資料４1

プルトニウムとりまとめ（案）

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（１）物理化学的性状①元素名、原子記号等（The Merck Index 2006）
IUPAC：plutonium
CAS No.：7440-07-5
原子記号：Pu
同位体質量：238Pu 238.05、239Pu 239.05、242Pu 242.06、244Pu 244.06

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②物理化学的性状（岩波理化学辞典 1998、無機化合物・錯体辞典 1997）
融点（℃）：639.5
沸点（℃）：3,235密度（g/cm3）：19.84（25℃）
外観：銀白色金属

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③放射性崩壊（The Merck Index 2006、無機化合物・錯体辞典 1997、 Argonne
National Laboratory 2005）
プルトニウムの同位体としては原子量 232-246 のものが知られており、特に半減期の長いものとして、239Pu（半減期 2.41×104 年）、240Pu（半減
期 6.56×103 年）、242Pu（半減期 3.76×105 年）、244Pu（半減期 8.26×107
年）があり、これらは全てα崩壊をする放射線核種である。
この他に、236Pu（半減期 2.85 年、α放射体）、238Pu（半減期 87.74 年、
α放射体）、241Pu（半減期 14.4 年、α及びβ放射体）、243Pu（半減期 5.0
時間、β放射体）などが存在する。

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（２）用途（岩波理化学辞典 1998、無機化合物・錯体辞典 1997、ATSDR 2010）
プルトニウムは、核燃料、原子力電池、小型動力源、放射線源、各種人工
放射性元素の原料として用いられている。
原子炉の燃料としては、軽水炉で使用される低濃縮ウラン燃料の代替物であるMOX燃料（酸化プルトニウムとウランの混合物）として酸化プルトニ
ウムが用いられている(Makhijani 1997; ATSDR 2010)。
239Puは中性子を吸収して核分裂を起こし、典型的な商業用原子力発電所でつくられるエネルギー全体の約３分の１を供給する(DOE 2005a; ATSDR2010)。
238Puは無人宇宙船及び惑星間探査機のような装置内の発電用原子力電池
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の熱源として利用されている(DOE 2005a; Koch 2005; ATSDR 2010)。
236Pu及び242Puは、環境及び生物試料中のプルトニウム測定のトレーサーとして利用されている(Brouns 1980; DOE 1997; Kressin et al. 1975;
ATSDR 2010)。
239Puは1945年に初めて核兵器に使用された(DOE 2005a; ATSDR 2010)。

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（３）自然界での分布・移動
プルトニウムは超ウラン元素の一つであり、原子炉の使用済み核燃料の再処理によって得られる。原子力発電所の原子炉では、235U の核分裂により二つまたは三つの中性子を生じ、この中性子が 238U に吸収されて 239Pu が生成される(ATSDR 2010)。2003 年末に世界中で約 1,855 トンのプルトニウ
ムが存在すると推定されており、1,370 トンは原子力発電所の使用済み燃料中にあることが明らかになっている。2003 年末におけるプルトニウムの生産率は、世界中の原子炉で 70-75 トン/年と推定されている(Albright andKramer 2004; Clark et al. 2006)。
大気圏内核実験は、1980 年に終了したが、環境中のプルトニウムの世界的な線源で、ほぼ 10,000kg のプルトニウムを放出していた(DOE 2005a)。
世界中で検出されるプルトニウムのほとんどは、1980 年に終了した大気
圏内核実験からの放射性降下物によるものであり、238Pu、239Pu、240Pu 及び 241Pu 等のプルトニウム同位体が核実験により放出されている。(Clark et
al.2006; DOE 2005a; Eisenbud and Gesell 1977; ATSDR 2010)。

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痕跡量の 239Pu が天然に存在するウラン鉱石中に検出されるが、その量は抽出が実用的でないぐらいの少量である(Clark et al. 2006; Lide 2005;
ATSDR 2010)。また、自然界には、少量の 244Pu が原始星内元素合成の名残で存在する(Clark et al. 2006)。アフリカのガボン共和国で約 20 億年前に存在したオクロ天然原子炉のような天然原子炉内で、少量のプルトニウムが生成していた(DOE 2005a)。
環境中において最も一般的に検出されるプルトニウム同位体は 239Pu であり、次いで 240Pu である(DOE 1999a)。

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環境中へのプルトニウム発生源としては、過去の大気圏内核実験、兵器輸送に関連した事故、人工衛星の宇宙発射の失敗、原子炉運転及びラジオア
イソトープ製造器、核燃料処理及び再処理活動、並びに核燃料輸送に関連した事故等がある(NEA/OECD 1981)。事故期間中に放出されたプルトニウムの総量は大気圏内核実験期間中に放出された量に比べて地球規模では小さ2

い(ATSDR 2010)。

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大気中に放出されたプルトニウムは、土壌及び表面水への湿性及び乾性
沈着により地表面に到達する。プルトニウムが一度これらの媒体に入ると、土壌、堆積物粒子に吸着するか、あるいは陸上及び水中食物連鎖で生物濃縮することになる(ATSDR 2010)。

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（４）ヒトへの曝露経路と曝露量（原子力発電所事故による汚染状態）

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米国有害物質・疾病登録局（ATSDR）の毒性学的プロファイルを基に、プルトニウムの体内動態と毒性に関する科学的知見を整理した。

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（５）体内動態
プルトニウムの毒性動態研究は、極めて不溶性の化合物（例：PuO2）と溶
解性化合物（例：Pu[NO3]4 、プルトニウム－クエン酸錯体plutonium citratecomplex1）の二つの一般的な種類の化合物に焦点を当てて行われている。しかし、生体内では次のような溶解性以外の要因がプルトニウムの動態に影響を与えうる。（1）生理的pH下での加水分解反応：溶解性Pu（Ⅳ)から極めて不溶性のポリマーを生じる；（2）粒子サイズ：呼吸器における沈着特性や、肺や消化管からの吸収率に影響を与える；（3）PuO2が形成された焼成温度：粒子表面特性と、移動と吸収を増加させる物理的転移反応に対する感受性に影響を与えるかもしれない；及び（4）同位体の比放射能：組織における粒子の放射線強度と放射線分解性断片化（radiolytic fragmentation）の割合に影響を与える。これらの様々な要因は、単に水への溶解性のみに基づいてだけでは簡単に区別されない多様なプルトニウム化合物の毒性動態を生じさせる。吸入された238PuO2の毒性動態は、同様な粒子サイズ範囲（>1μm）をもつ吸入された 239PuO2 の毒性動態とは明らかに異なっている。吸入され肺に沈着した
238
PuO2は、239PuO2と比べて極めて迅速に吸収され、（主に）肝臓と骨格に分布する。結果として、2種の同位体の同様な肺への初期沈着は、239PuO2と比べて238PuO2へより多く曝露した後、肝臓と骨格（例：骨、骨髄）への長期（例：慢性）にわたる放射線量radiation dose（こちらの方が高い）と肺への線量（こちらの方が少ない）を生じるであろう。これらの異なる放射線量の結果として、異なる健康影響のパターンを生じることが、動物を用いた管理された生涯試験で観察されている（239PuO2曝露後は肺への影響が顕著で、238PuO2曝露

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不溶性プルトニウムはクエン酸と錯体を形成して溶解性プルトニウム錯体となる。
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後は骨、骨髄、肝臓への影響が顕著）。吸入された239Pu(NO3)4の動態、分布、
健康アウトカムは238PuO2と同様である。

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① 吸収
貝shellfish（軟体類mollusks）に蓄積されたプルトニウムの吸収について、ヒトで研究されている。成人被験者は、セラフィールドとカンブリアのイギ
リス核燃料施設付近の海で採取された239,240Puを含むタマビキ（貝、winkles）（男性6名、女性2名） または ザルガイ（貝、cockles）（男性5名、女性1名）
を経口摂取した(Hunt 1998; Hunt et al. 1986, 1990)。239＋240Puの経口摂取された放射活性the ingested activity範囲は6–16 Bqであった。軟体類の経口摂取後7日まで各被験者から連続した24時間尿サンプルが採取された。吸収された放射活性の割合（吸収率）は、観察された239＋240Puの累積的尿中排泄量と全て吸収されたと仮定した場合に予想される排泄量の比として推定された。
後者は吸収されたプルトニウムの排泄の動態モデルを用いて予想された（Durbin 1972; Talbot et al. 1987, 1993）。報告された平均吸収率は、タマキ
ビwinklesを経口摂取した被験者で1.7x10-4(range: 0.2x10-4–4.9x10-4)であった。ザルガイcocklesを経口摂取した被験者の推定平均吸収率は、7日間に排出された体内負荷量を約1.1%と予測するDurbin (1972)の動態モデルに基づくと4x10-4 (range up to 7x10-4)であり、あるいは7日間に排出された体内負荷量を約2%と予測するTalbot et al. (1987, 1993)の動態モデルに基づくと1.9x10-4(range up to 3.9x10-4)であった。

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成人ボランティア3名において、食物とともにクエン酸プルトニウム水溶液を経口摂取した後の消化管における吸収量を測定した結果、経口摂取後8日間
または9日間に測定されたプルトニウム尿中排泄量と、6ヶ月後にクエン酸プ
ルトニウムを静脈内注射した後の同様な試験との間の比較に基づくと、経口摂取されたプルトニウムの算出された吸収率は2x10-4 から 9x10-4 の範囲であった(Popplewell et al. 1994)。

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吸入及び経口摂取の解析、または尿へのプルトニウム排泄量の生物学的モニタリング、剖検時の体内負荷量の測定に基づき、ヒト集団における消化管
吸収率も推定されている。これらの推定は吸入されたプルトニウムの沈着と呼吸器に沈着したプルトニウムの吸収率に関してモデルに基づく過程に頼っている。マーシャル島の核実験によるプルトニウム・フォールアウトに曝露されたロングラップ島の34症例のデータ解析より、プルトニウムの尿中排泄量の測定と吸入したプルトニウムの沈着と吸収に関する仮定に基づいて、消
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化管吸収率（食事と土壌、両者合わせたものとして）は約4.2x10-4 (range:
1.7x10-4–7.1x10-4)と推定された(Sun and Meinhold (1997)。Mussalo-Rauhamaa etal. (1984)は、フィンランドのラップ人（Finnish Lapps）においてプルトニウムの吸入量と食事摂取量（主にトナカイの消費に由来）の推定、及びプルトニ
ウム排泄速度を仮定して、プルトニウムの体内負荷量の解析を行い、消化管の吸収率を約8x10-4 から 9x10-4と推定した。

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プルトニウムの消化管吸収について、ヒト以外の霊長類、イヌ、種々のげっ歯類において研究されている。これらの研究の多くは、吸収されたプルト
ニウムを主要な貯蔵組織（例：肝臓、骨格）におけるプルトニウム負荷量の総和にプルトニウム尿中排泄量を加えたものとして推定を行っている。ヒト以外の霊長類では消化管の吸収率を推定するために二重同位体法Double
isotope techniquesも用いられている(USNRC 1992)。この試験では、ヒヒに対して 239Pu(VI) の 炭 酸 水 素 塩 （ 239Pu(VI) bicarbonate ） の 経 口 投 与 と 236Pu(VI)bicarbonate (or 238Pu)の静脈内投与が行われ、組織における二種類の同位体比の貯留比率速度retention ratios for the two isotope ratios in tissuesと尿中への累積排泄速度cumulative excretion ratioから消化管吸収率が推定された。吸収量は、絶食時のヒヒで経口摂取量の0.22%、摂食時のヒヒで0.011%と推定された。239Pu
クエン酸塩（239Pu citrate）または粉末ポテトに添加された239Puのクエン酸塩を単回強制経口投与された成体マーモセットの主に肝臓、骨格などの組織で測定された放射活性レベルから、プルトニウムの消化管吸収量は、プルトニウ
ムクエン酸塩として投与された場合は約0.24% 、粉末ポテトに添加して投与された場合は0.14%であった(Ham et al. 1994)。

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ヒト以外の霊長類で行われた前述の試験に加えて、ブタ、イヌ、種々のげっ歯類で様々な同位体と化学形態におけるプルトニウムの消化管吸収量が測定されている。これらの試験結果は吸収に影響を与える因子に関する以下の一般的結論を支持している：(1)一般的に、プルトニウムクエン酸塩の吸収は硝酸塩より多く、硝酸塩の吸収は酸化物(PuO2)より多い傾向がある(Sullivan
1980a); (2)成獣におけるプルトニウムクエン酸塩及び硝酸塩の吸収量推定の
多くは投与量の0.1%未満である; (3)絶食は吸収量を増加させる傾向がある(Bhattacharyya et al. 1986; USNRC 1992); (4)新生児における吸収は、動物
種やプルトニウムの化学形態にもよるが、成人（成体）の10–1,000倍多い(Sullivan 1980a, 1980b; Sullivan and Gorham 1983; Sullivan et al. 1985);(5) 幼若ラットにおいて鉄欠乏症は吸収量を増加させ、鉄欠乏症ラットへの三価鉄(Fe3+)投与は吸収量を減少させる (Sullivan and Ruemmler 1988); (6)モ5

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ルモットにおいて、表面粉塵surface dusts（例：核実験場）のプルトニウムの吸収量は、投与量の0.001%未満である(Harrison et al. 1994)

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② 分布
消化管経由のみで曝露されたヒトにおけるプルトニウムの体内分布に関する研究は報告されていない。ヒト以外の霊長類、イヌ、種々のげっ歯類において行われた研究は、消化管から吸収されたプルトニウムは主に肝臓と骨格に分布(≈90%)することを示している。絶食した成体ヒヒ(n=4)で行われた試験は、239Pu(VI) carbonate の単回強制経口投与後46日では、総体内負荷量の約90%が骨格と肝臓に存在し、骨格：肝臓のプルトニウム比（総負荷量total burden）
は約1.2 (range: 0.7–1.7)であることを示していた（USNRC 1992）。プルトニウ
ム炭酸塩及び硝酸塩を経口投与されたイヌでは骨格：肝臓の比が1～4とされ(Sullivan 1980a; Sullivan and Gorham 1983; Toohey et al. 1984)、ラット及びマウ
スでは1～8 とされている(Sullivan et al. 1985)。

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③ 代謝
生体内（生理的システムphysiological systems）におけるプルトニウムの代謝
は、主に加水分解とタンパク質や非タンパク質リガンドとの複合体形成からなる。プルトニウムは水溶液中でIII–VI の酸化状態で存在するが、大抵の生理的条件下では（全部ではないが）主な酸化状態はPu(IV) である(Gorden et al.
2003)。中性のpH において、Pu(IV)イオンは速やかに単量体及び不溶性重合体のプルトニウム水酸化物（例： nPu[OH]4）に加水分解される(Taylor 1973)。
Pu(IV)は、アルブミン、グロブリン（例：トランスフェリン）、種々の低分子量タンパク質といった生理機能調節性タンパク質（physiological proteins）と複合体を形成する(Gorden et al. 2003; Lehmann et al. 1983; Stevens et al. 1968;
Stover et al. 1968a; Taylor 1973)。Pu(IV)-トランスフェリン複合体の解離定数は測定されていないが、Fe(III)-トランスフェリン複合体 (Kd≈10-22M)より安定性が低いようである (Aisen and Listowsky 1980; Turner and Taylor 1968)。結果として、Fe(III)のトランスフェリンへの結合は、Pu(IV)がどの程度（トランスフェリンに）結合するかに影響を与える。過剰な鉄は結果としてプルトニウムのトランスフェリンへの結合を減少させる (Turner and Taylor 1968)。プルトニ
ウムは非タンパク質リガンドであるポリカルボキシル酸（例：クエン酸、乳酸）とも複合体を形成する。1価及び2価のクエン酸複合体の安定度定数はそれぞれ約1015 M、1030Mである(Taylor 1973)。

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④ 排泄
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吸収されたプルトニウムの排出（消失）に関する動態は、吸収されたプル
トニウムの主な蓄積部位である肝臓(half-time >9 years)と骨格(half-time >20
years; ICRP 1994a, 1996a, 2001)における滞留時間が相対的に長いことを示している(Leggett 1985)。ヒトにおけるプルトニウムの排泄と組織負荷量のデータ
解析は、プルトニウム・カイネティクスの機序モデル（mechanistic models）の開発に貢献している。これらのモデルは、観察された多相性の排泄動態、動態と主要なプルトニウム蓄積臓器の相対サイズにおけるバリエーション、
50-100年と推定される支配的な動態プロセスの半減期を予測している(ICRP
1972, 1979, 1994a; Khokhryakov et al. 2002; Leggett 1985)。緩慢な相を伴う多相性の排泄が起こるといった一般様式は、曝露経路には関係なく吸収されたプ
ルトニウムにあてはまると予想される。しかしながら、吸入曝露では、血液や他の組織へのプルトニウムの供給源となる、肺に沈着した粒子の物理的変化や溶解を含め、さらなるプロセスが排泄動態に影響を与える。

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ヒトでは239+240Pu を含んだ軟体動物の摂取後7日間において239+240Pu の尿中排泄促進が観察された (Hunt 1998; Hunt et al. 1986, 1990)。236Pu(VI)炭酸水素塩(または239Pu(VI) 炭酸水素塩)をヒヒに経口投与した後、プルトニウムの尿中への排泄が最初の24時間でも観察された (USNRC 1992)。Priest et al. (1999)は、堆積物に混入したプルトニウムを経口摂取したヒトにおいて、プルトニウムの尿中排泄を観察した。イヌ及び種々のげっ歯類で行われた研究は、経口摂取後に吸収されたプルトニウムは尿中に排泄されることを示している(Sullivan 1980a; Sullivan et al. 1985)。

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（６）実験動物への影響
動物において、プルトニウムの経口曝露による呼吸器、心血管系、血液、
筋骨格、肝臓、腎臓、皮膚/眼球、免疫、リンパ球、神経、生殖、発生への影
響、発がんに関する研究はなかった。

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① 死亡
新生児ラットでは、1.2x104kBq238Pu /kg （プルトニウムクエン酸塩として）の単回強制経口投与により、曝露後2週間までに45%が死亡した。3.7 kBq/kgの投与による死亡は報告されていない (Fritsch et al. 1987)。

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② 消化管への影響
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Pu /kg （プルトニウムクエン酸塩として）を強制経口投与された新生児
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ラットで、消化管への影響が観察された(Fritsch et al. 1987)。5,300 kBq 238Pu /kg
を投与されたラットでは、小腸の分泌物をつくる陰窩に経度な肥大が観察された。17,400 kBq 238Pu /kgを投与されたラットでは、小腸の大量出血と併せて上皮細胞及び陰窩の全体的な消失が観察された(Fritsch et al. 1987)。155
μCi238PuO2/kg (5,740 kBq/kg)を投与された成体ラットでは、大腸の表面上皮と表層の細胞層で好中球増加が認められ,この影響は曝露後3日でも認められた（6日では観察されず）(Sullivan et al. 1960)。

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③ 遺伝毒性
プルトニウムからのα線の遺伝毒性については、in vivo動物試験及び種々のin vitro試験系において調べられている。

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実験動物におけるin vivo遺伝毒性試験成績は、プルトニウムの内部移行後に14

α線が線量に相関して染色体異常頻度を増加させることを一貫して示してい15る。プルトニウムを吸入曝露したサル及びハムスターで染色体異常が観察さ16れている。初期の肺負荷量が1.9～19 kBq 239Pu/kg体重となる線量の239PuO2

17に曝露した未成熟アカゲザル(LaBauve et al. 1980)と、初期の肺負荷量が4018kBqとなる線量の239Pu(NO3)4に曝露したカニクイザル(Brooks et al. 1992)に

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おいて、血中リンパ球の染色体異常の増加が観察されたが、これより低い線

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量では観察されなかった。肺組織への沈着が370～9600 kBq 239Pu/gとなる線

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量のエアロゾルでの曝露後30日のチャイニーズハムスターの血液細胞で、線22

量 依 存 的 な 染 色 体 異 常 頻 度 の 増 加 が 観 察 さ れ た (DOE 1976) 。 13 kBq

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239Pu/kg

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胞で染色体異常の増加が観察された (Svoboda et al. 1987)。 異常頻度が最も25高かったのは投与後の初期であった。肝臓組織への到達量が0.026～0.74 kBq

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239Puまたは 238Pu/g

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1976b)となるような239Puまたは238Pu（クエン酸塩または二酸化物として）を

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静脈内投与されたチャイニーズハムスターの肝臓組織では、染色体異常頻度

29の増加が観察された。239PuO2または238PuO2 を投与されたハムスターよりも、

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239Puまたは238Pu

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において染色体異常頻度が高かった (IAEA 1976a, 1976b)。Stroud (1977)は、

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初期の238Pu肺負荷量が約5.2 kBq となるレベルの238Pu O2-ZrO2粒子を吸入

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曝露したシリアンハムスターの肺細胞で染色体異常の頻度が著しく増加した34ことを報告した。

体重の239Pu（クエン酸塩として）を静脈内投与したマウスの骨髄細(DOE 1976)、あるいは74 kBq 239Pu/kg 体重 (IAEA（クエン酸塩として）を静脈内投与されたハムスターの方

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238PuO または239PuO のエアロゾルを、初期の肺沈着がそれぞれ平均約550222または580 Bq（約22または24 Bq/kg体重）となる条件下で曝露したマウスで、肺胞マクロファージ（PAM：pulmonary alveolar macrophages）に小核の誘発が認められた(Talbot et al. 1989)。対照群のマウスのPAMにおける小核頻度は平均
0.1%未満であったが、238PuO2または239PuO2 に曝露したマウスでは小核頻度のピークは曝露後21日でそれぞれ3、5%に達した。

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顕著な寿命短縮と発がん頻度の増加を引起こすことが知られているよりも高い活性レベルでプルトニウム化合物を非経口投与されたげっ歯類の精原細胞では、染色体異常頻度の増加が観察されている。 238Pu活性レベルが231
kBq/kg体重以上である238Pu (NO3)4を単回腹腔内投与されたマウスの精原細胞で、染色体異常頻度の顕著な増加が観察された(Pomerantseva et al. 1989)。370
kBq239Pu /kg体重の239Pu（クエン酸塩として）を静脈内投与された雄マウスの精原細胞では、投与後6～18週で相互転座の頻度の増加が観察された(Beechey
et al. 1975)。370 kBq 239Pu /kg体重の239Pu（クエン酸塩として）を静脈内投与された雄マウスの精原細胞では、遺伝性転座の頻度の増加も観察された(Generoso et al. 1985)。転座の頻度は時間と線量に相関して増加した。しかし、
150 kBq 239Pu /kg体重で静脈内投与された雄マウスでは、相互転座の誘発は有意でなかった(Searle et al. 1976)。顕著な寿命短縮と発がん頻度の増加を引起こ
すのに十分な活性レベル（22～74 kBq 239Pu /kg体重）で239Pu（クエン酸塩として）を静脈内投与したマウスまたはハムスターでは、精原細胞あたりの染色体異常頻度に統計学的に有意な増加は観察されなかった(Brooks et al. 1979)。

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プルトニウムに曝露されたマウスでは優性致死が観察されている。交配前4週間に3.7～18.5 kBqの239Pu（クエン酸塩として）を曝露した雄マウスと交配した雌マウスで、子宮内胎児死亡が観察された(IAEA 1976k; Lüning et al. 1976)。
F1世代の雄マウスと交配した未処理雌でも、優性致死が観察された。高線量の239Pu に曝露された雄マウスは、曝露後12週間不妊となった(IAEA 1976k;
Lüning et al. 1976)。Pomerantseva et al. (1989) は、交配前2～22週に≥0.925 kBq/g
体重の239Pu(NO3)4 を単回腹腔内投与された雄マウスにおいて優性致死が誘発されたこと、1.85 kBq/g体重を曝露した雄が注射後9週間不妊となったことを報告した。雌マウスにおいてもプルトニウムへの曝露によって優性致死が誘発されている(Searle et al. 1982)。740 kBq 239Pu /kg体重の239Pu（クエン酸として）を静脈内投与された雌マウスでは卵母細胞の顕著な死滅が引起こされ、対照群と比べて妊娠動物数が減少していた。プルトニウムの静脈内投与後に長期間（12週）交配すると、着床前と着床後の両方の優性致死が誘発されていた。
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プルトニウム化合物からのα線に曝露された様々なin vitro試験系において、遺伝毒性試験成績は一貫して陽性と報告されている。染色体異常は、ヒト末梢血リンパ球及びリンパ芽球(DOE 1980h; Purrott et al. 1980)、マウス骨髄及びマウス由来10T1/2、3T3細胞株(Kadhim et al. 1992; Nagasawa et al. 1990a)、チャ
イ ニ ー ズ ハ ム ス タ ー 由 来 M3-1 、 V79 、 CHOK-1細 胞 株(Griffin et al. 1994;
Nagasawa et al. 1990b; Welleweerd et al. 1984)で報告されている。姉妹染色分体
交換は、プルトニウムに曝露されたヒト末梢血リンパ球(Aghamohammadi et al.
1988)、マウス由来10T1/2及び3T3細胞株(Nagasawa et al. 1990a)、チャイニーズ
ハムスターCHO細胞株(Nagasawa and Little 1992; Nagasawa et al. 1990b)で認められている。Bilbao et al. (1989) は、プルトニウムによりヒト末梢血リンパ球に小核が誘発されることを報告した。その他の陽性の遺伝毒性試験成績には、
ヒト及びハムスター細胞株での遺伝子突然変異(Barnhart and Cox 1979; Chen etal. 1984; DOE 1980h; Thacker et al. 1982)、チャイニーズハムスターV79-4及びV79-379A細胞株でののDNA二重鎖切断(Fox and McNally 1990; Jenner et al.
1993)、チャイニーズハムスターV79-379A細胞株でのDNA損傷(Prise et al. 1987)、
及びマウス－ラット・ハイブリッド細胞株での放射線抵抗性の低下(Robertson
and Raju 1980)が含まれている。プルトニウムはネズミチフス菌のいくつかの菌株による遺伝子突然変異試験では陰性であった(DOE 1980h)。

1920（７）ヒトへの影響

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発がん性
米国コロラド州Rocky Flatsのプルトニウム労働者におけるコホート内症例対照研究（Brown 2005）では、180人の肺がん死亡群と死亡リスクを考慮したその4倍の対照群を比較して肺がん死亡に関する検討が行われ、累積肺線量400 mSv
超過で10年の遅延を置いた場合の肺がんの発生のオッズ比が2.2（95％信頼区間
1.1～4.3）と有意に上昇していた。ただし、リスクは被曝量に対して単調増加しなかった。フルペーパーではなく、研究の詳細に不明な点がある。
プルトニウムを含む原子力施設があって廃液が放出されたTecha川流域の住民における白血病や固形がんによる死亡を検討した3万人規模のコホート研究（Eidemuller 2008）では、曝露放射線量（500 mSv未満）と骨腫瘍を除く固形がん死亡（1854例）の発生に有意な量反応関係（超過相対リスク0.76/Gy［95％信頼区間0.23～1.29/Gy］）が認められた。閾値について報告者は言及していないが、100mGyあたりにあるように思われる。ただし、プルトニウムを取り扱う施設ではあるが、放射線曝露は主としてセシウムやストロンチウムによるものであり、プルトニウムによる健康影響には言及できない。
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同地域における別研究者の報告（Kossenko 2002）では、固形がんに対する過剰相対リスクは0.65/Sv［95％信頼区間 0.3～1.0］、白血病に対する過剰発生率
は1万人年あたり0.85/Gy［95％信頼区間 0.2～1.5］とされている。その後の報告（Krestinina 2005）では、固形がんに対する過剰相対リスクは0.92/Gy（95％信頼
区間 0.2～1.7）、白血病に対するそれは4.2/Gy（95％信頼区間1.2～13）となっている。
米国ワシントン州のプルトニウム工場の風下に住む801名の住民を423人の医療機関受診者対照や外部対照と比較した研究（Grossman 2003）では、当該地域の住民において甲状腺がんのほかに中枢神経腫瘍及び女性生殖器等のがんが予期される頻度を大きく上回って多発していると報告されている。放射線が関与しているとしても、ヨウ素129が主因であろうと推論している。

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染色体異常
プルトニウムによる放射線曝露とリンパ球の染色体異常との関連についてはいくつかの研究があり、量反応関係も示されている。
米国コロラド州Rocky Flatsのプルトニウム労働者（推定累積骨髄線量0～21Sv）
で検討した研究（Livingston 2006）では、総曝露線量500 mSv超過の高曝露群と外部線量100 mSv未満の低曝露群、及び職業上は無被曝の外部対照の3群でリンパ球の染色体異常が比較された。染色体の異常頻度は骨髄線量と有意に関連し、量反応関係も認められた（図1）が、外部線量とは有意に関連していなかった。
閾値は明確ではないが、グラフからは累積骨髄線量が700 mSvあたりに変曲点があるように読み取れる。ただし、対象者が全数調査や無作為抽出標本ではなく、被曝量で指定した連続性のない3群であり、回帰処理をすることが妥当かどうか疑問が残る。

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図 1.Livingston

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同じくRocky Flatsのプルトニウム労働者を対象に行われた研究（Brandom1990）では、740Bq以上で染色体異常の有意な上昇が認められたと記載されているが、飛び抜けて多い曝露（60000Bq超）を受けた1名の高頻度の染色体異常（38/cell）が群全体を押し上げた可能性が高い。
ロシアのマヤク製造協会におけるガンマ線にはほとんど曝露しないプルトニ
ウム労働者と反応炉労働者（推定累積骨髄線量0～2.1Gy）のリンパ球染色体異常を検討した研究（Hande 2003、同 2005）では、11名のプルトニウム高線量曝露者と11名の低曝露者、4名の反応炉労働者及び5名の外部対照において複合染
色体間転移の頻度がそれぞれ2.9％、0.2％、0.2％、0％、染色体内安定異常の頻度はそれぞれ3.7％、0.9％、0.1％、0％と有意に異なっていた。前者に関する量反応関係を示す散布図では有意な相関係数0.57が得られているが、対象者が連続

15性を持たないため、群間比較を超える処理は正当化されない。

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図 2.Hande 2005

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同じ職場の79名のプルトニウム労働者コホートで行われた研究（Okladnikova
2005）でも、プルトニウムの負荷量（0～15.5kBq）とリンパ球染色体異常頻度の正の相関（r=0.45~0.50）が認められたが、4.5kBqあたりでこの関係は頭打ちになっている。
英国Sellafieldの核燃料工場の労働者54人（推定プルトニウム負荷量296～
1480Bq以上）と対照群（同0Bq）の検討（Tawn 1985）では、対称性及び非対称性の異常の増加が認められ、非対称性異常では量反応関係が示唆された。また、その後の同工場のプルトニウム労働者、外部被曝労働者及び対照それぞれ24人の検討（Whitehouse 1998）でも、プルトニウム労働者は外部被曝を受ける集団や放射線の曝露がない集団に比べて、リンパ球染色体の対称性の異常が有意に多いという結果が得られている。いずれも閾値は設定できない。
プルトニウムの人体への吸収経路は、吸入や飲食だけでなく創傷を経由することもあることが示されている。吸収されたプルトニウムにより、リンパ球の染色体の過剰な異常が生ずることが確認されている（Schofield 1980 同 1974）

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その他の影響ヒトでは、プルトニウムの経口曝露による死亡、ならびに特定の臓器への影
響、生殖・発生や遺伝、に関する研究は見あたらなかった。

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評価
内部被曝と肺がんに有意な関連があるが、プルトニウムの寄与は必ずしも明
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確ではなく、また閾値も設定できない。一方、リンパ球染色体の異常に対する量反応関係は比較的明確であるが、閾値の設定は難しい。

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（８）国際機関等の評価
International Agency for Research on Cancer（IARC 1999）は239Pu（239Puの曝露には、240Puへの曝露も含まれるとされている。）について、グループ１（ヒトに対して発がん性がある（carcinogenic to humans））に分類している。
また、ヒトにおいて、239Puエアロゾルの吸入による肺がん、肝臓がん、骨肉種の証拠は十分であり、239Puの曝露には、240Puや他の同位体の曝露も伴うとされ
ている。

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