米国と英国は、コソボとイラクで放射性兵器（つまり核兵器）大量の劣化ウラン弾を使用し、多大な被害を及ぼしました。 さらに今回、イギリスはウクライナに劣化ウラン兵器の引き渡しを決定し、劣化ウランの危険性を熟知しているロシアとの核戦争の可能性が高まっております。日本の被爆者団体も劣化ウランの使用に反対の声明を出しました。広島、長崎、コソボ、イラクに続く、さらなる放射性兵器（核兵器）の使用を許してはなりません。そもそも原発の燃料を作るために出てくる、劣化ウラン（U-238）という物質は、半減期４５億年もあります。体内に吸入・接種するとなかなか出て行かないアルファ線とベータ線の高いU－238を原発稼働のために産出するすることが間違っています！ましてやウクライナ戦争で使用させるとは狂っています。危険を察知したロシアは核兵器を使う可能性までちらつかせています。世界の核戦争の危機が高まっています。今こそ、劣化ウラン弾を含む真の核兵器の廃絶を！核兵器につながる原発の世界的な廃止を求めます！！！
Iragi babies suffering from the impacts of depleted uranium used by the US and UK
米国と英国が大量使用した劣化ウラン兵器に より、先天性異常に苦しむイラクの赤ちゃん
（これらの写真を見たことをきっかけに私はボランティア翻訳をすることになりました。
３０年近く前のことになります。。。原発の事を知る前のことです。その後、原発の燃料を作るために劣化ウランが産出され、それが兵器に使われていることを知り、核兵器と共に原発も世界で禁止すべきと思うようになりました。）
国連小委員会も、劣化ウランの使用を禁ずる決議案を１９９０年代に出しています！！！
http://www.ius.bg.ac.yu/apel/du-intlaw.html
UN Sub-Commission on Prevention of Discrimination and
Protection of Minorities Resolution 1996/16, August 29, 1996,
E/CN.4/SUB.2/RES/1996/16
Sub-Commission on Prevention of Discrimination and Protection
of Minorities concludes forty-eighth session - Press release HR/CN/755 ,
September 4, 1996
UN Sub-Commission on Prevention of Discrimination and
Protection of Minorities Resolution 1997/36, August 28, 1997,
E/CN.4/SUB.2/RES/1997/36
国連差別の防止及び少数者の保護に関する小委員会 決議 1996/16, 1996年8月29日, E/CN.4/SUB.2/RES/1996/16 差別の防止及び少数者の保護に関する小委員会が第48会期を終了 - プレスリリース HR/CN/755 , 1996年9月4日 国連差別の防止及び少数者の保護に関する小委員会 決議 1997/36, 1997年8月28日 , E/CN.4/SUB.2/RES/1997/36
The Sub-Commission on Prevention of Discrimination and Protection of
Minorities,
Guided by the principles of the Charter of the United Nations, the Universal
Declaration of Human Rights, the International Covenants on Human Rights and the
Geneva Conventions of 12 August 1949 and the Additional Protocols thereto,
Recalling General Assembly resolutions 42/99 of 7 December 1987 and 43/111 of
8 December 1988 reaffirming that all people have an inherent right to life,
Concerned at the alleged use of weapons of mass or indiscriminate destruction
both against members of the armed forces and against civilian populations,
resulting in death, misery and disability,
Concerned also at repeated reports on the long-term consequences of the use
of such weapons upon human life and health and upon the environment,
Concerned further that the physical effects on the environment, the debris
from the use of such weapons, either alone or in combination, and abandoned
contaminated equipment constitute a serious danger to life,
Convinced that the production, sale and use of such weapons are incompatible
with international human rights and humanitarian law,
Believing that continued efforts must be undertaken to sensitize public
opinion to the inhuman and indiscriminate effects of such weapons and to the
need for their complete elimination,
Convinced that the production, sale and use of such weapons are incompatible
with the promotion and maintenance of international peace and security,
1. Urges all States to be guided in their national policies by the
need to curb the production and the spread of weapons of mass destruction or
with indiscriminate effect, in particular nuclear weapons, chemical weapons,
fuel-air bombs, napalm, cluster bombs, biological weaponry and weaponry
containing depleted uranium;
2. Requests the Secretary-General:
差別の防止及び少数者の保護に関する小委員会は、国際連合憲章、世界人権宣言、国際人権規約及び1949年8月12日のジュネーヴ条約並びにその追加議定書の原則に導かれ、すべての人が生命に対する固有の権利を有することを再確認する1987年12月7日の総会決議42／99及び1988年12月8日の43／111を思い起こす、 大量破壊兵器又は無差別破壊兵器が軍隊の構成員及び一般市民に対して使用され、死、悲惨及び障害をもたらしたとされることに懸念を表明し、また、かかる兵器の使用が人間の生命及び健康並びに環境に及ぼす長期的影響について繰り返し報告されていることに懸念を表明する、 さらに、環境への物理的影響、そのような兵器の使用による破片が単独で又は組み合わせて、及び放置された汚染された機器が生命に対する重大な危険を構成することを懸念し、そのような兵器の製造、販売及び使用が国際人権法及び人道法と両立しないことを確信する、 このような兵器の非人道的かつ無差別的な効果及びその完全な廃絶の必要性について世論を感化するための努力を継続しなければならないことを信じ、このような兵器の生産、販売及び使用は、国際平和及び安全の促進及び維持と両立しないことを確信して、1．すべての国に対し、大量破壊兵器又は無差別的効果を有する兵器、特に、核兵器、化学兵器、燃料空気爆弾、ナパーム、クラスター爆弾、生物兵器及び劣化ウランを含む兵器の生産及び拡散を抑制する必要性に基づいてその国家政策を指導するよう要請する：
-
(a) To collect information from Governments, the competent United Nations
bodies and agencies and non-governmental organizations on the use of nuclear
weapons, chemical weapons, fuel-air bombs, napalm, cluster bombs, biological
weaponry and weaponry containing depleted uranium, on their consequential and
cumulative effects, and on the danger they represent to life, physical security
and other human rights;
(b) To submit a report on the information gathered to the Sub-Commission at
its forty-ninth session, together with any recommendations and views which he
may have received on effective ways and means of eliminating such
weapons;
- (a）核兵器、化学兵器、燃料空気爆弾、ナパーム、クラスター爆弾、生物兵器及び劣化ウランを含む兵器の使用、それらの結果及び累積的影響並びにそれらが生命、身体の安全及びその他の人権に与える危険に関する情報を政府、国際連合の所管機関及び非政府組織から収集すること； (b） 第49会期において、収集した情報に関する報告書を、当該兵器を廃絶するための効果的な方法及び手段に関して受け取った勧告及び見解とともに、小委員会に提出すること；
3. Decides to give further consideration to this matter at its
forty-ninth session, on the basis of any additional information which may be
contained in reports of the Secretary-General to the Sub-Commission or to other
United Nations bodies, or which may be submitted to the Sub-Commission by
Governments or non-governmental organizations.
34th meeting
29 August 1996
[Adopted by 15 votes to 1, with 8
abstentions.]
Available also at:
http://www.unhchr.ch/huridocda/huridoca.nsf/FramePage/Body+SC+En?OpenDocument
http://www.unhchr.ch/Huridocda/Huridoca.nsf/0811fcbd0b9f6bd58025667300306dea/887c730868a70a758025665700548a00
ｩ Copyright 1999
Office of the United Nations High Commissioner for Human
Rights, Geneva, Switzerland
3. 事務総長の小委員会に対する報告若しくは他の国際連合機関に対する報告に含まれ得る追加情報又は政府若しくは非政府組織から小委員会に提出され得る追加情報に基づき、その第四十九会期においてこの問題について更に検討することを決定する。第34回会合
1996年8月29日
[15 票対 1 票、棄権 8 票で採択された）：
http://www.unhchr.ch/huridocda/huridoca.nsf/FramePage/Body+SC+En?OpenDocument
http://www.unhchr.ch/Huridocda/Huridoca.nsf/0811fcbd0b9f6bd58025667300306dea/887c730868a70a758025665700548a00 ｩ Copyright 1999
国連人権高等弁務官事務所（スイス・ジュネーブ)
9 - Press Release HR/CN/755 4 September 1996
-- Affirmed that weapons of mass destruction and, in particular, nuclear
weapons should have no role to play in international relations and thus should
be eliminated;
-- Further reaffirmed its support for a total ban on the production,
marketing and use of such weapons; urged States that had not yet done so to sign
and ratify the Convention on Conventional Weapons and Protocols thereto;
-- Urged all States to be guided in their national policies by the need to
curb production and spread of weapons of mass destruction or with indiscriminate
effect, in particular nuclear weapons, chemical weapons, fuel-air bombs, napalm,
cluster bombs, biological weaponry and weaponry containing depleted uranium;
-- Requested the Secretary-General to collect information from governments
and other relevant sources on the use of such weapons and on their consequential
and cumulative effects, and to submit a report on the matter to the
Subcommission at its forty-ninth session.
9 - プレスリリース HR/CN/755 1996年9月4日 -- 大量破壊兵器、特に核兵器は国際関係においていかなる役割も果たすべきでなく、したがって排除されるべきであることを確認し、さらにそのような兵器の生産、販売、使用を全面的に禁止することを再確認し、まだ署名していない国に対して、通常兵器に関する条約とその議定書に署名して批准するよう促しました； -- 大量破壊兵器又は無差別的効果を有する兵器、特に核兵器、化学兵器、燃料空気爆弾、ナパーム、クラスター爆弾、生物兵器及び劣化ウランを含む兵器の生産及び拡散を抑制する必要性によって、すべての国がその国家政策において導かれるよう促した -- 事務総長に、これらの兵器の使用並びにその結果及び累積効果について政府及びその他の関係筋から情報を集め、この問題に関する報告をその第49会期に小委員会に提出することを要請した。
The Sub-Commission on Prevention of Discrimination and Protection of
Minorities,
Guided by the Charter of the United Nations, the Universal Declaration of
Human Rights, the International Covenants on Human Rights and the Geneva
Conventions of 12 August 1949 and the Additional Protocols thereto,
Recalling General Assembly resolutions 42/99 of 7 December 1987 and 43/111 of
8 December 1988 reaffirming that all people have an inherent right to life,
Recalling also its resolution 1992/39 of 28 August 1992 on arms production
and trade and human rights violations,
Recalling further its resolution 1996/16 of 29 August 1996, in which it
requested the Secretary-General to submit a report on information gathered on
the use of nuclear weapons, chemical weapons, fuel-air bombs, napalm, cluster
bombs, biological weaponry and weaponry containing depleted uranium and their
consequential and cumulative effects and the danger they represent to life,
physical security and other human rights,
Concerned at the use of weapons of mass or indiscriminate destruction or of a
nature to cause superfluous injury or unnecessary suffering, both against
members of the armed forces and against civilian populations, resulting in
death, pain, misery and disability,
Concerned also at repeated reports of the long-term consequences of the use
of such weapons upon human life and health,
Concerned further that the physical effects on the environment of testing,
storage or disposal of or debris from such weapons, either alone or in
combination, and abandoned contaminated equipment constitute a serious danger to
life and health,
Convinced that the use of or threat of use of weapons of mass or
indiscriminate destruction and, in certain circumstances, the production and
sale of such weapons are incompatible with international human rights and/or
humanitarian law,
Convinced also that the production, sale, use or threat of use of chemical
and biological weapons are incompatible with international law, as well as the
promotion and maintenance of international peace and security,
Convinced further that the use on civilian populations of napalm and fuel-air
bombs violates the Protocol on Prohibition or Restrictions on the Use of
Incendiary Weapons (Protocol III) to the 1980 Convention on Prohibitions or
Restrictions on the Use of Certain Conventional Weapons,
Believing that the production, sale, use or threat of use of nuclear weapons
has serious consequences for the promotion and maintenance of international
peace and security,
Believing further that continued efforts must be undertaken to sensitize
public opinion to the inhuman and indiscriminate effects of all such weapons and
to the need for their complete elimination,
Having considered the report of the Secretary-General (E/CN.4/Sub.2/1997/27)
and the many serious questions raised therein,
1. Urges all States to be guided in their national policies by the
need to curb the testing, the production and the spread of weapons of mass
destruction, or with indiscriminate effect, or of a nature to cause superfluous
injury or unnecessary suffering;
2. Decides to authorize Ms. Clemencia Forero Ucros to prepare, without
financial implications, a working paper, in the context of human rights and
humanitarian norms, assessing the utility, scope and structure of a study on
weapons of mass destruction or with indiscriminate effect, or of a nature to
cause superfluous injury or unnecessary suffering.
37th meeting ; 28 August 1997 ; [Adopted without a vote. See chap. XIV.]
The Resolution available also at:
http://www.unhchr.ch/Huridocda/Huridoca.nsf/0811fcbd0b9f6bd58025667300306dea/21a4acb0f1b289e
http://www.unhchr.ch/huridocda/huridoca.nsf/FramePage/Body+SC+En?OpenDocument
ｩ Copyright 1999
Office of the United Nations High Commissioner for Human
Rights, Geneva, Switzerland
差別の防止及び少数者の保護に関する小委員会は、国際連合憲章、世界人権宣言、国際人権規約、1949年8月12日のジュネーブ条約及びその追加議定書に導かれています、 すべての人が生命に対する固有の権利を有することを再確認した1987年12月7日の総会決議42/99及び1988年12月8日の総会決議43/111を想起し、また、武器生産及び貿易と人権侵害に関する1992年8月28日の決議92/39を想起し、さらに、核兵器の使用について収集した情報に関する報告書を事務総長に要請した1996年8月29日の決議96/16を想起する、 化学兵器、燃料空気爆弾、ナパーム、クラスター爆弾、生物兵器および劣化ウランを含む兵器、ならびにそれらの結果的および累積的影響、ならびに生命、身体の安全およびその他の人権に及ぼす危険性、 大量破壊兵器、無差別破壊兵器又は不必要な傷害若しくは苦痛を与える性質を有する兵器が、軍隊の構成員及び一般市民に対して使用され、死、苦痛、悲惨及び障害をもたらすことを憂慮し、また、かかる兵器の使用が人間の生命及び健康に長期にわたる結果をもたらすことが繰り返し報告されていることを憂慮する、 さらに、このような兵器の実験、貯蔵又は廃棄、及び破片の単独又は組み合わせ、並びに放置された汚染された設備が環境に及ぼす物理的影響が生命及び健康に対する重大な危険を構成することを懸念し、大量破壊又は無差別破壊の兵器の使用又は使用の脅威があることを確信した、 また、化学兵器及び生物兵器の製造、販売、使用又は使用の脅威は、国際法、並びに国際平和及び安全の促進及び維持と両立しないことを確信する、 さらに、ナパームおよび燃料空気爆弾の民間人に対する使用が、1980年の特定通常兵器の使用の禁止または制限に関する条約の焼夷弾の使用の禁止または制限に関する議定書（第三議定書）に違反することを確信し、その製造、販売、また、焼夷弾の使用は、1980年の特定通常兵器の使用の禁止または制限に関する条約の焼夷弾の使用の禁止または制限に関する議定書に違反していると信じます、 核兵器の使用又は使用の脅威は、国際平和及び安全の促進及び維持に重大な影響を及ぼすものであり、さらに、そのような兵器すべての非人道的かつ無差別的な効果及びその完全な廃絶の必要性について世論を感化するための継続的努力がなされなければならないと信じ、事務局長報告（E/CN.4）を検討した。 4 /Sub.2 /大量破壊兵器、無差別的な効果を持つ兵器、または余分な傷害や不必要な苦痛を与える性質の兵器の実験、生産、拡散を抑制する必要性によって、すべての国がその国家政策において導かれるよう強く求める。Clemencia Forero Ucros女史に、人権および人道的規範の文脈から、大量破壊兵器、無差別効果兵器、または過剰な傷害や不必要な苦痛を引き起こす性質の兵器に関する研究の有用性、範囲および構造を評価するワーキングペーパーを、財政的影響を与えずに作成することを認める。第37回会合 1997年8月28日 [無投票で採択、第14章参照] 決議文は、http://www.unhchr.ch/Huridocda/Huridoca.nsf/0811fcbd0b9f6bd58025667300306dea/21a4acb0f1b289e でも入手できる。
http://www.unhchr.ch/huridocda/huridoca.nsf/FramePage/Body+SC+En?OpenDocument ゥ Copyright 1999
国連人権高等弁務官事務所（スイス・ジュネーブ)
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IAEAによる定義が以下。
原発推進のIAEAは、原発の燃料を作る際に必ず出てくる劣化ウラン（U-238）の影響を過小評価しようとしているが、よく読めば、放射性物質として人体に危険なことがわかる！！！
Features: Depleted Uranium
Back to main story »Questions and Answers
- What is Uranium?
- What are the existing levels of uranium in the environment?
- What is Depleted Uranium (DU)?
- Is DU more or less radioactive than natural uranium?
- Are people naturally exposed to uranium?
- What are the military uses of depleted uranium?
- There are reports of impurities in DU. What are they?
- What studies have been done on people exposed to Uranium or DU?
- What is the behaviour of uranium in the body?
- How could uranium and DU be harmful to people?
- Has DU or uranium been definitely linked to human cancer?
- How can uranium affect children?
- What are the potential routes of exposure from depleted uranium ammunitions?
- What are the possible radiation hazards from handling DU projectiles?
- What is the likely impact of DU on the environment
特徴 劣化したウラン
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質問と回答
ウランとは何ですか？
環境中の既存のウラン濃度はどのくらいか？
劣化ウラン（DU）とは何ですか？
DUは天然ウランより放射性物質が多いのですか、少ないのですか？
人は自然にウランにさらされるのですか？
劣化ウランの軍事利用はどのようなものですか？
劣化ウランに不純物が含まれているとの報告があります。それは何ですか？
ウランや劣化ウランにさらされた人について、どのような研究がなされているのですか？
ウランの体内での挙動はどのようなものですか？
ウランやDUはどのようにして人に害を与えるのでしょうか？
DUやウランが人のがんに確実に関係しているのでしょうか？
ウランは子どもにどのような影響を与えるのでしょうか？
劣化ウラン弾からの被爆経路はどのようなものが考えられるか？
劣化ウラン弾の取り扱いによる放射線障害はどのようなものが考えられますか？
劣化ウラン弾が環境に与える影響にはどのようなものがあるのでしょうか？
1. What is Uranium?
Uranium (chemical symbol U) is a naturally occurring radioactive element. In its pure form it is a silver-coloured heavy metal, similar to lead, cadmium and tungsten. Like tungsten it is very dense, about 19 grams per cubic centimetre, 70% more dense than lead. It is so dense a small 10-centimetre cube would weigh 20 kilograms.The International Atomic Energy Agency (IAEA) defines uranium as a Low Specific Activity material. In its natural state, it consists of three isotopes (U-234, U-235 and U-238). Other isotopes that cannot be found in natural uranium are U-232, U-233, U-236 and U-237. The table below shows the fraction by weight of the three isotopes in any quantity of natural uranium, their half lives, and specific activity. The half life of a radioactive isotope is the time taken for it to decay to half of its original amount of radioactivity. The specific activity is the activity per unit mass of a particular radionuclide and is used as a measure of how radioactive a radionuclide is. It is expressed in the table in becquerels (Bq) per milligram (1 milligram, mg, = 0.001 grams). An activity of one becquerel (Bq) means that on average one disintegration takes place every second.
| 1. ウランとは？ ウラン（化学記号U）は、天然に存在する放射性元素である。純粋な状態では、銀色の重金属で、鉛、カドミウム、タングステンに似ています。タングステンのように非常に密度が高く、1立方センチメートルあたり約19グラムで、鉛の70％以上の密度があります。10cm角の小さな立方体で20kgの重さになるほどの密度を持つ。 国際原子力機関（IAEA）は、ウランを「低比重物質」と定義しています。自然状態では、3つの同位体（U-234、U-235、U-238）で構成されています。天然ウランに含まれない他の同位体は、U-232、U-233、U-236、U-237です。下の表は、任意の量の天然ウランに含まれる3つの同位体の重量割合、半減期、比活性を示したものです。半減期とは、放射性同位元素が崩壊して元の放射能量の半分になるまでの時間です。比放射能は、特定の放射性核種の単位質量あたりの放射能で、放射性核種がどれだけ放射性であるかを示す指標として使われます。表では、1ミリグラム（1ミリグラム、mg、＝0.001グラム）あたりのベクレル（Bq）で表されています。1ベクレル（Bq）の放射能は、平均して毎秒1回の崩壊が起こることを意味します。 ＊劣化ウラン（U-238）の半減期は、なんと４５億年以上！！！このようなものを兵器として地上にまき散らしてきたのが、米国と英国であり、そして今回ウクライナでもやろうとしている！！！
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Isotopes of natural uranium decay by emitting mainly alpha particles. The emission of beta particles and gamma radiations are low. The table below shows the average energies per transformation emitted by U-238, U-235 and U-234.
天然ウランに含まれるウラン同位体（U-234、U-235、U-238）の崩壊のみから生じる放射能濃度は、1mgあたり25.4Bqです。自然界では、ウラン同位体は通常、放射性崩壊生成物と放射性平衡（すなわち、それぞれの放射性子孫の放射能がウランの親同位体の放射能と等しい）状態にある。U-238の崩壊生成物には、トリウム-234（Th-234）、プロトアクチニウム-234（Pa-234）、U-234、Th-230、ラジウム-226（Ra-226）、ラドン-222（Rn-222）、ポロニウム-218（Po-218）、鉛-214（Pb-214）、ビスマス-214（Bi-214）、ポ-214 Pb-210 および Po-210がある。U-235の崩壊生成物には、Th-231、Pa-231、アクチニウム-227（Ac-227）、Th-227、Ra-223、Rn-219、Po-215、Pb-211、Bi-211、タリウム-207（Tl-207）などがある。
天然ウランの同位体は、主にアルファ粒子を放出することで崩壊します。ベータ粒子とガンマ線の放出は少ない。下の表は、U-238、U-235、U-234が放出する変換あたりの平均エネルギーを示しています。
＊劣化ウランであるU－238は、アルファ線とベータ線が高いのがわかる。飛距離が短く、体内にい続けるアルファ線とベータ線が高いということは、内部被ばくすると大変なことになる。（By竹野内）
Uranium can combine with other elements in the environment to form uranium compounds. The solubility of these uranium compounds varies greatly . Uranium in the environment is mainly found as a uranium oxide, typically as UO2, which is an anoxic insoluble compound found in minerals and sometimes as UO3, a moderately soluble compound found in surface waters. Soluble uranium compounds can combine with other chemical elements and compounds in the environment to form other uranium compounds. The chemical form of the uranium compounds determines how easily the compound can move through the environment, as well as how toxic it might be. Some forms of uranium oxides are very inert and may stay in the soil for thousands of years without moving downward into groundwater.
The average concentration of natural uranium in soil is about 2 parts per million, which is equivalent to 2 grams of uranium in 1000 kg of soil. This means that the top metre of soil in a typical 10 m ´ 40 m garden contains about 2 kg of uranium (corresponding to about 50,000,000 Bq of activity just from the decay of the uranium isotopes and ignoring the considerable activity associated with the decay of the progeny. Concentrations of uranium in granite range from 2 parts per million to 20 parts per million. Uranium in higher concentrations (50 - 1000 mg per kg of soil) can be found in soil associated with phosphate deposits. In air, uranium exists as dust. Very small, dust-like particles of uranium in the air are deposited onto surface water, plant surfaces, and soil. These particles of uranium eventually end up back in the soil or in the bottom of lakes, rivers, and ponds, where they mix with the natural uranium that is already there. Typical activity concentrations of uranium in air are around 2 µBq per cubic metre. (UNSCEAR 2000).
Most of the uranium in water comes from dissolved uranium from rocks and soil; only a very small part is from the settling of uranium dust out of the air. Activity concentrations of U-238 and U-234 in drinking water are between a few tenths of a mBq per litre to a few hundred mBqs per litre, although activity concentrations as high as 150 Bq per litre have been measured in Finland (UNSCEAR 2000). Activity concentrations of U-235 are generally more than twenty times lower.
Uranium in plants is the result of its absorption from the soil into roots and other plant parts. Typical activity concentrations of uranium isotopes in vegetables are slightly higher than those found in drinking water. The range of activity concentrations of U-238 measured in grain and leafy vegetables is between 1 mBq per kg and 400 mBq per kg and between 6 mBq per kg and 2200 mBq per kg respectively, while activity concentrations of U-235 are 20 times lower. Activity concentrations in root vegetables are generally lower (UNSCEAR 2000).
The uranium transferred to livestock through ingestion of grass and soil is eliminated quickly through urine and feces. Activity concentrations of U-238 measured in milk and meat products around the world are in the range of 0.1 mBq per kg to 17 mBq per kg and 1 mBq per kg to 20 mBq per kg respectively, with activity concentrations of U-235 more than 20 times lower (UNSCEAR 2000).
天然ウランの同位体は、主にアルファ粒子を放出することで崩壊します。ベータ粒子とガンマ線の放出は少ない。下の表は、U-238、U-235、U-234が放出する変換あたりの平均エネルギーを示しています。
| |||||||||||||||||||
2. What are the existing levels of uranium in the environment?
Uranium is found in trace amounts in all rocks and soil, in water and air, and in materials made from natural substances. It is a reactive metal, and, therefore, it is not present as free uranium in the environment. In addition to the uranium naturally found in minerals, the uranium metal and compounds produced by industrial activities can also be released back to the environment.Uranium can combine with other elements in the environment to form uranium compounds. The solubility of these uranium compounds varies greatly . Uranium in the environment is mainly found as a uranium oxide, typically as UO2, which is an anoxic insoluble compound found in minerals and sometimes as UO3, a moderately soluble compound found in surface waters. Soluble uranium compounds can combine with other chemical elements and compounds in the environment to form other uranium compounds. The chemical form of the uranium compounds determines how easily the compound can move through the environment, as well as how toxic it might be. Some forms of uranium oxides are very inert and may stay in the soil for thousands of years without moving downward into groundwater.
The average concentration of natural uranium in soil is about 2 parts per million, which is equivalent to 2 grams of uranium in 1000 kg of soil. This means that the top metre of soil in a typical 10 m ´ 40 m garden contains about 2 kg of uranium (corresponding to about 50,000,000 Bq of activity just from the decay of the uranium isotopes and ignoring the considerable activity associated with the decay of the progeny. Concentrations of uranium in granite range from 2 parts per million to 20 parts per million. Uranium in higher concentrations (50 - 1000 mg per kg of soil) can be found in soil associated with phosphate deposits. In air, uranium exists as dust. Very small, dust-like particles of uranium in the air are deposited onto surface water, plant surfaces, and soil. These particles of uranium eventually end up back in the soil or in the bottom of lakes, rivers, and ponds, where they mix with the natural uranium that is already there. Typical activity concentrations of uranium in air are around 2 µBq per cubic metre. (UNSCEAR 2000).
Most of the uranium in water comes from dissolved uranium from rocks and soil; only a very small part is from the settling of uranium dust out of the air. Activity concentrations of U-238 and U-234 in drinking water are between a few tenths of a mBq per litre to a few hundred mBqs per litre, although activity concentrations as high as 150 Bq per litre have been measured in Finland (UNSCEAR 2000). Activity concentrations of U-235 are generally more than twenty times lower.
Uranium in plants is the result of its absorption from the soil into roots and other plant parts. Typical activity concentrations of uranium isotopes in vegetables are slightly higher than those found in drinking water. The range of activity concentrations of U-238 measured in grain and leafy vegetables is between 1 mBq per kg and 400 mBq per kg and between 6 mBq per kg and 2200 mBq per kg respectively, while activity concentrations of U-235 are 20 times lower. Activity concentrations in root vegetables are generally lower (UNSCEAR 2000).
The uranium transferred to livestock through ingestion of grass and soil is eliminated quickly through urine and feces. Activity concentrations of U-238 measured in milk and meat products around the world are in the range of 0.1 mBq per kg to 17 mBq per kg and 1 mBq per kg to 20 mBq per kg respectively, with activity concentrations of U-235 more than 20 times lower (UNSCEAR 2000).
2. 環境中のウラン濃度はどの程度か？
ウランは、すべての岩石や土壌、水や空気中、天然物質から作られた材料に微量に含まれています。反応性の金属であるため、環境中に遊離ウランとして存在することはありません。鉱物中に自然に存在するウランのほか、産業活動によって生成されたウラン金属や化合物も、再び環境中に放出されることがあります。
ウランは、環境中の他の元素と結合してウラン化合物を形成することがあります。これらのウラン化合物の溶解度は大きく変化します。環境中のウランは主にウラン酸化物として存在し、通常は鉱物中に存在する無酸素の不溶性化合物であるUO2として、時には地表水中に存在する中程度の溶解性を持つUO3として存在します。可溶性ウラン化合物は、環境中の他の化学元素や化合物と結合して、他のウラン化合物を形成することができる。ウラン化合物の化学形態は、その化合物が環境中を移動しやすいかどうか、また、どの程度の毒性を持つかを決定します。ウラン酸化物の中には非常に不活性なものがあり、地下水中に移動することなく、何千年も土壌中に留まることがあります。
土壌中の天然ウランの平均濃度は約2ppmで、これは1000kgの土壌に2gのウランが含まれることに相当します。つまり、一般的な10m×40mの庭の土の上1mには、約2kgのウラン（ウラン同位体の崩壊だけで約50,000,000Bqの放射能に相当し、子孫の崩壊に伴うかなりの放射能は無視される。花崗岩中のウラン濃度は、2ppmから20ppmの範囲である。より高濃度のウラン（土壌1kgあたり50～1000mg）は、リン酸塩鉱床に関連する土壌で見つけることができます。空気中では、ウランは塵として存在します。空気中のウランは、非常に小さな塵のような粒子で、地表水、植物の表面、土壌に沈着する。これらのウランの粒子は、最終的に土壌や湖、川、池の底に戻り、そこに存在する天然ウランと混ざり合います。空気中のウランの典型的な放射能濃度は、1立方メートルあたり2μBq程度です。(unscear 2000)。
水中のウランのほとんどは、岩石や土壌から溶け出したウランで、大気中のウランダストが沈殿したものはごく一部です。飲料水中のU-238とU-234の放射能濃度は、1リットルあたり数十分の1mBqから数百mBqsであるが、フィンランドでは1リットルあたり150Bqという高い放射能濃度が測定された（UNSCEAR 2000）。U-235の放射能濃度は、一般に20倍以上低い。
植物中のウランは、土壌から根や他の植物の部分に吸収された結果である。野菜に含まれるウラン同位体の典型的な放射能濃度は、飲料水に含まれる放射能濃度よりわずかに高い。穀物野菜と葉物野菜で測定されたU-238の放射能濃度の範囲は、それぞれ1mBq/kgから400mBq/kg、6mBq/kgから2200mBq/kgであり、U-235の放射能濃度は20倍低くなっています。根菜類の放射能濃度は一般に低い（UNSCEAR 2000）。
牧草や土壌の摂取により家畜に移行したウランは、尿や糞便を通じて速やかに排出される。世界中の牛乳と肉製品で測定されたU-238の放射能濃度は、それぞれ0.1mBq/kg〜17mBq/kg、1mBq/kg〜20mBq/kgの範囲であり、U-235の放射能濃度は20倍以上低い（UNSCEAR 2000）。
The table below compares percentages of uranium isotopes by weight and activity in natural and depleted uranium.
ウランは、すべての岩石や土壌、水や空気中、天然物質から作られた材料に微量に含まれています。反応性の金属であるため、環境中に遊離ウランとして存在することはありません。鉱物中に自然に存在するウランのほか、産業活動によって生成されたウラン金属や化合物も、再び環境中に放出されることがあります。
ウランは、環境中の他の元素と結合してウラン化合物を形成することがあります。これらのウラン化合物の溶解度は大きく変化します。環境中のウランは主にウラン酸化物として存在し、通常は鉱物中に存在する無酸素の不溶性化合物であるUO2として、時には地表水中に存在する中程度の溶解性を持つUO3として存在します。可溶性ウラン化合物は、環境中の他の化学元素や化合物と結合して、他のウラン化合物を形成することができる。ウラン化合物の化学形態は、その化合物が環境中を移動しやすいかどうか、また、どの程度の毒性を持つかを決定します。ウラン酸化物の中には非常に不活性なものがあり、地下水中に移動することなく、何千年も土壌中に留まることがあります。
土壌中の天然ウランの平均濃度は約2ppmで、これは1000kgの土壌に2gのウランが含まれることに相当します。つまり、一般的な10m×40mの庭の土の上1mには、約2kgのウラン（ウラン同位体の崩壊だけで約50,000,000Bqの放射能に相当し、子孫の崩壊に伴うかなりの放射能は無視される。花崗岩中のウラン濃度は、2ppmから20ppmの範囲である。より高濃度のウラン（土壌1kgあたり50～1000mg）は、リン酸塩鉱床に関連する土壌で見つけることができます。空気中では、ウランは塵として存在します。空気中のウランは、非常に小さな塵のような粒子で、地表水、植物の表面、土壌に沈着する。これらのウランの粒子は、最終的に土壌や湖、川、池の底に戻り、そこに存在する天然ウランと混ざり合います。空気中のウランの典型的な放射能濃度は、1立方メートルあたり2μBq程度です。(unscear 2000)。
水中のウランのほとんどは、岩石や土壌から溶け出したウランで、大気中のウランダストが沈殿したものはごく一部です。飲料水中のU-238とU-234の放射能濃度は、1リットルあたり数十分の1mBqから数百mBqsであるが、フィンランドでは1リットルあたり150Bqという高い放射能濃度が測定された（UNSCEAR 2000）。U-235の放射能濃度は、一般に20倍以上低い。
植物中のウランは、土壌から根や他の植物の部分に吸収された結果である。野菜に含まれるウラン同位体の典型的な放射能濃度は、飲料水に含まれる放射能濃度よりわずかに高い。穀物野菜と葉物野菜で測定されたU-238の放射能濃度の範囲は、それぞれ1mBq/kgから400mBq/kg、6mBq/kgから2200mBq/kgであり、U-235の放射能濃度は20倍低くなっています。根菜類の放射能濃度は一般に低い（UNSCEAR 2000）。
牧草や土壌の摂取により家畜に移行したウランは、尿や糞便を通じて速やかに排出される。世界中の牛乳と肉製品で測定されたU-238の放射能濃度は、それぞれ0.1mBq/kg〜17mBq/kg、1mBq/kg〜20mBq/kgの範囲であり、U-235の放射能濃度は20倍以上低い（UNSCEAR 2000）。
3. What is Depleted Uranium (DU)?
In order to produce fuel for certain types of nuclear reactors and nuclear weapons, uranium has to be "enriched" in the U-235 isotope, which is responsible for nuclear fission. During the enrichment process the fraction of U-235 is increased from its natural level (0.72% by mass) to between 2% and 94% by mass. The by-product uranium mixture (after the enriched uranium is removed) has reduced concentrations of U-235 and U-234. This by-product of the enrichment process is known as depleted uranium (DU). The official definition of depleted uranium given by the US Nuclear Regulatory Commission (NRC) is uranium in which the percentage fraction by weight of U-235 is less than 0.711%. Typically, the percentage concentration by weight of the uranium isotopes in DU used for military purposes is: U-238: 99.8%; U-235: 0.2%; and U-234: 0.001%.The table below compares percentages of uranium isotopes by weight and activity in natural and depleted uranium.
3. 劣化ウラン（DU）とは？
ある種の原子炉や核兵器の燃料を製造するためには、ウランを核分裂に関与するU-235同位体で「濃縮」する必要があります。濃縮の過程で、U-235の割合は自然のレベル（0.72質量％）から2％～94質量％に増加する。濃縮ウランを取り除いた後の副生ウラン混合物は、U-235とU-234の濃度が低下しています。この濃縮プロセスの副産物は、劣化ウラン（DU）として知られています。米国原子力規制委員会（NRC）による劣化ウランの公式定義は、U-235の重量パーセントが0.711%未満のウランである。通常、軍事目的に使用されるDU中のウラン同位体の重量パーセント濃度は、以下の通りです： U-238: 99.8％、U-235：0.2％、U-234：0.001％です。
下表は、天然ウランと劣化ウランに含まれるウラン同位体の重量比と放射能比を比較したものです。
ある種の原子炉や核兵器の燃料を製造するためには、ウランを核分裂に関与するU-235同位体で「濃縮」する必要があります。濃縮の過程で、U-235の割合は自然のレベル（0.72質量％）から2％～94質量％に増加する。濃縮ウランを取り除いた後の副生ウラン混合物は、U-235とU-234の濃度が低下しています。この濃縮プロセスの副産物は、劣化ウラン（DU）として知られています。米国原子力規制委員会（NRC）による劣化ウランの公式定義は、U-235の重量パーセントが0.711%未満のウランである。通常、軍事目的に使用されるDU中のウラン同位体の重量パーセント濃度は、以下の通りです： U-238: 99.8％、U-235：0.2％、U-234：0.001％です。
下表は、天然ウランと劣化ウランに含まれるウラン同位体の重量比と放射能比を比較したものです。
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4. Is DU more or less radioactive than natural uranium?
DU is considerably less radioactive than natural uranium because not only does it have less U-234 and U-235 per unit mass than does natural uranium, but in addition, essentially all traces of decay products beyond U-234 and Th-231 have been removed during extraction and chemical processing of the uranium prior to enrichment. The specific activity of uranium alone in DU is 14.8 Bq per mg compared with 25.4 Bq per mg for natural uranium. It takes a long time for the uranium decay products to reach (radioactive) equilibrium with the uranium isotopes. For example it takes almost 1 million years for Th-230 to reach equilibrium with U-234.4. DUは天然ウランより放射性物質が多いのですか、少ないのですか？
DUは、天然ウランに比べて単位質量あたりのU-234とU-235の量が少ないだけでなく、濃縮前のウランの抽出と化学処理によって、U-234とTh-231以外の崩壊生成物の痕跡が実質的にすべて除去されているため、天然ウランよりもかなり低い放射能を持っています。ウラン単体の比放射能は、天然ウランが25.4Bq/mgであるのに対し、DUは14.8Bq/mgです。ウランの崩壊生成物がウラン同位体と（放射性）平衡に達するには長い時間がかかる。例えば、Th-230がU-234と平衡に達するには、約100万年かかります。
Because of the differences in diet, there is a wide variation in consumption levels of uranium around the world, but, primarily, intake depends on the amount of uranium in the water people drink. In some parts of the world, the concentration of uranium in water is very high, and this results in much higher intakes of uranium from drinking water than from food. For example, consumption of uranium in parts of Finland can be tens of micrograms per day.
For information on levels of natural uranium in the human body, see:
Armour piercing ammunitions are generally referred to as "kinetic energy penetrators". DU is preferred to other metals, because of its high density, its pyrophoric nature (DU self-ignites when exposed to temperatures of 600° to 700° and high pressures), and its property of becoming sharper, through adiabatic shearing, as it penetrates armour plating . On impact with targets, DU penetrators ignite, breaking up in fragments, and forming an aerosol of particles ("DU dust") whose size depends on the angle of the impact, the velocity of the penetrator, and the temperature. These fine dust particles, can catch fire spontaneously in air. Small pieces may ignite in a fire and burn, but tests have shown that large pieces, like the penetrators used in anti-tank weapons, or in aircraft balance weights, will not normally ignite in a fire.
For more information on the military uses of depleted uranium see: http://www.gulflink.osd.mil or http://www.nato.int.
DUは、天然ウランに比べて単位質量あたりのU-234とU-235の量が少ないだけでなく、濃縮前のウランの抽出と化学処理によって、U-234とTh-231以外の崩壊生成物の痕跡が実質的にすべて除去されているため、天然ウランよりもかなり低い放射能を持っています。ウラン単体の比放射能は、天然ウランが25.4Bq/mgであるのに対し、DUは14.8Bq/mgです。ウランの崩壊生成物がウラン同位体と（放射性）平衡に達するには長い時間がかかる。例えば、Th-230がU-234と平衡に達するには、約100万年かかります。
5. Are people naturally exposed to uranium?
Small amounts of natural uranium are ingested and inhaled by everyone every day. It has been estimated (UNSCEAR 2000) that the average person ingests 1.3 µg (1 µg = 1 microgram = 0.000001g) (0.033 Bq) of uranium per day, corresponding to an annual intake of 11.6 Bq. . It has also been estimated that the average person inhales 0.6 µg (15 mBq) every year. Typically, the average person will receive a dose of less than 1 µSv per year from ingestion and inhalation of uranium. In addition, an average individual will receive a dose of about 120 µSv per year from ingestion and inhalation of decay products of uranium, such as Ra-226 and its progeny in water, Rn-222 in homes and Po-210 in cigarette smoke.Because of the differences in diet, there is a wide variation in consumption levels of uranium around the world, but, primarily, intake depends on the amount of uranium in the water people drink. In some parts of the world, the concentration of uranium in water is very high, and this results in much higher intakes of uranium from drinking water than from food. For example, consumption of uranium in parts of Finland can be tens of micrograms per day.
For information on levels of natural uranium in the human body, see:
- ICRP Publication 23: International Commission on Radiological Protection, Reference Man: Anatomical Physiological and Metabolic Characteristics. ICRP Publication 23, Pergamon Press, Oxford (1975)
- RAND Report: Author(s): Harley N. H, Foulkes E. C., Hilborne L. H, Hudson A., Anthony C., R., A Review of the Scientific Literature as It Pertains to Gulf War Illnesses. Vol. 7, Depleted Uranium. RAND Report MR-1018/7-OSD (1999)
- UNSCEAR Reports: UNITED NATIONS, Sources and effects of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly with Scientific Annexes, United Nations Scientific Committee On The Effects Of Atomic Radiation, (UNSCEAR), UN, New York (1988, 1993, 1996, 2000).
- ICRP: http://www.icrp.org or or http://www.elsevier.nl/inca/publications/store/1/3/3/9/5/ for ICRP Publication 23.
- RAND: http://www.rand.org or http://www.rand.org/publications (no particular link to report on DU).
UNSCEAR: http://www.unscear.org/. - 5. 人は自然にウランを浴びているのでしょうか？
少量の天然ウランは、誰もが毎日摂取・吸入しています。平均的な人は1日に1.3μg（1μg = 1マイクログラム = 0.000001g）（0.033 Bq）のウランを摂取すると推定されており（UNSCEAR 2000）、これは年間11.6Bqの摂取に相当します。また、平均的な人は毎年0.6μg（15mBq）を吸入していると推定されています。一般的に、平均的な人がウランの摂取と吸入によって受ける線量は年間1μSv未満となります。さらに、水中のRa-226とその子孫、家庭内のRn-222、タバコの煙中のPo-210など、ウランの崩壊生成物の摂取と吸入により、平均的な個人は年間約120μSvの線量を受けることになります。
食生活の違いから、世界のウランの消費量には大きな差がありますが、主に、人々が飲む水に含まれるウランの量によって摂取量が決まります。世界の一部の地域では、水中のウラン濃度が非常に高く、その結果、食品から摂取するよりも飲料水から摂取する方がはるかに多くなります。例えば、フィンランドの一部では、1日あたり数十マイクログラムのウランを摂取することができます。
人体内の天然ウランのレベルについては、以下を参照してください：
ICRP Publication 23: International Commission on Radiological Protection, Reference Man： 解剖学的、生理学的、代謝学的特徴。ICRP Publication 23, Pergamon Press, Oxford (1975)
ランド・レポート 著者：Harley N. H, Foulkes E. C., Hilborne L. H, Hudson A., Anthony C., R., A Review of Scientific Literature as It Pertains to Gulf War Illnesses. 第7巻、枯渇ウラン。ランドレポートMR-1018/7-OSD (1999)
人間の平均的な線量については、以下を参照してください：
UNSCEAR報告書： 国連、電離放射線の発生源と影響、科学的付録を含む総会への報告、国連原子放射線の影響に関する科学委員会、（UNSCEAR）、国連、ニューヨーク（1988、1993、1996、2000）。
インターネットのリンク
ICRP: http://www.icrp.org または http://www.elsevier.nl/inca/publications/store/1/3/3/9/5/ ICRP Publication 23.
RAND: http://www.rand.org または http://www.rand.org/publications (DUに関する報告書へのリンクは特になし).
UNSCEAR: http://www.unscear.org/.
6. What are the military uses of depleted uranium?
Uranium's physical and chemical properties make it very suitable for military uses. DU is used in the manufacturing of ammunitions used to pierce armour plating, such as those found on tanks, in missile nose cones and as a component of tank armour. Armour made of depleted uranium is much more resistant to penetration by conventional anti-armour ammunitions than conventional hard rolled steel armour plate.Armour piercing ammunitions are generally referred to as "kinetic energy penetrators". DU is preferred to other metals, because of its high density, its pyrophoric nature (DU self-ignites when exposed to temperatures of 600° to 700° and high pressures), and its property of becoming sharper, through adiabatic shearing, as it penetrates armour plating . On impact with targets, DU penetrators ignite, breaking up in fragments, and forming an aerosol of particles ("DU dust") whose size depends on the angle of the impact, the velocity of the penetrator, and the temperature. These fine dust particles, can catch fire spontaneously in air. Small pieces may ignite in a fire and burn, but tests have shown that large pieces, like the penetrators used in anti-tank weapons, or in aircraft balance weights, will not normally ignite in a fire.
For more information on the military uses of depleted uranium see: http://www.gulflink.osd.mil or http://www.nato.int.
6. 劣化ウランの軍事利用はどのようなものですか？
ウランの物理的・化学的特性は、軍事利用に非常に適しています。劣化ウランは、戦車などの装甲板を貫通させる弾薬の製造や、ミサイルのノーズコーン、戦車装甲の構成要素として使用されています。劣化ウランで作られた装甲は、従来の硬質圧延鋼板の装甲板よりも、通常の対装甲弾による貫通に対してはるかに高い抵抗力を持ちます。
装甲貫通弾は一般に「運動エネルギー貫通弾」と呼ばれる。DU は、その高密度、発火性（600°～700°の温度と高圧にさらされると自己発火する）、および装甲板を貫通すると断熱剪断によって鋭利になる特性から、他の金属よりも好まれる。ターゲットに衝突すると、DU 貫通弾は発火して破片となり、衝突の角度、貫通弾の速度、温度によって大きさが変わる粒子のエアロゾル（「DU ダスト」）を形成する。この微細な塵は、空気中で自然に発火することがあります。小さな破片は火災で発火して燃えることがありますが、対戦車兵器や航空機のバランスウエイトに使用されるペネトレーターのような大きな破片は、通常、火災で発火することはないことが実験で示されています。
劣化ウランの軍事利用についての詳細は、http://www.gulflink.osd.mil または http://www.nato.int をご覧ください。
ウランの物理的・化学的特性は、軍事利用に非常に適しています。劣化ウランは、戦車などの装甲板を貫通させる弾薬の製造や、ミサイルのノーズコーン、戦車装甲の構成要素として使用されています。劣化ウランで作られた装甲は、従来の硬質圧延鋼板の装甲板よりも、通常の対装甲弾による貫通に対してはるかに高い抵抗力を持ちます。
装甲貫通弾は一般に「運動エネルギー貫通弾」と呼ばれる。DU は、その高密度、発火性（600°～700°の温度と高圧にさらされると自己発火する）、および装甲板を貫通すると断熱剪断によって鋭利になる特性から、他の金属よりも好まれる。ターゲットに衝突すると、DU 貫通弾は発火して破片となり、衝突の角度、貫通弾の速度、温度によって大きさが変わる粒子のエアロゾル（「DU ダスト」）を形成する。この微細な塵は、空気中で自然に発火することがあります。小さな破片は火災で発火して燃えることがありますが、対戦車兵器や航空機のバランスウエイトに使用されるペネトレーターのような大きな破片は、通常、火災で発火することはないことが実験で示されています。
劣化ウランの軍事利用についての詳細は、http://www.gulflink.osd.mil または http://www.nato.int をご覧ください。
＊DUダストを吸い込むことが最も危険である。戦場で使用するとは、兵士にとっても住民にとってもとんでもない話だ！！！
Further information on this can be found at:
7. DUに不純物が混入しているとの報告があります。それらは何ですか？
Regarding exposures to DU, there have been studies of the health of military personnel who saw action in the Gulf War (1990-1991) and during the Balkan conflicts (1994-99). A small number of Gulf war veterans have inoperable fragments of DU embedded in their bodies. They have been the subject of intense study and the results have been published. These veterans show elevated excretion levels of DU in urine but, so far, there have been no observable health effects due to DU in this group. There have also been epidemiological studies of the health of military personnel who saw action in conflicts where DU was used, comparing them with the health of personnel who were not in the war zones. The results of these studies have been published and the main conclusion is that the war veterans do show a small (i.e., not statistically significant) increase in mortality rates, but this excess is due to accidents rather than disease. This cannot be linked to any exposures to DU.
For information on doses and risks to miners, see:
When inhaled, uranium is attached to particles of different sizes. The size of the uranium aerosols and the solubility of the uranium compounds in the lungs and gut influence the transport of uranium inside the body. Coarse particles are caught in the upper part of the respiratory system (nose, sinuses, and upper part of the lungs) from where they are exhaled or transferred to the throat and then swallowed. Fine particles reach the lower part of the lungs (alveolar region). If the uranium compounds are not easily soluble, the uranium aerosols will tend to remain in the lungs for a longer period of time (up to 16 years), and deliver most of the radiation dose to the lungs. They will gradually dissolve and be transported into the blood stream. For more soluble compounds, uranium is absorbed more quickly from the lungs into the blood stream. About 10% of it will initially concentrate in the kidneys.
Most of the uranium ingested is excreted in feces within a few days and never reaches the blood stream. The remaining fraction will be transferred into the blood stream. Most of the uranium in the blood stream is excreted through urine in a few days, but a small fraction remains in the kidneys and bones and other soft tissue.
7. There are reports of impurities in DU. What are they?
The vast majority of depleted uranium used by the US Department of Defense comes from the enrichment of natural uranium and is provided by the US Department of Energy. However, between the 1950s and 1970s, the US Department of Energy enriched some reprocessed uranium extracted from spent reactor fuel in order to reclaim the U-235 that did not fission. Unlike natural uranium, the reprocessed uranium contained anthropogenic (man-made) radionuclides including the uranium isotope U-236, small amounts of transuranics (elements heavier than uranium, such as neptunium, plutonium and americium) and fission products such as technetium-99. As a result, the depleted uranium by-product from the enrichment of reprocessed uranium also contained these anthropogenic radionuclides, albeit at very low levels. During the enrichment of reprocessed uranium, the inside surfaces of the equipment also became coated with these anthropogenic radionuclides and as this same equipment was used for the enrichment of natural uranium, these radionuclides later contaminated the DU produced from the enrichment of natural uranium as well. The exact amount is not known. Radiochemical analysis of depleted uranium samples indicate that these trace impurities are in the parts per billion level and result in less than a one percent increase in the radiation dose from the depleted uranium. The US Nuclear Regulatory Commission was aware of the existence of these trace contaminants in DU and determined them to be safe. The presence of U-236 and Pu-239/240 in depleted uranium has been confirmed by analyses of penetrators collected during the UNEP-led mission to Kosovo in November 2000. The activity concentration of U-236 in the penetrators was of the order of 60000 Bq per kg, while the activity concentration of plutonium varied from 0.8 to 12.87 Bq per kg.Further information on this can be found at:
- http://www.gulflink.osd.mil/du_ii/du_ii_s03.htm#2 and
http://www.gulflink.osd.mil/du_ii/du_ii_s03.htm#TAB C - Properties and Characteristics of DU. - http://www.nato.int.
- http://www.iaea.org/NewsCenter/Focus/DU/finalreport.pdf
7. DUに不純物が混入しているとの報告があります。それらは何ですか？
米国国防総省が使用する劣化ウランの大部分は天然ウランを濃縮したもので、米国エネルギー省から提供されています。しかし、1950年代から1970年代にかけて、米エネルギー省は使用済み原子炉燃料から抽出した一部の再処理ウランを濃縮し、核分裂しなかったU-235を再生させた。天然ウランとは異なり、再処理ウランには、ウラン同位体U-236、少量の超ウラン元素（ネプツニウム、プルトニウム、アメリシウムなどウランより重い元素）、テクネチウム-99などの核分裂生成物を含む人工放射性核種（man made）が含まれていました。その結果、再処理ウランを濃縮して得られる副産物である劣化ウランにも、これらの人為起源放射性核種がごく微量ではありますが含まれていました。また、再処理ウランを濃縮する際に、装置の内部にもこれらの人工放射性核種が付着し、同じ装置を天然ウランの濃縮にも使用したため、天然ウランを濃縮して得られたDUもこれらの放射性核種に汚染された。その正確な量は不明である。劣化ウランサンプルの放射化学分析によると、これらの微量不純物は10億分の1レベルであり、劣化ウランからの放射線量の増加は1％未満であることが示されています。米国原子力規制委員会は、劣化ウランにこれらの微量汚染物質が存在することを認識し、安全であると判断していた。劣化ウラン中のU-236とPu-239/240の存在は、2000年11月のUNEP主導のコソボ・ミッションで採取されたペネトレーターの分析によって確認されている。ペネトレーターのU-236の放射能濃度は1kgあたり60000Bqのオーダーであり、プルトニウムの放射能濃度は1kgあたり0.8から12.87Bqの範囲で変動している。
これに関する詳細な情報は、以下をご参照ください：
http://www.gulflink.osd.mil/du_ii/du_ii_s03.htm#2 および
http://www.gulflink.osd.mil/du_ii/du_ii_s03.htm#TAB C - DUの特性・特徴。
http://www.nato.int.
http://www.iaea.org/NewsCenter/Focus/DU/finalreport.pdf.
8. What studies have been done on people exposed to Uranium or DU?
Since the advent of the nuclear age, there has been widespread use of uranium involving the mining of uranium ore, enrichment, and nuclear fuel fabrication. These industries have employed large numbers of people, and studies of the health of working populations have been carried out. The main risk to miners, and not just those involved in uranium mining, comes from exposures to radon (mainly Rn-222) gas and its decay products. A study of miners who worked in poorly ventilated mines at a time when the hazards of radon were not known and thushad been exposed to high levels of radon, demonstrated that this group had an excess of lung cancers and that the risk of cancer increased with increasing exposure to radon gas. Studies of workers exposed to uranium in the nuclear fuel cycle have also been carried out. There are some reported excesses of cancers but, unlike the miners, no correlation with exposure can be seen. The main finding of these studies has been that the health of workers is better than the average population. This "healthy worker effect" is thought to be due to the selection process inherent in employment and to the overall benefits of employment.Regarding exposures to DU, there have been studies of the health of military personnel who saw action in the Gulf War (1990-1991) and during the Balkan conflicts (1994-99). A small number of Gulf war veterans have inoperable fragments of DU embedded in their bodies. They have been the subject of intense study and the results have been published. These veterans show elevated excretion levels of DU in urine but, so far, there have been no observable health effects due to DU in this group. There have also been epidemiological studies of the health of military personnel who saw action in conflicts where DU was used, comparing them with the health of personnel who were not in the war zones. The results of these studies have been published and the main conclusion is that the war veterans do show a small (i.e., not statistically significant) increase in mortality rates, but this excess is due to accidents rather than disease. This cannot be linked to any exposures to DU.
For information on doses and risks to miners, see:
- Lubin J., Boice J.D., Edling C. et al., Radon and lung cancer risk: A joint analyses of 11 underground miners studies, US Department of Health and Human Services, NIH Publication 94-3644, Washington D.C. (1994).
- McGeoghegan D. and Binks K., J Radiol Prot 20 11-137 (2000).
- M A McDiarmid et alia, Environ. Res. A 82 168-180 (2000), G J Macfarlane et alia, The Lancet 356 17-21 (2000).
- 8. ウランや劣化ウランにさらされた人について、どのような研究がなされているのですか？
原子力時代の到来以来、ウラン鉱石の採掘、濃縮、核燃料製造など、ウランの利用が広く行われてきた。これらの産業は多くの人々を雇用しており、労働者の健康状態についての研究が行われてきました。ウラン採掘に限らず、鉱山労働者の主なリスクは、ラドン（主にRn-222）ガスとその崩壊産物への曝露によるものである。ラドンの危険性が知られていなかった時代に、換気の悪い鉱山で働き、高レベルのラドンにさらされた鉱夫を対象とした研究では、このグループに肺がんが多く、ラドンガスへの曝露量が増えるほどがんのリスクが高まることが示されました。核燃料サイクルでウランにさらされた労働者の研究も行われている。がんの過剰が報告されているが、鉱山労働者とは異なり、被ばく量との相関は見られない。これらの研究の主な結果は、労働者の健康状態が平均的な人口よりも良好であることである。この「健康な労働者効果」は、雇用に内在する選択過程と雇用の全体的な利益によるものと考えられている。
劣化ウラン弾への暴露については、湾岸戦争（1990-1991年）およびバルカン紛争（1994-99年）で活動した軍人の健康状態に関する研究が行われている。湾岸戦争帰還兵の中には、体内に手術不可能なDUの破片が埋め込まれている人が少なからずいます。彼らは激しい研究の対象であり、その結果は公表されている。これらの退役軍人は尿中のDUの排泄レベルが高いが、これまでのところ、このグループにはDUによる観察可能な健康被害はない。また、劣化ウラン弾が使用された紛争に参加した軍人の健康状態を、紛争地域にいなかった軍人の健康状態と比較する疫学研究も行われています。これらの研究結果は公表されており、主な結論は、戦争帰還兵は死亡率にわずかな（つまり統計的に有意ではない）増加を示しているが、この過剰は病気ではなく事故によるものであるというものである。これは、DUへの曝露と関連付けることはできない。
鉱夫の線量とリスクについては、以下を参照されたい：
Lubin J., Boice J.D., Edling C. et al., Radon and lung cancer risk： 11の地下鉱山労働者の研究の共同分析、米国保健社会福祉省、NIH出版物94-3644、ワシントンD.C. (1994)。
ウランに携わる人々の健康状態については
McGeoghegan D. and Binks K., J Radiol Prot 20 11-137 (2000).
ウランに暴露された、または暴露される可能性のある軍人の研究については、以下を参照のこと：
M A McDiarmid et alia, Environ. Res. A 82 168-180 (2000), G J Macfarlane et alia, The Lancet 356 17-21 (2000).
9. What is the behaviour of uranium in the body?
Uranium is introduced into the body mainly through ingestion of food and water and inhalation of air.When inhaled, uranium is attached to particles of different sizes. The size of the uranium aerosols and the solubility of the uranium compounds in the lungs and gut influence the transport of uranium inside the body. Coarse particles are caught in the upper part of the respiratory system (nose, sinuses, and upper part of the lungs) from where they are exhaled or transferred to the throat and then swallowed. Fine particles reach the lower part of the lungs (alveolar region). If the uranium compounds are not easily soluble, the uranium aerosols will tend to remain in the lungs for a longer period of time (up to 16 years), and deliver most of the radiation dose to the lungs. They will gradually dissolve and be transported into the blood stream. For more soluble compounds, uranium is absorbed more quickly from the lungs into the blood stream. About 10% of it will initially concentrate in the kidneys.
Most of the uranium ingested is excreted in feces within a few days and never reaches the blood stream. The remaining fraction will be transferred into the blood stream. Most of the uranium in the blood stream is excreted through urine in a few days, but a small fraction remains in the kidneys and bones and other soft tissue.
9. ウランの体内での挙動は？
ウランは、主に食べ物や水の摂取、空気の吸入によって体内に取り込まれます。
吸入した場合、ウランは様々な大きさの粒子に付着します。ウランエアロゾルの大きさ、肺や腸でのウラン化合物の溶解度は、ウランの体内輸送に影響します。粗い粒子は呼吸器系の上部（鼻、副鼻腔、肺の上部）で捕捉され、そこから吐き出されるか、喉に移動して飲み込まれます。微粒子は肺の下部（肺胞領域）に到達します。ウラン化合物が溶けにくい場合、ウランエアロゾルは肺に長く留まり（最大16年）、放射線量のほとんどを肺に届ける傾向があります。その後、徐々に溶解し、血流に運ばれます。より溶解性の高い化合物の場合、ウランは肺から血流へより早く吸収されます。そのうちの約10％は最初、腎臓に集中します。
摂取したウランのほとんどは、数日以内に便として排泄され、血流に達することはありません。残りの画分は血流に移行する。血流に乗ったウランのほとんどは数日で尿から排泄されますが、ごく一部は腎臓や骨などの軟部組織に残ります。
In many countries, current occupational exposure limits for soluble uranium compounds are related to a maximum concentration of 3 µg uranium per gram of kidney tissue. Any effects caused by exposure of the kidneys at these levels are considered to be minor and transient. Current practices, based on these limits, appear to protect workers in the uranium industry adequately. In order to ensure that this kidney concentration is not exceeded, legislation restricts long term (8 hour) workplace air concentrations of soluble uranium to 0.2 mg per cubic metre and short term (15 minute) to 0.6 mg per cubic metre.
Like any radioactive material, there is a risk of developing cancer from exposure to radiation emitted by natural and depleted uranium. This risk is assumed to be proportional to the dose received. Limits for radiation exposure are recommended by the International Commission on Radiological Protection (ICRP) and have been adopted in the IAEA's Basic Safety Standards. The annual dose limit for a member of the public is 1 mSv, while the corresponding limit for a radiation worker is 20 mSv. The additional risk of fatal cancer associated with a dose of 1 mSv is assumed to be about 1 in 20,000. This small increase in lifetime risk should be considered in light of the risk of 1 in 5 that everyone has of developing a fatal cancer . It must also be noted that cancer may not become apparent until many years after exposure to a radioactive material.
It is possible to estimate how much DU an individual could be exposed to before the above chemical and radiological limits are exceeded. The table below shows how much depleted uranium would have to be inhaled or ingested to lead to a kidney concentration of 3µg per gram of kidney (chemical toxicity limit) or to a dose of 1 mSv (radiation dose limit). These values have been calculated with the biokinetic models currently recommended by the International Commission on Radiological Protection (ICRP). The values have been calculated for two types of uranium compounds: 'moderately soluble' compounds, such as UO3 and U3O8 and 'insoluble' compounds, such as UO2.
ウランは、主に食べ物や水の摂取、空気の吸入によって体内に取り込まれます。
吸入した場合、ウランは様々な大きさの粒子に付着します。ウランエアロゾルの大きさ、肺や腸でのウラン化合物の溶解度は、ウランの体内輸送に影響します。粗い粒子は呼吸器系の上部（鼻、副鼻腔、肺の上部）で捕捉され、そこから吐き出されるか、喉に移動して飲み込まれます。微粒子は肺の下部（肺胞領域）に到達します。ウラン化合物が溶けにくい場合、ウランエアロゾルは肺に長く留まり（最大16年）、放射線量のほとんどを肺に届ける傾向があります。その後、徐々に溶解し、血流に運ばれます。より溶解性の高い化合物の場合、ウランは肺から血流へより早く吸収されます。そのうちの約10％は最初、腎臓に集中します。
摂取したウランのほとんどは、数日以内に便として排泄され、血流に達することはありません。残りの画分は血流に移行する。血流に乗ったウランのほとんどは数日で尿から排泄されますが、ごく一部は腎臓や骨などの軟部組織に残ります。
10. How could uranium and DU be harmful to people? Has DU or uranium been definitely linked to human cancer?
In sufficient amounts, uranium that is ingested or inhaled can be harmful because of its chemical toxicity. Like mercury, cadmium, and other heavy-metal ions, excess uranyl ions depress renal function (i.e., affect the kidneys). High concentrations in the kidney can cause damage and, in extreme cases, renal failure. The general medical and scientific consensus is that in cases of high intake, uranium is likely to become a chemical toxicology problem before it is a radiological problem. Since uranium is mildly radioactive, once inside the body it also irradiates the organs, but the primary health effect is associated with its chemical action on body functions.In many countries, current occupational exposure limits for soluble uranium compounds are related to a maximum concentration of 3 µg uranium per gram of kidney tissue. Any effects caused by exposure of the kidneys at these levels are considered to be minor and transient. Current practices, based on these limits, appear to protect workers in the uranium industry adequately. In order to ensure that this kidney concentration is not exceeded, legislation restricts long term (8 hour) workplace air concentrations of soluble uranium to 0.2 mg per cubic metre and short term (15 minute) to 0.6 mg per cubic metre.
Like any radioactive material, there is a risk of developing cancer from exposure to radiation emitted by natural and depleted uranium. This risk is assumed to be proportional to the dose received. Limits for radiation exposure are recommended by the International Commission on Radiological Protection (ICRP) and have been adopted in the IAEA's Basic Safety Standards. The annual dose limit for a member of the public is 1 mSv, while the corresponding limit for a radiation worker is 20 mSv. The additional risk of fatal cancer associated with a dose of 1 mSv is assumed to be about 1 in 20,000. This small increase in lifetime risk should be considered in light of the risk of 1 in 5 that everyone has of developing a fatal cancer . It must also be noted that cancer may not become apparent until many years after exposure to a radioactive material.
It is possible to estimate how much DU an individual could be exposed to before the above chemical and radiological limits are exceeded. The table below shows how much depleted uranium would have to be inhaled or ingested to lead to a kidney concentration of 3µg per gram of kidney (chemical toxicity limit) or to a dose of 1 mSv (radiation dose limit). These values have been calculated with the biokinetic models currently recommended by the International Commission on Radiological Protection (ICRP). The values have been calculated for two types of uranium compounds: 'moderately soluble' compounds, such as UO3 and U3O8 and 'insoluble' compounds, such as UO2.
10. ウランやDUはどうして人に害を及ぼすのでしょうか？DUやウランが人のがんに確実に関係しているのでしょうか？
十分な量のウランを摂取または吸入すると、その化学的毒性により有害となる可能性があります。水銀、カドミウム、その他の重金属イオンと同様に、過剰なウラニルイオンは腎機能を低下させます（すなわち、腎臓に影響を及ぼします）。腎臓で高濃度になると、障害を引き起こし、極端な場合は腎不全になることもあります。一般的な医学的・科学的コンセンサスは、多量摂取の場合、ウランは放射線学的問題よりも先に化学毒性学的問題になる可能性が高いというものです。ウランは軽度の放射性物質であるため、体内に入ると臓器にも照射されますが、主な健康影響は身体機能への化学的作用に関連します。
多くの国では、可溶性ウラン化合物の現在の職業暴露限界は、腎臓組織1gあたり3μgのウランの最大濃度と関連しています。この濃度での腎臓への被曝による影響は、軽微で一過性のものと考えられています。これらの制限に基づく現在の慣行は、ウラン産業の労働者を十分に保護していると思われる。この腎臓の濃度を超えないようにするため、法律では、可溶性ウランの職場空気濃度を長期（8時間）では1立方メートルあたり0.2mg、短期（15分）では1立方メートルあたり0.6mgに制限しています。
他の放射性物質と同様に、天然ウランや劣化ウランから放出される放射線にさらされることで、がんを発症するリスクがある。このリスクは、受けた線量に比例すると仮定されています。放射線被ばくの限度は、国際放射線防護委員会（ICRP）が推奨し、IAEAの基本安全基準にも採用されています。一般人の年間被曝限度量は1mSv、放射線業務従事者の年間被曝限度量は20mSvです。1mSvの線量に関連する致命的な癌の追加リスクは、約20,000分の1と仮定されています。この小さな生涯リスクの増加は、すべての人が持つ5分の1の致死的な癌のリスクに照らして考慮する必要があります。また、放射性物質への被曝から何年も経たないと、がんが顕在化しない場合もあることに注意しなければならない。
上記の化学的および放射線学的制限を超える前に、個人がどれだけの量の劣化ウランを浴びることができるかを推定することは可能である。下の表は、腎臓の濃度が1gあたり3μg（化学的毒性限界）、または線量が1mSv（放射線量限界）に達するには、どれだけの劣化ウランを吸入または摂取しなければならないかを示しています。これらの値は、国際放射線防護委員会（ICRP）が現在推奨している生物動態モデルを用いて算出されたものです。値は、UO3やU3O8などの「中溶性」化合物とUO2などの「不溶性」化合物の2種類のウラン化合物について計算されています。＊たった４８０Bqの吸引で１ｍSvに達してしまう！！！
It should be borne in mind that the amounts required to give a kidney concentration of 3 µm per gram would be larger if the intake was given over a longer period of time, since it would give the kidneys more time to excrete the DU. The table shows that, for ingestion of DU, the chemical toxicity limit of 3 µg per gram of kidney tissue needs a smaller intake than the radiological limit (for a member of the public) of 1 mSv. For inhalation of a DU aerosol, the reverse is the case.
In addition to the radiological hazard from uranium isotopes, there is also a potential risk associated with other radionuclides that are formed from the radioactive decay of uranium isotopes and that can be found in the food ingested or in the air inhaled. The values in the table above were calculated taking into account the build up of these radionuclides inside the body, but do not include the contribution of these radionuclides in the food ingested or in the air inhaled.
Another potential harmful effect is due to external exposure to the radiation emitted by uranium isotopes. The main radiation emitted by isotopes of uranium is alpha particles (helium nuclei). The range of these alpha particles in air is of the order of one centimetre, while in the case of tissue, they can barely penetrate the external dead layer of the skin. For comparison, beta-particles (electrons) are capable of penetrating about a centimetre of tissue, while gamma-radiation (high energy photons) can pass through the body. Therefore, the potential risk from external exposure to uranium isotopes is exceedingly low, unless the uranium is introduced directly into the body (e.g. through a wound). Moreover, as alpha particles cannot travel very far from the source, an individual can only be exposed by coming in direct contact with uranium isotopes. This is not the case however with natural uranium, where people are also exposed to the more penetrating beta and gamma radiation emitted by the decay products of uranium that are normally found in equilibrium with the uranium isotopes. In the case of DU, the only beta emitting decay products present are Th-234, Pa-234m andTh-231, all of which emit low intensity gamma-radiation, and, thus the risk from external exposure to DU is considerably lower than for exposure to natural uranium.
There have been a number of studies of workers exposed to uranium (see question 8) and, despite some workers being exposed to large amounts of uranium, there is no evidence that either natural uranium or DU is carcinogenic. This lack of evidence is seen even for lung cancer following inhalation of uranium. As a precaution for risk assessment and to set dose limits, DU is assumed to be potentially carcinogenic, but the lack of evidence for a definite cancer risk in studies over many decades is significant and should put the results of assessments in perspective.
十分な量のウランを摂取または吸入すると、その化学的毒性により有害となる可能性があります。水銀、カドミウム、その他の重金属イオンと同様に、過剰なウラニルイオンは腎機能を低下させます（すなわち、腎臓に影響を及ぼします）。腎臓で高濃度になると、障害を引き起こし、極端な場合は腎不全になることもあります。一般的な医学的・科学的コンセンサスは、多量摂取の場合、ウランは放射線学的問題よりも先に化学毒性学的問題になる可能性が高いというものです。ウランは軽度の放射性物質であるため、体内に入ると臓器にも照射されますが、主な健康影響は身体機能への化学的作用に関連します。
多くの国では、可溶性ウラン化合物の現在の職業暴露限界は、腎臓組織1gあたり3μgのウランの最大濃度と関連しています。この濃度での腎臓への被曝による影響は、軽微で一過性のものと考えられています。これらの制限に基づく現在の慣行は、ウラン産業の労働者を十分に保護していると思われる。この腎臓の濃度を超えないようにするため、法律では、可溶性ウランの職場空気濃度を長期（8時間）では1立方メートルあたり0.2mg、短期（15分）では1立方メートルあたり0.6mgに制限しています。
他の放射性物質と同様に、天然ウランや劣化ウランから放出される放射線にさらされることで、がんを発症するリスクがある。このリスクは、受けた線量に比例すると仮定されています。放射線被ばくの限度は、国際放射線防護委員会（ICRP）が推奨し、IAEAの基本安全基準にも採用されています。一般人の年間被曝限度量は1mSv、放射線業務従事者の年間被曝限度量は20mSvです。1mSvの線量に関連する致命的な癌の追加リスクは、約20,000分の1と仮定されています。この小さな生涯リスクの増加は、すべての人が持つ5分の1の致死的な癌のリスクに照らして考慮する必要があります。また、放射性物質への被曝から何年も経たないと、がんが顕在化しない場合もあることに注意しなければならない。
上記の化学的および放射線学的制限を超える前に、個人がどれだけの量の劣化ウランを浴びることができるかを推定することは可能である。下の表は、腎臓の濃度が1gあたり3μg（化学的毒性限界）、または線量が1mSv（放射線量限界）に達するには、どれだけの劣化ウランを吸入または摂取しなければならないかを示しています。これらの値は、国際放射線防護委員会（ICRP）が現在推奨している生物動態モデルを用いて算出されたものです。値は、UO3やU3O8などの「中溶性」化合物とUO2などの「不溶性」化合物の2種類のウラン化合物について計算されています。＊たった４８０Bqの吸引で１ｍSvに達してしまう！！！
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In addition to the radiological hazard from uranium isotopes, there is also a potential risk associated with other radionuclides that are formed from the radioactive decay of uranium isotopes and that can be found in the food ingested or in the air inhaled. The values in the table above were calculated taking into account the build up of these radionuclides inside the body, but do not include the contribution of these radionuclides in the food ingested or in the air inhaled.
Another potential harmful effect is due to external exposure to the radiation emitted by uranium isotopes. The main radiation emitted by isotopes of uranium is alpha particles (helium nuclei). The range of these alpha particles in air is of the order of one centimetre, while in the case of tissue, they can barely penetrate the external dead layer of the skin. For comparison, beta-particles (electrons) are capable of penetrating about a centimetre of tissue, while gamma-radiation (high energy photons) can pass through the body. Therefore, the potential risk from external exposure to uranium isotopes is exceedingly low, unless the uranium is introduced directly into the body (e.g. through a wound). Moreover, as alpha particles cannot travel very far from the source, an individual can only be exposed by coming in direct contact with uranium isotopes. This is not the case however with natural uranium, where people are also exposed to the more penetrating beta and gamma radiation emitted by the decay products of uranium that are normally found in equilibrium with the uranium isotopes. In the case of DU, the only beta emitting decay products present are Th-234, Pa-234m andTh-231, all of which emit low intensity gamma-radiation, and, thus the risk from external exposure to DU is considerably lower than for exposure to natural uranium.
There have been a number of studies of workers exposed to uranium (see question 8) and, despite some workers being exposed to large amounts of uranium, there is no evidence that either natural uranium or DU is carcinogenic. This lack of evidence is seen even for lung cancer following inhalation of uranium. As a precaution for risk assessment and to set dose limits, DU is assumed to be potentially carcinogenic, but the lack of evidence for a definite cancer risk in studies over many decades is significant and should put the results of assessments in perspective.
腎臓の濃度が1gあたり3μmになるために必要な量は、摂取時間が長ければ長いほど、腎臓がDUを排泄する時間が長くなるため、より多くなることを念頭に置いておく必要があります。表は、DUの摂取について、化学的毒性限界である腎臓組織1gあたり3μgは、放射線学的限界（一般人）である1mSvよりも少ない摂取量で済むことを示しています。DUのエアロゾルを吸入する場合は、その逆となります。
ウラン同位体による放射線障害に加えて、ウラン同位体の放射性崩壊から生成され、摂取した食品や吸入した空気中に含まれる他の放射性核種による潜在的なリスクもある。上表の値は、これらの放射性核種が体内に蓄積されることを考慮して計算されたものであり、摂取した食品や吸入した空気中に含まれるこれらの放射性核種の寄与は含まれていない。
もう一つの潜在的な有害作用は、ウラン同位体が放出する放射線の外部被曝によるものです。ウランの同位体から放出される主な放射線はアルファ粒子（ヘリウム原子核）である。このアルファ粒子の空気中での飛距離は1cmのオーダーであり、組織の場合は皮膚の外側の角質層をやっと透過する程度である。これに対して、β粒子（電子）は組織を1cm程度透過することができ、γ線（高エネルギー光子）は体を通過することができる。したがって、ウラン同位体の外部被曝による潜在的なリスクは、ウランが直接体内に入る場合（例えば傷口から）を除き、極めて低いと言えます。さらに、アルファ粒子は発生源からあまり遠くへは飛ばないため、ウラン同位体に直接接触することでしか被爆することはありません。しかし、天然ウランの場合はそうではなく、通常ウラン同位体と平衡状態にあるウランの崩壊生成物から放出される、より透過性の高いベータ線とガンマ線も浴びることになる。DUの場合、ベータ線を放出する崩壊生成物はTh-234、Pa-234m、Th-231のみで、いずれも低強度のガンマ線を放出するため、DUへの外部被曝によるリスクは天然ウランへの被曝よりもかなり低くなっています。
ウランにさらされた労働者を対象とした研究が数多く行われており（質問8参照）、大量のウランにさらされた労働者がいるにもかかわらず、天然ウランとDUのいずれにも発がん性があるという証拠は存在しない。このエビデンスの欠如は、ウランを吸入した後の肺がんについても見られる。リスク評価や線量限度設定のための予防措置として、DUは発がん性の可能性があるとされているが、何十年にもわたる研究において明確な発がんリスクを示す証拠がないことは重大であり、評価結果を視野に入れるべきである。
lt is not known if exposure to uranium has effects on the development of the human fetus. There have been reports of birth defects and an increase in fetal deaths in animals fed with very high doses of uranium in drinking water. In an experiment with pregnant animals, only a very small amount (0.03%) of the injected uranium reached the fetus. Even less uranium is likely to reach the fetus in mothers exposed to uranium through inhalation and ingestion. There are no available data of measurements of uranium in breast milk. Because of its chemical properties, it is unlikely that uranium would concentrate in breast milk.
The effect of exposure to uranium on the reproductive system is not known. Very high doses of uranium have caused a reduction in sperm counts in some experiments with laboratory animals, but the majority of studies have shown no effects.
ウラン同位体による放射線障害に加えて、ウラン同位体の放射性崩壊から生成され、摂取した食品や吸入した空気中に含まれる他の放射性核種による潜在的なリスクもある。上表の値は、これらの放射性核種が体内に蓄積されることを考慮して計算されたものであり、摂取した食品や吸入した空気中に含まれるこれらの放射性核種の寄与は含まれていない。
もう一つの潜在的な有害作用は、ウラン同位体が放出する放射線の外部被曝によるものです。ウランの同位体から放出される主な放射線はアルファ粒子（ヘリウム原子核）である。このアルファ粒子の空気中での飛距離は1cmのオーダーであり、組織の場合は皮膚の外側の角質層をやっと透過する程度である。これに対して、β粒子（電子）は組織を1cm程度透過することができ、γ線（高エネルギー光子）は体を通過することができる。したがって、ウラン同位体の外部被曝による潜在的なリスクは、ウランが直接体内に入る場合（例えば傷口から）を除き、極めて低いと言えます。さらに、アルファ粒子は発生源からあまり遠くへは飛ばないため、ウラン同位体に直接接触することでしか被爆することはありません。しかし、天然ウランの場合はそうではなく、通常ウラン同位体と平衡状態にあるウランの崩壊生成物から放出される、より透過性の高いベータ線とガンマ線も浴びることになる。DUの場合、ベータ線を放出する崩壊生成物はTh-234、Pa-234m、Th-231のみで、いずれも低強度のガンマ線を放出するため、DUへの外部被曝によるリスクは天然ウランへの被曝よりもかなり低くなっています。
ウランにさらされた労働者を対象とした研究が数多く行われており（質問8参照）、大量のウランにさらされた労働者がいるにもかかわらず、天然ウランとDUのいずれにも発がん性があるという証拠は存在しない。このエビデンスの欠如は、ウランを吸入した後の肺がんについても見られる。リスク評価や線量限度設定のための予防措置として、DUは発がん性の可能性があるとされているが、何十年にもわたる研究において明確な発がんリスクを示す証拠がないことは重大であり、評価結果を視野に入れるべきである。
11. How can uranium affect children?
Like adults, children are exposed to small amounts of uranium in air, food, and drinking water. However, no cases have been reported where exposure to uranium is known to have caused health effects in children. It is not known whether children differ from adults in their susceptibility to health effects from uranium exposure. In experiments, very young animals have been found to absorb more uranium into their blood than adult animals when they are fed uranium.lt is not known if exposure to uranium has effects on the development of the human fetus. There have been reports of birth defects and an increase in fetal deaths in animals fed with very high doses of uranium in drinking water. In an experiment with pregnant animals, only a very small amount (0.03%) of the injected uranium reached the fetus. Even less uranium is likely to reach the fetus in mothers exposed to uranium through inhalation and ingestion. There are no available data of measurements of uranium in breast milk. Because of its chemical properties, it is unlikely that uranium would concentrate in breast milk.
The effect of exposure to uranium on the reproductive system is not known. Very high doses of uranium have caused a reduction in sperm counts in some experiments with laboratory animals, but the majority of studies have shown no effects.
11. ウランは子どもにどのような影響を与えるのでしょうか？
大人と同様、子どもも空気中、食物中、飲料水中に含まれる少量のウランに暴露されます。しかし、ウランへの曝露によって子どもに健康被害が生じたとされる事例は報告されていません。ウランへの曝露による健康影響に対する感受性が大人と異なるかどうかは不明である。実験では、幼い動物にウランを食べさせると、成人動物よりも多くのウランを血液中に吸収することが確認されています。
ウランへの暴露が胎児の発育に影響を与えるかどうかは不明である。飲料水に含まれる非常に高用量のウランを摂取した動物では、先天性異常や胎児の死亡が増加したという報告がある。妊娠中の動物を使った実験では、注入したウランのうち胎児に到達したのはごく微量（0.03％）であった。吸入や摂取によってウランにさらされた母親が胎児に到達するウランは、さらに少ないと考えられる。母乳中のウランを測定したデータはありません。その化学的性質から、ウランが母乳中に濃縮されることは考えにくい。
ウランへの暴露が生殖器系に及ぼす影響は不明である。非常に高用量のウランは、実験動物を用いたいくつかの実験で精子数の減少を引き起こしたが、大半の研究では影響はないとされている。
A potential exposure pathway for those visiting or living in DU affected areas after the aerosols have settled is the inhalation of DU particles in the soil that have been re-suspended through the action of wind or human activities. The risk will be lower because the re-suspended uranium particles combine with other material and increase in size and, therefore, a smaller fraction of the uranium inhaled will reach the deep part of the lungs. Another possible route of exposure is the inadvertent or deliberate ingestion of soil. For example, farmers working in a field where DU ammunitions were fired could inadvertently ingest small quantities of soil, while children sometimes deliberately eat soil.
In the long term, the exposure pathways that become more important are ingestion of DU incorporated in drinking water and the food chain through migration from the soil or direct deposition on vegetation. The risk from ingestion of food and water is generally low, because uranium is not effectively transported in the food chain.
It has also been estimated that a large fraction of DU ammunitions fired from an aircraft probably miss their intended target. The majority of these projectiles will be buried at various depths under the surface of the ground and even in buildings. Some of them could be lying around on the ground surface in the vicinity of the target. The physical state of these ammunitions will be very variable, depending on the characteristics of the ground, ranging from small fragments to whole intact penetrators.
Individuals, who might find and handle these ammunitions could be exposed to external radiation emitted by DU. For example, a farmer ploughing a field may dig up an intact projectile some time afterwards. Because of the type of radiation emitted by DU, the dose received would be significant only if the person exposed was in contact with DU projectiles. In addition, people could, through handling the penetrators, inadvertently ingest some of the loose friable uranium oxides formed through weathering of the surface of the penetrators.
With time, chemical weathering will cause the metallic DU of penetrators in the ground to corrode and disperse in the soil. The DU in the soil will be in an oxidized, soluble chemical form and migrate to surface and groundwater from where it will eventually be incorporated into the food chain, which then can be consumed. It is difficult to predict how long it would take for individuals to be exposed to DU through this pathway, but it is reasonable to assume that it would take several years before enhanced levels of DU could be measured in water and food.
For information on properties of airborne uranium, see:
大人と同様、子どもも空気中、食物中、飲料水中に含まれる少量のウランに暴露されます。しかし、ウランへの曝露によって子どもに健康被害が生じたとされる事例は報告されていません。ウランへの曝露による健康影響に対する感受性が大人と異なるかどうかは不明である。実験では、幼い動物にウランを食べさせると、成人動物よりも多くのウランを血液中に吸収することが確認されています。
ウランへの暴露が胎児の発育に影響を与えるかどうかは不明である。飲料水に含まれる非常に高用量のウランを摂取した動物では、先天性異常や胎児の死亡が増加したという報告がある。妊娠中の動物を使った実験では、注入したウランのうち胎児に到達したのはごく微量（0.03％）であった。吸入や摂取によってウランにさらされた母親が胎児に到達するウランは、さらに少ないと考えられる。母乳中のウランを測定したデータはありません。その化学的性質から、ウランが母乳中に濃縮されることは考えにくい。
ウランへの暴露が生殖器系に及ぼす影響は不明である。非常に高用量のウランは、実験動物を用いたいくつかの実験で精子数の減少を引き起こしたが、大半の研究では影響はないとされている。
12. What are the potential routes of exposure from depleted uranium ammunitions?
The main potential hazard associated with depleted uranium ammunitions is the inhalation of the aerosols created when DU ammunitions hit an armoured target. The size, distribution, and chemical composition of the particles released on impact will be highly variable, but the fraction of the aerosols that can enter the lung can be as high as 96%. A typical composition of these aerosols is about 60% U3O8, 20% UO2, and about 20% other amorphous oxides (Schripsick et al., 1984). Both U3O8 and UO2 are insoluble compounds. The individuals most likely to receive the highest doses from DU ammunitions are, therefore, those near a target at the time of impact or those who examine a target (or enter a tank) in the aftermath of the impact.A potential exposure pathway for those visiting or living in DU affected areas after the aerosols have settled is the inhalation of DU particles in the soil that have been re-suspended through the action of wind or human activities. The risk will be lower because the re-suspended uranium particles combine with other material and increase in size and, therefore, a smaller fraction of the uranium inhaled will reach the deep part of the lungs. Another possible route of exposure is the inadvertent or deliberate ingestion of soil. For example, farmers working in a field where DU ammunitions were fired could inadvertently ingest small quantities of soil, while children sometimes deliberately eat soil.
In the long term, the exposure pathways that become more important are ingestion of DU incorporated in drinking water and the food chain through migration from the soil or direct deposition on vegetation. The risk from ingestion of food and water is generally low, because uranium is not effectively transported in the food chain.
It has also been estimated that a large fraction of DU ammunitions fired from an aircraft probably miss their intended target. The majority of these projectiles will be buried at various depths under the surface of the ground and even in buildings. Some of them could be lying around on the ground surface in the vicinity of the target. The physical state of these ammunitions will be very variable, depending on the characteristics of the ground, ranging from small fragments to whole intact penetrators.
Individuals, who might find and handle these ammunitions could be exposed to external radiation emitted by DU. For example, a farmer ploughing a field may dig up an intact projectile some time afterwards. Because of the type of radiation emitted by DU, the dose received would be significant only if the person exposed was in contact with DU projectiles. In addition, people could, through handling the penetrators, inadvertently ingest some of the loose friable uranium oxides formed through weathering of the surface of the penetrators.
With time, chemical weathering will cause the metallic DU of penetrators in the ground to corrode and disperse in the soil. The DU in the soil will be in an oxidized, soluble chemical form and migrate to surface and groundwater from where it will eventually be incorporated into the food chain, which then can be consumed. It is difficult to predict how long it would take for individuals to be exposed to DU through this pathway, but it is reasonable to assume that it would take several years before enhanced levels of DU could be measured in water and food.
For information on properties of airborne uranium, see:
- Scripsick, R.C., Crist, K.C, Tillery, M.I., Soderholm, S.C., Differences in in vitro dissolution properties of settled and airborne uranium material, Report presented at Conference on occupational radiation safety in mining, Toronto, Ontario (Canada) 15-18 Oct 1984, Los Alamos National Lab, NM (USA) (1984).
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- 12. 劣化ウラン弾による潜在的な被爆経路は何か。
劣化ウラン弾に関連する主な潜在的危険は、劣化ウラン弾が装甲標的に命中した際に生じるエアロゾルの吸引である。衝撃で放出される粒子のサイズ、分布、化学組成は非常に多様ですが、肺に入るエアロゾルの割合は96%にもなります。これらのエアロゾルの典型的な組成は、約60％のU3O8、20％のUO2、および約20％の他の非晶質酸化物です（Schripsickら、1984）。U3O8とUO2はともに不溶性の化合物である。したがって、劣化ウラン弾から最も高い線量を受ける可能性があるのは、着弾時に標的の近くにいた人、あるいは着弾後に標的を調べる（あるいは戦車に入る）人である。
エアロゾルが沈降した後、DU弾の影響を受けた地域を訪れたり居住したりする人の被ばく経路として考えられるのは、風や人間の活動によって再び浮遊した土壌中のDU粒子の吸入である。再浮遊したウラン粒子は他の物質と結合してサイズが大きくなるため、吸入したウランのうち肺の深部に到達する割合が小さくなるため、リスクは低くなります。もう一つの被ばく経路として考えられるのは、不注意または意図的な土壌の摂取です。例えば、劣化ウラン弾が発射された畑で働く農民が不注意で少量の土を摂取したり、子供が故意に土を食べたりすることがある。
長期的には、土壌からの移行や植生への直接沈着によって飲料水や食物連鎖に取り込まれたDUを摂取することが、より重要な曝露経路となる。ウランは食物連鎖で効果的に輸送されないため、食物や水の摂取によるリスクは一般に低いとされています。
また、航空機から発射されたDU弾薬の大部分は、おそらく意図した標的を外れると推定されています。これらの弾丸の大部分は、地表や建物内のさまざまな深さに埋もれていることでしょう。中には、標的の近くの地表に転がっているものもある。これらの弾薬の物理的状態は、地面の特性により、小さな破片から無傷の貫通体全体まで、非常に多様であると思われる。
これらの弾薬を発見し、取り扱う可能性のある個人は、DUから放出される外部放射線を浴びる可能性がある。例えば、畑を耕す農民が、しばらくして無傷の弾丸を掘り起こすことがある。劣化ウラン弾が放出する放射線の種類から、被爆者が劣化ウラン弾に接触していた場合にのみ、被爆線量が大きくなる。さらに、ペネトレーターの取り扱いによって、ペネトレーターの表面が風化してできた砕けやすいウラン酸化物の一部を不注意に摂取する可能性もある。
時間の経過とともに、化学的風化により、地中のペネトレーターの金属製DUは腐食し、土壌中に分散する。土壌中のDUは酸化された可溶性の化学形態となり、地表や地下水に移動し、そこから最終的に食物連鎖に組み込まれ、消費されるようになる。この経路で個人がDUに暴露されるまでの期間を予測することは困難であるが、水や食品に含まれるDUの濃度が高まるまで数年かかると考えるのが妥当であろう。
空気中のウランの特性については、以下を参照されたい：
Scripsick, R.C., Crist, K.C., Tillery, M.I., Soderholm, S.C., Differences in vitro dissolution properties of settled and airborne uranium material, Report presented at Conference on occupational radiation safety in mining, Toronto, Ontario (Canada) 15-18 Oct 1984, Los Alamos National Lab, NM (USA) (1984).
13. What are the possible radiation hazards from handling DU projectiles?
The contact dose rate from a DU penetrator is about 2 mSv per hour, primarily from beta particle decay from DU progeny. At this dose rate it is unlikely that prolonged contact with a DU penetrator would lead to skin burns (erythema) or any other acute radiation effect. Nevertheless, the dose that could be delivered from handling of DU ammunitions is such that the exposure and handling time should be kept to a minimum and protective apparel (gloves should be worn A public information campaign may, therefore, be required to ensure that people avoid handling the projectiles. This should form part of any risk assessment and such precautions should depend on the scope and number of ammunitions used in an area.13. DU弾の取り扱いによる放射線障害はどのようなものが考えられるか。
DU弾の接触線量率は1時間当たり約2mSvで、主にDU弾の子孫からのベータ粒子崩壊によるものです。この線量率では、DU弾に長時間接触しても、皮膚の火傷（紅斑）やその他の急性放射線影響に至ることは考えられません。しかし、DU 弾薬の取り扱いによってもたらされる可能性のある線量は、曝露および取り扱い時間を最 小限にとどめ、保護服（手袋）を着用する必要がある。 したがって、人々が弾薬の取り扱いを避けるようにするための広報キャンペーンが必要で あるかもしれない。このような予防措置は、リスクアセスメントの一部となるべきであり、その地域で使用される弾薬の範囲と数によって異なる。
However, some general conclusions can still be made. Studies carried out at test ranges show that most of the DU aerosols created by the impact of penetrators against an armoured target settle within a short time (minutes) of the impact and in close proximity to the target site, although smaller particles may be carried to a distance of several hundred metres by the wind.
Once the DU aerosols settle on the ground, the depleted uranium particles combine with other material and increase in size, becoming less of an inhalation hazard. The potential risk from inhalation will be associated with material that is re-suspended from the ground by the action of the wind or by human activities, such as ploughing. With time, the concentrations of depleted uranium on the ground surface will decrease due to wind and precipitation that will transport the depleted uranium away or wash it into the soil. Any risk associated with inhalation of re-suspended material will thus decrease with time.
Depleted uranium present in the soil can migrate to surface and groundwater and flow into water streams. Plants will also uptake DU present in soil and in water. A very small fraction of DU in vegetation and water is the result of direct deposition onto water surfaces. The chemical and physical composition of the soil will determine the solubility and transportability of the DU particles. The DU in water and vegetation will be transferred to livestock through ingestion of grass, soil, and water. Studies have shown that bio-accumulation of uranium in plants and animals is not very high and, therefore, uranium is not effectively transported in the food chain.
Depleted uranium in the soil will be in an oxidized, soluble chemical form and migrate to surface and groundwater and be incorporated into the food chain. It is difficult to predict how long it would take for this to occur. As a result of chemical weathering, DU projectiles lying on the ground or buried under the surface will corrode with time, slowly converting the metallic uranium of the DU penetrators into uranium oxides. The specific soil characteristics will determine the rate and chemical form of the oxidation and the rate of migration and solubility of the depleted uranium. This environmental pathway may result in the long term (in the order of several years) in enhanced levels of depleted uranium being dissolved in ground water and drinking water.
Consumption of water and food is a potential long term route of intake of DU. Given this, monitoring of water sources may be a useful means to assess the potential for intake via ingestion. If the levels were considered unacceptable, some form of filtration/ion exchange system could be implemented to reduce levels of DU.
DU弾の接触線量率は1時間当たり約2mSvで、主にDU弾の子孫からのベータ粒子崩壊によるものです。この線量率では、DU弾に長時間接触しても、皮膚の火傷（紅斑）やその他の急性放射線影響に至ることは考えられません。しかし、DU 弾薬の取り扱いによってもたらされる可能性のある線量は、曝露および取り扱い時間を最 小限にとどめ、保護服（手袋）を着用する必要がある。 したがって、人々が弾薬の取り扱いを避けるようにするための広報キャンペーンが必要で あるかもしれない。このような予防措置は、リスクアセスメントの一部となるべきであり、その地域で使用される弾薬の範囲と数によって異なる。
14. What is the likely impact of DU on the environment?
The environmental impact of depleted uranium depends on the specific situation where DU ammunitions are used and the physical, chemical, and geological characteristics of the environment affected.However, some general conclusions can still be made. Studies carried out at test ranges show that most of the DU aerosols created by the impact of penetrators against an armoured target settle within a short time (minutes) of the impact and in close proximity to the target site, although smaller particles may be carried to a distance of several hundred metres by the wind.
Once the DU aerosols settle on the ground, the depleted uranium particles combine with other material and increase in size, becoming less of an inhalation hazard. The potential risk from inhalation will be associated with material that is re-suspended from the ground by the action of the wind or by human activities, such as ploughing. With time, the concentrations of depleted uranium on the ground surface will decrease due to wind and precipitation that will transport the depleted uranium away or wash it into the soil. Any risk associated with inhalation of re-suspended material will thus decrease with time.
Depleted uranium present in the soil can migrate to surface and groundwater and flow into water streams. Plants will also uptake DU present in soil and in water. A very small fraction of DU in vegetation and water is the result of direct deposition onto water surfaces. The chemical and physical composition of the soil will determine the solubility and transportability of the DU particles. The DU in water and vegetation will be transferred to livestock through ingestion of grass, soil, and water. Studies have shown that bio-accumulation of uranium in plants and animals is not very high and, therefore, uranium is not effectively transported in the food chain.
Depleted uranium in the soil will be in an oxidized, soluble chemical form and migrate to surface and groundwater and be incorporated into the food chain. It is difficult to predict how long it would take for this to occur. As a result of chemical weathering, DU projectiles lying on the ground or buried under the surface will corrode with time, slowly converting the metallic uranium of the DU penetrators into uranium oxides. The specific soil characteristics will determine the rate and chemical form of the oxidation and the rate of migration and solubility of the depleted uranium. This environmental pathway may result in the long term (in the order of several years) in enhanced levels of depleted uranium being dissolved in ground water and drinking water.
Consumption of water and food is a potential long term route of intake of DU. Given this, monitoring of water sources may be a useful means to assess the potential for intake via ingestion. If the levels were considered unacceptable, some form of filtration/ion exchange system could be implemented to reduce levels of DU.
14. 劣化ウラン弾の環境への影響はどのようなものが考えられますか？
劣化ウランの環境への影響は、劣化ウラン弾が使用される具体的な状況や、影響を受ける環境の物理的、化学的、地質的特性によって異なります。
しかし、それでもいくつかの一般的な結論を出すことができます。試験場で実施された研究によると、装甲標的に対するペネトレーターの衝撃によって生じる劣化ウラン弾のエアロゾルのほとんどは、衝撃から短時間（数分）で、標的サイトの近くに沈降するが、小さな粒子は風によって数百メートルの距離まで運ばれることがある。
DUエアロゾルが地上に沈殿すると、劣化ウラン粒子は他の物質と結合してサイズが大きくなり、吸入の危険性は低くなる。吸入による潜在的なリスクは、風の作用や耕作などの人間の活動によって地面から再浮遊した物質と関連付けられるでしょう。時間の経過とともに、地表の劣化ウランの濃度は、風や降水によって劣化ウランが運び去られたり、土壌に流れ込んだりすることで減少する。したがって、再浮遊物質の吸入に関連するリスクは、時間の経過とともに減少する。
土壌に存在する劣化ウランは、地表水や地下水に移動し、水流に流れ込む可能性がある。植物は土壌や水中に存在するDUも取り込む。植生や水中に存在するDUのごく一部は、水面への直接沈着の結果である。土壌の化学的・物理的組成は、DU粒子の溶解度や輸送性を決定する。水や植生に含まれるDUは、牧草、土壌、水を摂取することで家畜に移行することになる。研究により、動植物におけるウランの生物濃縮性はあまり高くなく、したがってウランは食物連鎖で効果的に輸送されないことが示されている。
土壌中の劣化ウランは酸化された可溶性の化学形態となり、地表水や地下水に移行し、食物連鎖に組み込まれることになります。これが発生するまでの時間を予測することは困難である。化学的風化の結果、地上に横たわったり地中に埋められたりしているDU弾は、時間とともに腐食し、DU弾の金属ウランがゆっくりとウラン酸化物に変換されます。特定の土壌特性は、酸化の速度と化学形態、および劣化ウランの移動速度と溶解度を決定する。この環境経路は、長期的（数年単位）に、地下水や飲料水に溶解する劣化ウランのレベルを高める結果になるかもしれない。
水や食品の摂取は、DUの長期的な摂取経路となる可能性がある。このことから、水源のモニタリングは、摂取による摂取の可能性を評価するための有用な手段となり得る。許容できないレベルであると判断された場合、DUのレベルを下げるために、ある種のろ過/イオン交換システムを導入することができる。
劣化ウランの環境への影響は、劣化ウラン弾が使用される具体的な状況や、影響を受ける環境の物理的、化学的、地質的特性によって異なります。
しかし、それでもいくつかの一般的な結論を出すことができます。試験場で実施された研究によると、装甲標的に対するペネトレーターの衝撃によって生じる劣化ウラン弾のエアロゾルのほとんどは、衝撃から短時間（数分）で、標的サイトの近くに沈降するが、小さな粒子は風によって数百メートルの距離まで運ばれることがある。
DUエアロゾルが地上に沈殿すると、劣化ウラン粒子は他の物質と結合してサイズが大きくなり、吸入の危険性は低くなる。吸入による潜在的なリスクは、風の作用や耕作などの人間の活動によって地面から再浮遊した物質と関連付けられるでしょう。時間の経過とともに、地表の劣化ウランの濃度は、風や降水によって劣化ウランが運び去られたり、土壌に流れ込んだりすることで減少する。したがって、再浮遊物質の吸入に関連するリスクは、時間の経過とともに減少する。
土壌に存在する劣化ウランは、地表水や地下水に移動し、水流に流れ込む可能性がある。植物は土壌や水中に存在するDUも取り込む。植生や水中に存在するDUのごく一部は、水面への直接沈着の結果である。土壌の化学的・物理的組成は、DU粒子の溶解度や輸送性を決定する。水や植生に含まれるDUは、牧草、土壌、水を摂取することで家畜に移行することになる。研究により、動植物におけるウランの生物濃縮性はあまり高くなく、したがってウランは食物連鎖で効果的に輸送されないことが示されている。
土壌中の劣化ウランは酸化された可溶性の化学形態となり、地表水や地下水に移行し、食物連鎖に組み込まれることになります。これが発生するまでの時間を予測することは困難である。化学的風化の結果、地上に横たわったり地中に埋められたりしているDU弾は、時間とともに腐食し、DU弾の金属ウランがゆっくりとウラン酸化物に変換されます。特定の土壌特性は、酸化の速度と化学形態、および劣化ウランの移動速度と溶解度を決定する。この環境経路は、長期的（数年単位）に、地下水や飲料水に溶解する劣化ウランのレベルを高める結果になるかもしれない。
水や食品の摂取は、DUの長期的な摂取経路となる可能性がある。このことから、水源のモニタリングは、摂取による摂取の可能性を評価するための有用な手段となり得る。許容できないレベルであると判断された場合、DUのレベルを下げるために、ある種のろ過/イオン交換システムを導入することができる。
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