Орієнтовне споживання радіонуклідів та ризики для здоров’я для жителів міста Фукусіма, Токіо та Осаки з раціоном після ядерної аварії 2011 року

Інститут промислових наук Філіалів, Токійський університет, Мегуро, Токіо, Японія, Японське науково-технологічне агентство, Основні дослідження еволюційної науки і техніки (CREST), Тійода, Токіо, Японія

Виправлення

14 серпня 2015 року: Муракамі М, Окі Т (2015) Виправлення: Оцінене споживання радіонуклідів та ризики для здоров’я для жителів міста Фукусіма, Токіо та Осаки після ядерної аварії 2011 року. PLOS ONE 10 (8): e0136223. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0136223 Виправлення перегляду

Цифри

Анотація

Цитування: Муракамі М, Окі Т (2014) Оцінене споживання радіонуклідів та ризики для здоров’я для жителів міста Фукусіма, Токіо та Осаки після ядерної аварії 2011 року. PLOS ONE 9 (11): e112791. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0112791

Редактор: Барт О. Вільямс, Інститут Ван Анделя, Сполучені Штати Америки

Отримано: 16 квітня 2014 р .; Прийнято: 19 жовтня 2014 р .; Опубліковано: 12 листопада 2014 року

Наявність даних: Автори підтверджують, що всі дані, що лежать в основі висновків, є повністю доступними без обмежень. Усі відповідні дані знаходяться в газеті та в допоміжних файлах.

Фінансування: Це дослідження було підтримане грантом "Основного дослідження еволюційної науки і техніки (CREST)" від Японського науково-технічного агентства, http://www.jst.go.jp/kisoken/crest/en/index.html. ММ і ТО отримують фінансування. Фінансист не брав участі у розробці досліджень, зборі та аналізі даних, обговоренні публікацій чи підготовці рукопису.

Конкуруючі інтереси: Автори заявили, що не існує конкуруючих інтересів.

Вступ

Радіонукліди були викинуті з атомної електростанції Фукусіма-Даїчі в Токійській електростанції переважно 15 березня 2011 року після Великого східно-японського землетрусу та цунамі 11 березня. Вони були розповсюджені в атмосферу, осідали в основному за рахунок опадів і вбудовувались у поверхневі води, питні води, сільськогосподарські культури та водні організми. Радіонукліди були виявлені у питній воді та продуктах харчування у Фукусімі та інших префектурах Японії, включаючи Токіо [1], [2], [3]. Радіоактивний йод 131 (131 I), який має короткий період напіввиведення (8,04 d [4]), може забруднювати питну воду та продукти харчування відразу після її вивільнення, тоді як радіоактивний цезій 134 та 137 (134 Cs та 137 Cs), які мають триваліші періоди напіввиведення (2,06 та 30 років відповідно [4]) спричиняють забруднення протягом довших періодів часу. Хоча інші радіонукліди, такі як стронцій 90 (90 Sr), рутеній 106 (106 Ru) та плутоній, мають періоди напіввиведення> 1 рік, у наступному році після аварії 134 Cs та 137 Cs, за оцінками, становили від 84% до 88% загальна доза опромінення радіонуклідів з періодом напіввиведення> 1 рік у раціоні [5].

У відповідь на аварію уряд Японії оголосив тимчасові "індекси, що стосуються обмежень прийому їжі та напоїв" 17 березня 2011 р. [1]. Уряд розпочав оприлюднювати дані моніторингу концентрації радіонуклідів у продуктах харчування 19 березня та обмежив розподіл продуктів, що збираються в деяких муніципалітетах, з 21 березня, оскільки продукти перевищували допустимі. Деякі муніципалітети префектури Фукусіма добровільно ввели більш жорсткі обмеження. Крім того, деякі органи місцевого самоврядування, включаючи столичний уряд Токіо, розподіляли воду в пляшках для захисту здоров'я громадян, особливо немовлят, від високих концентрацій 131 I, виявлених у питній воді.

Методи

Шлях впуску

Щоб оцінити споживання через вживання питної води та продуктів, ми оцінили еквівалентну дозу щитовидної залози та ефективну дозу 131 I та ефективну дозу 134 Cs та 137 Cs серед жителів міста Фукусіма (~ 50 км від атомної електростанції; столиця префектури), Токіо (∼230 км) і Осака (∼580 км). Всі три міста, включаючи місто Фукусіма, були поза зоною евакуації. Громадян класифікували на десять груп за віком, статтю та вагітністю: 131 I та ефективна доза 131 I, 134 Cs та 137 Cs) з питної води оцінювались як: (1) де k - радіонуклід, Ak - коефіцієнт дози радіонукліду k (µSv/Bq) (таблиця S1), B - добове споживання питної води на людину (г/день) (таблиця S2), t - кількість днів після аварії (дата споживання), і Ckt - концентрація радіонукліду k у питній воді через t днів після аварії (Бк/г).

Щоб не занижувати дозу, ми встановили Ak на 131 I, припускаючи, що дробове поглинання щитовидної залози з крові становить 0,3, як це використовувалося при визначенні рівнів контрольного індексу Комісією з ядерної безпеки Японії [22]. Усі коефіцієнти дози є еталонними значеннями, взятими з публікацій Міжнародної комісії з радіологічного захисту (ICRP) (Таблиця S1).

B було встановлено на рівні 710 г/день протягом 6 років [22]. Потім було додано середньоденне споживання води в супі та рису [19]: споживання води в супі розраховувалося на основі споживання супу дорослими [23] та відношення споживання місо (соєвої пасти) кожної вікової групи до що дорослими [24]. Витрата води на рис розраховувався на основі споживання рису [21] та відношення варильної води до рису [25].

Концентрації радіонуклідів у питній воді були значеннями, які контролювались у водопровідній воді у місті Фукусіма [3]; Синдзюку, Токіо [2]; та Осака (не виявлено) [20]. Оскільки відомостей про концентрації 134 Cs і 137 Cs у водопровідній воді у місті Фукусіма не було, ми оцінили їх за концентраціями 131 I та співвідношеннями 134 Cs та 137 Cs до 131 I у водопровідній воді в Токіо між 19 березня та 8 квітня . Споживання було оцінено з дати першого виявлення радіонуклідів (16 березня у місті Фукусіма, 18 березня у Токіо). Оскільки вони не були виявлені у водопровідній воді після 4 травня (за винятком 2 липня в Токіо), споживання після цього було визнано незначним.

Продукти харчування

Середні дози з харчових продуктів оцінювали за наступним рівнянням [19], яке модифікували, включаючи 134 Cs і 137 Cs, походження продуктів та категорії продуктів харчування: (2) де k - радіонуклід, Ak - коефіцієнт дози для радіонукліду k (µSv/Bq) (таблиця S1), i - окрема категорія продуктів харчування, j - окрема зона (префектура джерела або підгрупа префектури), t - кількість днів після аварії (дата споживання), Bi - щоденна споживання їжі i на людину (г/день) (таблиця S2), Ckijt - середня арифметична концентрація радіонукліду k в їжі i в зоні j за t днів після аварії (Бк/г), а Dij - частка прибутку в площа (частка їжі i на ринку, яка надходить із префектури або області j) (%).

Щоденне споживання.

Щоденне споживання кожної їжі було нещодавно повідомлено про деталізовані значення [21]. Щоденне споживання підкатегоризованих продуктів харчування оцінювалося на основі щоденного споживання продуктів харчування основних категорій та відношення кількості кожної підкатегорії, що надходить на Токійський центральний оптовий ринок, до загальної кількості у 2010 році [26]. Національний риболовецький урожай використовувався для розподілу щоденного споживання свіжих рибних продуктів [27]. Щоденне споживання грибів дотримувалось повідомлених значень [24]. Щоденне споживання чаю жінками ≥19-річного віку становило 439 г/день [28], і це було розраховано для інших груп з урахуванням співвідношення добового споживання питної води без води в супі та рису в кожній групі до такої у жінок ≥19 років. Ми припустили, що 10 г листа використовують для виготовлення 300 г чаю і що 60% радіонуклідів у листі надходить у чай [14]. Співвідношення незайманої деревини до інших субстратів, що використовуються для вирощування шиітаке, було використано для оцінки щоденного споживання «гриба шиїтаке (незайманої деревини)» [29].

Концентрація радіонуклідів.

Прибуття акцій.

Періоди обчислення.

Цілком ймовірно, що дощі в ніч з 15 на 16 березня 2011 р. [43] спричинили сильне забруднення листових овочів та молока та молочних продуктів радіонуклідами, тому ми оцінили надходження цих продуктів до першого оприлюднення даних (19 березня 2011 р.): з 17 березня 2011 року в місті Фукусіма, припускаючи, що доставка громадянам займає 1 день; і з 18 березня 2011 року в Токіо та Осаці, припускаючи, що це займає 2 дні. Споживання інших продуктів харчування було оцінено з 21 березня 2011 року, коли уряд Японії обмежив розподіл продуктів. Оскільки забруднення радіонуклідами інших харчових продуктів не пов'язане з прямим осадженням [22], споживання до 21 березня не включалося. Це було підтверджено меншим забрудненням інших продуктів харчування 131 I та 134 Cs та 137 Cs, ніж для листових овочів (рисунки S2, S3). Споживання було оцінено з цих днів до 20 березня 2012 року.

Ефекти контрзаходів

Ми оцінили вплив контрзаходів (обмеження на розподіл продуктів, добровільне утримання рису та розподіл бутильованої води для немовлят) на зменшення споживання. Ми припустили, що споживання їжі, зібраної в районах, де було обмежено розповсюдження або утримано рис, було нульовим: громадяни їли альтернативні продукти, що містять незначні радіонукліди. Однак у зв’язку з цим для випадку 2, консервативного сценарію, ми розглянули наслідки обмежень на розповсюдження інших продуктів, крім овочів, оскільки ми припускали, що деякі громадяни споживають овочі, вирощені на місцевому рівні. Оскільки столичний уряд Токіо розподілив воду в пляшках для немовлят вранці 24 березня, ми оцінили ефект цього контрзаходу 24 та 25 березня. (Місто Фукусіма розподіляло воду в пляшках у ніч на 11 березня після землетрусу, але це було занадто рано розглядати).

Варіації в окремих дозах

Варіації доз прийому всередину для чоловіків ≥19-річного віку (із застосованими контрзаходами) оцінювали за допомогою моделювання методом Монте-Карло з використанням комерційного програмного забезпечення Crystal Ball (Oracle, Каліфорнія, США). Дані щодо змін питної води та їжі, введені в моделювання Монте-Карло, були отримані, як показано нижче.

Для входу в моделювання Монте-Карло варіації дози від питної води у місті Фукусіма були оцінені на основі змін у щоденному споживанні за умови логарифмічно нормального розподілу. Відхилення в Токіо оцінювали за варіаціями щоденного споживання, залежності від джерела води та фактора концентрації.

Оцінка ризику раку

Дози органу (товстого, кісткового мозку, молочної залози та щитовидної залози) розраховували на основі ефективних доз та співвідношення доз до ефективних доз органу для трьох вікових груп (134 Cs та 137 Cs у березні 2012 р. Та з урахуванням фізичного розпаду 134 Cs та 137 Cs (періоди напіввиведення відповідно 2,06 та 30 років [4]).

Рівень виживання без раку чоловіків і жінок був отриманий з урахуванням вікової та статевої стратифікованої смертності від усіх причин в Японії в 2010 р. [54] плюс різниця між рівнем захворюваності на рак у Японії в 2008 р. [55], [56 ] та смертність від раку в Японії у 2010 р. [54]. Захворюваність на рак в Японії в 2008 р. [55], [56] використовувалася як базовий рівень захворюваності на всі солідні раки, лейкемію, рак молочної залози та рак щитовидної залози.

Мінімальний латентний період був встановлений на рівні 2 років для лейкемії, 3 роки для раку щитовидної залози та 5 років для раку молочної залози та всіх твердих видів раку. Вагові коефіцієнти моделі EAR та моделі ERR були встановлені на рівні 0,5 для всіх солідних видів раку, лейкемії та раку щитовидної залози та 1 для раку молочної залози.

Деталі моделей EAR та ERR та їх параметри для лейкемії, усіх солідних видів раку, раку молочної залози та раку щитовидної залози описані в супровідній інформації.

Зв'язок між ризиком раку та дозою досі залишається невизначеною [57]. Однак для тієї ж дози, як відомо, ризики при низьких дозах менші, ніж при високих дозах [58]. Зокрема, координація процесів відновлення ДНК відіграє вирішальну роль у забезпеченні належного розвитку та виживання організмів [59]. Щоб виправити ризик при низьких дозах, Міжнародна комісія з радіологічного захисту (ICRP) та комітет BEIR VII прийняли “дозу та коефіцієнти ефективності дози ”2 [60] та 1,5 [61]. Ми прослідкували ICRP і встановили коефіцієнт 2 для моделей LNT з точки зору радіологічного захисту.

Джерела невизначеності

Це дослідження включало джерела невизначеності: концентрації 134 Cs та 137 Cs у водопровідній воді у місті Фукусіма, обмежені дані про харчові продукти на ранніх стадіях, дані, які були меншими за межі виявлення, індивідуальна поведінка (наприклад, придбання бутильованої води чи не придбання продуктів від префектури Фукусіма) та оцінка доз протягом другого та наступних років для оцінки раку.

Концентрації 134 Cs і 137 Cs у водопровідній воді у місті Фукусіма були оцінені з концентрацій 131 I та співвідношень 134 Cs та 137 Cs до 131 I у водопровідній воді в Токіо, припускаючи, що співвідношення 134 Cs та 137 Cs відкладається до 131 Ефективність осадження та видалення на очисних спорудах питної води була однаковою між містами Фукусіма та Токіо. Відомо, що коефіцієнти осадження в двох містах однакові [62], а очисні споруди питної води в обох містах використовують седиментацію та швидку фільтрацію піску, які ефективні для видалення 134 Cs і 137 Cs [63]. Ця невизначеність не мала великого ефекту, оскільки внесок 134 Cs та 137 Cs у питну воду був незначним (див. "Порівняння доз за віком, наслідки контрзаходів та зміна споживання з часом).

На ранніх стадіях моніторингу в деяких префектурах регіону Канто не було даних щодо деяких продуктів харчування, але ці внески були визнані незначними (див. Довідкову інформацію). Кількість проб була обмежена для деяких продуктів харчування на ранніх стадіях навіть у префектурі Фукусіма. Тому ми використали симуляцію Монте-Карло і показали коливання дози (наприклад, значення 95-го процентилю), включаючи ті, що є результатом концентрації радіонуклідів, у продуктах харчування на ранніх стадіях.

Ми вважали нульовими концентрації радіонуклідів, які були меншими за межі виявлення. Існували відмінності в межах виявлення між періодами та установами, що опитувались. Тому ми підтвердили результати шляхом валідації на основі спостережень у ринкових кошиках, дублікатах продуктів харчування та обстеженнях по всьому тілу.

Відмінності в індивідуальній поведінці, такі як не придбання продуктів у префектурі Фукусіма, могли вплинути на різницю в оцінках. Однак, оскільки обсяг основних культур, відвантажених з префектури Фукусіма, не зменшився після аварії [64], [65], ми проігнорували відмінності в поведінці. У середньому по країні споживання безалкогольних напоїв у пляшках у 2011 році становило 410 г/день [66], а деякі громадяни також купували воду в пляшках, щоб уникнути водопровідної води. Ми ігнорували споживання бутильованої води та безалкогольних напоїв: припущення, що люди пили лише водопровідну воду, консервативно завищило б дозу від питної води.

Дози, спричинені прийомом всередину протягом другого та наступних років для оцінки раку, були розраховані на основі фізичного розпаду, хоча фактичні дози можуть бути нижчими через жорсткіші правила. Дози, спричинені зовнішнім опроміненням з вересня 2014 року, також були розраховані на основі фізичного розпаду. Ці припущення можна вважати консервативними.

Результати і обговорення

Перевірка результатів на основі опитування ринкових кошиків та дублікатів продуктів харчування

Ефективні дози, спричинені прийомом у їжу 134 Cs і 137 Cs у раціоні у місті Фукусіма (випадок 1), Токіо та Осаці, у цілому погоджувались у 2 рази з тими, що розраховувались у ринковому кошику [1] та дублікати опитувань [1], [13], [67] за п’ять періодів з липня 2011 р. по березень 2012 р. (табл. 1). Огляд ринкового кошика включає питну воду, а також продукти харчування. Ця хороша угода підтверджує точність та надійність наших результатів. Дози в дієті у місті Фукусіма (випадок 2) були вищими, ніж у ринкових кошиках та дублікатах продовольчих досліджень. Цей результат є обґрунтованим, оскільки випадок 2 є консервативним. Валідація за період з березня по червень, у тому числі для еквівалентних доз щитовидної залози внаслідок 131 I, не проводилась, оскільки відсутні дані ринкових кошиків та дублікатів продовольчих досліджень.