Introducción

El accidente dio lugar a la emisión de radionucleidos al medio ambiente. Muchas organizaciones hicieron evaluaciones de las emisiones empleando diferentes modelos. La mayor parte de las emisiones a la atmósfera fueron transportadas hacia el este por los vientos dominantes, depositándose en el océano Pacífico Norte y dispersándose dentro de él. Las incertidumbres en las estimaciones de la cantidad y la composición de las sustancias radiactivas fueron difíciles de resolver, entre otras cosas por la falta de datos de monitorización de la deposición de las emisiones atmosféricas en el océano.

Los cambios en la dirección del viento hicieron que una parte relativamente pequeña de las emisiones atmosféricas se depositara en la tierra, principalmente hacia el noroeste de la central nuclear de Fukushima Daiichi. La presencia y la actividad de los radionucleidos depositados en el medio ambiente terrestre se monitorizaron y caracterizaron. La actividad medida de los radionucleidos se reduce con el paso del tiempo debido a los procesos de desintegración física y transporte medioambiental, así como a las actividades de limpieza.

Además de los radionucleidos que entraron en el océano por deposición atmosférica, hubo emisiones líquidas y descargas desde la central nuclear de Fukushima Daiichi directamente al mar frente al emplazamiento. El desplazamiento preciso de los radionucleidos en el océano es difícil de determinar solo con mediciones, pero se han utilizado varios modelos de transporte oceánico para estimar la dispersión oceánica.

Algunos radionucleidos emitidos, como el yodo-131, el cesio-134 y el cesio-137C, fueron encontrados en el agua potable, en alimentos y en algunos productos no comestibles. En respuesta al accidente, las autoridades japonesas establecieron restricciones para evitar el consumo de estos productos.

Emisiones a la atmósfera

En la primera fase del accidente, los gases nobles kriptón-85 y xenón-133, con períodos de semidesintegración de 10,76 años y 5,25 días, respectivamente, contribuyeron a la exposición externa causada por el penacho de las emisiones atmosféricas. El yodo-131, que es de corta duración contribuyó a las dosis equivalentes recibidas en la glándula tiroides, cuando hubo ingestión o inhalación. El cesio134 y cesio-137, que duran más tiempo, con períodos de semidesintegración de 2,06 años y 30,17 años, respectivamente, contribuyeron a las dosis equivalentes y efectivas a través de la exposición interna y externa. Aunque el yoso-131 decae con relativa rapidez, puede dar lugar a dosis equivalentes relativamente altas en la glándula tiroides. En algunas zonas, el cesio-137 puede permanecer en el medio ambiente y, en ausencia de medidas de restauración, podría seguir contribuyendo a las dosis efectivas recibidas por las personas.

También se emitieron radionucleidos del estroncio, el rutenio y algunos actínidos (como el plutonio) en cantidades variables. Entre las 5.30 y las 10.50 horas del 13 de marzo se detectaron neutrones cerca de la entrada principal de la central (situada a aproximadamente 1 km de las Unidades 1 a 3). Se estima que los neutrones se generaron por fisión nuclear espontánea de radionucleidos que pueden haberse emitido como consecuencia del daño sufrido por el núcleo del reactor. Este fenómeno era previsible, y se ha notificado la presencia de esos radionucleidos en niveles relativamente bajos.

Se estima que se emitieron entre 6000 y 12 000 PBq de Xenón-133 (o entre 500 y 15 000 PBq, si se incluyen las primeras estimaciones). La actividad total media del yodo-131 emitido fue de entre 100 y 400 PBq (entre 90 y 700 PBq según primeras estimaciones) y la del cesio-137 de entre 7 y 20 PBq (entre 7 y 50 PBq según primeras estimaciones). La mayor parte de las emisiones se dispersaron por el océano Pacífico Norte y como resultado de ello, la cantidad y la composición isotópica del material emitido (el ‘término fuente’) no se pudieron reconfirmar con mediciones medioambientales de los depósitos de radionucleidos.

Emisiones al mar

La mayor parte de las emisiones atmosféricas que se dispersaron por el Pacífico Norte se depositaron en la capa superficial del océano. Hubo emisiones directas, y también descargas en el mar frente al emplazamiento. La principal fuente de agua altamente radiactiva fue una zanja de la central nuclear. Las emisiones radiactivas más altas se observaron a comienzos de abril de 2011. Las emisiones y descargas directas de yodo-131 al mar se estimaron en 10 a 20 PBq. Las emisiones y descargas directas de cesio-137 se estimaron en valores de entre 1 y 6 PBq, en la mayoría de los análisis.

El agua contaminada del reactor U2 con 4.700 TBq de actividad se fugó hacia el mar a principios de abril de 2011. Hubo también liberaciones deliberadas en esas mismas fechas de alrededor de 10.400 m3 de agua con poca contaminación. El propósito de esta liberación fue liberar espacio para almacenar agua con más contaminación y permitir condiciones de trabajo más seguras. NISA confirmó que no hubo cambios observables en los niveles de radioactividad en el mar como resultado de dicha descarga, que acumulaba 0.15 TBq. En mayo de 2011, se fugó 250 m3 de agua contaminada con 20 TBq del reactor nº 3 pero pudo ser contenida cerca de la planta.

Grandes cantidades de agua contaminada se acumularon por la premura que suponía enfriar los reactores (mucha de ella era de mar como se comentó con anterioridad). Se trabajó en la instalación de capacidad adicional de tratamiento para procesar y reciclar mucha de esa agua. En la figura 8 se describe el proceso de descontaminación del agua.

El objetivo de ese tratamiento es bajar los niveles de contaminación radiactiva de esa agua para poder devolverla al mar o para volver a enfriar los reactores con el agua tratada. El tratamiento es diferente si se reutiliza o si se vierte al mar. Si se vierte al mar, el tratamiento suele consistir en descontaminación (absorción de los contaminantes radiactivos más peligrosos como el cesio) si es para reutilizarla, además de la descontaminación radiactiva, se realiza la desalación (bien por osmosis inversa o por evaporación).

Así mismo, se han construido barreras impermeables (figura 9) para impedir las fugas de agua hacia el mar:

Según un informe conjunto de la OMS (Organización Mundial de la Salud) y la FAO (Organización de las naciones unidas para la agricultura y la alimentación) de las Naciones Unidas publicado en mayo de 2012, los isótopos con mayor vida media detectados en el entorno marino han sido el cesio-134, con vida media de 2 años y el cesio-137 con vida media de 30 años. Del yodo detectado inicialmente no quedan rastros por su vida media corta. Los cesios pueden ser transportados a través de largas distancias por las corrientes marinas, principalmente en dirección al este de Japón; sin embargo, se espera que las grandes cantidades de agua del océano Pacífico rápidamente dispersen y diluyan esos materiales radiactivos.

Se informó también que pruebas de agua marina a 30 km de la costa de Japón han mostrado que las concentraciones de radionúclidos han decaído rápidamente a niveles muy bajos.

Dispersión de la radiación

El transporte de las emisiones atmosféricas radiactivas fue principalmente hacia el norte y el este del Japón, siguiendo la dirección de los vientos dominantes, y luego alrededor del globo.

En las figura 10 y 11 se puede observar el resultado de un modelo de dispersión atmosférica y marina respectivamente, del cesio-137, en la que se puede corroborar la conclusión de que la concentración de actividad en la atmósfera disminuyó notablemente con la distancia de la central nuclear de Fukushima Dai-ichi.

Redes de monitorización radiológica de alta sensibilidad detectaron niveles extremadamente bajos de radiactividad atribuible al accidente incluso en Europa y América del Norte. Pero los efectos de estas emisiones en el nivel de radiactividad medioambiental de fondo en el mundo fueron insignificantes.

La mayoría de los radionucleidos emitidos y descargados en el mar frente al emplazamiento fueron transportados hacia el este con la corriente de Kuroshio, se desplazaron por grandes distancias en el giro del Pacífico Norte y quedaron muy diluidos en el agua del mar. La radiactividad se propagó por grandes distancias oceánicas y fue detectada en cantidades ínfimas muy lejos del accidente, en algunos casos por vías que pasaban por la biota oceánica, por ejemplo el atún de aleta azul.

En el siguiente vídeo podemos ver una simulación de la dispersión del cesio-137 en los primeros 80 días.

Recientemente (febrero del 2016), se ha publicado una nueva simulación de la dispersión marina del cesio-137, en esta ocasión, con un horizonte de 20 años.

Deposición de la radiación

La actividad depositada en la superficie de la Tierra se cuantifica como densidad de deposición y se mide en términos de la actividad por unidad de superficie, expresada generalmente en Bq/m2. Cuando la deposición es terrestre, se suele denominar contaminación terrestre.

Es difícil presentar una estimación exacta de la cantidad de cesio-137 emitido a la atmósfera que se depositó en la superficie del océano. Como referencia, se estima que la deposición global de cesio-137 antes del accidente, en 1970, era de aproximadamente 290 PBq y el nivel típico (de fondo) del cesio-137 en el océano Pacífico Norte era de aproximadamente 69 PBq.

Aunque la mayoría de las emisiones atmosféricas se dispersaron hacia el este, las que se produjeron el 12, 14 y 15 de marzo fueron transportadas por el viento tierra adentro, y los radionucleidos correspondientes, en particular el yodo-131, el cesio-134 y el cesio-137, se depositaron sobre el suelo. Los patrones de deposición variaron considerablemente, dependiendo en gran medida de las lluvias, las nevadas y otras condiciones locales o regionales, como la topografía y el uso de la tierra. Otro factor que influyó en el patrón de deposición en el medio ambiente terrestre fueron las diferentes características físicas y químicas del yodo y el cesio.

Los mayores depósitos de larga duración de cesio-137 se encontraron al noroeste de la central nuclear de Fukushima Daiichi, donde se estimó que la deposición total de cesio-137 en la superficie terrestre de Japón había sido de unos 2 a 3 PBq. La densidad de deposición se reduce con el tiempo a causa del decaimiento físico y ambiental. El cesio se puede desplazar con relativa facilidad en el medio ambiente debido a la solubilidad de sus compuestos. Los efectos de meteorización, como los provocados por el viento y la lluvia, y otros efectos ambientales pueden reducir la presencia del cesio en el medio ambiente. Todos estos efectos reducen la presencia de cesio-137 en un tiempo más breve que su período de semidesintegración. En muchas zonas afectadas, el cesio-137 ha disminuido aún más gracias a las limpiezas y otros trabajos de restauración.

En la figura 12 podemos ver la tasa de dosis equivalente ambiental medida desde el aire (en µSv/h) resultante de los depósitos de las emisiones que se dispersaron por las zonas situadas al noroeste de la central.

Los niveles más altos de yodo-131 depositado superaron los 3 millones de Bq/m2 inmediatamente después del accidente, pero, debido al breve período de semidesintegración del yodo-131, su presencia disminuyó rápidamente y ya no es mensurable.

Exposición a la radiación

A corto plazo, los factores más importantes que contribuyeron a la exposición de la población fueron: 1) la exposición externa causada por los radionucleidos presentes en el penacho y depositados en la tierra; y 2) la exposición interna de la glándula tiroides, debida a la incorporación de yodo-131, y la exposición interna de otros órganos y tejidos causada principalmente por la incorporación de cesio-134 y cesio-137. A largo plazo, el contribuyente más importante a la exposición de la población será la radiación externa emitida por el cesio-137 depositado.

Las primeras evaluaciones de las dosis de radiación indicaron que las dosis efectivas que recibieron los miembros de la población fueron bajas, comparables en general con el rango de dosis efectivas causadas por los niveles mundiales de radiación natural de fondo.

Después de un accidente nuclear en que hay emisiones de yodo-131 y este es incorporado por los niños, su absorción y las dosis que se acumulan en la glándula tiroides son motivos de particular preocupación. Tras el accidente de Fukushima Daiichi, las dosis equivalentes en la glándula tiroides de los niños sobre las que se informó fueron bajas, porque su incorporación de yodo-131 fue limitada, gracias en parte a las restricciones impuestas al consumo de agua potable y alimentos, incluidas las hortalizas de hoja y la leche fresca. Hay incertidumbres con respecto a las incorporaciones de yodo inmediatamente después del accidente, debido a la escasez de datos fiables de monitorización radiológica individual para ese período.

Dentro de la central nuclear, hasta el 29 de junio, alrededor de 115 personas fueron expuestas a niveles de radiación de entre 100 y 250 mSv, y 9 adicionales probablemente recibieron dosis por encima de 250 mSv debido a la inhalación de gases de yodo-131. Durante el día se encontraban aproximadamente 200 trabajadores en la central y a la fecha unos 3.500 trabajadores de un total de 3.700 habían recibido revisiones internas de exposición a la radiación. El límite de dosis para trabajadores en condiciones normales era de 100 mSv/año, pero dadas las condiciones del accidente, las autoridades japonesas decidieron fijar un límite de dosis efectiva de 250 mSv durante el período del mismo. La dosis de corto plazo aceptada internacionalmente para trabajadores en condiciones de emergencias que estén llevando a cabo acciones para salvar vidas es de 500 mSv. Estas dosis aunque significativas, no provocan ningún daño físico inmediato aun cuando a largo plazo pueden significar un ligero incremento en la posibilidad de contraer alguna enfermedad.

Tres trabajadores sufrieron quemaduras de radiación en pies y piernas por exposición inadvertida a agua altamente contaminada en el sótano del edificio de turbinas. Estas personas fueron dadas de alta del hospital después de haber sido examinadas durante 4 días sin probabilidad alguna de que tengan consecuencias a largo plazo. También, como se dio a conocer en la prensa en los inicios del accidente, dos trabajadores murieron en la etapa inicial del mismo y otro más murió el 14 de mayo de 2011, todos ellos por causas no relacionadas con exposición a la radiación.

Al mes de diciembre de 2011, habían participado en operaciones de emergencia alrededor de 23000 trabajadores de emergencias. Las dosis efectivas de radiación que había recibido la mayoría de ellos estaban por debajo de los límites de dosis ocupacionales vigentes en el Japón. De esas personas, 174 superaban el criterio inicial para los trabajadores de emergencias, y 6 superaban el criterio revisado temporalmente por la autoridad japonesa para la dosis efectiva en una emergencia. Hubo algunas deficiencias en la aplicación de los requisitos de protección radiológica ocupacional, por ejemplo en la monitorización y el registro de las dosis de radiación recibidas por los trabajadores de emergencias en el primer período, en la disponibilidad y utilización de algunos equipos de protección y en la capacitación conexa.

Como resultado de las emisiones de radiación de la planta, el 4 de abril de 2011 se registraron niveles de 0.06 mSv/día en la ciudad de Fukushima a 65 km de la planta, 60 veces más alto de lo normal pero dentro de los límites establecidos por las autoridades. El límite de seguridad establecido por el gobierno central a mediados de abril de 2011 para áreas públicas era de 0.09 mSv/día.

Cálculos hechos mediante el análisis de datos a finales de mayo de 2011 demostraron que en un área de 500 km2 dentro del área de exclusión de 20 km, y en otra área de tamaño similar al noroeste de la planta (áreas consideradas con la mayor cantidad de contaminación) presentaran dosis anuales de 20 mSv hasta un año después del accidente. Esto coincide con estimaciones hechas por el Instituto de Radioprotección y Seguridad Nuclear (ISRN) de Francia que indican que es improbable que las dosis externas máximas para la población viviendo en los alrededores de la planta sobrepasen los 30 mSv/año en el primer año después del accidente. El nivel de dosis de fondo en la región es en promedio de 2-3 mSv/año, y llega a ser de hasta 50 mSv/año en algunos sitios.

En cuanto al público de las inmediaciones, no se han encontrado consecuencias para la salud al monitorear a 195345 residentes viviendo en la vecindad de la planta hasta finales de mayo de 2011. Un total de 1080 niños sometidos a pruebas de exposición en glándula tiroides resultaron estar dentro de los límites seguros de acuerdo con el informe del AIEA de junio mencionado.