Conferinţa naţională
Yüklə 1 Mb.
|
- Bu səhifədəki naviqasiya:
- Spitalul Film DD [DO] OD
- 2. Estimarea dozei medii glandulare
- Spitalul Ţintă Filtru kV
- Valoarea medie măsurată HVL min HVL max
- Limită de acţiune 2 *(3
- BIBLIOGRAFIE SELECTIVĂ: Ferlay J., Autier P., Boniol M., et al
- Perry N., Broeders M., de Wolf C., Törnberg S., Holland R., von Karsa L, Puthaar E.
- Lesaru M.
- Commission of the European Communities
- Law K. and Faulkner K.
- International Atomic Energy Agency: ”
- Peart O.
- MASA ROTUNDA 10. 25 de ani de la accidentul nuclear de la CernobÂl
- Locul, termenul sursă, radioactivitate eliminată, aria de impact
- Monitorizarea accidentului nuclear în România
Figura 4: Imaginea fantomului realizată la spitalul B Toate filmele au prezentat artefacte sub formă de puncte motiv pentru care au fost depunctate. Astfel spitalele C şi D au obţinut un scor 0 la grupul de puncte (tabelul 1).
Tabelul 1: Evaluarea calităţii imaginii Pentru a garanta expunerea ţesuturilor glandulare la densităţi optice suficient de înalte reglajul AEC trebuie să asigure pe filmul cu imaginea fantomului o densitate optică de fundal cuprinsă între 1,4 şi 2,0 DO [5, 8]. În tabelul 1 se observă că la spitalul C şi E densitatea optică de fundal a fost mai mică decât nivelele recomandate iar la spitalul D mai mare. Valoarea densităţii optice de fundal nu trebuie să fie nici mai mare nici mai mică faţă valorile recomandate pentru că în ambele cazuri contrastul realizat pe film este inadecvat.
Pentru a pune mai bine în evidenţă anomaliile suspectate, uzual se efectuează două proiecţii (cranio-caudală şi medio-laterală) pe fiecare sân şi apoi se compară imaginile celor doi sâni. Măsurătorile au fost efectuate pe fantom şi s-a estimat doza medie glandulară din kerma măsurată în aer la suprafaţa de intrare în fantom (fără retroîmprăştiere) la care s-au aplicat factorii de conversie corespunzători tensiunii aplicate pe tub, combinaţiei ţintă-filtru utilizate, pentru sânul standard. ACR specifică că doza medie glandulară nu poate depăşi 3 mGy/proiecţie pentru sânul standard, cu grilă, iar Ghidul European, în 2006, reduce această valoare la 2 mGy/proiecţie.
Tabelul 13: Calitatea fasciculelor de radiaţii la cele cinci spitale În tabelul 14 sunt prezentate valorile dozei medii glandulare estimate pentru sânul standard:
* European guidelines for quality assurance in breast screening and diagnosis, 2006 [3] ** Mammography Quality Control, Radiologist’s Manual, Radiologic Technologist’s Manual, Medical Physicist’s Manual, 1999 [5] Tabelul 14: Valoarea dozei medii glandulare estimate pentru sânul standard la cele cinci spitale Doza medie glandulară pentru sânul standard a fost la nivelul celei recomandate de Ghidul European doar la spitalul A, la toate celelalte spitale valorile au fost semnificativ mai mici (p<0,001 în toate cazurile). De altfel la toate aceste spitale şi densitatea optică de înnegrire pe mamograme a fost mai mică de 1,2 DO indicând faptul că filmele ar putea fi subexpuse. Concluzii Mamografia este cel mai pretenţios examen radiografic. În expunerea sânului la radiaţii ionizante trebuie ţinut cont de faptul că sânul: - este compus din ţesuturi moi care au coeficienţi de atenuare a radiaţiilor X apropiaţi şi dau un contrast scăzut de aceea, pentru obţinerea unei imagini de calitate, este necesară o expunere mai mare decât în alte proceduri radiologice[9, 10]; - are o radiosensibilitate mare şi există un risc asociat cu această procedură [11, 12]. O imagine de calitate în mamografie nu înseamnă o imagine plăcută ochiului ci o imagine capabilă să pună în evidenţă diferenţa de densitate între ţesutul glandular şi cel adipos şi între ţesuturile sănătoase şi cele bolnave precum şi detaliile mici (calcificări mai mici de 0,1 mm [13, 14] ). În radiodiagnostic interpretarea rezultatelor şi diagnoza implică opinii subiective ale medicului radiolog şi de multe ori rezultatul citirii unui film este diferit de la un centru de imagistică la altul. Datorită acestei subiectivităţi, în screening-ul mamar, în care este implicată populaţie sănătoasă, pentru o mai mare siguranţă, citirea şi interpretarea filmului trebuie să fie făcută independent de doi medici. Rezultatul examinării depinde esenţial de calitatea imaginii radiologice, iar calitatea acesteia este legată atât de modul de funcţionare a echipamentelor cât şi de interpretarea subiectivă a rezultatelor. Din lucrare se poate observa că examinarea radiologică a sânului, deşi poate părea la prima vedere o procedură simplă este de fapt o îmbinare complexă de factori, de compromisuri între parametrii tehnici implicaţi şi factorii umani (pacient, operator şi medic) care trebuie să se finalizeze cu un diagnostic exact în beneficiul pacientului. Un control riguros al calităţii nu poate fi făcut fără un fizician ori în laboratoarele de mamografie lucrează numai un asistent medical care face expunerea şi un medic care citeşte şi interpretează imaginea. Absenţa fizicienilor medicali din serviciile de radiodiagnostic, lipsa dotărilor corespunzătoare (obiecte test, dozimetre multifuncţionale pentru testarea calităţii şi măsurarea dozei) şi nu în ultimul rând lipsa programelor de training face imposibilă implementarea unor astfel de programe. BIBLIOGRAFIE SELECTIVĂ:
MASA ROTUNDA 10. 25 de ani de la accidentul nuclear de la CernobÂl - monitorizare, măsuri, efecte - Ion Chiosilă , Raluca Gheorghe şi Elena Simion E-mail: ionchiosila@hotmail.com
Referatul prezintă evoluţia contaminării radioactive a mediului şi omului, precum şi efectele asupra sănătăţii omului, cu câteva date din Ucraina, Belarus şi Rusia – ţări cu cea mai mare contaminare radioactivă, dar şi din România unde nivelul de contaminare a fost relativ redus, comparabil cu cel determinat în majoritatea statelor europene. Accidentul de la Cernobâl, din 26 aprilie 1986, a produs o contaminare radioactivă masivă a mediului, cu radionuclizi de fisiune şi de activare. A fost contaminată toată Europa, dar mai ales Ucraina, Belarus şi Federaţia Rusă. Cea mai mare parte a radionuclizilor din accidentul major (gaze, aerosoli condensaţi, precum şi particule de combustibil nuclear) – clasificat la nivelul maxim 7 pe scala INES – a fost eliminată în primele 10 zile după accident. Activitatea totală a radionuclizilor eliminaţi a fost estimată la cca 14.1018 Bq, din care cca 1,8.1018 Bq de I-131, 0,085.1018 Bq de Cs-137 şi alţi radionuclizi ai cesiului, 0,01.1018 Bq Sr-90/Sr-89, respectiv 0,003.1018 Bq radionuclizi ai plutoniului. Cei mai mulţi radionuclizi ai stronţiului şi plutoniului s-au depus la mai puţin de 100 km de reactor datorită particulelor mari pe care erau fixaţi.
Dintre factorii de mediu, cel mai bun indicator al nivelului global de contaminare radioactivă după accident au fost considerate probele de depuneri şi precipitaţii atmosferice, uşor de comparat cu rezultatele obţinute în diverse ţări. Cea mai mare importanţă a fost acordată I-131, datorită activităţii mari (Tabelul 1) şi metabolizării rapide, inclusiv de către om, ceea ce a dus la realizarea unor doze mari la nivelul tiroidei, cu efecte deloc de neglijat, mai ales în Belarus şi Ucraina. Radionuclidul Cs-137, datorită Tf mare şi metabolizării sale de către componentele ecosistemelor terestre şi acvatice, a devenit radionuclidul de referinţă post Cernobâl (Tabelul 2). Tabelul 1. Estimarea activităţii eliminate, în accidentul de la Cernobâl, pentru principalii radionuclizi uşor metabolizabili (UNSCEAR 2000)
* Inventarul activităţii acestor radionuclizi în miezul reactorului nr. 4 în momentul accidentului era cu unul – două ordine de mărime mai mare. Tabelul 2. Suprafeţe (kmp) contaminate cu Cs-137 în unele ţări afectate de accidentul nuclear de la Cernobâl (UNSCEAR 2000)
În România, cea mai mare parte a suprafeţei, contaminată cu Cs-137, a prezentat activităţi situate sub 2 kBq/mp. Au existat şi suprafeţe mari contaminate cu 2-10 kBq/mp în Oltenia, Banat, N-E Moldovei, centrul şi nordul Munteniei; aici au fost depistate şi locuri cu contaminări de peste 10 kBq/mp (UNSCEAR 2000). Studiile de specialitate din zonele cele mai contaminate din Rusia, Belarus şi Ucraina prezentau la începutul anilor 90, valori ale conţinutului radioactiv pentru Cs-137 şi Sr-90 încă uşor decelabile în apă şi alimente; astfel, în regiunea Briansk (Rusia), Cs-137 a fost evidenţiat cu valori de cca 90 kBq/kg carne de peşte răpitor, valori ridicate fiind decelate şi în organismul uman, până la 50 kBq, ceea ce a dus la estimări de doze situate încă la 1,8 mSv în 1996 (UNSCEAR 2000). Monitorizarea accidentului nuclear în România In zilele de 29, 30 aprilie şi 1 mai 1986, direcţia de deplasare a maselor de aer s-a schimbat către sud, fapt ce a dus la contaminarea atmosferei din ţara noastră, mai ales în zilele de 1 şi 2 mai. Datorită precipitaţiilor (în principal) şi fenomenului natural de depunere uscată, radionuclizii din atmosferă au ajuns pe sol şi au dus la contaminarea mai puternică a zonelor muntoase şi a celor din subcarpaţi. Reţeaua Naţională de Supraveghere a Radioactivităţii Mediului, cu cele 47 staţii existente pe întreg teritoriul ţării în momentul accidentului (în prezent 37), a evidenţiat niveluri mai ridicate de poluare radioactivă în zonele muntoase şi podişul Transilvaniei, dar care nu au depăşit 80 kBq/m2 depuneri de Cs-137, situându-se cu mult sub valorile înregistrate în zone din Belarus, Ucraina, Rusia (cu valori de peste 250 kBq/m2, respectiv Suedia cu peste 100 kBq/m2. Prin spectrometrie gama au fost decelaţi 21 radionuclizi, dintre care s-a dat atenţie deosebită următorilor: Te-132, I-131, Cs-137, Cs-134, Ru-103, Ce-141, Ce-144, Ni-95 şi Zr-95. La aceştia s-au dăugat Sr-90 şi Sr-89, evidenţiaţi numai prin analize radiochimice (separare şi măsurare prin radiaţia beta). Determinările efectuate în apa potabilă şi în alimente de către Reţeaua de Igiena Radiaţiilor Ionizante au evidenţiat, încă din noaptea de 29 aprilie, valori ridicate ale I-131. Astfel, chiar în Bucureşti, s-a atins un maxim de 29 Bq/L în apa potabilă pe 4 mai, în timp ce în vestul ţării valoarea maximă a fost de numai 3,7 Bq/L. In prima decadă a lunii mai, au crescut valorile I-131 în lapte şi produsele lactate, cu maxime situate la 1370 Bq/L lapte de consum, valori mari (peste 10000 Bq/L) au fost determinate sporadic în laptele de oaie. Fructele şi legumele au prezentat valori reduse, în comparaţie cu laptele, mult sub 1000 Bq/kg. Aceste valori ridicate au determinat unele restricţii în consumul laptelui şi produselor lactate, impuse de Ministerul Sănătăţii pentru anumite zone ale ţării. In funcţie de nivelul de contaminare a aerului, apei şi alimentelor, s-a evaluat şi contaminarea cu I-131 a tiroidei, care a atins valori maxime în a doua decadă a lunii mai, de cca 1900 Bq. În lunile de după accident, Cs-137 în aerosoli a atins valori foarte ridicate, până la 106 Bq/m3, iar datorită fenomenului de resuspensie radionuclidul a fost decelat şi în anii următori dar cu valori de cca 5000 Bq/m3 în 1987, respectiv de 1000 Bq/m3 în 1988. Activitatea Cs-137 în depunerile din anul 1986 a fost cu 3 ordine de mărime mai mare faţă de valorile anterioare accidentului. In anul 1993, activitatea Cs-137 în depuneile uscate mai era cu cca un ordin de mărime mai mare faţă de cele din 1985. Determinarea conţinutului Cs-137 în solul nelucrat (0-30 cm) a indicat valori ridicate în zonele Ceahlău-Toaca, Târgu-Mureş, Gheorhieni, Parâng care au atins chiar 2050 Bq/kg sol uscat. Valoarea medie a Cs-137 în sol a depăşi cu puţin 300 Bq/kg sol (Tabelul 3). Datorită spălării radionuclidului de precipitaţii, nivelul mediu al activităţii Cs-137 a scăzut către 150 Bq/kg către 1993. In perioada următoare, activitatea medie a solului nelucrat a scăzut continuu, atingând valoarea de cca 15 Bq/kg (Tabelul 4). Tabelul 3. Conţinutul Cs-137 în în probe de sol nelucrat – media anuală a valorilor obţinute în RNSRM (Bq/kg) - între 1985 şi 1993
Tabelul 4. Conţinutul Cs-137 în în probe de sol nelucrat – media anuală a valorilor obţinute în RNSRM (Bq/kg) - între 2006 şi 2010
In probele de apă recoltate din principalele râuri din România, nivelul contaminării cu Cs-137 a depăşit de cca 1000 de ori pe cel din 1986, atingând valori medii de cca 50 Bq/m3. Contaminarea apei a scăzut masiv în din 1987 (sub 10 Bq/m3) ajungâng în 1993 să fie apropiată de cea din 1985, respectiv 1 – 6 Bq/m3. Nivelul Cs-137 în apa potabilă şi în alimente (Tab. 5) a fost ridicat în 1986, mai ales în derivatele din lapte şi din carne (până la 727 Bq/kg), dar a scăzut masiv din anul 1987, ajungând din 2003 şi în prezent la valori mai mici de 1 Bq/kg sau L (Tab. 7). În ceea ce priveşte contaminarea alimentelor cu Sr-90, aceasta a fost mult mai redusă, de altfel şi conţinutul Sr-90 în depunerile atmosferice a fost cu unul la două ordine de mărime mai redus în comparaţie cu Cs-137. Determinările efectuate din anul 1987 au evidenţiat valori apropiate de 1 Bq/kg aliment (Tab. 6), în continuă scădere pentru anii următori (Tab. 8) In prezent, determinări ale Cs-137 în vegetaţia spontană din zona subcarpatţilor (muşchi de pământ, fructe de pădure, ciuperci etc), precum şi în carnea de la animale vânate au evidenţiat valori de chiar peste 100 Bq/kg. Tabelul 5. Conţinutul radioactiv al Cs-137 (Bq/l sau kg) în unele alimente în perioada 1986 – 2003. (C.MILU, Elisabeta DOBRESCU 1995, I.CHIOSILĂ 1996, Raluca GHEORGHE şi alţii 2003)
Tabelul 6. Conţinutul Stronţiului-90 în alimente (Bq/l sau kg), în perioada 1986 – 2003. (C. MILU, Elisabeta DOBRESCU 1995, I. CHIOSILĂ 1996, Raluca GHEORGHE şi alţii 2003)
Tabelul 7. Concentraţii maxime ale Cs-137 (Bq/L,kg) în unele alimente, între 1996 şi 2010
Tabelul 8. Concentraţii maxime ale Sr-90 (Bq/L,kg) în unele alimente, între 1996 şi 2010
Imediat după accident, au fost efectuate determinări ale Cs-137 prin măsurări directe (antropogamametrie), cât şi evaluări indirecte ale Cs-137, Cs-134 şi Sr-90 în funcţie de nivelul de contaminare al meniului recoltat de la cantine. Astfel, Cs-137 s-a menţinut la un nivel de peste 1000 Bq între anii 1986 şi 1989 (Tab. 9), datorită consumării de alimente contaminate şi a timpului de înjumătăţire efectivă de cca 150 zile a radionuclidului în om. Tabelul 9. Conţinutul Cesiului-137 şi Stronţiului-90 în organismul uman (măsurarea Cs-137 şi evaluarea indirectă a Cs-137, Cs-134 şi Sr-90, consecutiv ingerării de alimente contaminate) (M. NĂSTASE şi alţii 1995, E. REVIU şi alţii 1995, I. CHIOSILĂ – 1996)
Evaluarea dozei efective primită de om din contaminarea internă (aer, apă şi alimente), după accidentul de la Cernobâl în cele mai contaminate zone din România, exceptând contribuţia I-131, a dus la valori apropiate de 1 mSv în primul an de după accident, cu scădere mare din anul 1988 (contribuţia cea mai mare având contaminarea cu Cs-137 şi Cs-134 a alimentelor). Studiile efectuate de institutele de igenă din România nu au evidenţiat o creştere a incidenţei malformaţilor congenitale la tinerii născuţi între 1.10.1986 şi 31.12.1987 comparativ cu grupul de referinţă (copii născuţi în anul 1985). Yüklə 1 Mb. Dostları ilə paylaş:
| |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||