正常情况下, 居民受到的电离辐射照射大部分来自环境, 环境中的放射性分为天然放射性和人工放射性两类。天然放射性包括初级宇宙射线和次级宇宙射线, 以及宇生放射性核素(典型的有³H, ⁷Be, ¹⁴C和²²Na); 和地壳中的放射性核素(主要来自铀系、钍系和锕系以及⁴⁰K与⁸⁷Rb)。人工放射性来源于人工制造(反应堆、核爆炸)的放射性核素, 如⁶⁰Co, ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ¹³¹I等^[1]。大气层核试验是环境中人工辐射源对全球公众产生照射的主要原因, 在试验后产生的放射性核素在陆地、水域、对流层和同温层中进行分配, 进入对流层的放射性气溶胶可在几十天内沉降下来, 大部分核爆产物分布在更高的同温层, 它们以落下灰的形式逐渐降落到地面, 是长寿命裂变产物污染的主要来源^[2]。自1945年7月16日至1980年10月16日在全球范围内共进行了520次大气层核爆炸, 其中2次为核袭击, 其余为核试验, 总威力为546Mt, 其中来自裂变的217Mt, 来自聚变的329Mt。在裂变当量为217Mt的活性中, 分配在局部落下灰(沉降于试验场外100km范围内)和对流层落下灰(平均停留时间约1个月, 沉降到地面)中各占12%和10%^[3]。

1954年2月28日, 美国在太平洋比基尼环状珊瑚岛上进行的Bravo热核武器试验导致了很高的局部照射, 没有估计到的大量落下灰沉降在环礁西向的局部区域, 致使该区域内的人员受到早期落下灰外照射、皮肤照射和体内污染三种作用方式的照射, 在医学随访时观察到受照人员, 特别是未成年受照者的甲状腺肿瘤发病率增高与摄入混合放射性碘有关^[4]。从1951年到1958年, 美国在内华达州核试验场进行了一系列核试验。1978年Lyon等发表文章称犹他州南部"高落下灰"各县居民中与试验前对照人群相比, 试验后居民组中死于童年白血病的人数在统计上有显著增多, 而在该州北部的"低落下灰"各县居民中没有发现有统计学意义的增高^[5]。Lyon的报道在美国朝野引起很大震动, 随后各种调查工作不断展开, 其中, 搞清该地区的环境辐射水平是非常重要的前提条件, 于是美国政府提出要重新评价内华达核试验对犹他州居民的辐射剂量。我国从1964年10月到1980年10月, 在罗布泊核试验场进行了22次大气层核试验, 总当量为20.7Mt (裂变12.2 Mt, 聚变8.5 Mt), 其中有5次小的(0.02Mt/次)和1次较大(0.3Mt/次)的爆炸在地面进行^[6]。我国政府历来十分重视核试验的污染问题, 曾多次对核试验下风向地区居民进行环境辐射水平和居民健康调查。甘肃省酒泉地区位于我国核试验场的下风向地区, 在放射性烟云运行过程中, 受重力和降水的作用, 放射性微粒逐渐下沉, 有可能对地面环境造成不同程度污染, 从而对当地居民产生内外辐射照射。在已提交国际会议上交流的资料中提到, 截止到1987年底, 酒泉地区各地居民所受的全球性沉降和我国核试验沉降所致有效剂量的平均值分别为0.72mSv和4.86mSv, 当地天然辐射外照射年平均有效剂量为1.05mSv^[7]。据甘肃省放射卫生防护监督监测所报道, 在我国停止大气层核试验约十年时, 酒泉地区水源中⁹⁰Sr、¹³⁷Cs的含量与全国其他地区水源中⁹⁰Sr、¹³⁷Cs处于同一水平, 由饮水摄入⁹⁰Sr、¹³⁷Cs造成居民内照射年有效剂量当量为0.16μSv, 仅为当地天然辐射所致年有效剂量当量的0.14‰^[8]。

土壤是释放到大气层的放射性核素的最终归宿之一, 由于它的累积作用, 土壤是可利用的最灵敏的指示介质。由它可能得到核试验产生的放射性核素在不同地区的累积沉积情况, 从而获得所致外照射剂量的信息。核试验产生的所有裂变产物和活化产物中, 从所致剂量的角度看最重要的放射性核素为¹⁴C, ¹³⁷Cs, ⁹⁵Zr, ⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Ce和³H等。到1987年下风向调查时, 环境中仅存在有¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, Pu同位素, ¹⁴C和³H。¹⁴C的半衰期很长(5 730a), 虽对集体剂量负担有重要贡献, 但是在我们考虑的小时间区间内(1964年以来), 它的剂量贡献甚微, 因而外照射剂量回顾调查只能从¹³⁷Cs入手。核爆炸产生的¹³⁷Cs和其它核素进入同温层的比例取决于爆炸的当量和高度。同温层中¹³⁷Cs储留时间约1a, 由于它和⁹⁰Sr有相似的半衰期, 地面上¹³⁷Cs和⁹⁰Sr有相当稳定的活度比(1.5)^[6], ⁹⁰Sr在同温层半储留时间约为1a。¹³⁷Cs的最大归宿是海洋, 但从对人所致剂量的角度来考虑, ¹³⁷Cs的陆地沉降是最重要的途径。¹³⁷Cs向地面的沉降、衰变、转移和累积是一个动态过程。沉降在地面的¹³⁷Cs可以有水平转移和垂直转移。由于¹³⁷Cs易被土壤吸附, 它向下转移的速度很慢, 在土壤中比活度的垂直剖面一般呈指数型分布, 顶部30cm的土壤几乎包含了全部的¹³⁷Cs。所以, 从所致剂量的重要程度和测量方法上的可行性方面考虑, 在环境辐射水平调查中, 选定土壤中¹³⁷Cs为主要研究核素, 将土壤中¹³⁷Cs沉积密度的确定作为调查重点, 土壤中¹³⁷Cs的沉积密度是核爆炸裂变产物和活化产物在地面累积沉积数量和状态的最主要表征, ¹³⁷Cs的沉积密度和地区分布与其他核素的累积沉积数量和分布相关。其调查方法是现场采集土壤样品, 然后进行实验室γ能谱分析。各重要居民点和若干可能的重污染区域是调查的重点, 每个环境辐射水平调查点设2~3个土壤采样点, 采样点的选点原则是选择受人或动物干扰少、平坦开阔、地面覆盖草坪或低矮牧草, 以未耕地为主^[9]。在选定的采样点上画出10cm×10cm的面积, 在四个角和中心分别采集土壤分层样品。土壤样品取样深度为30cm, 样品分层情况为:0~5cm, 5~10cm, 10~20cm, 20~30cm^[7]。为保证所采土壤样品具有充足的代表性, 将同一采样点采集的相同深度的分层样品混合成一个组合样品, 装袋, 标识, 储运。样品采集并运输到实验室后, 将土壤样品在搪瓷盘中铺平, 拣出石子和杂草, 在110℃左右烘烤至恒重, 然后压碎、研磨, 用60目标准筛过筛, 装入样品盒, 称重, 密封, 放置一个月后测量^[10]。样品的测量和分析按国标GB-11743 -89 "土壤中放射性核素的γ能谱分析方法"推荐的方法进行^[11]。根据所求得的土壤中¹³⁷Cs比活度, 利用公式(1)计算采样点的¹³⁷Cs总沉积密度, 即截止到采样时刻为止土壤中来源于全球性沉降和局部沉降的单位面积上的¹³⁷Cs累积沉降量:

(1)

式中:I是单位面积地面沉积的¹³⁷Cs总活度, 求和深度为30cm(kBq · m^-2), 即沉积密度; C是土壤中¹³⁷Cs的活度浓度(kBq · kg ^-1); ρ是土壤密度(kg · m^-3); n是该调查点的采样点数; ∑ V_i是n个采样点采集的土壤总体积(m³); ∑ S_i是n个采样点的总采样面积(m²)。

在核爆难溶裂变产物的分凝因子为50%的假定条件下, 参数α/ρ=0.16cm²· g ^-1(其中, α是土壤中¹³⁷Cs深度分布张弛长度的倒数, ρ是土壤的密度)。计算核试验的裂变产物和活化产物所致吸收剂量为:

(2)

式中:D是距地面1m处无限长时间内的空气累积吸收剂量, Gy; f是落下灰到达调查点时间有关的剂量校正因子; I是归因于核试验的¹³⁷Cs沉积密度, kBq · m^-2; DCF₁是文献中给出的局地落下灰剂量转换系数, Gy · (kBq · m^-2)^-1。

公式(3)是根据空气吸收剂量计算的居民个体经外照射途径所受的平均有效剂量当量负担:

(3)

式中:E是居民个体经外照射途径所受的平均有效剂量负担, Sv; D是用公式(2)求出室外累积空气吸收剂量负担; DCF_d是由空气吸收剂量计算有效剂量的剂量转换因子, 对于沉降到地面的γ放射性核素其值为0.7Sv · Gy ^-1; SF是建筑物等对γ放射性沉降物的辐射屏蔽因子, 其值为0.2, 即建筑物的屏蔽作用使建筑物内的空气吸收剂量率平均减少到室外的20%, 括号内的0.8和第二项的0.2分别是当地居民在室内外的平均居留因子^[7]。

天然辐射也是环境辐射的一个重要组成部分, 1982年~ 1987年, 由卫生系统组织进行的我国土壤中放射性核素水平调查, 给出了甘肃省土壤中放射性核素含量, 以未开垦的土壤为例, 其²³⁸U、²³²Th、²²⁶Ra和⁴⁰K的活度浓度分别为:(29.8 ±9.3) Bq · kg^-1、(45.2 ±8.7) Bq · kg^-1、(34.2 ±7.7) Bq · kg^-1、(570 ±93) Bq · kg^-1[12]。由于甘肃省酒泉地区的平均海拔大都在1 000m以上, 致使该地区宇宙辐射水平较高, 因此, 由宇宙辐射导致酒泉地区居民所受的有效剂量也必须要加以考虑。

环境中的辐射水平属小剂量、低剂量率照射。UNSCEAR 2000年报告专门论述了小剂量和低剂量率的定义:根据细胞培养的辐射生物效应实验结果, 低于20mGy的急性剂量为小剂量; 根据人类流行病学研究结果, 小剂量应在0.2Gy以下(不管剂量率), 小于0.1mGy/min剂量率为低剂量率。美国电离辐射生物效应委员会BEIRⅦ报告(低水平电离辐射的健康效应危险)将小于100mSv低LET(传能线密度)的辐射剂量定义为小剂量^[13]。小剂量、低剂量率照射对人体的危害作用潜伏期长、发生率低, 特别是辐射致癌和遗传危害是人们关注的重点。在辐射致癌方面, 目前的科学数据表明, 在小剂量(小于100mSv)情况下电离辐射照射和辐射诱发人类实体瘤之间存在着线性剂量响应关系。在遗传危害方面, 尽管在受照双亲子女身上未发现有害效应(归因于辐射诱发的突变), 但却有许多资料表明, 在小鼠和其他动物体内辐射可诱发遗传突变, 因而没有理由相信, 人类能够免受这种类型的损害^[14]。因此, 在开展与环境辐射水平相关的居民健康调查时, 要重点进行恶性肿瘤死亡率、儿童先天畸形和遗传性疾病的人群调查。

辐射对人体的影响多年来一直沿用的是"线性无阈" (linear no threshold, LNT)理论, 但近年来该理论受到越来越多的挑战。LNT理论认为, 任何剂量甚至很小都是有害的, 并随着剂量的增加而线性增加。ICRP在其建议书草案(征求意见稿2006)中指出, 委员会推荐的辐射防护的实际体系将继续建立在"线性无阈"的假设上, 即在剂量低于约100mSv的情况下, 给定的剂量增量将与归因于辐射的癌症和遗传效应发生概率的增量成正比^[15]。辐射照射与白血病的大多数类型和许多器官的癌症有关, 如肺癌、乳腺癌和甲状腺癌等, 然而微量的附加辐射照射(如数量级为天然辐射照射的全球平均水平)引起的可归因性癌症机率的增加是极微小的。此外, 辐射诱发的癌症可能在发生照射后几十年才显现出来, 也难与自生的癌或归因于其它因素的癌相区分。UNSCEAR 2000年报告中指出:辐射即便在小剂量, 也会作为肿瘤发生的一种突变性始动因子在起作用。而且, 抗肿瘤发生的防御作用不可能呈现小剂量依赖性。来自日本原子弹爆炸(原爆)幸存者的数据在广泛的剂量范围内, 都与线性或者线性平方剂量响应关系是一致的。但是, 对小剂量危险的定量, 因为存在有统计精度的局限性、可能剩余偏差或者其他的方法学问题以及多元统计检验所致偶然结果的可能性, 所以不是很肯定, 因此流行病学单独是不能解决是否存在小剂量阈这一问题的。然而, 应该指出的是, 未能测定出剂量甚小时的危险增加, 并不意味着危险中的这种增加就不存在^[6]。由于各种对健康有害的危险因素("突变相关因素^[16] ")相互竞争的原因, 有可能由其它有害的环境因素和自身不良的生活习惯所造成的健康效应, 掩盖了辐射损伤所致的健康效应。只有当辐射剂量达到一定程度后, 由辐射所产生的随机效应积攒到一定程度, 足以能够超过其它有害因素所致的健康效应时, 才有可能被流行学调查所揭示。虽然辐射对人体产生的损害没有阈值, 但由其损害所产生的、能够被人们所捕捉和认识到的健康效应, 可能存在某个辐射损害效应显现的剂量阈值。甘肃省酒泉地区地处我国核试验场的下风向地区, 从该省疾控中心对酒泉地区1987年~2000年农村居民恶性肿瘤死亡抽样调查的结果看出, 在该地区的癌症死亡中, 消化系统的恶性肿瘤所占比例偏高, 特别是胃癌和食管癌占全部恶性肿瘤死亡的62.26%^[17]。而甘肃全省消化系统肿瘤的发病率就较高, 根据该省疾病监测系统报告, 2003年甘肃省肿瘤死亡率第一位的就是胃癌(29.56/10万)^[18], 这主要与当地居民的生活和饮食习惯有关, 存在一些诱发消化系统癌症增加的因素, 例如大量饮酒和高吸烟率等不良习惯, 特别是当地居民喜食腌菜, 日常生活中少食新鲜蔬菜, 每年有长达几个月的时间食入腌渍菜等。腌渍菜内含有亚硝酸盐, 而亚硝酸盐是世界卫生组织公认的强致癌物。这一结果表明, 该地区的环境辐射水平, 在辐射致癌方面, 对人体产生的损害弱于当地居民喜食腌菜、大量饮酒和高吸烟率对人体产生的损害。说明当地居民所受的辐射剂量水平, 没有达到辐射损害效应显现的剂量阈值。在受到较高剂量照射的马绍尔群岛居民中, 已经证明落下灰导致超额的甲状腺疾病^[19]。由于该地区居民所受的剂量较高, 在诱发甲状腺疾病方面, 其危害足以超过其他对健康有害的危险因素, 所以人们可以观察并认识到这一剂量的辐射损害。