DiscussionIn the Kakehashi River ba

Discussion
In the Kakehashi River basin in Ishikawa Prefecture,
several areas were highly polluted by Cd originating
from an upstream mine, and adverse health eects were
observed in inhabitants of these areas (Department of
Health, Ishikawa Prefecture 1976). e rice Cd concentration
in the target area was 0.67 ppm, which indicates
the most marked degree of pollution in areas in the
Kakehashi River basin (Department of Health, Ishikawa
Prefecture 1976). e target area was surrounded by
rice elds and was a common type of farm village in the
Kakehashi river basin. ere were no factories around
the target area. Most inhabitants own private rice elds.
Inhabitants without their own rice elds also ate rice
grown in the target area. In 1970, daily Cd intake was
investigated in three men and three women using the
total diet method (Department of Health, Ishikawa
Prefecture 1976). Daily Cd intake was 178 Mg daily and
211 Mg daily and 20% and 15% of the daily intake were
from rice in men and women, respectively. Investigation
of eight foodstus other than rice revealed signicant
dierences in the Cd concentration in potato (0.097 ppm
vs 0.042 ppm) and cucumber (0.008 ppm vs 0.0021 ppm)
between Cd polluted and non-polluted areas. erefore,
it can be concluded that the Cd intake of inhabitants in
Cd-polluted areas originated in the rice polluted with
Cd. After 1977, polluted soil in rice elds was removed,
and unpolluted soil added. is work was completed in 1979. In 1980, rice and soil samples were collected
from 13 points in the rice elds of 66 hectares after the
soil replacement. e mean Cd concentrations were
0.05 ppm in rice and 0.04 ppm in the soil (Department
of Environment, Ishikawa Prefecture 1980), corresponding
to the values in non-polluted areas. erefore, it is
certain that the environmental Cd exposure in the target
area ceased after soil replacement.
e measurement method of U-Cd diered in 1979
and the other years. However, the correlation coe-
cient and estimated regression equation of values in 25
samples determined by these two methods were 0.973
and Y= 0.98X − 0.30. us, the values of measurement
by these methods were in accord with each other, indicating
the absence of systematic methodological error
(Kido et al. 1984). As noted above, Järup et al. (1983)
used one-compartment and two-compartment exponential
elimination models to describe the decrease in
blood Cd levels over time. e best t to the observed
data was obtained with a two-compartment model. e
estimated slow component of the biological half-life
(7.4–16.0 years) is in accordance with the model proposed
by Kjellström and Nordberg (1978) and earlier
estimation of the total body and kidney biological halflife
(Friberg et al. 1974). Most blood Cd is accumulated
in the cell. erefore, the fast component may merely reect the turnover of cells in the blood. To evaluate
whether the two-compartment model t better to the
attenuation curve of Cd after elimination of exposure,
we calculated the biological half-life in a dataset consisting
of the initial three consecutive measurements (1976–
1991). e biological half-life of these three consecutive
measurements was 7.9 years in men and 15.0 years in
women for unadjusted U-Cd and 10.7 years in men and
26.7 years in women for adjusted U-Cd. us, we did not
obtain an apparently shorter biological half-life than
those obtained based on all ve consecutive measurements.
erefore, the two-compartment model did not
show an obviously better t to the data than did the onecompartment
one. Furthermore, it was reported that the
U-Cd stayed at almost the same level, whereas the blood
Cd level increased rapidly after Cd exposure started in
Cd workers (Kjellström & Nordberg 1978, Lauwerys
et al. 1979). erefore, it is appropriate to consider that
the fast component does not exist for U-Cd attenuation.
e estimated mean half-life of 13.6–23.5 years
is somewhat longer than the half-life of blood Cd in
the slow component reported by Järup et al (1983). However, the biological half-life of total Cd body burden
was suggested to be 10–30 years in man (Nordberg
et al. 1985). Yamagata et al. (1975) studied the retention
of Cd in the body of subjects who had ingested rice
containing 115Cd. Using a two exponential elimination
model, they calculated the biological half-life of the
slow component to be 20 years or more. Shaikh and
Smith (1980) studied 12 volunteers who ingested beef
kidney containing 115Cd or 109Cd to observe the wholebody
retention. e best t to the data was three exponentials
and the biological half-lives were 1.58, 33.7
and 9605 days (26.3 years), respectively. ese are the
only studies which have calculated the biological halflife
of body burden of Cd based on the real observation
of retention of Cd.
During the early phase of exposure, the U-Cd is
mainly related to the body burden (Nordberg 1972).
When cadmium-induced renal damage has occurred,
urinary excretion increases (Nordberg & Piscator 1972).
Cadmium-exposed people with proteinuria generally
have higher cadmium excretion than such people without
proteinuria (Lauwerys et al. 1974, Kojima et al. 1977).
In the present study, U-Cd suciently represented the
total body burden because we selected younger inhabitants
who were unlikely to have renal dysfunction.
In conclusion, the present study rst calculated the
biological half-life of urinary Cd in the inhabitants of a
Cd-polluted area of Japan which was based on a long
observation of urinary Cd concentrations after cessation
of exposure and demonstrated that the biological
half-life of urinary Cd obtained in the present study is
similar to the half-life of total Cd body burden previously
reported.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

สนทนาในลุ่มแม่น้ำ Kakehashi ในจังหวัดอิชิคาว่าหลายพื้นที่มีมากเสีย ด้วยซีดีมาจากการขั้นต้นน้ำเหมือง และสุขภาพร้ายอี ectsในประชากรของพื้นที่เหล่านี้ (ภาควิชาสุขภาพ จังหวัดอิชิคาว่า 1976) ข้าวอีซีเข้มข้นในเป้าหมาย ที่ตั้งคือ 0.67 ppm ซึ่งบ่งชี้ระดับทำเครื่องหมายที่สุดของมลพิษในพื้นที่ในการลุ่มแม่น้ำ Kakehashi (แผนกสุขภาพ อิชิคาว่าจังหวัด 1976) พื้นที่เป้าหมายอีถูกล้อมรอบด้วยข้าว elds และมีชนิดทั่วไปของหมู่บ้านฟาร์มในการบริเวณลุ่มแม่น้ำของ Kakehashi โบราณมีโรงงานไม่มีรอบพื้นที่เป้าหมาย ประชากรส่วนใหญ่เป็นเจ้าของส่วนตัวข้าว eldsคนไม่ elds ข้าวของตัวเองกินข้าวยังปลูกในพื้นที่เป้าหมาย ใน 1970 บริโภคซีดีประจำวันตรวจสอบชายสามและหญิงสามที่ใช้ในการวิธีรวมอาหาร (แผนกสุขภาพ อิชิคาว่าจังหวัด 1976) บริโภคซีดีประจำวัน 178 มิลลิกรัมทุกวัน และ211 มิลลิกรัมทุกวัน และ 20% และ 15% ของการบริโภคประจำวันจากข้าวในผู้ชายและผู้หญิง ตามลำดับ การตรวจสอบของ s foodstu แปดไม่ใช่ข้าวเปิดเผย signi ต้อนดิ erences ในความเข้มข้นซีดีในมันฝรั่ง (0.097 ppmเทียบกับ 0.042 ppm) และแตงกวา (0.008 ppm เทียบกับ 0.0021 ppm)ซีดีเสียและไม่เสียพื้นที่ ereforeจึงสามารถสรุปได้ที่การบริโภคซีดีของคนในซีดีเสียพื้นที่ที่เป็นต้นกำเนิดของข้าวเสียด้วยซีดี หลังจาก 1977 ดินเสียใน elds ข้าวถูกเอาออกและดิน unpolluted เพิ่ม จะทำงานเสร็จสมบูรณ์ในปีค.ศ. 1979 ได้เก็บตัวอย่างข้าวและดินใน 1980จาก 13 คะแนนใน elds ข้าวของเฮคเตอร์ 66 หลังการดินแทน ซีดีอีหมายถึงความเข้มข้นได้0.05 ppm ในข้าว และ 0.04 ppm ในดิน (แผนกสภาพแวดล้อม 1980 จังหวัดอิชิคาว่า), สอดคล้องกันค่าในพื้นที่ไม่เสีย erefore เป็นบางที่รับซีดีสิ่งแวดล้อมในเป้าหมายตั้งเพิ่มหลังจากเปลี่ยนดินวิธีวัดอี ered ดิ U ซีดีในปีค.ศ. 1979และปีอื่น ๆ อย่างไรก็ตาม coe สห -cient และสมการถดถอยที่ประมาณค่า 25ตัวอย่างที่ถูกกำหนด โดยสองวิธีมี 0.973และ− Y = 0.98 X 0.30 เรา ค่าวัดโดยวิธีการเหล่านี้อยู่ในสอดคล้องกับแต่ละอื่น ๆ แสดงการขาดงานของระบบผิดพลาด methodological(คิโดะและ al. 1984) ตามที่กล่าวข้างต้น Järup et al. (1983)ใช้หนึ่งช่องและ 2 ช่องเนนตัดออกแบบจำลองเพื่ออธิบายการลดลงของระดับซีดีเลือดช่วงเวลา อีทีสุดกับการสังเกตข้อมูลได้รับกับแบบสองช่อง อีประเมินส่วนประกอบช้าของ half-life ชีวภาพ(7.4 – 16.0 ปี) เป็นไปตามรูปแบบการนำเสนอโดย Kjellström และ Nordberg (1978) และก่อนหน้านี้การประเมินการรวมร่างกายและไตชีวภาพ halflife(Friberg et al. 1974) เลือดส่วนใหญ่ที่สะสมซีดีในเซลล์ erefore ส่วนประกอบได้อย่างรวดเร็วอาจกำลัง ect เพียงหมุนเวียนของเซลล์ในเลือด ในการประเมินว่า t 2 ช่องรุ่นดีกว่านี้โค้งอ่อนของ Cd หลังจากตัดแสงเราคำนวณ half-life ชีวภาพในชุดข้อมูลประกอบด้วยวัดเริ่มต้นสามคืนติดต่อกัน (1976 –1991) . e ชีวภาพ half-life ของทั้งสามคืนติดต่อกันวัดได้ 7.9 ปีในผู้ชายและ 15.0 ปีผู้หญิง U ซีดีไม่ได้ปรับและ 10.7 ปีในผู้ชาย และปี 26.7 ในสตรีเพื่อปรับปรุง U-Cd. เรา เราไม่รับ half-life ชีวภาพเห็นได้ชัดว่าสั้นกว่าที่ได้รับตามการประเมินติดต่อกันได้ทั้งหมดerefore แบบสองช่องไม่แสดงชัดดี t ข้อมูลมากกว่าได้ onecompartmentหนึ่ง นอกจากนี้ มันเป็นรายงานที่จะซีดี U อยู่ที่เกือบระดับเดียวกัน ในขณะที่เลือดระดับซีดีเพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วหลังจากเริ่มรับซีดีซีดีผู้ปฏิบัติงาน (Kjellström & Nordberg 1978, Lauwerysร้อยเอ็ด al. 1979) erefore มันเหมาะสมที่จะพิจารณาที่ไม่มีส่วนประกอบอย่างรวดเร็วสำหรับ U ซีดีอ่อนอีประมาณ half-life หมายถึง 13.6 – 23.5 ปีค่อนข้างยาวกว่า half-life ของเลือดซีดีในส่วนช้าที่รายงานโดย Järup et al (1983) อย่างไรก็ตาม half-life ชีวภาพของซีดีรวมตัวภาระแนะนำให้ 10-30 ปีในมนุษย์ (Nordbergร้อยเอ็ด al. 1985) ยามางาตะและ al. (1975) ได้ศึกษาเก็บรักษาซีดีเนื้อหาของเรื่องที่ได้กินข้าวประกอบด้วย 115 ใช้ Cd. ตัดเนนที่สองรูปแบบ พวกเขาคำนวณ half-life ชีวภาพของการส่วนประกอบที่ช้าเป็น 20 ปีหรือมากกว่า อัลกุรอาน และสมิธ (1980) ศึกษาอาสาสมัคร 12 คนกินเนื้อประกอบด้วย 115 ซีดีหรือซีดี 109 สังเกต wholebody ไตเก็บข้อมูล อีทีดีที่สุดกับข้อมูล exponentials สามและชีวภาพครึ่งชีวิต 1.58, 33.7และ วัน 9605 (26.3 ปี), ตามลำดับ ความเร็วอยู่ศึกษาซึ่งได้คำนวณ halflife ชีวภาพของภาระร่างกายของซีดีที่ใช้เก็บข้อมูลจริงของการเก็บข้อมูลของซีดีเป็นช่วงระยะแรก ๆ ของการสัมผัส U-ซีดีส่วนใหญ่เกี่ยวข้องกับภาระงานของร่างกาย (Nordberg 1972)เมื่อแคดเมียมทำให้เกิดความเสียหายไตเกิดขึ้นการขับถ่ายท่อปัสสาวะเพิ่มขึ้น (Nordberg และ Piscator 1972)สัมผัสแคดเมียมคน มี proteinuria โดยทั่วไปมีการขับถ่ายของแคดเมียมสูงกว่าคนดังกล่าวไม่มีproteinuria (Lauwerys et al. 1974 มะ et al. 1977)ในการศึกษาปัจจุบัน ซีดี U su ciently แทนการรวมภาระร่างกายเนื่องจากเราเลือกคนที่อายุน้อยกว่าที่ถูกน่าจะมีความผิดปกติของไตเบียดเบียน rst ศึกษาปัจจุบันคำนวณการชีวภาพฮาล์ฟ-ไลฟ์ซีดีท่อปัสสาวะในประชากรของการซีดีเสียพื้นที่ของประเทศญี่ปุ่นซึ่งเป็นไปตามยาวการสังเกตความเข้มข้นซีท่อปัสสาวะหลังจากยุติของแสง และแสดงที่ทางชีวภาพฮาล์ฟ-ไลฟ์ซีดีท่อปัสสาวะที่ได้รับในการศึกษาปัจจุบันเป็นคล้ายกับ half-life ของรวมซีดีเนื้อหาภาระงานก่อนหน้านี้รายงาน

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การอภิปราย
ในลุ่มแม่น้ำอิชิ Kakehashi ในจังหวัด
หลายพื้นที่ได้รับการปนเปื้อนสูงจากซีดีที่มีต้นกำเนิด
จากเหมืองต้นน้ำและ e สุขภาพที่ไม่พึงประสงค์? ECTS ถูก
ตั้งข้อสังเกตในที่อาศัยอยู่ในพื้นที่เหล่านี้ (กรม
สุขภาพจังหวัดอิชิคา 1976) ? ข้าวอีซีดีความเข้มข้น
ในพื้นที่เป้าหมายเป็น 0.67 ppm ซึ่งบ่งชี้ว่า
การศึกษาระดับปริญญาที่ทำเครื่องหมายไว้มากที่สุดของมลพิษในพื้นที่ใน
ลุ่มแม่น้ำ Kakehashi (กรมอนามัยอิชิกาวะ
จังหวัด 1976) ? พื้นที่เป้าหมายจถูกล้อมรอบด้วย
ข้าว? elds และเป็นชนิดที่พบในหมู่บ้านฟาร์มใน
ลุ่มน้ำ Kakehashi ? ก่อนเป็นโรงงานไม่มีรอบ
พื้นที่เป้าหมาย คนที่อาศัยอยู่ส่วนใหญ่เป็นเจ้าของข้าวเอกชน? elds.
โดยไม่ต้องอาศัยข้าวของตัวเอง? elds ยังกินข้าว
ที่ปลูกในพื้นที่เป้าหมาย ในปี 1970 การบริโภคในชีวิตประจำวัน Cd ถูก
สอบสวนในสามคนและผู้หญิงสามคนโดยใช้
วิธีการรับประทานอาหารรวม (กรมอนามัยอิชิกาวะ
จังหวัด 1976) การบริโภคในชีวิตประจำวันเป็น Cd 178 มิลลิกรัมทุกวันและ
211 มิลลิกรัมทุกวันและ 20% และ 15% ของการบริโภคประจำวันได้
จากข้าวในผู้ชายและผู้หญิงตามลำดับ สืบสวน
แปด foodstu? s อื่นที่ไม่ใช่ข้าวเปิดเผยนัยสำคัญ? ลาดเท
ดิ? erences ในความเข้มข้นของแคดเมียมในมันฝรั่ง (0.097 ppm
เทียบกับ 0.042 ppm) และแตงกวา (0.008 ppm เทียบกับ 0.0021 ppm)
ระหว่าง Cd ปนเปื้อนและพื้นที่ที่ไม่ปนเปื้อน ? erefore,
มันสามารถสรุปได้ว่าการบริโภคของชาว Cd ใน
พื้นที่ Cd-ปนเปื้อนมาในข้าวปนเปื้อนกับ
ซีดี หลังจากที่ปี 1977 ดินที่ปนเปื้อนในข้าว elds? ถูกลบออก
และดินสกปรกเพิ่ม ? เป็นงานที่เสร็จสมบูรณ์ในปี 1979 ในปี 1980 ข้าวและตัวอย่างดินที่ถูกเก็บรวบรวม
จาก 13 คะแนนในข้าว? elds 66 เฮคเตอร์หลังจากที่
เปลี่ยนดิน ? จหมายถึงความเข้มข้นของแคดเมียมเป็น
0.05 ppm ในข้าวและ 0.04 ppm ในดิน (กรม
สิ่งแวดล้อมจังหวัดอิชิคา 1980) ซึ่งสอดคล้อง
กับค่านิยมในพื้นที่ที่ไม่ปนเปื้อน ? erefore มันเป็น
บางอย่างที่สัมผัส Cd สิ่งแวดล้อมในเป้าหมาย
พื้นที่หยุดหลังจากดินเปลี่ยน.
? วิธีการวัดอี U-Cd ดิ? ered ในปี 1979
และปีอื่น ๆ อย่างไรก็ตามความสัมพันธ์โคย์ -
เพียงพอและสมการถดถอยประมาณค่าใน 25
ตัวอย่างที่กำหนดโดยทั้งสองวิธีมี 0.973
และ Y = 0.98X - 0.30 ? เราค่าของการวัด
โดยวิธีการเหล่านี้อยู่ในสอดคล้องกับแต่ละอื่น ๆ แสดงให้เห็น
ตัวตนของข้อผิดพลาดวิธีการที่เป็นระบบ
(Kido et al. 1984) ดังที่ระบุไว้ข้างต้นJärup et al, (1983)
ใช้ช่องหนึ่งและสองช่องชี้แจง
รูปแบบการกำจัดที่จะอธิบายการลดลงของ
ระดับเลือด Cd เมื่อเวลาผ่านไป ? จที่ดีที่สุดไม่สังเกตจะ
ได้รับข้อมูลที่มีรูปแบบสองช่อง ? อี
ส่วนประกอบช้าประมาณครึ่งชีวิตทางชีวภาพ
(7.4-16.0 ปี) เป็นไปตามรูปแบบที่นำเสนอ
โดยKjellströmและ Nordberg (1978) และก่อนหน้านี้
ประมาณร่างกายรวมและไตทางชีวภาพ Halflife
(Friberg et al. 1974) เลือดซีดีส่วนใหญ่จะสะสม
ในเซลล์ ? erefore องค์ประกอบอย่างรวดเร็วเพียงอาจอีกครั้ง? ect การหมุนเวียนของเซลล์ในเลือด เพื่อประเมิน
ว่ารูปแบบสองช่องไม่ดีกว่าที่จะ
ลดทอนความโค้งของ Cd หลังจากการกำจัดของแสง
ที่เราคำนวณครึ่งชีวิตทางชีวภาพในชุดข้อมูลที่ประกอบด้วย
การเริ่มต้นวัดสามติดต่อกัน (1976-
1991) ? อีชีวภาพครึ่งชีวิตของทั้งสามติดต่อกัน
เป็นวัดที่ 7.9 ปีในชายและ 15.0 ปีใน
ผู้หญิงเท็มเพลต U-Cd และ 10.7 ปีในชายและ
26.7 ปีในผู้หญิงปรับ U-Cd ? เราเราไม่
ได้รับครึ่งชีวิตทางชีวภาพสั้นกว่าเห็นได้ชัดว่า
ผู้ที่ได้รับขึ้นอยู่กับทั้งหมดหรือไม่ได้วัดติดต่อกัน.
? erefore แบบสองช่องไม่ได้
แสดงให้เห็นได้ชัดว่าดีกว่าไม่ข้อมูลกว่า onecompartment
หนึ่ง นอกจากนี้ยังมีรายงานว่า
U-Cd อยู่ที่เกือบระดับเดียวกันในขณะที่เลือด
ระดับ Cd เพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วหลังจาก Cd เริ่มต้นในการเปิดรับ
คนงาน Cd (Kjellströmและ Nordberg 1978 Lauwerys
et al. 1979) ? erefore มันเป็นความเหมาะสมที่จะพิจารณาว่า
องค์ประกอบได้อย่างรวดเร็วไม่ได้มีอยู่สำหรับการลดทอน U-Cd.
? อีเฉลี่ยประมาณครึ่งชีวิตของ 13.6-23.5 ปี
ค่อนข้างนานกว่าครึ่งชีวิตของเลือด Cd ใน
องค์ประกอบช้ารายงานโดย Järup, et al (1983) อย่างไรก็ตามครึ่งชีวิตทางชีวภาพของร่างกาย Cd ภาระทั้งหมด
ได้รับการแนะนำให้เป็น 10-30 ปีในมนุษย์ (Nordberg
et al. 1985) et al, ยามากาตะ (1975) ศึกษาการเก็บรักษา
ของแคดเมียมในร่างกายของอาสาสมัครที่ได้กินข้าว
ที่มี 115Cd ใช้กำจัดสองชี้แจง
รูปแบบที่พวกเขาคำนวณทางชีวภาพครึ่งชีวิตของ
องค์ประกอบช้าที่จะเป็น 20 ปีหรือมากกว่า เชคและ
สมิ ธ (1980) การศึกษา 12 อาสาสมัครที่กินเนื้อ
ไตที่มี 115Cd หรือ 109Cd จะสังเกต wholebody
การเก็บรักษา ? จที่ดีที่สุดไม่กับข้อมูล exponentials สาม
และครึ่งชีวิตทางชีวภาพเป็น 1.58, 33.7
และ 9,605 วัน (26.3 ปี) ตามลำดับ ? ทิศเป็น
เพียงการศึกษาที่มีการคำนวณ Halflife ทางชีวภาพ
ของร่างกายภาระของ Cd อยู่บนพื้นฐานของการสังเกตที่แท้จริง
ของการเก็บรักษา Cd.
ในช่วงแรกของการเปิดรับ U-Cd เป็น
ส่วนใหญ่ที่เกี่ยวข้องกับภาระร่างกาย (Nordberg 1972)
เมื่อแคดเมียมเหนี่ยวนำให้เกิดความเสียหายของไตที่เกิดขึ้น
การเพิ่มขึ้นของการขับถ่ายปัสสาวะ (Nordberg และ Piscator 1972).
คนแคดเมียมสัมผัสกับโปรตีนโดยทั่วไป
มีการขับถ่ายแคดเมียมสูงกว่าคนดังกล่าวได้โดยไม่ต้อง
โปรตีน (Lauwerys et al. 1974 โคจิ et al. 1977).
ใน การศึกษาปัจจุบัน su U-Cd? ciently ตัวแทน
ภาระร่างกายรวมเพราะเราเลือกคนที่อาศัยอยู่ที่อายุน้อยกว่า
คนที่ไม่น่าจะมีความผิดปกติของไต.
สรุปได้ว่าการศึกษาในปัจจุบัน? คำนวณแรก
ครึ่งชีวิตทางชีวภาพของแคดเมียมในปัสสาวะของคนที่อาศัยอยู่
พื้นที่ Cd-ปนเปื้อนของญี่ปุ่นซึ่งอยู่บนพื้นฐานนาน
สังเกตของความเข้มข้น Cd ปัสสาวะหลังจากที่เลิก
จากการสัมผัสและแสดงให้เห็นว่าทางชีวภาพ
ครึ่งชีวิตของปัสสาวะซีดีที่ได้รับในการศึกษาครั้งนี้เป็น
คล้ายกับครึ่งชีวิตของภาระร่างกาย Cd ทั้งหมดก่อนหน้านี้
รายงาน

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

การอภิปราย
ในลุ่มน้ำ kakehashi Noto
หลายพื้นที่ถูก , เสียมาก โดยซีดีที่มา
จากเหมืองฝาย และต่อสุขภาพอี  ผลคือ
สังเกตชาวพื้นที่เหล่านี้ ( ภาควิชา
สุขภาพ , Iraq 1976 )  E ข้าวซีดีสมาธิ
ในพื้นที่เป้าหมายคือ 0.63 ppm ซึ่งบ่งชี้
ระดับเครื่องหมายที่สุดของมลพิษในพื้นที่ใน
kakehashi ลุ่มน้ำ ( กรมอนามัย อิชิ
จังหวัด 1976 )  E พื้นที่เป้าหมายที่ถูกล้อมรอบด้วย
 ข้าว elds และเป็นชนิดที่พบบ่อยของวิลเลจฟาร์มใน
kakehashi ลุ่มน้ำ  ยังไม่มีโรงงานทั่วประเทศ
พื้นที่เป้าหมาย ผู้อยู่อาศัยส่วนใหญ่เป็นเจ้าของข้าวเอกชน  elds .
อาศัยอยู่โดยไม่ต้องของตัวเอง ข้าว  elds ยังกินข้าว
ที่ปลูกในพื้นที่เป้าหมาย ในปี 1970 , การบริโภคประจำวัน
ซีดีโดยชายสามคนและสามผู้หญิงที่ใช้
อาหารวิธีการรวม ( กรมอนามัย อิชิ
จังหวัด 1976 ) ได้รับซีดีทุกวัน คือ 178 มิลลิกรัมทุกวัน
211 มก. ทุกวัน และ 20 % และ 15 % ของการบริโภคประจำวันถูก
จากข้าวในชายและหญิงตามลำดับ การสืบสวน
8 foodstu  s นอกจากข้าว พบ signi  ลาดเท
ตี้  erences ในซีดีสมาธิในมันฝรั่ง ( 0.097 มิลลิกรัม
vs 0042 ppm ) และแตงกวา ( 0.008 ppm และปริมาณเฉลี่ย 0.0021 ppm )
ระหว่างซีดีและไม่เสียพื้นที่มลพิษ  erefore
, สรุปได้ว่าปริมาณของประชากรในซีดี
ซีดีเสียพื้นที่มาในข้าวปนเปื้อนด้วย
ซีดี หลังจากปี 1977 มลพิษในดิน ข้าว  elds ออก
และดินที่ไม่มีมลพิษเพิ่ม  งานแล้วเสร็จในปี 1979 ในปี 1980 , ข้าว และเก็บตัวอย่างดิน
จาก 13 จุด ในข้าว  elds 66 ไร่หลัง
ดินแทน  E หมายถึงความเข้มข้น 0.05 ส่วนในล้านส่วนซีดี
ในข้าวและ 0.04 ppm ในดิน ( แผนก
ของสิ่งแวดล้อม , Iraq , 1980 ) สอดคล้องกับค่า
ไม่เสียพื้นที่  erefore มัน
แน่ใจว่าซีดีสิ่งแวดล้อมเปิดรับในพื้นที่เป้าหมาย

หยุดหลังจากที่ดินแทน E การวัดวิธี u-cd di  รด ในปี 1979
และปีอื่นๆ อย่างไรก็ตาม ความสัมพันธ์ โค  -
cient และประมาณค่าสมการถดถอยของ 25
ตัวอย่างที่กำหนดโดยสองวิธีคือ 0.973
Y = ของ− 3 .  เราค่าของการวัด
โดยวิธีการเหล่านี้สอดคล้องกับแต่ละอื่น ๆ ซึ่งไม่มีระบบวิธีการผิดพลาด

( คิโด้ et al . 1984 )ดังที่ระบุไว้ข้างต้น , J และรูป et al . ( 1983 )
ใช้ช่องหนึ่งและสองช่องตัดโมเดลอธิบายชี้แจง

ซีดีลดระดับเลือดตลอดเวลา  ที่ดีที่สุด e T
 สังเกตข้อมูลได้แบบสองช่อง .  E

ประมาณองค์ประกอบส่วนช้าของครึ่งชีวิตทางชีวภาพ ( 7.4 ) ( ปี ) ตามรูปแบบการนำเสนอ
โดย M ö kjellstr และ นอร์ดเบิร์ก ( 1978 ) และก่อนหน้านี้
ประมาณของร่างกายทั้งหมดและไตทางชีวภาพครึ่งอายุ
( friberg et al . 1974 ) ส่วนใหญ่เลือดซีดีสะสม
ในเซลล์  erefore ส่วนประกอบอย่างรวดเร็วอาจเพียงเป็น  ect การหมุนเวียนเซลล์ในเลือด เพื่อประเมินว่า สองช่อง แบบ 
t ดีกว่า
3 โค้งซีดีหลังจากการเปิดรับแสง ,
เราคำนวณครึ่งชีวิตทางชีวภาพในชุดข้อมูลที่ประกอบด้วย
เริ่มต้นของการวัด ( 1976 )
3 ( 2534 )  E ชีววิทยาครึ่งชีวิตของเหล่านี้สามติดต่อกัน
วัดเฉลี่ย 7.9 ปี ในผู้ชาย และเป็นปี
ผู้หญิงและยังคง u-cd 10.7 ปี ในผู้ชาย และผู้หญิง
26.7 ปี ปรับ u-cd .  เรา เราไม่รับ เห็นได้ชัดว่าสั้นกว่าครึ่งชีวิต

ทางชีวภาพมากกว่าผู้ที่ได้ยึดวัดทั้งหมด  ติดต่อกันได้ .
 erefore สองช่อง แบบไม่ได้
แสดงเห็นได้ชัดดีกว่า  t ข้อมูลกว่าทำ onecompartment
1 นอกจากนี้ มีรายงานว่า
u-cd อยู่ที่เกือบระดับเดียวกัน ในขณะที่เลือด
ซีดีระดับเพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วหลังจากที่ได้รับซีดีเริ่มต้นใน
พัฒนากร ( kjellstr ö m & นอร์ดเบิร์ก 1978 lauwerys
et al . 1979 ) erefore  ,มันเป็นที่เหมาะสมที่จะพิจารณาว่า
ส่วนประกอบอย่างรวดเร็วไม่มีสำหรับการ u-cd .
 E ประมาณเฉลี่ย 23.5 ปี 1 –ครึ่งชีวิต
ค่อนข้างยาวกว่าครึ่งชีวิตของเลือดในซีดีช้า
ส่วนประกอบรายงานโดย J และรูป et al ( 1983 ) อย่างไรก็ตาม ครึ่งชีวิตทางชีวภาพของร่างกายซีดี
ภาระทั้งหมดแนะนำได้ 10 – 30 ปีในมนุษย์ นอร์ดเบิร์ก
et al . 1985 ) ยามากาตะ และคณะ( 1975 ) ศึกษาความคงทน
แคดเมียมในร่างกายของผู้ป่วยที่ได้รับจากข้าว
ที่มี 115cd . ใช้สองแทนการขจัด
แบบที่พวกเขาคำนวณครึ่งชีวิตทางชีวภาพของ
ส่วนประกอบช้าไป 20 ปีหรือมากกว่า เชคและ
สมิธ ( 1980 ) เรียน 12 อาสาสมัครที่กินเนื้อ
ไตที่มี 115cd หรือ 109cd สังเกตประสิทธิภาพ
การเก็บรักษา ที่ดีที่สุด e  t ข้อมูลสามการยกกำลัง
และครึ่งทางชีวภาพชีวิต 1.58 , 33.7
9605 และวัน ( นานปี ) ตามลำดับ  พวกมีการศึกษา ซึ่งต้องคำนวณเท่านั้น

ภาระทางครึ่งอายุร่างกายของซีดีขึ้นอยู่กับการสังเกตของการคงอยู่ของซีดีจริง
.
ในระหว่างขั้นตอนแรกของการเปิดรับ , u-cd คือ
ส่วนใหญ่เกี่ยวข้องกับร่างกายเป็นภาระ นอร์ดเบิร์ก
1972 )เมื่อเกิดความเสียหายต่อไต เกิดขึ้น ,
+ , เพิ่ม นอร์ดเบิร์ก&พิสเคเตอร์ 1972 )

มีแคดเมียมตากคนโดยมีการขับถ่ายแคดเมียมสูงกว่าคนดังกล่าวโดยไม่
proteinuria ( lauwerys et al . 1974 โคจิม่า et al . 1977 ) .
ในการศึกษา u-cd ซู  ciently แทน
ภาระของร่างกายทั้งหมด เพราะเราเลือกน้องชาว
ที่ไม่น่าจะมี renal dysfunction
สรุป ปัจจุบันศึกษา  RST คำนวณ
ครึ่งชีวิตทางชีวภาพของแผ่นซีดีระบบทางเดินปัสสาวะในชาวของ
ซีดีเสียพื้นที่ของญี่ปุ่น ซึ่งก็ขึ้นอยู่กับความเข้มข้นของปัสสาวะ แบบยาว

ซีดีเมื่อหยุดของการสัมผัสและแสดงให้เห็นว่าทางชีวภาพ
ครึ่งชีวิตของทางเดินปัสสาวะได้ ซีดี ในการศึกษาครั้งนี้คือ
คล้ายกับครึ่งชีวิตของภาระร่างกายทั้งหมดก่อนหน้านี้

ซีดีรายงาน