5SCK' CEN. Effecten van ioniserende straling. Actuele vragen rond kernenergie Questions actuelles sur l'énergie nucleaire BE BLG-775

BE0000009

BLG-775

Effecten van ioniserende straling

Actuele vragen rond kernenergie Questions actuelles sur l'énergie nucleaire

5SCK' CEN STUDIECENTRUM VOOR KERNENERGIE CLNTRE D FTUDE Dl- I I NERGIl NUCLtAIRl

Laboratories: Boeretang 200 B^2400 Mol Tel: (+32-14) 33 21 II Fax: (+32-14) 31 50 21

Registered Office: Herrmann Debrouxlaan 40-42 B-1 160 Brussels Tel.: (+32-2) 661 19 51 Fax: (+32-2) 661 19 58

Contact (Mol): Anne Verledens Public Relations

Tel.: (+32-14) 33 25 86 Fax: (+32-14) 33 25 84 e-mail: [email protected]

Effecten van ioniserende straling

Mark Loos Frank Hardeman Luc Holmstock Christian Hurtgen Lucille Mahieu Alain Sohier Christian Vandecasteele Filip Vanhavere Hans Vanmarcke Theo Zeevaert

STUDIECENTRUM VOOR KERNENERGIE CENTRE D'ÉTUDE DE L'ÉNERGlt S K I F \1R1

SCK-CEN - BLG775, December 1998

Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur l'énergie nucléaire

inleiding

Inleiding De wereldwijde discussies over het energiebeleid en zijn impact op het leefmilieu doen meer dan ooit een beroep op de verbeelding van de onderzoekers actief op dit gebied. Kernenergie kan een belangrijke rol spelen in de tegemoetkoming aan een (steeds grotere) vraag naar energie, op voorwaarde dat de bevolking en de investeerders overtuigd kunnen worden dat kernenergie veilig en economisch aantrekkelijk is en geen verborgen risico's met zich meebrengt. Het SCK'CEN ziet het als een plicht ten opzichte van de toekomstige generaties om een bijdrage te leveren aan het algemene energiedebat, zodat beslissingen hieromtrent niet emotioneel maar wetenschappelijk objectief kunnen genomen worden. Dit rapport maakt deel uit van een reeks documenten dat de actuele vragen rond kernenergie vanuit een wetenschappelijk perspectief - doch met een kritische geest benadert. Een lijst van de bestaande rapporten is weergegeven op de volgende bladzijde. De documenten werden op opgesteld als antwoord op steeds terugkomende vragen omtrent kernenergie en behandelen zodoende de onderwerpen die vandaag van belang zijn bij de beslissingen in verband met de toepassing van de kernenergie en het onderzoek terzake: een visie over de toekomst van de kernenergie in het algemeen, met een bespreking van economische, sociale en politieke factoren en milieuaspecten die deze toekomst kunnen beïnvloeden; de rol van de huidige nucleaire reactoren en hun verdere betrokkenheid in de energievoorziening; de ontwikkelingen die plaats grijpen in de beheersing van de brandstofcyclus; een uitgebreid technologisch en economisch assessment over hybride systemen, o.a. de door Rubbia aangegeven nieuwe nucleaire produktiewijze van energie; andere nieuwe nucleaire ontwikkelingen omtrent splitsingsenergie; de vooruitgang van de fusie-energie.

SCK-CEN

d e c 1998


!

Refèrehïtés

inleiding

Rapporten "Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur l'énergie nucléaire"

SCK'CEN / BLG-771

Perspectives pour l'énergie nucléaire Jean-Marie Baugnet

SCK'CEN / BLG-772

Review of possible nuclear fuel cycles in Belgium Charles De Raedt

SCK'CEN / BLG-773

Beheer van radioactief afval Pierre Van Iseghem

SCK«CEN / BLG-774

Le combustible usé et Ie plutonium en tant que déchets nucleaires - gestion a long terme Guy Collard

SCK'CEN / BLG-775

Radiologische impact van de splijtstofcycli Mark Loos

SCK-CEN / BLG-776

Nieuwe reactorconcepten Gaston Meskens

SCK'CEN / BLG-777

Perspectieven voor de fusie-technologie Frans Moons

SCK'CEN / BLG-778

Snelle reactoren Jean Dekeyser

SCK'CEN / BLG-779

Hybride systemen Luc Van Den Durpel

SCK'CEN / BLG-780

Declassement et restauration des sites nucleaires Luc Noynaert

SCK'CEN / BLG-781

Proliferatierisico's Roland Carchon

SCK'CEN / BLG-782

Plant Life Management José Van de Velde

SCK-CEN

dec 1998

Effecten van ioniserende straling - voorwoord

Voorwoord

Dit document geeft, naast een korte inleiding tot stralingsbescherming, een overzicht van de blootstelling aan ioniserende straling in België ten gevolge van de splijtstofcyclus, de afvalverwerking en berging en andere bronnen van natuurlijke of artificiële oorsprong. Waar nodig wordt dit uitgebreid tot andere plaatsen in de wereld en wordt er aandacht besteed aan het verschil in radiologische impact tussen al dan niet opwerken van bestraalde splijtstof. Verder wordt ingegaan op de biologische effecten van ioniserende straling, op de epidemiologische studies die in dit verband gebeuren en op de toezichtsprogramma's op het Belgisch grondgebied. Het document kwam tot stand door samenwerking van auteurs uit het departement Stralingsbescherming en werd gestimuleerd door de directie van het SCK-CEN.

SCK-CEN

Coördinatie:

Mark Loos

Auteurs:

Frank Hardeman Luc Holmstock Christian Hurtgen Mark Loos Lucille Mahieu Alain Sohier Christian Vandecasfeele Filip Vanhavere Hans Vanmarcke Theo Zeevaert

Vormgeving:

Els Van Musscher Gaston Meskens


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - inhoud

Inhoud

SCK-CEN

1 2 3

Samenvatting Inleiding Stralingsbescherming

9 13 15

3.1. 3.2. 3.3. 3.4.

De algemene principes van de stralingsbescherming Evolutie van normen en dosimetriesystemen Definitie van de gebruikte eenheden Blootstellingswegen

15 16 18 21

4

Blootstelling aan straling

23

4.1.

Radiologische impact in het kader van de splijtstofcyclus

23

4.1.1. 4.1.2. 4.1.3. 4.1.4. 4.1.5. 4.1.6. 4.1.7. 4.1.8.

De ontginning en verwerking van uraniumerts De verrijking van het natuurlijk uranium in het isotoop uranium-235 De omzetting naar uraniumdioxide en de vervaardiging van splijtstofassemblages Productie van elektriciteit uit kernenergie Brandstofopwerking Opslag van het radioactieve afval Onderzoeksreactoren Overzicht en recente resultaten

23 24 24 25 29 29 30 31

4.2.

Radiological Impact of the disposal of radioactive waste

34

4.2.1. 4.2.2. 4.2.3. 4.2.4.

Specific aspects of Waste Disposal Assessment Methods Assessment Results Regulatory Aspects

34 35 38 42

4.3.

Blootstelling van de bevolking

47

4.3.1. 4.3.2. 4.3.3.

Blootstelling van natuurlijke oorsprong Blootstelling aan artificiële straling Medische blootstelling

47 49 50

5

Gezondheidsrisico's

54

5.1.

Effets biologiques des rayonnements ionisants

54

5.1.1. 5.1.2.

Definitions Effets a court terme des radiations

54 57

5.1.3.

Effets a long terme des radiations

63

5.2.

Epidemiologische gegevens

68

5.2.1. 5.2.2. 5.2.3. 5.2.4. 6

Onderzoeksmethoden en begrenzingen De problematiek van het oorzakelijke verband Het kankerrisico bij hoge dosissen Het risico bij lage dosissen Beleidsondersteuning

68 68 68 74 85

6.1. 6.2.

Toezichtsprogramma Decision Support (ondersteuning van de besluitvorming)

85 87


dec 1998


Figurenlijst fig. tig. fig. fig. fig. fig. fig.

1: Hiërarchie v a n d e stralingsgrootheden (situatie na ICRP-60) 2: Resultaten van d e Duitse studie over d e vergelijking van d e splijtstofcycli 3 : Activity of reprocessing HLW 4 : Individual annual dose for the water well pathway-repository in BOOM clay 5 : Individual annual dose for granite option (AURIAT formation) 6 : Individual Annual Dose - NSARS test case 2C - Near-surface repository (US-DOE results) 7 : Normal evolution scenario ; total dose rates via the water well p a t h w a y c a l c u l a t e d for three considered waste types fig. 8 : Evolution dans le temps (jours après une irradiation totale) d u taux d e lymphocytes, neutrophiles et plaquettes sanguines. Les différentes courbes correspondent a différents niveaux d e dose [5.1: 2] fig. 9 : Courbes dose-réponse moyennes pour les lymphocytes, les neutrophiles et les plaquettes [5.1:2] fig. 10 : Evolution dans le temps (jours après irradiation) d u taux d e spermatozoïdes chez I'homme adulte normal, après exposition a différentes doses d e rayons X [5.1:2] fig. 11 : "Excess Relative Risk" met betrekking tot incidentie van vaste tumoren na blootstelling a a n 1 sievert met a a n d u i d i n g wan d e 90% betrouwbaarheidsintervallen fig. 12 : W e e k g e m i d d e l d e n voor 1995 en m a a n d g e m i d d e l d e n voor 1996 van d e totale alfa activiteit in luchtstof te Mol. Ter vergelijking: 42000 uBq/m 3 U-238 komt overeen met d e dosislimiet (imSv) voor d e bevolking (absorptie type M, volwassene) [ICRP 72] fig. 13 : W e e k g e m i d d e l d e n voor 1995 en m a a n d g e m i d d e l d e n voor 1996 van d e totale beta activiteit in luchtstof te Mol. Ter vergelijking: 3460000 u.Bq/m3 sr-90 komt overeen met d e dosislimiet (ImSv) voor d e bevolking, (absorptie type M, volwassene) [ICRP 72] fig. 14 : W e e k g e m i d d e l d e n van d e totale alfa- en beta-activiteit in regenwater te Mol voor 1995 e n 1996. Ter vergelijking: d e dosislimiet (1 mSv) voor d e bevolking wordt, bij e e n g e m i d d e l d e regenval van 750 m m per jaar, b e k o m e n voor 8600 Bq/m 2 per w e e k Sr-90 of 5400 Bq/m 2 per w e e k U-238, als het r e g e n w a t e r als oppervlaktewater b e s c h o u w d wordt fig. 15 : M a a n d g e m i d d e l d e van d e Be-7 activiteit in regenwater te Mol voor d e periode 1991 tot 97. Ter vergelijking: d e dosislimiet (1 mSv) voor d e bevolking wordt b e k o m e n voor 600000 Bq/I Be-7 in oppervlaktewater 89 fig. 16 : M a a n d g e m i d d e l d e van d e Be-7 activiteit in luchtstof voor d e periode 1991 tot 97. Ter vergelijking: d e dosislimiet (1 mSv) voor d e bevolking wordt b e k o m e n voor 2500000 mBq/m 3 Be-7 in d e lucht (absorptie type M, volwassene) fig. 17 : M a a n d g e m i d d e l d e n van d e totale alfa- en beta-activiteit in wekelijkse waterstalen uit d e Schelde te Doel. Ter vergelijking: d e dosislimiet (1 mSv) voor d e bevolking wordt b e k o m e n bij 600000 mBq/l voor Sr90 of 400000 mBq/l voor U-238 fig. 18: M a a n d g e m i d d e l d e n van wekelijkse waterstalen uit d e Schelde te Doel. Ter vergelijking: d e dosislimiet (ImSv) voor d e bevolking wordt b e k o m e n voor 60000 mBq/l Ra-226 of 400000 mBq/l U-238 of 70000 mBq/l Pu-239 of 600000 mBq/l Sr-90 fig. 19: Maandelijkse activiteitswaarden in sedimenten te Doel fig. 20: M a a n d g e m i d d e l d e n voor d e beta-activiteit in luchtstof en inwendige besmetting van personen fig. 2 1 : Evolutie van 1985 tot 1988 van d e radioactiviteit g e m e t e n in materie in suspensie die verzameld w e r d in het eerste c o m p a r t i m e n t van d e bezinkbakken te Tailfer tig. 2 2 : Respons van sedimenten en Bryophyten o p lozing van Cs-137 van Chooz fig. 23 : Respons van sedimenten en Bryophyfen o p lozing van Co-60 van Chooz fig. 24 : De bijdrage v a n d e civiele toepassingen van kernenergie in het Maasbekken, vergeleken m e t d e som van natuurlijke isotopen en deze van fall-out ten g e v o l g e van nucleaire testen fig. 25 : Overzicht van d e isotopen die d e grootste bijdrage leveren tot d e dosis te wijten a a n lozingen v a n nucleaire installaties

SCK-CEN


17 32 36 39 39 40 42 60 61 63 70

88

88

89

90

90

91 92 92 93 93 94 94 95

dec 1998


Tabellenlijst tab. 1: De evolutie van de dosislimieten door de jaren heen (ICRP) tab. 2 : Vergelijking van de huidige en toekomstige dosisfactoren tab. 3 : Stralingsgewichtsfactoren volgens de ICRP 60 publikatie tab. 4 : De weefsel gewichtsfactoren vroeger en nu tab. 5: Schatting van de uranium- en brandstofvereisten om 1 GW elektrische energie te produceren [4.1:2] tab. 6: Vervanging stoomgeneratoren [4.1:7] tab. 7: Overzicht van de vloeibare lozingen in de Maas doorTihange 1 en 2 (enkel voor 1983) in GBq/jaar.[4.1: 8]+ [4.1: 9] 26 tab. 8 : Overzicht van het elektrisch vermogen, de vloeibare lozingen in de Schelde en de atmosferische lozingen van de site Doel [4.1: 2] + [4.1: 10] tab. 9 : Overzicht van het elektrisch vermogen, de vloeibare lozingen in de Maas en de atmosferische lozingen van de site Tihange [4.1: 2] tab. 10 : Stralingsbelasting van beroepshalve blootgestelde werknemers te Doel en Tihange [4.1:2] tab. 11 : Samenvatting van de wereldwijde beroepshalve blootstelling van werknemers aan vermogensreactoren voor de periode 1990-1994 [4.1:2] tab. 12 : Evolutie van de gemiddelde collectieve jaardosis van werknemers aan vermogensreactoren per eenheid van geproduceerde elektrische energie in man«Sv/GWjaar [4.1:2] tab. 13 : Gemiddelde collectieve jaardosis van werknemers aan vermogensreactoren over de periode 19901994 per eenheid van geproduceerde elektrische energie in man«Sv/GWjaar [4.1:2] tab. 14: Evolutie van de dosisbelasting bij Belgoprocess [4.1:13] tab. 15 : Genormaliseerde collectieve effect, bevolkingsdosis afkomstig v/d vrijstelling van radionucliden uit de splijtstofcyclus [4.1:2] tab. 16 : Inventaire des déchets radioactifs conditionnés en Belgique [4.2:1] [4.2:2] tab. 17 : Selected Capacities for the Repositories tab. 18 : Normal evolution scenario: maximum calculated dose rates for the well pathway [4.2:4] tab. 19 : National and international criteria and objectives for the disoposal of long-lived radioactive wastes ([4.2:6]) 43 tab. 20 : Average concentrations in air of radon and thoron, including their decay products, and annual effective doses47 tab. 21 : Estimates of collective effective dose per unit electrical energy generated by non-nuclear sources tab. 22 : Estimates of annual per caput effective doses resulting from the extraction and processing of earth materials 48 tab. 23: Average annual effective doses to adults from natural sources of ionizing radiation tab. 24 : Estimates of radionuclide released and collective effective dose from man-made environmental sources of radiation tab. 25 : Collective dose committed to the world population by a 50-year period of operation for continuing practices or by single events from 1945 to 1992 tab. 26 : Facteur de pondération tissulaire WT tab. 27 : Irradiation totale chez I'homme: classification par gamme de doses: symptörnes, therapie, pronostic tab. 28 : Resumé des symptómes, evolution dans Ie temps et pronostic du syndrome hématopoiétique chez rhomme 60 tab. 29 : Estimation de risque de maladies génétiques [5.1: 3] tab. 30 : Nature des différents effets susceptible d'etre observes après exposition in utero aux radiations ionisantes 66 tab. 31 : Relatieve bijdrage van de verschillende organen en weefsels tot de globale schade volgens ICRP nr. 60(1990) 71 tab. 32 : Incidence van schildklier- en borstkanker bij ~2 600 personen behandeld met X-stralen voor hypertrofie van de thymus in de kinderjaren (Rochester-cohorte) tab. 33 : Incidentie van enkele kankertypes bij -10 800 personen behandeld met X-stralen voor Tinea Capitis in de kinderjaren71 tab. 34 : Incidentie van botkanker en leukemie bij ~900 personen behandeld met intraveneuze inspuitingen van 224Ra voor diverse aandoeningen tab. 35 : Mortaliteit door borstkanker bij -19 000 vrouwen die in het kader van de behandeling van longtuberculose herhaalde fluoroscopische onderzoeken ondergingen tab. 36 : Gegevens met betrekking tot mortaliteit door longkanker in enkele bestudeerde mijnwerkerspopulaties tab. 37 : Schildklierdosis bij kinderen in districten onder strikte controle in de Gomel-regio

SCK-CEN


16 18 19 20 23 26

27 27 28 28 28 28 29 31 35 38 41

48 49 51 52 56 58 65

71

72 72 72 73

dec 1998


tab. 38: Incidentie schildklierkanker bij kinderen in Wit-Rusland tab. 39 : Incidentie schildklierkanker bij kinderen in Oekraïne tab. 40: Indicatie KI-toediening in functie van de te verwachten schildklierdosis (S.D.) tab. 41 : Toediening van KI en effect op de fixatie van radioactief jodium (I*) tab. 42 : Vastgestelde associaties tussen gecumuleerde dosis door uitwendige bestraling en sterfte door

kanker

76

tab. 43: Cohortstudies met betrekking tot mortaliteit door leukemie in de omgeving van nucleaire installaties tab. 44 : Cohortstudies met betrekking tot incidentie van leukemie en/of lymfoom in de omgeving van nucleaire installaties

SCK-CEN

73 74 74 74


77 78

dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 1 . Samenvatting

1

Samenvatting

Reeds 10 tot 15 jaar na de ontdekking van X-sfralen door Röntgen in 1895 en natuurlijke radioactiviteit door Becquerel in 1896, werden de eerste ongevallen gerapporteerd. Deze gevallen van bestraling van vingers, waarbij de radiodermatitis zich ontwikkelde tot huidkanker of leukemie, werden toegeschreven aan onvoorzichtigheid van de operatoren en gaven geen aanleiding tot publiek wantrouwen. Na de ontploffing van de kernbommen op Hiroshima en Nagasaki werd evenwel duidelijk dat ioniserende straling, naast de bekende voordelen van toepassing, voor iedereen ook risico's zou kunnen inhouden. Sindsdien werden grote inspanningen gedaan om de kennis van de effecten van ioniserende straling te verbeteren en de richtlijnen voor het gebruik van stralingsbronnen op een conservatieve manier aan te passen aan deze kennis, Het ICRP model van sfraiingsbescherming voor nieuwe praktijken berust op drie basisprincipes. Elke praktijk moet gerechtvaardigd zijn (meer nut dan nadeel). Indien dit het geval is moet geoptimaliseerd worden volgens het ALARA-principe (dosis zo laag als op een redelijke manier bereikbaar) en tenslotte worden individuele dosislimieten opgelegd. De mens wordt blootgesteld aan "natuurlijke" straling en straling afkomstig van menselijke bedrijvigheid. Bij deze laatste zijn vooral de toepassingen in de medische sector van belang (diagnose en therapie). De blootstelling te wijten aan de splijtstofcyclus voor de produktie van elektriciteit, maakt slechts een kleine fractie van de totale dosisbelasting in België uit. Werknemers in kerncentrales hebben bij de uitbating van de installatie een risico op uitwendige en inwendige bestraling. Voor hen bedraagt de collectieve effectieve dosis, gemiddeld per jaar en per reactor ongeveer 1.4 man«Sva . Bij vergelijking van een splijtstofcyclus zonder heropwerking (optie 1), met deze waarbij de splijtstof één maal opgewerkt wordt (optie 2), wijzen recente studies (Duitsland) uit dat de beroepshalve opgelopen collectieve dosis, genormaliseerd tot 1 GWe.a, de dominerende factor is in alle stadia van de cyclus. Hierbij is de bijdrage van de kerncentrales overwegend in beide opties en is er geen significant verschil (~ 1.2 man«Sv/GWe.a). De collectieve dosis voor het publiek is een ordegrootte kleiner, maar ongeveer dubbel zo groot in de tweede optie omwille van de bijdrage van de opwerkingsfabriek (0.09 t.o.v. 0.19 man«Sv/GW6.a). De verwachte collectieve dosis te wijten aan het ongevalsrisico voor de verschillende stadia (zonder de kerncentrale) is veel kleiner dan de gevolgen van routinewerking. Het verschil tussen beide opties wat betreft de radiologische impact is dus eerder klein. In de UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiations) publikatie (1993) zijn al deze resultaten beduidend hoger. Dit is te verklaren doordat de °

SCK-CEN

Om technische redenen wordt in dit dokument een punt als decimaal teken gebruikt


dec ! 998


10

Duitse studie vertrekt van de resultaten van moderne industriële fabrieken en van de mijn in Key Lake (Canada) met een verbeterde stralingsbescherming en een lage bevolkïngsdensiteit in de omgeving. Bovenstaande vergelijkende gegevens zijn gebaseerd op integratie van de dosis over 50 jaar voor een beperkte werkingsperiode van de fabrieken (bv. één jaar). Integreert men over lange perioden, dan levert binnen enkele eeuwen de verwerking van het uraniumerts de belangrijkste bijdrage. Het lagere uraniumgebruik geeft dan een voordeel aan de tweede optie. Epidemiologische studies kunnen helpen om de risicio's van lage dosissen beter in te schatten, op voorwaarde dat voldoende gegevens bij mekaar gebracht worden om een mogelijke kleine variatie in het optreden van kanker, te wijten aan ioniserende straling, te kunnen onderscheiden van het grote aantal kankers te wijten aan andere redenen. Het SCK«CEN doet een studie van de kankersterfte bij de werknemers van de meeste nucleaire bedrijven in België. De gegevens worden samengebracht met een grote internationale studie van het IARC (International Agency for Research on Cancer). In het kader van noodplanning wordt, naast de radiologische evaluatie van de toestand, ook aandacht besteed aan de mogelijke economische gevolgen van genomen beslissingen (bv. evacuatie van de bevolking met plotse sluiting van bedrijven). Bij de behandeling van de gevolgen op langere termijn zullen ook sociale en psychologische aspecten voor de bevolking behandeld worden. Verder onderzoek is nodig om de biologische effecten van lage dosissen beter te begrijpen, om betrouwbare en meer gevoelige dosimetriesystemen te ontwikkelen, om modellen voor de verspreiding van radioactiviteit in de biosfeer te verbeteren, om het nemen van besluiten door grotere (verspreide) groepen te assisteren en om de gevolgen van mogelijke ongevallen beter te beheersen.

SCK-CEN


dec 1998


Résumé

Les rayons-X ont été découvert par Röntgen en 1895 et la radioactivité naturelle par Becquerel en 1896. Les premiers accidents ont été décrits 10 à 15 ans plus tard. Il s'agissait d'irradiations de doigts où la radiodermatite se développait en cancer de peau ou leucémie. Ces cas furent attribués à l'imprudence des opérateurs et ne conduisirent pas à une méfiance du public. C'est seulement après l'explosion des bombes atomiques à Hiroshima et Nagasaki que le public s'est rendu compte du fait que les radiations ionisantes n'avaient pas seulement des avantages, mais pouvaient aussi conduire à des risques. Depuis lors, de grands efforts ont été réalisés pour améliorer la connaissance des effets des radiations ionisantes et pour adapter d'une manière conservative l'utilisation des sources. Les recommandations de l'ICRP concernant les pratiques nouvelles sont basées sur trois principes. Chaque pratique doit être justifiée (plus d'avantages que de désavantages). Si elle est justifiée elle doit être optimalisée suivant le principe ALARA (la dose doit être aussi faible que raisonnablement réalisable). Enfin, des limites individuelles de dose sont imposées. L'homme est exposé aux radiations "naturelles" et aux radiations provenants d'activités humaines. Dans cette dernière catégorie, les applications médicales (diagnostic et thérapie) sont très importantes. L'exposition due au cycle du combustible pour la production d'électricité n'est qu'une petite fraction de l'exposition totale en Belgique. Les travailleurs dans les centrales nucléaires risquent d'être irradiés pendant l'exploitation. La dose effective collective, en moyenne par année et par réacteur, est de 1.4 homme«Sv°. On peut comparer un cycle de combustible sans retraitement (option 1) à un cycle ou le combustible est retraité une fois (option 2). Une étude récente en Allemagne a montrée que la dose collective professionnelle, normalisée à IGWe.a, est le facteur qui domine les différents stades du cycle. La contribution des centrales nucléaires est la plus importante dans les deux options et ne diffère pas beaucoup (~ 1.2 homme«Sv/GWe.a). La dose collective du public est plus petit d'un ordre de grandeur, mais est deux fois plus grande dans la deuxième option, due à l'apport des usines de retraitement (0.09 et 0.19 homme»Sv/GWe.a resp.) La dose collective attendue suite aux risques d'accident dans les différents stades (non inclus les centrales nucléaires) est beaucoup plus petite que les conséquences d'opération en routine. La différence entre les deux options concernant l'impact radiologique est plutôt petite. Dans la publication (1993) de l'UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiations), les résultats présentés sont significativement plus hauts. Une explication peut être que l'étude allemande exploite les résultats d'une industrie moderne et d'une mine à Key Lake (Canada) qui a une très bonne protection contre les radiations ionisantes et une densité démographique faible. Les données ci-dessus sont basées sur une intégration sur 50 années pour une période de fonctionnement opérationnelle limitée (p.e. 1 an). Si on admet une intégration sur une période beaucoup plus longue, dans quelques siècles, la contribution due aux traitements des minerais d'uranium sera la plus grande. Une utilisation moindre d'uranium donne alors un avantage pour l'option 2.

Pour des raisons techniques, la virgule est remplacée par un point dans les nombres utilisés dans ce document

SCK-CEN


dec 1998


12

Des études épidémiologiques peuvent aider à l'estimation du risque des effets de faible doses, à condition de réunir un grand nombre de données afin de pouvoir déceler une petite variation du nombre de cancers. La mortalité du personnel travaillant ou ayant travaillé dans les entreprises nucléaires en Belgique est étudiée par le SCK«CEN. Les données de cette étude seront intégrées à la recherche internationale mise sur pied par l'AIRC. Dans le cadre du plan d'urgence et à côté de l'évaluation radiologique, les conséquences économiques des décisions prises sont aussi étudiées (p.e. fermeture d'usines suite à l'évacuation de la population). Les aspects sociaux et psychologiques sont pris en considération dans l'évaluation des conséquences à plus long terme. Une recherche radiobiologfque continue est nécessaire pour mieux comprendre les effets des faibles doses. Un besoin existe de développer des systèmes dosimétriques plus sensibles, d'améliorer les modèles de dispersion de la radioactivité dans la biosphère. d'étudier l'aide aux prises de décisions par des groupes larges et de mieux gérer les conséquences d'accidents possibles.

SCK-CEN


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 2. inleiding

2

13

Inleiding

Reeds 10 tot 15 jaar na de ontdekking van X-stralen door Röntgen in 1895 en natuurlijke radioactiviteit door Becquerel in 1896, werden de eerste ongevallen gerapporteerd. Deze gevallen van bestraling van vingers, waarbij de radiodermatitis zich ontwikkelde tot huidkanker of leukemie, werden toegeschreven aan onvoorzichtigheid van de operatoren en gaven geen aanleiding tot publiek wantrouwen. Na de ontploffing van de kernbommen op Hiroshima en Nagasaki werd evenwel duidelijk dat ioniserende straling, naast de bekende voordelen van toepassing, voor iedereen ook risico's zou kunnen inhouden. Sindsdien werden grotere inspanningen gedaan om de kennis van de effecten van ioniserende straling te verbeteren en de richtlijnen voor het gebruik van stralingsbronnen op een conservatieve manier aan te passen aan deze kennis. In het gebied van de hoge dosissen (meer dan 0.2 a 0.5 gray) zijn de risico's voor de ontwikkeling van kanker goed gekend, vooral dankzij epidemiologisch onderzoek bij de overlevenden van Hiroshima en Nagasaki. De juiste invloed van enkele parameters, zoals bv. dosistempo staat evenwel nog ter discussie. Voor lage dosissen zijn geen duidelijke epidemiologische gegevens beschikbaar en doet men beroep op testen met proefdieren. Recent wordt in de radiobiologische onderzoeksprojecten getracht de effecten van de ioniserende straling op het moleculaire niveau te begrijpen om te komen tot meer onderbouwde normen voor lage dosissen. Tot zolang wordt de voorzichtige hypothese van lineaire extrapolatie zonder drempel gehanteerd. De risico's van lage dosissen zijn klein en daarom moeilijk te evalueren. De bronnen die verantwoordelijk zijn voor de blootstelling van de mens aan ioniserende stralen kunnen ingedeeld worden in "natuurlijke" bronnen en bronnen die ontstaan zijn door menselijke tussenkomst. In de eerste groep bevinden zich de kosmische straling, de "natuurlijke" radioactieve stoffen die zich in de bodem of de lucht bevinden. Blootstelling aan deze bronnen wordt beïnvloed door de plaats waar men zich bevindt (hoogte, geologische lagen, permeabiliteit van de ondergrond, enz...). Bij de bronnen van ioniserende straling die ontstaan door menselijke bedrijvigheid, zijn vooral deze voor medische toepassingen belangrijk, zowel deze voor diagnose (X-stralen) als deze voor therapeutische doeleinden. Bovengrondse testen met kernexplosies en in mindere mate het ongeval in Chernobyl, brachten ook radioactiviteit in de atmosfeer. In de industrie en in het dagelijkse leven zijn eveneens een aantal bronnen van ioniserende straling aanwezig, zoals bij de controle van lassen, niveau- en diktemeting, sterilisatie, Xstralen van beeldschermen, oude lichtgevende wijzerplaten, bouwmaterialen met verhoogde radioactiviteit (gipsplaten, glazuurtegels), gloeikousen voor gasiicht, enz... Ook de lozingen van kerncentrales en het geproduceerd afval leveren een kleine bijdrage tot de blootstelling van de bevolking.

SCK-CEN


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 2. inleiding

14

De mens kan aan ioniserende straling worden blootgesteld door directe uitwendige bestraling of door inhalatie (inademing) of ingestie (langs de voedselketen). Radioactieve stoffen kunnen als gas of aerosol in de lucht verspreid en ingeademd worden, en ze kunnen op de grond of in het water terechtkomen om vervolgens langs plant en/of dier als voedsel in het menselijk lichaam voor inwendige bestraling te zorgen. Werknemers in kerncentrales hebben bij de uitbating van de installatie eveneens een risico op uitwendige of inwendige bestraling. Gemiddeld per reactor en per jaar is de collectieve effectieve dosis 1.37 man*Sv. Epidemiologische studies kunnen helpen om risico's van lage dosissen beter in te schatten, op voorwaarde dat voldoende gegevens bij mekaar gebracht worden om een mogelijke kleine toename van kanker, te wijten aan ioniserende straling, te kunnen onderscheiden van het grote aantal kankers te wijten aan andere redenen. Het SCK«CEN doet een studie bij de werknemers van de meeste nucleaire bedrijven in België en tevens een studie van de kankersterfte in de regio Mol-Dessel. De gegevens worden samengebracht met een grote internationale studie van het IARC. In het kader van noodplanning wordt, naast de radiologische evaluatie van de toestand, ook aandacht besteed aan de mogelijke economische consequenties van genomen beslissingen (bv. evacuatie van de bevolking met plotse sluiting van bedrijven). Bij de behandeling van de gevolgen op langere termijn worden ook sociale en psychologische aspecten voor de bevolking behandeld. Verder onderzoek is nodig om de biologische effecten van lage dosissen beter te begrijpen, om betrouwbare en meer gevoelige dosimetriesystemen te ontwikkelen, om modellen voor de verspreiding van radioactiviteit in de biosfeer te verbeteren, om het nemen van besluiten door grotere (verspreide) groepen te assisteren en om de gevolgen van mogelijke ongevallen beter te beheersen.

SCK-CEN


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 3. Stralingsbescherming

3 3.1.

15

Stralingsbescherming

De algemene principes van de stralingsbescherming In 1895 ontdekte Röntgen de X-stralen, in 1896 was het de beurt aan de natuurlijke radioactiviteit door Becquerel. Al vrij snel merkte men dat een te hoge blootstelling aan deze straling niet zonder gevaar was. De eerste ongevallen werden zo'n 10 tot 15 jaar na de ontdekking door Röntgen gerapporteerd. Het ging voornamelijk om radiodermitis van de vingers, welke ontaardde in zeer snel ontwikkelende huidkanker of leukemie. Vandaag de dag is iedereen overtuigd van het gevaar van blootstelling aan hoge dosissen ioniserende straling. Alhoewel er nog vragen openblijven is de bescherming tegen ioniserende straling een domein waarop reeds veel vooruitgang is geboekt. Een uitgebreid systeem van concepten, principes en technieken is ontwikkeld. De instantie die internationaal erkend wordt als de expert ter zake is de Internationale Commissie voor Stralingsbescherming (ICRP). Haar aanbevelingen en conclusies hebben geen rechtsgeldigheid maar worden wereldwijd als basis genomen voor de plaatselijke wetten. Om de risico's van ioniserende straling in te schatten moet men de biologische effecten kennen. Boven bepaalde drempels van blootstelling aan ioniserende straling treden sommige gezondheidseffecten zeker op : de deterministische effecten. Hiernaast zijn er de stochastische effecten. Dit zijn kankers die niet voorspeld kunnen worden voor één bepaalde persoon, maar slechts op statistische basis opgespoord kunnen worden. In de stralingsbescherming wordt uitgegaan van de conservatieve veronderstelling dat de waarschijnlijkheid voor een kanker evenredig is met de dosis, ook voor zeer lage dosissen (zie ook 5.1 Effets biologiques des rayonnements ionisants). De houding van een individu t.o.v. het risico en de potentiële voordelen van een blootstelling is zeer complex. Iedereen wordt op een of andere manier blootgesteld aan ioniserende straling, maar het tolereren van een risico hangt af van de situatie. Er worden drie categorieën van blootstelling onderscheiden. Er is de beroepshalve blootstelling op en tengevolge van het werk, er is de medische blootstelling tengevolge van radiotherapie en radiodiagnose en tenslotte de publieke blootstelling die alle andere gevallen bevat. Algemeen kan men stellen dat voor het bekomen van een gewenst nuf een bepaald risico aanvaardbaar kan zijn. Dit inachtnemend komt men tot drie basisprincipes in de stralingsbescherming. Het justificatieprincipe : de blootstelling moet meer nut opleveren dan nadelen. Het optimalisatieprincipe : de beschermingsmiddelen moeten zo gekozen worden dat de individuele dosissen en het aantal blootgestelde personen zo laag als redelijkerwijze mogelijk moet gehouden worden, rekening houdend met economische en sociale factoren (As Low As Reasonably Achievable: ALARA).

SCK-CEN


dec 1998


Het principe van de individuele dosislimieten blootstellingsniveaus niet overschreden worden.

16

voor elk individu mogen bepaalde

Een dosislimiet is geen overgang tussen schade en geen schade. Het is een subjectief begrip gebaseerd op welk risico onaanvaardbaar wordt geacht, rekening houdend met de onzekerheden over de reële risico's bij een bepaalde blootstelling. De dosislimieten gelden enkel voor beroepshalve en publieke blootstellingen. Ze zijn bepaald zodat de deterministische effecten verhinderd worden en de stochastische effecten beperkt blijven tot een sociaal aanvaardbaar niveau.

3.2.

Evolutie van normen en dosimetriesystemen Door de jaren heen zijn de dosislimieten regelmatig aangepast. In de eerste aanbevelingen hield men nog geen rekening met stochastische effecten. Naarmate meer en meer wetenschappelijke en epidemiologische gegevens beschikbaar kwamen, paste men de limieten verder aan. De laatste wijziging werd in 1990 voorgesteld in de publikatie nr. 60 van de ICRP (ICRP 60) [3: 1], In tab. 1 ziet men de evolutie van de dosislimieten met de tijd. Er worden verschillende normen gehanteerd voor beroepshalve blootgestelde personen en de algemene bevolking.

tab. 1

De evolutie van de dosislimieten door de jaren heen (ICRP) Beroepshalve blootgestelde

personen

2 mSv per dag 50 mSv per maand 600 mSv per jaar 3mSvperweek 1950 150mSvperjaar 1956 1 mSv per week 50 mSv per jaar 1977 50 mSv per 12 glijdende maanden 1990 20 mSv gemiddeld per jaar lOOmSvop 5 jaar Voor de bevolking is de limiet volgens de aanbevelingen uit 1977 5 mSv per jaar, hetgeen in 1990 is teruggebracht naar 1 mSv per jaar. 1934

De Belgische wetgeving steunt op een wet gestemd in 1958 ter bescherming van de bevolking tegen de gevaren van ioniserende straling. Het belangrijkste uitvoeringsbesluit is een KB uit 1963. Dit werd meerdere malen aangepast en uitgebreid. Zo is in 1987 een nieuw KB aangenomen om de basisnormen in overeenstemming te brengen met de richtlijnen van de Raad van Europese Gemeenschappen. Deze nemen de dosislimieten over van de ICRP aanbevelingen van 1977. Onlangs is een nieuwe Europese richtlijn gepubliceerd die rekening houdt met de ICRP 60 aanbevelingen. De Lidstaten moeten de nodige wettelijke bepalingen doorvoeren om voor 13 mei 2000 aan deze richtlijn te voldoen. Om de dosislimieten te controleren is een systeem van verschillende grootheden uitgewerkt door de ICRP en de ICRU (Internationale Commissie van Radiologische Eenheden). De definities zijn te vinden in 3.3. De verbanden tussen de verschillende grootheden worden duidelijk als men drie groepen onderscheidt, elk met hun specifieke doelstelling. De verbanden ertussen worden schematisch voorgesteld in fig 1. De primaire grootheden zijn geschikt als standaarden en geven informatie over de straling zelf.

SCK-CEN


dec 1998


fig. 1

17

Hiërarchie van de stralingsgrootheden (situatie na ICRP-60)

Primaire grootheden - Fluentie cp - Kerma K - Geabsorbeerde dosis D Ber eken ingen via Q(LET) en stan daar d fantomen (sfeer, slab)

/ /

Operationele grootheden - Omgevings dosis equivalent H*(d) - Directioneel dosis equivalent H (d,ïi) - Persoonlijk dosis equivalent I-^(d) Viacalibratieen berekeningen

A 1

\ \

Berekeningen via wR, wT en anthropomorfe fantomen

Beschemiende grootheden - Orgaan geabsorbeerde dosis DT - Orgaan equivalente dosis HT - Effectieve dosis E Vergelijkingen via berekeningen (met wR, wT en anthropomorfe fantomen) en metingen

Gemeten grootheden Instrument antwoorden

De beschermende grootheden zijn gedefinieerd om een indicatie van het risico tot deze schadelijke effecten te geven. Er wordt rekening gehouden met de manier waarop gans het lichaam bestraald wordt, de specifieke stralingsgevoeligheid van de verschillende organen en het soort straling. Sinds ICRP 60 spreekt men nu over de effectieve dosis E, ervoor van het effectief dosis equivalent HE, die een indicatie geven van het risico voor stochastische effecten. De orgaandosis equivalenten HT geven een maat voor het risico voor deterministische effecten. Deze beide grootheden moeten dus beneden bepaalde limieten blijven. Door hun complexe definitie is het niet mogelijk om deze beschermende grootheden ook te gaan meten in de praktijk. Daarom heeft men de operationele grootheden in het leven geroepen. De bedoeling is dat zij voor alle stralingssoorten, energieën en bestralingsgeometrieën gelijk zijn aan de beschermende grootheden of lichtjes groter. In de praktijk meet men dus de operationele grootheden en zorgt ervoor dat deze beneden de limieten voor de beschermende grootheden blijven. Zowel de operationele als de beschermende grootheden zijn uitgedrukt in Sieverf. Indien een beduidend risico van uitwendige bestraling van werknemers bestaat, is de werkgever verplicht de nodige meetmiddelen ter beschikking van de werknemers te stellen, en individuele dosisregistratie te organiseren. De meeste dosimetriediensten stellen dosismeters ter beschikking voor de bepaling van dosissen veroorzaakt door X-stralen, gamma- en betastralen. De meest gebruikte types dosismeters zijn : filmdosismeters De straling veroorzaakt zwarting van een fotografische film, d i e na ontwikkeling van d e film door d e dosimetriedienst kan uitgelezen worden (wisselperiode : meestal 14 d a g e n of 1 maand);

SCK-CEN


dec 1998


18

thermoluminescente dosismeters De stralingsenergie wordt opgeslagen in de detectoren. Later in de dosimetriedienst gebeurt de uitlezing door opwarmen van de detector die de opgeslagen energie vrijgeeft onder de vorm van licht (wisselperiode : meestal 1 maand); elektronische dosismeter Deze werkt met halfgeleiders die onder invloed van straling een elektronisch signaal geven, dat ogenblikkelijk afleesbaar is op het ingebouwde weergavescherm. Op willekeurige ogenblikken kan de dosismeter met een dosisregistratiesysteem verbonden worden en kunnen alle dosisgegevens overgebracht worden voor bewaring. Naast uitwendige bestraling kan er ook inwendige bestraling plaatsvinden door het inhaleren van radioactieve stoffen of door opname via het maagdarmstelsel. In het kader van de inwendige dosimetrie dient opgemerkt te worden dat de dosisfactor voor vele isotopen aangepast werd aan de betere kennis van het metabolisme. De dosisfactor is de dosis die over een periode van 50 jaar door een volwassene of een kind wordt opgelopen ten gevolge van ingestie (van drinkwater bv.) of inhalatie (van luchtstof bv.) bij inname van 1 Bq van de isotoop in kwestie. Deze factoren zijn beschreven in de ICRP publicatie nr 72 (ICRP 72) [3: 2]. In tab. 2 wordt een overzicht gegeven van de huidige Belgische wetgeving en de nieuwe (ICRP 72) waarden. De nieuwe factoren zijn tot 2 maal kleiner dan de vroegere. De dosislimiet voor de bevolking wordt van 5 mSv/jaar naar I mSv/jaar (ICRP 60) teruggebracht, maar de dosisfactor wordt voor een aantal isotopen gehalveerd (ICRP 72), zodat een nettoverstrenging van de inname met een factor 2.5 hieruit resulteert voor deze isotopen. tab 2

Vergelijking van de huidige en toekomstige dosisfactoren Type

Categorie van radionuclide

Inhalatie

beta-totaal gebaseerd op Sr-90 Cs-137 U-238 Pu-239 Sr-90 Cs-137 U-238 Pu-239 Ra-226

Ingestie

3.3.

Huidige Belg. wet B.S. 12.03.1987 Sv/Bq

ICRP 72 Sv/Bq

Snelheid van opname M = Moderate F = Fast

7.1.10-8 8.3.10-9 1.7.10-*

3.6.10-8 4.6.10-9 2.9.ÏO"6 5.0.10-5 2.8.10-8 1.3.10-8 4.5.10-8 2.5.10-7 2.8.10-7

M F M F

2.5.104

5.0.10-8 1.3.10-8 1.0.10-7 2.5.10-7 7.1.10-7

Definitie van de gebruikte eenheden

a] Fluxdichiheid en Fluentie De fluentie is één van de basisgrootheden voor de beschrijving van een stralingsveld. Het is gelijk aan het aantal deeltjes dat door een bepaald oppervlak gaat, gedeeld door die bepaalde oppervlakte. De fluxdichtheid is de fluentie per tijdseenheid. De eenheid van fluentie is l/m 2 , deze van flux is l/m2s. b} Kerma De kerma K is per definitie de som van de kinetische energie van alle geladen deeltjes vrijgemaakt door het invallende deeltje (per massa). De eenheid van Air Kerma is de Gray

SCK'CEN


dec 1998


19

(1 Gy = 1 J/kg). Kerma is gedefinieerd voor alle onrechtstreeks ioniserende deeltj'es, dus ook voor neutronen. cj Geabsorbeerde Dosis Dit is de fundamentele grootheid in de dosimetrie: de hoeveelheid energie die geabsorbeerd wordt per massa. De eenheid hiervan is Joule per kilogram of de Gray. De geabsorbeerde dosis D wordt gebruikt uitgemiddeld over een bepaald orgaan, de orgaan geabsorbeerde dosis, hierbij een redelijk uniforme verdeling veronderstellend. dj Dosis Equivalent en Equivalente Dosis Om de verschillende relatieve biologische effectiviteit in rekening te brengen wordt er een gewichtsfactor ingevoerd voor de geabsorbeerde dosis. In het verleden werd in de ICRP publicatie 26 (1977, aangevuld in 1987) [3: 3]aanbevolen hiervoor de dimensieloze factor, genaamd de kwaliteitsfactor Q, te gebruiken. Het resultaat noemde men het dosis equivalent H = QD. Om het te onderscheiden van de geabsorbeerde dosis heeft men dit een andere eenheid gegeven met name de Sievert (Sv). De kwaliteitsfactor werd gedefinieerd in functie van de LET, de lineaire energie transfer. Dit beschrijft de dichtheid waarmee het deeltje zijn energie afzet. Dit formalisme werd echter gedeeltelijk gewijzigd in de ICRP 60 aanbevelingen. Men beveelt nu het gebruik aan van een stralingsgewichtsfactor WR voor de beschermende grootheden. Het grote verschil bestaat erin dat deze nu gebaseerd zijn op de aard van het uitwendig stralingsveld, of deze van de interne radionucliden. Dit in tegenstelling tot vroeger waar de kwaliteit werd bekeken op het punt van stralingsabsorptie zelf. Dit formalisme is van toepassing op de geabsorbeerde dosissen in weefsels. De waarden van WR zijn te zien in tab. 3. Tegelijkertijd met de gewichtsfactoren heeft de ICRP een nieuwe naam ingevoerd, namelijk de Equivalente Dosis: HT=WR DTR. tab. 3

Stralingsgewichtsfactoren volgens de ICRP 60 publikatfe : Soort Straling

Stralingsgewichtsfactor WR

Fotonen, alle energieën

1

Elektronen, muonen, alle energieën

1

I

Neutronen <10keV

5

10-100keV

10

100keV-2MeV

20

2-20MeV

10

> 20 MeV

5

Protonen, energie > 2 MeV

5

Alfa deeltjes, fissiefragmenten, zware kernen

20

ej Effectief Dosis Equivalent en Effectieve Dosis. De verdeling van d e dosis over d e verschillende organen verschilt naar g e l a n g d e bestralingsomstandigheid. In praktijk komen zowel uniforme bestralingen over gans het lichaam als gedeeltelijke bestralingen voor. Ook zijn niet alle weefsels of o r g a n e n e v e n gevoelig voor straling. O m een representatieve grootheid voor het risico o p stochastische en deterministische effecten te h e b b e n moeten w e een grootheid h e b b e n d i e dit in rekening brengt. De effectieve dosis is zulk e e n grootheid. Het is d e g e w o g e n som v a n d e

SCK-CEN


dec 1998

20


equivalente dosissen van een aantal geselecteerde organen. De weefsel gewichtsfactor WT ( tab. 4) houdt rekening met het relatieve effect op elk weefsel of orgaan, proportioneel tot het totale effect (stochastisch) komend van uniforme bestralingen van gans het lichaam.

tab. 4

De weefsel gewichtsfactoren vroeger en nu

Weefsel of orgaan

WT volgens ICRP 26

WT volgens ICRP 60

gonaden

0.25

0.20

rode beenmerg

0.12

0.12

long

0.12

0.12

dikke darm

0.12

borstklier

0.15

0.05

schildklier

0.03

0.05

botoppervlak

0.03

0.01

maag

0.12

blaas

0.05

lever

0.05

slokdarm

0.05

huid

o!oi

rest

0.30

0.05

Vooraleer de ICRP 60 aanbevelingen geformuleerd werden, werd dit het effectieve dosisequivalent HE genoemd. Nieuwe wetenschappelijke gegevens en het in aanmerking nemen van niet-fatale kankers leidden tot een aanpassing van de gewichtsfactoren. Ook de naam werd veranderd in effectieve dosis E, om verwarring met de equivalente dosis te vermijden. Hierbij geldt dus: E

=

r 'Hr

= T

li

f) Omgevings- en Directioneel Dosis Equivalent Dit zijn de huidige operationele grootheden voor de omgevingsmonitoring. Het omgevingsdosis equivalent H*{d) in een punt in een stralingsveld is het dosis equivalent dat zou geproduceerd zijn door het overeenkomstige uitgebreid en gealigneerd veld in de 1CRU sfeer op een diepte d, op de straal in de tegenovergestelde richting van het gealigneerde veld. Deze ICRU sfeer heeft een diameter van 30 cm en is van een weefselequivalente samenstelling (76.2% O, 11.1 C, 10.1% H, 2.6 % N en een dichtheid van 1 g/cm3). Het directioneel dosis equivalent H'(d,Q) in een punt in een stralingsveld is het dosis equivalent dat zou geproduceerd zijn door het overeenkomstige uitgebreid veld in de ICRU sfeer op een diepte d, op een straal in een specifieke richting Cl. Een uitgebreid veld is het hypothetische stralingsveld waar de fluentie en de hoek en energiedistributies hetzelfde zijn in gans het volume van interesse als in het referentiepunt. Het uitgebreid en gealigneerd veld is hetzelfde, enkel is hier de fluentie unidirectioneel. Beide grootheden hebben de sievert als eenheid en de aanbevolen waarden voor d zijn 10 mm voor sterk penetrerende straling en 0.07 mm voor zwak penetrerende straling.

SCK-CEN


dec 1998


21

g) Individuele dosis equivalent penetrerend en oppervlakkig Tezamen met de invoering van de omgevingsoperationele eenheden zijn ook twee eenheden ingevoerd voor het meten van individueel opgelopen straling. Het individueel dosis equivalent, penetrerend HP(d) is het dosis equivalent in zacht weefsel onder een bepaald punt op het lichaam op diepte d. Dit is van toepassing voor sterk penetrerende straling, en een diepte van 10 mm is aanbevolen. Het individueel dosis equivalent, oppervlakkig Hs(d) is hetzelfde maar dan voor zwak penetrerende straling. Hier is een diepte 0.07 mm aanbevolen. Later werden ze gecombineerd tot één grootheid HP(d), toepasbaar voor beide soorten straling, wel met de verschillende aanbevolen diepte. De naam ervoor is nu het persoonlijk dosis equivalent.

3.4.

Blootstellingswegen Quelle que soit leur origine, on distingue généralement trois voies d'exposition des organismes vivants aux rayonnements ionisants; selon les conditions, ces voies peuvent, ou non, coexister: l'irradiation externe, la contamination externe et la contamination interne.

•

•

•

L'irradiation externe est I'exposition aux radiations ionisantes (électromagnétiques [y-rays, X-rays] ou particulaires [p, a, p \ n, ...]] sans qu'il y ait contact entre la source d'émission et Porganisme irradié (par exemple rayonnement cosmique, radiographie, gammathérapie, substances radioactives présentes dans l'air et dans Ie sol). Les travailleurs portent des dosimètres integrants pourévaluer la dose effective (voir3.2). La contamination externe implique Ie dépöt de substances radioactives au niveau des épidermes (y compris leur extensions [poils, ongles, mucus, cires, ...]) des organismes vivants. Cette contamination est mesurée en quelques secondes avec des détecteurs portatifs ou fixes. La contamination interne est nécessairement couplée a une irradiation interne. Elle implique la penetration de substances radioactives a rintérieur-même de l'organisme principalement par voie pulmonaire, orale ou transcutanée. •

•

•

La voie pulmonaire correspond a l'inhalation d'éléments radioactifs presents dans l'air respire, sous forme gazeuse, d'aérosols ou associés a des particules solides en suspension. Une fraction de ces radionucléides, ou de leurs produits de filiation, peuvent se déposer a ditférents niveaux dans Ie tractus respiratoire, selon leur taille (les particules les plus grosses sont arrêtés dans les voies respiratoires supérieurs tandis que les gaz pénètrent au plus profond des alveoles). La voie orale correspond a l'ingestion de substances radioactives (via l'eau de boisson ou les aliments) et a leur absorption a partir du tractus gastro-intestinal. Cette absorption sera non seulement fonction des caractéristiques physico-chimiques du compose toxique considéré (solubilité, degré d'ionisation, ...), mais aussi d'autres facteurs tels que la nature du contenu intestinal, l'intégrité des muqueuses, l'état physiologique de l'organisme vivant. Même en cas d'inhalation, certaines substances radioactives peuvent aboutir, au moins partiellement dans les voies digestives par l'action des mécanismes de clearance pulmonaire (transport par Ie mouvement du mucus pulmonaire et par les macrophages jusqu'au niveau du larynx puis deglutition). La voie transcutanée est plutót une voie d'entrée expérimentale, sauf lorsque les substances radioactives sont introduites dans l'organisme au travers d'une blessure ouverte, par exemple occasionnée au moyen d'un objet contaminé.

devaluation de la contamination interne est tres complexe. Elle peut être fait par mesure directe en chambre blindée (lung counting. Whole Body Measurement), ou par voie indirecte en mesurant les excretions. Dans les deux cas, un modèle de calcul est nécessaire pour estimer la dose effective.

SCK-CEN


dec 1998


22

Referenties

[3: 1] ICRP Publication 60, 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. (Annals of the ICRP Vol.21 No.1-3 1990) Pergamon Press Oxford [3: 2] ICRP Publication 72, Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 5 Compilation of Ingestion and Inhalation Dose Coefficients. (Annals of the ICRP Vol. 26 No.l 1996) Pergamon Press Oxford [3: 3] ICRP Publication 26, Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. (Annals of the ICRP Vol. 1 No. 3 1977) Pergamon Press Oxford

SCK-CEN


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 4. Blootstelling aan straling

4 4.1.

23

Blootstelling aan straling

Radiologische impact in het kader van de splijtstofcyclus De kernenergie is de belangrijkste industriële toepassing van ioniserende straling. In België wordt meer dan de helft van de elektriciteit geproduceerd uitgaande van kernenergie. Dit is één van de hoogste percentages van de wereld. Alleen Frankrijk produceert in WestEuropa in verhouding nog meer elektriciteit uit kernenergie. Wij zullen de verschillende fazen van de nucleaire splijtstofcyclus achtereenvolgens bespreken.

4.1.1.

De ontginning en verwerking van uraniumerts •

De ontginning en verwerking van uraniumerts komt niet voor in België, tenzij als bij-product bij de fosfaatproductie door het bedrijf Prayon-Rupel. Jaarlijkse uraniumproductie van Prayon-Rupel [4.1:1] - [4.1: 2] 1980:20 1981:40 1982:45 1983: 45 1984:40

ton ton ton ton ton

1985: 40 1986: 40 1987: 40 1988: 40 1989: 40

ton ton ton ton ton

1990: 39 1991:38 1992:36 1993:34 1994: 40

ton ton ton ton ton

De Belgische kerncentrales verbruiken per jaar ongeveer 180 ton kernbrandstof waarvoor ongeveer 1 000 ton natuurlijk uranium vereist zijn. Schatting van de uranium- en brandstofvereisten om 1 GlgaWatt elektrische energie te produceren [4.1: 2].

tab. 5

Hoeveelheid vereist voor een productie van 1 GWjaar Reactor type

LWR HWR Magnox AGR België *

SCK'CEN

Natuurlijk uranium

Uranium oxyde

Verrijking Separative Working Units

Brandstof

ton 220 180 330 220

ton 260 210 390 260

SWU 130000

130000

ton 37 180 330 38

1060*

1250*

630000 *

178*


dec 1998


24

•

Schatting v a n d e Belgische behoeften o p basis v a n e e n elektriciteitsproductie v a n 4.82 GWjaar, dit is d e g e m i d d e l d e productie voor d e periode 1990-1994.

•

Jaarlijkse wereldproductie aan uranium [4.1:2] 1975: 19 348 ton (USA: 46.0%; C a n a d a : 1976:23 170 ton (USA: 42.3 %; C a n a d a : 1977: 28 577 ton (USA: 40.2 %; C a n a d a : 1978:34 121 ton (USA: 41.6 %; C a n a d a : 1979: 38 339 ton (USA: 37.6 %; C a n a d a : 1980: 44 243 ton (USA: 38.0 %; C a n a d a : 1981: 44 197 ton (USA: 33.5 %; C a n a d a : 1982:41 456 ton (USA: 24.8 %; C a n a d a : 1983: 36 994 ton (USA: 22.2 %; C a n a d a : 1984:38 851 ton (USA: 14.7 %; C a n a d a : 1985:34 874 ton (USA: 12.3 %; C a n a d a : 1986:37 208 ton (USA: 14.0 %; C a n a d a : 1987:36 691 ton (USA: 13.6 %; C a n a d a : 1988:36 628 ton (USA: 13.8 %; C a n a d a : 1989:33 941 ton (USA: 13.6 %; C a n a d a : 1990: 50 129 ton ( C a n a d a : 17.4 %) 1991:44 141 ton ( C a n a d a : 18.5%) 1992:35 648 ton ( C a n a d a : 26.1 %) 1993:32 504 ton ( C a n a d a : 28.2 %) 1994:30 948 ton ( C a n a d a : 31.2 %)

18.4%) * 20.9 %) * 20.3 %) * 19.1 %) * 17.8 %) * 16.2 %) * 17.5 %) * 19.5 %) * 19.3 %) * 31.2 % ) * 31.5 %J * 33.9 %) * 33.9 %) * 33.9 %) * 32.4 %) *

* de uraniumproductie van de communistische landen niet inbegrepen (deze productie werd in 1990 geschat op 18 000 ton)

• •

•

4.1.2.

De verrijking v a n het natuurlijk uranium in het isotoop uranium-235 •

• •

4.1.3.

De g e m i d d e l d e jaarlijkse effectieve dosis voor d e werkers in d e uraniummijnen is zeer variabel in d e w e r e l d , maar b e d r a a g t bv. voor Duitsland 4.3 mSv. De plaatselijke e n regionale c o m p o n e n t v a n d e genormaliseerde collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten a a n mijnbouw en verwerking v a n uraniumerts w o r d t geschat o p 1.5 man«Sv/GWejaar [4.1:1,2]. Indien d e langetermijn effecten te wijten a a n afval v a n mijnbouw e n verwerking m e e in rekening gebracht w o r d e n , h a n g e n d e collectieve effectieve bevolkingsdosissen af v a n d e gebruikte integratietijd voor d e t o e te kennen dosis. Integratie over 10000 jaar geeft 150 man«Sv/GWejaar [4.1:1,2]. Integratie tot oneindig leidt tot 370 man«Sv/GW e jaar indien d e brandstof slechts é é n m a a l gebruikt wordt e n g e e n heropwerking toegepast wordt. Bij e e n brandstofcyclus met opwerking e n hergebruik v a n het Pu w o r d t dit 220 man«Sv/GWejaar [4.1:3].

Het natuurlijk uranium w o r d t verrijkt v a n e e n gewichtspercentage v a n 0.71 % tot 3 a 5 % U235 voor gebruik in d e Belgische kerncentrales en tot 93 % voor d e werking v a n d e proefreactor BR2 v a n het SCK. Het verrijken v a n uranium komt in België niet voor. De t o e te kennen collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten a a n afval bij het raffineren e n verrijken v a n het uranium b e d r a a g t voor e e n migratietijd v a n 106 jaren e n bij éénmalig brandstofgebruik:270 man*Sv/GW e jaar terwijl dit bij opwerking e n hergebruik v a n Pu 160man«Sv/GWejaar. Neemt m e n e e n migratietijd v a n "slechts" 105 jaren d a n zijn deze w a a r d e n respectievelijk 90 e n 59 man«Sv/GW e jaar [4.1:3]. De omzetting naar uraniumdioxide e n d e vervaardiging v a n splijtstofassemblages Brandstofelementen voor kernreactoren w o r d e n sinds 1958 te Dessel vervaardigd in e e n vestiging v a n FBFC.

SCK-CEN

Aduele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur l'énergie nucléaire

dec !998


•

• •

•

•

4.1.4. • •

25

FBFC is e e n dochteronderneming v a n FBFC Frankrijk met hoofdzetel te Parijs e n drie prod u c t i e - e e n h e d e n w a a r v a n 2 in Frankrijk en 1 in België (Dessei). FBFC is marktleider in uranium brandstofelementen voor licht-waterreactoren [4.1:4], Aantal personeelsleden: ongeveer 330 Productie in 1995 v a n 350 ton UO2 brandstof en d e levering v a n 650 PWR assemblages a a n Europese klanten. MOX-assemblages w e r d e n in samenwerking m e t Belgonucléaire vervaardigd voor zowel PWR als BWR reactoren [4.1:5]. Productie in 1996 v a n 825 splijtstofassemblages w a a r o n d e r 88 MOX. De bestemming v a n deze assemblages was voor 383 Frankrijk, 84 België (16 MOX inbegrepen) en 345 Duitsland (56 MOX). 16 MOX assemblages w e r d e n geleverd a a n La Hague [4.1:6]. De t o e t e kennen collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten a a n afval bij het vervaardigen v a n brandstofelementen is klein en b e d r a a g t ten hoogste 1 man»Sv"/GW e jaar. [4.1:3]. Productie van elektriciteit uit kernenergie België heeft 7 kernreactoren van het drukwatertype (PWR) voor d e productie v a n elektriciteit. Vier reactoren zijn gelegen te Doel met e e n gezamenlijk elektrisch v e r m o g e n v a n 2.8 G W . Doel l : 4 0 0 M W ; 1975 Doel 2: 400 MW; 1975 Doel 3: 900 MW; 1982 D o e U : 1010 MW; 1985

•

Drie reactoren zijn gelegen te Tihange met e e n gezamenlijk elektrisch v e r m o g e n v a n 2.9 G W . Tihange 1:870 MW; 1975 (Belgisch-Frans) Tihange 2: 900 MW; 1983 Tihange 3:1020MW; 1985

•

•

• •

•

•

SCK-CEN

Naar aanleiding v a n revisies en bij d e vervanging van stoomgeneratoren w e r d het elektrisch vermogen v a n d e kerncentrales geleidelijk o p g e v o e r d van e e n oorspronkelijk gezamenlijk v e r m o g e n van 5 410 MW tot 5 632 MW in 1995 e n 5 693 MW in 1996 [4.1:6]. In Chooz, g e l e g e n a a n d e Maas, werden o p enkele kilometers van d e Belgische grens t w e e grote kernreactoren van het type PWR in gebruik g e n o m e n in 1996, met e e n gezamenlijk vermogen van 2 900 MW. De Belgische elektriciteitsproducenten, Electrabel/SPE, h e b b e n e e n participatie v a n 25 % in deze nieuwe reactoren. In tab. 6 tot tab. 13 wordt een overzicht g e g e v e n v a n e e n a a n t a l parameters in verband met d e Belgische kerncentrales. De toe te kennen collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten a a n afval bij d e productie van elektriciteit uit kernenergie (brandstof niet inbegrepen) is klein en b e d r a a g t ten hoogste 1 man«Sv/GW e jaar. [4.1:3] De toe te kennen collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten a a n niet o p g e w e r k t e brandstof als afval b e d r a a g t voor e e n migratietijd van 106 jaren: 89 man»Sv/GW e jaar terwijl dit bij e e n migrafietijd van "slechts" 105 jaren 270 man«Sv/GW e jaar [4.1: 3]. Electrabel heeft gezien het nucleair moratorium e e n Plant Life Extension strategie ontwikkeld, waarin d e vervanging van d e stoomgeneratoren past. De nieuwe vergunning staat e e n hogere o p b r a n d i n g van d e kernbrandstof en verlengde cycli toe.


dec 1998


tab.

26

Vervanging stoomgeneratoren [4.1: 7] Doel-3

Tihange-1

Doel-4

Jaar

1993

1995

1996

Kostprijs (miljoen US $ val. 9/96)

138

143

137

Uitvoeringstijd (dagen)

96

93

90

Werk aan stoomgeneratoren (dagen)

44

38

38

- vervanging stoomgenerator

1960

1 650

630

- gehele revisie

3 170

3 089

1 230

Collectieve dosis (man*mSv):

tab. 7

Overzicht van de vloeibare lozingen in de Maas door Tihange 1 en 2 (enkel voor 1983) in GBq/jaar[4.1: 8] + [4.1 nucliden

1974

H-3 Cr-Sl Mn-54 Co-57

6000. 1.1

!

Co-58 Fe-59

14. 0.016 0.84

Co-60 Zn-65 Zr-95 Nb-95 Ru-103 Sb-124 Sb-125

i

0.007 0.012

SCK-CEN

11800. 1.6 6.7 0.93 59. 0.30 31. 0.15 0.19 0.33

"

1979

13200. 10400. 13.7 2.8 3.4 1.4 0.11 [~ Ö.Ö37 37. 13. 0.74 14 ÏCL " u 0.19 i 0.15 i 0.19 1.0 " 1 i

1-131 1-133 Cs-134 Cs-137 Ce-144 Ba-140 La-140 Ag-110m

1978

1977 i !

| i i

J.

1980

1981

12400. 3.3 1.1 0.026 15.

27200. 43. 3.4 0.26 81. 1.6 44. 1.8 20 56. 8.5 3.1 0.015 6.7 0.63 0.48 2.8 12.6

18. 0.37 0.48 1.4

'

r

1982

1983

38500". 0.44 0.22 Ö.ÖÖ37

35500. 0.48 1.9 0.0019 16.

7.4 0.0074 0.033 0.52 0.22

7.4

1.7

0.17 0.67 0.48

i

1.7

1

0.48 1.6 0.70 1.0 0.92 0.048

1.1 2.4 0.22

! 1 l

Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur l'energie nucléaire

dec 1998

27


Overzicht van het elektrisch vermogen, de vloeibare lozingen in de Schelde en de atmosferische lozingen van de site Doel [4.1: 2] + [4.1:10]

tab. 8

1975 1976 1977 1978 1979 1980 198) 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996

Elektriciteits productie

Vloeibare lozingen

Atmosferische lozingen

Gwjaar

H-3 GBq

Rest GBq

Edelgas GBq

381.0 1840.0 625.0 696.0 98.0 57.0 33.0

7700 30000 28000 17000 44000 94100 76400 112100

14.0 21.3 3.7 11.0 22.5 15.5 30.1 4.7 23.7 8.6 37.8 18.9

77900 17800 8000 24300 3400 15600 31300 26400 5190 972 4144 2042

1.893 2.232 2.062 2.275 2.079 2.191 2.284 2.296 2.08 1.923 2.221 1.958

SCK-CEN

100

540 580 630 1580 1410 752 548 774 2020 1990

1-131 GBq

Aërosol GBq

0.089 0.190 0.089

6.700 7.800 6.300 6.700

0.330 0.260 0.009 0.330

0.560 0.220 0.042 0.150 0.180 0.485 0.657 0.192 0.097 0.010 0.031 0.008

0.330 0.530 0.180 0.120 0.030 0.162 0.100 0.075 0.008 0.0006 0.003 0.003

Overzicht van het elektrisch vermogen, de vloeibare lozingen in de Maas en de atmosferische lozingen van de site Tihange [4.1:2]

tab. 9

1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996

24800 22000 20000 35600 30900 46700 44300 49400 72800 56800 63000 38100 45200 33000 32800 47024 31307

H-3 GBq

Elektriciteits productie

Vloeibare lozingen

Atmosferische lozingen

Gwjaar

H-3 GBq

Rest GBq

Edelgas GBq

14.0 31.0 132.0 72.0

17000 170000 55000 58000 14000 100600 303800 96400

0.021 0.740 0.081 0.370 0.110 1.400 4.600 1.900

15200 49700 30400 49500 13100 34100 16600 10900 40500 11900 3300 14600

0.160 0.600 0.140 1.360 0.310 0.295 0.086 0.038 0.027 0.016 0.005 0.052

1.440 2.026 2.483 2.386 2.388 2.442 2.359 2.413 2.468 2.489 2.266

6000 11800 13200 10400 12400 27200 38500 35300 30900 46200 54500 58000 69200 49600 56400 36500 34900 35200 33100

56.0 294.0 21.5

52.4 57.3 62.2 57.4 77.3 41.5 55.1 53.6 40.9 23.8

H-3 GBq

12800 4000 4900 4400

1-131 GBq


Aerosol GBq

0.0018 1.100 3.200

0.025 0.073 0.062 0.095 0.071 0.136 0.077 0.017 0.020 0.032 0.046 0.033

dec 1998

28

Effecten v a n ioniserende straling - 4. Blootstelling a a n straling

Stralingsbelasting van beroepshalve blootgestelde werknemers te Doel en Tihange [4.1: 2]

tab. 10 Periode

Gem.

Aantal

prod.

gecontr. werkn.

GWjaar

Collectieve jaardosis

Dosis per werknemer

man«Sv

Per eenheid geprod. energie man-Sv/Gwjaar

Totaal

Per reactor

man-Sv

mSv

1975-79

1.14

2390

5.28

1.32

4.63

2.21

1980-84

2.01

4500

10.1

1.94

5.00

2.24

1985-89

4.26

8380

17.9

2.36

4.22

2.14

1990-94

4.82

9.61

1.37

1.99

Samenvatting van de wereldwijde beroepshalve blootstelling van werknemers aan vermogensreactoren voor de periode 1990-1994 [4.1:2]

tab. n

Aantal reactoren

Jaarlijkse elektriciteits productie GWjaar

Collectieve jaardosis man-Sv

Collectieve dosis per eenheid geproduceerde energie man-Sv/GWjaar

PWR

204

141.3

378

2.67

BWR

88

53.1

237

4.46

HWR

22

11.8

28

2.40

GCR

39

8.1

16

1.96

353

214.3

659

3.08

Reactor type

Totaal

tab. 12

Evolutie van de gemiddelde collectieve jaardosis van werknemers aan vermogensreactoren per eenheid van geproduceerde elektrische energie in man«Sv/GWjaar [4.1:2] Reactor type

1975-1979

1980-1984

1985-1989

1990-1994

PWR

7.8

8.1

4.2

3.5

BWR

18.0

17.5

7.5

5.0

ALL

11.0

10.5

5.0

3.9

tab. 13

SCK-CEN

Gemiddelde collectieve jaardosis van werknemers aan vermogensreactoren over de periode 1990-1994 per eenheid van geproduceerde elektrische energie in man«Sv/GWjaar [4.1:2] Reactortype

1990

1991

1992

1993

1994

PWR

3.75

3.15

3.00

2.Ó3

2.10

BWR

5.40

4.13

4.70

4.73

4.28

ALL

4.05

3.30

3.38

3.08

2.55


dec 1998


4.1.5.

29

Brandstof opwerking

•

De OESO opwerkingsfabriek Eurochemic te Mol met een verwerkingscapaciteit van 60 ton bestraalde splijtstof per jaar was in gebruik tussen 1966 en 1974. De fabriek werd om economische redenen gesloten. Sindsdien wordt de bestraalde splijtstof van de Belgische vermogensreactoren opgewerkt door COGEMA te La Hague in Frankrijk. De opwerkingsfabriek in La Hague bereikte in 1996 haar nominale capaciteit van 1 600 ton/jaar. Eind 1997 was er door Synatom 655 ton Belgische splijtstof afgevoerd. • De hoeveelheid af te voeren bestraalde splijtstof in de Belgische kerncentrales bedroeg in 1990: 170 ton. • Bij opwerking wordt de bestraalde splijtstof gescheiden in het overblijvende uranium (95 % van het totaal), het gevormde plutonium (1 %) en het afval (4 %). Dit afval wordt verglaasd waarna het tijdelijk wordt opgeslagen door Belgoprocess te Dessel, in gebouwen speciaal opgericht voor de afkoeling ervan gedurende een periode van tenminste 50 jaar en in afwachting van de definitieve berging in geologische lagen. In totaal zullen er tussen 1998 en 2004 zo'n 420 glascontainers overgebracht worden van La Hague naar Dessel. Per transport worden 28 glascontainers vervoerd met een gezamenlijke activiteit van ongeveer 1016 Bq. « De recyclage van plutonium in de vorm van MOX-brandstof assemblages (mengsel van uranium en plutonium). • MOX-brandstof voor licht-waterreactoren worden sinds 1973 vervaardigd te Dessel in een vestiging van Belgonucléaire. Deze brandstof bevat gerecycleerd plutonium voor een percentage van 5 %. Wereldwijd werd reeds 600 ton MOX brandstof vervaardigd, waarvan meer dan 300 ton in België. MOX-brandstof wordt momenteel geladen in 16 kerncentrales in Frankrijk, Duitsland, Zwitserland en België. 35 kerncentrales in Europa hebben reeds een licentie voor deze brandstof [4.1: 11] en [4.1:12] => Belgonucléaire is marktleider voor de productie van MOX => Aantal personeelsleden: ongeveer 250 => Evolutie van de jaarlijkse productie van MOX-brandstof: 1986: 6 ton 1987: 16 ton 1988: 26 ton 1989: 35 ton

1990: 37 ton 1991: 30 ton 1992: 32 ton 1993: 36 ton

1994:32 ton 1995:30 ton 1996: 36 ton

De toe te kennen collectieve effectieve bevolkingsdosis te wijten aan de afval die vrijkomt bij de opwerking van bestraalde brandstof bedraagt voor een migratietijd van 106 jaren: 31 man«Sv/GWejaar terwijl dit bij een migratietijd van "slechts" 105 jaren 50 man«Sv/GWejaar [4.1:3]. 4.1.6. •

Opslag van het radioactieve afval Op Doel en Tihange na, is de verwerking en conditionering van radioactief afval toevertrouwd aan Belgoprocess te Dessel, een dochteronderneming van NIRAS. => Aantal personeelsleden: ongeveer 250 => De hoeveelheid geconditioneerd afval bedroeg in 1996 544 m \

tab. 14

Evolutie van de dosisbelasting bij Belgoprocess [4.1: 13]

1990 1991 1992 1993 1994 1995

SCK-CEN

Collectieve dosis man»mSv

Hoogste jaardosis mSv

Aantal werknemers Jaardosis >5mSv

Aantal werknemers gecontroleerd

Gemiddelde individuele jaardosis mSv

425 271 240 268 272 266

14.7 14.0 7.1 12.8 11.2 10.0

22 9 7 8 10 10

256 263 270 273 269 268

1.7 1.0 0.9 0.9 1.0 1.0


dec 1998


•

30

Lozing van afvalwater in de Molse Nete [4.1:13] => In 1995 werd 52 801 ma afvalwater in de Molse Nete geloosd (12 % van de vergunde waarde). => De geloosde radioactiviteit bedroeg 30.1 GBq of 1.51 % ^ar\ de vergunde waarde. Om de dosisimpact voor de gemiddelde bewoner in de omgeving van de Molse Nete te kennen, wordt rekening gehouden met 22 blootstellingswegen. Voor 1995 bedraagt de berekende dosisimpact 0.3 u.Sv.

• •

In 1996 werd 41 000 m3 behandeld afvalwater geloosd in de Molse Nete. Evolutie van de gewogen radioactiviteit geloosd in Molse Nete [4.1:13] 1990: 75.1 GBq 1993: 27.0 GBq

•

4.1.7. •

•

1991: 44.7 GBq 1994:27.1 GBq

1992: 24.8 GBq 1995:30.1 GBq

Een gedeelte van de bestraalde brandstofstaven wordt tijdelijk, opgeslagen op de sites van de kerncentrales (Doel en Tihange). In Doel werd een aanvullende opslagcapaciteit voor splijtstof in gebruik genomen. Onderzoeksreactoren Er zijn 3 onderzoeksreactoren in bedrijf waarvan 2 te Mol in het SCK en 1 te Gent aan de UG. De hoge flux reactor BR2 van het SCK'CEN werd in 1995 stilgelegd voor vervanging van de berylliumkem. Na een vergunningsprocedure, gepaard gaande met een tienjaarlijkse revisie, is hij in 1997 heropgestart in gereduceerd regime. Het SCK is een onderzoeksinstelling gelegen te Mol => Het SCK werd in 1952 opgericht als instelling van openbaar nut met privaatrechtelijk statuut => Aantal personeelsleden: ongeveer 600 => Het SCK'CEN kreeg in 1997 een vergunning voor een afvalbufferopslag. => De splijtstof van BR3 werd als afval aan NIRAS overgedragen. => Het SCK'CEN ontmantelt voor rekening van het fonds voor nucleaire passiva, de prototype PWR-reactor BR3. Het nucleaire afval wordt afgevoerd naar Belgoprocess, maar het grootste deel van de afbraakmaterialen komt na eventuele behandeling in aanmerking voor vrijgave als niet nucleair afval (15 800 ton beton en 500 ton staal).

SCK-CEN


dec 1998


4.1.8.

31

Overzicht en recente resultaten De door UNSCEAR in 1988 en 1993 gepubliceerde stand van zaken werd in tab. 15 samengevat.

tab. 15

Genormaliseerde collectieve effect, bevolkingsdosis afkomstig v / d vrijstelling van radionucliden uit de splijtstofcyclus [4.1:2]

Bron

Genormaliseerd collectieve effectieve, dosis man«Sv/GWJaar

Plaatselijke en regionale component

Mijnbouw

1.1

Verwerking van het uraniumerts

0.05

Mijnbouw en mijnafval (periode van 5 jaar)

0.3

Brandstofproductie

0.003

Reactorwerking - Atmosferische lozingen

1.3

0.04

- Vloeibare lozingen Opwerking - Atmosferische lozingen

0.05

- Vloeibare lozingen

0.2

Transport

0.1

Totaal (afgerond)

3

Berging van vast afval en globale component

Mijnbouw en mijnafval (radonexhalatie over 10 000 jaar) Reactorwerking - Berging van laag-actief afval - Berging van middel-actief afval Berging van vast opwerkingsafval Wereldwijd verspreide radionucliden ; voornamelijk C-14 (over 10 000 jaar) Totaal (afgerond)

150

0.00005 0.5 0.05 50

200

Deze resultaten en die van IAEA [4.1: 3] zijn gebaseerd op gegevens uit het verleden, met deels verouderde installaties. Daarom worden recent onder meer in Duitsland [4.1: 14] en door de "Organisation for Economie Co-operation and Development , Nuclear Energy Agency" (OECD-NEA) in samenwerking met experten van SCK'CEN, de vroegere studies over de radiologische impakt de splijtstofcyclus, geactualiseerd. Bij vergelijking van een splijtstofcyclus zonder heropwerking (optie 1), met deze waarbij de splijtstof één maal opgewerkt wordt (optie 2), wijzen recente studies (Duitsland) uit dat de beroepshalve opgelopen collectieve dosis, genormaliseerd tot 1 GWe.a, de dominerende factor is in alle stadia van de cyclus. Hierbij is de bijdrage van de kerncentrales overwegend in beide opties en is er geen significant verschil (~ 1.2 man »Sv/GWe.a).

SCK-CEN


dec 1998


flg.2

32

Resultaten van de Duitse studie over de vergelijking van de splijtstofcycli HReposirory • Transport Dlnterim Storage • Spent Fuel Conditioning • Fuel Reprocessing • Power Plant EMOX-Fuel Fabrication E3U-Fuel Fabrication • Enrichment Occupational Public Doses Occupational Public Doses Doses Doses

Bconversion to UF6 DMining and milling

De collectieve dosis voor het publiek is een ordegrootte kleiner, maar ongeveer dubbel zo groot in de tweede optie omwille van de bijdrage van de opwerkingsfabriek (0.09 t.o.v. 0.19 man«Sv/GWe.a). De verwachte collectieve dosis te wijten aan het ongevalsrisico voor de verschillende stadia (zonder de kerncentrale) is veel kleiner dan de gevolgen van routinewerking. Het verschil tussen beide opties wat betreft de radiologische impact is dus eerder klein. In de UNSCEAR (United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiations) publikatie (1993) zijn al deze resultaten beduidend hoger. Dit is te verklaren doordat de Duitse studie vertrekt van de resultaten van moderne industriële fabrieken en van de mijn in Key Lake (Canada) met een verbeterde stralingsbescherming en een lage bevolkingsdensiteit in de omgeving. Bovenstaande vergelijkende gegevens zijn gebaseerd op integratie van de dosis over 50 jaar voor een beperkte werkingsperiode van de fabrieken (bv. één jaar). Integreert men over lange perioden, dan levert binnen enkele eeuwen de verwerking van het uraniumerts de belangrijkste bijdrage. Het lagere uraniumgebruik geeft dan een voordeel aan de tweede optie.

SCK-CEN

Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur I'énergie nucléaire

dec 1998


33

REFERENTIES

[4.1: 1] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, UNSCEAR, 1988 Report, Sources and effects of ionizing radiation. United Nations, New York (1988) [4.1: 2] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, UNSCEAR, 1993 Report, Sources and effects of ionizing radiation, United Nations, New York (1993) [4.1: 3] Waste Management and Disposal. Report of the International Nuclear Fuel Cycle Evaluation (INFCE) Working Group 7, IAEA Vienna 1980 [4.1: 4] "Venster op de hoogtechnologische sector Samenwerkingsverband Strategisch Plan Kempen, 1996"

Regio

Dessel-Geel-Mol;

[4.1:5] European Nuclear Society, ENS, Yearbook 1996, N° 7-8, July-August, 1996 [4.1: 6] European Nuclear Society, ENS, Yearbook 1997, N° 7-8 July-August 1997 [4.1:7] European Nuclear Society, Nuclear Europe Worldscanl-2, 1997 [4.1: 8] H.De Clerq, R.Kirchmann et al., L'impact des rejets de la centrale nucléaire de Tihange (Belgique) sur l'écosystème Meuse : 5 années d'étude in situ et d'approche expérimentale (1976-1980), BLG 555 juillet 1982 [4.1: 9] R.Kirchmann et al., L'impact des rejets de la centrale nucléaire de Tihange (Belgique) sur 1'écosystème Meuse : études in situ et recherches expérimentales durant la periode 1981-1984, BLG 573, fev. 1985 [4.1: 10] MIRA-T 1998, Milieu- en natuurrapport Vlaanderen: thema's, Thema 6, Ioniserende straling, Vlaamse Milieumaatschappij en Garant Uitgevers 1998 [4.1:11] Belgonucléaire : MOX, 1994 [4.1:12] European Nuclear Society, Nuclear Europe Worldscan 3-4, 1997 [4.1:13] Belgoprocess Jaarverslag 1995 [4.1: 14] E. Hörmann : Aktualisierung des Sicherheitsvergleichs zwischen Wiederaufarbeitung und Direkter Endlagerung. Dornier GmbH, August 1996 (not published)

SCK-CEN


dec 1998


4.2.

Radiological Impact of the disposal of radioactive waste

4.2.1.

Specific aspects of Waste Disposal

34

From the viewpoint of radiological impact the practice of waste disposal shows some special features, relative to • • •

the source which is constituted by large amounts of radioactive material that are to be handled and disposed of in the final disposal facility; the risk aspects of the exposure of man which is brought about by a variety of processes, many of them being not certain to occur; the time periods of concern which will extend far in the future because of the long-lived radionuclides present in the waste. In the Belgian context, distinction has to be made between two types of land repositories:

• •

repositories in deep geological (clay) formations, which are mainly intended for receiving HLW (high-level waste) and MLW (medium-level waste) and some alpha bearing waste forms; (type B & C - see tab. 16) near surface (shallow land) repositories, which can be applied to LLW (low-level waste) forms, (type A - see tab. 16) Les déchets radioactifs sont principalement produits pendant toutes les étapes du cycle du combustible, a savoir:

• • •

lors de la fabrication du combustible; par les usines "Franco-Beige de Fabrication de Combustibles International" (FBFCI) pour la production de l'oxyde d'uranium et BelgoNucleaire (BN) pour la production d'oxydes mixtes (Mixed OXyde ou MOX), lors de I'exploitation des centrales nucléaires de Doel et Tihange et lors du retraitement du combustible irradié par la COmpagnie GEnérale des MAtières nucléaires (COGEMA). Parmi les autres déchets, une part importante provient du programme international de retraitement de I'ancienne usine Eurochemic a Dessel. Le solde provient de la recherche nucléaire exécutée principalement par Ie Centre d'Etude de l'énergie Nucléaire (CEN«SCK) et les universités belges, de la production de radio-isotopes par I'lnstitut national des RadioEléments (IRE) et enfin de ['utilisation de radio-isotopes dans la médecine, I'industrie et les laboratoires privés. Les quantités totales de déchets radioactifs conditionnés a gérer en Belgique sont présentées dans le tab. 16. Elles représentent la sormme des déchets conditionnés existants et des previsions de production de déchets conditionnés. Ces quantités supposent le maintien du programme électronucléaire actuel sans extension, c'est-a-dire un pare de sept réacteurs nucléaires fonctionnant durant 40 ans pour une puissance installée totale de 5.5 GWe. Les options de retraitement total et partiel (contrats actuels) du combustible sont également prises en compte dans le tab. 16. Le volume de déchets produits par les centrales nucléaires de Doel et Tihange et pouvant être destines a un dépöt en surface s'élève a 42.300 m'. II est compose pour pres des 2/3 (27.000 m3) de déchets lies au démantèlement des centrales nucléaires et pour le solde des déchets d'exploitation conditionnés par les centrales (9.200 m3) ou par Belgoprocess. Les déchets produits par les centrales et destines a un stockage géologique (800 m3) sont en grande partie lies au démantèlement des centrales.

SCK-CEN


dec 1998


35

Inventaire des déchets radioactifs conditionnés en Belgique [4.2:1] [4.2: 2]

tab. U

1) déchets pouvant être destines a une evacuation en surface (TYPE A) volume estimé en m3 secteur d'activité production électricité (5.5 GWe, 40 ans): - centrales (KCD.CNT)

42 300

- fabrication du combustible (BN, FBFC)

1 100

recherche et médecine

2 300

autres installations nucléaires

11 000

production totale:

56 700

2) déchets devant être destines a une evacuation géoloqique (TYPE B et C) volume estimé en m3 secteur d'activité retraitement total production électricité

retraitement partiel

- centrales (KCD, CNT)

800

800

- fabrication combustible (BN, FBFC)

1 100

1 100

- retraitement combustible (COGEMA)'

2 500

900

autres installations nucléaires2

5 300

5 300

production totale:

9 700

14 500

- evacuation combustible non retraite

6 400

Les quantités de déchets radioactifs destines a une evacuation en surface (56.700 mc], sont inférieures aux quantités initialement prévues. Cette diminution est principalement due aux efforts constants des producteurs afin de réduire la production de déchets et a la revision a la baisse des quantités de déchets de démantèlement. II faut toutefois mentionner que l'inventaire des déchets radioactifs belges présentés au tab. 16 ne tient pas compte des 33.000 m3 de déchets radifères produits lors de l'exploitation de I'usine MHO (Metallurgie Hoboken Overpelt), filiale de l'Union Miniere, pour la production de radium et évacués sur un site spécifique. Le volume total des déchets, toutes categories et producteurs confondus, s'élève done approximativement a 100.000 m3. 4.2.2. 4.2.2.1.

Assessment Methods Toxicity Index Approaches A first screening approach in the evaluation of the radiological hazard of waste disposal is based on the waste toxicity index. A number of toxicity indices (Tl) have been used in the past. They can be expressed as:

• •

the total activity in the wastes (units e.g. Bq) the concentration or specific activity Ces déchets sont composes de 100 m3 de déchets vitrifies. 100 m3 de déchets bitumés et 700 m3 de déchets bétonnés pour l'option de retraitement partiel. A cela s'ajoutent pour I'option de retraitement total, 600 m3 de déchets vitrifiés et 1000 m3 de déchets compactés. [4.2: 3] Parmi ces déchets, une part importante provient de l'ancienne usine de retraitement Eurochemic, a savoir 300 m3 de déchets vitrifiés et 2800 m3 de déchets bitumés. [4.2: 4]

SCK-CEN


dec 1998


per unit mass (units e.g. Bq/kg) per unit volume (units e.g. Bq/m3)

or • and

36

the number of annual limits on intake of all radionuclides in the waste by inhalation (units e.g. AU s - Bq/a) by ingestion {units e.g. ALI s - Bq/a) As an illustration of the first approach, fig. 3 shows the activity of reprocessing HLW as a function of time.

fig 3

Activity of reprocessing HLW

TBq

d

per tonne uranium

10*

Total

10*

"Cs-137 Sc-90

10' 10*

-

10* Am-341 10» 10'

10*

10°

-

Am-243 Tc-99

1Q-'

10°

Pu-240 Pu-239 Np-237Cs-135'

10" 1010-3

10** 10"

L-

10-3

l

10'

SCK-CEN

10* 10* 10* • 10* 10* Time after discharge from reactor (years)


dec 1998


4.2.2.2.

37

Performance and Safety Assessments The performance and safety assessments of waste disposal facilities are generally restricted to the post-closure phase of the installation. The aim is to estimate the radiological impact for a number of scenarios including - the normal evolution scenario (assumed to be certain to occur) and - the accidental scenarios (with a certain probability of occurrence]. Among the accidental scenarios, human intrusion takes a special place, because of its high probability of occurrence and potential dose consequences (especially in the case of near-surface disposal). * The radiological impact is generally expressed in terms of maximum annual individual dose (normal evolution) or risk (accidental scenario) for the purpose of demonstrating compliance with the regulatory constraints. Usually the dose or risks are calculated for average members of the critical group and as a function of time. From the point of view of radiological optimization it is also desirable to know the collective dose or risk. However the difficulties in calculating them are so large that mostly they are not considered. Normal Evolution Scenario Normal evolution scenarios are based on the extrapolation into the future of present-day conditions, assuming that normal degradation of the engineered barriers and subsequent migration of the radionuclides will take place. Man is considered to become exposed through the relevant biospheric media. Individual doses according to the three classical exposure pathways (ingestion, inhalation, external irradiation) are calculated from the concentrations in the biospheric media, the consumption and inhalation rates, exposure times and dose factors. Accidental Scenarios - Geological Disposal In the PAGIS-study [4.2: 5], distinction is made between altered evolution scenarios and disruptive ones according to the gravity of the consequences of the accident. Disruptive scenarios are characterised by a direct release of radionuclides to the biosphere. In altered evolution scenarios there is no such release. Important altered evolution scenarios include:

• • • • • •

human intrusion: influence from drilling and mining activities (see further) climatic changes: changes in net precipitation rates and river and groundwater flow rates secondary glaciation effects: drop in sea level followed by enhanced erosion faulting scenarios, due to the occurrence of tectonic faults thermal effects: disturbance of hydrogeologic regime and groundwater flow pattern water intrusion or water ingress in the case of salt formations. Disruptive scenarios may be brought about by events such as meteorite impact, magmatic activity, tectonic displacement, glacial erosion. However the intensity and/or extent of the events are to be such that their probability of occurrence at sites selected for geological disposal, is mostly negligible (see criteria in site selection). Consequently these types of scenarios are in general not important for repositories in geologic formations. Accidental Scenarios - Near-surface Repositories As for geological disposal, distinction could be made between accidents or events bringing about a direct release of radionuclides into the biosphere and accidents not bringing about such a release. In the case of near-surface repositories the intensity or extent of the events do not need to be as excessive as for geological disposal in order to create "disruptive" scenarios. Consequently scenarios of this type will be considered for near-surface repositories. However, events with effects on the very long term (geological timescale), considered in the case of geological disposal, are not relevant for nearsurface repositories.

SCK-CEN


dec 1998


38

Accidental events to be considered, include • • •

natural accidents, such as earthquakes, inundations... man-made accidents, such as airplane crashes inadvertent human actions: human intrusion (see further). Human Intrusion Among the accidental scenarios, human intrusions are particularly important because of their high radiological risks (probability of occurrence x dose consequence) especially in the case of near-surface repositories. Human intrusions or future human actions (FHA) of concern have been defined by OECD/NEA [4.2: 6] as inadvertent actions that may reduce significantly the ability of the natural or engineered barriers to contain the waste. Such actions may be exploratory drillings, archeological excavations, minings, constructions of buildings, canals... "Intentional" intrusion (terrorist acts, sabotage, war conditions) should not be allowed for.

4.2.3.

Assessment Results Examples of results of performance assessments are shown for geological repositories from the PAGIS study [4.2: 5] and for near-surface repositories from the NSARS exercise [4.2: 7] (a coordinate research programme of IAEA on safety assessments of near-surface repositories). In the PAGIS study, the options of waste disposal in clay formations, in granite, in salt domes and sub-seabed have been analysed. The results for those options are not directly intercomparable since the waste capacities considered were different. (tab. 17)

tab. 17

Selected Capacities for the Repositories C a p a c i t y m 3 of vitrified waste Clay Granite Salt Sub-seabed

900 5 400 9 000 11 000

For repositories in clay formations, the BOOM clay layer at Mol (Belgium) has b e e n chosen as the reference site. The analysis of the normal evolution scenario s h o w e d no significant release of radionuclides into the biosphere during hundreds of thousands of years. In the case of a discharge into a river, very l o w individual dose rates (10"" Sv/a or less) are exp e c t e d . Even in the case of a well drilled within the release zone of radioactivity into the aquifer, a maximum of only 10-7 Sv/a is e x p e c t e d at a b o u t 10 million years, fig. 4 shows the evolution with time a n d the contributions from the major radionuclides.

SCK-CEN


dec 1998

39


fig 4

Individual annual dose for the water well pathway-repository in BOOM clay

Dose

io-«-

10 «

Time (y)

For the granite option the AURIAT formation (France) has been selected as the reference site. The analysis of the normal evolution scenario shows that no significant radioactivity is expected to reach man before 1 million years after disposal. The peak dose rate amounts to 6 lO-6 Sv/a and is reached at about 3 million years. Time evolution and contributions from the most important radionuclides are shown in fig. 5. fig. 5

Individual annual dose for granite option (AURIAT formation) 10-5

Tc-99 Cs-135

/

i Rat 73

;\

H(f'

^

\

\x

/

'

• • • . .

V\W

N

-

\

\

x V ^^ \ ^

V

0

U-233 Th-229

X

-—"" X. \

1/

I

Zr-93 Np-237

»

\ .

y^

CO

I to-'

x

/

*>• |Q—6

.

I\ \\

/

2x10*

4x10*

v

"•-•„

ftcio" tims (years)

" " ^ -

6

SxlO

1 KlO 7

1.2X107

For the salt option the reference site is the salt dome at GORLEBEN (Germany). There can be no release of radionuclides from the dry environment of the salt dome except on the very long term when the uplift and subrosion of the salt dome may lead to the removal of

SCK-CEN


dec 1998


40

the overlying salt and dissolution of the waste by brine. The maximum dose rate for this scenario is of the order of 106 Sv/a mainly due to Np-237 at 15 millions of years. Also sub-seabed disposal has been analysed (reference site in the Atlantic Ocean basin) with negligible peak values {1O10 Sv/a) at about 105 years after placement, due to Se-79 and Tc-99. In the NSARS exercise a test scenario has been developed for the normal evolution of a near-surface repository based on the site characteristics of the BARNWELL (US-NRC) waste disposal facility in South Carolina (USA) and with a typical (arbitrary) waste inventory. Most of the models showed similar results. As an example the results of DOE are shown for a release into a spring at 1 km from the disposal facility (fig. 6). Maximum individual doses are expected far in the future (> 105 a). fig 6

Individual Annual Dose - NSARS test case 2C - Near-surface repository (US-DOE results)

10 10 1O' 10

-10

io 10 10

-12

-13

10 1O

-14

-IS

1O

-16

10

i 11mm—i \ inun—i i Inllii—i I'IIIUII—n i i l i m — r n . . . 0

1O

1

10

2

3

4

10 1O 10 Time Since Disposal (a)

5

10

6

10

In the Belgian context, SCK«CEN has carried out extensive studies on the performance and safety assessments of geological disposal in the Boom clay formation, for the highlevel and medium-level wastes indicated in 4.2.1. Naast het normaal evolutiescenario werden de volgende scenario's met gewijzigde evolutie geïdentificeerd: strenge ijstijd, optreden van een breuk, diepe boring voor waterwinning, explorafieboring, gebrekkige afdichting, vroegtijdig defect van geconstrueerde barrières en transport van radionucliden ten gevolge van gaseffecten. Twee soorten berekeningen worden uitgevoerd: deterministische "beste schatting" berekeningen, waarbij de berekening wordt uitgevoerd met de beste schatting van de parameterwaarden; hierbij kunnen vrij complexe modellen toegepast worden; stochastische berekeningen zijn gebaseerd op Monte Carlo simulaties waarbij het systeem meestal gesimuleerd wordt met behulp van vereenvoudigde modellen en waarbij de parameterwaarden getrokken worden uit hun waarschijnlijkheids-

SCK-CEN


dec 1998


41

dichtheidsfuncties; deze functies beschrijven de onzekerheden in de parameterwaarden; met de resultaten van de stochastische berekeningen kunnen gevoeligheids- en onzekerheidsanalyses uitgevoerd worden. Three pathways to the biosphere are evaluated: the water well, the soil and the rivers pathways. The water well pathway is the pathway which yields the highest dose rates. The dose rates calculated for the soil or river pathways are at least one order of magnitude lower than the dose rates calculated for the former pathway. In the following paragraphs the dose rates for the water well pathway are presented for the normal evolution scenario ([4.2:4]. In the case of the disposal of hiah-level waste the radionuclides which are very mobile in clay are present in small quantities only. Consequently the first ten thousands of years very low doses are calculated. The maximum calculated dose rate, which is due to Se-79, is 0.05 uSv/y after about 200 000 years (tab. 18; HLW). For the cladding waste the presence of about 1% of the total 1-129 inventory leads to the highest calculated dose rate, which is 0.15 uSv/y after 60 000 years (tab. 18; hulls). Also for the case of the medium-level waste the highest calculated dose rate, which is equal to 0.2 pSv/y after 60 000 years, is due to 1-129 (tab. 18; MLWJ. The total maximum doserate for the three types of radioactive waste is 0.3 (jSv/y (fig. 7). tab. 18

SCK-CEN

Normal evolution scenario: maximum calculated dose rates for the well pathway [4.2:4J Tmax (y)

HLW Hmox

hUllS Hmox

MLW Hmox

(Sv/y)

(Sv/y)

(Sv/y)

Hlo! (Sv/y)

C-14 Cl-36 Ni-59 Se-79 Zr-93 Nb-94 Tc-99 Pd-107 Sn-126 1-129 Cs-135

5.35E+04 5.35E+04 6.00E+05 2.20E+05 4.60E+06 3.40E+05 3.00E+06 2.30E+0Ó 9.90E+05 S.95E+04 9.70E+06

_ -

1.43E-14 9.10E-10 6.39E-12 1.57E-08 2.01 E-09

9.é8E-10 2.07E-11 1.84E-11 3.SÓE-10 1.74E-10 6.16E-15 9.77E-17 5.51 E-l2 3.70E-14 1.50E-07 2.53E-12

7.22E-13 5.72E-13 8.61E-16 6.91 E-09 3.82E-11 1.75E-20 9.77E-16 1.38E-10 1.04E-12 2.05E-07 8.22E-13

9.68E-10 2.13E-11 1.84E-11 S.94E-O8 2.23E-09 1.53E-14 1.05E-09 7.47E-12 3.71 E-07 2.01 E-09

U-236 Th-232

5.S0E+E07 6.00E+07

6.88E-11 2.11E-11

6.87E-11 2.11 E-l 1

5.67E-11 1.74E-11

1.94E-10 5.96E-11

Np-237 U-233 Th-229

1.42E+07 1.42E+07 1.42E+07

2.73E-09 2.10E-10 3.40E-11

4.08E-11 3.14E-12 5.08E-13

4.83E-11 3.73E-12 6.02E-13

2.82E-09 2.17E-10 3.51 E-l 1

U-238 U-234 Th-230 Ra-226

1.00E+08 1.00E+08 1.00E+08 1.00E+08

1.16E-13 1.31E-13 9.39E-14 2.08E-12

3.24E-10 3.67E-10 6.10E-10 1.13E-08

2.37E-10 2.69E-10 4.46E-10 8.30E-09

5.62E-10 Ó.36E-10 1.06E-09 1.96E-08

U-235 Pa-231

9.60E+07 9.60E+07

S.19E-11 2.34E-09

3.04E-11 1.37E-09

2.71E-U 1.22E-09

1.09E-10 4.93E-09

3.04E-14 S.22E-08 2.O2E-O9


d e c 1998


fig. 7

42

Normal evolution scenario ; total dose rates via the water well pathway calculated for three considered waste types

I I I I III 3 4 l£tO4

I 2

I I I I llll 3 4 I £ + 05

I 2

E I I I I III I 3 4 1E + Q6 2

time

I I I I I 111 3 4 IE+07

I 2

I I I 1 I 111 3 4 1E + 0 8

(y)

Uit de analyse van de gewijzigde evolutiescenario's blijkt dat de scenario's waarin de kleilaag niet in sterke mate wordt aangetast geen aanleiding geven tot aanzienlijk hogere dosissen dan die berekend voor het normaal evolutiescenario. Enkel in het geval van een exploratiescenario, dat veronderstelt dat kernen, die stukken verglaasd hoog actief afval bevatten, zullen opgehaald en onderzocht worden, worden aanzienlijke dosissen berekend vooreen klein aantal betrokkenen. De waarschijnlijkheid van optreden van dit scenario is echter uiterst laag. Naast de radiologische gevolgen kan een geologische berging ook chemo-toxische risico's inhouden wegens de aanwezigheid van een aantal toxische stoffen. Een evaluatie van deze laatste gevolgen [4.2:8] heeft aangetoond dat de te verwachten contaminatie van het grondwater door zware en andere metalen verwaarloosbaar is. Also for near-surface disposal, performance and safety assessments have been the subject of various studies (confidential) carried out by SCK'CEN on behalf of NIRAS/ONDRAF. 4.2.4.

Regulatory Aspects Recommendations concerning criteria and objectives with respect to the disposal of longlived radioactive waste, have been formulated in the past by international authoritative organisations such as IAEA, ICRP, NEA. In several countries criteria and objectives have been included in national regulations. An overview is given in tab. 19 [4.2: 6]. Some interesting observations can be drawn concerning source-related dose- and risk constraints and time length of impact assessments. From the general dose limits for individuals of 1 mSv/a and risk limits of lO s /a, sourcerelated dose constraints between 0.1 and 0.3 mSv/a and risk constraints of lCH/a were derived in national regulations. Quantitative assessments for demonstrating compliance with national regulation are sometimes restricted to time frames of 104 a, after which qualitative evaluations are satisfactory.

SCK-CEN


dec 1998


tab. 19

National and international criteria and objectives for the disoposal of long-lived radioactive wastes ([4.2: 6]) Organisation / Country / Reference

Main Objective / Objective / Criteria

NEA(1984) 14.2: 9]

For HLW: max. Indiv.risk< 10"5/v (all sources)

ICRP |Pub. 46. 1985) [4-2:10]

For HLW, for individuals (all sources): 1 mSv/y (normal evolution scenarios); 1 OVy (probabilistic scenarios! Idem ICRP Publication 46

Both probability and dose should be taken into account in ALARA

For HLW: max. indiv. risk objective: < lO-'/y

Period of time for demonstrating compliance: 10' y No sudden and dramatic increase for times > 10' y

Main criteria applicable to all exposure scenarios; no criteria specific to HI scenarios Max. indiv. dose < 5 mSv/y from possible human actions

Beyond 10' y, dose limit is considered as a 'teference" level

Assumptions (French Basic Safety Rule, Appendix 2): Date of HI occurrence > 500 y; Existence of repository and location forgotten; Level of technology same as present day.

IAEA (Safety Series 99, 1989) [4.2:11] CANADA (Reg. Document R-104, 1987) (4.2: 12] FINLAND (Decision of the Council of State. 1991| [4.2:13] FRANCE (Basic Safely Rule. RFS Ill.Zf. 1991) [4.2: 14)

GERMANY (Section 45, para. 1 of Radiation Protection Ordinance, 1989) (4.2:15! NORDIC COUNTRIES (Basic Criteria Document. 1993] [4.2: 16] SWITZERLAND (Reg. Document R-21, 1993) 14.2:17]

UNITED KINGDOM 14.2:18]

SCK-CEN

43

For LLW and ILW : max. indiv. dose < 0.1 mSv/y from accident conditions caused by possible natural events or human actions For ILW and HWL : max. indiv. dose < 0.25 mSv/y for normal evolution scenarios; for altered evolution scenarios, risk may be considered (probability of scenario times effect of exposure) For all waste types: max. indiv. dose < 0.3 mSv/y for all reasonable scenarios For all waste types: max. indiv. dose < 0.1 mSv/y (normal scenarios); max. indiv. risk < 10-Vy (disruptive events] For all waste types: max. indiv. dose < 0.1 mSv/y at any time for reasonably probable scenarios; max. indiv. risk < 1 OVy for unlikely scenarios For L/ILW: < 10*/y target for indiv. risk from a single facility For HLW: no specific criteria but likely application of principles similar to existing objectives for L/ILW

Other Main Features

Criteria for Judging HI Scenarios

Comments

Indiv. risk/dose - best criterion to judge longterm acceptability Future human activities should be treated probabilistically

No consensus on ALARA / optimisation

Future human activities are random disruptive events that usually are examined probabilistically

Also includes qualitative echnical criteria on disposal system features and role of safety analysis and quality assurance Additional qualitative, non-prescriptive requirements and guidelines in regulatory documents For spent fuel or HLW, proposed criterion for max. indiv. dose < 0.1 mSv/y

ALARA useful, (notably to compare alternatives, but may not be the most important siting factor.

Technical criteria for siting established in 1987

Calculation of individual doses limited to 10' y but isolation potential beyond 10' may be assessed

Additional qualitative technical criteria in guidelines and regulatory document

For HLW. additional criterion on "total activity inflow" limiting releases to biosphere, based on inflow of natural alpha radionuclides Repository must be designed in such a way that it can at any time be sealed within a few years without the need for institutional control

Includes other qualitative criteria.

No time frame for quantitative assessments specified

No criteria for HI scenarios except that for high consequences, probabilities can be taken into account

Main criterion for HI scenarios currenHy indiv. risk


ALARA to be used to the extent practical a n d reasonable

dec 1998


Organisation / Country /

44

Main Objective / Objective / Criteria

Other Main Features

Criteria for Judging HI Scenarios

Comments

For HLW. spent fuel, and TRU waste, limits on projected radionuclide releases to the accessible environment for \0' y after disposal for each 1000 MT of spent fuel or HLW disposed

Committed effective indiv. dose over 104y <0.15mSv/y

Main criteria applicable: additional guidance includes: active instituational controls should be relied upon for as long as practicable, but credit in the performance assessment limited to 100 y after repository closure: credit can be taken for passive institutional controls (records, markers), but these controls can not be assumed to eliminate the chance of inadvertent intrusion: max. number of inadvertent intrusions of 30 boreholes/km* per 10" y. Siting criteria for avoidance of foreseeable adverse human activity: separate consideration of anticipated processes and events |naturally occurring) and unanticipated processes and events (naturally occuring or human induced)

1985 EPA standards were remanded, and have since been revised: in addition, the US Congress recently mandated consideration of revisions of the standards specifically for the proposed Yucca Mountain Site in Nevada.

Reference UNITED STATES (EPA40CFR Part 191. 1985:1993)

[4.2: 19] [4.2:20]

(NRC lOCFRParféO. 1983) [4.2:21] For HLW, minimum levels of performance specified for Waste package ("substantially complete" containment for 300-1000 y) Engineered barrier system (releases < lO-sy' of the inventory at 1000 y after repository closure). Pre-waste-emplacement grounwater travel time between "disturbed zone" and "accessible environment1^ lOOOy

SCK-CEN

Other requirements on drinking water contamination


NRC subsystem requirements are intended to help achieve compliance with the EPA standards: revisions will be undertaken as required to conform to standards promulgated by the EPA for the Yucca Mountain site.

dec 1998


45

REFERENTIES

[4.2:1] Vergelijking van de verschillende opties voor het beheer op lange termijn van laag actief en kortlevend afval. Aspecten veiligheid en kostprijsverschillen. [4.2:2] Communication L. Froment (Ondraf/Niras), 1997 [4.2:3] Communication J. Marivoet (CEN-SCK), 1997 [4.2: 4] J. Marivoet UPDATING 1990. Updating of the performance assessments of the geological disposal of high-level and medium-level wastes in the Boom clay formation. BLG 634, SCK'CEN and NIRAS/ONDRAF (1992) [4.2: 5] CEC (N. Cadelli et al.) PAGIS: Performance Assessment of Geological Isolation Systems for Radioactive Waste. Summary. [4.2: 6] OECD/NEA, Safety Assessment of Radioactive Waste Repositories. Future Human Actions at Disposal Sites (1995). [4.2: 7] IAEA - NSARS - Specification for Test Case 2C and Individual Results of Test Case 2C (1995). Available from C. Torres - IAEA, Div. Nucl. Fuel Cycle and Waste Management. [4.2: 8] P. Harju-Autti, G. Volckaert, Evaluation of the chemical-toxic consequences of geological disposal of radioactive waste, SCK«CEN, report R-3051, 1995 [4.2:9] OECD Nuclear Energy Agency (NEA), Long term Radiation Protection Objectives for Radioactive Waste Disposal, OEDC/NEA, Paris, 1984 [4.2: 10] International Commission on Radiological Protection (ICRPJ, Radiation protection principles for the disposal of solid radioactive waste. Annals of the ICRP 15(4), 1985 [4.2: 11] International Atomic Energy Agency (IAEA), Safety Principles and Technical Criteria for the Underground Disposal of High-Level Radioactive Wastes, Safety Series n° 99, IAEA, Vienna, 1989 [4.2: 12] Atomic Energy Control Board (AECB), Regulatory Policy Statement, Regulatory Objectives, Requirements and Guidelines for the Disposal of Radioactive Wastes - LongTerm Aspects, Atomic Energy Control Board Regulatory Document R-104, Ottawa, 1987 [4.2:13] Finish Basic Safety Rules, Decision of the Council of State (in Finnish), Helsinki, 1991 [4.2: 14] French Basic Safety Rules, Determination of the objectives to be adopted in the design and construction phases of the creation of a deep geological formation radioactive waste repository to ensure safety after the repository has been closed, Basic ... [4.2: 15] German Basic Safety Rules, Radiation Protection Ordinance (in German), Section 45, Para. l,Bonn, 1989 [4.2: 16] The Radiation Protection and Nuclear Safety Authorities in Denmark, Finland, Iceland, Norway and Sweden, Disposal of High Level Radioactive Waste. Consideration of Some Basic Criteria, SKI, Stockholm, 1993 [4.2: 17] Swiss Federal Nuclear Safety Inspectorate (HSK) and Federal Commission for the Safety of Nuclear Installations (KSA), Guideline for Swiss Nuclear Installations R-21 : Protection Objectives for the Disposal of Radioactive Wastes, HSK, Villigan, 1993

SCK-CEN


dec 1998


46

[4.2: 18] U.K. Department of the Environment (DoE), Disposal Facilities on Land for Low and Intermediate Level Radioactive Wastes : Principles for the Protection of the Human Environment, HMSO, London, 1984 [4.2: 19] US Environmental Protection Agency (EPA), "Environmental standards for management and disposal of spent nuclear fuel, high-level and transuranic radioactive wastes", Final Rule, 40 CFR Part 191, Federal Register, 50,182, pp. 38066-38089, 1985 [4.2: 20] U.S. Environmental Protection Agency (EPA), "Environmental radiation protection standards for management and disposal of spent nuclear fuel, high-level and transuranic radioactive wastes", Final Rule, 40 CFR Part 191, Federal Register, 58,242 [4.2: 21] B.GJ. Thompson, A method of overcoming the limitations of conventional scenario based Risk Assessments by using Monte Carlo simulation of Possible Future Environmental Changes, TRDOE12 [also PAAG/DOC(88)11], London, 1988

SCK-CEN


dec 1998


4.3.

47

Blootstelling van de bevolking De mens wordt continu blootgesteld aan ioniserende straling. Over het algemeen wordt een onderscheid gemaakt tussen blootstellingen van natuurlijke oorsprong en deze als gevolg van menselijke activiteiten. Wereldwijd levert de natuurlijke bijdrage veruit de grootste bijdrage aan de collectieve dosis. De hieropvolgende gegevens steunen op het UNSCEAR rapport uit 1993 [4.3:1].

4.3.1.

Blootstelling van natuurlijke oorsprong De blootstelling van de mens aan straling van natuurlijke oorsprong bestaat uit 4 hoofdbijdragen:

•

•

•

•

tab. 20 Radionuclide

Radon

De uitwendige bestraling als gevolg van de kosmische straling. De ioniserende component van de kosmische straling leidt gemiddeld tot een dosisdebiet van 32 nSv/h op zeeniveau. De neutronenbijdrage levert een gemiddelde bijdrage van 3.6 nSv/h. Deze waarden nemen toe met de hoogte en hangen af van de breedteligging. Rekening houdend met de wereldwijde bevolkingsdistributie en de typische gebouwafschermingsfactoren wordt de jaarlijkse gemiddelde effectieve dosis op 380 pSv geschat. De bijdrage door ingestie van kosmogenische radionucliden (H-3, Be-7, Na-22 en hoofdzakelijk C-14) geeft 12 pSv. De uitwendige gamma bestraling vanuit de aardkorsf (vnl. U-238 en Th-232 vervalketens) en constructiematerialen. Het gemiddeld dosistempo buitenshuis bedraagt ca. 57 nSv/h. Afhankelijk van het bodemtype kan het dosistempo tot een factor 100 hoger zijn. De wereldwijde binnenshuis uitwendige gamma bijdrage wordt op 80 nSv/h geschat. De resulterende wereldwijde jaarlijkse gemiddelde effectieve dosis door uitwendige bestraling, exclusief kosmische bijdrage, bedraagt 0.46 mSv. De inwendige bestraling als gevolg van de opname door inhalatie en ingestie van natuurlijke radionucliden, excl. radon. De gemiddelde wereldwijde verwachte dosis t.g.v. de jaarlijkse opname bedraagt 0.23 mSv waarvan ca. 74 % afkomstig van K-40 en ca. 26 % van de vervalproducten van U-238 en Th-232. De inhalatie van de vervalproducten van radon levert veruit de grootste natuurlijke blootstellingscomponent. De wereldwijde gemiddelde binnenshuis radon concentratie bedraagt ca. 40 Bq/m3. Alhoewel er een belangrijke onzekerheid bedraagt over de dosimetrie wordt de gemiddelde jaarlijkse effectieve dosis op 1.3 mSv geschat ( tab. 20). Deze waarden kunnen echter lokaal zeer sterk verschillend zijn en 1 a 2 grootteordes groter zijn. Average concentrations in air of radon and thoron, including their decay products, and annual effective doses Location

Outdoors Indoors

Concentration (Bq.m-3)

Effective dose coefficient (nSv per Bq.h.rrr3)

Gas

EEC

Gas

EEC

Gas

EEC

10 40

8 16

0.17 0.17

9 9

3.0 48

130 1000

Total (rounded) Thoron

Annual effective dose° fuSv)

1200 Outdoors Indoors

10 3

0.1 0.3

0.11 0.11

10 32

Total (rounded)

1.9 2.3

1.8 67

73

Weighted for occupancy: 0.2 outdoors, 0.8 indoors The equilibrium equivalent concentration (EEC) of radon {or thoron) is the product of the concentration of radon (or thoron) and of the equilibrium factor between radon (or thoron) and its decay products. The values of the equilibrium factor have been taken to be 0.8 outdoors and 0.4 indoors for radon. Thoron EEC values are based on measurements.

SCK-CEN


dec 1998


48

Verder wordt de dosisbijdrage als gevolg van erfsontginning, excl. uranium, en de produktie van niet-nucleaire energie ook bij de natuurlijke straling geklasseerd. De geschatte dosisbijdrage ten gevolge van de produktie van 1 GWa niet-nucleaire energie is 22.5man«Sv ( tab. 21). De wereldwijde gemiddelde jaarlijkse individuele effectieve dosis als gevolg van kolencentrales wordt op 2 mSv geschat. De globale jaarlijkse gemiddelde individuele effectieve dosis als gevolg van ontginning en bewerking van ertsen bedraagt ca. 20 mSv (tab. 22).

tab. 21

fab. 22

Estimates of collective effective dose per unit electrical energy generated by non-nuclear sources Source

Normalized collective effective dose (man«Sv (GW.a)-')

Coal

20

Oil

0.5

Natural gas

0.03

Geothermal

2

Peat

2

Estimates of annual per caput effective doses resulting from the extraction and processing of earth materials Source

Annual per caput effective dose ((jSv)

Coal Mining Electrical energy production Domestic use Use of fuel ash

0.0001 - 0.002 2 0.4-8 5

Other non-nuclear sources of electrical energy production. Oil Natural gas Geothermal

0.01 0.001 0.001

Exploitation of phosphate rock. Industrial operations Fertilizers By-products and wastes

0.04 2 10

De gemiddelde jaarlijkse individuele effectieve dosis t.g.v. de verschillende hoofdcomponenten van de natuurlijke straling wordt in tab. 23 weergegeven. De eerste 3 componenten geven 1.1 mSv, de inhalatie van radon dochters 1.3 mSv resulterend in een totaal van ca. 2.4 mSv.

SCK-CEN


dec 1998

49


tab. 23

Average annual effective doses to adults from natural sources of ionizing radiation Component of exposure

4.3.2.

Annual effective dose (mSv) In areas of normal background

In areas of elevated exposures

Cosmic rays Cosmogenic radionuclides Terrestrial radiation : external exposure Terrestrial radiation : internal exposure (exluding radon) Terrestrial radiation : internal exposure from radon a n d its d e c a y products inhalation of Rn-222 inhalation of Rn-220 ingestion of Rn-222

0.38 0.01 0.46 0.23

2.0 0.01 4.3 0.6

1.2 0.07 0.005

10 0.1 0.1

Total

2.4

_

Blootstelling aan artificiële straling Menselijke activiteiten leiden tot de produktie en de al dan niet gecontroleerde vrijzetting van radionucliden in de biosfeer resulterende in een individuele en collectieve dosisbelasting. Volgende classificatie wordt gehanteerd :

•

•

•

•

•

De grootste collectieve dosisbijdrage in het nabije verleden kwam van de kernwapenexplosies in de atmosfeer vanaf de jaren '50 tot het begin van de jaren '80. De totale collectieve effectieve verwachte dosis ("committed") bedraagt 3 107 man«Sv, waarvan 86 % afkomstig van de langdurige bijdrage van C-14. De bijdrage aan de collectieve dosis t.g.v. de ondergrondse kernexplosies wordt op 200 man»Sv geraamd. De produktie van radioactief materiaal voor militaire doelstellingen en de fabricatie van kernwapens heeft aanleiding gegeven tot zowel routine als accidentele lozingen met een lokale of regionale besmetting als gevolg. Gezien veel gegevens nog geklasseerd zijn kan men slechts zeer benaderend een collectieve dosisestimatie schatten: 24 000 man«Sv voor lokale en regionale bevolkingen en 40 000 man»Sv voor de globale langetermijn blootstelling. De routinematige lozingen geassocieerd met de nucleaire produktie van elektriciteit sinds 1950 en daaruit volgende collectieve dosissen zijn ca. een factor 100 lager dan deze afkomstig van de atmosferische kernwapenexplosies. De globale langetermijn collectieve dosis die voor de volgende 10 000 jaar verwacht wordt bedraagt ca. 400 000 man«Sv. -25 % hiervan is afkomstig van C-14 lozingen van kerncentrales en verwerkingseenheden. Virtueel de overige 75 % is afkomstig van Rn-222 als gevolg van uraniumontginning en verwerking. Een reeks radioisotopen worden voor industriële, medische en educatieve toepassingen gegenereerd. Radioactieve gassen, tritium, C-14 en radiojodia zullen uiteindelijk in de biosfeer vrijgezet worden. De globale langetermijn collectieve dosis wordt op 80 000 man«Sv geschat, waarvan de grootste bijdrage door C-14 geleverd wordt. In het verleden hebben ongelukken met nucleair materiaal aanleiding gegeven tot niet geplande lozingen in de biosfeer mei in de meeste gevallen een eerder lage toename van de collectieve dosissen en een soms hoge lokale of regionale toename van de individuele dosissen. De voornaamste ongelukken tot nu toe zijn deze die plaats vonden in burgerlijke kernreactoren (Three Mile Island, Chernobyl), in militaire installaties (Windscale en Kysthym), tijdens transportongevallen (Thule en Palomares), tijdens het neerstorten van satellieten (SNAP-9A en Cosmos 954) alsook het verlies of misbruik van industriële en medische bronnen (Ciudad Juarez, Mohammedia en Goiana). Het ongeval in Chernobyl heeft wel aanleiding gegeven tot een niet verwaarloosbare globale collectieve dosis. De voornaamste accidentele brontermen tot nu toe zijn opgenomen in tab. 24.

SCK-CEN


d e c 1998


50

De totale collectieve dosis door alle radioactieve bronnen door mensen geproduceerd en vrijgezet wordt gedomineerd door de atmosferische nucleaire lozingen (95 %). Een overzicht van de geschatte vrijzetting van radionucliden door menselijke activiteiten en de daaruit voortvloeiende collectieve dosis is weergegeven in tab. 24. Ter vergelijking wordt de jaarlijkse collectieve straling f.g.v. natuurlijke straling geschat op 12 000 000 man«Sv. In tab. 34 tenslotte wordt de verwachte wereldwijde collectieve dosis weergegeven in geval van de voortzetting van de huidige nucleaire praktijken voor 50 jaar of voor specifieke gebeurtenissen in de periode 1945-1992. 4.3.3.

Medische blootstelling Er wordt intens gebruik gemaakt van stralingsbronnen, vnl. X-stralen en radiofarmaceutische middelen voor diagnostische en therapeutische doelstellingen. De gemiddelde jaarlijkse individuele effectieve dosis t.g.v. diagnostische praktijken wordt geraamd op 1.1 mSv in de ontwikkelde wereld en op 0.3 mSv wereldwijd hetgeen aanleiding geeft tot een jaarlijkse collectieve effectieve dosis van 1.5 108 man«Sv. De collectieve dosis voor therapeutische doelstellingen bedraagt dan 1.5 106 man«Sv maar is zeer inhomogeen verdeeld. Deze dosis wordt in tab. 25 vergeleken met de collectieve dosissen van andere oorsprong.

SCK-CEN


dec 1998

51


tab. 24

Estimates of radionuclide released and collective effective dose from man-made environmental sources of radiation

Source

Re/ease (PBqj

Collective effective

dose'

fman«Svj >*C

Nob/e gases

•>°Sr

13//

l37

Cs

Local &

Global

regional

Atmospheric nuclear testing Global

240 000

604

220

650 000

910

22 300 000

Local Semipalatinsk

4 600

Nevada

500b

Australia

700

Pacific test site

lóOt"

Underground nuclear testing

50

15

200

Nuclear weapon fabrication Early practice Hanford Chelyabinsk Later practice

8 000= 15 000 d 1 000

10 000

30 000° Nuclear power production Milling & mining Reactor

operat

Fuel reproces.

2 700 140

1.1

3 200

57

0.3

1 200

0.04 6.9

0.004

3 700 40

Fuel cycle Radioisotope production & use

2.6

1.0

52

6.0

370

0.0006

4 600 300 000»

100 000

2000

80 000

Accidents Three Mile Island Chernobyl

630

Kyshtym

5.4

Windscale

1.2

Palomares

40 70 2 500

0.02

2 000 3

0.7

Thule

600 000

0.04

0

SNAP 9A

2 100

Cosmos 954

0.003

Ciudad Juarez

0.003 0.2

Mohamnnedia Goiania

0.05

TOTAL

20 150 80 60 380 000

Total collective effective dose (man«Sv)

23 100 000 23 500 000

Truncated at 10 000 years External dose only From release of 131I to the atmosphere From releases of radionuclides into the Techa River Long-term collective dose from release of 222Rn from tailing

SCK'CEN


dec 1998


tab. 25

52

Collective dose committed to the world population by a 50-year period of operation for continuing practices or by single events from 1945 to 1992

Source

Basis of commitments

Collective effective dose (million man«Sv)

Natural sources Medical exposure diagnosis treatment Atmospheric nuclear weapons tests Nuclear power

Current rate for 50 years Current rate for 50 years

650

Severe accidents Occupational exposure medical nuclear power industrial uses defence activities non-uranium mining Total (all occupations)

SCK-CEN

Completed practice Total practice to date Current rate for 50 years Events to date Current rate for 50 years

90 75 30 0.4 2 0.6 0.05 0.12 0.03 0.01 0.4 0.6


dec 1998


53

REFERENTIES [4.3: 1] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, UNSCEAR, 1993 Report, Sources and effects of ionizing radiation. United Nations, New York (1993)

SCK-CEN


dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 5. Gezondheidsrisico's

5

54

Gezondheidsrisico's

5.1.

Effets biologiques des rayonnements ionisants

5.1.1.

Definitions Les radiations ionisantes produisent des modifications au niveau des atomes et des molecules. Le rayonnement est diredement ionisant lorsqu'il est constitué de photons et de particules chargées (electrons, protons, ions lourds...) en mouvement rapide dans le milieu, l'ionisation étant produite a I'occasion d'interactions avec les electrons se trouvant au voisinage de leur trajectoire. Les rayonnements constitues par des particules non chargées (neutrons), produisent des ionisations par 1'intermédiaire de particules chargées qu'ils mettenten mouvement au sein du milieu: ils sont dits indirectement ionisants.

5.1.1.1.

Classification des effets biologiques Dans la cellule vivante, une exposition aux rayonnements ionisants provoque des alterations chimiques et biochimiques pouvant avoir des effets a court ou a long terme. Les effets biologiques des rayonnements ionisants dépendent de nombreux facteurs et peuvent être envisages selon différents critères:

1. Si les dommages induits par les radiations ne sont pas correctement réparés, la cellule deviendra incapable de fonctionner et de se diviser normaiement; ceci aboutira, soit a la mort cellulaire (immediate ou après un petit nombre de divisions), soit a la production de cellules-filles viables, mais modifiées. Dans le premier cas, les effets au niveau des organes ou des tissus sont appelés déterministes; dans le second cas, les effets sont dits stochastiques. (cfr 5.1.1.4) 2. Selon le moment d'apparition: les effets précoces apparaissent dans les jours ou les semaines qui suivent l'irradiation; les effets tardifs apparaissent des mois ou des années après l'irradiation. 3. Selon que le dommage apparaït chez la personne irradiée elle-même ou dans sa descendance, on parlera respectivement d'effets somatiques ou d'effets généfiques (ou héréditaires). En cas de dommages causes au foetus par une irradiation in utero, il s'agit d'un effet somatique. 5.1.1.2.

Irradiation et contamination On parle d'irradiation externe lorsque la source de rayonnement est extérieure a l'organisme. L'irradiation peut êfre totale, lorsque l'ensemble du corps est irradié; elle est dite partielle ou locale lorsque seule une partie du corps est irradiée.

SCK-CEN


dec 1998


55

La contamination externe est définie comme le dépôt de radionucléides au niveau de la peau. Une contamination interne peut résulter de l'inhalation ou de l'ingestion de substances radioactives ou contaminées. Des radionucléides peuvent également pénétrer dans l'organisme par des lésions cutanées ou des plaies ouvertes. En général, une contamination interne entraîne l'irradiation sélective d'un ou plusieurs organes, selon l'affinité du radionucléide contaminant. Par exemple, l'iode se fixe sélectivement sur la thyroïde, le radium et le strontium sur le tissu osseux. 5.1.1.3.

Dose, débit de dose et nature du rayonnement La dose absorbée en un point est définie par l'énergie absorbée, en ce point, par unité de masse. L'unité de dose absorbée est le gray (Gy); elle s'exprime en joule par kilogramme. Une irradiation à une dose donnée est d'autant plus dangereuse que le volume tissulaire exposé est plus grand. Ainsi par exemple, une dose de 4 Gy au niveau des mains ne provoquera qu'un léger érythème. Cette même dose de 4 Gy délivrée sur la totalité du corps sera létale dans 50% des cas. Les effets biologiques des rayonnements diffèrent également selon la manière dont l'irradiation est distribuée dans le temps: irradiation massive, de courte durée, irradiation prolongée, à faible débit de dose ou succession de petites doses qui s'accumulent au cours du temps. Les effets biologiques dépendent aussi du type de rayonnement. Le Transfert Linéique d'Energie (TEL) représente, en un point de la trajectoire d'une particule ionisante, la densité d'énergie absorbée par le milieu rapportée à l'unité de longueur de trajectoire (keV/pm). En première approximation, on peut assimiler le TEL au pouvoir de ralentissement (par collision) de la particule dans le milieu. Dans le cas de rayonnements à TEL faible (rayons X, y), on peut estimer que 2/3 des effets biologiques sont des effets indirects, tandis que l'effet direct est dominant dans le cas des particules à haute densité d'ionisation (protons, particules a). En ce qui concerne les échelles de temps, si l'absorption d'un photon par un atome est de l'ordre de 1O12 seconde, la durée de vie des radicaux libres formés par l'ionisation est de 10"5 seconde. Les différentes étapes entre la rupture des liaisons chimiques et leur expression biologique peuvent s'étendre sur des jours (mort cellulaire), des mois, des années (cancérogenèse) ou même sur des générations lorsqu'il s'agit de dommages héréditaires. La dose absorbée, définie plus haut, n'est pas utilisable directement en radioprotection, car elle ne tient pas compte des différences d'effets selon le type et l'énergie des rayonnements, ni des différences de radiosensibilité des tissus exposés. Pour un tissu donné, la dose équivalente (HT) tient compte de l'introduction du facteur de pondération radiologique (WR), dépendant du type et de la qualité du rayonnement externe, ou du rayonnement émis lors de la contamination interne par un radionucléide. ( tab. 3)

»=£

HT= >

WR.DTR

où DTR représente la dose de rayonnement R absorbée par le tissu T. Les valeurs de WR ([5.1: 1]) utilisées en radioprotection sont basées à la fois sur le TEL et sur l'Efficacité Biologique Relative (EBR) de ce rayonnement par rapport à un rayonnement de référence (généralement celui du 60Co ou les rayons X de haute énergie). Comme son nom l'indique, l'EBR est largement basée sur les estimations effectuées en radiobiologie à partir de modèles expérimentaux divers: cancérogenèse chez les animaux de laboratoire, transformation cancéreuse in vitro de cellules en culture. Enfin, la dose efficace (E), utilisée pour l'estimation du risque, doit aussi prendre en compte un facteur de pondération (WT) dépendant de la radiosensibilité du tissu considéré ( tab. 26) [5.1: 1] E=

2-i

Wl HT

*

7'

SCK-CEN


dec 1998


56

La dose équivalente et la dose efficace sont exprimées en sievert (Sv) Facteur de pondération tissulaire WT

tab 2AJ

5.1.1.4.

Tissu ou organe

Facteur de pondération WT

Gonades Sein Moelle osseuse rouge Poumon Thyroïde Surfaces osseuses Colon Estomac Vessie Foie Oesophage Peau Reste de l'organisme

0.20 0.05 0.12 0.12 0.05 0.01 0.12 0.12 0.05 0.05 0.05 0.01 0.05

Effets déterministes et effets stochastiques Effets déterministes: • • •

existence d'un seuil; la gravité de l'effet biologique augmente avec la dose; les lésions sont présentes chez tous les sujets {variations individuelles de radiosensibilité)

Effets stochastiques: • • • •

leur probabilité augmente avec la dose; la gravité de l'effet biologique n'est pas fonction de la dose; l'effet apparaît chez certains sujets irradiés, mais pas chez tous; la relation dose-effet est mal connue aux faibles doses (absence de seuil?)

Effets déterministes. Les fonctions de la plupart des organes et tissus ne sont pas affectées par la perte d'un certain nombre de cellules. Cependant, si la quantité de cellules détruites devient trop élevée, ou s'il s'agit de cellules d'importance vitale, telles que les cellules-souches de la moelle osseuse, de la peau ou des cryptes intestinales, on observera, au-delà d'une certaine dose-seuil d'irradiation, une perte de la capacité fonctionnelle du tissu. En deçà de la dose-seuil, la probabilité d'observer un tel effet est zéro; au-delà de la dose-seuil, la probabilité et la sévérité du dommage augmentent rapidement jusqu'à atteindre une probabilité égale à l'unité. Ces effets sont appelés déterministes parce qu'ils sont largement prédictibles si la dose d'irradiation est suffisamment élevée. Si la perte de cellules peut être compensée par une repopulation, l'effet peut être limité dans le temps et éventuellement réversible. L'exposition accidentelle à des doses de rayonnements ionisants susceptibles de causer des effets déterministes est rare, sauf par exemple dans le cas des victimes des explosions des bombes atomiques. Il s'agit la plupart du temps d'expositions dues à une erreur de manipulation de sources médicales ou industrielles. De tels accidents sont peu fréquents dans l'industrie nucléaire. Notons ici qu'une part importante des informations concernant les effets déterministes a été obtenue par le biais de la radiothérapie où l'administration de doses élevées, et la plupart du temps fractionnées, de rayonnements ionisants est utilisée comme outil pour la destruction des cellules tumorales.

SCK-CEN


dec 1998


57

Effets stochastiques. Les effets sont différents lorsque les cellules altérées par l'irradiation restent viables et donnent naissance à un clone de cellules modifiées. Bien qu'il existe au sein de l'organisme certains mécanismes de défense, susceptibles de reconnaître et de détruire ces populations de cellules "anormales", ces mécanismes ne sont jamais efficaces à 100%. Ainsi, il existe une certaine probabilité qu'un clone de cellules somatiques modifiées, mais viables, évolue après une période de latence variable, vers une population de cellules malignes: un cancer. Si le dommage affecte une cellule de la lignée germinale, dont la fonction est de transmettre l'information génétique aux générations futures, cette dernière peut faire l'objet d'une mutation: il s'agit alors d'un effet héréditaire, potentiellement transmissible à la descendance de la personne exposée. La probabilité, mais non la sévérité, du cancer ou du dommage héréditaire est proportionnelle à la dose. L'estimation du risque se base ici sur l'hypothèse que la probabilité qu'une faible dose de rayonnement endommage une seule cellule et que cette dernière produise un clone de cellules cancéreuses ou soit à la base d'un effet héréditaire, est faible mais non nulle. L'évaluation des risques attribuables aux radiations ionisantes est rendue particulièrement difficile, étant donnée la proportion relativement élevée de cancers et de dommages héréditaires dus à tous les autres facteurs de risques. Même si les doses sont connues, l'excès de cancers ou de dommages héréditaires ne peut être évalué que sur base statistique et n'est donc pas spécifiquement prédictible pour une personne donnée. Ce type d'effet est appelé stochastique, c'est-à-dire "de nature statistique ou aléatoire". L'existence d'une dose-seuil ne pouvant être ni démontrée, ni exclue dans le cas des effets stochastiques, on adopte en radioprotection une attitude prudente en postulant l'absence de dose-seuil. 5.1.2.

Effets à court terme des radiations Des données systématiques concernant les effets précoces d'une irradiation à dose élevée (plusieurs grays) ont été obtenues grâce aux nombreuses recherches réalisées en radiobiologie sur animaux de laboratoire. D'autre part, l'étude des populations irradiées à Hiroshima et Nagasaki, les quelques irradiations accidentelles, mais surtout la très large expérience acquise en radiothérapie permettent d'évaluer dans quelle mesure les données expérimentales peuvent être extrapolées à l'homme. Les syndromes (combinaisons de symptômes et de signes cliniques) aigus sont la conséquence d'une irradiation à doses massives, du corps entier ou d'organes critiques. Ils traduisent une atteinte grave des tissus les plus radiosensibles du corps. Il s'agit d'effets déterministes, (cfr 5.1.1.4) Le tab. 27 résume les symptômes, les caractéristiques cliniques, la thérapie et le pronostic de ces syndromes, dans l'hypothèse d'une irradiation totale chez l'homme [5.1:2]

SCK-CEN


dec 1998

58


tab. 27

Irradiation totale chez l'homme: classification par gamme de doses: symptômes, thérapie, pronostic

Latence

Syndrome

Période critique après exposition

Thérapie

Pronostic

100 100 100

minutes 0.5 h 0.5-1 h

nerveux intestinal hématopoiétique

1-48 h 3-14 j 2-6 sem.

désespéré très réservé réservé (dépendant de la thérapie)

2-5

50-90

1-2 h

hématopoiétique

2-6 sem.

1-2

0-50

>3h

hématopoiétique

2-6 sem.

symptomatique palliative greffe moelle transfusions isolement, antibiotiques etc.. greffe moelle transfusions isolement, antibiotiques etc.. symptomatique

Dose aiguë (Gy)

Incidence

>50

10-15 5-10

(%)

* si le dommage est fatal

SCK'CEN


(dec 1998)

Létalité (%)

Mort endéans*

100

1-48 h 2 semaines. quelques semaines

90-100 0-90

réservé (dépendant de la thérapie)

0-90

quelques semaines

excellent

0-10

quelques semaines


5.1.2.1.

59

Le syndrome prodromique II se manifeste dans les 48 premières heures qui suivent l'irradiation et se caractérise par une sensation de fatigue, des nausées et des vomissements, ainsi que des signes neuromusculaires. L'incidence et les périodes de rémission apparente dépendent de la dose; par exemple, la dose qui produit des vomissements chez 50% des individus est approximativement 2 Gy et la période de rémission pour ceiie dose es\ de l'ordre de 3 heures.

5.1.2.2.

Le syndrome nerveux Dans une gamme de doses très élevée (50 Gy ou plus), le système nerveux central des personnes irradiées est gravement atteint. Après l'état de choc initial, survient un état d'excitation transitoire qui peut culminer en convulsions; le patient sombre dans un coma profond et la mort survient dans les 48 ou 72 heures.

5.1.2.3.

Le syndrome gastro-intestinal Une irradiation totale entre 10 et 50 Gy est responsable du syndrome gastro-intestinal, qui est généralement fatal, la plupart des décès survenant au cours de la seconde semaine après l'irradiation. Après irradiation, les cellules-souches des cryptes intestinales, qui sont radiosensibles, sont tuées, le taux de létalité étant fonction de la dose. Le renouvellement cellulaire ne se fait plus ou se fait incomplètement; il en résulte une destruction progressive de la muqueuse intestinale. La mort par syndrome gastro-intestinal est aussi la conséquence d'autres facteurs: infection, hémorragie, perte d'électrolytes.... Pour des doses plus faibles (<6 Gy) on observe aussi un syndrome intestinal qui n'entraîne pas la mort de la personne irradiée.

5.1.2.4.

Le syndrome hématopoiétique Une dose correspondant à une irradiation totale supérieure à 1 Gy, mais inférieure à 10 Gy a pour conséquence le syndrome hématopoiétique (ou médullaire), dont l'incidence et la sévérité sont fonction de la dose ( tab. 28). Le dommage initial au niveau de la moelle a pour effet de réduire le nombre de globules blancs dans le sang; endéans les 48 heures, des doses de 1 à 2 Gy réduisent d'environ 50% la concentration des lymphocytes sanguins; en l'absence d'information précise sur la dose reçue, la gravité de l'exposition peut être estimée par la chute du taux de lymphocytes dans les heures qui suivent l'irradiation { Fig. 8), étant donné que pour une même dose, les lymphocytes atteignent plus rapidement leur taux le plus bas que les autres cellules sanguines. La fig. 9 indique qu'il existe également une relation dose-réponse au niveau des neutrophiles et des plaquettes. On admet généralement qu'une dose de 1 Gy tue environ 50% des cellules-souches hématopoiétiques. En l'absence de traitement, la dose qui entraîne le décès de 50% des personnes irradiées (DLso) se situe autour de 3.5-4 Gy. Des doses plus élevées nécessitent une greffe de moelle et un maintien en environnement stérile, faute de quoi la mort survient par infection ou hémorragie 4 à 6 semaines après l'exposition.

SCK-CEN


dec 1998

60


tab. 28

Gamme de doses

Résumé des symptômes, évolution dans ie temps et pronostic du syndrome hématopoiétique chez l'homme Pronostic

(Gy)

Apparition de nausées et vomissements

Période critique après exposition

Symptômes principaux

Période de récupération

Mort endéans

0-1

Excellent

-

-

-

-

-

1-2

Excellent

3 heures

-

leucopénie modérée

plusieurs semaines

-

2-6

Réservé

2 heures

4-6 semaines

leucopénie, hémorragie, infection

6-8 semaines

2 mois

1-12 mois

6-10

Réservé

1 heure

4-6 semaines

leucopénie, diarrhée.

prolongée

2 mois

10-15

Très réservé

0.5-1 h

5-14 jours

fièvre, perte d'electrolytes

-

2 semaines

>60

Désespéré

0.5 h

1-48 heures

ataxie. léthargie

5.1.2.5.

<2 jours

Effets sur d'autres tissus Outre les effets systémiques décrits ci-dessus, l'irradiation peut aussi causer des dommages à d'autres tissus et organes lors d'une exposition partielle ou locale. Les symptômes cliniques varient en fonction de nombreux facteurs: dose reçue, modalités d'irradiation, moment d'apparition et gravité du dommage. Les radioléslons plus ou moins graves de la peau sont parmi les conséquences les plus

fréquentes d'une exposition accidentelle, que ce soit dans le domaine médical ou l'industrie nucléaire. La peau est composée de deux tissus: l'épiderme et le derme. L'épiderme comprend 2 compartiments: les cellules-souches capables de se diviser, assurant ainsi la regénération du tissu, et les cellules différenciées, qui ne se divisent plus et dont la durée de vie est limitée. Le derme est une couche de tissu conjonctif, dont l'épaisseur (3-4 mm) varie en fonction de la localisation anatomique. Schématiquement : les cellules-souches basales sont principalement lésées par l'irradiation, les cellules différenciées sont radiorésistantes. 10050 -

ent ol

—

u

10 -

000 COUNT

a.

5 -

_J CD

l

2

3

4

5

6

OOSE (Gy)

Fig. 8

SCK-CEN

Evolution dans le temps (jours après une irradiation totale) du taux de lymphocytes, neutrophiles et plaquettes sanguines. Les différentes courbes correspondent à différents niveaux de dose [5.1: 2]


dec 1998

61

Effecten van ioniserende straling - S. Gezondheidsrisico's

L'importance relative des différents effets dépend d'une part de la distribution spatiale de la dose absorbée dans la peau et d'autre part, de la distribution spatiale des constituants de la peau qui déterminent ses différents types de réponse à l'irradiation. Les effets dépendent aussi du type et de l'énergie du rayonnement: pour des rayons X mous (10-15 keV) et pour des rayons p, la décroissance de la dose dans l'épiderme est très rapide et dépend de manière critique de l'énergie des rayons X ou de la particule p. Dans le cas de photons de haute énergie, la dose maximum sera délivrée au niveau du derme ou plus profondément encore. PLATELETS

loo H"-V

50 -

1

1— 10

20

—r~

—r~

30

40

30

—r~

-II-

LYMPHOCYTES 100

-

50 -

"1— 10

150 -

—r~ 20

40

NEUTROPHILS

100

50 -

10

—r~ 20

—I— 40

30

TIME AFTER EXPOSURE s

(days)

1 Gy

1-2 Gy 2 - 5 Gy

? S Gy

«g. 9

Courbes dose-réponse moyennes pour les lymphocytes, les neutrophiles et les plaquettes [5.1:2]

Les radiodermites aiguës apparaissent dans les jours ou les semaines qui suivent l'exposition. A titre d'exemple, sachant que les doses indiquées sont les doses reçues au niveau de la peau:

SCK-CEN


dec 1998


• • •

5.1.2.6.

62

un érythème précoce et transitoire, analogue à un coup de soleil, apparaît quelques heures après l'exposition à des doses de l'ordre de 4 à 5 Gy. pour des doses supérieures à 10 Gy, l'érythème est suivi, après 3 ou 4 semaines, de lésions plus profondes (épidermite sèche, épidermite exsudative) dues à la mort d'une proportion importante des cellules-souches de la couche basale. une alopécie, due à des lésions des cellules-souches des follicules pileux, survient après environ 3 semaines pour des doses supérieures à 5-10 Gy. Les radiodermites chroniques sont des lésions cutanées tardives et irréversibles, prédominant au niveau du derme. Elles apparaissent 6 mois à deux ans après une irradiation accidentelle ou professionnelle, ou après radiothérapie. Le risque majeur des radiodermites chroniques est la cancérisation. Des lésions radioinduites précoces au niveau de la cavité buccale et du pharyrtc, y compris les fosses nasales, les amygdales et la langue ont été observées, notamment chez les survivants d'Hiroshima et Nagasaki et certains irradiés de Chernobyl: maux de gorge, inflammation, suivis d'ulcération et de nécrose. Une irradiation locale, accidentelle ou thérapeutique, de l'ordre de 5 à 10 Gy provoque un oedème de l'ensemble de la cavité buccale, éventuellement accompagné de nécrose, réversible endéans les 2 à 3 semaines. A des doses plus élevées (de 10 à 20 Gy), la guérison nécessite au moins 6 à 8 semaines. Les effets des radiations au niveau de l'oeil sont également bien connus et dépendent des structures irradiées (paupières, cornée, iris, rétine) et des doses reçues. Des doses de 2 à 10 Gy au niveau de la cornée sont responsables de l'opacification de la cornée, menant progressivement à la cataracte. Le poumon est l'organe le plus radiosensible du thorax, après le thymus. Le signe le plus précoce de dommage radioinduit est la pneumonite, apparaissant de 1 à 3 mois après l'irradiation, pour des doses supérieures à 8 Gy. Aux doses les plus élevées, on observe le développement de fibrose pulmonaire. Chez l'homme, bien que certaines formes de spermatogonies en voie de différenciation soient très radiosensibles, la diminution du nombre de spermatozoïdes ne se manifeste qu'après plusieurs semaines ( fig. 10). En deçà de 3 Gy, on n'observe aucune altération morphologique des spermatozoïdes. Une dose aiguë de l'ordre de 4 Gy induit une stérilité temporaire chez un certain nombre d'individus, mais la dose nécessaire pour induire une stérilité prolongée chez tous lesindividus est d'au moins 6 Gy. Chez la femme, les ovaires contiennent à la naissance environ 2 millions de cellules germinales. Le nombre moyen de follicules diminue progressivement par atrésie (dégénérescence) de 380 000 environ entre 12 et 16 ans, à 8 300 entre 40 et 45 ans. Au total, environ 400 ovocytes seront ovules au cours de la période reproductrice qui dure environ 35 ans. Des doses aiguës de 4 Gy induisent chez la femme une stérilité temporaire, de 4 à 10 Gy, une stérilité prolongée. Le risque de stérilité augmente en fonction de l'âge, puisque le nombre de follicules ovariens diminue. Relation dose-réponse chez l'homme Le concept de la DLso (dose létale pour 50% d'une population) après un laps de temps déterminé (DL50/30 ou DL50/60, après 30 ou 60 jours respectivement), est parfaitement applicable du point de vue expérimental, lorsque les conditions d'irradiation (type de rayonnement, dose, débit de dose etc..) peuvent être fixées avec la plus grande précision. Ce concept est difficilement applicable en cas d'exposition accidentelle, lorsqu'il s'agit d'évaluer la probabilité de survie d'individus irradiés. Si on considère les données disponibles chez l'humain (irradiation accidentelle ou thérapeutique), on peut dire que chez un individu adulte en bonne santé, une dose correspondant à une irradiation totale inférieure à 1 Gy n'est pas mortelle et que la DL50/60 après une exposition aiguë est de l'ordre de 3 à 5 Gy. A ces doses, les chances de survie peuvent être considérablement améliorées par un traitement médical adéquat et des mesures appropriées (greffe de moelle, environnement stérile....).

SCK-CEN

Actuele vragen rond kernenergie-Questions actuelles sur l'énergie nucléaire

dec 1998


140-

A

i

\

;': i'A

120-

.-—-

5

o S u

1

\

1 v

i_ Hl

S

60-

S

40 "

"! !

's

\ / i

i /• V' i

\

u

Gy Gy Gy Gy

'

/^-.

\ / V

••

20

4

0.15 O.S 1.0 4.0

l

5; 20"

flg. ,10

\

• - • \

••••

80-

63

0

i

20

r-1 40

1 60

j 1 = 1~— 140 SO 100 120 TIME (days)

l "

160

I

180

" T

'

200

Evolution dans le temps (jours après Irradiation} du taux de spermatozoïdes chez l'homme adulte normal, après exposition à différentes doses de rayons X [5.1:2]

5.1.3.

Effets à long terme des radiations Ces effets peuvent survenir chez les individus ayant survécu aux effets aigus d'une irradiation accidentelle relativement importante, ou être la conséquence tardive d'une exposition à de faibles doses de rayonnements (< 0.2 Gy). Les effets à long terme des rayonnements ionisants sont principalement des effets stochastiques (ou aléatoires), définis plus haut ( 5.1.1.4 ). Dans cette catégorie figurent le risque de cancer radioinduit et les effets héréditaires.

5.1.3.1.

Risque de cancer I! n'existe aucun doute quant à la capacité d'induction de cancer par les radiations ionisantes, après exposition à des doses et des débits de dose élevés. On dispose de nombreuses données épidémiologiques concernant l'incidence et la mortalité par cancer dans différentes populations, notamment:

• • • •

les survivants des bombardements d'Hiroshima et Nagasaki; les expositions médicales; certains exemples historiques d'expositions professionnelles; des populations exposées à des taux élevés de retombées radioactives. C'est sur base de ces données qu'ont été élaborés des "modèles de projection" menant à des évaluations de risque global, en terme de mortalité par cancer.

~ ~

8% par sievert pour une population dont la tranche d'âge correspondrait à une exposition professionnelle {18-65 ans); 10% par sievert pour une population générale. Ces coefficients de risque [5.1: 1] s'appliquent à des expositions aiguës à des doses et débits de dose élevés. Or, dans le domaine de la radioprotection, il est nécessaire de disposer de coefficients de probabilité applicables à des expositions chroniques aux doses faibles et aux faibles débits de_dose. Il s'agit là d'un des principaux défis de la recherche en radiobiologie: bien que les études épidémiologiques n'indiquent aucun effet cancérogène ou leucémogène

SCK-CEN


dec 1998


64

significatif pour des doses inférieures à 200 mSv en irradiation aiguë (rayons X ou y) et 400 mSv en irradiation chronique, un effet éventuel aux faibles doses ne peut cependant être exclu. En ce qui concerne la radiocancérogenèse, on estime que les lésions directement liées à l'irradiation n'expliquent pas à elles seules l'évolution néoplasique des cellules. Certaines mutations résultant d'erreurs dans les processus de réparation ont pour effet d'augmenter l'activité de gènes donnant aux cellules une capacité accrue de prolifération; ces mutations pour la plupart dominantes, sont fréquemment observées dans les leucémies. D'autres mutations empêchent l'expression de gènes suppresseurs de tumeurs; l'inactivation de ces gènes requiert plusieurs événements indépendants, ce qui pourrait expliquer le temps de latence nécessaire au développement de certaines tumeurs solides. L'ensemble du développement tumoral comporte une série d'étapes complexes, qui conditionnent la croissance, le potentiel invasif et le potentiel métastatique et varient selon le type de cancer. La radiocancérogenèse pourrait donc difficilement être considérée comme un phénomène stochastique simple, obéissant à des relations probabilistes directes entre la dose reçue et l'effet produit. Par conséquent, il est à la fois prudent et légitime, dans l'état actuel des connaissances, d'effectuer dans le domaine des faibles doses une extrapolation linéaire sans seuil, comme le recommande la CIPR. C'est à partir des résultats de recherches sur différents modèles expérimentaux {animaux de laboratoire, cellules en culture) que sont définis les facteurs de réduction tenant compte de différents paramètres, notamment des mécanismes de réparation de l'ADN; on obtient ainsi, dans le domaine des faibles doses et débits de dose et pour des rayonnements de TEL faible, un coefficient de risque: 4% par sievert pour une population dont la tranche d'âge correspondrait à une exposition professionnelle; 5% par sievert pour la population générale. 5.1.3.2.

Effets héréditaires L'évaluation du risque génétique, associé à l'exposition de populations humaines aux radiations ionisantes, constitue un problème d'une extrême complexité. Il s'agit de prédire de façon optimale dans quelle mesure une dose donnée de radiations est susceptible d'augmenter de façon significative, par rapport à l'incidence de base de ces mutations, le taux de mutations au niveau des cellules reproductrices (ou cellules germinales) et quelles en seront les conséquences sur la santé des générations futures. Jusqu'à présent, l'estimation du risque génétique s'est basée essentiellement d'une part sur les connaissances générales de la génétique humaine, et d'autre part sur l'extrapolation de résultats d'expériences réalisées sur l'animal. Le risque génétique est généralement estimé comme étant égal au quart du risque de cancérogenèse. Le tab. 29 montre à titre d'exemple une estimation des risques de maladies génétiques, selon le Comité sur les Effets Biologiques des Radiations Ionisantes du National Research Council des USA [5.1: 3]. Pour placer ces chiffres dans une perspective appropriée, il faut se souvenir que le taux de mutation naturelle spontanée, dont les causes sont généralement inconnues, peut être influencé par de multiples facteurs; par exemple, l'âge moyen du père au moment de la conception peut avoir un effet beaucoup plus important sur l'incidence de maladies autosomiques dominantes qu'une exposition aux radiations ou à d'autres agents mutagènes: pour toute une série de syndromes, le taux de mutations à l'âge paternel de 40-45 ans est 4 à 6 fois plus élevé qu'à l'âge de 20-25 ans.

SCK-CEN


dec 1998

65


tab. 29 ,

Estimation de risque de maladies génétiques [5.1: 3] ; Augmentation estimée pour 10 mSv de radiation à faible débit de dose

Type de maladie

Incidence par million de naissances viables

Cas additionnels par million de naissances viables, par génération Première génération

Equilibre

Autosomique dominante 2 500

5 à 20

25

- modérée

7.500

Liée au chromosome X

400

1 à 15 <1

<5

Récessive

2 500

<1

très faible

-translocafions non-balancées

600

très faible

- trisomies

3 800

<5 <1

Anomalies congénitales

20 000 - 30 000

10

10 à 100

- sévère

75

Chromosomique 10 à 100

A l'échelle des populations, les résultats d'études à long terme, réalisées sur des enfants de parents exposés, notamment à Hiroshima et Nagasaki, indiquent que les effets héréditaires d'une irradiation modérée seraient minimes, tout au moins dans le cas d'une exposition aiguë. L'estimation des risques par une méthode classique, dite de la "dose doublante", est basée sur une série d'indicateurs tels que la mise au monde d'enfants porteurs d'anomalies congénitales ou d'enfants mort-nés, le taux de cancers chez les enfants de parents exposés, la présence d'anomafies chromosomiques structurelles ou encore la fréquence de mutations affectant certaines protéines caractéristiques. L'absence d'effets au niveau d'un quelconque de ces indicateurs suggère que l'être humain serait moins sensible aux effets génétiques des radiations qu'on ne l'avait pensé sur la base de données obtenues chez la souris en utilisant la même méthode d'évaluation. Concernant la fréquence de tumeurs chez les enfants de parents exposés lors des bombardements atomiques, aucun accroissement n'a été observé à ce jour parmi les 31 150 enfants de personnes irradiées, suivis jusqu'à l'âge de 20 ans. Ces conclusions sont renforcées par les résultats d'études épidémiologiques réalisées chez des populations vivant dans des régions à radioactivité naturelle élevée. Ces données ne permettent cependant pas de prédire au niveau individuel une susceptibilité anormale aux radiations ionisantes. Afin de lever les incertitudes basées sur des hypothèses ou des extrapolations, le défi actuel en radiobiologie consiste, comme pour la cancérogenèse radioinduite, à explorer directement les altérations induites par l'irradiation des cellules reproductrices, au niveau des gènes eux-mêmes et de leurs produits. 5.1.3.3.

Effets d'une irradiation prénatale Les risques somatiques, après irradiation de l'embryon in utero, se distinguent du risque génétique éventuel, encouru par ia descendance de parents dont les cellules reproductrices auraient été exposées aux rayonnements ionisants (5.1.3.2). Les données épidémiologiques chez l'homme se limitent aux populations d'Hiroshima et de Nagasaki. Pour des dose élevées, outre les embryons et foetus morts in utero, des malformations congénitales ainsi que des retards mentaux ont été observés chez les enfants nés viables. Pour les faibles doses (<0.5 Gy), il n'existe pas de données humaines précises et les évaluations résultent uniquement d'extrapolations des études sur animaux de laboratoire. Sachant que le taux de malformations et anomalies congénitales "spontanées" chez les nouveaux-nés viables est dans nos pays de l'ordre de 6 %, on considère globalement qu'une dose aiguë de radiations de 0.01 Gy qui aurait été délivrée à l'embryon à un moment ou l'autre de la grossesse, ajouterait à ces 6% une probabilité

SCK-CEN


dec 1998


66

inférieure à 0.2 % d'entraîner des effets de quelque sorte sur sa santé (induction de malformations, arriération mentale, leucémie, tumeurs solides....). Les effets somatiques d'une irradiation au cours de la grossesse dépendent, dans une large mesure, du moment de l'exposition; on distingue très schématiquement trois périodes: a) de la fécondation à l'implantation, b) de l'implantation au foetus (organogenèse) et c) du foetus à la naissance. Les données résumées dans le tab. 30 sont celles généralement admises par les comités scientifiques internationaux (UNSCEAR, NRC, CIPR). Ces estimations doivent être pondérées en fonction de la durée relative de chaque période à risques; de plus, la plupart des données expérimentales ayant servi de base à ces estimations ont été obtenues chez l'animal, après irradiation aiguë à débit élevé. tab. 30

Nature des différents effets susceptible d'être observés après exposition In utero aux radiations Ionisantes

Période de la grossesse en semaines

Durée relative de la période considérée, par rapport à la grossesse

Type d'effet

Estimation du risque, par 10 mGy

Fréquence spontanée (en dehors de toute exposition aux radiations)

0-2

0.05

Mort prénatale

0.01

0.30 - 0.60

3-8

0.16

Malformation

0.005

0.06

8-15

0.21

Retard mental

0.004

0.005

16-25

0.26

0-38

1

0.001 Leucémie ou tumeur solide durant l'enfance

0.0003

0.0005

Par prudence, on postule ici encore une probabilité non nulle d'effets tératogènes chez l'être humain aux doses les plus faibles capables d'induire de tels effets chez l'animal, alors que ceux-ci ne s'observent pratiquement jamais, après irradiation durant la phase d'organogenèse, sauf en cas d'exposition accidentelle à des doses particulièrement élevées. En ce qui concerne le système nerveux central, l'irradiation durant une période déterminée de la grossesse (de la 8ième à la 25 ième semaine) peut induire une arriération mentale éventuellement associée à une microcéphalie. Avant la 8 ième semaine, la probabilité d'arriération mentale radioinduite est pratiquement nulle, au delà de la 25ième semaine et pour des doses inférieures à 1 Gy, aucun cas d'arriération mentale sévère n'a été rapporté. En ce qui concerne le développement de leucémies ou de tumeurs solides durant l'enfance, seuls deux cas de cancers infantiles ont été relevés parmi les 1 630 enfants exposés in utero à des doses relativement élevées lors des bombardements d'Hiroshima et Nagasaki. Certaines études épidémiologiques indiquent une relation positive entre l'exposition in utero et le développement de cancers chez l'enfant, bien que le lien causal ne soit pas prouvé. Il est toutefois prudent de postuler que l'irradiation prénatale puisse avoir des effets cancérogènes, plus particulièrement des effets leucémogènes et on estime actuellement à 3 %, le risque additionnel de cancer infantile, pour 1 Gy qui serait délivré de façon aiguë, à un moment ou l'autre de la grossesse. Pour la plupart des auteurs, les risques possibles d'une irradiation prénatale aux rayonnements ionisants sont négligeables pour des doses inférieures à 0.1 à 0.2 Gy, lorsqu'on les compare aux risques accompagnant "spontanément" la grossesse. En radioprotection, le respect des recommandations de la CIPR permet de limiter largement les risques d'exposition de l'embryon aux rayonnements ionisants.

SCK-CEN


dec 1998


67

REFERENCES.

[5.1: 1] ICRP Publication 60, 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. (Annals of the ICRP Vol.21 No.1-3 1990) Pergamon Press Oxford [5.1: 2] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, UNSCEAR, 1993 Report, Sources and effects of ionizing radiation, United Nations, New York (1993) Annex G: Early effects in man of high doses of radiation, pp.545-612. Appendix: Acute radiation effects of the Chernobyl nuclear power plant accident, pp.613-647 [5.1: 3] National Research Council, Health Effects of Exposure to Low Levels of Ionizing Radiation, BEIR V, National Academy Press, Washington, D.C., 1990. Pour en savoir plus: 1. Mettler, A.C. Upton, Medical Effects of Ionizing Radiation, W.B. Saunders, 1995. 2. Vanmarcke, L. Baugnet-Mahieu, J.P. Culot, P. Govaerts, L. Holmstock, Rayonnements lonisants: Effects des Faibles Doses, ONDRAF-NIRAS, 1996 Chap. 3: Effets Biologiques des Rayonnements lonisants, pp. 49-80. Chap. 4: La Radiocancérogenèse, pp. 81-96. Chap. 5: Effets Génétiques des Radiations lonisantes, pp. 97-120. Chap. 6: Effets d'une Irradiation Prenatale, pp. 121-140. 3. Tubiana, J. Dufreix, A. Wambersie, Radiobiologie, Hermann, 1986. 4. UNSCEAR, Sources and Effects of Ionizing Radiation, 1993 Report. Annex E : Mechanisms of radiation oncogenesis, pp. 552-618. Annex F : Influence of dose and dose-rate on stochastic effects of radiation, pp. 619-728. Annex G : Hereditary effects of radiation, pp. 729-804. Annex H : Radiation effects on the developing human brain, pp. 805-868.

SCK-CEN


dec 1998


5.2.

68

Epidemiologische gegevens Zoals hoger werd beschreven, heeft men reeds heel wat kennis over de biologische effecten van ioniserende straling kunnen bekomen door experimenteel onderzoek op het niveau van de cel en via experimenten op proefdieren. Men weet dat hoge dosissen ioniserende straling op korte termijn cel- of weefselschade kunnen veroorzaken, en op lange termijn kanker kunnen verwekken.

5.2.1.

Onderzoeksmethoden en begrenzingen Welke nu de uiteindelijke effecten van straling op de gezondheid van de mens zijn, en hoe groot ze zijn, is uiteraard moeilijk te onderzoeken door middel van experimenten op de mens. Men is hiervoor aangewezen op beschrijvende onderzoekstechnieken zoals epidemiologisch onderzoek, die gezondheidseffecten meten bij individuen en bevolkingsgroepen die aan een hoeveelheid ioniserende straling zijn blootgesteld die hoger is dan de normale achtergrondstraling. Een belangrijk probleem is echter dat het effect dat men wil bestuderen niet specifiek is voor ioniserende straling. Geen enkel kankertype kan als een soort "merker" specifiek met ioniserende straling in verband gebracht worden. Kanker komt bovendien frequent voor; het is de tweede voornaamste doodsoorzaak. Volgens de meest recente gegevens is kanker in België verantwoordelijk voor bijna 30 % van de overlijdens bij mannen en 20 % bij vrouwen. Jaarlijks variëren de cijfers een weinig. Aantonen of er al dan niet bij bepaalde (bv. aan straling blootgestelde) populaties een toename van kanker is boven de "spontane achtergrondfrequentie" is dus geen eenvoudige taak. Men dient hiervoor beroep te doen op statistische technieken. Men zal trachten na te gaan of er bij aan straling blootgestelde personen een zgn. statistisch significante (d.w.z. niet aan toeval te wijten) toename is in het voorkomen van of de sterfte door welbepaalde kankertypes.

5.2.2.

De problematiek van het oorzakelijke verband Wanneer men na het verrichten van een epidemiologisch onderzoek besluit dat een waargenomen effect bij een groep blootgestelde personen, bv. méér kankergevallen, niet louter door toeval te verklaren is, dan besluit men dat er een verband is, een statistisch significante associatie tussen blootstelling en effect. Een vastgestelde associatie betekent echter in eerste instantie niet meer en niet minder dan het samen voorkomen van de blootstelling en het waargenomen effect in de populatie onder studie! Alvorens men mag besluiten dat dit verband een oorzakelijk verband is, moet evenwel nog aan een aantal essentiële voorwaarden worden voldaan. Dergelijke voorwaarden zijn:

1. de sterkte van de associatie : sterke associaties zijn een sterkere aanwijzing voor een echt oorzakelijk verband dan zwakke associaties, omdat men dan minder verwacht dat een andere en nog onbekende factor de vastgestelde associatie kan verklaren; 2. reproduceerbaarheid : het is van groot belang dat de associatie wordt waargenomen in meerdere studies; 3. het effect komt na de oorzaak : in de tijd moet de blootstelling uiteraard het effect voorafgaan; 4. er is een dosis-effect-gradiënt : zo zal bv. het risico op longkanker toenemen naarmate men meer rookt; 5. biologische verklaarbaarheid : hoewel soms moeilijk te beoordelen, is het oorzakelijk verband waarschijnlijker als het ook biologisch verklaarbaar is. Zo bevat tabaksrook bv. stoffen die bij dierexperimenten kankerverwekkend blijken te zijn. 5.2.3.

Hef kankerrisico bij hoge dosissen Omtrent het kankerverwekkend vermogen van ioniserende straling na blootstelling aan hoge dosissen bestaat niet de minste twijfel : het werd immers duidelijk aangetoond bij een aantal bevolkingsgroepen die in het verleden aan hoge dosissen werden blootgesteld.

SCK-CEN


dec 1998


69

De bestudeerde populaties kunnen in 4 grote groepen ingedeeld worden : • • • • 5.2.3.1.

de overlevenden van de atoombomexplosies boven Hiroshima en Nagasaki; medische blootstellingen; historische professionele blootstellingen; bevolkingsgroepen in hoge mate blootgesteld aan radioactieve neerslag. De overlevenden van Hiroshima en Nagasaki Deze bevolkingsgroep, die nog steeds verder bestudeerd wordt, levert nog steeds de belangrijkste basis voor de evaluatie van de kankerrisico's omwille van de volgende redenen :

• • •

het is de grootste populatie blootgesteld aan hoge dosissen ioniserende straling die grondig bestudeerd werd (~ 86 000 overlevenden waarvan ~ 40 000 bestraalde personen); de blootstelling gebeurde over een breed dosisbereik waardoor veel punten op de dosiseffect-curve gekend zijn; er werd een belangrijke inspanning gedaan om de individuele dosimetrie uit te werken. Er werd een statistisch significante toename vastgesteld van het waargenomen aantal kankergevallen ten opzichte van het verwacht aantal. In het UNSCEAR-rapport van 1994 [5.2:3] werden de geactualiseerde gegevens van de "Life Span Study" gepubliceerd met betrekking tot de leukemie-incidentie voor de periode 1958-1987. Van de 231 leukemiegevallen die waargenomen werden gedurende de bovenvermelde periode waren er ongeveer 75 boven het verwacht aantal. Van de ongeveer 8 600 gevallen van vaste tumoren die waargenomen werden gedurende de bovenvermelde periode, waren er ongeveer 500 boven het verwacht aantal. fig. 11 illustreert het ERR ("Excess Relative Risk", d.w.z. de toename in relatief risico3) in termen van incidentie na blootstelling aan 1 sievert voor een ganse reeks van vaste tumoren. De verticale lijnen ter hoogte van de risicoschattingen zijn een grafische voorstelling van de 90 %-betrouwbaarheidsintervallen. Zoals blijkt zijn deze zelfs na acute blootstelling aan 1 Sievert nog vrij breed. Men kan ook opmerken dat voor een aantal tumoren de vastgestelde toename van het risico (rekening houdend met de gehanteerde betrouwbaarheidsintervallen) niet statistisch significant is (bv. prostaatkanker).

Met ERR wordt de toename in risico bedoeld ten opzichte van het basisrisico bij niet blootgestelde personen (waarvoor het relatief risico RR = 1), uitgedrukt per eenheid van dosis. Bv.: een ERR per sievert van 2 zou bij een gecumuleerde dosis van 1 sievert een relatief risico van 1 + 2 = 3 betekenen voor een b e p a a l d e aandoening, m.a.w. de aandoening komt 3 x meer voor bij personen die een dosis van 1 sievert cumuleerden t.o.v. een vergelijkbare doch niet bestraalde populatie.

SCK-CEN


d e c 1998


70

4 3.5 3 •

2.5 21.5-

10.5 0 -0.5

111 Ijl CL.

E

•—

S

S -2

«_^r •-=

-T—i

-o

.2

5

& I ë^

s

s

en

tig 1'.

"Excess Relative Risk" met beirekking tot incidence van vaste tumoren na blootstelling aan 1 sievert met aanduiding van de 90% betrouwbaarheidsintervallen

Uitgaande van de verdere opvolging van voornamelijk de overlevenden van Hiroshima en Nagasaki werden door de Internationale Commissie voor Stralingsbescherming in de publicatie ICRP nr. 60 (1990) [5.2:31] de volgende risico-coëfficiënten in termen van kankermortaliteit weerhouden: • •

8% per sievert voor een populatie met een leeftijdsdistributie zoals bij beroepshalve blootgestelde personen (18 - 65 jaar) 10% per sievert voor de algemene bevolking (inclusief de meer stralingsgevoelige kinderen) Deze coëfficiënten zijn van toepassing voor acute blootstellingen aan hoge dosissen en hoog dosistempo. De relatieve bijdrage van de verschillende organen en weefsels wordt weergegeven in tab. 31

5.2.3.2.

Medische blootstellingen Momenteel worden hoge dosissen ioniserende straling in de medische sector bijna uitsluitend aangewend in de radiotherapie ter behandeling van bepaalde kankers. In het verleden werden hoge dosissen bovendien aangewend voor de behandeling van diverse goedaardige aandoeningen. Ook in de radiodiagnostiek werden patiënten soms aan hoge stralingsdosissen blootgesteld. Het was pas heel wat jaren nadien dat de nefaste gevolgen zich manifesteerden wat betreft kankerinductie. Als gevolg hiervan heeft men, met uitzondering van kankerbehandeling, bijna alle radiotherapeutische aanwendingen verbannen, en is men bij radiotherapeutische en diagnostische toepassingen veel meer aandacht gaan besteden aan de stralingsbeschermingsaspecten, hetgeen resulteerde in een beduidende dosisreductie, en dit zowel voor de patiënt als voor het medisch personeel. Tab. 32 tot tab. 35 geven een aantal voorbeelden van statistisch significant toegenomen kankerrisico's m.b.t. historische medische blootstellingen weergegeven. Deze hebben

SCK-CEN


dec 1998


71

Deze hebben voornamelijk betrekking op bestralingen van een goedaardig vergrote zwezerik bij kinderen, X-stralentherapie voor bepaalde schimmelinfecties van de hoofdhuid (Tinea Capitis), intraveneuze inspuitingen van radium-224 ter behandeling van o.a. beendertuberculose, herhaalde röntgendoorlichtingen in verband met de behandeling van longtuberculose, enz. Er dient wel benadrukt dat de studies met betrekking tot deze vroegere medische blootstellingen niet zo geschikt zijn voor het opstellen van dosis-effect-curven doordat de ontvangen dosissen slechts bij benadering gekend zijn. Daarom wordt het toegevoegd risico (betreffende incidentie of mortaliteit] niet per eenheid van dosis vermeld.

tab. 31 Weefsel of orgaan

blaas beenmerg botoppervlak borstklier dikke darm lever long slokdarm ovarium huid maag schildklier overige Subtotaal

Relatieve bijdrage van de verschillende organen en weefsels tot de globale schade volgens ICRP nr. 60(1990) Kans op fatale kanker (% per Sv)

Letalitelts-fractie (%)

algemene werknemers bevolking 0.30 0.24 0.50 0.40 0.05 0.04 0.20 0.16 0.85 0.68 0.15 0.12 0.85 0.68 0.30 0.24 0.10 0.08 0.02 0.02 1.10 0.8S 0.08 0.06 0.50 0.40 5.00 4.00 Kans op ernstige erfelijke afwijkingen 1.00 0.60

Verminderde levensverwachting Ciaren)

50 99 70 50 55 95 95 95 70 0.2 90 10 71

Schade (% per Sv)

algemene bevolking 0.29 1.04 0.07 0.36 1.03 0.16 0.80 0.24 0.15 0.04 1.00 0.15 0.59 5.92

9.8 30.9 15.0 18.2 12.5 15.0 13.5 11.5 16.8 15.0 12.4 15.0 13.7

werknemers 0.24 0.83 0.06 0.29 0.82 0.13 0.64 0.19 0.12 0.03 0.80 0.12 0.47 4.74

Gonaden 20 1.33 0.80 TOTAAL (afgerond) 7.30 5.60 Er dient benadrukt dat het cijfermateriaal een foutieve indruk van nauwkeurigheid kan geven. Het is nie1 de bedoeling om uitgaande van opgelopen dosissen met deze getallen een te verwachten effect te gaan becijferen. De ICRP tracht enkel een conservatieve schatting te bekomen van de schade t.g.v. chronische blootstelling aan lage dosissen ioniserende straling, uitgaande van de kennis in het gebied van de hoge dosissen en hoge dosistempi. Er bestaat echter een onzekerheidsmarge bii de extrapolatie naar het laqe dosisgebied (zie tekst).

tab. 32

incidentie van schildklier- en borstkanker bij - 2 600 personen behandeld met X-stralen voor hypertrofie van de thymus in de kinderjaren (Rochester-cohorte) Waargenomen

Verwacht

aantal

aantal

schildklier

borstklier

schildklierkanker

37

2.7

1.4

-

borstkanker

22

7.8

-

0.76

tab. 33

Incidentie van enkele kankertypes bij - 1 0 800 personen behandeld met X-stralen voor Tinea Capitis in de kinderjaren Waargenomen aantal

schildklierkanker 43 huidkanker 42 kanker CZS* 60 * Centraal zenuwstelsel (hersenen inbegrepen)

SCK-CEN

Gemiddelde dosis (Gy)

Verwacht aantal 10.7 10 8.1

schildklier

Gemiddelde dosis (Gy) huid

0.1 -

6.8 -


CZS* 1.5

d e c 1998

72


tab. 34

Incidentie van botkanker en leukemie bij -900 personen behandeld met intraveneuze inspuitingen van 224Ra voor diverse aandoeningen

botkanker leukemie 1

Waargenomen aantal

Verwacht aantal

54 6

0.2 2

Gemiddelde dosis (Gy) beenmerg

bot 4 -

_ N.G.'

N.G.: niet qekend

tab. 35

Mortaliteit door borstkanker bij -19 000 vrouwen die in het kader van de behandeling van longtuberculose herhaalde fluoroscopische onderzoeken ondergingen Waargenomen aantal

Verwacht aantal

212

157.5

borstkanker

5.2.3.3.

Gemiddelde dosis borstklier (Gy) 0.43

Historische professionele blootstellingen In de eerste helft van deze eeuw waren de langetermijneffecten van ioniserende straling nog niet zo goed gedocumenteerd, en de stralingsbeschermingsnormen overeenkomstig nog nief zo streng als heden ten dage. Voornamelijk in die tijdsperiode werden werknemers soms aan hoge dosissen blootgesteld n.a.v. uitwendige bestraling en/of inwendige besmetting. Het betrof hier bv. vrouwen die radiumbevattende verf op wijzerplaten van o.a. uurwerken dienden aan te brengen, en alzo tengevolge van de ernstige inwendige besmetting beender- en sinuskankers opliepen. Ook radiologen werkzaam gedurende de eerste 2 decennia van deze eeuw cumuleerden gedurende hun carrière dikwijls zeer hoge dosissen (tot 20 Gy!). In deze beroepsgroep werd dan ook een sterk toegenomen risico op huidkanker en leukemie vastgesteld. Eveneens illustratief zijn de studies betreffende ondergrondse mijnwerkers in uranium-, zink- en ijzermijnen. Door de indertijd onvoldoende ventilatie was de concentratie van het radioactief radongas en de hieruit gevormde vervalproducten soms zeer hoog, met een uitgesproken toename van het longkankerrisico tot gevolg (zie tab. 36).

tab. 36

Gegevens met betrekking tot mortaliteit door longkanker in enkele mijnwerkerspopulaties

Bestudeerde populatie

bestudeerde

Opvolgingsperiode

Aantal personen

Gemid. gecumuleerde effect, dosis {Sv)

Waargenomen aantal

Verwacht aantal

1951-'82 1957-'8S 1953-85

2 975 3 469 4 042

2.55 0.55 1.13

157 68 574

48.7 17 122

1951-76

1 292

0.4?

51

14.9

Uraniummijnen Colorado (USA)1 Nieuw Mexico (USA) Bohemen (Tsjechië] Uzerertsmijnen

Malmberaet (Zweden) De personen met een gecumuleerde effectieve dosis boven de 10 Sv werden niet opgenomen in deze studie omdat vanaf deze dosis er een mogelijkheid bestaat van celdood naast het optreden van longkanker.

5.2.3.4.

Bevolkingsgroepen in hoge mate blootgesteld aan radioactieve neerslag Bekend in dit verband is de accidentele blootstelling van enkele honderden bewoners van de Marshall-eilanden aan versgevormde kernsplijtingsproducten tengevolge van een onverwachte verandering van windrichting na de atmosferische kernwapentest "Bravo" op het Bikini-atol in 1954. De belangrijkste blootstelling was die van de schildklier door concentratie van het ingenomen radioactief jodium in dit orgaan, met een toegenomen schildklierkankerrisico tot gevolg (9 gevallen over een opvolgingsperiode van 32 jaar, zijnde ongeveer het viervoudige van het verwacht aantal).

SCK-CEN


d e c 1998

73


Meer recent heeft het reactorongeval in Tsjernobyl (26.04.1986) terug op dramatische wijze in herinnering gebracht dat vooral de blootstelling aan radioactief jodium, aanwezig in receni gevormde kernsplijtingsproducten, de risico's op lange termijn bepaalt. Zoals hoger vermeld wordt jodium door de schildklier geconcentreerd, en alzo ontvangt dit orgaan veruit de hoogste dosis. Reeds in 1992 werden door Kazakov et al. gegevens gepubliceerd die wezen op een toename van schildklierkanker bij kinderen jonger dan 15 jaar in Wit-Rusland. Als gevolg van deze verontrustende bevindingen werd door de Wereldgezondheidsorganisatie in 1991 een internationaal programma opgestart, namelijk de IPHECA (International Programme on the Health Effects of the Chernobyl Accident). Dit programma was vrij snel operationeel in de 3 staten die het meest besmet werden door de radioactieve neerslag (Wit-Rusland, de Russische Federatie en Oekraïne). Tot op heden wordt de stijging van het aantal schildklierkankers bij kinderen die op jonge leeftijd ernstige jodiumbesmettingen van de schildklier opliepen als het enige duidelijk waargenomen effect van het Tsjernobyl-ongeval weerhouden. De toename was het meest uitgesproken in Wit-Rusland, maar hier waren de schildklierdosissen ook het hoogst. In tab. 37 wordt ter illustratie de verdeling van de schildklierdosissen bij kinderen in de meest besmette gebieden (Gomel regio) weergegeven [5.2:72]. Schildklierdosis bij kinderen in districten onder strikte controle in de Gomel-regio

tab 37

Dosis

% van de kinderen

>10Gy 5-10Gy 2-5 Gy 1- 2 G y >1 Gy

1 2 8 12 23

Ongeveer 10 % van de kinderen liepen hier schildklierdosissen op boven 2 Gy, en het is dan ook niet te verwonderen dat in deze regio binnen Wit-Rusland relatief het hoogste aantal schildklierkankers werd vastgesteld : zie tab. 38 [5.2.73J. In 1994 bedroeg de jaarlijkse incidentie van schildklierkanker bij kinderen in Wif-Rusland ongeveer 36 gevallen per miljoen kinderen; vóór het ongeval was deze incidentie maximum 1 per miljoen kinderen. Incidentie schildklierkanker bij kinderen in Wit-Rusland

tab. 38 Reaio

Jaar 86

87

88

89

90

Totaal 91

92

93

94

95

34

36

44

48

226

66

79

82

91

424

1

2 1 1' Gomel 2 3 , 14 43 4 S 6 7 Totaal 2 4 5 7 29 59 Alle kinderen zijn ionqer dan 15 jaar op hef ogenblik van heelkundige ingreep.

Ook in de Oekraïne werd er vanaf 1990 een progressieve stijging van het aantal schildklierkankers bij kinderen waargenomen, maar deze toename was wel minder uitgesproken dan in Wit-Rusland, conform de lagere graad van besmetting : zie tab. 39 [5.2:73]. Vanaf 1987 tot einde 1994 werden in totaal voor Wit-Rusland en Oekraïne samen ongeveer 530 gevallen van schildklierkanker in een populatie van ongeveer 13 miljoen kinderen vastgesteld.

SCK-CEN

Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelles sur I'energie nucléaire

dec 1998

74


tab. 39

Incidentje schildklierkanker bij kinderen in Oekraïne

Jaar

Regio "gecontamineerd" "niet-gecontami-neerd"

Totaal

86 3 5

87 0 7

88

2 6

89 4 7

90 12 14

91 13 9

92 34 13

93 28 15

94 25 14

11 39 7 8 47 43 26 22 Alle cinderen zijn jonger dan 15 jaar op het ogenblik van de heelkundige ingreep

8

Totaal

Aantal kinderen

121 90

2 000 000 8 800 000

211

10 800 000 •

Recent werd er ook een beginnende toename van schildklierkanker beschreven bij volwassenen in de algemene bevolking van de meest besmette gebieden, alsmede bij personen die hebben meegewerkt aan de herstelwerkzaamheden na het ongeval. Momenteel (11 jaar na het ongeval) is er echter nog geen officiële bevestiging van deze gegevens, maar het is alleszins duidelijk dat de huidige studies dienen verdergezet te worden, gezien de lange latentietijd vooraleer schildklierkanker zich kan manifesteren. Na vrijzetting van verse kemsplijtingsprodukten ten gevolge van kernreactorongevallen kan het ter preventie van schilklierkanker (vooral bij het kind) zinvol zijn om zo snel mogelijk de schildklier te verzadigen met stabiel jodium. Dit dient echter wel te gebeuren in functie van de schildklierdosis die men hiermee kan vermijden (zie tab. 40). Wanneer geïndiceerd moet de toediening dan wel voldoende snel geschieden (zie tab. 41). Tenslotte kan nog vermeld worden dat er na het ongeval van Tsjernobyl nergens een significante stijging in de algemene kankersterfte, noch in het voorkomen van en sterfte door leukemie gedocumenteerd werd, zelfs niet voor de meest blootgestelde populaties. tab 40

Indicatie Kl-toedlening in functie van de te verwachten schildklierdosis (S.D.)

S.D. < 50 mSv S.D. > 500 mSv 50 mSv < S.D. < 500 mSv

j j e e n bediening

ia overleg

Toediening van KI en effect op de fixatie van radioactief jodium (I*)

tab. 41

Toediening KI voorafgaandelijk of onmiddellijk na blootstelling na 1 uur na 3 uur na 12 uur 5.2.4. 5.2.4.1.

Fixatie 1* verlaagt met: - 100% -90% -60% verwaarloosbaar

Het risico bij lage dosissen Risicofactoren Niettegenstaande men tot op heden nog geen rechtstreekse effecten bij lage dosissen heeft kunnen vaststellen, dient men voor stralingsbeschermingsdoeleinden toch te beschikken over risico-coëfficiënten toepasbaar op chronische blootstellingen aan lage dosissen en lage dosistempi (zoals bv. bij professionele blootstellingen). Daartoe maakt de 1CRP (International Commission on Radiological Protection) gebruik van een reductiefactor bij extrapolatie van de risicoschattingen van hoge dosissen naar het lage dosisgebied. Deze reductiefactor houdt rekening met de grotere invloed van herstelmechanismen in dit lage dosisgebied. Radiobiologisch onderzoek wijst uit dat deze reductiefactor zich meestal situeert tussen 2 en 10. Voorzichtigheidshalve neemt de ICRP in haar publicatie nr. 60 [5.2:31] een waarde gelijk aan 2. De bovenvermelde kankersterfterisicocijfers voor

SCK-CEN


dec 1998


75

hoge dosissen worden alzo voor chronische blootstellingen aan lage dosissen (onder 0.2 sievert) gereduceerd tot: 4 % kankermortaliteit per sievert voor beroepshalve blootgestelden 5 % kankermortaliteit per sievert voor de algemene bevolking.

5.2.4.2.

Studies bij werknemers uit de nucleaire sector Werknemers van nucleaire bedrijven zijn een belangrijke studiepopulatie omdat ze door hun werkzaamheden chronisch blootstaan aan lage dosissen ioniserende straling (boven de natuurlijke achtergrondstraling) en omdat die blootstellingen meestal goed individueel gedocumenteerd zijn. Gedurende de laatste 10 jaar zijn heel wat studies over werknemers uit de nucleaire sector gepubliceerd. Algemeen kan men vaststellen dat de totaal gecumuleerde lichaamsdosis gedurende de carrière meestal laag is (minder dan 50 millisievert; dit is de huidige wettelijke limiet voor 1 jaar tewerkstelling). Alzo is het niet te verwonderen dat de risicoschattingen bekomen in werknemersstudies (omwille van de grote onzekerheidsmarges op die schattingen) niet kunnen gebruikt worden om op rechtstreekse wijze de risicofactoren in het lage dosisdomein te bepalen. Zoals hierboven vermeld worden de risicofactoren i.v.m. blootstelling aan lage dosissen geschat door extrapolatie van gegevens bekomen in het gebied der hoge dosissen. Om deze bevindingen te toetsen kunnen epidemiologische onderzoeken in het lage dosisdomein gebruikt worden. In tab. 42 worden een aantal belangrijke werknemersstudies voorgesteld. Voor geen enkel kankertype echter wordt in deze individuele studies bij herhaling een significant verhoogde sterfte teruggevonden. In vergelijking met de algemene bevolking is de totale sterfte (alle oorzaken) en de sterfte door kanker (alle types) zelfs meestal lager. Fenomenen zoals het "healthy worker effect" beïnvloeden de resultaten van deze "externe" vergelijkingen tussen werknemers en de algemene bevolking. Aangezien werknemers een gezonde selectie uit de algemene bevolking vertegenwoordigen, is de sterfte in deze bevolkingsgroep over het algemeen lager, mede gezien het meer doorgedreven periodiek arbeidsgeneeskundig toezicht. In de meeste studies werden daarom ook naast de externe vergelijkingen, werknemers van verschillende dosiscategorieën onderling vergeleken. In de meeste studies was er geen bewijs voor een significante associatie tussen totale kankersterfte en gecumuleerde dosis, maar stelde men wel een licht positieve trend vast ( tab. 42). Enkel in Oak Ridge Nat. Laboratory in de USA en in de Atomic Weapons Establishment in het Verenigd Koninkrijk werd een significante associatie vastgesteld. Met sterfte door leukemie werd wel vaker een associatie vastgesteld, o.a. in de Studie van Wiggs in de Verenigde Staten, bij de werknemers van Sellafield in het Verenigd Koninkrijk en bij de studie van de National Registry of Radiation Workers (NRRW) waar de werknemers van Sellafield deel van uitmaken, en ook in Canada bij werknemers van de Atomic Energy of Canada Ltd. (AECL). In individuele studies werd wel eens een significante toename van bepaalde kankertypes vastgesteld in functie van de totale lichaamsdosis, maar er is wat dit betreft weinig coherentie tussen deze verschillende studies. De belangrijkste opmerking bij de huidige stand van epidemiologisch onderzoek bij werknemers blijft evenwel dat de risicoschattingen sterk variëren en zeer brede onzekerheidsmarges hebben door een gebrek aan statistisch vermogen van de individuele studies, ondanks het feit dat in sommige van deze studies toch een groot aantal personen opgevolgd werden. Dit komt voornamelijk omwille van de eerder geringe stralingsblootstelling van nucleaire werknemers en het feit dat het potentieel daaruit resulterend toegevoegd kankerriciso zeer klein is ten opzicht van het "spontaan" kankerrisico in de algemene bevolking (cfr. supra). Moest het professioneel stralingsgeïnduceerd kankerrisico evenwel meer substantieel zijn, dan had men uiteraard niet zo'n buitengewoon grote onderzoekspopulaties nodig om het professioneel kankerrisico te evalueren. Om te trachten aan bovenvermelde statistische beperkingen te verhelpen, werd een uitgebreid internationaal onderzoek opgezet door het International Agency for Research on Cancer (IARC) in Lyon, dat deel uitmaakt van de Wereldgezondheidsorganisatie. Dit

SCK-CEN


dec 1998


onderzoek heeft tot doel gegevens over werknemers in de nucleaire sector uit verschillende landen samen te voegen op een zo gestandaardiseerd mogelijke manier. Op dit ogenblik werken 14 landen hieraan mee, waaronder ook België. Het Belgisch luik van dit onderzoek wordt uitgevoerd door het SCK-CEN in Mol. De sterfte bij (ex)werknemers van nucleaire bedrijven wordt bestudeerd voor de periode 1953-1994. Alle werknemers die deel uitmaakten van het personeelsbestand van het SCK*CEN, Belgonucléaire, Belgoprocess en Electrabel (kerncentrales van Doel en Tihange) zijn in de studie opgenomen. Vooral de sterfte door kanker wordt bij deze werknemers bestudeerd. Deze kankersterfte wordt vergeleken met de algemene Belgische bevolking, maar ook tussen de werknemers onderling, voor verschillende categorieën van blootstelling aan straling. De Belgische onderzoeksgegevens zullen in de loop van 1998 toegevoegd worden aan het internationaal onderzoek. De publicatie van de globale lARC-studie wordt voorzien in het jaar 2000. tab. 42

Vastgestelde associaties tussen gecumuleerde dosis door uitwendige bestraling en sterfte door kanker

Studie

aantal werknemers type bedrijf gem. gecumuleerde dosis kanker

leukemie

andere

(totaal} Verenigde Staten

n = 47 948

• Hanford/Oak Ridge

wapenproductie, energieproductie, brandstofcyclus, onderzoek

Nat. Lab.(ORNL)/ Rocky Flats combined analysis [5.2:32]

+

-

+* (Hodgkin lymf oom, slokdarm, larynx)

25.9 mSv

Verenigd Koninkrijk • National Registry of Radiation Workers (NRRW) [5.2:34]

+*

n =95 217 wapenproductie, energieproductie, brandstofcyclus, onderzoek 33.6 mSv

• Atomic Weapons Establishment (AWE) [5.2:35]

n = 9 389 wapenproductie

+*

+*

7.8 mSv • Atomic Energy Authority (AEA) [5.2:36]

(long, prostaato)

n = 21545 +*

onderzoek 40.0 mSv

Canada

n = 8 977

• Atomic Energy of Canada Ltd. (AECL) [5.2:37]

energieproductie

(uterus, prostaat) +

+*

-

15.0 mSv

+ = positieve trend +* = significante positieve trend in = voorwerknemers met monitoring voor mogelijke inwendige besmetting

SCK-CEN


dec 1998

77


5.2.4.3.

Omgevingsstudies Naast de hogervermelde studies zijn er de laatste tijd ook cohortstudies verricht in bevolkingsgroepen die in de omgeving van nucleaire installaties wonen. Hierbij wordt de bevolkingsgroep opgevolgd gedurende een wel bepaalde periode en men observeert het voorkomen van (incidentie] en/of de sterfte door (mortaliteit) een reeks aandoeningen. Hierbij wordt het waargenomen aantal vergeleken met het verwacht aantal. Om dit verwacht aantal te bekomen zou men idealiter moeten kunnen beschikken over een controlepopulatie die in alle opzichten vergelijkbaar is met de als "blootgesteld" beschouwde bevolkingsgroep met als enige uitzondering de aanwezigheid van de nucleaire installatie. Dergelijke controle-populaties zijn uiteraard in de praktijk niet voorhanden. Meestal neemt men dan noodgedwongen de nationale bevolking als referentie. Men kan wel correcties toepassen voor het verschil in leeftijds- en geslachtsverdeling en voor de kalenderperiode. De waargenomen en verwachte aantallen worden statistisch verwerkt en er wordt nagegaan of er statistisch significante verschillen bestaan. Belangrijk om te benadrukken is dat dergelijke cohortstudies enkel toelaten vast te stellen of er een eventueel samen voorkomen is van diverse factoren (associatie). Dit is evenwel niet het bewijs van een oorzaak-gevolg-relatie. In dit verband wordt verwezen naar 5.2.2. Omgevingsstudies rond kerninstallaties worden bovendien in de meeste gevallen om psychologische redenen verricht (angst bij de omgevende bevolking) en niet zozeer uit het oogmerk van een bezorgdheid i.v.m. aspecten van stralingsbescherming : de supplementaire stralingsbelasting voor de omgevende bevolking is meestal slechts een kleine fractie van de fluctuaties in de natuurlijke stralingsdosis van streek tot streek. Wanneer de nucleaire installaties zich bv. bevinden in een streek met een lage natuurlijke achtergrondstraling is het hoegenaamd niet denkbeeldig dat de "blootgestelde" bevolking rond de nucleaire installaties globaal genomen zelfs minder stralingsdosis ontvangt dan het gemiddelde voor de nationale bevolking die (in de meeste studies) als "controie'-populatie fungeert... De resultaten van.de voornaamste cohortstudies bij populaties die in de nabijheid van nucleaire installaties wonen, worden weergegeven in tab. 43 voor wat betreft de verrichte mortaliteitsstudies, en in tab. 44 voor wat betreft de incidentiestudies.

tab. 43

Cohortstudies met betrekking tot mortaliteit door leukemie in de omgeving van nucleaire installaties

Land (en aantal bestudeerde installaties)

Referentie

Periode

Leeftijdscategorie

Verenigd Koninkrijk (15) Frankrijk (1, La Hague)

[5.2:43] [5.2:44] [5.2:45] [5.2:46] [5.2:47]

1969-1978

0-24 j . 0-24 j . 0-24 j . 0-24 j . 0-lOj. 0-14J.

Frankrijk (6) Verenigde Staten (62) Canada (5)

SCK'CEN

[5.2:48]

1970-1982 1968-1986 1968-1987 1950-1984 1950-1987

Significante toename van mortaliteit door leukemie Ja (p<0.01) Neen Neen Neen Neen Neen


dec 1998

Effecten van ioniserende sfraling - 5. Gezondheidsrisico's

tab. 44

78

Cohortstudies met betrekking tot incidentie van leukemie en/of lymfoom in de omgeving van nucleaire insfaflafies.

Land (en aantal bestudeerde installaties)

Ref.

Periode

Leeftijdscategorie

Ziekte

Significante toename incidentie

[5.2:49]

1955-1984

0-24 j .

L

(*)

straal van 25 km

[5.2:50]

1968-1984

0-24 j .

L

Neen

straal van 12.5 km

[5.2:50]

straal van 25 km

[5.2:50]

straal van 12.5 km

[5.2:50]

Verenigd Koninkrijk (1,Sellafield) Verenigd Koninkrijk (1, Dounreay)

Ja (p<0.05) Ja(pO.OOl)

1979-1984

Ja (pO.001)

Verenigd Koninkrijk (2. Aldermaston en Burghfield)

[5.2:51]

1972-1985

0-14 j .

L

Ja (p<0.05)

Verenigd Koninkrijk

[5.2:52]

1964-1986

0-24 j .

L + LY

Ja(p<0.01) Neen

(1, Hinkiey Point)

1974-1986

Duitsland (20)

[5.2:50]

1980-1990

0-14J.

AL

Canada (5, Ontario)

[5.2:48]

1964-1986

0-14 j .

L

Neen

Frankrijk ( 1 , La Hague)

[5.2:54]

1978-1990

0-24 j .

L

Neen

L = Leukemie

AL = Acute Leukemie

Neen

LY = Lymfomen

(*) In het rapport van Black waren er onvoldoende gegevens beschikbaar o m te bepalen of d e t o e n a m e statistisch significant was.

Zoals blijkt werden talrijke omgevingsstudies verricht rond nucleaire sites. In een aantal van deze studies (meestal in het Verenigd Koninkrijk) werd een toename van leukemie bij jongeren waargenomen. Voornamelijk de waarnemingen in het dorpje Seascale, ongeveer 5 km ten zuiden van de opwerkingsfabriek van Sellafield, waar door de media werd gewezen op een abnormaal hoog aantal gevallen van leukemie op jonge leeftijd, hebben sterk in de belangstelling gestaan. Deze waarnemingen werden later bevestigd door wetenschappelijk onderzoek. Eén van de studies toonde aan dat tot midden '86 er 5 sterfgevallen ten gevolge van leukemie werden waargenomen bij ongeveer 1 000 kinderen geboren uit moeders woonachtig in Seascale in de jaren 1950 - 1983. Het verwacht aantal gebaseerd op nationale cijfers met betrekking tot dezelfde periode was 0.53 [5.2:49]. In eerste instantie werd dit verschijnsel door de media toegeschreven aan radioactieve besmetting van de omgeving ten gevolge van lozingen. Uitgaande van berekeningen van de resulterende dosisbelasfing voor de bevolking kwamen wetenschappers tot het besluit dat het verschijnsel hierdoor niet kon verklaard worden. Daarom werd dan ook gezocht naar andere verklaringen. Een hypothese die aldus naar voor geschoven werd, bestond in een indirect effect, namelijk bestraling vóór de conceptie van de festikels van de vaders tewerkgesteld in de nucleaire industrie. De studie van Gardner m.b.t. Sellafield scheen aanvankelijk deze associatie (op hoog significante wijze) te ondersteunen. Ze was evenwel gebaseerd op een zeer klein aantal gevallen, met bijgevolg een zeer grote onzekerheidsmarge betreffende de risicoschattingen. Nadien uitgevoerde studies, zowel in Groot-Brittannië als in andere landen, o.a. Canada en Duitsland, lieten bovendien niet toe deze hypothese te bevestigen. De hypothese van Gardner was eveneens in tegenspraak met de eerdere bevindingen bij het nageslacht van meer dan 7 000 bestraalde inwoners van Hiroshima en Nagasaki, waarbij geen toename van leukemie werd waargenomen, ondanks hef feit dat het hier ging om een veel hogere en een acuut ontvangen stralingsdosis (o.a. ter hoogte van de testikels).

SCK-CEN


dec 1998


79

M.b.t. de studie van Gardner in en rond Sellafield was het bovendien zeer merkwaardig dat het voorkomen van leukemie-clusters4 bij jongeren zich beperkte tot het dorpje Seascale. Er werd immers geen toename van leukemie bij jongeren waargenomen in de rest van de bestudeerde regio (het district Cumbria), en dit niettegenstaande het feit dat hier 92 % van de geboorten van kinderen van Seilafieldwerknemers plaatsvond gedurende de bestudeerde periode, en het feit dat de vaders van deze kinderen 93 % van de totale stralingsdosis van het werknemersbestand vóór de conceptie hadden gecumuleerd. Indien beroepsmatig ontvangen stralingsdosissen de oorzaak zouden zijn van leukemie in het nageslacht, dan hadden - uitgaande van die 93 % - juist veel meer gevallen van leukemie moeten optreden in de rest van het district Cumbria buiten Seascale. Dit pleit dus tegen de hypothese van Gardner die stelt dat het optreden van leukemie bij het nageslacht het resultaat zou zijn van een mutageen effect van ioniserende straling op de geslachtscellen van de vaders. Men mag alzo stellen dat de studie van Gardner, die veel beroering heeft veroorzaakt in de nucleaire sector, een illustratie is van de voorzichtigheid waarmee associaties die gevonden worden in sommige epidemiologische studies geïnterpreteerd moeten worden, zelfs al zijn deze associaties statistisch significant. Recent verschenen in de pers terug sensationele berichten over een zgn. "toename" van leukemie voor de periode 1978 - 1993 bij ongeveer 60 000 jeugdige inwoners (de bevolkingsgroep jonger dan 25 jaar) woonachtig in een straal van 35 km rond de nucleaire opwerkingsinstallaties van La Hague. Er werden in deze regio voor de vermelde periode bij deze bevolkingsgroep 25 gevallen van leukemie waargenomen, waar men volgens de nationale cijfers "slechts 22.8" gevallen zou mogen vastgesteld hebben. Deze (zelfs niet statistisch significante) toename bracht toch weer heel wat beroering in de internationale pers teweeg. In een bijkomende studie concludeerden de auteurs (Viel en Pobel) dat er een "overtuigende" statistisch significante associatie bestond met factoren gerelateerd aan radioactiviteit aanwezig in het maritieme ecosysteem, m.n. het consumeren van vis en zeevruchten uit de regio, alsmede het gebruik van de plaatselijke stranden. Denis Bard, hoofd van de dienst Epidemiologie van het IPSN (Institut de Protection et de Söreté Nucléaire) evalueerde deze beweringen n.a.v. de radioactiviteitsmetingen in het desbetreffende ecosysteem als "assez gratuite". Ook professor Stather van de NRPB (National Radiation Protection Board) in Groot-Brittannië stelt dat de gebruikte onderzoeksmethode vatbaar is voor verstorende factoren (veel informatie i.v.m. de tweede studie is enkel bekomen via enquêtes, en niet op objectieve wijze te kwantificeren), en ook hij beschouwt de associatie als louter toevallig. De epidemiologen verbonden aan het INSERM (Institut National de la Santé et de la Recherche Médicale) stellen dat het meer dan voorbarig is om oorzaak-gevolg-relafies te suggereren uitgaande van bepaalde niet exact te kwantificeren parameters; daar waar er bovendien op dit ogenblik niet het minste wetenschappelijk bewijs bestaat voor een reëel toegenomen risico op leukemie in de beschreven regio rond La Hague. Bovendien is het in andere studies reeds aangetoond dat men artificieel clusters herhaaldelijk kan doen verschijnen en verdwijnen door de straal van de onderzochte regio progressief te laten toenemen of afnemen. Het is dan ook merkwaardig dat in deze studie de analyse slechts verricht werd voor een straal die een zeer uitgebreid gebied bestrijkt; een gebied dat bovendien in het kader van supplementaire blootstelling van de bevolking tengevolge van lozingen als weinig representatief kan beschouwd worden (m.n. een regio met een straal van 35 km). De meeste omgevingsstudies die verricht werden hebben geen statistisch significante toename van leukemie in de bevolking rond nucleaire installaties kunnen aantonen, en rekening houdend met de minieme stralingsbelasting - zelfs t.o.v. de fluctuaties in dosis ontvangen van natuurlijke oorsprong - is het niet te verwachten dat dit ooit zal kunnen gebeuren. Het enige positieve aspect van al deze (meestal sensatiegerichte) berichtgeving in de media is misschien wel dat de verantwoordelijken voor de uitbating van nucleaire installaties steeds meer gedwongen worden om het volgen van een ALARA-filosofie ("As Low As Reasonably Achievable") voor wat betreft de milieu-impact van alle lozingen te bewijzen. Het in tijd en plaats geïsoleerd voorkomen van een sterk verhoogde incidentie van leukemie wordt "clustering" genoemd. Er werden reeds heel wat leukemie-clusfers beschreven, en dit buiten de nucleaire sector. Omwille van o.a. het geïsoleerd voorkomen worden virusinfecties als mogelijke oorzakelijke factoren weerhouden.

SCK-CEN


dec 1998


80

Terecht zal de industrie in het algemeen meer en meer moeten streven naar zgn. "nullozingen" om redenen van volksgezondheid (cfr. het cumulatief effect van de zeer talrijke en meest diverse lozingen waarvoor men hoe langer hoe minder het argument kan gebruiken dat er "toch verdunning" optreedt). Anderzijds is het zeker geen pro-nucleair standpunt om te stellen dat in dit laatste verband de prioriteiten evenwel niet in de nucleaire sector dienen gezocht te worden. 5.2.4.4.

Studies bij bewoners van gebieden met hoge natuurlijke straling De natuurlijke blootstelling aan ioniserende straling kan sterk variëren van streek tot streek; zo kan het jaarlijks supplement dat inwoners van streken met een hoge achtergrondstraling ontvangen ten opzicht van de gemiddelde natuurlijke stralingsblootstelling op wereldvlak meer dan duizend maal groter zijn dan het supplement dat bv. de inwoners in België gemiddeld op jaarbasis ontvangen t.g.v. de Belgische nucleaire industrie. De bewoners van streken met een hoge achtergrondstraling worden hier gedurende hun ganse leven aan blootgesteld, vanaf zeer jonge leeftijd, en vaak ook gedurende meerdere generaties. Vandaar dat men herhaaldelijk heeft gepoogd om het voorkomen van kanker en de sterfte door kanker te vergelijken tussen streken met een beduidend verschil in achtergrondstraling. Streken waar de natuurlijke achtergrondstraling hoog is, vindt men bv. in India (Kerala), Brazilië (Guarapari), China (Guangdong) enz... In bepaalde van deze streken werden er wel herhaaldelijk meer chromosomale afwijkingen vastgesteld, doch evenwel geen hogere kankersterfte. Er werden ook geografische correlatiestudies verricht in het Verenigd Koninkrijk, de Verenigde Staten en in Frankrijk. Hier kwam men tot wisselende bevindingen. De interpretatie van dergelijke geografische vergelijkingen moet met de nodige voorzichtigheid gebeuren omwille van de vele "verstorende" factoren die tot toevallige associaties kunnen leiden.

SCK-CEN


dec 1998


81

REFERENTIES

[5.2:1] Hill, A B. The environment and disease. Association or causation? Proc. R. Soc. Med. 58:295-300(1965). [5.2:2] Rothman, K. Modern Epidemiology. Little, Brown and Company, Boston/Toronto, 1986. [5.2:3] United Nations, p. 104 in: Sources and Effects of Ionizing Radiation. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, 1994. Report to the General Assembly, with scientific annexes. United Nations sales publication E.94.IX.11. United Nations, New York, 1994. [5.2:4] Ron, E., D.L. Preston, K. Mabuchi et al. Cancer incidence in atomic bomb survivors. Part IV: Comparison of cancer incidence and mortality. Radiat. Res. 137: S98S 112 (1994). [5.2:5] Thompson, D.E., K. Mabuchi, E. Ron et al. Cancer incidence in atomic bomb survivors. Part II: Solid tumors, 1959-87. Radiat. Res. 137: S 17-S67 (1994). [5.2:6] Darby S.C., R. Doll, S.K. Gill et al. Longterm mortality after a single treatment course with X-rays in patients treated for ankylosing spondylitis. Br. J. Cancer 55: 179-190 (1987). [5.2:7] Lewis, C.A., PG. Smith, I.M. Straton et a\. Estimated radiation doses to different organs among patients treated for ankylosing spondylitis with a single course of X-rays. Br. J. Radiol. 61:212-220(1988) [5.2:8] Shore, R.E., N. Hildreth, P. Ovoretsky et al. Thyroid cancer among persons given X-ray treatment in infancy for an enlarged thymus gland. Am. J. Epidemiol. 137: 1068-1080 (1993). [5.2:9] Hildreth, N.G., R.E. Shore and P.M. Dvoretsky. The risk of breast cancer after irradiation of the thymus in infancy. N. Engl. J. Med. 321: 1281 -1284 (1989). [5.2:10] Ron, E., B. Modan, D.L. Preston et al. Thyroid neoplasia following low-dose radiation in childhood. Radiat. Res. 120:516-531 (1989). [5.2:11] Ron, E., B. Modan, J.D. Boice Jr. et al. Tumors of the brain and nervous system after radiotherapy in childhood. N. Engl. J. Med. 319:1033-1039 (1988). [5.2:12] Ron, E., B. Modan, D.L. Preston et al. Radiation-induced skin carcinomas of the head and neck. Radiat. Res. 125:318-325 (1991). [5.2:13] Spiess, H. and C.W. Mays. Protraction effect on bone-carcinoma induction of radium-224 in children and adults, p. 437-450 in: Radionuclide Carcinogenesis. (C.L. Sanders et al., eds.) CONF-720505 (1973). [5.2:14] Mays, C.W. Alpha-particle-induced cancer in humans. Health. Phys. 55: 637-652 (1988). [5.2:15] Spiess, H., C.W. Mays and D. Chmelevsky. Malignancies in patients injected with 224Ra. p. 7-12 in: Risks from Radium and Thorotrast. BIR Report 21. {D.M. Taylor et al., eds.) British Institute of Radiology, London, 1989. [5.2:16] Miller, A.B., G.R. Howe, G.J. Sherman et al. Mortality from breast cancer after irradiation during fluoroscopic examinations in patients being treated for tuberculosis. Engl. J. Med. 321: 1285-1289(1989). [5.2:17] van Kaick, G., H. Wesch, H. Lührs et al. The German thorotrast study-report on 20 years follow-up, p. 98-104 in: Risks from Radium and Thorotrast. BIR Report 21. (D.M. Taylor et al., eds.) British Institute of Radiology, London, 1989. [5.2:18] Rowland, R.E., L.F.Jr. Henry. Radium Dial Workers, p. 231-240 in: Radiation Carcinogenesis : Epidemiology and Biological Significance (J.D. Boice, Jr., J.F Fraumeni, Jr., eds) Raven Press, New York, 1984. [5.2:19] International Commission on Radiological Protection. Protection Against Radon222 at Home and at Work. ICRP Publication 65. Pergamon Press, Oxford, 1994. [5.2:20] Committee on Biological Effects of Ionizing Radiation (BEIR IV). Health Risks of Radon and Other Internally Deposited Alpha-Emitters. United States National Academy of Sciences, National Research Council. National Academy Press, Washington, 1988. [5.2:21] Braestrup, C.B. Past and present radiation exposure to radiologists from the point of view of life expectancy. Am. J. Roentgenol. Radium Ther. Nucl. Med. 78:988-992 (1957). [5.2:22] Smith, P,G. and R. Doll. Mortality from cancer and all causes among British radiologists. Br. J. Radiol. 54: 187-194 (1981). [5.2:23] Boice, J.D., C.E. Land and D.L. Preston. Ionizing radiation, in: Cancer Epidemiology and Prevention (D. Schottenfeld and J.F. Fraumeni Jr., eds.) Oxford Press, 1994. [5.2:24] Conard, R.A. Late Radiation Effects in Marshall Islanders Exposed to Fallout 28 Years ago. p. 57-71 in: Radiation Carcinogenesis : Epidemiology and Biological Significance (J.D. Boice, Jr., J.F. Fraumeni, Jr., eds.) Raven Press, New York, 1984.

SCK-CEN


dec 1998


82

[5.2:25] International Atomic Energy Agency. Summary Report on the Post-Accident Review Meeting on the Chernobyl Accident. Safety Series No.75-INSAG-I, IAEA, Vienna, 1986. [5.2:26] Govaerts, P., G. Fieuw, J.P. Deworm and T. Zeevaert. Assessment of doses received by the Belgian population due to the Chernobyl releases, SCK.CEN 86.02 (1987). [5.2:27] United Nations, p. 114 in: Sources and Effects of Ionizing Radiation. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, 1993. Report to the General Assembly, with scientific annexes. United Nations sales publication E.94.IX.2. United Nations, New York, 1993. [5.2:28] Gavrilin, J.I., K.I. Gordeev, V.K. Ivanov et al. Estimation of thyroid radiation according to the results of radiation internal monitoring of the Byelorussian population after the Chernobyl accident: features and results. Vestn. Akad. Med. Nauk. SSSR 2:35-43 (1992). [5.2:29] Kazakov, V.S., E.R Demidchik and L.N. Astakhova. Thyroid cancer after Chernobyl. Nature 359: 21 (1992). [5.2:30] European Commission, International Atomic Energy Agency, World Health Organization. One decade after Chernobyl: Summing up the consequences of the accident. International Conference, Vienna, 8-12 april 1996. [5.2:31] International Commission on Radiological Protection. 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 60. Pergamon Press, Oxford, 1990. [5.2:32] Gilbert, E., D. Cragle and L. Wiggs. Updated analysis of combined mortality data on workers at the Hanford site, Oak Ridge National Laboratory, and Rocky Flats Nuclear Weapons Plant. Radiat. Res. 136:408-21 (1993). [5.2:33] Wing, S., C M . Shy, J.L. Wood et al. Mortality of workers at Oak Ridge National Laboratory - evidence of radiation effects in follow-up through 1984. J. Am. Med. Assoc. 265(11): 1397-1402(1991). [5.2:34] Kendall, G.M., C.R. Muirhead, B.H. Me. Gibbon, et al. Mortality and occupational exposure to radiation: first analysis of the national registry of radiation workers (NRRW). Br. Med. J. 304:220-25 (1992) [5.2:35] Beral, V., P. Fraser, L. Carpenter et al. Mortality of employees of the Atomic Weapons Establishment, 1951-82. Br. Med. J. 297: 757-70 (1988). [5.2:36] Fraser, P., L. Carpenter, N. Machonochie et al. Cancer mortality and morbidity in employees of the United Kingdom Atomic Energy Authority, 1946-1986. Br. J. Cancer 67: 615-24(1993). [5.2:37] Gribbin, M.A., J.L. Weeks and G.R. Howe. Cancer mortality (1956-1985) among male employees of Atomic Energy of Canada Limited with respect to occupational exposure to external low-linear-energy-transfer ionizing radiation. Radiat. Res. 133: 375-80 (1993). [5.2:38] Smith, P.G. and A.J. Douglas. Mortality of workers at the Sellafield plant of British Nuclear Fuels. Br. Med. J. 293:845-56 (1986). [5.2:39] Wiggs, L.D., E.R. Johnson, CA. Cox-De-Vore et al. Mortality through 1990 among white male workers at the Los Alamos National Laboratory: considering exposures to Plutonium and external ionizing radiation. Health Phys. 67 (6): 577-88 (1994). [5.2:40] Wiggs, L.D., CA. Cox-DeVore et al. Mortality among workers exposed to external ionizing radiation at a nuclear facility in Ohio. J. Occup. Med.33 :632-637 (1991). [5.2:41] IARC Study Group on Cancer Risk among Nuclear Industry Workers. Direct etimates of cancer mortality due to low doses of ionizing radiation: cancer mortality among nuclear industry workers in three countries. Lancet 344 : 1039-43 (1994] [5.2:42] Cardis, E., E.S. Gilbert, L. Carpenter et al. Effects of low doses and low dose rates of external ionizing radiation: cancer mortality among nuclear industry workers in three countries. Radiat. Res. 142: 117-32 (1995). [5.2:43] Cook-Mozaffari, P.J., S.C. Darby, R. Doll, D. Forman, C. Hermon, P.C. Pike and T. Vincent. Geographical variations in mortality from leukaemia and other cancers in England and Wales in relation to proximity to nuclear installations, 1969-1978. Brit. J. Cancer (59:476-485(1989). [5.2:44] Dousset, M. Cancer mortality around La Hague nuclear facilities. Health Phys. 56: 875-884(1989). [5.2:45] Viel, J.F. and S.T. Richardson. Childhood leukaemia around the La Hague nuclear waste reprocessing plant. Br. Med. J. 300: 580-581 (1990). [5.2:46] Hill, C. and A. Laplanche. Overall mortality and cancer mortality around french nuclear sites. Nature 347: 755-757 (1990).

SCK-CEN


dec 1998


83

[5.2:47] Jablon, S., Z. Hrubec a n d J.D. Boice. Cancer in populations living near nuclear facilities, a survey of mortality nationwide a n d incidence in t w o States. JAMA 265: 1403-1408 (1991). [5.2:48] McLaughlin, J.R., E.A. Clarke, E.D. Nishri a n d T.W.Anderson. Childhood leukaemia in the vicinity of C a n a d i a n nuclear facilities. Cancer Causes Control 4:51-58 (1993). [5.2:49] Black, D. Investigation of the possible increased incidence of c a n c e r in West Cumbria, report of the Independent advisory group. London: HMSO, 1984. [5.2:50] Committee on Medical Aspects of Radiation in the Environment - Second report: Investigation of the possible increased incidence of leukaemia in young p e o p l e near Dounreay nuclear establishment, Caithness, Scotland. London: HMSO, 1988. [5.2:51] Roman, E., V. Beral, L. Carpenter a n d A. Watson, C. Barton, H. Ryder a n d D.L.Aston. Childhood leukaemia in the West Berkshire a n d Basingstoke a n d North Hampshire district health authorities in relation to nuclear establishments in the vicinity. Br. M e d . J. 294: 597602(1987). [5.2:52] Ewings, PD., C. Bowie, M.J. Philips a n d S.A.N. Johnson. Incidence of leukaemia in young p e o p l e in the vicinity of Hinkley Point nuclear power station, 1959-86. Br. M e d . J. 299:289-293(1989). [5.2:53] Michaelis, J., B. Keller, G. Haaf a n d R Kaatsch. Incidence of c h i l d h o o d malignancies in the vicinity of West German nuclear p o w e r plants. Cancer Causes Control 3: 255263(1992). [5.2:54] Viel, J.F., S. Richardson, P. Danel, P. Boutard, M. Malet, P. Barrelier, O. Reman a n d Carre. Childhood leukaemia incidence in the vicinity of La Hague nuclear waste reprocessing facility. Cancer Causes Control 4:341-343 (1993). [5.2:55] Gardner, M.J., A.J. Hall, S. Downes et al. Follow-up study of children born to mothers resident in Seascale, West Cumbria (Birth cohort). Br. M e d . J. 295:822-827 (1987). [5.2:56] Cook-Mozaffari, P.J., S.C. Darby a n d R. Doll. Cancer near potential sites of nuclear installations. Lancet 2: 1145-1147 (1989). [5.2:57] Urquhart, J. The investigation of leukaemia incidence around sites of special interest. Nuclear Energy 30 (N° I): 21-26 (1991). [5.2:58] Gardner, M.J., M.P. Snee, A.J. Hall, C.A. Powell, S. Downes a n d J.D. Terrell. Results of a case-control study of leukaemia a n d l y m p h o m a a m o n g young p e o p l e near Sellafield nuclear plant in West Cumbria. Br. M e d . J. 300: 423-429 (1990). [5.2:59] Urquhart J.D., R.J. Black, M.J. Muirhead, L. Sharp, M. Maxwell, O.B. Eden a n d D. Adams Jones. Case-controi study of leukaemia a n d non-Hodgkin's l y m p h o m a in children in Caithness near the Dounreay nuclear installation. Br. M e d . J. 302: 687-692 (1991). [5.2:60] Kinlen, L.J., K. Clarke a n d A. Balkwill. Paternal preconceptional radiation exposure in the nuclear industry a n d leukaemia a n d non-Hodgkin's l y m p h o m a in y o u n g p e o p l e in Scotland. Br. M e d . J. 306: 1153-1158 (1993). [5.2:61] McLaughlin, JR., T.W. Anderson, E.A. Clarke a n d W. King. O c c u p a t i o n a l exposure of fathers to ionizing radiation a n d the risk of leukaemia in offspring - a case-control study. O t t a w a : Atomic energy control b o a r d , 1992. [5.2:62] Michaelis, J., P. Kaatsch, I. Zollner. Querschnittsuntersuchung zur Haufigkeit von Krebserkrankungen bei Kinder v o n beruflich Strahlenexponierten Beschaftigten in westd e u t c h e n kemtechnischen Anlagen. Arbeitsmed. Sozialmed. U m w e l t m e d . 9:324-331 (1994). [5.2:63] Yoshimoto, Y, J.V. Neel, W.J. Schuil, H. Kato, M. Soda, R. Eto, K. M a b u c h i . Freq u e n c y of malignant tumors during the first t w o d e c a d e s of life in the offspring (Fl) of atomic b o m b survivors. RERF technical report 4-90. Hiroshima: Radiation effects research foundation, 1990. [5.2:64] Andersson, M., K. Juel, Y Ishikawa a n d H. Storm. Effects of p r e c o n c e p t i o n a l irradiation on mortality a n d cancer incidence in the offspring of patients given injections of Thorotrast. Journal of the US National Cancer Institute 86, Nr. 24 (1994). [5.2:65] Kinlen, L.J., F. O'Brien, K. Clarke, A. Balkwill a n d E Matthews. Rural population mixing a n d childhood leukaemia: effects of t h e North Sea oil industry in Scotland, including the area near Dounreay nuclear site. Br. M e d . J. 306: 743-748 (1993). [5.2:66] Parker L., A.W. Craft, J. Smith, H. Dickinson, R. Wakeford, K. Binks, McElvenny, L. Seen a n d A. Slovak. Geographical distribution of preconceptional radiation doses to fathers e m p l o y e d at the Sellafield nuclear installation, West Cumbria, Br. M e d . J. 307: 966-971 (1993).

SCK-CEN


dec 1998


84

[5.2:67] National Research Council, Committee on the Biological effects of Ionizing Radiation. Health effects on populations of exposure to low levels of ionising radiation. Washington DC: National Academy of Sciences, BEIR-V,. 1990. [5.2:68] Kochupillai, N., I.C. Verma, M.S. Grewal et al. Down's syndrome and related abnormalities in an area of high background radiation in coastal Kerala. Nature 262: 60 62 (1976). [5.2:69] High background Radiation Research Group China. Health survey in high background radiation areas in China. Science 209:877-80 (1980). [5.2:70] Wei, L, Y Zha, Z. Tao et al. Epidemiological investigation of radiological effects in high background radiation areas of Yangjiang, China. J. Radiat. Res. 31:119-36 (1990). [5.2:71] Viel, J.F., Pobel, D., Carré, A.: "Incidence of leukaemia in young people around La Hague nuclear Waste reprocessing plant: a sentivitiy analysis" - Stat. Med. 1995: 14: 2459 72. [5.2:72] Buglova et al.. Health Physics, Vol. 71, nr. 1, July 1996 [5.2:73] WHO/EC/IAEA, Int. Conf. One Decade after Chernobyl, Vienna, 8-12 April 1996.

SCK-CEN


.

dec 1998

Effecten van ioniserende straling - 6. Beleidsondersteuning

6 6.1.

85

Beleidsondersteuning

Toezichtsprogramma De overheid, via d e Dienst voor d e Bescherming t e g e n d e Ioniserende Stralingen (DBIS/SPRI) coördineert reeds sinds vele jaren e e n p r o g r a m m a v a n radiologisch toezicht o p het Belgisch g r o n d g e b i e d . Hiertoe d o e t d e overheid b e r o e p o p d e laboratoria v a n het IRE, het WIV-LP (voormalig IHE] en het SCK'CEN. Dit p r o g r a m m a , d a t enigszins w e r d teruggeschroefd in 1991, b e v a t staalnames en controlemetingen r o n d o m d e diverse nucleaire sites in België en in d e Noordzee, en dit zowel ter controle van d e besmetting in het milieu (de lucht - bv. analyses van luchtstof en regenwater; het w a t e r -bv. w a t e r of slib; d e b o d e m - bv. analyse v a n grondstalen) als in d e voedselketen (vissen, melk). Alhoewel vele van deze staalnames niet geschikt zijn voor e e n snelle detectie v a n e e n mogelijk nucleair ongeval, t o c h blijven ze e e n belangrijk instrument: •

• •

inzameling v a n d e noodzakelijke gegevens over d e " n o r m a l e " activiteitswaarden in e e n aantal ecosystemen; in stand houden v a n d e n o d i g e expertise e n know - h o w bij d e diverse instanties; basisinformatie voor een beter inzicht in het g e d r a g van radionucfiden in ons milieu; In d e bijlagen vindt U e e n a a n t a l resultaten van dit toezichtsprogramma v a n d e voorbije jaren, gebaseerd o p staalnames en metingen die door het SCK'CEN w e r d e n uitgevoerd:

• • •

•

•

SCK-CEN

De totale alfa-(fig. 12) en beta-acfiviteit (fig. 13) in het luchfstof e n in regenwater (fig. 14), zoals g e m e t e n in d e jaren 1995 en 1996; De fluctuaties van Be-7, e e n d o o r cosmische straling g e ï n d u c e e r d e isotoop, in regenwater (fig. 15) en luchtstof (fig. 16), over d e periode 1991 -1997; Activiteitswaarden voor diverse parameters in Scheldewater (totale alfa- e n b e t a activiteit ( fig. 17), Ra-226, uranium-totaal, plutonium-totaal en Sr-9O ( fig. 18)) over dezelfde periode; Activiteitswaarden in sediment verzameld in Doel voor diverse isotopen (Be-7, Co-60, Cs134, Cs-137, Ra-226, Th-228 e n Th-232)( fig. 19); ter vergelijking : het g e h a l t e K-40, e e n natuurlijke isotoop, in dezelfde stalen b e d r o e g ongeveer 600 Bq/kg d r o o g g e w i c h t . Een vergelijking over lange termijn (fig. 20) tussen d e totale beta-activiteit g e m e t e n in het luchtstof en d e inwendige besmetting van personen met Cs-137. Dit Cs-137 is afkomstig van d e fall-out van d e bovengrondse a t o o m b o m p r o e v e n (tot in d e jaren 70) e n v a n het o n g e v a l van Tsjernobyl (mei 1986 voor het Belgisch grondgebied). O p v a l l e n d is d a t d e i m p a c t v a n d e fall-out voor België veel groter is d a n deze v a n het o n g e v a l v a n Tsjernobyl in 1986.


dec 1998


86

Ter duiding van deze figuren werden eveneens vergelijkingswaarden vermeld. Deze worden als volgt gedefinieerd:

_

KL

—

imSv DF*C

Hierin is: RL : de vergelijkingswaarde 1 mSv : dosislimiet op jaarbasis van toepassing voor personen van het publiek volgens ICRP60[6:l]; * DF: de dosisfactor: de dosis die over een periode van 50 jaar door een volwassene wordt opgelopen ten gevolge van ingestie (voor drinkwater bv.) of inhalatie (bv. luchtstof) van 1 Bq van de isotoop in kwestie; deze factoren zijn gebaseerd op ICRP 72 [6:2]. C: de jaarlijkse consumptie volgens ICRP publicatie 23 [6: 3] en/of CEC Post-Chemobyl action 5 [6:4], De praktische interpretatie, bv. voor radioactiviteit in luchtsfof, van de vergelijkingswaarde is dus dat de continue inademing van lucht met een radioactive besmetting van RL Bq/m3 gedurende een jaar zal resulteren in een effectieve volgdosis van de toegelaten limiet (t.t.z. 1 mSv) voor de bevolking. In geval van globale parameters (bv. beta - totaal] baseert men de vergelijkingswaarde op een conservatieve waarde (bv. interpretatie alsof alle beta - activiteit te wijten is aan ™Sr). Enkele vaststellingen: De gemeten activiteitswaarden liggen ver onder de vergelijkingswaarden; In de meeste gevallen is de concentratie aan natuurlijke nucliden (7Be, 40K, 22óRa,...) veel hoger dan de artificiële isotopen (l37Cs, mCo,...). De voornaamste uitzondering is de concentratie aan 22éRa in het water van de Schelde. 226 Ra is een isotoop van natuurlijke oorsprong, die overal in de natuur voorkomt, maar waarvan de concentratie kan verhoogd zijn door sommige industriële activiteiten, zoals zuivering en verwerking van sommige mineralen (bv. in de fosfaatindustrie). Eveneens vermeldenswaard is dat er bij de staalnames in de voedselketen (controle op vis uit de Noordzee of schaal- en schelpdieren in de Schelde bv.) slechts zeer sporadisch waarden boven de detectielimieten worden waargenomen, zodat er ook op dit vlak geen gevaar bestaat voor de volksgezondheid. De detectielimieten zijn immers voldoende laag (vele grooffeordes lager dan de vergelijkingswaarden) om deze garanties te kunnen bieden. In het bijzonder voor de bewaking van de site van Chooz is het belangrijk te vermelden dat er op driejaarlijkse basis een grote campagne van staalnames gevolgd door analyses plaatsvindt ter gelegenheid van de zogenaamde "chömage" van de Maas tussen de Franse grens en Namen: omwille van onderhoudswerken aan de diverse sluizen en stuwen wordt het waterpeil eens in de drie jaar gedurende enkele weken op een zeer laag niveau gebracht; dit laat toe diverse planten en dieren in te zamelen en te controleren die anders niet te bemonsteren zijn. De gegevens hierover zijn reeds sinds 30 jaar beschikbaar [6:5]. In bijlage vindt U figuren over de volgende gegevens: De evolutie van de isotopen Cs-134 en Cs-137 (fig. 21) gemeten in deeltjes in suspensie te Tailfer over de periode 1985 - 1988; de piek in mei 1986 is te wijten aan de impact van Tsjernobyl; de periode ervoor is karakteristiek voor de "normale" toestand te wijten aan de restanten van de fall-out en de uitbating van de centrale van Chooz. De respons van sedimenten en bryophyten, een familie waterplanten die courant voorkomen in de Maas en die als bioindicator gebruikt worden, op de lozingen van Cs137 (fig. 22) en Co-60 (fig. 23) van Chooz. De lozing van Cs-137 werd in 1969 en 1970 niet, of slechts gedeeltelijk gemeten, zodat deze beide waarden niet relevant zijn.

SCK-CEN


dec 1998


•

6.2.

87

Een overzicht van de bijdragen tot de dosis van een gemiddelde persoon uit het Maasbekken in België/Nederland ten gevolge van de aanwezigheid van natuurlijke isotopen en van isotopen afkomstig van fall-out van atoombomproeven in vergelijking met de blootstelling t.g.v. de civiele toepassing van kernenergie of van radionucliden, o.m. in de centrales van Chooz en Tihange. De bijdrage is berekend voor de volgende parameters: uitwendige bestraling, ingestie via consumptie van vissen, groenten, vlees en melk.f fig. 24) Een overzicht van de isotopen die de grootste bijdrage leveren tot de dosis te wijten aan lozingen van de nucleaire installaties (fig. 25).

Decision Support (ondersteuning van de besluitvorming) Zelfs bij evolutieve ongevallen, waarbij men beschikt over verscheidene uren tussen het incident dat aanleiding kan geven tot een lozing en de start van de lozing zelf, dient men belangrijke en complexe beslissingen te nemen onder grote tijdsdruk. Parameters die men onderling dient af te wegen zijn o.m. de mogelijke radiologische consequenties van het ongeval (bepaald door o.m. de technische evolutie van de installatie, de genomen maatregelen binnen de site, de heersende meteorologische omstandigheden,...), de perceptie door de media en het publiek, de economische gevolgen van het ongeval en de eventuele maatregelen, de operationele haalbaarheid van de tegenmaatregelen, de relaties met de buurlanden,... Bovendien zijn al deze parameters slechts gekend met grote onzekerheidsmarges en beschikt men niet over volledige informatie over de meeste ervan. Om de kans op verkeerde beslissingen in te perken (ook niet of te laat beslissen kan verkeerd zijn, zelfs al is dit louter op psychologische basis), is het noodzakelijk een aantal basisgegevens op voorhand in te zamelen en te verwerken. Om de besluitvorming in reële noodsituaties te verbeteren werkt men momenteel aan zogenaamde "Decision Support Systems". In Europese context is het project RODOS (Real-time On-line Decision support System) vermeldenswaard. Het finale systeem, dat in het kader van "RODOS" ontwikkeld wordt, omvat modellen die alle relevante stappen in het besluitvormingsproces weergeven, en zal als dusdanig in staat zijn prognoses te maken van de gevolgen van het al dan niet implementeren van tegenmaatregelen. Het SCK'CEN is als onderzoekscentrum betrokken bij dit project, en kan als moderator voor de overheid optreden indien deze het model op termijn wenst te implementeren. Tevens is ook exploratief onderzoek naar bepaalde deelaspecten van de besluitvorming en de informatieoverdracht naar de uitvoerders en bevolking nog noodzakelijk, o.m. naar de meest geschikte wijze om in groep tot aanvaardbare beslissingen te komen onder grote onzekerheid en tijdsdruk.

SCK-CEN


dec 1998


01-jan-95

Hg. 12

02-jul-95

01-jan-96

Ol-jul-96

31-dec-96

01-jul-97

Weekgemiddelden voor 1995 en maandgemiddelden voor 1996 van de totale alfa activiteit in luchtstof te Mol. Ter vergelijking: 42000 pBq/m3 U-238 komt overeen met de dosislimiet (ImSv) voor de bevolking (absorptie type M, volwassene) [iCRP 72]

0 01-jan-95

02-jul-95

01-jan-96

Ol-jul-96

31-dec-96

Datum

fig. 13

SCK-CEN

Weekgemiddelden voor 1995 en maandgemiddelden voor 1996 van de totale beta activiteit in luchtstof te Mol. Ter vergelijking: 3460000 pBq/m3 Sr-90 komt overeen met de dosislimiet (ImSv) voor de bevolking, (absorptie type M, volwassene) [ICRP 72]


dec 1998


89

-Totaal alfa i -Totaal beta;

ai

v

u

e. oC9

01-jan-96

02-jul-95

01-jul-96

31-dec-96

Datum

tig. 14

Weekgemiddeiden van de totale alfa- en beta-activiteit in regenwater te Mol voor 1995 en 1996. Ter vergelijking: de dosislimiet (1 mSv) voor de bevolking wordt, bij een gemiddelde regenval van 750 mm per jaar, bekomen voor 8600 Bq/m2 per week Sr-90 of 5400 Bq/m2 per week U-238, als het regenwater als oppervlaktewater beschouwd wordt

01-jan-91

01-jan-92

31-dec-92 31-dec-93

01-jan-95

01-jan-96

31-dec-96 31-dec-97

Datum fig. 15

SCK-CEN

Maandgemiddelde van de Be-7 activiteit in regenwater te Mol voor de periode 1991 tot 97. Ter vergelijking: de dosislimiet (1 mSv) voor de bevolking wordt bekomen voor 600000 Bq/I Be-7 in oppervlaktewater


dec 1998

90


O" CO

£

02-jan-91

02-jan-92

01-jan-93

01-jan-94

02-jan-95

02-jan-96

01-jan-97

02-jan-98

Datum

fig. 16

Maandgemlddelde van de Be-7 activiteit in luchtstof voor de periode 1991 tot 97. Ter vergelijking: de dosislimiet (1 mSv) voor de bevolking wordt bekomen voor 2500000 mBq/m3 Be-7 In de lucht (absorptie type M, volwassene)

Totaal alfa 6000 •

02-jan-91

Totaal beta

02-jan-92

01-jan-93

01-jan-94

01-jan-95

01-jan-96

Datum

fig. 17

SCK-CEN

Maandgemiddelden van de totale alfa- en beta-activiteit in wekelijkse waterstalen uit de Schelde te Doel. Ter vergelijking: de dosislimiet (1 mSv) voor de bevolking wordt bekomen bij 600000 mBq/l voor Sr-90 of 400000 mBq/l voor U-238


dec 1998


91

Ra-226 U-totaal Pu-totaal Sr-90

a s

01-jan-92

01-jan-93

01-jan-94

02-jan-95

02-jan-96

02-jan-97

Datum

f tg. 18

SCK-CEN

Maandgemiddelden van wekelijkse waterstalen uit de Schelde te Doel. Ter vergelijking: de dosislimiet (lmSv) voor de bevolking wordt bekomen voor 60000 mBq/I Ra-226 of 400000 mBq/I U-238 of 70000 mBq/I Pu-239 of 600000 mBq/I Sr-90


dec 1998


92

ai

a

£

So £

02-jan-92

01-jan-93

01-jan-94

01-jan-95

02-jan-96

01-jan-97

Datum

Maandelijkse activiteitswaarden in sedimenten te Doel

fig.

900

Bq 137-Cs in het lichaam in België mBq/m3 beta-activiteit van het stof in de lucht

00 Os O •-- CN (T\ Tj"
Jaar fig. 20

SCK-CEN

Maandgemiddelden voor de beta-activiteit in luchtstof en inwendige besmetting van personen in België


dec 1998


93

1200 \Bl37-Cs ; 1000

• 134-Cs |

Bq/kg dr ogc ma

800 600 400

200 | «^

PL. t^_ r^

%, r^p n. TL FL ï ^ R . n . . ^

lIll.llfLcL.ILl.E LdiELTLn.n.tLrLn.1 i. H. n. fL FT. _ rr. n. TL n. 4*

fig. 21

^

Evolutie van 1985 tot 1968 van de radioactiviteit gemeten in materie in suspensie die verzameld werd in het eerste compartiment van de bezinkbakken te Taiifer

'

i Sedimenten Bq/kg

1

Bryophyten Bq/kg lozing in de Maas GBq Toegevoegde concentratie Bq/m3 1969 1971 1974 1977 1980 1991 1992 1993 1994 1995 Jaar

fig. 22

SCK-CEN

Respons van sedimenten en Bryophyten op lozing van Cs-137 van Chooz


dec 1998

94


GBq Bq/m 3 Sediment Bq/kg

\

Bryophyten Bq/kg

\

Lozing in de Maas GBq

•

Toegevoegde concentratie Bq/m3!

-S

™«

i S

r—«-

1969 1971 1974 1977 1980 1991 1992 1993 1994 1995 Jaar

Respons van sedimenten en Bryophyten op lozing van Co-60 van Chooz

fig. 23

Effectieve dosis (fiSv/jaar) voor een hypothetische volwassene

mciviel t. en testen

uitwendige bestraling

fig. 24

SCK-CEN

ingestie vlees* ingestie melk* ingest te groenten* * : afkomstig van overstroomde gebieden

ingestie drinkwater

ingestie vissen

De bijdrage van de civiele toepassingen van kernenergie in het Maasbekken, vergeleken met de som van natuurlijke isotopen en deze van fall-out ten gevolge van nucleaire testen


dec 1998


95

Bijdrage in % van de voornaamste radionucliden

H-3 (HTO) 44%

Cs-134 22%

fig. 25

SCK-CEN

Co.60 3o/o

Overzicht van de isotopen die de grootste bijdrage leveren tot de dosis te wijten aan lozingen van nucleaire installaties

Actuele vragen rond kernenergie - Questions actuelies sur l'energie nucléaire

dec 1998


96

REFERENTIES [6: 1] ICRP Publication 60, 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. (Annals of the ICRP Vol.21 No.1-3 1990)Pergamon Press Oxford [6: 2] ICRP Publication 72, Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 5 Compilation of Ingestion and Inhalation Dose Coefficients. (Annals of the ICRP Vol. 26 No.1 1996) Pergamon Press Oxford [6: 3] ICRP publication 23 Report of the Task Group on Reference Man, Pergamon Press Oxford 1975 [6:4] Commission of the European Communities, Post-Chernobyl Action 5, Underlying data for Derived Intervention Levels, EUR 12553 (1990) [6: 5] R. Kirchmann et al., Chooz-A : Bilan Radioécologique des 30 Années d'existence de la centrale électro-nucléaire des Ardennes. 1997

SCK-CEN


dec 1998

5SCK' CEN. Effecten van ioniserende straling. Actuele vragen rond kernenergie Questions actuelles sur l'énergie nucleaire BE BLG-775

Recommend Documents