К оценке радиационной безопасности для здоровья населения потребления рыбы дальневосточного бассейна

В результате аварии на АЭС «Фукусима-1», имевшей место в марте 2011 г., в воды северной части Тихого океана произошел сброс значительного количества радионуклидов, которые вследствие переноса с морскими течениями дошли до берегов США и оказали влияние на качество морской воды во всей акватории. Поступление радионуклидов от аварийной станции в воды Тихого океана происходило как воздушным путём, так и в результате контролируемого и неконтролируемого сброса в океан воды, использованной для охлаждения аварийных реакторов [3]. По разным оценкам, непосредственно в океан с водой было сброшено от 1·1015 до 41·1015 Бк 137Cs и такое же количество 134Cs

[1, 3]; значительная часть выброшенных в атмосферу радионуклидов выпала на поверхность северной части Тихого океана.

Следствием поступления радионуклидов в океанские воды стало радиоактивное загрязнение морской рыбы, промысел которой ведётся как в водах Тихого океана, так и в Японском и Охотском морях, соединённых с Тихим океаном узкими проливами [1]. В пресс-релизах и месячных отчетах Министерства здравоохранения Японии регулярно публикуются материалы по содержанию изотопов цезия в морских продуктах, добываемых в японских прибрежных водах. Около 2 % проб рыбы, выловленной у восточного побережья Японии в 2012 г., превышают норма-

тив Евросоюза на допустимое содержание цезия-137 и 10 % проб выше норматива Российской Федерации [1]. Это указывает на опасность для здоровья населения Российской Федерации, обусловленную поступлением радионуклидов 137Cs и 134Cs с рыбой и морепродуктами, обитающими в загрязненной морской воде.

Преобладающим путём поступления 137Cs в организм рыб является алиментарный [6]. Между компонентами трофических сетей происходит постоянный перенос вещества, а следовательно, возможна миграция радионуклидов по трофическим цепям от одного уровня к другому [12]. В связи с этим важнейшим путем поступления радионуклидов в организм рыб является передача радиоактивных веществ по пищевым цепям.

Поступление 137Cs, как и других радионуклидов, в рыбу в значительной степени зависит от её рациона и спектра питания [10]. Молодь большинства рыб и многие взрослые рыбы питаются планктоном, который способен накапливать радионуклиды до концентраций в сотни раз больших, чем в окружающей воде. Поэтому при малом содержании радиоактивных веществ в воде поступление их в организм рыб обусловливается в первую очередь загрязнённой пищей. При этом не происходит эффективного переноса радиоизотопа 137Cs между трофическими уровнями зообентос – рыбы-бентофаги, однако происходит накопление данного радионуклида из биомассы рыб-бентофагов рыбами-ихтиофагами [12]. Меньшее всего 137Cs регистрируется у бентофагов, планктофагов и фитофагов, а наибольшее количество 137Cs характерно для ихтиофагов и рыб смешанного типа питания [2].

При попадании в водные экосистемы радиоизотопы избирательно накапливаются отдельными компонентами водоёма, тем самым создавая различные радиационные условия для каждой из экологических групп. Радионуклиды интенсивно сорбируются дном и донными отложениями, в результате чего дно становится своеобразным депо долгоживущих элементов.

В связи с тем, что радиоизотоп 137Cs, имеющий длительный период полураспада, оседает на частицах осадков и скапливается на дне, а также в связи с тем, что у донных рыб накопление радиоизотопов идёт быстрее, чем у пелагических, наиболее чувствительной группой морских обитателей могут оказаться донные рыбы [19]. Измерение радиоактивности разных экологических типов рыб показало, что у донных обитателей показатели в 10–50 раз больше, чем у пелагических и подповерхностных видов [16].

По данным Тихоокеанского научно-исследовательского рыбохозяйственного центра, основу дальневосточных уловов составляют минтай, сельдь, тихоокеанские лососи, в то же время увеличивается вылов таких промысловых рыб, как сайра и тихоокеанский голубой тунец. Сайра относится к планктофагам, соответственно, для данного вида не происходит эффективного накопления изотопов 137Cs в процессе питания, однако пути её миграции пролегают через районы, наиболее загрязнённые цезием, как и у тихоокеанского голубого тунца. Вместе с этим тунец относится к ихтиофагам. В отличие от сайры и тунца, миграционные пути дальневосточной сардины не проходят через области Тихого океана, на которые распространилось радиоактивное загрязнение после аварии на АЭС «Фукусима-1», однако данный вид рыб обладает смешанным типом питания, в связи с чем характеризуется эффективным накоплением радиоизотопа 137Cs в трофической сети.

Таким образом, в связи с аварией на АЭС «Фукусима-1» существует опасность поступления изотопов цезия с рыбной продукцией и актуальной является оценка риска для здоровья населения Российской Федерации, связанная с потреблением этой продукции

Цель работы – оценка безопасности для здоровья населения Российской Федерации потребления дальневосточной промысловой рыбы в связи с аварией на АЭС «Фукусима-1».

Для достижения цели были решены следующие задачи:

• 1)    выбор математической модели, описывающей процесс разбавления и переноса радионуклидов и анализ результатов натурных замеров ¹³⁷Cs;

• 2)    оценка содержания радионуклидов в выбранных видах промысловых рыб с учетом результатов моделирования уровней загрязнения цезием океанской воды на путях их миграции и натурных исследований в период до 2014 г.;

• 3)    формирование сценариев потребления рыбной продукции и расчет в соответствии с ними суточного поступления ¹³⁷Cs для жителей дальневосточных субъектов Российской Федерации;

• 4)    оценка риска для здоровья населения Российской Федерации, связанного с поступлением радионуклидов цезия с рыбной продукцией.

Материалы и методы. В качестве рабочей модели для процесса разбавления и переноса радионуклидов была выбрана модель, предложенная международной исследовательской группой ученых из Испании, Австралии и Франции (Institute for Cross-Disciplinary Physics and Complex Systems, Spain; University of New South Wales, Climate Change Research Center Laboratoire d'Etude en Géophysique et Océanographie Spatiales, France) [14]. Она описывает расчеты распространения содержания радиоизотопа 137Cs в части Тихого океана, подверженной влиянию сбросов в ре- зультате аварии на АЭС «Фукусима-1». Данные, представленные в работе (рис. 1), позволяют не только охарактеризовать загрязнение северной части Тихого океана в 2012 г., но и выполнить прогноз на десять лет. Модель, учитывает все основные параметры аварийного сброса, характеристики океанских течений, рельефа дна, атмосферных явлений, что позволило выбрать ее в качестве базовой для осуществления процедуры верификации.

а

б

Рис. 1. Результаты расчетов пространственного распределения цезия ¹³⁷Cs: а – 2012 г.; б – 2014 г.

В качестве основных информационных материалов для нахождения значения натурных замеров были использованы данные, полученные в ходе научных экспедиций в предполагаемые районы загрязнения и в организованных систематических мониторинговых исследований содержания радиоактивных изотопов. Источниками послужили результаты исследований ФБУН «Санкт-Петербургский научно-исследовательский институт радиационной гигиены имени профессора П.В. Рамзаева» поверхностных вод Японского моря и Тихого океана (вблизи места аварии), данные, полученные в ходе совместного исследования в 2011 г. акватории Тихого океана между берегами Японии и США специалистами США и Японии [15], и открытые материалы мониторинговых исследований качества морской воды, организованных Японией и США [15, 17, 18]. Всего в обработку были включены данные за 4 года по 909 замерам на различных глубинах и в различных местах Тихоокеанского бассейна [15, 17, 18].

Общая характеристика исходных данных, собранных из различных источников:

– за 2011 г. – 305 замеров (минимум – 0,3 Бк/м3, среднее – 229 Бк/м3, максимум – 4496,8 Бк/м3);

– за 2012 г. – 83 замера (минимум – 0,8 Бк/м3, среднее – 5,717 Бк/м3, максимум – 76,7 Бк/м3);

– за 2013 г. – 353 замера (минимум – 0 Бк/м3, среднее – 3,036, Бк/м3, максимум – 21 Бк/м3);

– за 2014 г. – 167 замеров (минимум – 0,4 Бк/м3, среднее – 2,213 Бк/м3, максимум – 6,9 Бк/м3).

На рис. 2 приведена географическая привязка точек контроля содержания цезия в морской воде. Анализ географии точек контроля (рис. 2) показал, что практически все точки расположены вдоль побережья Северной Америки, Японии и Курильской гряды, а также вдоль тихоокеанского течения Куросио.

В качестве исходной информации для оценки содержания радионуклидов в отдельных видах

Рис. 2. Географическая привязка точек контроля содержания цезия 137Cs в морской воде

промысловых рыб использовались результаты моделирования распространения радионуклидов цезия в акватории Тихого океана и данные натурных измерений.

Для проведения оценки опасности и риска для здоровья населения Российской Федерации, связанного с поступлением радионуклидов цезия с рыбной продукцией, были выбраны виды рыб, для которых сформированы сценарии потребления и расчет в соответствии с ними годового поступления 137Cs.

Выбор видов рыб, потребление которых будет учитываться при разработке сценариев потребления и расчете в соответствии с ними годового поступления 137Cs, был обусловлен маршрутами миграции и спектром питания. Маршруты миграции выбранных видов рыб были нанесены на карты вместе с указанием концентраций 137Cs, полученных по данным моделирования процесса распространения изотопов цезия, поступивших в океан вследствие аварии на АЭС «Фукусима-1», и точками натурных замеров.

При оценке потребления рыбы и рыбопродуктов в Российской Федерации были использованы значения фактического потребления в соответствии с данными Федеральной службы государственной статистики за 2013 г., а также потребления рыбы и рыбопродуктов контингентами риска – жителями населенных пунктов на островах в Сахалинской области, которые могут рассматриваться как целевая группа. Оценка опасности и риска для здоровья населения Российской Федерации, связанного с поступлением радионуклидов цезия с рыбной продукцией, проводилась в соответствии с принципами, изложенными в Р 2.1.10.1920-04. «Руководство по оценке риска для здоровья населения при воздействии химических веществ, загрязняющих окружающую среду»

Для расчёта концентрации радионуклидов в рыбе, с учётом полученных данных концентраций в морской воде были использованы концентрационные множители, рекомендуемые МАГАТЭ в техническом докладе TRS-422 [5].

Для расчета канцерогенного риска в каждом сценарии использовался эволюционный подход. Эволюционная модель накопления канцерогенного риска здоровью при употреблении продукции, содержащей радионуклиды, является математическим описанием процесса изменения состояния здоровья населения, находящегося под действием радиационных факторов в течение длительного времени.

Эволюционные уравнения записываются в виде рекуррентных соотношений, позволяющих организовывать итерационную расчетную процедуру по временным шагам. Система рекуррентных уравнений учитывает накопление риска канцерогенных эффектов на критические органы/системы за счет действия различных радионуклидов. Модель позволяет рассчитывать канцерогенный риск на любой заданный момент времени при помощи прогнозирования накопления риска эффектов с учетом продолжительности воздействия и возраста.

Риск заболевания раком при радиационном воздействии вычисляется по соотношению:

Rt+1 = Rt +(a R + X D,) K,

где R t _{+ 1} - значение риска в момент времени t +1, R_t - значение риска в момент времени t , а 1 -коэффициент прироста риска за счет естественных причин, X - коэффициент прироста риска за счет действия радиации, D_t – экспозиция радиационного фактора (зависимость дозы от времени), K – временной эмпирический коэффициент.

Коэффициенты, учитывающие эволюцию риска за счет естественных причин, определяются исходя из фоновых показателей заболеваемости и смертности от отдельных нозологий, отражающих функциональные нарушения критических органов и систем (табл. 1). Идентификация параметров моделей накопления риска нарушений здоровья за счет естественных процессов в организме проводится на основе статистических данных по заболеваемости и смертности взрослого населения.

Таблица 1

Рекуррентные соотношения для оценки риска онкологической заболеваемости

Для расчета радиационного риска используются эволюционные модели накопления риска. В первый год жизни значение риска принимается равным 10–7.

Результаты и их обсуждение. Для оценки содержания радионуклидов в выбранных видах промысловых рыб было выполнено наложение путей миграции рыб на полученные расчетные данные (рис. 3).

Ареалы обитания и пути миграции минтая, сельди, тихоокеанских лососей в соответствии с результатами моделирования распространения радионуклидов характеризуются минимальными уровнями загрязнения [8]. В то же время пути миграции таких видов рыб, как сайра и тихоокеанский голубой тунец, пролегают через более загрязненные цезием районы [8, 13].

В соответствии с методическими подходами к оценке риска здоровью человека, связанного с содержанием вредных веществ в пищевых продуктах, принятыми в мировой практике [4, 18], были рассмотрены несколько сценариев поступления 137Cs в организм потребляющих рыбу, выловленную в Тихом океане. Сформированные сценарии предусматривают расчет- ные и натурные данные замеров концентраций 137Cs в морской воде за 2012 и 2014 г., а также потребление рыбопродуктов в объеме 24,8 кг для населения в целом и 50,0 кг для целевых групп. При формировании сценариев рассматривалась гипотеза, предполагающая уровень инкорпорации, эквивалентный максимальной концентрации 137Cs в морской воде, не изменяющийся в период прогнозирования (без учета периода полураспада изотопа).

В качестве первого сценария была рассмотрена инкорпорация, предусматривающая потребление продукта в объеме 24,8 кг в год [7]

Россия

Канада

Точки замеров цезия в 2012 г. Точки миграции сардины Точки миграции тунца Точки миграции сайры

V^/ Миграции тунца /\j! Миграции сардины

<С\/ Миграции сайры

Течение Куросио

Цезий, модельные данные 2014 г.

0,1–15,39

15,39–51,659

51,659–107,615

107,615–191,809

191,809–364,547

Кита)

Точки замеров цезия в 2012 г. Точки миграции сардины Точки миграции тунца Точки миграции сайры

/\/ Миграции тунца /\^ Миграции сардины ^\/ Миграции сайры

Цезий, модельные данные 2014 г.

0,1–15,39

15,39–51,659

51,659–107,615

107,615–191,809

191,809–364,547

, Канада

б

Рис. 3. Результаты расчетов пространственного распределения цезия ¹³⁷Cs с наложением путей миграции рыб и точек натурных замеров (концентрации цезия в морской воде, Бк/м³): а – в 2012 г.; б – в 2014 г.

с содержанием оцениваемого компонента согласно расчетным данным за 2012 и 2014 г. Второй сценарий рассмотрен для целевых групп населения, потребляющих до 50,0 кг рыбопродуктов [9], с концентрацией радионуклида 137Cs, полученный также в результате расчетов. Третий и четвертый сценарии предусматривали использование данных натурных замеров концентраций 137Cs в воде за 2012 и 2014 г. при потреблении населением рыбопродуктов в количестве 24,8 и 50,0 кг.

Концентрации радионуклидов 137Cs в зонах миграции тихоокеанского голубого тунца и сайры представлены в табл. 2 и 3.

Максимальные концентрации радионуклидов 137Cs в зонах миграции тихоокеанского голубого тунца составляют: по данным моделирования – 311,9 Бк/м3 в 2012 г. (точка 4) и 72,5 Бк/м3 в 2014 г. (точка 8), по данным натурных исследований – 5 Бк/м3 (точка 4) в 2012 г. и 2,7 Бк/м3 в 2014 г. (точка 1). Максимальные концентрации радионуклидов 137Cs в зонах миграции сайры составляют: по расчетным данным – 271,8 Бк/м3 (точки 2 и 3)

в 2012 г. и 35,1 Бк/м3 (точка 3) в 2014 г., по данным натурных исследований – 5,4 Бк/м3 (точка 4) в 2012 г. и 3 Бк/м3 (точка 7) в 2014 г.

Несоответствие оценок загрязнения морской воды 137Cs по результатам моделирования и натурных исследований свидетельствует о сохраняющейся опасности распространения изотопов цезия и необходимости продолжения мониторинговых наблюдений.

Проведенная оценка концентраций радионуклидов 137Cs в выбранных видах рыб представлена в табл. 4 и 5.

Согласно расчетным данным, в голубом тунце могло содержаться 31,1 Бк/кг 137Cs в 2012 г. и 7,3 Бк/кг в 2014 г. Исходя из этого годовое поступление в организм человека 137Cs с голубым тунцом в 2012 г. составит 771,28 Бк, а в 2014 г. – 181,04 Бк. Для целевых групп населения (годовое потребление рыбопродуктов до 50 кг) годовое поступления 137Cs в организм человека составит 1555,0 и 365,0 Бк в 2012 и 2014 г. соответственно.

Таблица 2

Концентрации радионуклидов 137Cs в зонах миграции тихоокеанского голубого тунца и сайры по данным моделирования1

Вид	Номер точки	Широта	Долгота	Концентрация в воде, Бк/м3
				2012 г.	2014 г.
Голубой тунец	1	131,25	35,89	0,1	0,1
	2	126,96	32,68	0,1	0,1
	3	132,86	31,07	0,1	0,79
	4	138,75	32,95	0,44	1,61
	5	143,3	34,29	29,52	3,82
	6	141,96	31,07	14,97	5,98
	7	143,84	36,96	148,36	4,84
	8	151,07	40,18	200,81	10,57
	9	161,25	40,71	311,91	22,21
	10	170,36	41,25	269,33	47,13
	11	180,0	41,79	200,81	54,08
	12	189,91	42,86	72,54	63,21
	13	201,96	43,39	35,14	72,54
	14	215,1	40,18	0,24	47,13
	15	227,41	38,84	0,1	10,57
	16	228,75	43,13	0,1	20,83
	17	234,11	30,0	0,1	2,90
	18	245,8	20,89	0,1	0,1
	19	237,6	32,68	0,1	1,15
Сайра	1	152,14	35,89	175	5,12
	2	160,18	37,5	271,81	16,56
	3	168,75	38,84	271,81	35,14
	4	173,04	47,14	2,46	5,46
	5	163,13	53,04	0,78	0,90
	6	152,68	45,27	10,57	1,38
	7	146,79	42,05	130,48	6,87

1 Institute for Cross-Disciplinary Physics and Complex Systems, Spain; University of New South Wales, Climate Change Research Center & ARC Centre of Excellence for Climate System Science, Australia; Laboratoire d'Etude en Géophysique et Océanographie Spatiales, France.

Таблица 3

Концентрации 137Cs в зонах миграции тихоокеанского голубого тунца и сайры по данным натурных исследований1

Вид	Номер точки	Широта	Долгота	Концентрация в воде, Бк/м3
				2012 г.	2014 г.
Голубой тунец	4	138,75	32,95	1,8	2,7
	5	143,3	34,29	1,7	2,2
	6	141,96	31,07	1,6	1,6
	7	143,84	36,96	2,6	2
	9	161,25	40,71	5	–
	17	234,11	30,0	1,7	–
	19	237,6	32,68	1,7	–
Сайра	1	152,14	35,89	3,7	2,8
	4	173,04	47,14	5,4	–
	5	163,13	53,04	1,8	–
	6	152,68	45,27	4,3	–
	7	146,79	42,05	4,3	3

Таблица 4

Оценка концентраций 137Cs в выбранных для моделирования видах рыб (по расчетным концентрациям в морской воде)

Вид	Концентрация в рыбе (Бк/кг)
	2012 г.	2014 г.
Голубой тунец	31,1	7,3
Сайра	27,18	3,5

Таблица 5

Оценка концентраций 137Cs в выбранных для моделирования видах рыб (по натурным замерам концентраций в морской воде)

Вид	Концентрация в рыбе (Бк/кг)
	2012 г.	2014 г.
Голубой тунец	0,5	0,27
Сайра	0,54	0,3

Также рассчитано годовое поступление в организм человека 137Cs по данным натурных наблюдений: при потреблении морской рыбы из расчета 24,8 кг (в соответствии с третьим сценарием) в 2012 г. инкорпорация 137Cs составляет 12,4 Бк, а в 2014 г. – 6,7 Бк; при потреблении до 50,0 кг голубого тунца (четвертый сценарий) – 25,0 Бк – в 2012 г. и 13,5 Бк – в 2014 г. (табл. 6).

Результаты свидетельствуют о том, что годовая инкорпорация 137Cs при всех сценариях ниже рекомендованного предела годового поступления данного изотопа цезия с пищей для населения (77 000 Бк в год) [11].

Для задач моделирования эволюционного риска было рассчитано суточное поступление 137Cs в результате потребления морской рыбы в количестве 24,8 и 50,0 кг в год. Результаты расчетов представлены в табл. 7.

Для расчёта показателей дополнительной пожизненной смертности и онкологической заболеваемости были использованы сценарии № 1–4, при которых суточное поступление 137Cs в течение всей жизни равно максимальному суточному поступлению 137Cs, полученному в сценарии.

В соответствии с максимальным для каждого сценария суточным поступлением цезия-137 с рыбой по результатам моделирования эволюции канцерогенного риска величина дополнительного канцерогенного риска в 80 лет для сценария № 1 составила 2,73·10–6; для сценария № 2 – 5,48·10–6; для сценария № 3 – 5,13·10–8

и для сценария № 4 – 9,52·10–9. Пожизненный дополнительный риск составил: сценарий №1 – 7,2·10–6; № 2 – 1,46·10–5; № 3 – 1,37·10–7; № 4 – 2,5·10–8. Уровень дополнительного риска 10–6 для сценария № 1 достигается в 72 года, для сценария № 2 – в 66 лет, для сценариев № 3 и 4 не достигается на протяжении всей жизни (рис. 4).

Таблица 6

Годовое поступление 137Cs при потреблении рыбопродуктов (голубой тунец) (Бк/г.)

Сценарий	2012 г.	2014 г.
1	771,28	181,04
2	1555,0	365,0
3	12,4	6,7
4	25,0	13,5

Таблица 7

Суточное поступление 137Cs при потреблении рыбопродуктов (голубой тунец) (Бк/сут.)

Сценарий	2012 г.	2014 г.
1	2,12	0,5
2	4,26	1,0
3	0,04	0,02
4	0,007	0,04

Рис. 4. Дополнительный канцерогенный риск

В соответствии с системой критериев, предложенных Всемирной организацией здравоохранения и принятых в Российской Федерации при анализе риска для здоровья, полученные величины оцениваются как минимальный риск.

Выводы. По результатам моделирования распространенности 137Cs ареал загрязнения охватывает значительную часть акватории Тихого океана, включая пути миграции промысловых рыб и зоны рыболовства. Несоответствие оценок загрязнения морской воды 137Cs, полученных по результатам моделирования и натурных исследований, свидетельствует о сохраняющейся опасности распространения радионуклидов цезия и не- обходимости продолжения мониторинговых наблюдений.

Оценка риска для здоровья населения Российской Федерации, связанного с потреблением рыбной продукции, проведенная по сценарию, учитывающему максимально возможное накопление радионуклидов цезия в рыбе и максимальное потребление рыбной продукции, показала, что по состоянию на 2014 г. максимальное поступление 137Cs с рыбой в организм жителей дальневосточных регионов России не превысило 365 Бк в год, что существенно ниже безопасного предела годового поступления и соответствует уровню допустимого риска для здоровья.

Моделирование эволюции канцерогенного риска, связанного с поступлением цезия-137 при потреблении рыбопродуктов показало, что в течение всей жизни уровень этого риска классифицируется как минимальный.

Вместе с тем в связи с существующей опасностью загрязнения океана радионуклида- ми цезия от АЭС «Фукусима-1» при появлении дополнительных сведений о сбросах радиоактивной воды необходимы повторные исследования по оценке риска для здоровья населения Российской Федерации.