一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法与流程

1.本发明属于后评价和风险评估领域，具体涉及一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法。


背景技术：

2.国内外在自然灾害和放射性、重金属、化学物质、有机物等危害物质以及有害生物等各类污染的环境风险评价与管理方面已经开展了大量的研究工作，并取得了较好的进展。其中，常采用衰变期长的放射性核素或主要重金属的有效量及总量作为指标，以评价放射性及土壤重金属污染的环境风险。总量指标还包括某种核素或重金属的固定态、离子态等不同形态(潘英杰，1997；杨巍等，2011)。
3.存在铀大面积污染的可能区域主要是铀矿区或者尾矿库等。iaea和美国等西方发达国家规定，对铀尾矿退役治理后的安全稳定年限最长为1000年，至少为200年。我国目前规定为100年，由于经济社会发展的实际状况不尽相同，其他各国对铀尾矿退役治理后的安全稳定年限规定也不尽相同，一些欠发达的产铀国甚至对铀尾矿的退役治理还未提上议事日程。相对而言iaea和美国规定的保障期是合理、可行的(潘英杰等，2007；潘英杰等，2012)。
4.我国在2018年颁布了hj25.5-2018《污染地块风险管控与土壤修复效果评估技术导则(试行)》，该导则中规定了“风险管控与土壤修复效果评估”，对于基坑、原位修复、异位修复和二次污染区域提出了相应的布点采样原则与实验室检测指标。该导则的主要对象为非放射性土壤的治理和修复效果评估方法。导则中明确表示该方法不适用于放射性污染土壤的治理和修复效果评估。导则中的方法是以单一的化学测量指标作为标准限值的。但是，放射性核素铀是与人体健康相关的放射性核素，不能单独以单一的化学浓度指标作为其限值，需要关注其浓度、影响途径、沉积在不同器官的效应等来综合评定其可能对人体健康带来的影响。因此，在进行含铀大面积污染的土壤地块修复和治理效果评估时，不仅仅需要关注浓度指标，还应当关注可能导致人类健康风险的其他相关影响因素。
5.对于与人类健康相关的重金属和化学品的污染土壤治理效果的评估方法，一般采用健康风险评估方法。欧美地区发达国家对于健康风险评估研究较为领先，最早研究可以追溯到在20世纪30年代，一开始相关研究工作主要是针对有毒物质进行定性分析(李勇，2014)。进入60年代，这些发达国家毒理学方面的研究人员才开始对低浓度污染物进行参考暴露情况下的健康风险评价(nrc，1994)。国外的健康风险评价研究在70到80年代里高速发展，也是在这个阶段，相关研究产出丰富，比较完整的评价体系在这个时期应运而生。us epa不但完成了风险评价指南技术细化的工作，而且利用风险评价工作指南对典型场地展开了健康风险评估工作，最后利用健康风险评估结果对场地进行治理工作(us epa,1989)。接着，美国国家科学院(nas)在1983年出版了《联邦政府的风险评价：管理程序》。随着大量复杂的污染场地的出现，健康风险评估的研究更加深入，越来越多的科研机构和研究人员，从不同的角度入手，对健康风险评估的进一步完善做了大量研究工作。对于评估模型的研
究，由于场地的评估模型直接影响着健康风险评估的方向，所以评估模型研究成了健康风险评估体系的研究基础，从发展开始，就受到各方面的重视。美国的场地健康风险评估研究较早，也相对应较早的形成了健康风险评估模型，美国环保局首先推出rags(us epa,1998)评估模型。
6.美国材料与试验协会(astm)紧接着提出rbca模型(astm,2011)。其他发达国家也相继提出健康风险评估模型，英国环保署的clea模型(uk ea,2009)、荷兰空间规划与环境部的csoil 2000模型(rivm,2007)等。这些模型在全世界各地成为了风险健康评估主导，应用极为广泛。郭鹏然等(2015)以广州两个电镀厂为研究对象，基于rags风险评估模型，应用地累积指数法对场地的土壤和空气中的重金属污染物进行人体健康风险评价。
7.在健康风险评估其他方面研究方面，rebecca等人(2005)提出了一种方法，将人体健康风险评估和空间统计方法(地质统计学)结合起来，在污染区域做人口年龄分层，并使用污染土壤暴露评估(clea)模型，计算个体对土壤污染物的摄入量，最后完成风险评估。broadway等(2010)在研究英国格拉斯哥市土壤中的铬污染时，进行了生物可利用性测定，表明场地重金属进入人体的剂量与重金属的生物可利用度有关。
8.eleonora等(2016)在研究未来土地利用模式的基础上评估了特定地点的人类健康风险，并且确定了修复目标和修复范围，得到不同土地利用方式和决策过程对特定地点的健康风险分析结果的变化规律；pinedo等人(2014)通过对西班牙坎塔布里亚地区的一个加油站作为研究对象，比较和评估现有模型的选择，评估由于石油碳氢化合物的存在而造成的污染土壤。通过应用rbca、csoil和风险网的人体健康风险评估模型，对受影响最大的土壤样本进行现场特定风险评估。
9.wcislo等人(2016)在土壤西班牙某工厂，将8种重金属在工业、住宅和娱乐这三种未来的土地利用模式下进行评估研究。结果表明，工厂场地土壤可能对潜在的未来受体——工业工人、居民和娱乐用户构成非癌症和癌症风险。砷和铅是导致健康风险的主要物质，也是现场修复决策的主要驱动因素。
10.tepanosyan等人(2017)利用污染指数和富集因子对亚美尼亚埃里温城市土壤重金属污染水平进行了评价，并采用美国环保局rags模型对相关健康风险进行了评价。结果显示，pb和cr含量分别超过相应土壤筛选水平的3.39％和2.43％。风险评估显示，整个埃里温对于儿童的多元素无致癌风险、砷为低致癌风险。
11.kumar等人(2017)根据累积平均日剂量(lad)、危害商数(hq)和危害指数(hi)，对某些金属通过土壤摄入对人体、成人和儿童的危害进行了评估。估计的lads和hi分别在可接受的参考剂量和小于1的参考剂量范围内，表明研究金属通过在研究矿区摄入土壤对人类造成的风险低。
12.我国于20世纪80年代开始进行健康风险评价，前期发展主要是应用国外的研究技术和成果，但在此过程中，不少的中国研究学者发现，国外的评估模型及模型参数取值存在一定的局限性，所以在应用过程中，在一些方面做了本地化修改。
13.宋从波等人(2014)以天津市东丽区华明镇作为研究对象，利用csoil模型对村镇的重金属进行人体健康风险评估，此外还增加考虑了当地土壤背景值，将重金属健康风险与背景值的健康风险进行比较，快速的得出具有污染风险的重金属元素；张舒(2017)重点偏重于研究污染场地中重金属的形态分布特征，在此基础上增加考虑了生物对重金属的可
利用性，因此通过体外模拟消化实验展开研究，结果表明考虑生物可利用性可降低修复目标，避免过度修复；蒋宝等人(2013)在利用儿童血铅预测模型(ieubk)时，考虑到我国与美国之间存在的巨大地域和文化差异，导致两国儿童在平常生活中很多行为习惯不同，因此在我国西南地区开展儿童行为模式的调查，基于大数据计算出新的暴露参数，又通过敏感性分析和本地化验证，最终确定出适合我国的儿童血pb暴露参数；姜林等(2014)模拟测试了土壤重金属在人体肠胃中的溶解量，以此作为暴露剂量进行健康风险评估，表明场地土壤的人体可给性对评估结果会产生一定影响；张丽娜等(2015)分析了3种不同暴露情景下场地土壤中苯的暴露途径，结合四个功能区(商业用地、城市绿地、居住用地、建设用地)进行风险评估对比研究，得出考虑用地规划进行暴露情景分析与风险评估更为科学合理。
14.随着我国在场地评估方向研究和探索的逐步加深，通过生态环境部、环境保护和研究的相关科研机构的多方共同努力和意见征求下，在2014年发布了一套适用于我国场地的风险评估技术导则，提出c-rag模型，表明我国已建立了基于风险基础的污染场地管理模式。
15.但是以上研究成果主要是针对非放射性土壤修复和治理效果进行评估，而不是针对放射性土壤进行修复和治理效果评估。而土壤中残留的放射性物质对公众也存在一定的健康风险，并且针对放射性土壤的治理和评价需要考虑的因素更多，方法更加复杂。
16.传统的lec法用与系统风险率有关的三种因素指标值的积来评估系统人员伤亡、财产损失风险的大小，这三种指标是：事故发生的可能性l，人体在危险环境里暴露的频繁程度e，发生事故后所造成的损失(人员及财产)c。其内涵是以发生事故所造成人员伤亡、财产损失为根本，评估危险作业环境中存在的危险性。
17.高剂量的辐射造成的伤害是急性的，人员暴露在辐射环境中，均受到不同程度的危害，但危害程度是否暂时可见存在随机性。并且低剂量的辐射对人体造成的伤害是慢性的，需要长期暴露在辐射环境中才会体现。因此传统的风险评估方法存在一定的局限性，并不能科学充分的对剂量风险进行评估。


技术实现要素：

18.针对现有技术中存在的缺陷，本发明的目的在于提供一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，针对可能存在的大面积放射性污染场地，在对含放射性污染场地进行治理后，根据土壤中残留的放射性物质浓度开展进一步风险评估，确定可能给人员活动带来的风险值。
19.为达到以上目的，本发明采用的技术方案是：一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，所述方法包括步骤：
20.s1、计算待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h；
21.s2、计算人员在待评估区域暴露的频率e；
22.s3、根据公式d＝he评估环境辐射风险值d。
23.进一步,步骤s1中通过测量待评估区域土壤中的放射性浓度和环境gamma水平，以计算待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h。
24.进一步,通过在多个不同位置进行布点采样，选取检测数据中的浓度最大值，以计算待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h。
25.进一步,根据所选取的浓度最大值计算代表性个人所受的外照射剂量h
外照射
以及内照射剂量h
内照射
，以计算个人所受到的合计有效剂量h
总
。
26.进一步,步骤s1还包括根据预设的指标浓度c0以及个人所受到的合计有效剂量h
总
，对待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h按照等级进行分类。
27.进一步,若h
总
《1/3c0，则将待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h判定为一级；
28.若1/3c0≤h
总
≤3/4c0，则将待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h判定为二级；
29.若h
总
》3/4c0，则将待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h判定为三级。
30.进一步,步骤s1还包括采用100分制根据重要程度对每个环境辐射危险程度影响因素指标进行打分，采用层次分析法计算每个环境辐射危险程度影响因素指标的权重，根据每个环境辐射危险程度影响因素的打分及权重计算待评估区域土壤残存的放射性污染环境辐射危险程度h的分值。
31.进一步,步骤s1中计算每个环境辐射危险程度影响因素指标的权重的方法包括，建立目标层、准则层和方案层，所述目标层为：暴露风险程度；所述准则层为：关键核素、暴露途径、迁移路径；所述方案层为：铀、ra-226和th-232，核素沿土层深度0～30、30～60、60～100cm，土壤理化性质，核素与土壤胶质的结合程度，土壤和地下水的kd值，人员活动具体内容，摄入途径。
32.进一步,步骤s2中将人员在待评估区域接受辐射的时间以24小时作为100分等比值进行估算，以计算人员在待评估区域暴露的频率e。
33.进一步,所述方法包括步骤根据环境辐射风险值d的分值对辐射环境风险进行分类。
34.本发明的效果在于：采用本发明所公开的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，将残留在土壤中的放射性浓度所致的环境辐射危险程度与人员暴露在危险环境中的频繁程度联系在一起，通过分析相关指标，形成了重要指标层级，采用层次分析法对各个指标在风险评估中的权重进行确定。以公众接受的剂量限制为标准，在具体退役和治理中，根据不同退役目标设定剂量约束值。在修复和治理效果评估时，不仅考虑满足项目初始设定的剂量约束值及放射性浓度，还关注放射性在影响公众的吸入、食入和外照射等途径导致的长期的健康效应影响，不能超过规定的剂量约束值或者剂量限值的具体要求，能够科学充分地对放射性污染场地治理效果进行评估，对于人员防护提供了可靠依据。
附图说明
35.图1为本发明实施例示出的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法的方法流程图。
具体实施方式
36.下面结合附图和具体实施方式对本发明作进一步描述。
37.实施例一
38.在本实施例中以铀污染场地治理效果评估为例对本发明实施例公开的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法进行说明，事实上对此不做限定，本发明实施例公开一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法也可以用于其他放射性污染场地治理效果评估。
39.如图1所示，不同于传统的lec评估法，本发明实施例公开一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，采用天然铀环境辐射危险程度h以及人员接受辐射的时间即暴露的频繁程度e来评估环境辐射风险值d，即d＝he。
40.确立经过治理后铀污染场地仍残留的环境辐射危险程度h，并按照等级进行分类。分类方法为：根据铀矿区污染治理的程度，当治理后满足初始设定的指标要求，在指标浓度c0之下，按照《1/3c0，(1/3～3/4)c0，和》3/4c0，将治理后的残存危险程度分为一级、二级和三级指标。
41.其中，对环境辐射危险程度h的影响因素包括：铀在土壤中的深度、铀污染深度距离地下水的距离、残留铀分布的均匀程度、人员活动强度等，采用100分制根据重要程度对每个影响因素指标进行打分。
42.采用层次分析法建立每个指标的权重，建立目标层、准则层和方案层，其中目标层为：暴露风险程度；准则层为：关键核素、暴露途径、迁移路径；方案层为：铀、ra-226和th-232，核素沿土层深度0～30、30～60、60～100cm，土壤理化性质，核素与土壤胶质的结合程度，土壤和地下水的kd值，人员活动具体内容(挖掘、建设施工和生产运行等)，饮水、食入、吸入等途径所致剂量影响等。构造判断矩阵，开展层次排序和一致性检验。
43.通过权重残存危险程度的打分，得出剩余的环境辐射危险程度h的分数，以此表示实际残留的辐射危险性大小。
44.同时，e为人员在污染场地的暴露时间或者暴露频率，按照实际情况，进行分类估算，以24小时作为100分，等比值进行估算。
45.根据上述得出的h和e值，对d进行估算，得出环境辐射风险值。
46.在下面以举例方式对本发明实施例公开的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法进行说明，本发明实施例公开的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，是一种建立在铀污染场地的不同铀污染程度的地块分类基础上，开展基于布点、检测数据统计和概率分析方法上的治理效果评估方法，所述方法包括以下步骤：
47.一、确定检测指标
48.由于铀是天然存在的，根据不同铀污染区域的大概的铀、镭和钍的监测，大致可以判定各核素的占比情况。一般而言，由于铀的测定从方法上较为简捷和快速，因此将检测指标确定为土壤中的铀浓度和环境gamma水平。根据标准gb18871-2002规定，开放后人员在该修复土壤上活动，使得在修复地块上人的活动所致剂量不超过0.1～0.3msv/a的剂量水平。
49.二、通过在多个不同位置进行布点采样，得到大量检测数据，选取检测数据中的浓度最大值开展人员和非人类物种的在修复场地的风险评估估算。
50.三、人员受照情景假定和剂量评估
51.以估算浓度的最大值开展人员在修复场地的风险评估估算，给出是否满足修复效果的结论。
52.含铀污染物进入人体的几种途径包括，经过人们的口腔吸入、食入、饮水等途径所致含铀尘粒的吸入和食入内照射；通过皮肤接触所致外照射；以及地表通过扰动再悬浮所致人员吸入和外照射等途径。
53.1)进行外照射剂量计算；
54.外照射主要包括直接外照射、浸没照射和地面沉积外照射。
55.外照射剂量通过测量环境中的x/γ剂量率水平d(扣除本底后)进行估算，环境中的x/γ剂量率水平d为扣除本底后的剂量率。
56.具体计算公式如下：
57.h
外
＝d
×
t
58.式中，t为公众在修复场地后实际可能受到外照射的时间，h，也可以以外部活动或者在修复土壤上活动的时间份额来表征。
59.2)进行吸入内照射剂量计算；
60.通过空气中气溶胶取样，分析空气中铀浓度c
air
，通过下式计算：
61.h
吸入
＝c
air
×
dcf
inh
×
ra62.式中：
63.c
air
：空气中的铀浓度，bq/m3；
64.dcf
inh
：铀吸入内照射剂量转换因子，sv/bq；
65.ra：为公众的年空气吸入量，m3/a，该值为实际在修复场地后实际活动所造成的吸入量，可以以时间份额来表征。
66.3)进行食入内照射剂量计算；
67.食入内照射包括食入在修复场地上直接种植的食物、养殖家禽以及通过修复土壤的地表水和地下水可能导致食入、饮水途径的内照射剂量增量。污染的食品对人体产生内照射，其辐射剂量取决于个人饮食习惯和食品受污染的程度。
68.食入陆生食品的内照射剂量主要通过取样测量修复场地上种植的食物及代表性个人对食物的食用量，通常以食物中的铀浓度或饮用水中的浓度进行计算，具体计算方法如下:
69.h
食入
＝c
食物
×
dcf
ing
×u食物
70.式中：
71.c
食物
为动物、农产品等食物中铀浓度，bq/kg；
72.dcf
ing
为铀食入内照射剂量转换因子，sv/bq；
73.u
食物
为动物、农产品等食物的居民年食入量，kg/a。
74.计算食入有效剂量时，可进一步把食入的陆生食品分成四组：叶类蔬菜、作物(包括非叶类菜、水果、谷物、薯类等)、肉类食品和奶类食品。则食入陆生食品产生的内照射有效剂量由下式计算：
75.hg·i＝(uv·cv.i
uc·cc.i
um·cm.i
u
fl
·cfl.i
)
·
dcfg·i76.式中：hg·i—公众个人食入含有含铀食物造成的内照射有效剂量，sv/a；
77.uv—公众个人的蔬菜(指叶类蔬菜，下同)消费量，kg/a；
78.uc—公众个人的作物(包括谷物、非叶类蔬菜和水果等，下同)消费量，kg/a；
79.um—公众个人的牛奶消费量，kg/a；
80.u
fl
—公众个人的肉类消费量，kg/a；
81.c
v.i
—本子区内叶类蔬菜中铀的含量，bq/kg；
82.c
c.i
—本子区作物中铀的含量，bq/kg；
83.c
m.i
—本子区内牛奶中铀的含量，bq/kg；
84.c
fl.i
—本子区内肉类食品中铀的含量，bq/kg；
85.dcfg·i—食入铀的有效剂量转换因子，sv/bq，见gb18871-2002《电离辐射防护与辐射源安全基本标准》。
86.当代表性个人的饮食消费中包括经过修复地块的水体所养殖或者浇灌的水生生物时，还应该考虑食入水生生物产生的剂量。计算公式如下：
87.hg·i＝u
f2cf2,i
·
dcfg·i88.式中：
89.h
g,i
—公众个人食入含有铀的水生生物造成的内照射有效剂量，sv/a；
90.dcf
g,i
—食入含铀的有效剂量转换因子，sv/bq。
91.u
f2
—公众个人的水产品消费量，kg/a；
92.c
f2,i
—水生生物中铀含量，bq/kg；
93.当代表性个人的饮食消费中包括经过修复地块的水体时，还应该考虑饮水途径产生的剂量。计算公式如下：
94.公众通过饮水造成的内照射剂量，计算公式如下：
95.h
drink
＝c
wqdrink
·
dcf
ing
exp(-λit
p
)
96.式中：
97.h
drink
—饮水途径所致的个人有效剂量，sv/a；
98.cw—饮水中铀浓度，bq/m3；
99.q
drink
—个人年饮水量，m3/a；
100.dcf
ing
—食入内照射剂量转换因子，sv/bq；
101.t
p
—取水到饮水之间的时间，a；
102.λi—铀的衰变常数，d-1
。
103.4)代表性个人所受到的个人有效剂量合计
104.h
总
＝h
外照射
h
内照射
105.式中，h
外照射
为代表性个人所受的外照射剂量，sv/a；h
内照射
为代表性个人所受的内照射剂量，sv/a。
106.四、进行人员辐射剂量风险评估。
107.采取与lec评估方法相似的一种评估方法，对lec评估法做出一定改变，从而运用在天然辐射环境中的风险评估中，是半定量评估方法。将环境辐射的危害程度用天然铀环境辐射危险程度h以及人员接受辐射的时间即暴露的频繁程度e进行评估，境辐射风险值使用d来表示，d＝he。
108.确立铀污染场地治理后仍残存的环境辐射危险程度h，并按照等级进行分类。分类方法为：根据铀矿区污染治理的程度，当治理后满足初始设定的指标要求，在指标浓度c0之下，按照《1/3c0，(1/3～3/4)c0，和》3/4c0，将治理后的残存危险程度分为一级、二级和三级指标。
109.其中，对环境辐射危险程度的影响因素有：铀在土壤中的深度、铀污染深度距离地下水的距离、残留铀分布的均匀程度、人员活动强度等，
110.采用100分制根据重要程度对每个影响因素指标进行打分。
111.采用层次分析法建立每个指标的权重，建立目标层、准则层和方案层，其中目标层为：暴露风险程度；准则层为：关键核素、暴露途径、迁移路径；方案层为：铀、ra-226和th-232，核素沿土层深度0～30、30～60、60～100cm，土壤理化性质，核素与土壤胶质的结合程度，土壤和地下水的kd值，人员活动具体内容(挖掘、建设施工和生产运行等)，饮水、食入、吸入等途径等。构造判断矩阵，开展层次排序和一致性检验。
112.通过权重对危险程度的打分，得出环境辐射危险程度h的分数。同时，e为人员在污染场地的暴露时间或者暴露频率，按照实际情况，进行分类估算，以24小时作为100分，等比值进行估算。根据上述得出的h和e值，对d进行估算，得出环境辐射风险值。
113.以上建立的辐射环境风险分级的方法，将风险分数值最终设定为0～20分，把辐射环境风险分为四个等级，完全可接受、有条件可接受，采取措施可接受，不接受。
114.通过上述实施例可以看出，本发明公开的一种基于剂量风险评估放射性污染场地治理效果评估方法，将残留在土壤中的放射性浓度所致的环境辐射危险程度与人员暴露在危险环境中的频繁程度联系在一起，通过分析相关指标，形成了重要指标层级，采用层次分析法对各个指标在风险评估中的权重进行确定。以公众接受的剂量限制为标准，在具体退役和治理中，根据不同退役目标设定剂量约束值。在修复和治理效果评估时，不仅考虑满足项目初始设定的剂量约束值及放射性浓度，还关注放射性在影响公众的吸入、食入和外照射等途径导致的长期的健康效应影响，不能超过规定的剂量约束值或者剂量限值的具体要求。
115.本发明所述的方法并不限于具体实施方式中所述的实施例，本领域技术人员根据本发明的技术方案得出其他的实施方式，同样属于本发明的技术创新范围。