ÄMNEN

Medicinska effekter av intern uranförorening

Medicinska effekter av intern uranförorening


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

Av Dr. Asaf Durakovic

De medicinska och miljömässiga konsekvenserna av förorening med uranföreningar utgör både ett moraliskt och juridiskt krav för att kontrollera exponering för uran vid nivåer under de som orsakar dödsfall eller patologiska förändringar, både på grund av dess omedelbara och långvariga verkan.

Sammanfattning:


Syftet med denna uppsats är att presentera en sammanfattning av de metaboliska vägarna för uranföreningar och isotoper, de medicinska konsekvenserna av uranförgiftning och en utvärdering av terapeutiska alternativ i fall av intern uranförorening. Den kemiska toxiciteten hos uran har beskrivits i mer än två århundraden. Både djur- och människaundersökningar är ofullständiga angående nefrotoxicitet och negativa metaboliska effekter av uranföreningar. Strålningstoxiciteten hos uranisotoper har varit känd sedan början av kärnåldern, liksom de mutagena och cancerframkallande konsekvenserna av intern uranförorening. Naturligt uran (U238), en alfasändare med en halveringstid på 4,5 × 109 år, är en av de primära substanserna i universum. Det finns i jordskorpan i kombination med U235- och U234-, alfa-, beta- och gamma-emitter med halveringstider på 7,1 × 108 respektive 2,5 × 105 år. Utarmat uran förtjänar ett särskilt omnämnande. Arvet från radioaktivt avfall, hälso- och miljöriskerna i kärnkraftsindustrin och, mer nyligen, militär användning på slagfältet, kräver en ny översyn av toxikologin för utarmat uran. Den nuvarande kontroversen över den kemiska och radiologiska toxiciteten hos det utarmade uranet som användes i Gulfkriget motiverar ytterligare forskning, både experimentell och klinisk, av dess effekter på biosfären och på människokroppen.

Allmänna begrepp:

Uran är element nummer nittiotvå i det periodiska systemet, det har 15 isotoper, med massnummer från 227 till 240. Två av dessa, U235 och U238, anses vara de primära substanserna i universum på grund av deras halveringstid på 7,1 × 108 respektive 4,49 × 109 år. Det relativa förhållandet mellan U235 och U238 är 0,72% och 99,27%, med skillnaden på grund av det överflöd av U234 som finns i naturen som en av förfallsprodukterna i U238. När en urankärna når ett tillstånd av excitation som kan passera klyvningsbarriären genomgår den en kärnklyvningsprocess, antingen genom interaktion med neutroner, med elektroner, med fotoner, med mesoner eller med laddade partiklar som deuteroner och protoner. Om en kärna tränger igenom klyvningsbarriären uppstår spontan klyvning. I någon av processerna är kärnan huvudsakligen uppdelad i två stora partiklar av samma storlek, som avger neutroner eller, mindre ofta, alfapartiklar. Ibland delar sig kärnan i tre eller snabbare spännande kärnfragment med en kinetisk energi på 70-100 MeV. Dessa kärnor avger neutroner, betapartiklar, röntgenstrålar eller gammastrålar och förblir radioaktiva även efter att de nått sitt marktillstånd. Klyvning av uran frigör en total energi på ~ 200 Mev (1). Uran kan sönderdelas genom spontan klyvning, även om inducerad klyvning är ett mer sannolikt förfallssätt för uranisotoper. Klyvningsinduktion är en extremt viktig faktor i kärnreaktorteknik och sannolikheten för dess förekomst är proportionell mot reaktortvärsnitten för uranisotoper (233U, U235, U238) och termiska neutroner (2). Den energi som frigörs vid klyvning är summan av energierna i fragmenten, neutronerna och fotonerna från fragmenten och de neutroner, elektroner, fotoner och antineutrinoer som utsöndras av fragmenten. De två fragmenten som vanligtvis frigörs genom klyvning i ett stort antal fall resulterar i en annan massfördelning av fragmenten av uranisotoper som interagerar genom termisk klyvning eller med högenergineutroner. Neutronerna som sänds ut vid den faktiska klyvningen, vid fragmenteringen av fragmenten eller i det radioaktiva sönderfallet kallas klyvningsneutroner respektive fördröjda neutroner. Antalet klyvningsneutroner bestäms av energin hos de infallande neutronerna (3).

Uran är det fjärde elementet i gruppen av aktinider (Z = 89-103) och det första i urangruppen. Det kan framställas i metallisk form med olika metoder, inklusive reduktion av uranoxider, halider och termisk upplösning av uranhalider. Den vanligaste metoden, reduktion med kalcium eller magnesium av uranmetall från uranmalm, har studerats omfattande och har beskrivits i detalj i många texter och referenser (4). Uran är en tät metall. De fysiska egenskaperna hos dess tre allotropa former beror på dess mikrostruktur, provets renhet och det metallurgiska ursprunget. Uran reagerar med de flesta icke-metalliska element som ett kraftfullt reduktionsmedel. De pyroforetiska egenskaperna hos uran har studerats ingående (5). Det kan producera spontan antändning vid rumstemperatur både i luft och syre eller i vatten. Vid 200-400 ° C kan uran antändas spontant i en atmosfär av koldioxid eller kväve. Pyroforicitet beror på värmen som produceras i metallens mikroporer. Oxidationen av uran kan leda till en explosion. Den nedre gränsen för urandammexplosion är 55 mg / L. Aluminium och zinkorium, blandat med pulveriserat uran, kan vara pyroforiskt och explosivt. Uranföreningar med andra metalliska element har studerats ingående för att kunna användas som kärnbränsle. Dessa inkluderar uranhydrid, fluorider (grupp IIIA), karbider, silikider (grupp IVA), nitrider, fosfider och arsenider (grupp VA), oxider, sulfider, selenider och tellurider (grupp VIA), fluorider, klorider, bromider och jodider (grupp VIIA), uransalter (karbonater, fosfater, halider) med polyatomiska anjoner av uran, uranater och peri-uranater. Uranlösningar är relativt stabila i en inert atmosfär. Nämnda stabilitet beror på syrahalt av mediet och syras kemiska natur. I saltsyralösningar ökar stabiliteten proportionellt med syrakoncentrationen; emellertid är uranjoner ganska instabila i perklor- eller svavelsyralösningar oavsett koncentration (6).

Uranjoner bildar komplex med organiska ligander såsom etylendiamintetraättiksyra (EDTA), dietylentriaminpentaättiksyra (DTA) och hexaetylendiamintetraättiksyra (HDTA) (7). Dessa komplex är stabila. Egenskaperna hos uran för att bilda komplex i vattenlösningar är välkända. I vätskorna i den mänskliga organismen interagerar den med ett stort antal föreningar som tävlar om att binda till uranjoner. Uran-bikarbonatkomplexet är särskilt viktigt eftersom det ökar uranets löslighet i serum. Denna förening är ganska olöslig i vatten på grund av komplexiteten i bindningen mellan uranjoner och bikarbonat. Denna mekanism bestämmer transporten av ultrafilterbart uran från föroreningsplatserna till vävnaderna och målorganen (8). I blodet skapar uran-bikarbonatkomplexet en jämvikt med ofilterbara uranjoner bundna till proteiner, med 60% uran-bikarbonat och 40% uranproteiner (9). I andra studier hittades 74% av uran i blod i det oorganiska plasmafacket, 32% bundet till proteiner och 20% till röda blodkroppar (10). Komplex av uranylsalter med bikarbonat är mindre stabila än komplex av uransalt. Minskning av uran i plasma är osannolikt, men uransalter kan reduceras i den intracellulära miljön (11). Deponeringsställena för uransalt (IV) är benen och njuren, medan uranyljoner (VI) ackumuleras i levern och mjälten innan de fördelas om till njur- och skelettsystemet. 60% av uranet som administreras intravenöst utsöndras i urinen på tre dagar, varvid mineralfasen i benet är det huvudsakliga retentionsstället. Var och en av uranyljonerna binder till två fosfatjoner på ytan av benkristaller och frigör samtidigt två kalciumjoner. Den uranösa jonen producerar en toxisk effekt i levande celler genom att förändra de metaboliska processerna för kolhydrater genom att hämma vissa enzymsystem, särskilt hexokinas, vid de ATP-beroende ytbildningsställena genom magnesiumhexokinas. Adsorptionsprocessen resulterar i att den sjätte glukoskolatomen förenas med en fosforylerad ATP-atom och hindrar återinträde av en negativt laddad glukos-6-fosfat genom en punkt på cellytan. En uranyljon som ersätter en magnesiumjon binder ATP-molekylen till hexokinas. Detta ATP-uranyl-hexokinaskomplex blockerar frisättningen av fosfat till glukos, vilket hämmar det första steget i dess metaboliska användning med icke-metaboliserad glukos i det extracellulära mediet (12).

Olika mekanismer har studerats för att minska effekterna av uranföroreningar. Dessa inkluderar:

1) tillsätt fosfat- eller polyfosfatjoner till systemet;

2) tillsätt urankomplexbildande medel för att avlägsna uran fäst till fosfatgrupper; Y

3) avlägsna det uran som redan deponerats i målorganen.

Bland de potentiella terapeutiska medlen, inklusive bikarbonat, citrat, laktat och fumarat, var bikarbonat den mest effektiva jonavskiljaren. Detta beror troligen på det faktum att de flesta komplex, efter att ha metaboliserats, lämnar en alkalisk rest i form av bikarbonat. De toxiska effekterna av uran hos råttor minskade 12 timmar efter uranadministrering (13). Dödligheten hos råttor förbehandlade med bikarbonat 2-3 dagar före uranadministration minskade från 80% till noll.

Andra medel som studerats för avlägsnande av uran inkluderar hydroxiaspartat och citrat (14), katekoldisulfonat (15), kalciumsalter av polyfosfater (16) och kelatbildande medel. Även om polyfosfater minskar dödligheten i samband med uranförgiftning, orsakar metabolisk acidos och hypokalcemi, vilket gör deras användning opraktisk som en behandling för uranföroreningar (16). Effekterna av EDTA har också visat sig vara fördelaktiga med en toxicitet på 3,8 g / kg hos råttor (16). Isolerad injektion är mindre effektiv än flera parenterala injektioner av EDTA-Ca före intraperitoneal injektion av uranylnitrat. EDTA-Ca minskar emellertid inte uranretentionen när den har införlivats i benet (17). Andra kelatbildande medel som används i experimentella gnagare inkluderar dietylentriaminpentaättiksyra (DTPA), trietylentetraaminhexaättiksyra (TTHA), diamindietyltioetertetraättiksyra (DDETA) och etylendiamintetraättiksyra (EDTA), DTPA är det effektivare jämfört med andra kelaterande agenter (18). Vissa ryska studier har visat en ökning av uranborttagning in vivo med användning av diamin dietyltioeter tetraättiksyra (DDETA) hos råttor (19).

Andra aktinider som kan orsaka betydande kontaminering av biosfären inkluderar plutonium och transplutoniska element. Medan uranets toxicitet har studerats i mer än ett sekel, postulerades teoretiskt plutonium som element 94 1941 när det isolerades av Glenn Seaborg och Edwin McMillan vid Berkeley vid University of California. Inget element i det periodiska systemet väckte lika mycket uppmärksamhet och kontrovers som plutonium. Dess ursprungliga mängd på 0,5 mg i mars 1941 har nått tiotusentals kilo i dagens värld av strategiska kärnvapenarsenaler och plutoniumreaktorer. Även om det finns referenser till plutonium som det mest giftiga ämnet som människor känner till (20), finns det gott om experimentella bevis för dess cancerframkallande egenskaper (21), särskilt på osteogen sarkom (22).

En annan aktinid som är viktig för dess medicinska effekter är americium, framställt genom att fånga neutroner av Pu239 för att bilda Pu 241 och Am 241 genom att dela massfraktionen 241 från ett plutoniumprov. Dess halveringstid på 458 år med hög energi alfa-monoenergiska utsläpp (E = 5,44-5,49 MeV) och gamma-mono-energiutsläpp (E = 59,6 KeV), liksom produktionen av hundratals kg per år, genererar en risk för förorening internt (23). Den lung-, lever- och skelettavsättningen placerar Am241 nära plutonium när det gäller den radiologiska risken för aktinider (24).

En annan aktinid av intresse är thorium (Th227-Th232), med biologiska effekter på lunga, lever, ben och njure (25).

Andra transplutoniska element av intresse inkluderar curium (element 96), berkelium (element 97), californium (element 98), einsteinium och fermium (element 99 och 100), mendelevium (element 101) och nobelium (element 102), samt de kontroversiella efterföljande elementen av lawrencio, rutherfordium, hahnio och framtida tunga och superhunga element, för närvarande bara av teoretiskt intresse.

Historiska aspekter:

De första studierna som genomfördes vid universitetet i Tübingen (Gmelin 1824) på ​​uranens biologiska effekter visade att oralt administrerat uran är ett svagt gift, men det är dödligt vid intravenös injektion. Detta arbete utfördes med ren uranoxid framställd i form av citrat, sulfat och uranylklorid och utfördes i experimentella hundar och kaniner med oral och intravenös administrering av uransalter. Oral administrering av uran i form av sulfat (300 mg) eller nitrat (900 mg) visade inte några omedelbara symtom, men en 4 g dos uranylnitrat gav emes hos hundar. Uranklorid som administrerades genom magslang (2 g) orsakade död hos en kanin på 52 timmar. Den patomorfologiska undersökningen visade diffusa inflammatoriska förändringar i magslemhinnan med extravasation av leukocyter. Den intravenösa administreringen av 600 mg uranylnitrat eller 180 mg klorid dödade en hund på en minut, obduktionsresultaten var blodproppar i höger kammare och i de stora kärlen, liksom en avsevärd perikardial effusion. Endast 3 av de 18 metaller som studerades i Gmelins arbete gav liknande resultat: barium, palladium och uran (26).

Trettio år efter publiceringen av Gmelins arbete beskrev Leconte de speciella och unika effekterna av uran i form av acetat och nitrat på det uropoietiska systemet. Uraniumsalter producerar anuri, oliguri och glukosuri (27) hos hundar, dosen är 0,6-1 g dödlig hos kaniner (27). Detta arbete bekräftade också Gmelins resultat angående patologiska förändringar i mage, hjärta och stora kärl och postulerade kvävning som den främsta dödsorsaken. Anuri tolkades som nedsatt njurcirkulation och glukosuri som nedsatt sockermetabolism på grund av uraninducerade leversjukdomar. Lecontes resultat användes omedelbart inom homeopatisk medicin, riktad mot behandling av diabetes mellitus hos människor (28). Uran studerades sedan hos patienter med diabetes och njursvikt (29). En minskning av polydipsi, polyuri och glykosuri observerades i> 80% av fallen efter oral administrering av uranylnitrat. Denna användning fortsatte även fram till 1930, med den sista kommersiella beredningen av "vin urané" för behandling av diabetes. Kommersiella uranpreparat övergavs på grund av tillhörande njursjukdom och betydande biverkningar, inklusive dyspepsi, diarré, ökad urinsyrautsöndring och viktökning. Slutligen avbröts dess användning eftersom det var ett farligt läkemedel, kontraindicerat vid diabetes.

Uranets toxicitet kändes tidigt, vilket ledde till dess omfattande användning inom experimentell patofysiologi, främst för att producera experimentell glomerulonefrit. Njurskador, både strukturella och funktionella, är begränsade till den slutliga tredjedelen av den proximala krökta tubulan, även efter administrering av små doser uransalter, medan glykosuri, som ursprungligen ansågs vara en följd av leverskada, senare verkade vara av njursprung. Detta gäller också för hematuri, albuminuri, hyalinkroppar, granulära kroppar, azotemi och tubulär nekros (30).Experimentellt arbete visade att parenteral administrering av uran ger extrem toxicitet och vissa författare bedömde det som det mest giftiga av metaller (31). Skadat tubulärt epitel visade sig också visa en avsevärd grad av atypisk cellregenerering (32). De toxiska effekterna av uran ökade vid administrering av kalcium (33) eller efedrin (34), medan vid administrering av adrenalin var de toxiska effekterna mindre allvarliga (35). Undersökningar av urantoxicitet hos uran har genomförts sedan mitten av 1800-talet. I mer än 100 år har experimentella modeller och patologi och kliniska studier visat sambandet mellan uranförgiftning och kronisk Bright's sjukdom, från nefromegali med tubulär och glomerulär abnormitet till små granulära njurar, med ett funktionellt mönster. Av polyuri, albuminuri, rörformade kast, glukosuri, oliguri och terminal anuri (36). Dessa studier gav avgörande bevis för att uran var en av de farligaste njurgifterna i kategorin tubulära toxiner, som verkade lik kvicksilver och krom. Senare studier visade också glomerulära förändringar (37), vilket visade att uranets nefrotoxicitet inte bara var begränsad till det rörformiga systemet. Små doser uran orsakar glomerulär skada, med nekros, koagulation, kapsel- och glomerulärt ödem, obstruktion av efferenta kärl och hyalindegeneration (38). Det uranskadade rörsystemet hade snabb regenerering, med uppkomsten av stora kärnor, meiotisk aktivitet och ersättning av skadade celler, samt spridning av bindväv. Regenerering har sitt ursprung i den smala delen av Henle-slingan, den terminala delen av den proximala krökta tubulan och den övre delen av den nedåtgående slingan. Det regenererade epitelet var lika sårbart för uran som det ursprungliga epitelet före skada (39). Vid exponering för högre och upprepade doser började njure vävnad visa motstånd mot de toxiska effekterna av uran (40). Detta motstånd var associerat med atypiska celler i det regenererade rörformiga epitelet (41). Men om reparationsprocessen inte slutfördes och om det rörformiga epitelet reparerades med oskadade rörformiga celler inträffade inte längre motstånd mot efterföljande uraninducerad förgiftning. Den exakta mekanismen för detta motstånd har inte klargjorts helt (42). Den granulära obstruktionen av tubuli inducerad av uran och de granulära och hyaline gjuterna verkar inte vara en konsekvens av en biokemisk förändring av blodet, utan snarare en specifik förändring som produceras av uran (43). När det gäller histomorfologiska förändringar i njuren har flera studier bekräftat förändringen av njurfunktionen (44), liksom förändringar i surhet och utsöndring av aceton, ketonkroppar och organiska syror hos djur (45) och hos arbetare med professionell exponering för uran (46). Andra funktionella förändringar - en ökning av urinens specifika vikt, en initial ökning och en fördröjd minskning av klorutsöndringen och ett liknande mönster av natrium- och kaliumutsöndring, en acidos med förändrad urinkomposition - har dokumenterats som konsekvenser av uranförgiftning (47). Blodförändringar vid exponering för uran har också dokumenterats väl. Dessa inkluderar: 1) ökad kväveretention (48); 2) en minskning av serumalbumin (49) och andra proteiner; och 3) en ökning av serum av: kreatinin, ammoniak, urinsyra kväve och urinsyra. Natrium- och kloridkoncentrationerna minskade, kalcium-, kalium-, fosfat- och magnesiumkoncentrationerna förändrades inte, medan totala lipider och kolesterolnivåer, liksom blodglukos, ökade i uranförgiftning (50). Studier av effekterna av uran på levern har varit ofullständiga, även om det finns konsekventa tecken på fettdegeneration hos försöksdjur med kronisk uranförgiftning, centrilobulär nekros, utvidgade och överbelastade sinusoider och granulär degeneration, beskriven som en liknande enhet. 44). Galilexkretion verkar inte förändras, även om uran utsöndras i gallan (51). Effekterna som beskrivs av uranförgiftning på nervsystemet har varit förlamning av bakbenet, blindhet och förlust av koordination hos kaniner i den slutliga fasen av förgiftning (52). Effekterna av uran på muskelvävnad har inte varit signifikanta, även om det i hjärtperfusionsstudier observerades att uran minskade kontraktiliteten när den administrerades som UNO3 i Ringers lösning.

Den kemiska toxiciteten hos uran har varit känd i 200 år och dess strålningstoxicitet i ett sekel, med upptäckten av radioaktivitet 1896. Under Manhattan-projektet ägde medicinsk och grundforskning särskild uppmärksamhet åt de toxiska egenskaperna hos uran. Detta var en vändpunkt för produktion och användning av uran i olika fysiska och kemiska former, både i militären och i industriprojekt. Uranets toxicitet har klassificerats i tre grupper baserat på dess transporterbarhet: hög, måttlig och lätt transportabel. Gruppen med hög transportabilitet inkluderar uranföreningar med en biologisk halveringstid på dagar, den måttliga gruppen veckor till månader och den lätt transportabla gruppen månader till år. Transportabilitet bestäms av uranets rörlighet från målorganet till den extracellulära vätskan och blodomloppet. Andra klassificeringar av urantoxicitet baseras på andelen U235 som finns i uranmaterialen och dess ursprung i reaktorn (54). Material med> 5-8% U235 har en allvarlig risk för nefrotoxicitet om de är i mycket transportabel form, medan samma hastighet av U235 i en mindre transportabel form inte utgör samma risk för njuren eller lungorna. Vissa uranmaterial med mindre än 5-8% koncentration av U235 kan utgöra en betydande risk från exponering för deras strålning, även endast från yttre bestrålning. Detta beror främst på de första och andra förfallsprodukterna i U238: Th234 och Pa234 (UX och UX2) som är kraftfulla beta-emitter. Vid höga temperaturer, t.ex. vid bearbetning av smält uran eller stötar av en projektil, kan dessa isotoper orsaka risk för extern strålning för personal, vars exponering måste minskas med lämpliga skyddskläder. Material med <5-8% U235 har mindre strålningsrisk. Miljöövervakning är en väsentlig förutsättning för en korrekt bedömning av exponeringsrisken, inklusive koncentrationen av uran i luften, mängden som släpps ut i biosfären och resterna av uranmaterial i incidentområdet samt provtagning till bestäm ytföroreningar. Personalövervakning är också viktigt, inklusive biologiska studier, in vivo-övervakning och analys av målvävnader.

Exponering för uranisotoper utgör både en kemisk och toxisk fara för människokroppen och har studerats omfattande från de tidigaste uppgifterna om uranbrytare till den senare utarmade urankontroversen i Gulfkriget. Inandning av radioaktivt damm med därmed risk för intern förorening av U238, U234, Th230 och Ra226 har dokumenterats i litteraturen i studier med ursprung i olika delar av världen (55), med en särskild hänvisning till exponering för radon och dess dotterprodukter Po213, Pb214 och Po214, bildade i radonförfallsprocesserna i gruvor (56). Det nordamerikanska uranregistret, som finansieras av energidepartementet och förvaltas av Hanford Foundation for Environmental Health, ansvarar för tre stora medicinska områden relaterade till uran. Detta register, som grundades för cirka 20 år sedan, definierade tre huvudregistreringsområden relaterade till uran: 1) inspektion av anläggningar där uran används; 2) granskning av epidemiologiska studier; och 3) den inre avsättningen hos människor av uran och dess nedbrytningsprodukter (57).

United States Transuranium Registry (USTR) var ett annat program som grundades 1968 som National Plutonium Registry. Han genomförde aktinid-biodistributionsstudier på människor (58). De senaste studierna indikerar en signifikant högre frekvens av maligna sjukdomar hos uranarbetare (59), med en ökning av mutationer hos underjordiska gruvarbetare (60) och bindvävssjukdomar, inklusive lupus erythematosus (61). I en ny kinesisk studie innefattar reproduktionstoxicitet av uran kromosomavvikelser i spermatogonia, vilket leder till DNA-modifiering i spermatocyter och spermierestruktion (62). Detta har allvarliga konsekvenser för den nuvarande kontroversen om utarmat uran och Desert Storm-syndromet (63) och förhållandet mellan Al Eskans sjukdom (64) och utarmad uranammunition och vapen.

Metaboliska vägar för uran

Tidiga observationer i början av artonhundratalet noterade uranets nefrotoxicitet, med nekros i den proximala krökta tubulan och en måttlig grad av fibrotiska och inflammatoriska förändringar som resulterade i en ärrad njure (65). Vid icke-dödlig förgiftning regenererades det skadade tubulära epitelet snabbt (66) och utvecklade därefter tolerans mot höga doser uran (67). Det regenererade epitelet var metaplastiskt, annorlunda än normalt epitel, och den postulerade toleransmekanismen var oförmågan hos uranföreningar att interagera med njurrörceller (68). Toxiska effekter observerades också i levern (69), i centrala nervsystemet (70) och i blodet (71). Den viktigaste händelsen, som förde uranstudier till den högsta vetenskapliga uppmärksamheten, var utbrottet av andra världskriget. Det gjordes den största experimentella undersökningen av något giftmedel på så kort tid (72), som genomfördes som en del av Manhattan-projektet. University of Rochester Research Center fokuserade främst på inandningsstudier av urandamm, medan olika forskningsprojekt vid University of Chicago studerade uranets metaboliska vägar och dess toxikologi efter intag eller parenteral administrering i olika djurmodeller och hos frivilliga människor (73) . Djurstudier utfördes efter oral, intravenös eller intraperitoneal administrering, applicering på ögat och huden och efter inandning. Det finns tre huvudvägar för intern uranförorening: 1) mag-tarmsystemet; 2) hud och sår; och 3) transalveolär överföring genom inandning i blodomloppet.

Gastrointestinal absorption

Gastrointestinal absorption av uranisotoper är relativt låg i den vuxna människokroppen men utgör fortfarande en betydande biomedicinsk risk på grund av dess långa halveringstid, nefrotoxicitet och retention i skelettvävnad. Medan U234 och U235 har en hög potential att framkalla malignitet i ben- och hematopoetiska vävnader, är farorna med utarmat uran (DU) främst dess nefrotoxicitet och allmänna metaboliska toxicitet (102). Den radiologiska risken beror på mekanismen för inträde och kvarhållning i kroppen.

Orala exponeringsvägar har studerats sedan början av 1900-talet. Redan då visades att även om uran övervägande kommer in i både djur och människokropp genom andningsvägarna, kan det också intas och därmed komma åt mag-tarmsystemet (74). I en av studierna undersöktes nio uranföreningar på råttor, möss, kaniner och hundar. Metaboliska vägar undersöktes också i olika experimentella mönster, med histopatologi och mortalitetsstudier. Även om döden ägde rum vid olika tidsintervaller, beroende på urandos, djurets kön, ålder och näringsstatus, drabbades alla exponerade grupper av njurskador. Förtäring av uranföreningar resulterade i högre koncentrationer i njure- och skelettvävnad hos djur som matades med lösliga material. I experiment på råttor fann man att ett innehåll i kosten av 0,5% UO2F2 under 1-2 år resulterade i en skelettretention på 60 g / kg, medan intag av uranyl enligt ett liknande experimentprotokoll resulterade i retention i ben 150-200 g / g i benmineralfasen. Dessa resultat är av oerhört betydelsefull betydelse i panorama av den radiologiska risken för uranretention i ben, där den maximala tillåtna dosen ansågs 25 g / g vått ben, vilket skulle återge en ungefärlig dos av 0,45 rem (<0,5 mSv) / 24 timmar Eftersom studierna utfördes på relativt kortlivade gnagare är dessa fynd av stort intresse för human toxikologi med tanke på den lägre omsättningen av icke-utbytbara benmineraler. Aktinidabsorptionen är ganska låg i mag-tarmkanalen, högre hos unga försöksdjur än hos mogna och betydligt lägre i form av olösliga oxider än i olösliga nitrater (75). Dessa resultat var konsekventa över arter - möss, råttor, marsvin, hundar och grisar. Större absorption av uran som intagits med mat av animaliskt ursprung observerades; i kombination med den vegetariska kosten ökade den också jämfört med absorptionen i lösningsform. Uranabsorptionen ökade också med fastan (76). Oral administrering av uran hos människor har studerats i cirka 150 år. Det användes ursprungligen vid behandling av diabetes mellitus (77). Den användes därefter som en metabolismstimulant, administrerad i ökande doser från 30-60 mg till 1,8 g uranylnitrat i vattenlösning (78). Oral administrering till människor avbröts slutligen 1936, då dess toxikologiska risker förklarades vara större än någon av dess odefinierade hälsofördelar (79). Oral administration fortsatte emellertid hos uranarbetare. De administrerades en oral dos uranylnitrat i vatten och utsöndringsmönstret studerades. En absorption av mindre än 1% av det administrerade uranet och en renal utsöndring av 66% av den absorberade dosen hittades (80). Studierna genomfördes på frivilliga patienter på sjukhus utan tidigare gastrointestinal eller njursjukdom. De metaboliska vägarna för uran studerades efter oral administrering av 10 mg uranylnitrat. Innehållet i avföring och urin analyserades och det visade sig att urinutsöndring låg inom området 0,3-3,0% av den intagna dosen, varvid cirka 30% av det absorberade uranet införlivades i njure och ben. Fördelningen och kvarhållningen av uran i den inre miljön, särskilt i njure och ben, verkar vara lika hos människor och försöksdjur. Mage-tarmkanalen vid inre uranföroreningar ger negativa kliniska symtom som inkluderar diarré och kräkningar, med därmed minskad tarmabsorption (81). Den gastrointestinala vägen är den minst ogynnsamma av de möjliga vägarna för uranförgiftning.

Intravenös administrering

Djurstudier som genomförts under 150 år visar att intravenös administrering av små doser av flera mikrogram per kg uranföreningar resulterar i urineliminering av 60-80% under de första 24 timmarna. De sexvärda salterna av uran, som bildar komplex med proteiner, fosfater, citrater eller bikarbonater, filtreras i det glomerulära systemet, medan en mindre mängd, mellan 10-20%, kvarhålls i benet (82). I studier av metabolism på människa analyserades blod-, urin- och fekalprover och njurfunktionstester utfördes; utsöndringskurvorna indikerade ett snabbt avlägsnande av 50% hexavalent uran, medan 14-30% utsöndrades långsamt över dagar efter administrering. Akut parenteral toxicitet studerades vid mycket högre stora doser hos försöksdjur med olika uranföreningar. Uranfluorid visade sig vara mer toxisk än nitrat eller tetraklorid, med en dödlig dos av 2 g / kg. I mänskliga experiment som utfördes på Massachusetts General Hospital och Boston Veterans Administration Hospital av Oak Ridge Laboratory-teamet led patienter som fick intravenösa injektioner av uran av terminal centrala nervsystemet, och nästan alla föll i koma vid den tiden. Den intravenösa dosen uran täckte ett intervall på 72-907 mg / kg. Utsöndringen vid 24 timmar var i genomsnitt 56,2%, medan fekal utsöndring var mindre än 0,03%. Det mesta av det kvarhållna uranet hittades i njure och ben, med minimal retention i 21 andra vävnader och organ (83). Den experimentella användningen av intravenöst uran hos människor har använts som en databas för utvärdering av en mängd olika benstörningar.Detta beror på den verifierade förmågan hos uranyljonen att bilda stabila föreningar med fosfatgrupper i benkristaller, både i utbytes- och icke-utbytesfasen (84).

Förorening genom hud och sår

Intern förorening genom sår och DUs inträde i systemcirkulationen beskrevs i Gulfkriget (1991). Även om de soldater med sår som innehåller uranfragment identifierades finns det inga uppdaterade uppgifter om denna patientpopulation. Studier av cancerframkallande markörer hos råttor visade dock en signifikant 1000-faldig ökning av uranhalterna sex månader efter implantering av granatsplinterpartiklar. Förändringen av onkogent uttryck var dos- och tidsberoende. Dessa resultat indikerar att UE kan vara en avgörande faktor vid induktion av maligna sjukdomar hos människor. UE inducerar fenotypisk transformation av tumörgencellen vid en relativt låg stråldos (0,13 Gy), vilket indikerar både kemiska och radiotoxiska egenskaper hos UE vid onkogent uttryck av cellen (103).

Dermal exponering för lösliga uranföreningar resulterar i svår förgiftning och död, med omfattande experimentella bevis för betydande mängder uranylnitrat, fluorid, pentaklorid, trioxid, natriumdiuranat och ammonium i blodomloppet efter hudabsorption. Olösliga oxider (UO2, UO4, U3O8) och urantetrafluorid (UF4) verkar inte utgöra någon signifikant toxisk risk vid transdermal applicering. Det finns en mycket viktig skillnad mellan arter i den dödliga effekten av uranföreningar som appliceras genom huden, med minskad känslighet hos kaniner, råttor, marsvin och möss. De toxikologiska manifestationerna av transkutan kontaminering med uranföreningar, som inkluderar förändringar i njurarna, viktminskning och död, liknar emellertid alla studerade arter. Upprepad exponering för uranföreningar genom dermal applicering resulterar i tolerans mot kumulativa doser, vilket skulle ge en dödlig effekt vid en enda initial applicering.

Inandning

Intern förorening med utarmat uran genom inandning är den viktigaste vägen för inträde till extracellulär vätska genom bronchoalveolärträdet. Inhalerade UE-partiklar absorberas i det övre bronkialträdet och genom den alveolära ytan. Om det är en löslig uranförening passerar den i den systemiska cirkulationen.

Den bronkoalveolära avsättningen av radioaktiva partiklar har studerats aktivt i årtionden (104). Strålningsrisken för inandade radioaktiva partiklar studerades med olika aktinider (105) och det allmänna mönstret för metaboliskt beteende i andningsorganen formulerades 1955 av International Commission on Radiation Protection (ICRP), inklusive rekommendationer om parametrar för studier av andningsvägar. av föroreningar (106). Den experimentella modellen reviderades senare och betonade uran, plutonium och deras fissionsprodukter (107). Enligt denna modell deponeras cirka 25% av de radioaktiva partiklarna i bronkialträdet, 25% andas omedelbart ut, medan 50% passerar in i nasofarynx och sväljs med åtföljande gastrointestinal absorption. Tarmabsorptionen av DU är försumbar, vilket placerar luftvägarna i kategorin med den största radiotoxikologiska risken. Ett av de terapeutiska målen för intern förorening av DU bör inkludera överföring av inhalerade partiklar till extrapulmonala vägar. Avsättningen av UE-partiklar på den alveolära ytan kommer att resultera i deras absorption, beroende på deras löslighet; cirka 10% av partiklarna deponeras i lungorna och når den systemiska cirkulationen, de återstående 15% kommer att gå upp till nasofarynx genom expectoration och kommer att hamna i mag-tarmkanalen. De lösliga uranföreningarna som absorberas från lungträdet deponeras i benet inom några veckor, med en biologisk halveringstid i lungan på 120 dagar. Vid inandning av uranoxider är den förväntade retentionen i lungan betydligt längre, cirka 1470 dagar. Dödliga fall av uranförgiftning i luftvägarna har beskrivits hos patienter med nefrotoxiskt syndrom, inklusive glomerulär och tubulär skada, azotemi, albuminuri och tubulär nekros. Mindre lösliga föreningar absorberas inte lika snabbt genom andningsorganen (108). Fackanalys, kinetik och obduktionsdata har inte definierats hos djur eller människors exponering för utarmat uran. Ytterligare studier på försöksdjur och exponeringsdata för människor kommer att vara nödvändiga för att få en mer fullständig förståelse för toxiciteten hos utarmat uran.

Fraktionen av DU i luften omfattar ett intervall från 0,9% till 70%, beroende på penetration, hastighet och det material som målet är tillverkat av (109). Påverkan av en 150 mm penetrator frigör 2,4 kg DU i luften. Hälften av UE-partiklarna som släpptes ut i luften under tester med 105 mm-projektiler var i det respirabla området och kunde nå den icke-cilierade delen av bronkialträdet (110). I andra studier var 70% av de DU-partiklar som släpptes ut i luften efter kollisionen mindre än 7 mcm, inom det respirabla intervallet. En aerodynamisk ekvivalent diameter (DAE) på 10 mcm anses inte andas, 5 mcm 25%, 3,5 mcm 50%, 2,5 mcm 75% och 2,0 mcm 100% andas (110). Partiklar större än> 5 mcm och mycket små partiklar mindre än <0,2 mcm är inte signifikanta när man överväger inandningsrisk. Partiklar i det andningsbara området kan kvarhållas i lungan, orsaka lokal strålningsskada eller deponeras i målorgan efter att ha passerat in i blodomloppet. Retention bestäms av koncentrationen av partiklar, deras densitet, storlek, form och den exponerade personens andningsmönster. Lösliga DU-föreningar kommer snabbt in i blodomloppet och utövar främst en toxisk effekt på njuren som ett kemiskt medel snarare än som ett radioaktivt ämne. Olösliga föreningar finns kvar i lungorna med en biologisk halveringstid på 120 dagar och utgör en strålningsrisk för alveolär vävnad. En studie rapporterade att 60% av olösligt uran behölls i lungvävnad i 500 dagar (111). Uranoxid anses vara relativt olöslig, medan urandioxid är måttligt löslig.

Även om bronkoalveolär väg i sig är den viktigaste vägen för uran till den inre miljön i människokroppen, har det varit mycket få kontrollerade exponeringar av människan för uranföreningar genom inandning. Storleken på dammpartiklar i urangruvor eller i uranindustrin anses vara för stor för att nå mikrobronkiolar- och alveolavdelningen i den mänskliga lungan. Dessa partiklar antogs deponeras i den nasofaryngeala regionen, där de kunde sväljas och elimineras av mag-tarmkanalen (85). I uranväxter indikerade provtagning av partikelstorlek en sannolikhet på upp till 99% att dammet skulle koncentreras i övre luftvägarna. Ett experiment, kallat en "miniatyrcyklon", simulerade fördelningen av urandammpartiklar mellan övre och nedre luftvägarna. Urinutsöndring efter inandning visade endast en genomsnittlig snabb elimineringstid på cirka 7 timmar. Halvtid långsam eliminering av cirka 100 timmar. Medelstorleken på den inandningsbara urandammpartikeln var mycket större än storleken på en UO3-aerosolpartikel. Med tanke på att 85% av UO3 som finns i mikrobronkialt och alveolärt träd är i form av UO3, som utsöndras av njurarna, har det postulerats att uran mobiliseras från lungorna till den systemiska cirkulationen; cirka 60% deponeras i ben och njure och 40% utsöndras i urinen (86). Industriell exponering för urandamm inkluderar partiklar som varierar i storlek och enhetlighet. Undersökningar efter dödsfall på uranarbetare gav grunden för skillnaden mellan inhalerat lösligt uran som deponerats i ben och olösligt uran i trakeobronchialträdet. Upplösningskinetiken med alveolära makrofager studerades i uranoxiden kvar i bronkoalveolärträdet (87). Andningsstrålningstoxicitet har varit känd i flera decennier; inandning kemisk toxicitet i två århundraden. Nya bevis på en hög förekomst av systemisk skleros i lungorna hos tyska uran gruvarbetare bekräftar ytterligare vikten av luftvägsföroreningar (88). De senaste rapporterna bekräftar sambandet mellan uranminmiljön och skivepitelcancer (89). Detta faktum innebär en omprövning av förhållandet mellan genetisk cancer och miljöcancer.

Utarmat uran

Utarmat uran är naturligt uran där innehållet i U235 reduceras från 0,7% till 0,2%. Anrikningsprocessen som möjliggör användning av uran i reaktorer och kärnvapen resulterar i en biprodukt, delvis utarmad, med ett U235-innehåll på ungefär en tredjedel av sitt ursprungliga innehåll i naturligt uran. Uran finns i miljön i låga koncentrationer över hela världen; de vanligaste avsättningarna finns i sedimentära bergarter. De viktigaste områdena med rika uranfyndigheter är Colorado-platån i Wyoming i USA, Blind River och Beaver Lodge i Kanada, Erz-bergen i Centraleuropa, Ural-bergen i Ryssland, Rand-bergen i Sydafrika, de franska Alperna , Radium Hill i Australien och Pyrenéerna i Spanien. Öppna gruvor har varit det föredragna sättet att erhålla uran, men vissa avlagringar är för djupa för denna form av utgrävning och har krävt djup underjordisk gruvdrift. Uranhalten i de flesta mineraler ligger i intervallet 0,1-1,0% U3O8. Det finns emellertid ofta i en mycket högre koncentration, vilket utgör en allvarlig fara för arbetare från betastrålning och inandning av luftburet damm i gruvan. Inandningstoxiciteter är starkt beroende av storleken på de inandningsbara partiklarna, speciellt den del av inandat damm som deponeras i den icke-cilierade delen av lungan. De 10 mcm partiklarna är inte andningsbara, medan de 2 mcm partiklarna har praktiskt taget fri tillgång till alveolära avdelningen. De aerosoler som vanligen förekommer i samband med uranoxid har mer DAE än sanden i den arabiska öknen, och cirka 80% deponeras i den alveolära delen av lungorna, 10% i bröstkorgens lymfkörtlar och resten i övre luftvägarna. träd. Detta visar luftvägarnas betydelse som en hamn i Gulfkriget. Studier av Persiska viken syndrom och Al Eskans sjukdom pekar på den lilla storleken (<1 mcm) och enhetlighet hos fina dammpartiklar från den arabiska öknen som bidragande faktorer i Desert Storm Disease.

Uppskattningar av strålning från urangruvor i Japan, Australien, Frankrike, Spanien och Mexiko ligger i intervallet 0,02 till 4,0 mrem / timme, även om gammastrålning i områden med uranrika avlagringar kan nå 20 mrem / timme (94). De primära strålningsriskerna för lungvävnad i urangruvor kommer från Radon-222 och dess döttrar Po218, Pb214 och Po214 (95).

Utarmat uran, en biprodukt som härrör från anrikningen av naturligt uran, utgör en inre fara på grund av dess passage genom parenteral väg in i den extracellulära vätskan och införlivandet av uran i målorganen, det vill säga skelettvävnaden i fallet av uranylsalter (VI) och njuren för uranföreningar (IV). Medan de mindre lösliga uranföreningarna huvudsakligen har långvarig risk att deponeras i ben, är de mer lösliga föreningarna övervägande nefrotoxiska för den proximala krökta tubulan (96)

Anrikningsprocessen ökar andelen klyvbart bränsle i reaktorns centrum och lämnar efter sig utarmat uran med ett reducerat innehåll av U235 och U234, vilket inte är ett klyvbart material. De kemiska och metalliska egenskaperna för utarmat uran (DU) är praktiskt taget identiska med de för den naturliga uranmalmen från uranoxider. Naturligt uran har en specifik aktivitet på 6,77 × 10-7 A / g och utarmat uran 3,6 × 10-7 A / g. Isotophalten i U238 i naturligt uran är 99,27%; U235 är 0,72% och U234 0,006%. Den isotopiska sammansättningen av anrikat uran är U238 = 97,01%, U235 = 2,96% och U234 = 0,03%. EU innehåller U238 = 99,75%, U235 = 0,25% och U234 = 0,005%. Alla tre isotoperna genomgår nedbrytning vilket leder till en kaskad av kvarvarande föreningar. Emellertid avlägsnas de flesta av 238U-sönderfallsprodukterna i gasdiffusionsprocessen (97). Det är osannolikt att Radon utgör en kontamineringsrisk för personal som utsätts för påverkan av DU-penetratorer, även om det är en av föreningarna som härrör från förfallet av U238 (98)

Den höga densiteten av UE (19 g / cm3) gör det till ett utmärkt penetrerande pansarmaterial (99). I de amerikanska flygvapen används UE i en legering med 0,75% titan; Marinen med 2% molybden, och armén använder en legering (QUAD) som innehåller 0,5% titan, 0,75% molybden, 0,75% zirkonium och 0,75% niob. DU-metall skiljer sig inte från naturligt uran i sina kemiska egenskaper och inre föroreningar av DU har samma toxicitet som naturligt uran. Det oxiderar vid rumstemperatur och i vattenånga, vilket kräver användning av skyddande aluminiumkläder (100). American Nuclear Regulatory Commission klassificerar EU som ett källmaterial, reglerat av allmänna och specifika regler. De allmänna reglerna reglerar användning och transport av UE och fastställer en maximal mängd på 15 pund varje gång och högst 150 pund per år. De specifika reglerna hänvisar till större mängder EU. Krav för att bevilja licens inkluderar skriftlig dokumentation av den avsedda användningen av UE-utrustningen, efterlevnad av säkerhetsåtgärder när det gäller hälsa, miljö och säkerhet samt personalutbildning (101). De medicinska konsekvenserna av intern förorening från EU liknar de för naturligt uran (metaboliska vägar, kemisk toxikologi och strålning). Effekterna av inre strålning av UE beror på kvantiteten, partikelstorleken, dess löslighet, inträdesväg och de fysiologiska vägar som bestämmer dess metaboliska öde. Den höga organspecificiteten hos UE kan orsaka kemiska skador och strålningsskador på målorgan, främst njure och ben; dess utsöndring bestäms av den biologiska halveringstiden och av elimineringskinetiken för den förorenade organismen. Eftersom UE är ett radioaktivt material med en markerad trofism av benvävnad, producerar dess införlivande i icke-utbytbara benkristaller långvarig biologisk retention. Resultatet är en hög sannolikhet för malignitet hos målorganens radiokänsliga vävnader på grund av deras långa halveringstid och partikelstrålning (alfa och beta).

Alpha-strålning från UE är inte en signifikant extern fara på grund av dess låga penetration och låga specifika radioaktivitet hos U238. Betastrålning är emellertid den dominerande komponenten i DU-penetratorn, med den mest energiska av partiklarna 2.29 MeV (Pa234) och en maximal penetration av 0,5 cm i aluminium. Cirka 91% av betapartiklarna kommer från Pa234 och 8% från Th234. Båda skyddas effektivt av UE: s metallkomponent utan betydande Bremsstrahlung-komponent. Gamma-strålar är den huvudsakliga typen av strålning, med fotonergier från 700 KeV till 1 MeV. Ytan på en 120 mm UE-genomträngare (1R = 2,58 × 10-4 LC / kg) ger en beta-exponering på 217 ± 20,4 mR / tim och en gamma-exponering på 26 ± 2,7 mR / tim. Ytan på en oskärmad UE-metall ger en exponering på 225 mR / tim, endast 1% från gammastrålning. En upptäckt falankspenetrerare ger en beta-exponering på 52,2 mR / tim och en gamma-exponering på 2,5 mR / tim (112). Dessa exponeringsgrader liknar de för naturligt uran. Även om röntgenstrålar och gammastrålar alltid är detekterbara i den omedelbara miljön kring UE-ammunition, är deras nivåer mycket låga och utgör inte någon yttre bestrålningsrisk. Den största faran med UE kommer från intern förorening.

Effekten av en utarmad uranpenetrerare utsätter den personal som är närvarande för en strålningsrisk som överstiger den maximalt tillåtna dosen, med en genomsnittlig aerosolkoncentration efter en kollision från en 120 mm-projektil som överstiger 47 × 10-8 Ci / ml (1 Ci = 3,7 × 104 Bq) två minuter efter sparken (112).På grund av strålningsrisken anger CRN gränser för den maximalt tillåtna luftburna koncentrationen på 7 × 10-11 Ci / ml för löslig DU och 1 × 10-10 Ci / mL för olöslig DU för att inte överstiga 15 rem i lungan och njure under ett 50-årigt arbetsliv (101).

Utarmade urangenomträngare utgör ingen signifikant kemisk fara i fast metallform. De kan emellertid utgöra en betydande risk för kraftig prométalförgiftning på grund av deras nefrotoxicitet, när de väl har nått blodomloppet genom inandningsinloppet, om partiklarna är av andningsbar storlek. EU: s gränsvärde för kemisk toxicitet (VUL) har fastställts av Occupational Safety and Health Administration (OSHA) vid 0,25 mg / cm3 för olösligt och 0,05 mg / cm3 för lösligt utarmat uran. Luftburna koncentrationer på 69-1664 mg / cm3 uppmätt i närheten av UE-penetratorns testzoner överskrider dock mycket VUL-gränserna. Användning av kontroller har rekommenderats för att säkerställa säkra radiologiska förhållanden. Särskild tonvikt på personlig övervakning inkluderar personlig dosimeter, andningsskydd, skyddskläder, SOP och registrering. Alla personer som är involverade i militär användning av UE bör kontrolleras radiologiskt med dosimetrar för hud- och kroppsexponering, förutom rutinmässig lung- och biokemisk (urin) övervakning. All personal som hanterar UE måste få en årlig UE-risk- och strålsäkerhetsutbildning. Olika prover av omgivande vatten och jord samt luft och avfall bör analyseras av hälsofysiker och dokumenteras troget. Dessa åtgärder måste följas både av armén och av civila som driver UE. Toxicitet och strålning

De medicinska aspekterna av exponering av uran leder oss till silvergruvorna i Europa, främst de i bergen Erz, Schneeburg och Joachimstall (Jachmov, nu i Tyskland). Långt före upptäckten av radioaktivitet 1896 observerades gruvarbetare i fem århundraden för att dö av "svart lungsjukdom". Medicinska studier från detta århundrade visade en 50% förekomst av lungcancer i dessa områden (113). Den nuvarande strålningsrisken på sådana platser uppskattas till cirka 2,9 × 10-9 Ci. Den uppskattade faran i de tidiga dagarna var högre, i intervallet 1,5 × 10-8 Ci. Kanadensiska uppgifter om uran gruvarbetare i Newfoundland visade att 51 av 142 cancerdödsfall berodde på lungcancer hos arbetare som tillbringade 2000 timmar i underjordiska gruvor. Uran var det enda elementet av cancerrisk som identifierats i den studien (114). Nordamerikanska studier av uraneksponeringens biologiska effekter i Colorado-gruvor visade att av 4 146 gruvarbetare dog 509 under den artonåriga observationsperioden, med 386 dödsfall förväntade i den befolkningen (115). Dödsfallet orsakades huvudsakligen av lungcancer och njursjukdom. Liknande data har hittats i olika delar av världen, såsom nyligen gjorda studier av reproduktionstoxicitet hos kinesiska uranarbetare (62), silikos och förekomst av lungcancer i New Mexico (116), senaste tyska studier som beskriver förändringar i immunsystemet hos gruvarbetare av uran (88) och kromosomala och endokrina förändringar hos namibiska gruvarbetare (117). Alla studier är överens om de toxiska egenskaperna hos uranföreningar för befolkningen.

Kemisk toxicitet

Uranets toxicitet som tungmetall har studerats omfattande i två århundraden. Huvudparametern vid utvärdering av dess toxicitet var mortalitet och LD50 vid olika doser vid enstaka administrering eller som en funktion av tiden. Andra brett studerade parametrar inkluderar överlevnadstid, effekter på tillväxt och utveckling, utsöndring av uran i urin, avsättning i vävnader och organ och allmänna och lokala hälsokonsekvenser. Under Manhattan-projektet genomfördes studier av akut toxicitet vid olika nationella centra i USA; den mest uttömmande undersökningen utfördes vid University of Rochester i en djurmodell (råtta) med uranylnitrat, fluorid och tetraklorid vid parenteral administrering.

Ytterligare beredning av UF6 genom oxidation eller fluorering utgör grunden för kombinationen mellan UF6 och metallfluorid. Uranylfluorid visade sig vara mer giftigt än uranylnitrat eller urantetraklorid, med den dödliga dosen uranylnitrat 2 mg / kg subkutant eller 0,4 mg / kg genom intravenös injektion. De olösliga föreningarna UO2, U3O8 och UF4 visade sig inte vara toxiska oralt hos råttor, medan sex andra lösliga föreningar hade en betydande. Uranylnitrat hade en mer toxisk effekt på mogna råttor än på nyfödda råttor. Den huvudsakliga kemiska toxiciteten observerades i den proximala krökta tubulan i njuren. Experiment på hundar med oral administrering av 0,2 mg / kg lösligt UO2F2 till 10 mg / g olösligt UO2, liksom 0,2 g / kg uranylnitrat och 0,05 g / kg urantetraklorid, visade tubulära förändringar i kortikalnjuren med mycket få bevis för nekros. Njurpatologi var ett vanligt fynd för olika urankemiska föreningar som administrerades parenteralt.

Den perkutana appliceringen av uran studerades med lösliga föreningar som inkluderade uranylfluorid, nitrat, pentaklorid och trioxid samt natrium- och americiumdiuranat. Alla testade föreningar absorberade genom huden in i blodomloppet och i alltför stora doser kunde producera allvarlig förgiftning och dödsfall. Däremot gav olösliga uranföreningar, såsom oxider och tetrafluorid, ingen signifikant toxicitet när de applicerades på huden. Det finns en betydande skillnad mellan arter i dermal toxicitet hos uranföreningar. Kaniner är de mest känsliga följt av råttor, marsvin och möss. Det finns en skillnad på upp till hundra gånger LD50 mellan kaniner och möss. Det organ som har störst toxicitet är njuren, med förändringar som liknar de som observerats i andra typer av parenteral toxicitet.

Användningen av uran i ögat har studerats som en möjlig väg för uran till den inre miljön hos den levande organismen, med tanke på risken för oftalmisk exponering för uranarbetare. Appliceringen av uran utfördes i konjunktiva av kaniner, marsvin och råttor i form av uranperoxid, dioxid, tetrafluorid, nitrat, fluorid, natrium och ammoniumdiuranat. Det fanns en lokal lesion som sträckte sig från konjunktivit till hornhinnesår. Av alla testade föreningar inträffade de allvarligaste reaktionerna med torr uranpentaklorid. Periorbital vävnadsnekros följde vid döden hos 50% av djuren. Uranylnitrat, fluorid och natriumdiuranat absorberades genom konjunktiva och producerade systemisk berusning. Uran tetrafluorid och diuranat orsakade systemisk förgiftning med mycket liten lokal irritation.

Kemisk förgiftning av uranföreningar efter exponering i luftvägarna har studerats i stor utsträckning för att fastställa säkerhetsstandarder för kontroll av eventuella hälsorisker relaterade till urandamm. Dessa experimentella studier av förgiftning av tungmetaller genom luftvägarna har utförts enligt olika experimentella mönster (118).

Studien av elva uranföreningar i olika försök med detaljerad experimentell design, från Manhattan-projektet till de senaste, föreslår att lösliga uranföreningar definitivt är giftiga, vilket ofta leder till dödsfall (0,2 m / m3), främst på grund av lungor och njurtoxicitet. Mindre lösligt damm, såsom UF4 och mineral av hög kvalitet, ger relativt lite njurskador, på en nivå av 2,5 mg / m3. Tritaoktoxid (U3O8) gav ingen systemisk toxicitet. Toxicitet, dödlighet och njurskador varierar enormt mellan olika arter. Kroniska toxicitetsstudier på hundar, råttor, kaniner, möss och marsvin som testade uranylnitrathexahydrat, hexafluorid, tetrakloriddioxid och tetrafluorid avslöjade inte signifikanta avvikelser vid låga doser under en period av året. Två års exponering orsakade kronisk njurskada. Under de fem år av uppföljningen fanns det tecken på maligna lungtumörer, inklusive adenom och adenokarcinom (119), mestadels i hund- och apastudierna.

Uraniums strålningstoxicitet

Naturligt uran innehåller 99,28% U238, 0,72% U235 och 0,006% U234. Förfallet av uran-238 producerar thorio (Th234), som blir protaktinium (Pa234) och uran-234. Den fysiska halveringstiden för U238 är 4,5 × 109 år, U235 = 7,1 × 108 och U234 = 2,5 × 105. Uranisotoper och deras sönderfallsprodukter är alfa-, beta- och gamma-emitter och är spontant klyvbara. Radon (Rn222), en alfa-emitter, en av U238s sönderfallsprodukter, utgör en betydande inandningsrisk i urangruvor. Uranmalm (U3O8) erhålls från gruvor, koncentreras och bearbetas till americium-diuranat, som är fluorerat och en gång anrikat, kan användas som bränsle i reaktorer och kärnvapen. Biprodukten från anrikningsprocessen är utarmat uran. Alla steg i uranisotopbrytning och -bearbetning är förknippade med strålningsrisk och intern förorening.

Under upplösningen av U238 når dess dotterprodukter Th234 och Pa234 sekulär jämvikt med sin ursprungliga isotop på ungefär 6 månader och upplöses i samma takt som U238. De avger alfa- och beta-partiklar och gammastrålar. Gamma-strålning samverkar med den inre miljön genom fotoelektriska och Compton-reaktioner; den kan passera genom lager av flera hundra celler, vilket ger strålningsinducerade förändringar i vävnader. Protactinium-234 beta-partiklar (E = 2,29 MeV) har kraftfull joniserande strålning som kan passera genom flera hundra celler. Alfa-partiklar, även om de har låg penetration, utgör en hög risk för strålning på grund av deras massa, deras positiva laddning och deras kraftfulla joniseringskapacitet. Alfapartiklar kan utgöra en betydande genetisk eller cancerframkallande risk när de lokaliseras i närheten av mycket radiokänsliga, odifferentierade celler, såsom pluripotenta stamceller. Alla tre former av sönderfall utgör en biologisk risk för inre föroreningar, främst vid inandning eller in i kroppen genom skadad hud eller genom sår från projektilfragment.

Uranavfallsprodukter interagerar med den inre miljön genom direkt jonisering som laddade partiklar och genom indirekt växelverkan som elektromagnetisk strålning, vilket ger energiöverföring till vävnaden genom jonisering och excitation, liksom genom bildning av fria radikaler. Strukturella förändringar i molekyler innefattar vätebindningsbrott, molekylär upplösning och tvärbindning. Strukturella modifieringar av molekylär integritet ger upphov till funktionella förändringar med de därav följande metaboliska förändringarna, vilket kan förändra den genetiska transkriptionen och translationen av de makromolekylära koderna för både DNA och RNA. Detta händer främst i kärnan, vilket är huvudmålet för de dödliga effekterna av joniserande strålning. Enligt målhypotesen kan flera alfapartiklar som genererar en dos av 25 cGy döda cellen om de riktar sig mot kärnan, medan en dos av samma alfastrålning måste vara 2-4 tusen gånger högre för att döda cellen om den går till cytoplasman. Medan 97% DNA-reparation kan inträffa efter en enda strålningsexponering kan konstant exponering för internt deponerade alfa-emitter leda till kromosomavvikelser, mutationer eller cellmalignitet.

Strålningsinducerade modifieringar av uranföreningar är väl dokumenterade. Lungcancer hos urangruvarbetare har associerats med intern förorening med uranavfallsprodukter (120). Djurstoxikologiska data för uranföreningar har använts för att simulera exponering för människors miljö. Beagle-hunden användes som en lämplig human extrapoleringsmodell för urantoxicitet i inre organ (121). Synergistiska effekter har också beskrivits mellan uraninhalation och tobaksbruk (122).

Förhållandet mellan anrikad uranylfluorid och DNA-skada i spermiogenessteg hos möss studerades med UO2F2-doser på 6 mg / kg administrerat parenteralt (123). Förändring hittades i mitos. Den genetiska toxiciteten för uranylnitrat, som har en potentiell teratogen effekt i mössens fosterstadier, har nyligen beskrivits (124). De cancerframkallande effekterna av joniserande strålning har nyligen beskrivits i en studie som visade en ökning av icke-melanom hudcancer bland uran gruvarbetare (125). I en ny tysk studie av uranarbetare har precancerösa bronkopulmonala stadier beskrivits och implicerat uran som ett av de professionella cancerframkallande medlen (126).

Cancersensibiliteten hos den uranexponerade populationen, bedömd genom genetisk polymorfism och värdreaktiveringsanalyser i en mutantfenotyp, indikerar att uran kan vara en av mutagenerna som orsakar nedsatt DNA-reparation (127). Dessa resultat betonar behovet av ytterligare epidemiologiska studier för att bättre förstå risken för strålning i förekomsten av cancer i kärnkraftsindustrin, särskilt i urangruvor (128).

Kriterier för radioaktivt skydd har fastställts för att begränsa personlig och allmän exponering för uran och hänvisar till den kvartalsvisa och årliga dosen som arbetaren får. Principerna för radioaktivt skydd inkluderar kumulativ exponering under hela livet och medelvärden för kvartals- och årliga gränser, vanligtvis uttryckta i Ci (Sv) / år. Den tolererbara doshastigheten, 0,05 rem / 24 h, vilket motsvarar en uranretention av 24 g / g vävnad, beror på flera konstanta och dynamiska parametrar, vilket resulterar i stora fluktuationer i dosgränserna. Syftet med strålskydd är att kontrollera och begränsa de fördröjda radiotoxikologiska effekterna av uran såsom vävnadsnekros, förkortad överlevnad, nedsatt homeostas och cancer. Även om enskilda exponeringar ofta är låga gör den organspecifika korpuskulära strålningen och den långa fysiska och biologiska halveringstiden uran till en icke-tröskelradiologisk risk i den förorenade organismens inre miljö. Trots den omfattande litteraturen om maximalt tillåtna nivåer, skyddskriterier, professionella standarder, utarbetade metoder för att sätta gränser när målet är radiologisk toxicitet, fortsätter uran att vara en kemisk och radiologisk fara för både biosfären och för den mänskliga organismen som är otillräckligt känd. Relevansen av detta faktum ökar varje dag på grund av den mindre strikta kontrollen som utförs i uranindustrin och på senare tid i modern krigföring. Föreningen av utarmat uran med mutagenes, karcinogenes och immunsystemets sjukdomar hos människor har postulerats i EU-mätningar av radioaktivitet i USA. Även om ytföroreningsnivåer från urananläggningar är strikt reglerade, med en högsta tillåtna nivå på 35 pCi / g, översteg ytföroreningsnivåerna i markprover efter DU-penetrator rutinmässigt den maximala dosen. UE: s strålningstoxicitet bör betraktas som en inneboende aspekt av risken för exponering för UE. Den maximalt tillåtna koncentrationen i luft, 7 × 10-11 Ci / ml, överskreds inte i den kontrollerade miljön i UE: s projektilområde. Överensstämmelse med saneringsbestämmelser är dyrt och tidskrävande. Att sanera anläggningarna i en EU-penetrationsfabrik kräver 40 tusen arbetstimmar och kostar cirka 4 miljoner US-dollar (129). I en studie gav medelvikt 60-75 g genomträngare av DU en aktivitet på 8,6 × 10-9 Ci / ml i luft (129). Andra exempel visar dock bristande efterlevnad av radioaktivitetsgränser, såsom National Lead Industry Plant i Colonie, New York, som överskred gränserna för radioaktivitet i New York med 150 Ci för frisläppande av UE på en månad. 150 Ci motsvarar 387 g UE-metall, vilket kan jämföras med 272 g UE i en typisk 30 mm (130) projektil. Storleken på en andningsbar partikel av DU (urandioxid) är 10 mm i diameter. Uppskattningsvis 300 ton DU deponerades på slagfältet i Gulfkriget. Tre till sex miljoner gram aerosolpartiklar från DU blev luftburna även om 1-2% av denna DU brändes.Det finns en radioaktiv fara till följd av inandning av avfallsprodukter från U238. Ett milligram DU genererar cirka 1 miljard alfa- och beta-partiklar per år, vilka tillsammans med de gamma-emitterande radionukliderna från U238-avkomman (Th234, Pa234) utgör en intern strålningsrisk.

Verkligheten i EU: s avfallsarv och dess användning i den senaste taktiska krigföringen motiverar detaljerade studier om dess effekt på biosfären och den mänskliga befolkningen.

Behandling av uranförorening

Det primära målet för behandling av patienter med inre uranavlagringar bör vara att förhindra absorption från inträdesstället och att ta bort uran från blodflödet eller målorganen. Oavsett vilka terapeutiska alternativ som används är det mycket viktigt att påbörja behandlingen snabbt efter exponering. Detta bör bestå av förebyggande och minskning av uranabsorptionen från inträdesvägen, behandling med medel som eliminerar uranföreningar från de ursprungliga avsättningsställena och en terapi som gynnar utsöndring genom mag-tarmkanalen, njurarna eller genom luftvägarna. Slutligen inkluderar medicinsk intervention i inre uranföroreningar användning av kemiska medel som binder oorganiska joner till icke-joniserade komplex och underlättar urinutsöndringen när de finns i löslig form.

Även om den gastrointestinala absorptionen av uran är låg är det av yttersta vikt att minska dess passage i den systemiska cirkulationen och dess avsättning i målorganen. Det finns flera metoder för att minska tarmabsorptionen av uran och andra aktinider och för att främja deras eliminering. Dessa innefattar användningen av emetiska medel, magsköljning, jonbytare, antacida innehållande aluminiumsalter, bariumsulfat, natriumfytat och glukor- och mannuronsyrasalter.

Magsköljning är mycket användbar vid behandling eller snabbt efter intag. Det görs genom att placera ett nasogastriskt rör i magen. därefter tvättas den flera gånger med vatten eller fysiologisk saltlösning under undertryck tills aspirationen är fri från föroreningen. Denna procedur kräver lämplig medicinsk utbildning för att uppnå fullständig sköljning av maginnehållet och förhindra aspirering av förorenad vätska i andningsorganen.


Användningen av emetics är komplement till magsköljning, även om det kan utföras som ett oberoende förfarande. Denna metod används endast efter en mycket noggrann diagnostisk utvärdering av den kontaminerade patienten. Det är tydligt kontraindicerat hos patienter i ett tillstånd av förvirring eller chock och efter intag av olja och andra frätande ämnen. De vanligaste användningarna av emetika inkluderar subkutan administrering av apomorfin eller orala preparat av ipecac. Dessa ingrepp kräver en korrekt klinisk förståelse av proceduren. Den vanligaste metoden är administrering av ett emetikum efter att patienten har druckit 250 ml vatten. Apomorfin fungerar främst genom att stimulera kräkningscentret i området postema. Det används i en enda 5-10 mg dos subkutant, medan ipecac-preparat kan administreras i flera doser tills kräkningar induceras. Båda läkemedlen är tillgängliga. Biverkningar inkluderar illamående, svaghet, takypné, takykardi och hypotoni. De kräver vanligtvis ingen speciell klinisk behandling och kan hanteras med symptomatisk behandling.

Användningen av laxermedel är ett vanligt terapeutiskt tillvägagångssätt för att minska inre föroreningar. Rensningsmedel kan administreras på ett antal sätt, såsom medel som verkar för att frigöra linolsyra, vilket stimulerar peristaltiken i tunntarmen. Den fortsatta användningen av laxermedel hämmar absorptionen av aktinider på grund av bildandet av olösliga salter. Dess hypertoniska verkan producerar extraktion av vatten från tarmslemhinnan och katartisk eliminering av tarminnehållet. En klinisk utvärdering och detaljerad förståelse av typen och mängden förorening krävs för laxerande behandling. Användningen av laxermedel är kontraindicerad vid akut buk eller odiagnostiserad smärta i magen. De många biverkningarna inkluderar takypné, dyspné, takyarytmier, tarmirritation, utslag och synkope, vilket kräver professionell medicinsk behandling.

Behandling av patienter som är kontaminerade med inandning av uranföreningar inkluderar användning av terapeutiska medel som minskar viskositeten hos endobronkial slemhinna. Användningen av mukolytiska ämnen, som verkar på mukopolysackarider och nukleoproteiner i andningsträdet, gynnar eliminering av aktinider genom expektoration. Användningen av dessa substanser, såsom pankreasdornas, triton, Tween-90 och F-68 har dock inte visat sig vara mycket framgångsrik i praktiken.

Mobilisering av uran och andra aktinider från benstrukturen med parathormone (PTH) har studerats i flera experimentella modeller, men denna metod erbjuder inte ett praktiskt alternativ för att minska belastningen av uranförorening i kroppen. Aktinider kontrolleras inte av homeostatiska mekanismer. Alkaliska jordserie radioisotoper kan avlägsnas från ben genom PTH-inducerad resorption, tillsammans med uran bundet till benkristaller. Denna process av demineralisering av ben har visat sig vara en mekanism för att minska uranretention. Det har dock inget praktiskt värde vid behandling av inre föroreningar. Detta gäller alla aktinider (131), oavsett om de är bundna till mineralet (uran) eller sialoproteiner (plutonium, som ackumuleras på endosteal ytan av benet).

Behandling av inre uranförorening med komplexbildare är beroende av förmågan hos en ligand att bilda icke-joniserade ringkomplex med oorganiska joner, som sedan elimineras av njuren. Denna behandling måste inledas så snart som möjligt innan uran kommer in i målorganen. Dessa substanser är inte användbara för bindning till aktinider som är fast införlivade i cellen på grund av deras hydrofila egenskaper. Aktuell forskning fokuserar på syntesen av lipofila kelatbildande medel som kan nå cellulära radionuklider och underlätta deras utsöndring genom njuren. Bland de många komplexbildande ämnena som testats i kliniska prövningar har endast ett fåtal en praktisk tillämpning vid behandling av uranföroreningar.

Etylendiamintetraättiksyra (EDTA) har använts i djurförsök och inom humanmedicin för behandling av förgiftningar av oorganiska ämnen. Det har visat sig vara användbart och effektivt vid behandling av bly-, zink-, koppar-, krom-, mangan- och nickelförgiftning och i kontaminering med transuranelement (132). EDTA administreras intravenöst som en 5% glukosinfusion i vatten eller fysiologisk saltlösning. Det är viktigt att bedöma njurfunktionen innan behandlingen påbörjas, eftersom dess användning är kontraindicerad hos patienter med njursjukdom. Na-EDTA används i doser på 50 mg / kg. Den totala mängden bör inte överstiga 300 mg under 6 dagars behandling. Det administreras inte oralt eller intramuskulärt. Parenteral användning av Na-EDTA kan leda till hypokalcemi. Användningen av Ca-EDTA vid den terapeutiska dosen 15-30 mg / kg har ingen hypokalcemisk effekt.

Dietylentriaminpentaättiksyra (DTPA) är ett kelatbildande medel i polyaminokarboxylatserien, som vid parenteral användning binder till många flervärda radionuklider av tungmetall. Det bildar mycket stabila komplex, som är lösliga i vatten och utsöndras i njuren. Den nordamerikanska FDA (Food and Drug Administration) godkänner användningen av kalcium- och zinksalter av DTPA vid human kontaminering med transuranelement. Ca-DTPA är effektivt vid behandling av aktinidföroreningar (133). Den terapeutiska effekten av både Ca-DTPA och Zn-DTPA beror på den kemiska formen och lösligheten hos transuranelementen. Båda medlen är användbara vid avlägsnande av lösliga uransalter, såsom nitrater eller klorider, men de har en relativt låg effektivitet i dåligt lösliga föreningar såsom oxider (134). Båda används genom intravenös injektion, intravenös infusion, intramuskulär injektion eller genom inandning i form av en aerosol. Administreringssättet beror på omständigheterna med uranförgiftning, dess kemiska form och kontamineringsvägen. Ca-DTPA är effektivare än Zn-DTPA om det används tidigt efter kontaminering (135), men de skiljer sig inte i effekt om de ges vid senare tidsintervall. DTPA-terapi har associerats med förlust av spårämnen, men det är en reversibel process utan någon skadlig effekt på kroppen som hittills har visats. Injicering av 1 g Ca-DTPA per vecka vid långvarig behandling gav inte toxiska effekter hos aktinidkontaminerade patienter (136). Däremot orsakade en konstant infusion av Ca-DTPA allvarliga toxiska effekter hos försöksdjur, som slutade med döden efter flera dagar (137). Toxiciteten för Zn-DTPA visade sig vara 30 mindre än för Ca-DTPA vid fraktionerad användning, det gav inte förlust av mikroelement och visade inte teratogena effekter (138). Vid tidig behandling av dekontaminering med transuranelement hos människor utgör Ca-DTPA den valfria behandlingen, medan Zn-DTPA företrädesvis används vid planeringen av en långvarig behandling på grund av dess lägre effekt på spårmetaller. Det används också hos patienter med njursjukdom, minskad benmärgsaktivitet och under graviditet, där Ca-DTPA är kontraindicerat.

Andra medel som används vid intern förorening av aktinid inkluderar deferoxamin (DFOA), vilket har visat sig vara effektivt oralt, intramuskulärt och vid intravenös administrering. Dess terapeutiska effekt förbättras när den används tillsammans med DTPA, men måste användas med försiktighet på grund av biverkningar, inklusive utslag, takykardi och hypotoni (139). Biscarboxymethylaminodietylether (BAETA) är ett annat medel som har visat sig vara effektivt vid transuranföroreningar, men mindre än DTPA. Ur synvinkeln av eliminering av de farligaste radionukliderna i transuran-serien är DTPA det mest effektiva, även än andra nyligen studerade medel, såsom de sulfonerade tetrameriska katekolaminerna (LICAM-C och LICAM-S), som har bevisat effektiva vid behandling av kontaminering. Användningen har dock varit begränsad på grund av toxicitet (140).

Det har gjorts många försök att producera ett lipofilt kelatbildande medel som skulle möjliggöra bättre åtkomst till den intracellulära miljön genom fettlagren i cellmembranet. Bland föreningarna i denna kategori visade sig ett lipofilt medel Puchel, producerat i Harwell, England, vara mer effektivt än DTPA vid administrering genom inandning (141), med bättre terapeutiska effekter vid användning i kombination.

Nyligen genomförda studier av liposomer som möjliga val av medel vid intern kontaminering med aktinider har fokuserat på specifika platser såsom retikuloendotel-systemet (142). Förutom nyligen genomförda studier av syntetiska katekolaminer (143) har naturliga chelatorer också isolerats från kulturer av olika mikroorganismer, till exempel Pseudomona aeruginosa (144). Nya studier av multidentate katekolat- och hydroxipyridinonatligander för in vivo-kelering av lösliga uranyljoner verkar lovande på grund av deras låga toxicitet, effektivitet och rimliga kostnad (145). Siderofor analoga kelateringsmedel (LIHOPO-föreningar) har nyligen representerat ett mycket signifikant framsteg i den tidiga behandlingen av uranföroreningar (146).

Sammanfattning

De medicinska och miljömässiga konsekvenserna av förorening med uranföreningar utgör ett moraliskt och juridiskt krav för att kontrollera exponering för uran vid nivåer under de som orsakar dödsfall eller patologiska förändringar, både på grund av dess omedelbara och långvariga verkan. Den ökade användningen av uranföreningar inom industrin och mer nyligen i krigföring, i form av utarmat uran, kräver en ytterligare titt på de komplexa biomedicinska aspekterna av inre uranföroreningar och dess toxikologiska konsekvenser, liksom en farlig tungmetall som för dess radiologiska fara. Även om det är teoretiskt möjligt att minska uranföroreningar till en så låg nivå som det är rimligt möjligt, kräver beviset för den ökande uranpassagen till biosfären, på grund av industriell och militär användning, en grundlig förståelse för det fysiska, kemiska och toxikologiska egenskaperna hos uran. Vid den aktuella tidpunkten när nivåerna ökar är denna kunskap väsentlig för att ge skydd mot somatiska och genetiska skador. Syftet med denna granskning är att ge en översikt över de fysikaliska, kemiska och toxikologiska egenskaperna hos uran som en verklig förorening av miljön och människokroppen. Den medicinska yrkans möjliga roll inom detta tvärvetenskapliga område kräver kunskap om de medicinska och miljömässiga konsekvenserna av uranförorening, vilket idag går långt utöver det teoretiska intresset för konventionell toxikologi.

* Dr. Asaf Durakovic är en amerikansk armémedicinsk överste, expert på radioaktiv förorening. Institutionen för kärnmedicin, Georgetown University School of Medicine, Washington D.C., USA. 1997 Kroatiska medicinska tidskriften.

Mars 1999 (Volym 40, nummer 1) - Publicerad i Weapons Against War - http://www.amcmh.org

Tack

Författaren vill tacka Sharon W. Graham för hennes ovärderliga hjälp vid förberedelsen av detta manuskript.

Referenser:

1) Gindler JE, Huisenga JR. Kärnfission. I: Yaffe L, redaktör. Kärnkemi: vol. 2, New York, London: Academic Press; 1968. s. 1-183.

2) Schmorak MR. Kärnkraftsdatablad. Kärnuppgifter. vol. B4, nr. 6. Berkeley (CA): University of California; 1960.

3) Skarswag K, Bergheim K. Energi och vinkelfördelning av snabba neutroner från långsam neutronfission av U-235. Kärnfysik 1963; 45: 72-97.

4) Cordfunke EHP. Uranets kemi. Amsterdam-New York-London: Elsevier Publishers; 1969.

5) Wilkinson WD. Uran metallurgi. Vol. 1: Uraniummetallurgi, New York-London: Interscience Publ; 1962.

6) Sato A. Studier av beteendet hos trivalent uran i en vattenlösning. 1. Dess verkan och stabilitet i olika syralösningar. Bulletin of the Chemical Society of Japan 1967; 40: 2107-10.

7) Nemodruck AA, Palei PN. En fotometrisk studie av interaktionen mellan fyrvärt uran och arsenazo-3. Zhournal Analiticheskoi Kimii (Journal of Analytical Chemistry, USSR) 1963; 18: 416-20.

8) Pitts RF, Lotspeich WD. Njurutsöndring och återabsorption av bikarbonat. Fed Proc 1946; 5: 182-97.

9) Hodge HC. Mekanismer för uranförgiftning. Proceedings of International conference för fredlig användning av atomenergi; 1955; Geneve, Schweiz. New York: FN; 1956; 13: 229-32, P / 73.

10) Chernyaev II. Komplexa föreningar av uran. Moskva: Izdatelstvo „Nauka“; 1964. New York: Daniel Devy and Co. Inc; 1966.

11) Voegtlin C, Hodge HC. Farmakologi och toxikologi av uranföreningar. 1 och 2. New York, Toronto, London: McGraw Hill; 1949.

12) Hodge HC, Maynard EA, Downs WL. Antidotal verkan av polyfosfater vid uranförgiftning. J Pharmacol Exp Ther 1951; 101: 17-8.

13) Neuman WF, Flemming RW, Dounce AL, Carlson AB, O'Leary J, Mulryan. Distribution och utsöndring av injicerat uran. J Biol Chem 1948; 175: 705-9.

14) Rajan KS, Martell AE. Jämviktsstudier av uranylkomplex. Interaktion mellan uranyljon och citronsyra. Oorganisk kemi 1964; 26: 1927-44.

15) Lusky LM, Braun HA. Natriumkatekoldisulfonatskydd vid experimentell uranitrerad förgiftning. Fed Proc 1950; 9: 297-9.

16) Dagimanjian R, Maynard EA, Hodge HC. Effekten av kalciumdinatriumetylendiamintetraacetat på uranförgiftning hos råttor. JPharmacol Exp Ther 1956; 117: 20-8.

17) Catsch A. Die wirkung einiger chelatbildner auf die akute toxcitat von uranilonitrat. Klin Wochenschrift 1959; 37: 657-60.

18) Catsch A. Radioaktiv metallmobilisering inom medicin. Springfield (IL): C.C. Thomas Publishing Co; 1964.

19) Ivannikov AJ. Fysiokemiska tillvägagångssätt för valet av organiska föreningar utformade för att eliminera radioaktiva ämnen från organismen. Washington DC: Atomic Energy Commission; 1966. tr. 6944, s. 581-91. (Översatt från: Razbitnaya LM, Smolin DD, Razum-ovskiy NO, Torchinskaya OL, redaktörer. Raspredelenye i biologicheskoye deistviye radioaktivnih izotopov. Moskva: Atomizdat; 1966. 462-70.)

20) Stannard JN. Biomedicinska aspekter av plutonium (upptäckt, utveckling, prognoser). I: Hodge HC, Stannard JN, Hursh JB, redaktörer. Uran-plutonium-transplutoniska element. Berlin, Heidelberg, New York: Springer-Verlag; 1973. 308-688.

21) Rosenthal MW, Lindenbaum A. Osteosarkom som relaterad till vävnadsfördelning av monomert och polymert plutonium hos möss. I: Mays CW, Jee WSS, Lloyd RD, Stover BJ, Dougherty JH, Taylor GN, redaktörer. Fördröjda effekter av bensökande radionuklider. Salt Lake City (UT): University of Utah Press; 1969. 371-84.

22) Stevens W, Bruenger EW, Stover BJ. In-vivo studier om interaktioner mellan Pu-IV och blodkomponenter. Radiat Res 1968; 33: 400-500.

23) Cohen N, Wrenn ME.Metaboliska egenskaper hos 241Am i alUt babian. Radiat Res 1973; 55: 129-43.

24) UErbin PW. Plutonium hos däggdjur: påverkan av plutoniumkemi, administreringsväg och djurens fysiologiska status vid initial distribution och långvarig metabolism. Hälsofysik 1975; 29: 495-510.

25) Naryani PS, Wrenn E. Spårämnen och metoder för bestämning av torium och uran i biologiska prover. I: Wrenn ME, redaktör. Aktinider hos människor och djur. Salt Lake City (Ut): RD Press; 1981. 53-68.

26) Gmelin CG. Versuche über die wirkungen des bartis strontians, chroms, molybdäns, wolframs, tellurs, titans osmiums, platins, iridiums, rhodiums, paladiums, nikels, kobalts, urans, ceriums, eisens und mangans auf den tierishen organismus. Journal für Chemie und Physik (Halle) 1825; 43: 110-5.

27) LeConte C. Résumé des experiences sur l'azotate d'uranium. Compte renues des seances de la societe de biologie et des filiales (Paris) 1853; 5: 171-3.

28) Bradford FS. Fall från praxis. Nordamerikansk homeopatijournal 1860; 8: 502-3.

29) Hughes R. Om arten och behandlingen av diabetes. British Journal of Homeopathy 1866; 24: 253-69.

30) Luessentrop AJ, Gallimore JC, Sweet WH, Struxness EG, Robinson J. Toxiciteten hos människa av sexvärt uran efter intravenös administrering. American Journal of Roentgenology, Radium Therapy and Nuclear Medicine 1958; 79: 83-100.

31) Kobert R. Lehrbuch der intoxikationen. 2. Stuttgart: Ferdinand Enke Publishing Co; 1906, 321-3.

32) Autenrith W, Warren WH. Laboratoriehandbok för detektion av gifter och kraftfulla läkemedel. 6: e amerikanska utgåvan Philadelphia (PA): Blakistons Son & Co; 1928.

33) Dünner L. Über des Wesen der experimentellen, ausschwemmungs nefritis nach uranvergiftung. Zeitschrift für klinische Medizin 1914-1915; 81: 355-76.

34) Sachs I. Die Wirkung des Ephedrins auf den Ablauf der Urannephritis. Archiv des exerimentellen pathologische Anatomie 1922; 238: 325-58.

35) Hess L, Wiesel J. Über die Wirkung von adrenalin bei akuten experimentellen nephropathien. Wien Klin Wochenschr 1914; 81: 355-9.

36) Chittenden RH, Lambert A. Untersuchungen über die physiologische wirkung der uransalze. Zeitschrift für Biologié 1889; 25: 513-32.

37) Aschoff L. Patogenesen av den sammandragna njuren. Arch Intern Med 1913; 12: 723-38.

38) Baehr G. Über experimentelle glomeruloephritis. Beitrage zur pathologischen Anatomie und zur algemeinen Pathologie 1912; 55: 545-74.

39) MacNider W, De B. Det funktionella och patologiska svaret hos njuren hos hundar som utsattes för en andra subkutan injektion av uranitrat. J Exp Med 1929; 49: 411-34.

40) UErakoviæ A. Intern förorening med radionuklider. I: Conklin JJ, Walker RI, redaktörer. Militär radiobiologi. Orlando, Toronto: Academic Press, Inc; 1987. 241-2.

41) Watanabe CK. En jämförande studie av kvävehaltiga avfallsprodukters utsöndringshastighet till deras blodkoncentration i experimentell uranefrit. J Urol 1917; 1: 485-94.

42) Donnelly GL, Holman RL. Det stimulerande inflytandet av natriumcitrat på cellulär regenerering och återbetalas i njuren som skadas av uranitrat. J Pharmacol Exp Ther 1942; 75: 11-7.

43) Nuzum IR, Rothschild LL. Experimentell serum nefrit. Arch Intern Med 1923; 31: 894-904.

44) Traissac FJ. Lesions UE foie dans l’intoxication experience UE lapin par nitrate d’uran. Comptes renUEs des seances de la societe de biologie et des filiales (Paris) 1933; 112: 875-6.

45) Deveze R. L’aminoaciUErie et l’ammoniurie au cours de la nefrite uranique aiuque chez le chien, lapin et le rat. Comptes renUEs des seances de la societe de biologie et des filiales (Paris) 1934; 117: 1113-4.

46) De Laet M, Meurice C. Etude sur la pathologie profesionelle de l "uranium. Ingénier chimiste (Bryssel) 1925; 9: 257-62.

47) Brull L. Reversibilitié de l'acidose de la nefrite aigna au nitrate d'urane. Comptes renUEs des seances de la societe de biologie et des filiales (Paris) 1935; 118: 811-2.

48) Brull L, Fanielle G. Etude experimentantale de la nefrit uranique. Archives internationales de pharmacodynamie et de therapie 1932; 42: 1-38.

49) Larson HW. Xylostolerans hos kaniner med uranefrit. J Lab Clin Med 1923; 22: 117-25.

50) Hodge HC. Mekanism för uranförgiftning. Arkiv för industriell hälsa 1956; 14: 43-7.

51) Karsner HT, Reiman SP, Brooks SC. Studier av uranförgiftning, toxiciteten hos vissa vattenlösliga salter av uran. Journal of Medical Research 1919; 39: 157-61.

52) Verne J. Lesions histologiques des centres nerveux superieurs chez le lapins soumis a l'intoxication chronique part l'urane. Annales d’anatomie pathologique 1931; 8: 757-8.

53) Zwaardemarker H. Om fysiologisk radioaktivitet. J Physiol 1919-1920; 53: 273-89.

54) Ford MR. Kommentarer om intagsguider för olika isotoper eller isotopblandningar av uran. Oak Ridge (TN): Union Carbide Corporation; 1964.

55) Fusamura N, Misawa H. Mätningar av radioaktiv gas och UEst samt undersökning av förebyggande av dem i japanska urangruvor. I: Internationella atomenergiorganet. Strålningshälsa och säkerhet vid utvinning och malning av kärnmaterial. Wien: IAEA; 1964: s. 391-9.

56) Raabe OG, Wrenn MDE. Analyser av radondotteraktiviteter efter viktade minsta kvadrater. Health Phys 1969; 17: 598-604.

57) Marks S. En introduktion till det amerikanska uranregistret. I: Wren ME, redaktör. Salt Lake City (UT): University of Utah Press; 1981. 273-80.

58) Breitenstein BD. US Transuranium Registry. Salt Lake City, (UT): University of Utah Press; 1981. 269-72.

59) Zaire R, Griffin CS, Simpson PJ, Papworth DG, Savage JR, Armstrong S, et al. Analys av lymfocyter från urangruvarbetare i Namibia för kromosomskador med hjälp av fluorescens in situ hybridisering. Mutat Res 1996; 371: 109-17.

60) Shanahan EM, Peterson D, Roxby D, Quintana J, Morely AA, Woodward A. Mutationshastigheter vid glykoforin A och HPRT loci hos urangruvarbetare utsatta för radonavkomma. J Occup Environ Med (England) 1966; 53: 429-32.

61) Conrad K, Mehlhorn J, Luthre K, Dorner T, Frank KH. Systemisk lupus erythematosus efter kraftig exponering för kvarts UEst i urangruvor: kliniska och serologiska egenskaper. Lupus 1996; 5: 62-7.

62) Zhu SP, Hu QY, mån MY. Studier av reproduktionstoxisk toxicitet av anrikat uran [abstrakt]. Chun Hoa Yu Fang (Kina) 1944; 28:19.

63) Doucet I. Desert storm syndrom: sjuka soldater och döda barn. Med War 1994; 10: 83-4.

64) Korenyi-Both AL, Juncer DJ. Al-Eskans sjukdom: Persiska viken syndrom. Milit Med 1997; 162: 1-13.

65) Suzuki T. Zur Morphologie der Nieresekretion unter physioloyischen and pathologischen Bedingungen. Jena: G Fischer; 1912.

66) Oliver J. Histogenesen av kronisk uranefrit med speciell hänvisning till epitelregenerering. J Exp Med 1915; 21: 425-51.

67) Hunter VC. Experimentella studier av resistens hos kanin renalt epitel mot uranylnitrat. Ann Intern Med 1928; 1: 747-89.

68) Jamenbaum A. Toxikologi av uran. New York, Toronto, London: McGraw Hill; 1951.

69) Garnier M, Marke J. L'intoxication chronique par le nitrate d'urane en injection quotidienne chez le lapin. Comptes renUEs des seances de la societe de biologie et des filiales (Paris) 1921; 107: 938-40.

70) Verne J. Lesions histologuiques des centres nerveaux superieurs chez les lapins soumis a l’intoxication chronique par l’urane. Anales des anatomie et pathologie 1931: 8; 757-8.

71) Jackson DE. Om den farmakologiska effekten av uran. Am J Physiol 1910; 26: 381-95.

72) Voegtlin C, Hodge HC. New York, Toronto, London: McGraw Hill; 1949.

73) Aub JC, Evans RD, Hempelman LH, Martland HS. De sena effekterna av internt deponerade radioaktiva material hos människan. Medicin (Baltimore) 1952; 31: 221-329.

74) Karsner HT, Reiman SP. Studier av uranförgiftning, toxiciteten hos vissa vattenolösliga salter av uran. Journal of Medical Research 1918; 39: 157-61.

75) Sullivan MF. Aktinidabsorption från mag-tarmkanalen. I: Wrenn ME. Salt Lake City, (UT): University of Utah Press; 1981 s. 311-36.

76) Harrison JD, Stather JW, Smith H, Stradling GN. Påverkan av miljöfaktorer på gastrointestinal absorption av plutonium och americium. 323-36.

77) West S. Ytterligare observationer om behandling av diabetes mellitus med uranitrat. BMJ 1896; 11: 729-30.

78) UEncan E. Behandling av diabetes mellitus med nitrat av uran. BMJ 1897; 11: 1044-7.

79) Sollman T. En manual för farmakologi. London: W.B. Saunders & Co; 1936.

80) Butterworth A. Urans betydelse och värde vid urinanalys. Transaktioner från Association Industrial Medical Officers 1955; 5: 36-43.

81) Tracey BL, Quinn JM, Lahey J, Gilman AP, Mancuso K, Yagminas AP, et al. Health Phys 1992; 62: 65-9.

82) Voegtlin C, Hodge HC. 3-4. New York; McGraw Hill: 1953.

83) Luesenhop AJ, Gallimore JC, Sweete WH, Struxness EG, Robinson J. Toxiciteten hos människa av sexvärt uran efter intravenös administrering. AJR Am J Roentgenol 1958; 79: 83-100.

84) Terepka AR, Toribara TY, Neuman WF. Skelettretention av uran hos människa. Proceedings of the 46th meeting of the Endocrinology Society, 1964; San Francisco.

85) Harris WB. Det experimentella clearance av uran UEst från människokroppen. I: Davies CN, redaktör. Inandade partiklar och ångor. London: Pergamon Press; 1961. 209-17.

86) Morrow PE, Gibb FR, Beiter HD. Inandningsstudier av urantrioxid. Health Phys 1972; 23: 273-80.

87) Poncy JL, Metivier H, Dhilly M, Verry M, Masse R. In vitro-upplösning av uranoxid av babian alveolära makrofager. Environ Health Perspect 1992; 97: 127-9.

88) Baur X, Rihs HP, Altmeyer P, Degens P, Conrad K, Mehlhorn H, et al. Systemisk skleros hos tyska uran gruvarbetare under särskild övervägande av antikroppsundergrupper och HLA klass II-alleler. Andning 1996; 63: 368-74.

89) Crowell RE, Gilliand FD, Temes RT, Harms HJ, Neft RE, Heaphy E, et al. Detektion av trisomi 7 hos icke-maligna individer som riskerar lungcancer. Cancer Epidemiol Biomarkers Prev 1996; 5: 631-6.

90) Lyman GH. Riskfaktorer för cancer. Prim Care 1992; 19: 465-7.

91) Morris KJ, Khanna P, Batchelo AL. Långvarig clearance av inhalerade UO2-partiklar från råttans lungregion. Health Phys 1990; 58: 477-9.

92) UEhamel F, Belayhque M, Pradel J. Organisation UEe controle radiologique dans les mines d'uranium francaises. Radiologisk hälsa och säkerhet vid gruvdrift och malning av kärnämnen. Wien: IAEA; 1964. 59-63.

93) Breslin AJ, George AC, Weinstein MS. Undersökning av radiologiska egenskaper hos uranminatmosfärer. Washington DC: USA: s atomenergikommission, HASL-220; 1969.

94) Karajovic D, Kilibarda M, Panov D, Djuric D, Medjedovic M, Raicevic P, et al. Uran i urinen hos gruvarbetare som utsätts för uranföreningar. I: Internationella atomenergiorganet Radiologisk hälsa och säkerhet vid gruvdrift och malning av kärnmaterial. Vol 2. Wien: IAEA; 1964; sid. 443-50.

95) Booker DV, Chamberlain AC, Newton D, Stoff ANB. Distribution av radioaktivt bly efter inandning och injektion. Br J Radiol 1969; 42: 457-61.

96) Mishima J, Parkhurst MA, Scherpelz RI, Hadlock DE. Potentiellt beteende hos utarmade uranöverträdare vid transport- och bulkförvaringsolyckor. Richland (WA): Batelle Pacific Northwest Laboratory; Februari 1985. Publikation PNL-5415, UC-41.

97) Hanson WC. Ekologiska överväganden av utarmat uranmunition. Los Alamos (NM): Los Alamos Scientific Laboratory; 1974 juni Publicering LA-5559 U C-11.

98) Bartlett WT, Gilchrist RL, Endres GWR, Baer JL. Strålningsegenskaper och mätningar av exponeringshastighet från kassetten 105-MM. APFSDS-T. Richland (WA): Batelle Pacific Northwest Lab; 1979. Publikation PNL-2947.

99) Haseltine SD, Sileo L. Svar från amerikanska svarta UEcks till uran i kosten: en föreslagen ersättning för blyskott. Journal of Wildlife Management 1983; 47: 1124-7.

100) Egert CM. Aluminiumjonplätering för korrosionsskydd av uran. Oak Ridge (TN): Martin Marietta Energy Systems; 1985. Rev. Y-DV-404.

101) Kod för federala föreskrifter CFR-10, kapitel 1. Washington DC: Nuclear Regulatory Commission (NRC); 1990.

102) Hursh JB, Neuman NF, Toribara T, Wilson H, Waterhouse C. Oralt intag av uran av människan. Health Phys 1969; 17: 619-21.

103) Miller AC, Whittaker T, McBride S, Hogan J, Benson K, Siu H. Biomarkörer för cancerframkallande: onkogen aktivering genom utarmat uran in vivo. Proc Amer Assoc för cancerforskning 1997; 38: 462

104) Abrams R, Seibert HC, Petts AM, Forker LL, Greenberg D, Postel S, Lohr W. Metabolism av inhalerat plutonium hos råttor [abstrakt]. Health Phys 1959; 2: 172-4.

105) Scott KL, Axelrod DJ, Crowley J, Hamilton JG. Deponering och hastighet av plutonium, uran och deras klyvningsförmåga inandas som aerosoler hos råttor och människor. Patologins arkiv 1949; 48: 31-54.

106) Rekommendationer från Internationella kommissionen för radiologiskt skydd. Brit J Radiol 1955; Tillägg 6: 1-91.

107) Langham WH. Bestämning av internt deponerade radioaktiva isotoper från utsöndringsanalys. American Industrial Hygiene Association Journal 1956; 17: 305-11.

108) West CM, Scott LM. Uranfall som visar lång retention av bröstbördan. Health Phys 1969; 17: 781-91.

109) Chambers DR, Markland RA, Clary MK, Bowman RL. Aerosoliseringsegenskaper för hård slagprovning av utarmat uranpenetradorer. Aberdeen (MD): Aberdeen Proving Grounds, US Army Armament Research and Development Command, Ballistic Res Lab. 1982. Publikation ARBRL-TR-02435.

110) Mercer TT. Definitioner av andningsaktivitet. I: McCormick W, redaktör. Aerosolteknik och riskbedömning. New York: Academic Press; 1973.

111) Ensminger DA, Bucci SA. PROCESSER för att beräkna radiologiska och toxikologiska exponeringar från luftburna utsläpp av utarmat uran. Washington DC: The Analytical Science Corporation; 1980. Publikation TR-3135.

112) Olenik C. Hälsofysikens oro för ett typiskt skjutområde för uran (UE) inomhus [MS-avhandling]. Washington DC: Georgetown University; 1990.

113) Evans RD, Goodman C. Bestämning av thoroninnehållet i luft och dess påverkan på lungcancerrisker i inUEstry. J InUEstr Hyg 1940; 22: 89-96.

114) DeVillers AJ, Windish JP. Lungcancer i en fluorspar gruvgrupp. I. Strålning, UEst och dödlighet. Br J InUEstr Med 1964; 21: 94-9.

115) Lundin FE, Wagoner JK, Archer VE. Radon dotter exponeringar och andningscancer, kvantitativa och temporala aspekter. Washington DC: National Institute for Occupational Safety and Health och National Institute of Environmental Health Service; 1971. Gemensam monografi nr 1.

116) Bigu J. Teoretiska överväganden angående migrationen av 22Rn och 220Rn från uran och torium med underjordiska miljöer. Health Phys 1994; 67: 60-4.

117) Zaire R, Notter M, Riedel W, Thiel E. Oväntade frekvenser av kromosomala instabiliteter och förändringar av hormonnivåerna i namibiska uran gruvarbetare. Radiat Res 1997; 147: 579-82.

118) Leach LJ, Maynard EA, Hodge HC, Scott JK, Yuile CL, Sylvester GE, Wilson HB. En femårig inhalationsstudie med naturlig urandioxid (UO2) UEst. Retention och biologiska effekter hos apa, hund och råtta. Health Phys 1970; 18: 599-61.

119) Nonlux WS. Primära lungsvulster hos husdjur. Southwestern Veterinary Journal 1952; 6: 131-4.

120) Samet JM, Hornung RW. Granskning av risken för radon och cancer. Risk Anal 1990; 19: 65-9.

121) Singh NP, Wrenn, ME. Är beaglehunden ett lämpligt försöksdjur för extrapolering av data till människor om organdistributionsmönster för U, Th och Pu. Health Phys 1989; 57; 91-7.

122) Saccomano G, Huth GC, Auerbach O, Kuschner M. Förhållande mellan radioaktiva radondöttrar och cigarettrökning i uppkomsten av lungcancer hos urangruvarbetare. Cancer 1988; 62: 1402-7.

123) Hu QY, Zhu SP. Detektion av DNA-skada i sperminogena stadier hos möss behandlade med anrikat uranylfluorid genom alkalisk eluering. Radiat Environ Biophys 1990; 29: 161-7.

124) Lin RH, Wu LJ, Lee CH, Lin Shiau SY. Cytogenetisk toxicitet av uranylnitrat i äggstocksceller från kinesisk hamster. Mutat Res 1993; 319: 197-9.

125) Karagas MR, McDonald JA, Greenberg ER, Stukel TA, Weiss JE, Baron JA, et al. Risk för hudcancer i basalceller och skivepitelceller efter joniserande strålbehandling. J Natl Cancer Inst 1996; 88: 1848-51.

126) Baur X, Marczynski B, Rozynek P, Voss B. Bronkopulmonala precancerösa tillstånd och tumörer. Pneumologi 1994; 48: 825-34.

127) Au WW, Wilkinson GS, Tyning SK, Legator MS, Al Zein R, Hallberg L, et al. Övervakning av populationer för DNA-reparationsbrist och för cancermottaglighet. Miljöhälsoperspektivet 1996; 104 Suppl 3: 579-82.

128) Lambert BE. Tillräckligheten i nuvarande yrkesstandarder för att skydda kärnkraftsarbetarnas hälsa. Occup Med 1991; 6: 725-7.

129) Cole LW, Prewett SV, Bonifacio A. Utmaningar vid sanering av en utarmad uranproduktionsanläggning. Washington DC: Symposium för avfallshantering, 1989. Citerad från: Olenik CJ. Hälsofysikens oro för ett typiskt inomhusutarmat uran (UE) skjutområde [MS-avhandling]. Washington DC: Georgetown University; 1990. 68-9.

130) Dietz LA. CHEM-434-LAD: Undersökning av överskott av alfaaktivitet som observerats i nyligen samlade luftfilter och andra miljöprover [Oklassificerad teknisk rapport]. Schenectady (NY): Knolls Atomic Power Laboratory; 1980 januari.

131) UErakovic A, Hollins JG, Storr MC. Påverkan av ålder och kön på metabolismen av americium av råttor. Health Phys 1973; 24: 541-7.

132) Hammond PB, Beliles RP. Metaller. I: Casarett LJ, UEll J, redaktörer. Toxikologi. Den grundläggande vetenskapen om gifter. 2: a upplagan New York: MacMillan Publishing Company; 1980. 409-67.

133) Rosen LC, Gur D, Pan SI, Wals N. Långvarigt avlägsnande av Am-241 med användning av Ca-DTPA. Health Phys 1989; 39: 101-6.

134) Catsch A. Diagnos och behandling av införlivade radionuklider. Wien: Internationella atomenergiorganet; 1976.

135) Lloyd RD, Taylor GN, Boseman JJ, Mays CW, Atherton DR. Ytterligare jämförelse av Ca-DTPA och Zn-DTPA för avlägsnande av 241Am från beagles. Health Phys 1979; 35: 858-62.

136) Balou JE. Preliminär utvärdering av flera kelateringsmedel för avlägsnande av plutonium. Health Phys 1962; 8: 731-6.

137) Taylor GN, Mays CW. Dödlig skada orsakad av Ca-DTPA hos hundar. Health Phys 1979; 35: 858-60.

138) Lushbaugh CC, Washburn LC.FDA-IND-godkännande för Zn-DTPA, nytt kliniskt medel för dekorporeringsterapi av aktinider. Health Phys 1979; 36: 471-2.

139) Volf V, Seidel A, Takada K. Jämförande effektivitet av Ca-DTPA, desferroxamin och deras kombination för att avlägsna transuranelement från råttor. Health Phys 1977; 32: 155-7.

140) UErbin PW, Jeung N, Jones ES, Weitl FL, Raymond KN. Avlägsnande av Pu (IV) och Am (III) från möss med LICAMS. Radiat Res 1981; 87: 387-91.

141) Stradling GN, Stather JN, Ham SE, Sumner SA. Användningen av puchel och DTPA för att ta bort Pu-239 från lungorna hos hamstrar. Health Phys 1981; 41: 387-91.

142) Yatvin MB, Lelkes PI. Kliniska utsikter för liposomer. Med Phys 1982; 9: 149-75.

143) Bergeron RJ, Kline SJ. Katekolamid H-formade ligander som aktinidkelaterande medel. Radiochem Acta 1984; 35: 135-42.

144) Vanderbergh PA, Gonzales CF, Wright EM, Kunka BS. Järnkelaterande föreningar producerade av jordpseudomonas: korrelation med svamptillväxthämning. Appl Environ Microbiol 1983; 46: 128-34.

145) UErbin PW, Kullgren B, Xu J, Raymond KN. Nya medel för in vivo-kelering av uran (VI): effekt och toxicitet hos möss av multidentat katekolat- och hydroxipyridinonatligander. Health Phys 1997; 72: 865-79.

146) Henge-Napoli MH, Archimbaud M, Ansoborlo E, Metivier H, Gourmelon P. Effektivitet av 3, 4, 3-LIHOPO för att återuppta retentionen av uran hos råttor efter akut administrering. Internat J Radiat Biol 1995; 68: 389-93.


Video: Inside with Brett Hawke: Daniel Kowalski (Maj 2022).