Sample collectionLocally rearing co

Sample collection
Locally rearing cow’s milk samples were collected
from twelve villages around the Bagjata mining
area during the month of September 2007. From
each village, five samples were collected, thus a
total of 60 samples were analysed. Samples were
collected and immediately after collection samples
were preserved in 37% formaldehyde (3 ml/l)
(Douglas 1967).
Laboratory analysis
Collected samples was taken and subjected to wet
digestion by the method as described by Richards
(1968). After removal of organic matter (mixture
of nitric acid and perchloric acid treatment), samples
were leached repeatedly with 8 N HNO3,
filtered and the volume was made up to 100 ml by
adding re-distilled water. Aliquots were preserved
for the analysis of heavy metals and radionuclides.
The 210Po was analysed by electrochemical
exchange technique followed by alpha counting
(Figgins 1961). Estimation of U(nat) was carried
out fluorimetrically (Kolthoff and Elving 1962)
while 226Ra was estimated using radon emanation
technique (Ragjavayya et al. 1980). Analysis of
230Th was carried out by separating it through
anion exchange resin followed by alpha counting
(Hyde 1960). Heavy metals were analysed using
an atomic absorption spectrophotometer (GBC
Avanta). For analytical quality assurance; the result
of each metal was corrected by subtracting the
value from the blank. Also, after every five sample readings, standards were run to make sure that
the obtained results were within range.Astandard
air–acetylene flame was used.
Analysis of the data
For each radionuclide and heavy metal, the distribution
of the combined data was verified by
the curve of accumulated frequency (Miller and
Miller 1989). As usually observed in environmental
samples, the concentrations of the radionuclides
and heavy metals were better represented
by the log-normal distribution, and the central
tendency thus is represented by the geometric
average (Wayne 1990).
Risk from the intake of radionuclides through
ingestion: excess lifetime cancer risk
The excess lifetime carcinogenic risk can be estimated
by multiplying average daily dose (ADD)
with slope factor (SF) and the duration of life
(75.2 years). The slope factors are taken from
Health Effect Assessment Summary Tables of
United States Environmental Protection Agency
(US-EPA 1989). The sum of the risks from all radionuclides and pathways yields the lifetime risk
from the overall exposure irrespective of the body
part. In general, the US-EPA considers excess
cancer risks that are below about 1 chance in
1,000,000 (1 × 10−6) to be so small as to be negligible,
and risks above 1 × 10−4 to be sufficiently
large that some sort of remediation is desirable.
Excess cancer risks that range between 1 × 10−6
and 1 × 10−4 are generally considered to be acceptable
(US-EPA 1991).
The basic equation for calculating excess individual
lifetime cancer risk is:
Risk = ADD × SFo × 27448 days 75.2 years
where: Risk = a unitless probability of an individual
developing cancer over a lifetime; ADD =
average daily dose [mg/kg day; pCi], SFo = slope
factor, expressed in [(mg/kg day)−1; pCi/risk].
The risk is related to doses but since US-EPAIntegrated
Risk Information System (IRIS) database
has provided slope factors in unit activity/risk
which is specific for each radionuclide, the same
procedure is adopted for the assessment. The
slope factors are given in the units of pCi/risk so
the activities are converted from Bq to pCi. The
conversion factor used is 1 Bq = 27 pCi.
Risk from the intake of heavy metals through
ingestion: hazard quotient
Risk of the chemical toxicant may be characterised
using a hazard quotient (HQ). This is the
ratio of the average daily dose (ADD; milligrams
per kilogram body weight per day) of a chemical
to a reference dose (RfD, milligrams per kilogram
per day) defined as the maximum tolerable daily
intake of a specific metal that does not result in
any deleterious health effects:
HQ = ADD
RfD
.
If HQ > 1.00, then the ADD of a particular
metal exceeds the RfD, indicating that there is a
potential risk associated with that metal.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

เก็บตัวอย่างเลี้ยงวัวนมตัวอย่างถูกเก็บรวบรวมในท้องถิ่นสิบสองหมู่บ้านรอบ ๆ เหมือง Bagjataพื้นที่ในช่วงเดือน 2550 กันยายน จากแต่ละหมู่บ้าน ตัวอย่างห้าถูกเก็บรวบรวม ดังนั้นการจำนวน 60 ตัวอย่างมาวิเคราะห์ การเก็บตัวอย่างรวบรวม และทันทีหลัง จากเก็บตัวอย่างถูกเก็บรักษาไว้ใน 37% ฟอร์มาลดีไฮด์ (3 ml/l)(ดักลาส 1967)ห้องปฏิบัติการวิเคราะห์ดำเนินการรวบรวมตัวอย่าง และการเปียกย่อย โดยวิธีตามที่อธิบายไว้ โดยริชาร์ด(1968) หลังจากการกำจัดสารอินทรีย์ (ผสมกรดไนตริกและดไป็นรักษา), ตัวอย่างถูก leached ซ้ำ ๆ กับ 8 N HNO3กรองข้อมูล และเสียงได้ถึง 100 มิลลิลิตรโดยเพิ่มน้ำกลั่นอีกครั้ง Aliquots ถูกรักษาไว้สำหรับการวิเคราะห์โลหะหนักและกัมมันตภาพรังสี210Po ถูกวิเคราะห์ โดยไฟฟ้าแลกเปลี่ยนเทคนิคตาม ด้วยการนับอัลฟา(Figgins 1961) ดำเนินการประเมินของ U(nat)ออก fluorimetrically (Kolthoff และ Elving 1962)ในขณะที่ประมาณใช้เรดอน emanation 226Raเทคนิค (Ragjavayya et al. 1980) วิเคราะห์230Th โดยแยกมันผ่านเรซินแลกเปลี่ยนไอออนตาม ด้วยการนับอัลฟา(1960 ไฮด์) โลหะหนักถูกวิเคราะห์โดยใช้สเปคการดูดกลืนโดยอะตอม (GBCอแวน) สำหรับการประกันคุณภาพวิเคราะห์ ผลของโลหะแต่ละคนได้รับการแก้ไข โดยการลบการค่าจากการว่างเปล่า นอกจากนี้ หลังจากอ่านทุกอย่างห้า มาตรฐานถูกเรียกใช้ให้แน่ใจว่าได้รับผลได้ภายในช่วง Astandardใช้เปลวไฟในอากาศ – อะเซทิลีนวิเคราะห์ข้อมูลสำหรับแต่ละ radionuclide และโลหะหนัก การกระจายรวมข้อมูลถูกตรวจสอบโดยโค้งความถี่สะสม (มิลเลอร์ และมิลเลอร์ 1989) พบเป็นปกติในสิ่งแวดล้อมตัวอย่าง ความเข้มข้นของกัมมันตภาพรังสีและโลหะหนักได้ดีแทนโดยการแจกแจงปกติบันทึก และตัวเมืองแนวโน้มจึงถูกแสดง โดยการรูปทรงเรขาคณิตเฉลี่ย (Wayne 1990)ความเสี่ยงจากการบริโภคของกัมมันตภาพรังสีผ่านบริโภค: ส่วนเกินเสี่ยงมะเร็งตลอดชีวิตสามารถประเมินความเสี่ยงการเกิดโรคมะเร็งอายุการใช้งานส่วนเกินโดยการคูณค่าเฉลี่ยประจำวันปริมาณ (ADD)ปัจจัยที่มีความลาดชัน (SF) และระยะเวลาของชีวิต(75.2 ปี) ปัจจัยความชันจะนำมาจากตารางสรุปของการประเมินผลสุขภาพของสำนักงานปกป้องสิ่งแวดล้อมของสหรัฐอเมริกา(สหรัฐอเมริกา-EPA 1989) ผลรวมของความเสี่ยงจากกัมมันตภาพรังสีและทางเดินทั้งหมดอัตราผลตอบแทนความเสี่ยงชีวิตจากแสงโดยไม่คำนึงถึงร่างกายส่วน ทั่วไป สหรัฐอเมริกาพิจารณาส่วนเกินความเสี่ยงของโรคมะเร็งที่อยู่ด้านล่างโอกาสประมาณ 1 ใน(1,000,000/เวลา 10 1 ×-6) มีขนาดเล็กจึงเป็นไปได้เล็กน้อยและความเสี่ยงข้างต้น 1 × 10−4 จะเพียงพอขนาดใหญ่เรียงลำดับของด้านน่าเสี่ยงโรคมะเร็งส่วนเกินช่วงระหว่างเวลา 1 × 10-6และ 1 × 10−4 โดยทั่วไปถือว่าเป็นที่ยอมรับ(สหรัฐอเมริกา-EPA 1991)สมการพื้นฐานสำหรับการคำนวณส่วนเกินแต่ละบุคคลเสี่ยงมะเร็งอายุการใช้งานอยู่:ความเสี่ยง =เพิ่ม× SFo ×วัน 27448 75.2 ปีที่: ความเสี่ยง =ความน่าเป็น unitless ของแต่ละบุคคลมะเร็งไปตลอดชีวิต เพิ่ม =ยาทุกวันเฉลี่ย [มิลลิกรัมกิโลกรัมวัน pCi], SFo =ความชันปัจจัย แสดงใน [− 1 (มก./กก.วัน) pCi/เสี่ยง]ความเสี่ยงเกี่ยวข้อง กับปริมาณ แต่ ตั้งแต่สหรัฐอเมริกา EPAIntegratedฐานข้อมูลความเสี่ยงข้อมูลระบบ (IRIS)มีลาดปัจจัยในหน่วยกิจกรรมโอกาสในการเกิดซึ่งจะเฉพาะเจาะจงสำหรับแต่ละ radionuclide เหมือนกันขั้นตอนถูกนำมาใช้สำหรับการประเมิน การปัจจัยที่มีความลาดชันได้ในหน่วยของ pCi/ความ เสี่ยงดังนั้นกิจกรรมจะถูกแปลงจาก Bq เป็น pCi การตัวแปลงที่ใช้เป็น 1 Bq = 27 pCiความเสี่ยงจากการบริโภคของโลหะหนักผ่านบริโภค: อันตรายผลหารอาจลักษณะความเสี่ยงของ toxicant เคมีใช้ผลหารอันตราย (HQ) นี้เป็นการอัตราส่วนของยาทุกวันโดยเฉลี่ย (เพิ่ม มิลลิกรัมต่อกิโลกรัมน้ำหนักตัวต่อวัน) ของสารเคมีการอ้างอิงยา (กรมป่าไม้ มิลลิกรัมต่อกิโลกรัมต่อวัน) กำหนดเป็นที่ยอมรับสูงสุดประจำวันบริโภคของโลหะเฉพาะที่ไม่ทำให้ผลกระทบต่อสุขภาพร้ายใด ๆ:กองบัญชาการ =เพิ่มกรมป่าไม้.ถ้า HQ > 1.00 แล้วเพิ่มทั้งโลหะเกินกรมป่าไม้ บ่งชี้ว่า มีการความเสี่ยงเกี่ยวข้องกับโลหะที่

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การเก็บตัวอย่าง
เฉพาะวัวเลี้ยงของน้ำนมที่ถูกเก็บรวบรวม
จากสิบสองหมู่บ้านรอบเหมือง Bagjata
พื้นที่ในช่วงเดือนกันยายนปี 2007 จาก
แต่ละหมู่บ้านห้าเก็บตัวอย่าง, จึง
รวม 60 ตัวอย่างที่ได้มาวิเคราะห์ ตัวอย่างที่ถูก
เก็บรวบรวมและทันทีหลังจากตัวอย่างคอลเลกชัน
ที่ถูกเก็บรักษาไว้ในไฮด์ 37% (3 มล. / ลิตร)
(ดักลาส 1967).
การตรวจวิเคราะห์
ตัวอย่างที่เก็บได้ถูกนำตัวและยัดเยียดให้เปียก
ย่อยอาหารด้วยวิธีการตามที่อธิบายไว้โดยริชาร์ด
(1968) หลังจากที่กำจัดสารอินทรีย์ (ส่วนผสม
ของกรดไนตริกและการรักษากรดเปอร์คลอริก) ตัวอย่าง
ถูกชะล้างซ้ำ ๆ กับ 8 N HNO3,
กรองและปริมาณที่ถูกสร้างขึ้นถึง 100 มล. โดย
การเติมน้ำกลั่นอีกครั้ง aliquots ถูกเก็บรักษา
สำหรับการวิเคราะห์โลหะหนักและสารกัมมันตรังสีได้.
210Po วิเคราะห์ทางเคมีไฟฟ้า
เทคนิคแลกเปลี่ยนตามด้วยการนับอัลฟา
(Figgins 1961) การประมาณค่า U (NAT) ได้ดำเนินการ
ออก fluorimetrically (Kolthoff และ Elving 1962)
ในขณะที่ 226Ra เป็นที่คาดกันใช้เรดอนบ่อเกิด
เทคนิค (Ragjavayya et al. 1980) การวิเคราะห์ของ
230 ได้ดำเนินการโดยแยกมันผ่าน
เรซินแลกเปลี่ยนไอออนตามด้วยการนับอัลฟา
(ไฮด์ 1960) โลหะหนักได้รับการวิเคราะห์โดยใช้
เครื่อง Atomic Absorption Spectrophotometer (GBC
Avanta) สำหรับการประกันคุณภาพการวิเคราะห์ ผลที่ตามมา
ของแต่ละโลหะได้รับการแก้ไขโดยการลบ
ค่าจากว่าง นอกจากนี้หลังจากที่ทุกห้าอ่านตัวอย่างมาตรฐานการวิ่งเพื่อให้แน่ใจว่า
ผลที่ได้รับเป็นภายใน range.Astandard
เปลวไฟเครื่องอะเซทิลีนถูกนำมาใช้.
การวิเคราะห์ข้อมูล
สำหรับแต่ละ radionuclide และโลหะหนัก, การกระจาย
ของข้อมูลรวมได้รับการตรวจสอบโดย
เส้นโค้งของความถี่สะสม (มิลเลอร์และ
มิลเลอร์ 1989) ในฐานะที่เป็นมักจะตั้งข้อสังเกตในสิ่งแวดล้อม
ตัวอย่างความเข้มข้นของกัมมันตรังสี
และโลหะหนักที่เป็นตัวแทนที่ดีขึ้น
โดยการกระจายเข้าสู่ระบบปกติและภาคกลาง
มีแนวโน้มจึงเป็นตัวแทนจากทางเรขาคณิต
เฉลี่ย (เวย์น 1990).
ความเสี่ยงจากการหดตัวของกัมมันตรังสีผ่าน
การกลืนกิน: ความเสี่ยงโรคมะเร็งอายุการใช้งานเกินกว่า
ความเสี่ยงการเกิดโรคมะเร็งอายุการใช้งานเกินกว่าจะถูกประเมิน
โดยการคูณปริมาณเฉลี่ยต่อวัน (ADD)
กับปัจจัยความลาดชัน (เอสเอฟ) และระยะเวลาของชีวิต
(75.2 ปี) ปัจจัยความลาดชันที่นำมาจาก
การประเมินผลกระทบด้านสุขภาพตารางสรุปของ
สหรัฐอเมริกาหน่วยงานคุ้มครองสิ่งแวดล้อม
(US-EPA 1989) ผลรวมของความเสี่ยงจากกัมมันตรังสีและสูตรทั้งหมดถัวเฉลี่ยความเสี่ยงอายุการใช้งาน
จากการสัมผัสโดยรวมโดยไม่คำนึงถึงร่างกาย
ส่วนหนึ่ง โดยทั่วไป US-EPA พิจารณาส่วนที่เกิน
ความเสี่ยงโรคมะเร็งที่อยู่ด้านล่างประมาณ 1 ในโอกาส
1,000,000 (1 × 10-6) ให้มีขนาดเล็กเพื่อที่จะเล็กน้อย
และความเสี่ยงข้างต้น 1 × 10-4 พอที่จะเป็น
ขนาดใหญ่ที่บางจัดเรียง . ของการฟื้นฟูเป็นที่พึงปรารถนา
ความเสี่ยงโรคมะเร็งส่วนเกินที่อยู่ในช่วงระหว่างวันที่ 1 × 10-6
และ 1 × 10-4 ทั่วไปมักจะคิดให้เป็นที่ยอมรับ
. (US-EPA 1991)
สมการพื้นฐานสำหรับการคำนวณแต่ละส่วนที่เกิน
ความเสี่ยงโรคมะเร็งอายุการใช้งานคือ
ความเสี่ยง = เพิ่ม ×× SFO 27,448 วันที่ 75.2 ปี?
ที่ไหน: ความเสี่ยง = ไม่มีหน่วยความน่าจะเป็นของแต่ละบุคคล
การพัฒนามะเร็งไปตลอดชีวิต; ADD =
ปริมาณเฉลี่ยต่อวัน [mg / kg วัน pCi] = SFO ลาด
ปัจจัยที่แสดงออกใน [(mg / kg วัน) -1; pCi / ความเสี่ยง].
ความเสี่ยงที่เกี่ยวข้องกับปริมาณ แต่เนื่องจากสหรัฐ EPAIntegrated
ระบบสารสนเทศความเสี่ยง (IRIS) ฐานข้อมูล
ได้ให้ปัจจัยความลาดชันในกิจกรรมหน่วย / ความเสี่ยง
ซึ่งเป็นที่เฉพาะเจาะจงสำหรับแต่ละ radionuclide เดียวกัน
ขั้นตอนจะถูกนำมาใช้สำหรับการประเมินผล
ปัจจัยความลาดชันจะได้รับในหน่วยของ pCi / ความเสี่ยงเพื่อให้
กิจกรรมที่มีการดัดแปลงมาจาก Bq เพื่อ pCi
ปัจจัยการแปลงใช้เป็น 1 Bq = 27 pCi.
ความเสี่ยงจากการหดตัวของโลหะหนักผ่าน
การกลืนกิน: อันตรายหาร
ความเสี่ยงของสารพิษสารเคมีที่อาจจะมีลักษณะ
การใช้เชาวน์อันตราย (HQ) นี่คือ
อัตราส่วนของปริมาณเฉลี่ยต่อวัน (ADD; มิลลิกรัม
ต่อกิโลกรัมน้ำหนักตัวต่อวัน) ของสารเคมี
ที่จะมีปริมาณการอ้างอิง (กรมป่าไม้, มิลลิกรัมต่อกิโลกรัม
ต่อวัน) กำหนดให้เป็นรายวันสูงสุดที่ยอมรับ
ปริมาณของโลหะเฉพาะที่ไม่ได้ ส่งผลให้เกิด
ผลกระทบต่อสุขภาพใด ๆ ที่เป็นอันตราย:
HQ = เพิ่ม
RFD
.
หาก HQ> 1.00 แล้วเพิ่มของโดยเฉพาะ
โลหะเกิน RFD แสดงให้เห็นว่ามี
ความเสี่ยงที่อาจเกิดขึ้นที่เกี่ยวข้องกับโลหะที่