waterleidingbedrijven
Vestigingsplaatsen van
kerncentrales en de openbare
watervoorziening .
Samenwerkende Rijn- en Maas- mei 1987 waterleidingbedrijven
VESTIGINGSPLAATSEN VAN KERNCENTRALES EN DE OPENBARE WATERVOORZIENING
Een studie naar de mogelijke gevolgen van een kernsmeltingsongeval voor de openbare watervoorziening, die van oppervlaktewater als grondstof af- hankelijk is.
RIWA
Postbus 8169 1005 AD Amsterdam
Tel. (020) 58 02 555 T-ïlex 16644 wrk nl Telefax (020) 88 16 41
I N H O U D
0. Samenvatting en conclusies
1. Inleiding
2. Algemene uitgangspunten
2.1. Stralingsdosis en afgeleide normen voor drinkwater
2.2. Het gedrag van radionucliden in water
2.3. De verwijdering van radionucliden in de zuivering
3. Gevolgen van een kernsmeltingsongeval voor de drinkwatervoorziening
3.1. De bronterm (radioactieve emissie) bij een kernsmeltingsongeval (KMM- ongeval)
3.2. Berekeningsgrondslag
3.3. Gevolgen voor de drinkwatervoorziening via bekkens
3.4. Gevolgen voor de drinkwatervoorziening via duininfiltratie
4. Referenties.
0. Doelstelling rapport.
Dit rapport bevat de resultaten van een studie door de RIWA-Werkgroep Kerncentrales naar de mogelijke gevolgen van een kernsmeltingsongeval voor de openbare drinkwatervoorziening in Nederland die van oppervlak- tewater als grondstof afhankelijk is. Doel van het rapport is het leve- ren van een bijdrage tot de "herbezinning plaatsing kerncentrales in Nederland" van de regering.
Samenvatting.
1. Bij een KMM-kernsmeltingsongeval* in Nederland of direct aangrenzend buitenland kunnen oppervlaktewateren bestemd voor de drinkwaterpro- duktie ernstig worden besmet. De mate van besmetting is o.a. afhan- kelijk van de afstand, windrichting, droge dan wel natte depositie en de kenmerken van de waterwinpl&ats.
2. Uit de berekeningen van de besmetting van oppervlaktewater in geval van open voorraadvorming blijkt, dat de afgeleide norm van de cock- tail van radionucliden gedurende een periode van weken tot vele maan- den of zelfs jaren (IJsselmeer) kan worden overschreden.
3. Er is aanleiding dezelfde conclusie als in punt 2 te trekken voor voorraadvorming d.m.v. oppervlakte-infiltratie in de duinen. Een KMM-ongeval kan tot zeer ernstige contaminatie leiden. Ook hier kan worden gesteld, dat in het geval van een calamiteit in Nederland of direct aangrenzend buitenland een normoverschrijding kan optreden van weken tot jaren.
Conclusie.
Gezien de risico's die kerncentrales kunnen inhouden voor de openbare watervoorziening die van oppervlaktewater als grondstof afhankelijk is, dient uit het oogpunt van de drinkwatervoorziening ernstig bezwaar te worden gemaakt ten aanzien van de plaatsing van kerncentrales in Neder-
land, tenzij het optreden van kernsmeltingsongevallen volledig zou kunnen worden uitgesloten.
Dit is een calamiteit volgens het thans als meest ernstig geldende scenario voor een 1.000 MWe centrale.
1. Inleiding.
In het kader van de PKB-procedure "Vestigingsplaatsen van kerncentrales"
is door de RIWA in 1985 onderzoek verricht naar de mogelijke gevolgen van de vestiging van kerncentrales voor de openbare watervoorziening.
Het rapport van de ad-hoc Werkgroep Kerncentrales, dat in december 1985 verscheen, beperkte zich in hoofdzaak tot de vestigingsplaatsen Noord- oostpolderdijk (IJsselmeer) en Moerdijk (Hollandsch Diep), gezien hun ligging in de nabijheid van belangrijke wateronttrekkingspunten aan het IJsselmeer en het Haringvliet en van de spaarbekkens in de Brabantse Biesbosch.
De conclusies van het rapport luidden kort samengevat:
1. De reguliere lozingen van een 1.000 MWe kerncentrale aan het IJssel- meer of het Hollandsch Diep dragen niet noemenswaardig bij aan de stralingsbelasting van de bevolking via het drinkwater.
2. In geval van een kernsraeltingsongeval (KMM-ongeval) met een kerncen- trale aan het IJsselmeer, kan dit water gedurende een periode van ca.
3 jaar ongeschikt worden voor de drinkwatervoorziening.
3. Een KMM-ongeval met een kerncentrale aan het Hollandsch Diep kan het Haringvlietwater gedurende een periode van maximaal 8 maanden onge- schikt maken terwijl de Biesbosch bekkens ca. 3 maanden uitgeschakeld kunnen worden voor de drinkwatervoorziening.
Op grond van deze conclusies wezen RIWA en VEWIN de vestigingsplaatsen Noordoostpolderdijk en Moerdijk af en spraken zich uit voor "een locatie zoveel mogelijk stroomafwaarts en buiten stilstaand water doch dicht bij de kust".
In het advies van de Raad voor de Ruimtelijke Ordening aan de regering scoorde Moerdijk zeer slecht en werd in principe als ongeschikt van de hand gewezen. De locatie Noordoostpolderdijk scoorde in vele opzichten goed, echter met de aantekening, dat het drinkwateraspect volstrekt on- voldoende was gewaardeerd. De regering gaf hierop begin 1986 het groene licht voor de vestigingsplaats Borssele en kondigde nadere studies aan voor Moerdijk en IJsselmeer alvorens in voorjaar 1987 definitief te be- slissen. De RIWA besloot de ad-hoc werkgroep te continueren als perma-
nente Werkgroep Kerncentrales met deelname van alle lidbedrijven, die via open of gesloten winning gebruik maken van oppervlaktewater als grondstof voor de drinkwaterproduktie. Voor deze continuering was ook aanleiding, omdat uit RIWA-berekeningen inmiddels gebleken was, dat ernstige besmetting ook kon optreden buiten de in navolging van de rijksoverheid gehanteerde straal van 20 km rondom een kerncentrale.
Dit groeiende inzicht werd op dramatische wijze bevestigd door de ge- volgen van het reactorongeluk van Tsjernobyl op 26 april 1986. In de daarop volgende weken werden grote delen van Europa meer of minder ern- stig besmet (vooral afhankelijk van de klimatologische omstandigheden), waarbij bv. het niveau van de radioactiviteit in Rijn en Maas gedurende enkele weken sterk werd verhoogd (tot max. een factor 100 boven het nor- male niveau). De regering besloot de besluitvorming over de vestiging van kerncentrales op te schorten, zodat een herbezinning kon plaatsvin- den over de toepassing van kernenergie, daarbij gebruikmakend van de lering, die uit het Tsjernobyl ongeluk kan worden getrokken.
Ook de RIWA en VEWIN hebben zich willen herbezinnen over hun eerder in- genomen standpunt, dat vestiging van kerncentrales zou moeten plaats- vinden aan de kust. Het resultaat van deze heroverweging is neergelegd in deze nota. Hierbij is niet alleen gekeken naar de actuele en poten- tiële vestigingsplaatsen in Nederland, maar ook naar de kerncentrale in het vlak over de grens met België gelegen Doel.
De mogelijke gevolgen van een kernsmeltingsongeval op deze plaatsen zijn expliciet nagegaan voor de bedrijven samenwerkend in de RIWA, die via open of gesloten winning gebruik maken van oppervlaktewater als grondstof voor de drinkwaterproduktie (zie blz. 17). Daarnaast zijn er ook waterleidingbedrijven in Nederland die oppervlaktewater gebruiken, maar niet deel uitmaken van het RIVA-samenwerkingsverband, zoals bv.
het Gemeentelijk Waterbedrijf Groningen, dat water aan de Drentsche Aa onttrekt en op relatief korte afstand van de potentiële vestigings- plaats Eeras gelegen is. De belangen van laatstbedoelde categorie be- drijven worden eveneens gedekt door de op blz. 3 vermelde conclusie van dit rapport.
2. Algemene uitgangspunten.
2.1. Stralingsdosis en afgeleide normen voor drinkwater.
De SI-eenheid voor de stralingsdosis is de Sievert (Sv), die de oude eenheid rem heeft vervangen (1 Sv » 100 rem). Regels voor aanvaardbare belasting worden in internationaal verband opgesteld door de Internatio- nal Commission on Radiological Protection (ICRP) [1]. Voor individuele personen van de bevolking geldt thans (bij globale blootstelling) een limietdosis van 5 mSv/a (500 mrem/a). Dit beginsel is door de EG over- genomen en uitgewerkt in de richtlijnen 80/836/Euratom [2] en 84/467/
Euratom [3]. Na advies door de Gezondheidsraad in 1984 [4] wordt dit uitgangspunt ook gehanteerd in het Indicatief Meerjaren Programma Stra- ling 1985 - 1989 [5].
Bij gelijke activiteit (in Becquerel) bestaat er een groot verschil in schadelijke werking voor de verschillende radionucliden en derhalve ook in de daaruit voortvloeiende stralingsbelasting. Dit hangt samen met o.a. de soort straling (met name a- of p-straling) en de energie van de uitgezonden straling. Voor elk radionuclide is vastgesteld welke acti- viteit (in Bq) leidt tot een stralingsbelasting die gelijk is aan de
limietdosis van 5 mSv/a. Deze limieten van jaarlijkse opneming - hetzij door inademing, hetzij door ingestie - zijn opgenomen in de reeds ge- noemde EG-richtlijn 84/467/Euratom [3].
Het is bij de normstelling voor toxische bestanddelen in drinkwater ge- bruikelijk om 10% van de toelaatbare belasting (Acceptable Daily Intake) toe te rekenen aan opname via het drinkwater (WHO Guidelines 1984) [6].
Dit is ook de opvatting van de Commissie Gezondheidsaspecten Chemicaliën en Materialen Drinkwatervoorziening (CGCMD). Dezelfde benadering is door de RIWA gekozen voor de "drinkwaternorm" van de individuele radionucli- den. Deze is dan gebaseerd op een opname via het drinkwater van 10% van de jaarlijkse dosislimiet (5 mSv/a), zoals aangegeven in de EG-richtlijn 84/467/Euratom [3].
In formule: "drinkwaternorm" voor een radionuclide -
0,1 x de limiet van jaarlijkse opneming door ingestie (Bq/a) drinkwatergebruik (l/a)
0,1 x 10s
Als voorbeeld jood-131:
365 x 2
13,7 Bq/1.
Daar de dosislimieten gegeven zijn op jaarbasis, is de afgeleide "norm"
geldig voor een permanent niveau. Indien bij een calamiteit in een kern- reactor eenmalig een grote hoeveelheid radioactiviteit vrijkomt is het juister om uit te gaan van een over het jaar geïntegreerde dosis, waar- in het radioactief verval gedurende het jaar verdisconteerd wordt. Dit principe wordt geïllustreerd in fig. 1. Vooral voor de kortlevende nu- cliden gaeft dit een aanzienlijk verschil met de permanente norm.
Uitgaande van een éénmalige besmetting wordt de "momentane norm":
"momentane norm" » "permanente norm" x
365 x A _ ö-365x"X Met A - vervalconstante van het nuclide (dag"*).
Conc. nuclide (Bq/1)
Momentane norm
Permanente f, norm
90 180
T i j d (dagen)
270 360
Fig. 1: Belasting bij een permanente en een eenmalige situatie, zodat de totale opname via drinkwater 10 % van de toegestane dosislimiet bedraagt.
(De oppervlakten onder de curven zijn gelijk ! )
Voor jood-131 met een vervalconstante van 8,61 x 10"^ dag~l wordt de
"momentane norm" 431 Bq/1 i.p.v. de 13,7 Bq/1 bij de "permanente norm".
Voor langlevende nucliden zoals strontiura-90 (X » 6,73 x 10~5) en ce- sium-137 ( X « 6,3 x 10~5) is er praktisch geen verschil tussen de per- manente en momentane norm.
Aangezien er bij een kernsmeltingsongeval een groot aantal radionucli- den wordt uitgestoten, moet ook deze "cocktail" genormeerd worden. Als de normoverschrijding van de individuele radionucliden wordt uitgedrukt als quotiënt van activiteit en normwaarde, kan de cocktail bepaald '-or- den uit de somraering van deze quotiënten.
De cocktail voldoet aan de norm indien:
n concentratie nuclide^
E _ < i
i»l norm nuclide^
2.2. Het gedrag van radionucliden in water.
Het gedrag van radionucliden in water wordt uiteraard bepaald door hun chemische eigenschappen (samenhangend met hun plaats in het periodiek systeem van de elementen), maar is daarnaast eveneens afhankelijk van de concentratie van aanwezige natuurlijke niet-radioactieve isotopen.
Dit is vooral van belang in verband met het voorkomen in al of niet op- geloste toestand, hetgeen van invloed kan zijn op contaminatie van het sediment of de mate van verwijdering tijdens de zuivering.
Voor elk nuclide wordt een distributiefactor K-Q gedefinieerd, die de af- finiteit van het nuclide t.o.v. zwevende stof (» slib) weergeeft:
conc. nuclide in slib (mg/kg)
KD , (_ 1 / k g )
conc. nuclide in water (mg/l)
Daarnaast is uiteraard de concentratie X van de zwevende stof van belang (dimensie kg/l). Afgeleid kan nu worden:
copg *
Opgeloste fractie - •
Ct o t 1 + X x KD
Slibgebonden fractie - 1 -
opgeloste fractie
1 X x KD
1 + X x KD l + X x K D
Voor verschillende waarden van de verdelingsfactor KD en de slibconcen- tratie X is dit verband weergegeven in figuur 2.
alibgebonden Tractie
20 HO 60 80 100 120
s l i b c o n c e n t r a t i e (10~6 k g / l » rag/l)
140
Figuur 2. Opgeloste en slibgebonden fractie als functie van distributie- factor Kn en slibconcentratie X.
Alleen voor zeer hoge waarden van Kj> en hoge(re) slibconcentraties is er sprake van overheersende slibbinding. De Kp-waarden zullen van loca- tie tot locatie sterk kunnen variëren afhankelijk van de slib- en de watersamenstelling.
De International Atomic Energy Agency (IAEA) heeft voor een groot aan- tal nucliden de Kp-waarden geïnventariseerd [7]. Een uittreksel voor re- levante radionucliden wordt gegeven in tabel 2.1.
Tabel 2.1. Slib/water distributiefactoren.
Element
Strontium Jood Tellurium Ruthenium Cesium Cerium
K Q in zoet water
laag
2xlO3
200 30
hoog
4x104
3xlO4
3xlO4
Het langlevende strontium-90 en de kortlevende nucliden jood-131 en tel- lurium-132 hebben een lage Kp-waarde en zullen derhalve weinig neiging hebben aan de zwevende stof te adsorberen. Bit zou wel het geval kunnen zijn voor de isotopen ruthenium-106, cesium-134 en -137 en cerium-144.
In hoeverre hun binding aan het slib overheersend zal zijn, is echter niet te voorspellen, gezien de vrij lage slibgehalten in het gewoonlijk via stagnante situaties gewonnen oppervlaktewater (grootte-orde 10 a 20 mg/l). Bestudering van het gedrag van de natuurlijke, niet-radioactieve nucliden zou hierover informatie kunnen verschaffen.
2.3. De verwijdering van radionucliden in de zuivering.
Praktijkgegevens over verwijderingspercentages van radionucliden in RIWA-lidbedrijven waren vóór de kernramp in Tsjernobyl nauwelijks voor- handen, omdat de concentraties in het oppervlaktewater normaal dicht bij de onderste analysegrens liggen.
Uit onderzoek van de Antwerpse Waterwerken (AWW) blijkt het verwijde- ringsrendement in het produktiecentrum Notmeir-Walem (coagulatie met Al, snelle en langzame zandfiltratie) over de periode 1970 - 1980 voor ci-stralers gemiddeld 76% te zijn geweest en voor ft-stralers (inclusief K-40) 36*.
Tijdens een speciaal hiertoe opgezet experiment in het AWW-Produktie- centrum Oelegem (bekken, coagulatie met Al, snelle en langzame zand- filtratie), werd over de periode 7 - 1 6 september 1977 een gemiddelde balans opgemaakt voor een aantal radionucliden die in meetbare hoeveel-
heid voorkwamen. Uit de resultaten valt af te leiden dat de verwijde- ringspercentages niet zeer hoog waren. Radium-226 scoorde met 50% het hoogst, strontium daarentegen bleek niet te worden geëlimineerd, evenmin als tritium, dat in de vorm van getritieerd water (HTO) voorkomt. Ver- wijdering geschiedt grotendeels tijdens de coagulatie-flocculatiestap.
Metingen van de Brusselse Intercommunale Waterleiding Maatschappij (B.I.W.M.) te Tailfer (ca. 45 km strooraafwaarts van de kerncentrale Chooz) tonen aan, dat onder normale omstandigheden van de globale (3- en y-activiteit gemiddeld slechts ca. 50% verwijderd wordt.
Naar aanleiding van het ongeval te Tsjernobyl werden door of voor de RIWA-lidbedrijven en de BIWM een groot aantal metingen verricht, tenein- de de situatie op de voet te volgen. Voor zover deze metingen betrekking hebben op het water vóór en na de zuivering, is het mogelijk enkele con- clusies te trekken.
Tabel 2.2 geeft een overzicht van de verwijderingsrendementen zoals die uit de meetresultaten voor p-activiteit worden afgeleid. De cijfers lo- pen nogal uiteen en bij een nadere beschouwing blijkt, dat niet alle ge- gevens met elkaar vergeleken mogen wordtii. In principe dienen de rende- menten immers bepaald te worden door vergelijking van meetwaarden onmid- dellijk vóór en na de zuivering. Deze waarden zijn niet steeds beschik- baar: zo werd voor WRK-III en PWN-Andijk het inlaatbekken meegenomen (verblijftijd resp. ± 8 en ± 5 weken) waardoor te hoge rendementen be- rekend worden vergeleken met de eigenlijke zuivering (zie Andijk). Voor de beoordeling is ook van belang of de behandelingsinstallaties overdekt dan wel open zijn. De langzame zandfilters van AWW zijn niet overdekt, wat in de gegeven omstandigheden (fall-out) te lage rendementen ople- vert.
Gezien de dominante rol van de coagulatie-flocculatie, die met uitzonde- ring van Leiduin bij alle bedrijven aanwezig is, mag men verwachten dat de zuiveringsrendementen, rekening houdend met bovenstaande opmerkingen, vergelijkbaar zijn. In werkelijkheid treft men vier cijfers aan van rond de 50% (BIWM, PWN, DHL Rotterdam) en daarnaast drie van ca. 80% (WRK,
GWA). Vermoedelijk spelen hierbij factoren als aandeel van neerslag in het ruwe water en de radionuclidensamenstelling een rol. Wel is duide- lijk dat overdekking van de installatie voordelen biedt in geval de ra- dionucliden door fall-out worden aangevoerd.
Tabel 2.2. Overzicht verwijderingsrendementen van de p-activiteit van de RIWA- lidbedrijven na "Tsjernobyl".
Bedrijf
WRK I-II
WRK III
PWN (Andijk)
AWW
(Notmeir-Walem)
GWA
(Leiduin)
BIWM (Tailfer)
DWL Rotterdam (Kralingen)
DWL Rotterdam (Berenplaat)
Kenmerken behandeling
Coagulatie (ijzer), filtratie (overdekt), ruw-aankomst Leiduin:
Inlaatbekken, coagulatie (ijzer), filtratie (overdekt),
inlaat IJsselmeer-filtraat:
Inlaatbekken, coagulatie (ijzer), snelfiltratie (overdekt), koolfiltratia (overdekt)
a. inlaat IJsselmeer-rein:
b. ruw - rein:
Coagulatie (aluminium), snelfiltratie (overdekt), langzame filtratie (open), ruw - rein:
Beluchting (uitvlokking Fe), kool, snel- filtratie (overdekt), langzame filtratie (overdekt),
ruw - rein
Coagulatie (kool, aluminium), filtratie (overdekt), ozon.
inlaat Maas - rein:
Coagulatie (ijzer), ozon, filtratie (overdekt), koolfiltratie (overdekt), ruw - rein:
Coagulatie (kool, ijzer), filtratie (overdekt),
ruw - rein:
Periode
04/13-05
04/13-05
04/13-05 10/13-05
07/26-05
04/23-05
05/16-05
06/27-05
06/27-05
Rendement
84%
72%
73%
50%
34%
82%
45%*
54%*
50%*
* Restradioactiviteit zonder K-40.
Door de B.I.W.M. zijn tijdens de Tsjernobyl periode ook verwijderings- rendementen bepaald voor verschillende radionucliden. De verwijderings- percentages staan vermeld in tabel 2.3.
Tabel 2.3. Verwijderingspercentage in de zuivering van BIWM
Nucliden
globale y-activiteit totale p-activiteit molybdeen-99
ruthenium-103 tellurium-132 jood-131 cesium-134 cesium-137 lanthaan-140
Rendement: %
27 + 12 45 + 12 10
69 + 9 32 + 15 33 + 7 57 + 18 54 + 24 10
Samenvattend kan worden gesteld, dat de metingen van de RIWA-lidbedrij- ven gedurende de Tsjernobyl-periode (mei 1986) hebben aangetoond, dat het zuiveringsrendement voor de radioactieve besmetting, gemeten als (3-radioactiviteit, varieerde van 30 tot 80% met een gemiddelde van on- geveer 50%. Dit wijkt niet veel af va de schaarse gegevens van voor Tsjernobyl. De metingen van B.I.W.M. aan individuele radionucliden to- nen eveneens aan, dat een waterleidingtechnisch geavanceerde, maar uit oogpunt van nuclidenverwijdering conventionele zuivering een rendement heeft waarvan de grootte-orde 50 + 20% bedraagt. Dit is laag t.o.v. de zuiveringsrendementen van conventionele verontreinigingen (90 a 9 9 % ) .
3. Gevolgen van een kernsmeltingsongeval voor de drinkwatervoorziening.
3.1. De radioactieve emissie (bronterm) bij een kernsmeltingsongeval (KMM- ongeval)•
Bij een ernstig ongeval in een kerncentrale kan een deel van de radioac- tieve stoffen in de reactorkern in de atmosfeer komen. Deze lozing vormt een radioactieve wolk bestaande uit gassen (vnl. edelgassen) en aeroso- len. De gassen verspreiden zich in de atmosfeer en spelen derhalve voor de drinkwatervoorziening geen rol, maar de aerosolen zullen door droge of natte depositie land en water besmetten. De grootte van de emissie die aan de RIWA-berekeningen ten grondslag ligt, is ontleend aan het Ad- vies van de Gezondheidsraad 1984 inzake de bronterm van kerncentrales
[?1, gebaseerd op het rapport van de Commis- sie Reactorveiligheid 1982 [9]. Er wordt uitgegaan van een KMM-ongeval, d.w.z. een calamiteit vol- gens het thans als het meest ernstige geldende scenario voor een 1.000 MWe centrale.
Tabel 3.1. geeft een overzicht van de 48 belangrijkste nucliden voor wat betreft de inhoud van de kern en het uitworppercentage, aangevuld met gegevens over hun verval (halveringstijd resp. vervalconstante), de op- namelimiet overeenkomend met een stralingsdosis van 5 mSv/a en de daar- uit afgeleide "permanente en momentane normen" voor drinkwater (drinkwa- terverbruik 2 1 per persoon per dag; 10% van de dosis via drinkwater).
De hier gegeven "momentane normen" van de individuele radionucliden leiden elk afzonderlijk tot de toegestane belasting via drinkwater (10%
van de jaardosis). Bij aanwezigheid van meerdere radionucliden mogen de getallen zelf niet als norm worden gehanteerd. Zij dienen vooral om vast te stellen in hoeverre de "cocktail" van radionucliden de "norm" over- schrijdt (zie p. 8 ) .
tabel 3.1. Algemene gegevens van radionucliden.
Nuclide
Verval- constante
tl/dag]
Opname- T# limiet [dag] [Bq/a]
"Normering"
permanent momentaan [Bq/1] [Bq/1]
Kern- Uitworp Uitworp inhoud
[Bq] [X] [Bq]
Co-58 Co-60 Rb-86 Sr-89 Sr-90 Sr-91 Y-90 Y-91 Zr-95 Zr-97 Nb-95 Mo-99 Tc-99m Ru-103 Ru-105 Ru-106 Rh-105 Te-127 Te-127m Te-129 Te-129m Te-13 lm Te-132 Sb-127 Sb-129 1-131 1-132 1-133 1-134 1-135 Cs-134 Cs-136 Cs-137 Ba-140 La-140 Ce-141 Ce-143 Ce-144 Pr-143 Nd-147 Np-239 Pu-238 Pu-239 Pu-240 Pu-241 Ara-241 Cm-242 Cm-244
9,76x10 3,61x10 3,71x10 1,33x10 6,73x10 1,73 2,60x10' 1,17x10' 1,06x10' 9,76x10"
1,98x10"
2,48x10' 2,77 1,75x10 3,65 1,89x10 4,62x10 1,78 6,36x10 13,9
2,06x10 5,55x10 2,13x10 1,79x10 3,85 8,61x10 6,93 7,88x10 17,3
2,48 9,24x10 5,33x10 6,30x10 5,42x10 4,15x10 2,15x10 5,02x10 2,44x10 5,06x10 6,24x10 2,95x10 2,13x10 7,79x10 2,89x10 1,30x10 4,62x10 4,25x10 1,05x10
71 1920
18,7 52,1 10300
0,4 2,67 59 65,2
0,71 35
2,8 0,25 39,5
0,19 366
1,5 0,39 109
0,05 33,6
1,25 3,25 3,88 0,18 8,05 0,1 0,88 0,04 0,28 750
13 11000
12,8 1,67 32,3
1,38 284
13,7 11,1 2,35 32500
8 8,9xl06 7 2,4xlO6
5350 -2
~3
•2
• 1
1
•1 -2 -1
-4
~6 l,5xlO5
163 6630
5xlO6
7x105
2xl06
2x106
lxlO5
6xlO6
2x106
2xlO6
5xlO6
2xlO6
8xlO6
4x106
3xlO8
7x106
2x107
7xlO5
lxlO7
3x107
2xlO6
lxlO8
2xlO6
lxlO6
8xlO5
3xlO6
lxlO7
lxlO5
lxlO7
5xlO5
8xlO7
3xlO6
3xiO5
2xlO6
4x105
2xlO6
2xlO6
6xlO6
4xlO6
8xlO5
3xlO6
4x106
6xlO6
3xlO4
2xlO4
2xlO4
lxlO6
5xlO3
2xlO5
9xlO3
685 96 274 274 14 822 274 274 685 274 1096 548 41096 959 2740 96 1370 4110 274 13699 274 137 110 411 1370 14 1370 68 10959 411 41 274 55 274 274 822 548 110 411 548 822 4 3 3 137 1 27 1
2512 102 3707 1341 14 519860 25961 1191 2714 97626 7927 49511 41588831 6152 3648143 133 231049 2665951 705 69314718 2064 27726 8531 26797 1925409 431 3465736 19692 69314718 371329 48 5332 55 5415 41506 6440 100456 166 7589 12489 88487 4 3 3 140 1 54 1
2,89xlO16
l,07xl016
9,62xl0l4
3,48xlO18
l,37xlO17
4,07xl018
1.44xlO17
4,44xlO18
5,55xlO18
5,55xlOi8
5,55xlO18
5,92xlO18
5,18xlO18
4,07xl018
2,66xlO18
9,25xlO17
l,81xlO18
2,18xlO17
4,07xlO16
1.15xl0l8
l,96xlO17
4,81xlO17
4,44x1018
2,26xlO17
l,22xlO18
3,15xlO18
4,44xlO18
6,29xl0l8
7,03xlO18
5,55xlO18
2,78xlO17
l7
1.74xl0l7
5,92xlO18
5,92xlO18
5,55xlO18
4,81xlO18
3,15xlO18
4,81xlO18
2,22xlO18
6,07x1019 2,llxiO15
7,77xlO14
7,77xlO14
l,26x!0l7
6,28xlO13
l,85xlO16
8,51xlO14
2 2 10 1 1 1 0
0 lxlO16
0,3 2xlO16
0,3 lxlO16
2xlO16
lxlO17
5xlO16
8xlO16
2xlO16
2xlO16
3xlO16
4xlO16
lxlO16
lxlO16
6xlO16
lxlO17
lxlO18
6xlO16
lxlO17
3xlO17
8xlO16
5xlO17
lxlO16
3xlO17
3xlO1 6
lxlO16
2xlO16
6xlO16
2xlO16
2x1016
lxlO16
9xlO15
lxlO16
7xlO15
2xlOi7
6xlO12
2xlO12
2xlO12
4xlO14
2 x l Ou
0,3 2 2 2 2 2 2 30 30 30 30 30 30 30 30 10 10 10 10 10 10 10 10 1 O O O O O O 0,3 0.3 O O O O
,3 ,3 ,3 ,3 ,3 ,3
0,3 6xlO13
0,3 3xlO1 2
cock- tail
n conc. nuclide£
norm nuclide£
Het is interessant de KMM-bronterm te vergelijken met de geschatte uit- worp van radionucliden van de Tsjernobyl reactor [10] die eveneens een vermogen van 1.000 MWe had. Tabel 3.2. geeft een overzicht voor die nu- cliden, waarvan uit voorgaande berekeningen gebleken is dat ze het meest islevant zijn.
Tabel 3.2. Bronterm KMM-ongeval en Tsjernobyl [10].
Radio- nucli- den
Vluchtig 1-131 Te-132 Cs-134 Cs-137
Niet- vluchtig Sr-90 Ru-106 Ce-144
KMM
Kernin- houd Bqxl0i 7
31,5 44
2,8 1,7
1,4 9,3 32
Uitstoot
%
10 30 10 10
1 2 0,3
Bronterm BqxlO16
31,5 132
2,8 1,7
0,14 1,86 0,96
Tsjernobyl
Kernin- houd BqxlOi7
13 3,2 1,9 2,9
2,0 20 32
Uitstoot
%
20 15 10 13
4 3 3
Bronterm Bqxiol6
26 5 1,9 3,7
0,8 6 9,6
Verhouding tussen Tsjernobyl en KMM
0,83 0,04 0,68 2,18
5,7 3,2 10
Uit deze vergelijking blijkt, dat de KMM-bronterm de uitworp van de vluchtige nucliden jood-131 en tellurium-132 overschat. Gezien de korte halveringstijd van tellurium-132 (T^ - 3,25 d) heeft de grote overschat- ting op langere termijn geen invloed. Voor de cesiumisotopen-134 en -137 is het beeld gemengd, terwijl voor de niet vluchtige radionucliden het Tsjernobyl-ongeval tot hogere uitkomsten leidt. Dit is wellicht niet verwonderlijk in de wetenschap, dat het dak van de reactor in elk geval gedeeltelijk er af is geblazen en dat de temperatuur in de reactor als uitzonderlijk hoog is gerapporteerd [11].
3.2. Berekeningsgrondslag.
Bij de berekeningen is uitgegaan van de depositie, die door het Energie- onderzoek Centrum Nederland (ECN), voor het KMM-scenario is bepaald voor
""•-V
A
LokaMes1 Borssele 2 Maasvlakte 3 Eems
4 West. NOP-dijk 5 Moerdijk t Doel
Opp.vl.waterinname
^ t.b.v. drinkw. produktie 1 Biesbosch
2 Haringvliet 3 Braakman
<• Berenplaat s Kralingen i Dordrecht 7 IJsselmeer
• Wrange
9 Loenderveenseplas 10 Broechem
11 Lier -Duffel 12 Andelse Maas
f Duininfiltratie winningen
1 Den Haag 2 Leiden 3 Haamstede
<• Ouddorp s Leiduin
6 Castricum/wijk aan Zee
Fig. 3. Locaties kerncentrales en waterwinplaatsen.
48 radionucliden. Deze depositie vindt plaats in ringsegmenten, die tot een afstand van 50 km van de kerncentrale zijn berekend. Voor afstanden groter dan 50 km is door extrapolatie van de ECN-gegevens een depositie- factor bepaald. Met deze depositie zijn door de RIVA aanvullende bereke- ningen gemaakt om voor alle actuele en potentiële locaties voor kerncan- trales de gevolgen van een kernsmeltingsongeval voor de drinkwatervoor- ziening te bepalen. Dit is uitgevoerd zowel voor open (bekkens) als ge- sloten winningen (infiltratie) (zie fig. 3 ) .
Als bepalende factoren voor de concentratie van de radionucliden in het water kunnen de volgende drie processen onderscheiden worden (waarbij opgemerkt dient te worden dat het totale effect wordt verkregen door de- ze processen te superponeren):
a. radioactief verval:
Door het radioactief verval neemt de concentratie van elke nuclide af in de tijd. De vervalconstante ( A ) is voor elk radionuclide be- kend, zodat de concentratie op tijdstip t (C^) berekend kan worden als functie van de beginconcentratie ( Co) :
Ct - Co x e'^xt
b. verdringing:
Door doorspoeling en verdringing van het verontreinigde water met relatief schoon water kan het gehalte aan radionucliden verder ver- laagd worden. Het effect van dit proces is afhankelijk van de con- centratie van het instromende water (C±n) en de gemiddelde verblijf- tijd (T - V / Q ) .
Bij volledig gemengde bekkens kan dit proces beschreven worden door:
Ct - Co x e-t/T + Ci n x (1 - e-*/*)
Terwijl bij volkomen propstroombekkens geldt:
Ct ' Co als t < T
ct " ci n a l s t > T
c. verwijdering:
Radionucliden kunnen uit de waterfase verwijderd worden door zuive- ringsprocessen, adsorptie aan zwevende stof of sediment of bij de passage van een bodempakket. Zoals in par. 2.3 is gesteld ligt het totale effect van de conventionele zuivering in de orde van grootte
van 50X. In dit zuiveringsrendement ia tevens verdisconteerd, dat een deel van de radionucliden (ruthenium, cesium en cerium) gedeeltelijk aan het slib wordt gebonden. Derhalve kan het totale effect van deze verwijdering worden geschematiseerd tot:
Ct - Hi x Co
Op grond van bovenstaande processen kan het gehalte van elk nuclide in de tijd bepaald worden. Door normering met de permanente of momentane norm (zie par. 2.1) kan vervolgens de "totale concentratie" (de cock- tail) bepaald worden. In de beginfase wordt het belangrijkste deel van de normoverschrijding bij de permanente norm bepaald door de kortleven- de nucliden (zoals 1-131). Door de grote vervalconstante van deze nucli- den neemt de overschrijding echter snel af. Hierdoor worden de nucliden met een kleine vervalconstante (Sr-90, Ru-106, Cs-137 etc) belangrijker en neemt de normoverschrijding nog maar langzaam af (vooral t.g.v. door- spoeling en verdringing).
De normoverschrijding bij de momentane norm is weliswaar lager, maar hierin is het radioactief verval reeds verwerkt, zodat de overschrij- ding slechts langzaam afneemt. Derhalve zal de normoverschrijding bij de momentane en permanente normering alleen gedurende de beginfase es- sentieel verschillen, terwijl de eindresultaten voor de beide normerin- gen nagenoeg gelijk zijn (zie fig. 4 ) . Daarom zal alleen de momentane normering bekeken worden. In de volgende twee paragrafen zal dit verder uitgewerkt worden voor bekkens en duininfiltratie.
normoverachr.
c' J\ bij permanente normering O
5 •'
o ..
c_ ..
o
normoverichr.
bij momentane normering
H—I—I—I—I—I—I H—I—I—I—I—I—I—I—I-
Tijd
F i g . 4: N o p m o v e p s c h P i j d i n g g e d u p e n d e d e tijd bij
p e p m a n e n t e en m o m e n t a n e n o p m e p i n g .
3.3. Gevolgen voor de drinkwatervoorziening via bekkens.
Bij de winningen via open bekkens is vooral de depositie op het water- oppervlak van belang. Deze depositie is afhankelijk van de afstand tus- sen de winning en de reactor. Als voorbeeld wordt de winning aan het IJsselmeer vergeleken met de (mogelijke) locatie Noordoostpolderdijk aan de rand van het IJsselmeer en de mogelijke locatie Moerdijk op 120 km afstand. Aangenomen wordt, dat de gedeponeerde activiteit geheel over het volume wordt gemengd. Dit leidt dan tot een beginconcentratie van 330 x de momentane norm bij de locatie NOP-dijk en van 10 x de mo- mentane norm bij de locatie Moerdijk.
Bij de berekeningen is aangenomen, dat eventuele radioactieve besmet- ting van het toegevoerde water (in dit geval Rijnwater via de IJssel) verhoudingsgewijs gering en kortdurend zal zijn, zodat nieuwe instroom van radionucliden verwaarloosd kan worden (C^n - 0 ) . Als voorts wordt aangenomen, dat de verblijftijd in het IJsselmeer 3/4 jaar bedraagt en dat in de zuivering een verwijdering van 50% optreedt, dan duurt het nog bijna 3 jaar bij de locatie NOP-dijk en 8 maanden bij de locatie Moerdijk, voordat het water van het IJsselmeer weer geschikt is voor de drinkwaterproduktie. In tabel 3.3 worden voor alle mogelijke combinaties van winningen en locaties van een kerncentrale de berekende perioden van overschrijding van de momentane norm gegeven.
Tabel 3.3. Aantal weken, dat het water de "momentane norm" overschrijdt, in geval van een KMM-bronterra.
Locaties
Andelse Maas Berenplaat Biesbosch Braakman Broechem Grote Rug Haringvliet IJsselraeer Kralingen Lier-Duffel
Loenderveense plas Wrange
Borssele
4 5 6 23 13 33 24 0 3 8 5 24
Doel
5 5 6 19 23 48 26 1 3 8 7 20
[mogelijke)
Eeras
0 0 0 0 0 0 0 37 0 0 0 0
kerncentrales
Maas- vlakte
5 5 8 8 10 52 28 32 3 8 12 13
Moerdijk
6 5 14 8 17 78 29 32 3 8 13 13
NOP-dijk
4 5 1 0 0 13 1 152 3 0 11 0
Ter vergelijking geeft tabel 3.4 het resultaat van dezelfde berekening voor de Biesbosch bekkens en het IJsselraeer, uitgaande van de geschatte bronterm van het Tsjernobyl ongeval. Tengevolge van de grotere uitstoot van niet-vluchtige langlevende nucliden (zie tabel 3.2) worden de norm- overschrijdingsperioden verlengd met 2 tot 3 weken voor de Biesbosch bekkens en 3 tot 6 maanden voor het IJsselraeer.
Tabel 3.4. Aantal weken, dat het water de "momentane norm" overschrijdt, in geval van de Tsjernobyl-bronterm.
Locaties
Biesbosch IJsselmeer
(mogelijke) kerncentrales
Borssele
8 15
Doel
9 16
Eeras
0 62
Maas- vlakte
10 57
Moerdijk
17 57
NOP-dijk
3 180
3.4. Gevolgen voor de drinkwatervoorziening via duininfiltratie.
Bij de duininfiltratie is vooral de depositie op de infiltratiemiddelen en het oppervlak en de percolatie van radioactief besmet water van be- lang. Vooral door percolatie van besmette neerslag kunnen de radionucli- den snel migreren naar het freatisch water. Door de grote verblijftijds- spreiding bij gesloten winning kan de eventuele besmetting van het frea- tisch water langdurig aanhouden.
Als voorbeeld zal het duininfiltratiegebied bij Den Haag nader worden beschouwd. Dit gebied ligt slechts 50 km van de mogelijke locatie Moer- dijk en ruim 100 km van de NOP-dijk. IS ij een kernsmeltingsongeval zal de depositie op dit gebied zeer hoog kunnen zijn. Wordt aangenomen, dat de depositie plaatsvindt in 10 mm neerslag, dan is de besmetting van het percolatiewater ca. 100.000 x de momentane norm bij een ongeval op de locatie Moerdijk en ca. 10.000 x de momentane norm indien het onge- val plaats vindt bij de NOP-dijk.
Zelfs indien na de bodempassage 99,99% van de totale activiteit door verval, dispersie in en adsorptie aan het bodempakket zou worden verwij- derd, dan overschrijdt het water dat in Den Haag uit de duinen gewonnen wordt nog 10 x de momentane norm (Moerdijk), resp. evenaart de momenta- ne norm (NOF-dijk). Ook hier wordt aangenomen, dat nieuwe instroom van radionucliden kan worden verwaarloosd, bv. door tijdelijke stopzetting van de infiltratie tot de Maas (of de Rijn) is schoongespoeld (ca. 2 we- ken). In tabel 3.5 wordt voor de mogelijke combinaties van winningen en kerncentrale-locaties de normoverschrijding van het gewonnen water gege- ven.
Tabel 3.5. Factor, waarmee uit gesloten winning gewonnen water de "momentane norm" overschrijdt indien een verwijdering optreedt van 99,99* (KMM- ongeval).
Den Haag Leiden Haamstede Ouddorp
Leiduin/Castricum Wijk aan Zee
Borssele
2 2 20 10 1 1
Doel
2 2 25 20 5 4
E ems
0,02 0,03 0,005 0,01 0,06 0,09
Maas- vlakte
20 20 15 50 10 3
Moerdijk
10 10 5 10 4 2
NOP-dijk
1 1 0,1 0,2 3 4
Hoewel de gegevens slechts summier zijn, tonen metingen na Tsjernobyl aan, dat met lagere verwijderingspercentages dan 99,99X rekening moet worden gehouden. Dit hangt sterk af van de samenstelling van het bodera- pakket. Is in de ondergrond veel veen of klei aanwezig, dan zal de ver- wijdering door adsorptie (ionenwisseling) aanzienlijk kunnen zijn. Zand daarentegen verwijdert weinig opgeloste activiteit. Het is derhalve mo- gelijk, dat 99,99% reductie van de totale activiteit bij de duinpassage te optimistisch is ingeschat. Zou er slechts 99% verwijdering optreden, dan nemen de in tabel 3.5 vermelde normoverschrijdingen toe met een fac- tor 100.
Daar bij duininfiltratie in de regel geen versnelde doorspoeling moge- lijk is, betekent de uiteindelijke overschrijding, dat het water gedu- rende maanden tot jaren ongeschikt is voor de produktie van drinkwater afhankelijk van het verspreidingsgedrag en de adsorptiecapaciteit in de ondergrond.
4. Referenties.
1. Recommendations of the International Commission on Radiological Pro- tection, ICRP Publication No. 26, 1977.
2. EG-Richtlijn 80/836/Euratom, Richtlijn van de Raad van 15 juli 1980 houdende wijziging van de richtlijnen tot vaststelling van de basis- normen voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren, 1980.
3. EG-Richtlijn 84/467/Euratom, Richtlijn van de Raad van 3 september 1984 tot wijziging van Richtlijn 80/836/Euratom met betrekking tot de basisnormen voor de bescherming van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden gevaren, 1984.
4. Gezondheidsraad, Advies inzake stralingsbescherming in Nederland, de ICRP-aanbevelingen in de praktijk, Nota no. 1984/20, 1984.
5. Indicatief Meerjaren Programma Straling 1985 - 1989.
6. World Health Organization, Guidelines for Drinking Water Quality, Vol. 1. Recommendations, 1984.
7. Safety Series No. 57 "Generic Models and Parameters for Assessing the Environmental Transfer of Radionuclides from Routine Releases", IAEA, Vienna 1982.
8. Gezondheidsraad, Advies inzake de bronterm van kerncentales en de volksgezondheid (BKEV), Nota no. 1984/21, 1984.
9. Commissie Reactorveiligheid, Advies over de gewijzigde inzichten inzake de consequenties van ernstige reactorongevallen, 1982.
10. J.L Matteraan, "Tsjernobyl, enkele oorzaken en gevolgen", De Inge- nieur, 5 4 - 6 1 , januari 1987.
11. L. Devell et al., "Initial Observations of Fallout from the Reactor Accident at Chernobyl", Nature, 3^1, 192 - 193, 1986.
