4.2.1 Con đường phơi nhiễm
Mặc dù radon là chất trơ hóa học và không mang điện tích, con cháu của nó sinh ra sau chuỗi phân rã phóng xạ thực tế mang điện và gắn dễ dàng vào các hạt bụi li ti hiện diện trong không khí trong nhà. Các hạt bụi này thường bị hít vào phổi hoặc từ nước uống vào đường dạ dày ruột. Các hạt sau khi hít vào sẽ lập tức
đính vào phế nang còn con cháu radon xâm nhập qua đường tiêu hóa sẽ hấp thụ
vào máu, cuối cùng vận chuyển đến phổi.
Con cháu radon tích tụ trong cơ thể phân rã phóng xạ phát ra tia alpha, chúng sẽ từ từ xuyên qua bề mặt phổi vào bên trong, phá vỡ cấu trúc ADN trong tế bào phổi, và có tiềm năng dẫn đến ung thư phổi.
Mức độảnh hưởng qua các con đường phơi nhiễm:
• Hít vào: hầu như tất cả phơi nhiễm của con người xảy ra thông qua hệ hô hấp
• Tiêu hóa: phơi nhiễm rất ít • Da: không đáng kể
Hình 4.3: Sơ đồ mô tả con đường phơi nhiễm radon
4.2.2 Tính toán phơi nhiễm khí radon trong nhà
Các tính toán phơi nhiễm trong luận văn được tham khảo từ các tính toán của EPA 2003. Luận văn không thực hiện đánh giá liều hiệu dụng, mà tính toán phơi nhiễm trung bình năm phục vụ cho đánh giá rủi ro ung thư phổi do radon. Vì việc tính toán liều hiệu dụng không thể hiện được mối liên hệ giữa nồng độ radon và rủi ro ung thư phổi. Trong khi đó, rủi ro sức khoẻ từ radon chủ yếu do việc phơi nhiễm các sản phẩm phân rã con cháu radon. Vì vậy, giá trị quyết định cho việc đánh giá ảnh hưởng sức khoẻ là nồng độ radon hoạt động bên trong cơ thể
con người được thể hiện qua giá trị nồng độ năng lượng alpha tiềm tàng (Working level – WL).
4.2.2.1 Tính toán phơi nhiễm tích lũy
Bảng 4.1: Các đơn vị tính toán - chuyển đổi được sử dụng trong luận văn
WLM/y Bq/m3 pCi/l WL 0.10 25 0.7 0.003 0.19 50 1.4 0.005 0.39 100 2.7 0.011 0.58 150 4.1 0.016 0.78 200 4.4 0.022
Phơi nhiễm tích lũy được xác định là tất cả mức hoạt động (WL) nhân với thời gian phơi nhiễm. Trong các đánh giá phơi nhiễm thì phơi nhiễm tích lũy này
được tính bằng mức phơi nhiễm trong 1 tháng, tức 170 giờ làm việc [11]. Phơi nhiễm tích lũy được tính bằng công thức sau:
⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎝ ⎛ • =∑ =1( ) 170 i n i i t WL WLM Trong đó:
• (WL)i là nồng độ trung bình của Radon và con cháu trong quá trình phơi nhiễm.
• ti là tổng thời gian phơi nhiễm. • 1 WL = 100pCi/L = 3700 Bq/m3
Công thức trên được sử dụng cho tính toán phơi nhiễm tích luỹ trong các khoảng thời gian với các nồng độ tương ứng với các khoảng thời gian đó. Tuy nhiên vì sự giới hạn về thời gian nghiên cứu và hệ thống dữ liệu thống kê trong khoảng thời gian ngắn nên không đủ đáp ứng cho các đánh giá phơi nhiễm cho 1 cá nhân ở những thời gian khác nhau và các mức nồng độ khác nhau. Luận văn chỉ nêu lên nhằm mục đích chỉ ra phương pháp và cách tính toán chung trong
đánh giá phơi nhiễm radon trong cộng đồng.
4.2.2.2 Giá trị tỷ lệ phơi nhiễm trung bình được ước tính trong một năm
w = C. [ F × 0.01 WL (pCi/L)-1] [ G × 51.6 WLM (WL.y)-1
Trong đó:
• w: giá trị tỷ lệ phơi nhiễm trung bình được ước tính trong một năm (WLM/y)
• C: nồng độ Radon trung bình (pCi/L)
• F: hệ số cân bằng giữa Radon và các sản phẩm con, F = 0.4 • G = 0.7, (70% thời gian ở nhà).
170 giờ/tháng. 8766/170 = 51.6
Vậy ở nồng độ 1 pCi/L thì phơi nhiễm con cháu radon là
w = 1 pCi/L [0.4 x 0.01 WL.(pCi/L)-1] x [0.7 x 51.6 WLM(Wly)-1] = 0.144 WLM/y [9]. (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
4.2.2.3 Kết quảđánh giá phơi nhiễm radon trong nhà tại Thủ Dầu Một
Số liệu nồng độ radon trong nhà tại 117 hộ gia đình khu vực Thủ Dầu Một sẽ được sử dụng tính toán phơi nhiễm cho người dân với giải thuyết rằng người dân bị phơi nhiễm ở mức nồng độ này suốt đời và nồng độ trung bình cả năm
được sử dụng cho các tính toán là 22.09 Bq/m3 = 0.60 pCi/l.
Kết quảđánh giá phơi nhiễm trung bình năm của người dân Thủ Dầu Một cho thấy người dân phơi nhiễm trung bình hằng năm là 0.09 WLM/y, phơi nhiễm nằm trong khoảng 0.045 – 0.318 WLM/y, SD = 0.038 WLM/y. Mức phơi nhiễm này là tương đối an toàn đối với sức khoẻ người dân, tuy nhiên nếu xét trong điều kiện phơi nhiễm lâu dài và tình trạng hút thuốc có thể xảy ra một số ảnh hưởng cần xem xét và đánh giá.
4.3 ĐÁNH GIÁ RỦI RO SỨC KHỎE DO PHƠI NHIỄM RADON 4.3.1 Phương pháp đánh giá rủi ro sức khỏe
4.3.1.1 Ước tính rủi ro tương đối vượt mức
Báo cáo này sẽ sử dụng mô hình tính toán rủi ro theo hướng dẫn của EPA, 2003. Theo cách tiếp cận để tính toán rủi ro của EPA là sử dụng 1 mô hình đơn thay vì 2 mô hình như BEIR VI (NAS). Vì 2 mô hình được đề xuất trước đây gần như phụ thuộc vào độ tuổi và thời gian bắt đầu phơi nhiễm. EPA sử dụng mô hình nồng độ cho tính toán rủi ro vì mô hình nồng độ có thểđánh giá những ảnh hưởng
đến sức khỏe do phơi nhiễm trong nhà ở các mức độ thay đổi theo thời gian. Trong BEIR VI: rủi ro/WLM là 6.52 x 10-4 cho mô hình nồng độ
4.43 x 10-4 cho mô hình khoảng thời gian. EPA đã tính toán mô hình nồng độ để rủi ro/WLM sẽ bằng với ý nghĩa hình học của 2 giá trị này là 5.38 x 10-4. Rủi ro/WLM xấp xỉ cân bằng với hệ sốβ. Hệ số rủi ro theo mô hình nồng độ là:
β = 0.0768 x (4.43 / 6.52)1/2 = 0.0634,
và rủi ro/WLM là: 5.38 x 10-4 ≈ (6.52 x 10-4) x (4.43/6.52)1/2
Mô hình nồng độ chỉ rõ rủi ro tương đối vượt mức phụ thuộc vào thời gian bắt đầu phơi nhiễm, độ tuổi đạt được, và tốc độ phơi nhiễm (nồng độ) theo công thức: ERR = β(w5-14 + θ15-24 w15-24 + θ25+ w25+) Φ age γz (3) Trong đó • β: hệ số rủi ro. • w5-14; w15-24; w25+: Phơi nhiễm ở các giai đoạn khác: 5-14; 15-24; và từ 25 năm trở lên, tính từđộ tuổi ước tính.
• θ5-14; θ15-24; θ25+: rủi ro tương đối phụ thuộc vào thời gian bắt đầu phơi nhiễm.
• γz: phân loại từ 1 cho phơi nhiễm < 0.5 WL đến 0.11 cho phơi nhiễm > 15 WL; mô tả sự phụ thuộc tốc độ phơi nhiễm. Thông thường có thểđơn giản tính toán bằng cách quy ước γz = 1 vì phơi nhiễm trong nhà hầu hết đều nhỏ hơn 0.5WL.
Đặt β* = β Φ age và sử dụng các thông số được nêu ra trong (bảng 3: ước tính các thông số cho mô hình rủi ro), phương trình tính rủi ro tương đối vượt mức được biểu diễn thành ERR = β*(w5-14 + 0.78 w15-24 + 0.51 w25+) β* = 0.0768 cho độ tuổi x < 55 = 0.0438 cho 55 ≤ x < 65 = 0.0223 cho 65 ≤ x < 75 = 0.0069 cho x ≥ 75.
Bảng 4.2: Các thông sốước tính cho mô hình nồng độ
Mô hình nồng độ (β x 100 = 7.68) Thời gian bắt đầu phơi nhiễm θ15-24 = 0.78 θ25+ = 0.51 Độ tuổi đạt được Φ<55 = 1.00 Φ55-64 = 0.57 Φ65-74 = 0.29 Φ75+ = 0.09 Nguồn: Trích từ tài liệu [11]
Ví dụ: Ước tính rủi ro sức khoẻ ở độ tuổi 60 biết người đó phơi nhiễm ở
mức 6 pCi/l (0.867 WLM/y) đến độ tuổi 45, sau đó phơi nhiễm 2pCi/l (0.289 WLM/y) trong 15 năm tiếp theo.
Vậy rủi ro tử vong do ung thư phổi ởđộ tuổi 60 là:
ERR = 0.0438 (0.289 x 10 + 0.78 x 0.867 x 10 + 0.51 x 0.867 x 35 = 106%
Nhận xét: mô hình tính toán trên áp dụng cho tính toán rủi ro với thời gian dài và các giai đoạn khác nhau được quan sát một cách kĩ lưỡng về giai đoạn phơi nhiễm radon và nồng độ trong từng giai đoạn. Tính toán này đưa ra ước tính chính xác về các rủi ro sức khoẻ, tuy nhiên trong điều kiện thời gian thực hiện luận văn ngắn và các cơ sở dữ liệu theo từng giai đoạn của đối tượng nghiên cứu không đầy
điều kiện phơi nhiễm với cùng một nồng độ trung bình năm đo được trong mùa khô và mùa mưa.
4.3.1.2 Ước tính rủi ro trung bình tử vong do ung thư phổi vì phơi nhiễm radon
Ước tính rủi ro trung bình tử vong do ung thư phổi với phơi nhiễm suốt đời
ở nồng độ C được tính toán theo công thức EPA đã sử dụng như sau:
ER = w × t × risk estimate
Trong đó:
• w: giá trị tỷ lệ phơi nhiễm trung bình được ước tính trong một năm (WLM/y)
• t: tuổi thọ trung bình của 1 quốc gia. Risk estimate = 5.38×10−4/ WLM cho toàn dân số; (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
= 9.68×10−4/WLM người đã từng hút thuốc; = 1.67×10−4/WLM cho người không hút thuốc.
Bảng 4.3: Ước tính rủi ro/WLM theo giới tính và tình trạng hút thuốc Giới tính Tình trạng hút thuốc Rủi ro/WLM (10-4) Tuổi thọ trung bình (năm) EPA Tuổi thọ trung bình của Việt Nam a Nam Không hút thuHút thuốc ốc
Toàn thể nam giới 10.6 1.74 6.40 71.5 72.8 72.1 69.4 70.7 70 Nữ Không hút thuHút thuốc ốc
Toàn thể nữ giới 8.51 1.61 4.39 78.0 79.4 78.8 74.2 75.6 75 Dân số chung Hút thuốc Không hút thuốc Toàn thể dân số 9.68 1.67 5.38 74.2 76.4 75.4 70.8 73 72 Nguồn: Trích từ tài liệu [9]
Ví dụ: Một người nam phơi nhiễm suốt đời với nồng độ 2pCi/l thì tỉ lệ phơi nhiễm được ước tính trung bình trong 1 năm là: 0.288 WLM/y.
• Giới tính nam và hút thuốc thì RR/WLM: 10.6 x 10-4/WLM và t = 69.4 ER = 0.288 (WLM/y) x 69.4 (y) x 10.6 x 10-4/WLM = 0.021
(trong 1000 người sẽ có 21 người tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon)
• Giới tính nam và không hút thuốc thì RR/WLM: 1.74 x 10-4 và t = 70.7 ER = 0.288 (WLM/y) x 70.7 (y) x 1.74 x 10-4/WLM = 0.0035
(trong 10000 người sẽ có 35 người tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon) Kết luận: Rủi ro tử vong do ung thư phổi vì phơi nhiễm radon ở cùng 1 nồng độ C sẽ cao hơn 6 lần ở người hút thuốc so với người không hút thuốc.
4.3.2 Đánh giá rủi ro sức khoẻ do phơi nhiễm radon tại Thủ Dầu Một
Theo kết quả phân tích, nồng độ radon tại các hộ gia đình có nồng độ radon trong nhà cao nhất (53 Bq/m3 = 1.5 pCi/l)
Theo khảo sát, hộ gia đình này có 4 thành viên.
Thành viên Độ tuổi Giới tính Tình trạng hút thuốc
TV01 40 Nam Hút thuốc
TV02 40 Nữ Không hút thuốc TV03 15 Nam Không hút thuốc TV04 14 Nam Không hút thuốc Phơi nhiễm trung bình được ước tính trong 1 năm của các thành viên:
w = 1.5 x 0.144 WLM/y = 0.216 WLM/y
Rủi ro tương đối vượt mức theo mô hình nồng độ khoảng thời gian 10 năm tới • ERRTV01-02 = 0.0768 (0.216 + 0.78 x 0.216 x 10y + 0.51 x 0.216 x 30y) =
0.399
• ERRTV03-04 = 0.0768 (0.216) = 0.0166
Rủi ro trung bình tử vong do ung thư phổi vì phơi nhiễm radon suốt đời • ERTV01 = 0.216 x 69.4 x 10.6 x 10-4 = 0.016
• ERTV02 = 0.216 x 75.6 x 1.61 x 10-4 = 0.0026 • ERTV03-04 = 0.216 x 70.7 x 1.74 x 10-4 = 0.00266
(*giả sử TV03-04 sẽ không hút thuốc)
Trong hình 4.5 biểu diễn rủi ro trung bình tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon cho 4 nhóm đối tượng giới tính và tình trạng hút thuốc. Kết quả
cho thấy rủi ro tử vong ở nam hút thuốc cao hơn gấp 6 lần không hút thuốc, tương tựở nữ hút thuốc rủi ro cũng cao hơn nữ không hút thuốc hơn 5 lần.
Bảng 4.4: Mô tả rủi ro trung bình tử vong cho các nhóm đối tượng nghiên cứu Giới tính - tình trạng hút
thuốc ER Min – ER Max ER Trung bình Nam không hút thuốc 0.00047 – 0.00352 0.00105 ± 0.00041 Nam hút thuốc 0.00281 – 0.02105 0.00627 ± 0.00248 Nữ không hút thuốc 0.00046 – 0.00348 0.00104 ± 0.00041 Nữ hút thuốc 0.00241 – 0.01806 0.00538 ± 0.00213
Dân số chung 0.00148 – 0.01108 0.00619 ± 0.00346
Hình 4.5: Rủi ro tử vong do ung thư phổi của người dân Thủ Dầu Một do phơi nhiễm radon suốt đời ở nồng độ khảo sát đối với các nhóm đối tượng.
4.3.3 Đánh giá tỉ lệ tử vong
Đánh giá được dựa trên các phương pháp nghiên cứu dịch tễ học châu Âu, kết hợp với phương pháp cổđiển được đề xuất bởi Covello và Merkhofer cho tính rủi ro và áp dụng trong các nghiên cứu của Catelinois và các đồng sựđể ước tính tổng thể các rủi ro tử vong tại Pháp [26]. (adsbygoogle = window.adsbygoogle || []).push({});
Để tính toán số tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon, những kết quả nồng
độ, tổng tử vong do ung thư phổi và mối quan hệ phơi nhiễm và phản ứng theo phương trình
Rn A d A T Rn A d A Rn RR N RR N , , , , , , 1+ × = Trong đó,
• NRn,A,d : số ca tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon hằng năm ở độ
tuổi A và trong khu vực d.
• RRA,Rn: rủi ro tương đối suốt đời cho các cá nhân ở độ tuổi A, trong vùng d.
• NT,A,d : tỉ lệ tử vong do ung thư phổi hằng năm cho nhóm độ tuổi A, vùng d.
Theo khảo sát từ các cơ sở y tế tại khu vực nghiên cứu, kết quả tổng kết trong 5 năm từ 2005 – 2009, toàn thị xã Thủ Dầu Một có 32 ca tử vong do ung thư
phổi ở tất cả các độ tuổi. Rủi ro tương đối suốt đời ở tất cả các độ tuổi cho dân số
chung với mức phơi nhiễm trung bình hằng năm 0.09 WLM/y là: RRA,Rn = 0.0062; NT, A, d = 6.4.
Vậy số ca tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon hằng năm tại Thủ
Dầu Một là: NRn,A,d = 0.004 (Trong 1000 ca tử vong do ung thư phổi hằng năm, có 4 ca tử vong do ung thư phổi liên quan đến radon).
4.3.4 Đánh giá ảnh hưởng theo số liệu y tế thống kê tại địa phương
Theo số liệu thống kê y tế tại địa phương trong 5 năm (2005 – 2009) trong Bảng 3.11 về tình hình tử vong của 12 xã phường và nồng độ đo được trung bình năm thể hiện trong biểu đồ Hình 4.6 cho thấy nồng độ radon tại các xã phường chênh lệch không nhiều, trong khi đó số ca tử vong lại chênh lệch khác biệt. Chẳng hạn Xã Hiệp An có nồng độ cao thứ 3 và trong 5 năm cán bộ y tế ghi nhận 0 có ca nào tử vong do ung thư phổi. Ngược lại, Phú Thọ là phường có mức radon thấp nhất nhưng tỉ lệ ung thư phổi lại cao thứ 3 so với các xã phường khác.
Hình 4.6: Nồng độ radon trung bình năm tại các xã phường và số lượng tử vong do ung thư phổi
Kết quả cho thấy, với mức nồng độ trung bình tại khu vực nghiên cứu là 22.09 Bq/m3 và số ca tử vong do ung thư phổi trung bình trong 5 năm thì hầu như radon có mối liên quan rất ít vào những ca tử vong do ung thư phổi khảo sát được từ thực tế. Những trường hợp tử vong do ung thư phổi có thể từ nhiều nguyên nhân quan trọng khác như: hút thuốc lá, môi trường làm việc ô nhiễm... và trong
đó nhân tố radon trong nhà chiếm ảnh hưởng không đáng kể.
4.4 MỘT SỐ ĐỀ XUẤT GIẢI PHÁP
Nồng độ radon phân tích tại các hộ gia đình lấy mẫu đều nằm trong khoảng cho phép theo TCVN và thế giới. Vì vậy, việc áp dụng các biện pháp giảm thiểu là việc làm không cấp thiết đối với khu vực nghiên cứu. Tuy nhiên, qua quá trình phỏng vấn điều tra và dựa theo các nguyên lý hiệu ứng bẫy radon trong nhà cho thấy nồng độ mùa mưa tại các hộ gia đình cao hơn mùa khô, và nguyên nhân quan