输
运。尽管95 Zr 的溶解度低、进入生物体的能力差，但由
于表面吸附作用，在水生生物中观察到的95 Zr 的浓集
因子相当高。水生植物(金鱼藻、卡州萍和水葫芦)对
低浓度水体中的95 Zr 有较强的富集能力，浓集系数高
达 56. 78 ～ 112. 94，其中水葫芦对被95 Zr 轻微污染的水
体的净化能力最强。水生生态系中底泥对水体中的95
Zr 有较强吸附作用，使得水体中的95 Zr 比活度在试验
初期迅速下降，而表层底泥中则迅速上升。由于对95
Zr 的吸收低，水生动物连续不断的摄取95 Zr 的紧要器
官是胃肠道，被吸收的少量 Zr 通常保留较长的周
期［35 ～ 46］。赵希岳等则对淡水生态系统中的95 Zr 进行
了研究，发现95 Zr 进入水体后发生沉淀，与其他离子进
行络合，或为水生生物吸收、被吸附等形式在系统中迁
移和转化，从而在各分室中分配和积累。在引入后的
短时间内，池水中95 Zr 的比活度迅速降至一定值，而后
缓慢下降;底泥通过离子交换或吸附富集了大量的95
Zr;水葫芦也可在短期内吸附或吸收大量的95 Zr;螺蛳
和鲫鱼对95 Zr 的吸收能力较弱。螺蛳肉中95 Zr 的富集
率大于在壳中的富集率，95 Zr 在鱼体内的分布主要集
中在内脏中。95 Zr 在系统各分室的量随时间变化而变
化［47］。
Furchner 给大鼠静脉注射处于平衡态的柠檬酸95
Zr － 95 Nb 后得到95 Zr 在大鼠体内的慢成分生物半排
期为 8000d［48］，国际放射防护委员会(ICRP)第 30 号
出版物［49］引用了该值，并认为“对于人体还没有证据
说明静脉注射锆后在体内排除会更快些”。但金月如
等对一例施行促排治疗的意外摄入混合裂片核素(95
Zr － 95Nb)内污染者进行了一系列全身测量和排泄物
样品分析，结果显示95 Zr 慢成分体内生物半排期仅为
260d，比上述文献中的时间短得多，95 Nb 在其体内的
生物半排期为 36d 左右。金月如等还根据所得数据进
行了95 Zr 和95 Nb 体内滞留函数分析，分别估算了95 Zr
和95 Nb 核素所产生的内照射剂量［50］。Veronese 等利
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用锆的稳定同位素90 Zr 和96 Zr 做示踪剂来研究锆在人
体内的生物动态，并应用相关软件建立实用的分室模
型来估测剂量［51］，为放射性锆的胃肠吸收及其在血浆
中的动态提供了新的重要信息。Echevarria 等对95 Zr
的放射性子体95 Nb 在土壤 － 植物系统内的迁移进行
了研究，得到了与95 Zr 相似的结论。试验以 2 种植物
(黑麦草和冬小麦)在引入95 Nb 的 3 种不同类型的土
壤中栽培 3d，发现 Kd 值较高 (数量级为 103 L·
kg － 1)，并且 3d 后仍在继续增长。建立 3d 后95 Nb 比活
度降低的数学模型可以计算长时间内的吸附比率
(sorption ratios，SR)。对 2 种植物和地上部分和根系
进行检测，根系干重的浓集比率(concentration ratios，
CR)较高(0. 30 ～ 1. 52)，可能与根系直接接触吸收95
Nb 有关。而在任何土壤中的地上部分都没有检测
到95Nb，说明95 Nb 在土壤中是一种稳定元素，它向植物
的转移仅限于地下部分。95 Nb 主要积聚在表层土壤
中［52］。
1. 4 碘 － 131(131 I)
碘有二十几种放射性同位素，其中131 I 最受关注。
对235 U 而言，碘 － 131 的裂变产额为 2. 9%，半衰期为
8d。131 I 是一个 β、γ 发射体，发射的 β 射线的能量最大
值为 0. 608MeV，γ 射线能量为 0. 364MeV(分支比为
80. 9%)。131 I 也属于高毒性核素。
131 I 很容易进入生物系统，被高级动物吸收时，它
选择性地浓集于甲状腺中。甲状腺对碘的显著浓集能
力可以作为环境中131 I 含量波动的一个杰出的生物指
示剂。由于131 I 的半衰期短，它又固定于少量的生物
组织内，摄食的吸收途径通常比呼吸来得更重要，因
此，食肉动物的甲状腺对131 I 的浓集通常比食草动物
的甲状腺中浓集得少。文献指出，在淡水生物中，131 I
的浓集因子为 10 ～ 1300。在海洋生物中，碘的浓集因
子范围从 10(鱼组织)到 1000(固着藻类)以上［53］。
131 I 对人体造成辐射危害主要是在核爆落下灰蔓
延覆盖的地区。对大气层核试验和严重核事故，会对
近区尤其垂直方向造成严重的放射性落下灰污染。放
射性碘除污染生长中的蔬菜、牧草，经食入造成人或动
物体内污染外，在近区早期，由于近地面空气中气态放
射性碘的存在，所以经呼吸道吸入也是进入体内的重
要途径。牛羊食入污染的牧草后放射性碘除浓集到动
物甲状腺中外，主要分泌到奶中，对食用奶量多的婴儿
和西方膳食习惯的人群，牛奶是摄入放射性碘的主要
途径。个别事故损伤不慎会造成131 I 的皮肤污染，这
时可经皮肤吸收而进入体内［54，55］。
放射性碘的生物结合主要取决于稳定碘的含量和
生理性。它在人体内和稳定性碘一样参与体内碘的代
谢过程，当放射性碘被吸收进入血液后很快蓄积到甲
状腺中，约有 30%的131 I 摄入后沉积在甲状腺组织中，
其生物半排期为 138d。131 I 发射的 β 粒子在组织中的
射程达 2000μm，足以穿透最大的甲状腺滤泡细胞
(400μm)，致使细胞核可能受到辐射损伤，儿童受照
后甲状腺损伤重于成人［55，56］。孙世荃对131 I 内污染所
致甲状腺损害的剂量效应关系和剂量限值进行了分析
研究［57］;安艳和高凤鸣等分别研究了放射性碘在大鼠
甲状腺内的滞留模式及剂量估算，以及放射性碘对大
鼠的致癌效应［58，59］。
1. 5 氚(T 或3H)和碳-14(14C)
氚的半衰期为 12. 3 年，它发射 18keV 或更低能量
的 β 粒子而衰变为3He。环境中绝大多数的氚是以氚
水(HTO)的形式存在，少量以 HT 形式或氚化碳化合
物形式存在。向环境释放后，氚总是跟随水文循环，当
氚以气体或蒸气形式向大气释放，它会大幅度地分散，
最后以降水的形式进入全球水环境，降水是氚的主要
沉积形式。袁政安对氚在不同环境水体中的浓度分布
检测结果发现，雨水氚浓度明显高于地表水氚和自来
水氚浓度［60］。如果以液体形式释放，HTO 被表层水稀
释并且进行物理分散、渗透和蒸发作用。氚发射的 β
射线在水中的最大射程 6μm，平均射程 0. 69μm，在空
气中的最大射程 0. 5cm［61］，因此它对生物体的外照射
作用可以忽略不计。
氚所表现的生态行为不同于大多数其他放射性核
素。在水域中，它没有依附于沉积物或生物表面的倾
向，而这种吸附现象对大多数放射性核素来说是十分
普遍的。氚水很容易与普通水一起通过植物的根部、
叶子和茎高效率地进入植物体，通过消化、呼吸以及表
皮的直接吸收而进入动物体。同时，氚通过蒸腾作用
从植物中损失，通过呼吸、分泌、排泄和表面蒸发从动
物中损失。氚在动植物体内有两种存在形式，即自由
氚水 (tissue free water tritium-TFWT)和 有 机 态 氚
(organically bound tritium-OBT)［62］。氚与其他的许多
放射性核素不同，很少能被生物组织浓集，因而生物组
织内氚的稳态浓度只是接近于周围水或水蒸气的浓度
而没有超过该浓度［63，64］。但因为有机态氚在生物体
内的滞留时间远长于自由氚水［62］，从而会使生物中的
T /H 之比略超过周围水中的比例。
Fuma 等用树木年轮分析法(tree ring analysis)即
在树木年轮中提取有机态氚，评估了日本 1961 － 1987
年环境氚水平并发现核设备释放的氚会引起局部效
应［65］。国内外学者对氚在不同模拟生态系统和动植
004
2 期 放射性核素对生态环境的影响
物体内的行为特性研究表明，氚在系统各分室间存在
转移和分配且向系统外迅速散逸;水体(或土壤)中的
氚浓度逐渐下降，生物体中的氚浓度上升至最大浓度
后逐渐降低;氚在土壤和生物体内以自由氚水和有机
态氚两种形式存在，自由氚水为其主要存在形式，在生
物体内氚浓度在试验初期迅速上升至最大值后逐渐降
低，而有机态氚的浓度在试验期间持续呈缓慢上升趋
势。植物体内的有机态氚主要来源于植物的光合作
用;各生物体对氚没有明显的浓集作用。史建君等对
所研究的氚水在不同生态系统中的迁移、消长进行了
回归方程拟合并对两种形态氚的提取及测量方法进行
了研究［66 ～ 73］。
14 C 由宇宙射线、反应堆和核爆炸产生，广泛分布
于生物圈。半衰期约为 5730 年，经发射 158keV(最大
能量)的 β 粒子而衰变。重水堆的14 C 主要来源于燃
料和重水中的17 O 以及环隙气体中的13 C、14 N 等成分的
活化，其中以慢化剂系统和热传输系统重水中的17 O
(n，α)14 C 反应为主［62］。
天然生成的和人为释放的14 C 主要是以14 CO2 的
形式存在于大气中，12 CO2 对大气中的
14 CO2 迅速进行
稀释作用，14 C 主要通过 CO2 的光合作用进入食物链，
在植物和动物中复杂的转化作用可以使14 C 转变为其
他的化学形式。当这些化合物被氧化时，它又以二氧
化碳的形式向大气释放出14 C［62］。二氧化碳也可转变
为碳酸盐和碳酸氢盐的离子，它们以无机碳沉积物形
式存在于自然界。
从生物积累的角度看，生物中发现的14 C 与12 C 之
比与水中的比大致相同。因为，在生物体内的总碳量
基本上是常数(生长期除外)，环境中能积累的14 C 的
量基本固定。但是，如果地球上的14 C / 12 C 之比由于
人类的核活动而增加，那么生物结合的14 C 也将按比
例地增加。
Collins 等对气态14 CO2 在英国主要作物中的积累
与分布进行了研究，积累的主要部位是叶片，穗和豆荚
内也有积累，积累量随着作物的生长而增长。除生长
期外14 C 比活度在作物内的分配一般在 24h 内完成。
作物内14 C 比活度的消失符合单项指数函数［74］。
Evenden 等认为，在地下水受污染的湿地内的植物中，
土壤 － 大气 － 叶片途径是植物14 C 的主要贡献者，他
们推测这将是14 C 从地下核废液处理中释放的一个特
性［72］。Kumblad 等在模拟生态系中的研究表明，由光
合器官引入食物网的14 C(14 CO2)虽然大部分(99. 8%)
散逸出系统，但仍有少量14 C 被初级生产者吸收并向
较高营养级的生物体转移(如鱼、海豹和人)。海洋植
物对14 C 的富集最强，其次是鱼和其他生物体。因此
可推测，如果14 C 经由海洋初级生产者引入食物网，它
在生态系(特别是海洋生物体)内的富集将会增加［75］。
2 放射性核素在食物链中的转移途径及对人
体的危害
在核爆炸及其他重大核泄漏事故发生时，有较多
的放射性核素进入环境，并将通过各种途径最终对人
体造成辐射危害［1］。废气在食物链中的转移途径有:
废气→植物→人;废气沉降→土壤→植物→人或动物
→人。废水在食物链中的转移途径有:废水→水生植
物或鱼→人;废水→土壤→植物→人或动物→人。
放射性物质并非单纯在各生物中转移，而是在某
些生物中表现出明显的浓集作用。例如，I 在空气→
草→牛→奶→人的食物链过程中，以及 Cs 在水→鱼→
人的食物链中，都具有极其明显的浓集作用。它们最
终将对人体造成较大的影响。
各种放射性核素由环境进入生物循环过程和经食
物链进入人体的剂量，受多方面因素的影响。例如，放
射性核素的物理、化学状态，动、植物体内的代谢情况，
地质、水文与气象条件，以及人们的膳食习惯等。显然，
对那些从不同的路径进入人体后的放射性核素，因物
理、化学特性不同，吸收、蓄积与排出的特点也不同。即
使同一种放射性核素的吸收率也不是恒定的，也受到多
种因素的影响，如通过消化道进入时，要受到肠道酸碱
度、蠕动情况、内分泌情况等影响。放射性核素在生物
体内的分布也不相同，有些放射性同位素有选择地定位
在某个或某几个器官或组织内，这种器官被称为“紧要
器官”［53］，即蓄积该种放射性同位素最多的器官。
人体受到强剂量放射性照射早期效应的临床表现
有白血球减少、食欲衰退、呕吐、恶心、发烧、腹泻、出
血、脱发、感染、惊厥、震颤、嗜睡等。小剂量放射性超
过一定水平时，会杀死生物体的细胞，妨碍正常细胞分
裂和再生，引起细胞内遗传信息的突变。日本福岛核
电站对事故近区尤其是垂直方向的生态环境和公众的
危害是明显的，必须采取相应措施防范和减少公众受
到的外照射的剂量、采取一切措施阻断放射性核素进
入人体的途径。我国距事发地较远，事故未对我国生
态环境及公众健康产生影响，尚不需采取技术措施。
3 结语
突发事件造成的核泄露等对事故近区尤其是垂直
104
核 农 学 报 25 卷
方向的生态环境和公众造成的危害是严重和久远的，
因此必须加强防范发生核事故的技术措施研究和事故
对生态环境的影响及生态修复研究，在发展核电的同
时保护环境和人类的安全。日本福岛核电站事故目前
未对我国生态环境及公众健康产生影响，但我们应从
中吸取教训，加强防范措施的研究，特别是地震前和地
震状态下核电站的安全和应急措施研究，进一步降低
发生核事故的危险性。核事故的发生是偶然的，但必
须高度重视放射生态学的基础与应用技术研究，为制
定应急计划，采取积极可行的应对措施打下科学基础。
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