北太平洋公海中心漁場海域放射性核素137Cs的生態環境監測與風險評估

唐峰華 ，張勝茂 ，吳祖立 ，崔雪森

（1.農業部東海與遠洋漁業資源開發利用重點實驗室，中國水產科學研究院東海水產研究所，上海 200090；2.河口海岸學國家重點實驗室，華東師范大學，上海 200062）

隨著核能的不斷開發和核技術的廣泛應用，沿海核電站和船用核動力裝置排放的核廢物，以及核事故造成的核泄漏對海洋環境及人類社會產生了巨大的破壞，其影響可長達幾百年乃至數千年，甚至更長的時間[1]。2011年3月日本福島核電站核泄漏事故，釋放的放射性物質進入大氣或沉積在陸地及海洋中，不僅對周邊陸地環境造成嚴重影響[2]，而且對聯通的大洋區域也造成巨大的影響[3]，是至今為止最為嚴重的海洋放射性污染事故[4－6]。福島核事故后，核電站泄露的放射性核素造成環境外照射劑量率增高[7]。其中放射性元素137Cs是泄漏物質之一，其具有30余年的半衰期，在一定劑量的照射下，對生物體具有損害作用[8]。核元素能夠被海洋生物吸收，成為放射性物質的傳播介質之一。海洋生物不僅可以通過新陳代謝從環境中吸收和積累放射性物質，而且可以通過洄游、漂流或食物鏈傳遞，將污染物質帶到非污染海區，在高營養級生物中富集和傳遞等[9]。

北太平洋公海海域的魷釣漁場，是我國最重要的遠洋漁場之一，其中巴特柔魚（Ommastrephes bartramii）是該海域最主要的經濟品種[10－11]，中心漁場位于北太平洋海域的黑潮與親潮交匯混合區以及混合水向東延伸的海表溫度分布密集交匯區[12－14]。中國于20世紀90年代對北太平洋海域的巴特柔魚資源開始大規模的商業性開發利用，到目前為止每年投入漁場的生產船只數量在200～300艘，平均年產量在5萬t以上[15]。作業的中心漁場與福島核電站泄露的位置直線距離較近，且漁場處于自西向東洋流傳輸路線上[16]，因此了解和掌握137Cs核素在海洋生物體內的富集情況以及存在的危害風險程度很有必要。本研究于2011—2013年連續3年在該海域進行采集主要相關生物，利用γ能譜分析方法來測定放射性物質比活度，開展137Cs核素的生態環境監測及其風險評估，探討福島核泄漏對北太平洋公海巴特柔魚漁場的后續性影響及擴散趨勢，為北太平洋公海資源合理開發與漁場核輻射的影響提供基礎性資料。

1 材料與方法

1.1 采樣方法

1.1.1 采樣時間

采樣時間為2011—2013年的漁汛期。采集樣本來自于北太平洋公海中心漁場進行的生產捕撈，作業船只為“舟漁1301號”和“舟漁901號”，作業方式為燈光魷釣。將生物實驗樣品進行記錄，包括采樣生物名、采樣日期、空間位置等信息。

1.1.2 采樣站位

采樣海域和主要捕撈對象如圖1，框內區域為北太平洋公海中心漁場采樣區域，3年具體站位有所差異但采樣空間范圍一致，主要區域位于135°～165°E、39°～46°N。采樣對象是巴特柔魚及相關的海洋生物，進行同樣的記錄。所有樣品進行冷凍，帶回實驗室處理和檢測。

圖1 北太平洋海域采樣區域分布和主要漁獲物對象Figure 1 Main catch objects and sampling area in the North Pacific Ocean

1.2 檢測與評估方法

1.2.1 食物鏈營養級

通過對海洋生物樣品胃含物成分和攝食等級的分析與生物學鑒定[17]，發現巴特柔魚的餌料成分由頭足類、魚類和甲殼類組成，而其本身又是大型魚類的捕食對象。以巴特柔魚為中間營養級，以此建立簡單的三級營養級。

1.2.2 核素比活度測定

檢測的前處理程序比較繁瑣，基本步驟為：解凍、解剖、分組織、切割、焚燒灰化、裝樣、稱重標記。核素檢測是在華東師范大學對外開放的河口海岸動力沉積和動力地貌綜合國家重點實驗室的放射性檢測實驗室完成，利用純鍺（High Purity Germanium，HPGe）無源效率刻度γ能譜分析來測定樣品137Cs核素比活度[18]，其中放射性核素的測量精度用IAEA－414標樣作為標準參考物[19]，活度濃度計算公式為[20]：

式中：a 為樣品中137Cs的質量活度，Bq·kg－1；as為標準源137Cs全能峰凈計數率，s－1；ε（E）為標準源137Cs全能峰探測效率；P為137Cs 661.6 keV全能峰分支比；m為樣品灰測量用量，g；W 為灰鮮比，g·kg－1；r為137Cs 時間衰變校正系數。

1.2.3 風險評估方法

福島核事故放射性物質對海洋生物的風險評估采用歐盟 ERICA（Environmental Risk from Ionising Contaminants：Assessment and Management）框架下評估電離輻射生態風險的ERICA綜合法[21]。

2 結果與分析

2.1 核素137Cs的檢測概況與站位分布

2011—2013年的核素137Cs的檢測概況如表1所示。2011—2012年采集品種較多，而2013年采集的樣品只有巴特柔魚和鯊魚類。站位分布如圖2所示，2011年137Cs核素質量活度最高區域位于154°51′E、43°12′N，最低的位置是日本海海域 132°44′E、37.85°N。2012年，137Cs核素質量活度最高區域位于160°37′E、45°23′N，最低的是日本海海域 131°47′E，36°50′N。2013年核素分布最高值在漁場中心42°N、158°E附近位置。

表1 生物樣品測得的核素137Cs含量概況Table 1 Nuclide137Cs content of biological sample measured profile

圖2 調查站位137Cs核素質量活度的分布Figure 2 Distribution of nuclide137Cs massic activity in positions

2.2 核素137Cs在海洋生物體內的分布

不同海洋生物體內137Cs質量活度分布情況見圖3。其中 2011年，鯊魚（Mustelus griseus）體內的質量活度最高，最低的是日本海的太平洋褶柔魚（Todarodes pacificus）。而2012—2013年基本上所有測得的137Cs質量活度均降低了一個數量級，其中2012年最高的是在鲯鰍（Coryphaena hippurus）體內，最低是日本海的太平洋褶柔魚；2013年的樣品中鯊魚137Cs平均質量活度為0.31 Bq·kg－1，巴特柔魚137Cs平均質量活度為 0.18 Bq·kg－1。

2.3 核素137Cs隨采樣時間的分布變化

具體的隨時間變化的137Cs核素分布情況見圖4。2011年采樣日期中137Cs核素質量活度最高的是8月16日，最低的是12月3日。2012年采樣日期中137Cs核素質量活度最高的是10月1日，最低的是12月7日。2013年采樣日期中137Cs核素質量活度最高的是8月22日，最低的是8月20日。每年核素137Cs隨采樣時間的分布都沒有呈現出明顯的變化規律。

2.4 核素137Cs在不同胴長組的巴特柔魚體內分布

2011年中不同個體巴特柔魚的137Cs核素質量活度最高的胴長組是250～300 mm，最低的是150～200 mm。2012年中最高的胴長組是200～250 mm，最低的是300～350 mm。2013年中最高的胴長組是200～250 mm，最低的是350～400 mm。如圖5所示，137Cs核素分布隨胴長組的增加并沒有呈現明顯上升或降低的線性規律。

2.5 核素137Cs在海洋生物食物鏈中的傳遞和富集

以巴特柔魚為中間營養級代表建立簡單的三級食物鏈關系，將2011—2013年各種營養級生物的137Cs核素質量活度進行均值化，其中大型魚類包括鯊魚類和鲯鰍，3年的平均值為0.49 Bq·kg－1；巴特柔魚的平均值為0.18 Bq·kg－1；小型魚類包括秋刀魚和太平洋褶柔魚等，平均值為0.10 Bq·kg－1。3年的營養級分析如圖6所示，3個營養級137Cs核素質量活度呈倒金字塔分布。

圖4 隨時間變化的137Cs核素分布Figure 4 Distribution change of nuclide137Cs with sampling time

2.6 放射性核素的風險評估

圖6 漁場3年營養級中平均核素137Cs質量活度的分布Figure 6 Distribution of137Cs massic activity in trophic level of average of three years in the fisheries

利用ERICA二級評估系統對3年137Cs的劑量篩選值選擇10 mGy·h－1的評估，輸出結果在標簽中列出如表2所示，所有生物體的總劑量基本都在10－4～10－2的數量級范圍內。表2顯示，2011—2013年137Cs核素在各個生物群的劑量整體呈現逐年降低的趨勢，最高值低于1.0 mGy·h－1，輻射增量從一千分之一到一百萬分之一的篩選率，所以目前處于相對安全限度范圍內，整體評估出所有生物類群的放射性核素劑量呈現出下降的趨勢。

3 討論

3.1 核素137Cs在中心漁場的生態環境監測情況

140°～160°E、39°～46°N 海域是我國北太平洋公海漁業的傳統漁場和中心漁場的位置范圍，由于日本獨特的海島環境，大部分放射性物質直接進入海水中，主要污染日本東側北太平洋所有臨近海域[22－24]；而1986年的切爾諾貝利核事故，只有不到10%的量沉降于海洋且主要污染北歐海域，大部分放射性物質沉降于歐洲大陸[25]，相比而言，福島核泄漏對太平洋海域海洋生物及生態環境的影響可能更為厲害。事故之后較多國家或地區相繼開展海洋放射性監測工作，俄羅斯作為日本的鄰國立即開展海洋放射性監測總共監測21個站位，研究結果表明日本以東海域海水137Cs儲量比事故前高4.6倍[26]。而美國聯合日本、英國、西班牙等其他國家在西太平洋開展放射性監測，發現夏威夷附近海域的海水137Cs活度范圍是1～4 Bq·m－3，是事故前的 2～3 倍[27－28]。國內開始涉及的報道由內陸土壤、水質再到沿岸近海相關水產品的一系列檢測工作[29－30]，隨后主要是以我國國家海洋局為主開展大量海洋放射性監測工作，監測區域包含中國近海、西太平洋，監測到的核素有90Sr、134Cs、137Cs，超出原有本底值；另外部分科研院所也開展監測工作，發現了超出事故前的核素質量活度，尤其是137Cs[31－32]；相比于國內樣品的檢測值，本研究所測核素質量活度明顯偏高，2011年137Cs質量活度達到了1.00 Bq·kg－1的數量級，而 2012—2013年降到了 0.10 Bq·kg－1的數量級，對福島核泄漏事故的后續性影響起了補充作用，并積累了一定量的海洋放射性數據，有利于后期水文動力模型驗證和海洋學過程的研究。

表2 ERICA工具二級評估3種核素輻射總劑量率（mGy·h－1）Table 2 Results of three kinds of nuclide total radiation dose rate for ERICA tools 2 level evaluation（mGy·h－1）

海洋在海水、懸浮物、生物和沉積物等介質循環不息的交流中維持著動態平衡[33]，隨著福島核泄露輻射污水持續向海里排放以及監測數據的積累，關于日本福島核泄露的研究進展或報道會日漸增多。實施北太平洋海域的大洋生態監測對我國的遠洋漁業發展尤為重要，不但涉及到漁業生產和水產品安全，更涉及到國家海洋發展戰略。海洋食物鏈各環節的生物對放射性核素傳遞能力的高低并不能簡單地以它在食物鏈中營養層次的高低為依據，而是受到多種因素的影響：捕食量的影響；被捕食者對放射性核素的濃集量作用；不同組織結構的生物被捕食之后，捕食者對其物質的吸收程度；核素在不同生物體內的存在形式等[34]。海洋植物和藻類對放射性核素有很強的濃集能力，如137Cs在藻類中的濃度可高于周圍水體濃度的100～500倍，放射性核素通過攝食和滲透等方式在食物鏈之間遷移和累積，而通過水生生物殘骸等形式長期沉積于海底的放射性核素將不斷地釋放返回海洋[35]。本次研究僅監測了公海漁場柔魚類等相關海洋經濟品種的核素輻射情況，相關的生態環境監測也非常有必要。

3.2 核素137Cs的年際變化及風險評估

重金屬包括核素物質沿著海洋生物食物鏈的傳遞過程中，經過不同的營養級濃度會被生物放大還是稀釋，不同海洋生物食物鏈或金屬有不同的規律。食物鏈之間錯綜復雜的關系如何影響金屬向高營養級的輸送至今仍不清楚。由于不同生物對金屬的代謝機制不同，食物鏈關系越錯綜復雜，生物可再利用性的變化也越大[36]。同時對3年檢測數據不同組織部位的核素進行分析，發現在巴特柔魚內臟的137Cs核素分布最高，而其頭部、軀干和尾部明顯相對較低，初步說明其內臟器官對核素有一定的富集濃縮作用。探其原因，海洋生態系統中放射性核素在海洋有機體中的生物濃縮和組織分布，與吸收方式、生物因素及其他各種環境因素有關，內臟是其吸收和過濾物質的主要器官。有關專家表示不同種類的生物對同一種核素，或同一種生物的不同器官對同一種核素，其濃縮因子差異很大。海洋生物通過各種方式吸收放射性或重金屬物質，并較大量地濃縮在生物體內，而且在不同器官中的分布也不一樣[37]。

3年調查中相同營養級的核素質量活度變化比較發現，后兩年比第一年明顯低一個數量級，如巴特柔魚在2011年137Cs質量活度均值接近1.00 Bq·kg－1，而 2012—2013 年僅在 0.20 Bq·kg－1以內。研究初步發現同一年137Cs核素質量活度呈倒金字塔分布，越是高營養級核素質量活度越高，而年際比較中發現核素質量活度整體上是逐年降低的。這表明核素與常規重金屬在生物體內富集規律并不一致。自然環境中生物體內金屬的濃度并不一定和生物在食物鏈中所處的營養級有相關關系，金屬在生物體內的富集還受到生物的同化、排出等過程以及其他生理生化因子的影響。在經典的海洋浮游生物食物鏈中（浮游植物→橈足類→魚類），橈足類可以有效地排出體內的金屬，同時有些生物體的金屬同化率又很低，所以該食物鏈中金屬的濃度也會出現隨時間積累而減少[38]。但由于本研究樣本數量偏少，研究中有些海洋生物如柔魚類的壽命為一年左右，新陳代謝快速復雜，而且整個太平洋海洋環境的影響因素眾多，不能妄下結論。但可以確定的是被海洋生物吸收的放射性物質，沿著食物鏈轉移和通過洄游而擴散，會成為海域新的污染傳播源[39]。雖然本研究發現目前在北太平洋公海主要漁業生物體內檢測到的幾種核素含量都沒有超過標準限[40]，且暫時處于安全狀態和下降趨勢。但是后期的發展趨勢難以預料，為了使一切生物盡量免受危害和少受影響，必須開展北太平洋公海漁場海洋生態環境的放射性監測及細化研究，提出保護措施，確保高端生物的健康。

4 結論

（1）通過2011—2013年的調查發現，北太平洋公海中心漁場海域137Cs質量活度超過標樣本底范圍，其中2011年樣品中核素137Cs的平均質量活度為0.50 Bq·kg－1，2012—2013 年平均質量活度為 0.19 Bq·kg－1。

（2）所測核素質量活度水平均未超過中國食品中放射性核素質量活度300 Bq·kg－1的限制濃度與通用水平1000 Bq·kg－1的標準限，且檢測結果對比于前期調查研究呈現降低趨勢。

（3）包括水和食物在內的不同的攝入途徑，對海洋生物積累放射性核素所起的作用，以及有關海洋生物對放射性核素富集和不同組織器官中的累積過程，是今后值得深入研究的方向。

參考文獻：

[1]Steinhauser G.Fukushima′s forgotten radionuclides：A review of the understudied radioactive emissions[J].Environ Sci Technol,2014,48（9）：4649-4663.

[2]Thakur P,Ballard S,Nelson R.An overview of Fukushima radionuclides measured in the northern hemisphere[J].Sci of the Total Environ,2013,458（3）：577-613.

[3]Orr B,Sch?ppner M,Tinker R,et al.Detection of radioxenon in Darwin,Australia following the Fukushima Dai-ichi nuclear power plant accident[J].Journal Environ Radioact,2013,126（4）：40-44.

[4]Povinec P P,Aoyama M,Biddulph D,et al.Cesium,iodine and tritium in NW Pacific waters：A comparison of the Fukushima impact with global fallout[J].Biogeosciences,2013,10（4）：5481-5496.

[5]Buesseler K O.Fukushima and ocean radioactivity[J].Oceanography,2014,27（1）：92-105.

[6]林武輝,陳立奇,何建華,等.日本福島核事故后的海洋放射性監測進展[J].中國環境科學,2015,35（1）：269-276.LIN Wu-hui,CHEN Li-qi,HE Jian-hua,et al.Review on monitoring marine radioactivity since the Fukushima Nuclear Accident[J].China Environ Sci,2015,35（1）：269-276.

[7]Inoue M,Yoneoka S,Ochiai S,et al.Lateral and temporal variations in Fukushima Dai-ichi NPP-derived134Cs and137Cs in marine sediments in/around the Sado Basin,Sea of Japan[J].Journal Radioanal Nucl Chem,2015,303（2）：1313-1316.

[8]Tsumune D,Tsubono T,Aoyama M,et al.Distribution of oceanic137Cs from the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant simulated numerically by a regional ocean model[J].J Environ Radioact,2012,111：100-108.

[9]蔡福龍.放射性污染與海洋生物[M].北京：海洋出版社,1983：94-113.CAI Fu-long.Radioactive pollution and marine life[M].Beijing：Ocean Press,1983：94-113.

[10]Murata M,Hayase S.Life history and biological information on flying squid（Ommastrephes bartramii） in the North Pacific Ocean[J].Bull Int North Pacific Fish Commun,1993,53：147-182.

[11]Yamamoto J,Masuda S,Miyashita K,et al.Investigation on the early stages of the ommastrephid squid Todarodes pacificus near the Oki Islands（Sea of Japan）[J].Bull Mar Sci,2002,71（2）：987-992.

[12]Yatsu A,Watanabe T.Interannual variability in neon flying squid abundance and oceanographic conditions in the Central North Pacific Ocean,1982—1992[R].Tokyo：Bull Natl Res Inst Far Seas Fish,1996,33：123-138.

[13]Chen X J,Liu B L.The catch distribution of Ommastrephes batramii in squid jigging fishery and the relationship between fishing ground and SST in the North Pacific Ocean in 2004[J].Mari Sci Bull,2006,8（2）：83-90.

[14]Fan W,Wu Y M,Cui X S.The study on fishing ground of neon flying squid,Ommastrephes bartramii,and ocean environment based on remote sensing data in the Northwest Pacific Ocean[J].Journal Oceanol&Limnol China,2009,27（2）：408-414.

[15]Chen C S.Abundance trends of two neon flying squid（Ommastrephes bartramii）stocks in the North Pacific[J].ICES Journal of Marine Science,2010,67（7）：1-10.

[16]Honda M C,Aono T,Aoyama M,et al.Dispersion of artificial caesium-134 and-137 in the western North Pacific one month after the Fukushima accident[J].Geochem J,2012,46（1）：361-369.

[17]陳新軍,劉必林,王堯耕.世界頭足類[M].北京：海洋出版社,2009：301-303.CHEN Xin-jun,LIU Bi-lin,WANG Yao-geng.World cephalopods[M].Beijing：Ocean Press,2009：301-303.

[18]彭 崇,賴曉潔,陳 晶.用高純鍺（HPGe）γ譜儀測量天然放射性核素活度[J].大眾科技,2008,10：99-101.PENG Chong,LAI Xiao-jie,CHEN Jing.Measuring the activity of natural radionuclides using high purity germanium（HPGe）gamma spectrometer[J].Mass Technology,2008,10：99-101.

[19]International Atomic Energy Agency（IAEA）.Certified reference material for radionuclides in fish flesh sample IAEA-414（mixed fish from the Irish Sea and North Sea）[S].Appl Radiat Isot,2006,64：1253-1259.

[20]Walling D E,Quine T A.Use of caesium-137 as a tracer of erosion and sedimentation：Handbook for the application of the cesium-137 technique.UK Overseas Development Administration Research Scheme R4579[J].Department of Geography,University of Exeter,1993：35-54.

[21]Larsson C M.An overview of the ERICA integrated approach to the assessment and management of environmental from ionizing contaminants[J].Journal of Environment al Radioactivity,2008,99（9）：1364-1370

[22]Morino Y,Ohara T,Nishizawa M.Atmospheric behavior,deposition,and budget of radioactive materials from the Fukushima Daiichi nuclear power plant in March 2011[J].Geophys Res Lett,2011,38（7）：136-147.

[23]Saito K,Tanihata I,Fujiwara M,et al.Detailed deposition density maps constructed by large-scale soil sampling for gamma-ray emitting radioactive nuclides from the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant accident[J].Journal Environ Radioact,2014,139：308-319.

[24]Yoshida N,Kanda J.Tracking the Fukushima radionuclides[J].Science,2012,336（6085）：1115-1116.

[25]Evangeliou N,Balkanski Y,Cozic A,et al.How“lucky”we are that the Fukushima disaster occurred in early spring：Predictions on the contamination levels from various fission products released from the accident and updates on the risk assessment for solid and thyroid cancers[J].Sci Total Environ,2014,500：155-172.

[26]Ramzaev V,Nikitin A,Sevastyanov A,et al.Shipboard determination of radiocesium in seawater after the Fukushima accident：Results from the 2011—2012 Russian expeditions to the Sea of Japan and western North Pacific Ocean[J].Journal Environ Radioact,2014,135：13-24.

[27]Kameník J,Dulaiova H,Buesseler K O,et al.Cesium-134 and 137 activities in the central North Pacific Ocean after the Fukushima Dai-ichi nuclear power plant accident[J].Biogeosciences,2013,10（9）：6045-6052.

[28]Povinec P P,Hirose K,Aoyama M.Fukushima accident：Radioactivity impact on the environment[M].New York：Elsevier.2013：382.

[29]王 蕾,鄭國棟,趙順平,等.日本福島核事故對我國大陸環境影響[J].輻射防護,2012,32（6）：325-335.WANG Lei,ZHENG Guo-dong,ZHAO Shun-ping,et al.Effects of Japan′s Fukushima nuclear accident on China′s mainland environment[J].Radiation protection,2012,32（6）：325-335.

[30]盛 黎,周 斌,孫明華,等.日本福島核事故對我國輻射環境影響的監測與分析[J].氣象,2014,39（11）：1490-1499.SHENG Li,ZHOU Bin,SUN Ming-hua,et al.Monitoring and analysis of the effects of Japan′s fukushima nuclear accident on China′s radiation environment[J].Meteorology,2014,39（11）：1490-1499.

[31]Wu J W,Zhou K B,Dai M H.Impacts of the Fukushima nuclear accident on the China Seas：Evaluation based on anthropogenic radionuclide137Cs[J].Chin Sci Bul,58（4/5）：552-558.

[32]唐峰華,王錦龍,劉丹彤,等.日本福島核泄漏典型人工放射性核素在北太平洋柔魚漁場的分布[J].農業環境科學學報,2013,32（10）：2066-2071.TANG Feng-hua,WANG Jin-long,LIU Dan-tong,et al.Distribution of Fukushima accident-derived radionuclides in neon flying squid in the North Pacific Ocean[J].Journal of Agro-Environment Science,2013,32（10）：2066-2071.

[33]郭 皓,杜金秋.海洋核污染與核素遷移[J].海洋開發與管理,2014,31（7）：63-86.GUO Hao,DU Jin-qiu.Marine nuclear pollution and nuclide migration[J].Marine Development and Management,2014,31（7）：63-86.

[34]蔡福龍,陳 英,吳晉平,等.海水和海洋食物鏈網傳遞137Cs、60Co規律的研究[J].海洋學報,1984,6（1）：72-80.CAI Fu-long,CHEN Ying,WU Jin-ping,et al.Water and marine food webs transmit137Cs and60Co rules[J].Ocean Journal,1984,6（1）：72-80.

[35]唐森銘,商照榮.中國近海海域環境放射性水平調查[J].核安全,2005（2）：21-30.TANG Sen-ming,SHANG Zhao-rong.Investigation on the environmental radioactivity level of China′s offshore waters[J].Nuclear Safety,2005（2）：21-30.

[36]Kennish M J.Practical handbook of estuarine and marine pollution[M].Boca Raton,FL：CRC Press,1997.

[37]Ten Hoeve J E,Jacobson M Z.Worldwide health effects of the Fukushima Daiichi nuclear accident[J].Energy Environ Sci,2012,5（9）：8743-8757.

[38]Wang W X,Pan J F.The transfer of metals in marine food chains：A review[J].Acta Ecologica Sinica,2004,24（3）：599-604.

[39]Hyoe T,Masashi K,Shinji O.Radiocesiums（134Cs,137Cs）in zooplankton in the waters of Miyagi,Fukushima and Ibaraki Prefectures[J].Journal Radioanal Nucl Chem,2015，303（2）：1265-1271.

[40]武 權,劉慶芬,張曉東,等.我國食品中放射性核素質量活度與限制標準[J].癌變·畸變·突變,2012,24（6）：470-473.WU Quan,LIU Qing-fen,ZHANG Xiao-dong,et al.Quality activity and limitation of radionuclide in our food[J].Carcinogenesis,Teratogenesis&Mutagenesis,2012,24（6）：470-473.