Radioactieve belasting als gevolg van stortingen van baggerspecie in de Noordzee.
Onderbouwing van de Nederlandse bijdrage aan de London Convention (IMO; Internationale Maritieme Organisatie) met betrekking tot het storten van radioactief materiaal in zee.
Augustus 2000
Wim J.M. Hegeman Water Research Stichting Johan Wagenaarlaan 4 2132 KE Hoofddorp 023-5635148 E-mail:
[email protected] Internet: www.waterresearch.nl In opdracht van: Rijksinstituut voor Kust en Zee (RIKZ)
INHOUD 1.
Aanleiding en inleiding..............................................2
2. 2.1. 2.2. 2.3. 2.4.
Evaluatie methodiek, geochemische processen en dosisberekeningen.....3 Effectieve en collectieve dosis......................................3 Het 'de minimis' concept.............................................3 Geochemie van Radium-226, Lood-210 en Polonium-210...................5 Dosis berekeningen...................................................5
3.
Gegevens over de input en de concentraties van radionucliden in het Nederlandse kustwater................................................8 3.1. Input................................................................8 3.2. Radioactiviteit in baggerspecie......................................8 3.3. Gehalte in zeevoedsel................................................9 4. 4.1. 4.2. 4.3. 4.4.
Stapsgewijze evaluatie van baggerspecie uit vaargeulen en havens langs de Nederlandse kust............................................9 Ontheffingen voor storten............................................9 Geografische verdeling van de radioactiviteit........................9 Radioactiviteit op de stortplaats (Loswal Noordwest).................9 Evaluatie procedure London Convention................................9
5.
Conclusie...........................................................11 Dankwoord...........................................................12 Referenties.........................................................13
Appendix Appendix Appendix Appendix Appendix Appendix
I II III IV V VI
Oplosbaarheid van gips in zeewater..........................15 Radioactieve series........................................ 17 Afvoer van radionucliden door industrie.....................19 Lokale balans van radionucliden.............................20 Metagegevens................................................21 GIS-kaarten.................................................24
1
1. Aanleiding en inleiding Aanleiding Aanleiding van dit project is de Nederlandse bijdrage aan de London Convention (LC, 1999). De doelstelling wordt geformuleerd in de onderstaande offerte brief. "Een data-analyse m.b.t. de radioactiviteit van baggerspecie in havens langs de Nederlandse kust. Het betreft het maken van een analyse op basis van beschikbare informatie middels: - een literatuurstudie; ondermeer de relevante WSV stofdocumenten en RIVM rapporten; - interviews met deskundigen - speurwerk; radioactiviteit gegevens die niet eerder samengevat zijn in rapporten en die relevant zijn ten behoeve van de London Convention. De gegevens worden samengevat en bediscussieerd volgens het 'de minimis concept' zoals dat recent binnen de London Convention is geformuleerd (LC, 1999)." Inleiding De London Convention (1972) verbiedt het storten van radioactief materiaal in zee. Tot nu toe heeft er geen evaluatie plaats gevonden of radioactief verontreinigd baggerspecie afkomstig van Nederland nu wel of niet in zee gestort kan worden. Er zijn richtlijnen opgesteld in een stappenplan welke dient als een eerste screening. Als uit het stappenplan blijkt dat nader onderzoek nodig is dan dient er een assessment naar de radioactieve gevolgen uitgevoerd te worden. De huidige vergunningen die bepalen of er op zee gestort kan worden zijn gebaseerd op milieu-chemische gronden. De Internationale Maritieme Organisatie (IMO) ontwikkelt met het Internationale Atoom Energie Agentschap (IAEA) een assessment procedure voor de radioactieve belasting ten gevolge van stortingen op zee. Deze procedure is vergevorderd maar is nog niet definitief vastgelegd. Men gaat uit van het 'de minimis' concept (IAEA, 1999). Als de radioactieve stralingsbelasting laag is ten gevolge van deze stortingen dan is storting toegestaan. De London Convention (LC, 1999) hanteert een stappenplan om te bepalen of het betreffende materiaal aan het 'de minimis' concept voldoet of dat er een specifieke assessment nodig is. Het stappenplan wordt gebaseerd op de beschikbare informatie. Er zijn dan direct geen metingen nodig voor de betreffende bron. In het verleden is al veel onderzoek gedaan naar de bronnen van radioactiviteit vanuit Nederland naar zee (Elteren e.a., 1996). De belangrijkste bron van radioactiviteit in Nederland blijkt de fosforindustrie te zijn aan de Nieuwe Waterweg (Elteren e.a., 1996). Het afvalprodukt van fosforerts, het fosforgips, wordt in Nederland als suspensie in de Nieuwe Waterweg geloosd. Dit fosforgips met de aanwezige radionucliden uit de Uranium-238 reeks lost op en de radionucliden worden verhoogd teruggevonden in het havenslib van de Rotterdamse havens. Deze havens worden door baggeren op diepte gehouden ten behoeve van de scheepvaart. Vervuilde bagger, welke getoetst wordt aan de normen van de Vierde Nota waterhuishouding (1997), wordt in het Slufter depot gestort. Het minder vervuilde deel wordt gestort op Loswal Noordwest (noordwestelijk van Hoek van Holland). Opslag in depots (Slufter) of verplaatsing binnen een estuarium (Westerschelde) tellen in dit onderzoek omdat ze niet in zee gestort worden Ook lozingen naar de lucht tellen in dit kader niet mee, ook al treedt er depositie op vanuit de lucht naar het water. De dosis radioactiviteit die de mens ondervindt ten gevolge van de baggerspecie stortingen in zee vindt plaats door de consumptie van zeevoedsel. De opnameroute van radionucliden verloopt vanuit de vaste fase (baggerspecie en gesuspendeerd materiaal) naar de waterfase. Vervolgens worden de radionucliden door fytoplankton en zoöplankton opgenomen uit het water waarna het door schaaldieren en vissen opgenomen wordt. De mens consumeert uiteindelijk dit zeevoedsel met de hierin aanwezige radionucliden.
2
In dit rapport wordt het stappenplan van de IMO beantwoordt. Tevens wordt er, met de aanwezige gegevens, een dosisberekening uitgevoerd. De geochemische processen die verlopen nadat het fosforgips in het estuarium gestort is worden besproken aan de hand van metingen van de radionucliden. 2. Evaluatie methodiek, geochemische processen en dosisberekeningen 2.1. Effectieve en collectieve dosis Radioactieve straling afkomstig van radionucliden of röntgenapparatuur laat zich makkelijk bepalen omdat de energie van een deeltje of straling (MeV) relatief groot is. Door deze eigenschap zijn metingen eenvoudig. De kwalijke effecten van radioactieve preparaten waren in de tijd van Madame Curie (rond 1900) al bekend. Ioniserende straling veroorzaakt bij blootstelling aan levende cellen chemische veranderingen in het DNA. Veranderingen in erfelijk materiaal hebben ernstige gevolgen. De dosiseffect relatie is bekend en er worden regelmatig nieuwe richtlijnen opgesteld (ICRP, 1991). De stralingsbelasting van verschillende bronnen kunnen uitgedrukt worden in een standaard grootheid, de effectieve dosis, met als eenheid de Sievert (Sv). In Nederland ontvangen we gemiddeld een totale dosis van 2,4 mSv (milliSv) per jaar. 2 mSv is afkomstig van b natuurlijke bronnen en 0,4 is afkomstig van medische toepassingen (Elteren e.a., 1996). Om de collectieve dosis met als eenheid mens-Sv te krijgen vermenigvuldigt men de effectieve dosis met het aantal inwoners. Door onderzoek weet men wat een bepaalde inname van radionucliden in vis of garnalen betekent voor de totale ontvangen dosis. Indien men de biologische concentratie factoren (BCF) tussen vis en water, de fysisch/chemische omzettingsfactoren tussen water en sediment en de transport routes weet kan de ontvangen dosis omgerekend worden naar de bronnen van de activiteit. Het omgekeerde kan ook; vanuit de bron kan men de effectieve dosis berekenen. 2.2. Het 'de minimis' concept De Internationale Maritieme Organisatie (IMO) geeft een kader aan voor de beoordeling van het storten van radioactief materiaal in zee (LC, 1999). De beoordeling komt op het volgende neer: voldoet het aan het 'de minimis' concept dan kan het zonder problemen gestort worden. Als dit niet het geval is dan moet er een assessment uitgevoerd worden. Het huidige systeem van radiologische bescherming is gebaseerd op de bescherming voor de mens en niet op de bescherming voor ecosystemen (IAEA, 1999). Om een duidelijk beeld te verkrijgen van het 'de minimis' concept is enige (Engelse) toelichting noodzakelijk. Het begrip 'de minimis' in stralingshygiëne bevat twee verschillende concepten: activiteiten van trivialiteit (exemption; NL: vrijstelling) en activiteiten die niet controleerbaar zijn (exclusion; NL: uitzondering). Een oorzaak kan bestempeld worden als 'de minimis'. Een dosis of radioactiviteit kan niet 'de minimis' zijn. Aan een bepaalde oorzaak kan een niveau gekoppeld worden waardoor de oorzaak voldoet aan 'de minimis'. De officiële IAEA publikatie (IAEA, 1999) geeft de volgende betekenis voor het 'de minimis' concept: "The 'de minimis' concept comprises two quite different considerations. The first is that of exclusion which is equivalent to the expression de minimis non curat lex, i.e. a situation that is outside the regulation because it is unamenable to control by the regulation irrespective of the magnitude of the dose. The second is that of exemption which is equivalent to the expression de minimis non curat praetor, i.e. it is a situation of no concern to the regulator, because of its triviality, even though it is of relevance to the regulation." De IAEA verstaat onder exclusion en exemption: - exclusion: The deliberate omission by a regulatory authority of a particular category of exposures (including potential exposures) from regulatory control on the grounds that they are not considered amenable to control through regulation. Such exposures are termed excluded exposures. This term is normally applied to those exposures from natural sources that are least amenable to control, such as cosmic radiation at sea level or potassium-40 in the human body,
3
- exemption: The deliberate omission by the regulatory authority of a source or practice from some or all aspects of regulatory control on the grounds that the exposures (including potential exposures) resulting from the source or pratice are too low to warrant the application of those aspects. Vanuit radiologische bescherming (IAEA, 1999) zijn er drie algemene principes of een bron kan worden vrijgesteld kan worden: "(a) the radiation risk to individuals caused by the exempted practice or source be sufficiently low to be of no regulatory concern; and (b) the collective radiological impact of the exempted practice or source be sufficiently low as not to warrant regulatory control under the prevailing circumstances; and (c) the exempted practices and sources be inherently safe, with no appreciable likelihood of scenarios that could lead to a failure to meet the criteria in (a) and (b)." Vertaald naar het Nederlands: "(a) het stralingsrisico aan individuen dat ontstaat door de vrijgestelde handelingen of als de bron zodanig laag is dat het geen regelgeving behoeft en (b) de collectieve radiologische impact van de handelingen of van de bron is zodanig laag dat geen regelgeving nodig is onder de huidige omstandigheden en (c) de vrijgestelde handelingen of bronnen moeten inherent veilig zijn zodat geen kans bestaat op een scenario waarbij (a) en (b) niet gelden." Het individuele risico en de collectieve radiologische dosis zijn weergegeven in de volgende twee criteria: - de individuele dosis: de effectieve dosis mag niet hoger zijn dan 10 µSv per jaar. Deze effectieve dosis wordt toegepast op het gemiddelde individu in de kritische groep en - de collectieve dosis: de vrijgestelde dosis is 1 mens.Sv per jaar. 2.3. Geochemie van Radium-226, Lood-210 en Polonium-210 De belangrijkste bronnen van radioactiviteit met betrekking tot de storting in het Nederlandse kustgebied zijn fosforgips lozingen in de Nieuwe Waterweg (Elteren e.a., 1996). Een gipssuspensie bestaat uit dihydraatgips (CaSO4.2H2O) wat in contact komt met het estuariene water dat bestaat uit een mengsel van zeewater en rivierwater. De radionucliden uit de Uranium238 vervalreeks (Radium-226, Lood-210 en Polonium-210) zijn gebonden aan de gips matrix. Uit berekening (Appendix I) blijkt dat de gipsmatrix oplost waardoor de radionucliden vrijkomen in het water. Radium-226 kan voor een groot deel in oplossing blijven omdat dit element veel lijkt op het groep II element Barium. Uit veldmetingen in de Nieuwe Waterweg en de Westerschelde (Berger en Eisma, 1988) blijkt dat Radium-226 mobiliseert in een esturarium. Lood210 en Polonium-210 adsorberen sterk aan vast materiaal. Als deze radionucliden vrijkomen uit de gipsmatrix zullen deze nucliden direct adsorberen aan een vaste fase. De vaste fase die beschikbaar is, is in dit geval het gesuspendeerde materiaal en het bodemsediment. Uit activiteit concentratie metingen in het sediment van de Rotterdamse havens blijkt dat de activiteit concentratie van Lood-210 hoger is dan in de geloosde gipsslurrie (Woittiez, 1996). Dit kan verklaard worden door een herverdeling vanuit de gipsmatrix naar het gesuspendeerde materiaal dat vervolgens sedimenteert in de havens. Door de verticalen verdeling van het zoutwater in het estuarium kan er een troebelingsmaximum ontstaan bij het saliniteitsgebied van 5 promille. Het nieuw-gevormde gesuspendeerde materiaal is vaak reactief en kan sporemetalen effectief opnemen. Zowel Lood als Polonium adsorberen sterk aan sediment en aan gesuspendeerd materiaal. Uit de verdelingscoëfficiënten die de IAEA gebruikt (IAEA, 1985) blijkt dat Polonium nog sterker aan het sediment adsorbeert dan Lood. Polonium is in zeewater vaak aanwezig als het 4+-waardige hydroxide Po(OH)4 terwijl Lood de chemische vormen (species) van Pb(OH)+, PbCO3, Pb(CO3)22- en PbCl+ aanneemt (Friedrich, 1997). Polonium210 wordt echter ook sterk opgenomen in een organische matrix. Ten opzichte
4
van Lood-210 is Polonium-210 sterk verhoogd in fytoplankton en zooplankton (Friendrich, 1997). Het element Polonium welke onder zwavel staat in het periodiek systeem gedraagt zich soms als zwavel en soms als metallisch element. Polonium wordt in zooplankton gebonden met proteïne complexen zodat de radioactiviteit zich in de gehele cel kan verdelen (Friendrich, 1997). Juist deze verrijking in de mariene voedselketen draagt bij tot de uiteindelijke stralingsdosis in zeevoedsel voor de mens. Naast de geochemie is de fysica van de Uranium-238 vervalserie belangrijk. Omdat de vervalserie niet bij iedereen bekend is wordt deze toegelicht in appendix II. De fysica en de chemie kan men niet los zien van elkaar. Een voorbeeld is Lood-210 welke sterk adsorbeert aan sediment. Lood-210 heeft een halfwaardetijd van ongeveer 22 jaar, na verval gaat het snel over tot Polonium-210. Door deze lange halfwaardetijd blijft de radioactiviteit nog lang in een watersysteem terwijl de lozingen (gipsslurrie) al gestopt zijn. 2.4. Dosis berekeningen Voor de dosisberekening in de Nederlandse situatie wordt uitgegaan van de gemeten radionuclide activiteit in zeevoedsel. In een 'worst-case' scenario is de stralingsbelasting in de Noordzee afkomstig van de fosforgipslozingen. Het natuurlijke niveau voor de effectieve dosis is de effectieve dosis die door de IAEA (1995) berekend is voor een lid van de wereldbevolking. Dosistempo berekening Het dosistempo als gevolg van de opname door voedsel (Ding) wordt berekend volgens Leenhouts e.a. (1996): Ding = ∑
Cing . Qing . DCCing
(1)
waarbij; Cing = concentratie in voedsel (Bq.L-1) of (Bq.kg-1-1) Qing = jaarlijkse consumptie van het voedsel (L.a -1 ) of (kg.a-1) DCCing = ingestie dosisconversiecoëfficiënt (Sv.Bq ). De dosisconversiecoëfficiënten (DCCing) voor ingestie van visserijproducten bedragen (Lembrechts, 1998; Leenhouts e.a., 1996) voor de radionucliden: 226 -4 Ra: 2,8.10 mSv/Bq 210 Po: 1,2.10-3 mSv/Bq 210 Pb: 6,9.10-4 mSv/Bq Voor de dosisconversiecoëfficiënten worden nogal eens verschillende waarden gegeven (Leenhouts e.a., 1996). Voor de Nederlandse normen is er consensus om bovenstaande dosisconversiecoëfficiënten te gebruiken. Het Nederlandse consumptie patroon van zeevoedsel wordt verkregen uit de publikatie van Leenhouts e.a. (1996). Consumptie vis en zeevoedsel. Zeevis: 4 kg/jaar Mosselen: 0,2625 kg/jaar Garnalen: 0,0375 kg/jaar Zoetwatervis (aal): 0,3 kg/jaar. De radionucliden worden opgenomen via het zeewater. De consumptie van zoetwatervis speelt hier geen rol en wordt in de berekening niet meegenomen. Dosis afleiden uit de bron Omdat er metingen van zeevoedsel in de Noordzee zijn kan er direct een dosis berekend worden. Het is ook mogelijk om vanuit de waterconcentratie een berekening uit te voeren. Men moet dan beschikken over de concentratiefactoren die een verband leggen tussen de opgeloste concentratie in water en de concentratie in het zeevoedsel. De concentratiefactor is gedefinieerd als: CF = concentratie radionuclide organisme / concentratie radionuclide water. Voor vis, garnalen of mosselen kan men de radionuclide concentratie in zeevoedsel berekenen als men alleen de waterconcentratie weet. Er wordt dan verondersteld dat de opname plaats vindt vanuit de waterfase. Dit principe van opname via de waterfase is een algemeen geaccepteerd principe (IAEA,
5
1995). Als de concentratie in de waterfase niet bekend is dan kan deze afgeleid worden uit de concentratie in de geadsorbeerde fase. Men kan de geadsorbeerde fase (zwevend stof) gelijk stellen aan de sediment concentratie. Er wordt dan verondersteld dat het zwevend stof in evenwicht is met het sediment door het continue proces van sedimentatie en resuspensie. Kd = concentratie geadsorbeerde fase / concentratie water fase Voor het compartiment kustgebieden bedraagt deze Kd: Radium: 5.103; Lood: 2.105; Polonium: 2.107 (Elteren e.a., 1996). Ik geef de voorkeur aan directe metingen in het zeevoedsel omdat er bij elke omrekening onzekerheden optreden. Bij het gebruik van omrekenfactoren zoals partitiecoëfficiënten en biologische concentratiefactoren kunnen de modelresultaten sterk afwijken van de werkelijke concentratie. Dit omdat de omrekenfactoren niet constant zijn in de verschillende watersystemen. Dosisberekening volgens IAEA De effectieve dosis ten gevolge van de consumptie van zeevoedsel kan volgens de IAEA berekend worden volgens twee methoden. 210 - Methode 1. De geschatte radio-activiteit concentraties van Po in water (voor 1990) voor verschillende visgebieden worden toegepast met de aanbevolen concentratie factoren. - Methode 2. De geschatte radio-activiteit concentraties in water (voor 1990) met de geschatte concentraties in de mariene produkten (vis en schaaldieren) voor 1990. De concentratie factoren tussen de vaste fase en opgeloste fase (Kd-waarden) zijn afkomstig uit het IAEA rapport (1985). De MARDOS CRP (IAEA, 1995)210 gebruikt de volgende concentratie factoren (organisme/water) voor Po: vis: 2000 en schaaldier (mossel en garnaal): 30000. De visvangsten zijn afkomstig uit de FAO statistieken voor 1990 (FAO, 1992). De factoren die gebruikt worden voor de opgelopen effectieve dosis berekeningen (dosis conversie factoren; DCC) voor volwassenen van radionucliden zijn afkomstig uit het MARINA project (EEG, 1989). Voor 210Po -7 -1 bedraagt deze: 4,3.10 Sv Bq . Er worden twee berekeningen gemaakt. De dosis die berekend wordt met methode 1 (zachte delen) beschouwt het gehele organisme en methode 2 houdt alleen rekening met de eetbare delen van de schaaldieren. Dosis berekening volgens methode 1 (IAEA, 1995): DPo(vis)= Cw 2000 Fc Fh Fe Ff 4,3.10-7 = 1,5.10-4 CwFc
[mens Sv]
(2)
en -7
DPo(schaaldier)= Cw 30000 Fc Fh Fe Df 4,3.10
-3
= 3,2.10
CwFc [mens Sv]
(3)
waarbij: 210 DPo is de collectieve opgelopen effectieve dosis van Po door de consumptie van vis of schaaldieren gedurende het jaar 1990 [mens Sv], Cw is de radio-activiteit in zeewater [Bq l-1], Fc is de vangst berekend volgens de FAO statistieken [kg per jaar], Fh is de fractie van de vangst dat naar de humane consumptie gaat en is 0,7 voor vis en 1 voor schaaldieren, Fe is de fractie die werkelijk gegeten wordt en bedraagt 0,5 , 210 Df is de vertragingsfactor tussen de vangst en de consumptie van Po (halfwaarde tijd 138 dagen). Uit de statistiek blijkt dat 30 % vers gegeten wordt, 30 % gevroren, 20 % gerookt en 20 % ingeblikt. De vertraging van de laatste drie is 0,1 , 2 en 12 maanden respectievelijk. Dit geeft een gewogen gemiddelde van 94 dagen vertragingstijd. Dit is ongeveer de helft van de fysische halfwaarde tijd. In de IAEA berekeningen wordt één halfwaarde tijd genomen. Dosis berekening volgens methode 2 (IAEA, 1995): -7
DPo(vis)= Cb Fc Fh Fe Df 4,3.10
-8
= 7,6.10
6
CbFc
[mens Sv]
(4)
en -7
DPo(schaaldier)= Cb Fc Fh Fe Df 4,3.10
-7
= 1,1.10
CbFc [mens Sv]
(5)
waarbij: Cb is de radionuclide concentratie in de eetbare delen van de mariene organismen [Bq.kg-1 ww]. De gemiddelde individuele dosis die een wereldburger oploopt ten gevolge van visconsumptie bedraagt: 1,9 µSv volgens methode 1 en 2,3 µSv volgens methode 2. De gemiddelde individuele dosis die een wereldburger oploopt ten gevolge van schaaldierconsumptie bedraagt: 7,2 µSv volgens methode 1 en 2,8 µSv volgens methode 2. De totale individuele dosis voor zeevoedsel bedraagt: 9,1 µSv volgens methode 1 en 5,1 µSv volgens methode 2. 210 Als deze effectieve dosis voor Po in zeevoedsel uitgedrukt wordt als percentage van de totaal opgelopen effectieve dosis bedraagt deze 0,36 % (methode 1) en 0,21 % (methode 2). De gemiddelde effectieve dosis die een Nederlander aan straling per jaar ontvangt bedraagt 2400 µSv per jaar. IAEA (1995) heeft deze collectieve effectieve dosis berekend voor verschillende zeeën in de wereld voor zowel 137Cs en 210Po. De bijdrage aan de collectieve effectieve dosis van 137Cs ten opzichte van 210Po bedraagt slechts 1 % en is dus op wereldschaal verwaarloosbaar in vergelijking met 210 die van Po. Dosisberekening voor de Nederlandse situatie Een dosisberekening kan gedaan worden als de radionucliden bepaald zijn in het zeevoedsel. In de databank Kwaliteitsprogramma Agrarische Producten (KAP) van het RIKILT zijn een aantal radionuliden opgeslagen in verschillende zeevoedsel produkten. De gegevens dateren van 1983 tot en met 1994. De gegevens van Polonium-210 en Radium-226 worden gebruikt in de berekeningen. De concentratie van ingestie van radionuliden (Cing) is berekend uit de KAPdatabank. Polonium-210: - Vis: 1.02 Bq.kg-1. Dit is de gemiddelde waarde afkomstig uit de KAPdatabank voor de soorten: Haring (Noordzee, Rijnmond, 1984), Kabeljauw (Noordzee, IJmuiden-IJmond, 1984) en Tong (Noordzee, Rijnmond, 1984). - Mosselen: 29 Bq.kg-1.-1Afkomstig uit de Waddenzee (West-Den Oever, 1986) - Garnalen: 77,2 Bq.kg . Dit is de gemiddelde waarde afkomstig uit de Noordzee (IJmuiden-IJmond, 1984-1994). Radium-226: - vis: 0,35 Bq.kg-1. Dit is de gemiddelde waarde afkomstig uit de KAPdatabank voor de soorten: Haring (Noordzee, Rijnmond, 1985-1986) Kabeljauw (Noordzee, Rijnmond, 1983-1986) en Tong (Noordzee, Rijnmond, 1983-1994). -1 - Mosselen: 0,33 Bq.kg . Afkomstig uit de Waddenzee (West-Den Oever en Oost, 1983-1986) - Garnalen: 0,52 Bq.kg-1. Dit is de gemiddelde waarde afkomstig uit de Noordzee (IJmuiden-IJmond, 1984-1994). De dosis is met vergelijking (1) te berekenen voor de Nederlandse visconsumptie. Deze bedraagt voor Polonium-210: 17,5 µSv (relatieve bijdrage: 28 % vis, 52 % mosselen en 20 % garnalen). De collectieve dosis voor de bevolking (vermenigvuldigd met 15.000.000) bedraagt 263 mens-Sv. Voor Radium-226 bedraagt deze: 0,41 µSv (relatieve bijdrage: 93 % vis, 5,8 % mosselen en 1.3 % garnalen). De bijdrage van Polonium-210 is aanzienlijk hoger dan die van Radium-226. De dosis kan ook berekend worden met vergelijking (4) en (5) IAEA (1995). De vangstgegevens (Fc) zijn die van de totale bevolking (15 miljoen inwoners). Voor vis is dit 60.000.000 kg, voor mosselen 3.937.500 kg en voor garnalen 562.500 kg. Cb is gelijk aan Cing. De IAEA vergelijkingen (4) en (5) worden toegepast op de Nederlandse situatie. De dosis voor Polonium-210 bedraagt 1,47 µSv (relatieve bijdrage: 21 % vis, 57 % mosselen en 22 % garnalen). De collectieve dosis voor de bevolking bedraagt 22 mens-Sv.
7
Voor de wereldbevolking (IAEA, 1995) is de gemiddelde individuele dosis 2,3 µSv voor vis en 2,8 µSv voor schaaldier (mosselen en garnalen). Kritische groep Voor met name mensen die veel zeevoedsel consumeren kan de effectieve dosis veel hoger zijn dan gemiddeld. Dit geldt nog meer voor degenen die veel garnalen eten. Uit de gegevens van de KAP-databank blijkt dat Polonium-210 sterk accumuleert in garnalen. De eetgewoonten (Qing; jaarlijkse consumptie van garnalen) van deze kritische groep zijn moeilijk te achterhalen. Een inname van 10 kg garnalen per jaar levert voor Polonium-210 circa 1 mSv per jaar. Dit is circa 40 % van de effectieve dosis die de gemiddelde Nederlander (2,4 mSv) jaarlijks ontvangt. 3. Gegevens over de input en de concentraties van radionucliden in het Nederlandse kustwater 3.1. Input De emissie van Lood-210 en Polonium-210 naar water zijn in de tabel 1 weergegeven voor de niet-nucleaire industrie (Leenhouts e.a., 1996). De nucleaire industrie levert in Nederland praktisch geen bijdrage aan de effectieve dosis (De Kok e.a., 1996). Tabel 1. Jaarlijkse totale emissie in 1990 naar water door de Nederlandse niet-nucleaire industrie. Selectie uit: Leenhouts e.a., 1996. Industrie
210
Pb (GBq.jaar-1)
210
Elementair fosfor produktie
24
166
Fosforzuur produktie
1784
1835
IJzer en staal produktie
0.51
8
Olie en gas produktie
89
89
Po (GBq.jaar-1)
Uit de tabel blijkt weer de sterke bijdrage van de fosforzuur produktie aan de totale emissie van Lood-210 en Polonium-210 naar het water. In appendix III staat de huidige jaarlijkse afvoer vanaf 1993 tot 1998 voor de fosforzuur produktie. De huidige lozingen zijn veel lager, maar ten opzichte van andere bronnen blijft emissie ten gevolge van de fosforzuur produktie relatief hoog. Het probleem van de radioactiviteit in water concentreert zich daarbij in het Rijnmond gebied. De emissies in de Nieuwe Waterweg zijn de belangrijkste bron van radioactiviteit in het havenslib. Het havenslib in de baggervakken in de havens verhogen de radioactiviteit in zee doordat de baggerspecie gestort wordt. Andere havens aan de Noordzee geven geen noemenswaardige bijdrage (Output gegevens uit: Elteren e.a., 1996). In de Westerschelde wordt gebaggerd maar er wordt geen bagger in zee gestort. De bagger wordt verplaatst in het estuarium en valt daarom niet binnen het kader van de storting in zee van de London Convention (LC, 1999). Het stralingsrisico naar water wordt gevormd door de lozingen van de natte fosforindustrie. In een worst-case scenario ga ik ervan uit dat de gehele opgelopen effectieve dosis in zeevoedsel afkomstig is van de fosforzuurproductie. De natuurlijke bronnen kunnen hier van af getrokken worden bijvoorbeeld de effectieve dosis die de IAEA berekend heeft (IAEA, 1995). 3.2. Radioactiviteit in baggerspecie De Radium-226 activiteit concentraties in baggerspecie van 1994 tot en met 1999 zijn afkomstig uit het rapport van Lembrechts e.a., 1999. Deze zijn ingevoerd in een spreadsheet voor elk baggervak. Met de gegevens van de Meerjarige Hoeveelheden (RIKZ, gegevens) die gebaggerd worden en de vergunningen die verleend zijn (Vergunning Rotterdam, 2000; Vergunning Zuid-Holland, 2000) kan in elk baggervak de Radium activiteit concentratie berekend worden die gestort wordt in zee. Baggervakken waarvan de
8
activiteit concentratie die niet bemonsterd is worden afgeleid van een nevenliggend baggervak. De gegevens van de metingen en berekeningen staan in Appendix IV. De berekeningen hebben betrekking op het slib in de baggervakken. De details van de berekeningen zijn in appendix V gegeven (Metabestand). 3.3. Radioactiviteit concentratie in zeevoedsel De radioactiviteit concentratie van Radium-226 en Polonium-210 zijn afkomstig uit de KAP-databank (RIKILT). Van Lood-210 zijn geen gegevens in zeevoedsel beschikbaar. Deze gegevens zijn ook als spreadsheet beschikbaar. 4. Stapsgewijze evaluatie van baggerspecie uit vaargeulen en havens langs de Nederlandse kust 4.1. Ontheffingen voor storten De baggerspecie in de Rotterdamse haven wordt getoetst aan de zogenaamde gehalte toets. De normen van de chemische parameters staan in de Vierde Nota waterhuishouding (1998). Als ze parameters in de monsters boven de norm zitten worden ze gestort in het Slufter depot anders wordt er gestort in zee (Loswal Noordwest). Er wordt geen afweging gemaakt op basis van de radioactiviteit. Voor elk baggervak dat in zee gestort wordt is een ontheffing afgegeven. Als er geen ontheffing is dan wordt deze in het Slufter depot gestort. De ontheffingen worden afgegeven op grond van de bepalingen van de Wet verontreiniging zeewater (WVZ). 4.2. Geografische verdeling van de radioactiviteit De gegevens die in het spreadsheet staan zijn verwerkt in een GIS (Geografisch Informatie Systeem)-kaart van de Rijnmond (Appendix VI). In elk baggervak staat de totale activiteit in Becquerel die gemiddeld per jaar gebaggerd wordt. In een tweede GIS-kaart staat de activiteit die gestort wordt in zee op Loswal Noordwest. Dit is gedaan voor de gegevens van Radium-226 voor de jaren 1994/1995 en voor het jaar 1999. Voor Lood-210 en Polonium-210 zijn op gelijke wijze de GIS-kaarten gemaakt voor het jaar 1999. De Polonium-210 activiteit wordt gelijkgesteld aan die van Lood-210. Uit deze GIS-kaarten is het direct duidelijk welke baggervakken nabij de stad Rotterdam een grote bijdrage leveren aan de radioactiviteit (Zie GISkaarten). Met name de baggervakken 71 (Monding Botlek), 72, 73, 75 (Centrale Geul Botlek), 64, 66, 68 (3de Petroleum haven), 51 (1e Petroleumhaven), 42 (2e Petroleumhaven) geven een grote bijdrage aan de radioactiviteit door de stortingen in zee. Dit is voor zowel Radium-226 als voor Lood-210/Polonium-210 het geval. De baggervakken nabij Hoek van Holland zijn ook rood gekleurd (hoge radioactiviteit) doordat het gebaggerde volume zo groot is. Een laag overschot aan radioactiviteit vermenigvuldigd met een groot volume geeft een hoge totale activiteit in een baggervak. 4.3. Radioactiviteit op de stortplaats (Loswal Noordwest) Het is mogelijk om effectieve dosis berekeningen vanaf de bron uit te voeren als alle parameters bekend zijn. Deze strategie is afhankelijk van de kwaliteit van de omzetting- en omrekeningsfactoren. Daarom is gekozen om direct de concentratie van de activiteit in zeevoedsel te nemen en daarvan de effectieve dosis te berekenen. Indien men de stortplaats als bron wil nemen zijn de volgende parameters nodig. De resuspensie hoeveelheden, de lokale en seizoensafhankelijke verdelingscoëfficiënten tussen zwevend stof en water (Zuo, 1992) en de verdeling tussen water en zeevoedsel. Als men de activiteit in zeevoedsel weet kan een effectieve dosis berekend worden zoals al beschreven is. De belangrijkste radionuclide voor de opname door zeevoedsel is Polonium210. Bij een eventueel model dient men zich toe te leggen op dit radionuclide. Het is echter eenvoudiger om elk jaar de Polonium-210 in Nederlands zeevoedsel te bepalen. 4.4. Evaluatie procedure London Convention Het stappenplan (stroomschema) geeft aan of er een assessment moet plaatsvinden. De antwoorden en de motivatie van de antwoorden zijn bij elke vraag aangegeven.
9
Evaluatie procedure volgens het stappenplan Vanwege eventuele spraakverwarring moet de Engelse tekst aangehouden worden. Een vrije vertaling volgt in het Nederlands (NL). Stap 1. 1. Are the proposed materials eligible for dumping under the provisions of the London Convention 1972? 2. If NO, the material is not allowed to be dumped and no futher consideration is warranted. 3. If YES, go to Step 2. NL: Mag het materiaal (afgezien van de radioactiviteit) gestort worden in zee volgens de London Conventie? Antwoord: Yes (ga naar stap 2.) Motivatie: Materiaal dat om andere redenen, dan de radioactiviteit, niet gestort mag worden wordt in een speciaal depot (Slufter) opgeslagen. Radioactiviteit speelt op dit moment niet mee in de beoordeling of de bagger op zee gestort mag worden. Stap 2. 1. Is there reason to believe that the candidate material contains anything other than unmodified natural radionuclides at background comparable with that in the receiving environment and artificial radionuclides derived from global fallout? 2. If NO, the material are 'de minimis'. 3. If YES, go to step 3. NL: Is er een reden om aan te nemen dat het materiaal andere radioactiviteit bevat dan de onveranderde natuurlijke radionucliden op achtergrond niveau ter plekke van de stortlocatie of bevat het anthropogene radionucliden ten gevolge van kernproeven in de atmosfeer? Antwoord: YES (ga naar stap 3). Motivatie: Fosforgips lozingen zoals dat gebeurt bevat een veel hogere concentratie (circa 700 Bq Ra/kg) dan de plaatselijke achtergrond (circa 25 Bq/kg). De radionucliden zijn chemisch ontsloten uit hun natuurlijke matrix (fosfaaterts). Stap 3. 1. What are the likely additional causes/sources contributing to the radioactivity in the materials? 2. If only unmodified natural causes/sources, go to Step 4. 3. If only anthropogenic causes/sources, go to Step 5. 4. If both, go to Step 5. NL: Wat zijn de waarschijnlijke additionele oorzaken of bronnen die bijdragen aan de radioactiviteit van het materiaal? Antwoord: 3. Motivatie: Menselijk ingrijpen (ontsluiting door zuur) zorgt voor een verhoogde radioactiviteit. Stap 5. 1. Were the likely anthropogenic causes/sources part of exempted or cleared practices or excluded exposures? 2. If NO, go to Step 6. 3. If YES, were the marine environmental exposure pathways considered by the national radiation protection authority and are these suitable to an assessment of the proposed dumping operation? 3.1. If YES, the materials are 'de minimis'. 3.2. If NO, go to Step 6. NL: Maken de waarschijnlijke anthropogene bronnen of oorzaken deel uit van vrijgestelde, beoordeelde of uitgezonderde blootstellingen? Antwoord: NO. (ga naar stap 6). Motivatie: De bronnen of oorzaken zijn wel onderdeel van een vergunning in het kader van de kernenergiewetgeving maar ze zijn niet uitgezonderd. Stap 6.
10
Materials not determined to be 'de minimis' through the evaluation in Step 1-5 above could also be determined to be 'de minimis' by the application of a specific assessment. The foregoing Steps of this evaluation procedure lead to initial perspectives on the nature and requirements of a specific assessment as follows. NL: Materialen die in de stappen 1-5 niet 'de minimis' zijn kunnen alsnog 'de minimis' zijn als een beoordeling heeft plaats gevonden. In de beoordeling wordt uitgegaan van de belasting van de mens omdat de effecten op ecosystemen nog onvoldoende bestudeerd zijn. De procedure voor een specifiek onderzoek naar de belasting (assessment) ten gevolge van het storten van baggerspecie wordt ontwikkeld door de IAEA. 5. Conclusie In dit onderzoek is een analyse gemaakt van de beschikbare informatie over het storten van radioactief materiaal in zee. De bron van radioactiviteit is afkomstig uit de fosforgipslozingen uit de Nieuwe Waterweg. De radioactieve belasting ontstaat doordat in het fosfaaterts radionucliden zitten van de Uranium-238 reeks. Het element Polonium-210 in deze Uranium-238 reeks veroorzaakt de grootste effectieve dosis omdat het ophoopt in organisch / levend materiaal en doordat het een α-straler is. De radioactieve effectieve dosis voor een gemiddeld individu van de bevolking vindt plaats door de inname van zeevoedsel. Storting van baggerslib in polders wordt tegenwoordig niet meer gedaan. De inhalatie van Radon-222 vormde toen de stralingsbelasting. In een worst-case berekening waar de gehele belasting van radionucliden in zee aan de stortingen wordt gewijd bedraagt de effectieve dosis veroorzaakt door Polonium-210 in zeevoedsel 17 µSv (zeevoedsel data uit 1983-1994). Dit is minder dan 1 % van de normale Nederlandse belasting van 2400 µSv. De effectieve dosis komt redelijk in de buurt van de effectieve dosis (10 µSv) die de IMO (LC, 1999) stelt als bovengrens voor de individuele dosis. De bijdrage aan de collectieve dosis is echter wel hoger dan 1 mens-Sv. Optimale bescherming is alleen mogelijk als de bron gestopt wordt. Dit laatste in nu het geval maar de radionucliden kunnen nog lang na-ijlen in het mariene ecosysteem door de sorptie eigenschappen en de fysische halfwaardetijd van Lood-210. Aan de hand van de Radium-226 activiteit in de baggervakken van de Rotterdamse haven kan een berekening uitgevoerd worden van de totale hoeveelheid radioactiviteit die gestort wordt in zee. De hoeveelheden worden afgeleid van de meerjarige gemiddelde hoeveelheden die gebaggerd worden. Vakken waar geen metingen gedaan zijn worden afgeleid van de nevenliggende vakken. De radioactiviteit van Lood-210 en Polonium210 wordt afgeleid uit de metingen van baggervakken waarin zowel Radium-226 en Lood-210 zijn gemeten. Het adsorptiegedrag van Lood-210 en Polonium-210 zijn vergelijkbaar en daarom wordt de radioactiviteit gelijk verondersteld. Uit de berekeningen blijkt dat ongeveer 75 % van het overschot, de anthropogene bijdrage, in zee wordt gestort. De rest wordt in het depot (Slufter) gestort. Het gaat dan uitsluitend om de bijdrage in het sediment en niet om de gesuspendeerde fase of de opgeloste fase. Het overschot in elk baggervak voor Radium-226 en Lood-210/Polonium-210 wordt grafisch weergegeven in GIS-kaarten. Het geloosde fosforgips is onderverzadigd in zowel rivierwater als zeewater. Het oplosbaarheidprodukt wordt niet bereikt in de rivier en het zeewater. Hierdoor komen de radioactieve radionucliden van de Uranium-238 reeks vrij uit de gips-matrix. Er ontstaat een herverdeling tussen water, zwevend stof en sediment. Het gedrag is afhankelijk van het geochemische gedrag van een radionuclide in water. Radium-226 zal voor een groot deel oplossen en met het water meegevoerd worden. Lood-210 en Polonium-210 zijn vergelijkbaar in het adsorptievermogen aan de vaste fase. Nadat deze
11
radionucliden vrijkomen uit de gipsmatrix zullen ze vrijwel direct adsorberen aan zwevend stof of sediment. Polonium-210 wordt sterk gebonden aan organisch materiaal en wordt goed opgenomen in zeevoedsel. In een evaluatie procedure van de London Convention kan beoordeeld worden of het storten van radioactief afval in zee voldoet aan het zogenaamde 'de minimis' concept. Volgens het stappenplan moet er geconcludeerd worden dat een assessment, een onderzoek naar de radioactieve belasting, gedaan moet worden. Dit geldt met name voor de verleden tijd omdat de lozingen nu stoppen of al gestopt zijn omdat de fabrieken de activiteiten beëindigen. Dankwoord Verschillende mensen hebben bijgedragen door middel van literatuur, informatie en correctie. Onderstaande personen (s.s.t.t.) wil ik graag hartelijk danken voor hun medewerking: Joost Stronkhorst (RIKZ), Gertjan Zwolsman (RIZA, Dordrecht), Johan Honkoop (RIKZ), Gijs Berger (Gemeentelijk Havenbedrijf Rotterdam), Remi Laane (RIKZ), Theo Klomberg (VROM, DSVS), Hans van der Meulen (Rijkswaterstaat, Dir. Zuid-Holland), Jaap Mol (Rijkswaterstaat, Dir. Zuid-Holland), Marc Eisma (Gemeentelijk Havenbedrijf Rotterdam), Johan Lembrechts (VROM, RIVM), Jaap van Steenwijk (RIZA), Bert van Munster (RIZA) en Otto Swertz (RIKZ).
12
Referenties 210
210
Benoit, G. en H.F. Hemond. Po and Pb remobilization from lake sediments in relation to iron and manganese cycling. Environ. Sci. Technol., 1990, 24, 1224-1234. Berger, G.W. en D. Eisma. Verslag van door het NIOZ uitgevoerde 210Po en 210 Pb metingen in de Nederlandse kustwateren, de Nieuwe Waterweg, het Noordzeekanaal en de Westerschelde, NIOZ-Rapport, 1988, 88-13. EEG, 1989. Commission of the European communities, The radiological exposure of the population of the European community from radioactivity in North European marine waters - Project MARINA, Report EUR 12483, Brussels, 1989. Elteren, J.T. van, Goeij, J.J.M. de, Kok, J. de, Kolar, Z.I. en H.Th. Wolterbeek. Radionuclides in dutch water systems research project. Radium226, Lead-210 and Polonium-210. TUD, IRI. ISBN 90-73861-34-9, June 1996. Elterenb, J.T. van, Goeij, J.J.M. de, Kok, J. de, Kolar, Z.I. en H.Th. Wolterbeek. Radionuclides in dutch water systems research project. Strontium-90. TUD, IRI. ISBN 90-73861-39-X, June 1996. FAO, 1992. Food and Agriculture Organization of the United Nations, Fishery Statistics, Vols 70, 71, FAO, Rome,1992. Friedrich, J. Polonium-210 and Lead-210 in the Southern Polar Ocean: Naturally occuring tracers of biological and hydrographical processes in the surface waters of the Antarctic Circumpolar Current and the Weddell Sea. Reports on Polar Research, 1997, 235. IAEA. Sediment Kds and concentration factors for radionuclides in the marine environment. International Atomic Energy Agency. Technical reports series No. 247. Vienna, July 1985. IAEA. Sources of radioactivity in the marine environment and their relative contributions to overall dose assessment from marine radioactivity (MARDOS). IAEA-TECDOC-838, Vienna: IAEA, 1995. IAEA. Application of radiological exclusion and exemption principles to sea disposal. The concept of 'de minimis' for radioactive substances under the London Convention 1972. International Atomic Energy Agency. Technical reports series No. 1068. Vienna, March 1999. ICRP, International Commission on Radiological Protection. Publication nr 60, 1990. Recommendations of the International Commission on Radiological Protection (Adopted by the Commission in November 1990); Annals of the ICRP 21 (1-3); Pergamon Press, Oxford, UK, 1991. Kok, J. de, Kolar, Z.I. en E.J. de Jong. Radionucliden in de Nederlandse Watersystemen. H2O, 1996, 29, 680-683. Leenhouts, H.P., Stoop, P., en S.T. van Tuinen. Non-nuclear industries in the Netherlands and radiological risks. March 1996, RIVM report nr. 610053003. Lembrechts, J., Glastra, P. en P. Stoop. Radium in baggerspecie afkomstig uit het Rijnmondgebied. Resultaten over 1997. Rapport nr. 610058007, RIVM, Februari 1998. Lembrechts, J. De dosis ten gevolge van eenheidslozingen 226Ra, 210Pb en 210Po in de Nieuwe Waterweg - een herberekening op basis van nieuwe inzichten. Rapport nr. 610050004. RIVM, februari 1998. Lembrechts, J., Glastra, P., en L.A. Nissan. Radium in baggerspecie afkomstig uit het Rijnmongebied. Resultaten over 1999. November 1999. Briefrapport. VROM projectnr. 650050.
13
London Convention. Twenty-first consultative meeting of contracting parties to the convention on the prevention of marine pollution by dumping of wastes and other matter. LC 21/WP.2, 7 october 1999 OSPAR. Report of the Netherlands concerning the implementation of the OSPAR strategy with regard to radioactive substances. Th.J.M. Klomberg, VROM september 1999. Stoop, P. en J. Lembrechts. Radium in baggerspecie van 1994 en 1995 uit het Rijnmondgebied - Metingen en dosisberekeningen. Mei 1996, RIVM rapport nr. 610058004. Stumm, W. en J.J. Morgan. Aquatic Chemistry. An introduction Emphasizing Chemical Equilibria in Natural Waters. 2nd Ed. Wiley-Interscience, 1981. Vergunning Rotterdam. Besluit Wet verontreiniging zeewater Gemeentelijk Havenbedrijf Rotterdam. 31 maart 2000. AMU/1292. Onderhoudsbaggerwerk met baggervakken. Periode 1 juli 2000 tot juli 2002. Vergunning Zuid-Holland. Besluit Wet verontreiniging zeewater Zuid-Holland. 31 maart 2000. AMU/1293. Onderhoudsbaggerwerk met baggervakken. Periode 1 juli 2000 tot juli 2002. Weijden, C.H. van der en J.J. Middelburg. Hydrogeochemistry of the river Rhine: long term and seasonal variability, elemental budgets, base levels and pollution. Wat. Res., 1989, 23, 1247-1266. Vierde Nota waterhuishouding Regeringsvoornemen, Ministerie van Verkeer en Waterstaat, Den Haag, September 1997. Woittiez, J.R.W. Tweede voortgansverslag project BASIN, Fase 0. Verslagperiode over het 3e kwartaal 1996. December, 1996. ECN rapport: ECN96--96-120. Woittiez, J.R.W. Bronbijdrage aan specie in de Nieuwe Waterweg (BASIN). Juni 1998. ECN rapport: ECN-CX--98-073. Zuo, Z., Dynamic behaviour of 210Pb, 210Po and 137Cs in coastal and shelf environments. Proefschrift, Universiteit Utrecht, 1992. Geologica Ultraiectina no. 87. Verzamelde literatuur Op aanvraag is een literatuurlijst van dit onderwerp beschikbaar.
14
Appendix I Oplosbaarheid van gips in zeewater Om te bepalen of een oplossing in water over- of onderverzadigd is, kan nagegaan worden of de vrije energie (∆ G) voor de oplossing van de vaste fase positief (oververzadigd), negatief (onderverzadigd) of nul (evenwicht) is. Voor de evenwicht van de oplossing, met oplosbaarheid constante Ks0, geldt: 2+
CaSO4 (gips) <=> Ca
2-
+ SO4
Ks0
de vrije energie van de oplossing wordt gegeven door: G = RT ln Q/K = RT ln ( {Ca2+}act . {SO42-}act ) / ( {Ca2+}eq . { SO42-}eq )
G = RT ln ( {Ca2+} . { SO42-}
) / Ks0
waarbij Q de actuele samenstelling, K de evenwichtsconstante, R gasconstante, T de temperatuur is. Het actuele ion activiteit produkt ( IAP= {Ca2+}{SO42-} ) kan vergeleken worden met Ks0. De verzadigingstoestand van de oplossing ten opzichte van vaste fase wordt gedefinieerd als: IAP > K oververzadigde toestand IAP = K evenwicht, verzadigd IAP < K onderverzadigde toestand. De grenzen waarin werkelijk een neerslag gevormd kunnen nog eens opgedeeld worden in een superverzadigde, een metastabiele, een verzadigde en onderverzadigde toestand (Stumm en Morgen, 1981). De gehydrateerde vorm van gips bevat alleen water en water heeft geen invloed op het evenwicht. Bij een gipslozing (slurrie, gips-water mengsel) in water hebben we te maken met de vaste fase in water en de concentraties van de ionen in het water. We bekijken de oplosbaarheid van de gips-suspensie in de eindleden d.w.z. gips-slurry in rivier- en in zeewater. Oplosbaarheid in rivierwater De gips suspensie bestaat uit de gehydrateerde vorm van Calciumsulfaat (Eng. gypsum): CaSO4. 2 H2O (s), het oplosbaarheidprodukt onder standaard omstandigheden (25 °C, 1 atm) bedraagt: Ks0 = 2,5.10-5. CaSO4. 2 H2O (s) = Ca2+ + SO42- + 2 H2O
Ks0
gips
= 2,5.10-5
Voor de concentratie van rivier water nemen we het jaargemiddelde van Rijnwater bij Lobith uit een studie van Van der Weijden en Middelburg (1989). Ca2+ : 77 mg/l (= 1,9.10-3 M) gewogen gemiddelde bij Lobith tussen: 1977-1984 SO42-: 69 mg/l (= 0,72.10-3 M) gewogen gemiddelde bij Lobith tussen: 1975-1984 Voor rivierwater geldt: IAP= {Ca2+}{SO42-} = 1,9.10-3 . 0,72.10-3 IAP < Ks0 gips (= 2,5.10-5) Rivierwater is onderverzadigd ten opzichte van gipsslurrie. De onderverzadiging bedraagt circa 18 (=2,5.10-5/1,4.10-6). Het is in rivierwater deze gipslozing direct zal oplossen als deze in het rivierwater.
= 1,4.10-6 mate van te verwachten dan contact komt met
Oplosbaarheid in zout water In zeewater bedragen de calcium en sulfaat concentraties: Ca2+ : 2,4.10-3 M en SO42-: 1,9.10-3 M) (uit: Stumm en Morgan, 1981). Voor zeewater geldt: IAP= {Ca2+}{SO42-} = 2,4.10-3 . 1,9.10-3 = 4,6.10-6 dus IAP < Ks0 gips (= 2,5.10-5). Zeewater is onderverzadigd ten opzichte van gipsslurrie. De mate van onderverzadiging bedraagt circa 5,4 (=2,5.10-5/4,6.10-6). Het is te verwachten dat in zeewater deze gipslozing zal oplossen als deze in contact komt met het zeewater. Conclusie Ten aanzien van het geochemisch gedrag van een gipslozing in water en de gebonden radionucliden in fosforgips kunnen de volgende conclusie getrokken worden. Uit bovenstaande berekening blijkt dat gipsslurrie in zowel zoet- als zeewater oplost. Zowel in beide gevallen is de oplossing onderverzadigd. Dit betekent dat ionen die gebonden zijn aan de vaste matrix van het gipshydraat direct in contact
15
komen met het ontvangende water. Voor Lood-210 en Polonium-210, de belangrijkste radioactiviteit- en "groot" risico veroorzakers, betekent dit dat deze stoffen direct in contact komen met het ontvangende water en niet ingesloten blijven in het mineraal ( CaSO4. 2 H2O (s) ). Radium zal ook zal ook ontsloten worden uit de matrix.
16
Appendix II Radioactieve series In de vervalreeksen gaan de radioactieve nucliden bij verval over in een ander radioactief nuclide, dat op zijn beurt vervalt totdat een stabiel nuclide ontstaat waarmee de reeks dan eindigt. We kennen vier van dergelijke reeksen, te weten: 1. Thorium-serie (4n) 2. Neptunium-serie (4n+1) 3. Uranium-238-serie (2n+2) en 4. Actinium-serie (4n+3). De series worden genoemd naar het langstlevende nuclide. De serie 1, 3 en 4 eindigen op een stabiel nuclide van Lood, de neptunium-serie eindigt met bismuth. De elementen die tot de Uranium-serie behoren hebben een massa-getal, dat gegeven wordt door (4n+2), waarbij n een natuurlijk getal is. Met spreekt daarom ook wel van de (4n+2)-serie. De Uranium-serie eindigt met 206Pb. De Uranium-238 serie is schematisch weergegeven met α- en ß-verval (zie figuur II.1). De thorium-serie, ook wel (4n)-serie genoemd, begint met het nuclide 232Th, dat een halfwaardetijd bezit van 1,4.1010 jaar. Deze reeks eindigt op 208Pb. De Actinium-serie, (4n+3)serie genoemd, begint met het radionuclide 235U en eindigt met 207Pb. Drie series, de Uranium-, de Thorium- en de Actinium-serie komen in de natuur voor en heten daarom natuurlijke reeksen. De Neptunium, of (4n+1)-serie, vindt men niet in de natuur. Men heeft deze serie, d.w.z. de moederkern, kunstmatig gemaakt. Het langstlevende nuclide in deze serie is 237Np, met een halfwaardetijd van 2,2.106 jaar. Dit is echter kort t.o.v. de levensduur van de aarde (4,5 miljard jaar), zodat men aanneemt dat deze serie daarom niet in de natuur voorkomt. Deze serie eindigt met het nuclide 209Bi. Radioactief evenwicht. Radioactief evenwicht betekent dat het radioactief verval van alle elementen uit een radioactiviteitsreeks (radioactieve familie) constant blijft met uitzondering van het laatste element (stabiele kern). De atomen van een element die verdwijnen door splitsing, worden geproduceerd door de splitsing van het element dat in de reeks aan hem voorafgaat. De gemiddelde levensduur van de "ouders" van ieder van deze reeksen is zo groot dat hun hoeveelheid in het materiaal op aarde als constant kan worden beschouwd. In de natuur vindt men dit radioactief evenwicht terug. De verschillende elementen zijn aanwezig in nauwkeurig bepaalde verhoudingen, onafhankelijk van het mineraal waarin hun aanwezigheid is vastgesteld. Seculier evenwicht. Seculier evenwicht tussen langlevende moeder radionuclide en kortstlevende dochter radionuclide wordt weergegeven door het volgende evenwicht. N p λp = N d λd waarbij Np het aantal atomen is van de moeder (parent) radionuclide, λp de vervalconstante van de moeder radionuclide met λ = ln 2 / t½ , t½ de halfwaarde tijd van het radionuclide, Nd het aantal atomen van de dochter radionuclide en λd de vervalconstante van de dochter radionuclide. In een gesloten systeem met seculier evenwicht hebben Polonium-210 en Lood-210 gelijke activiteit. Verschillen in het seculiere evenwicht, positief of negatief, geven informatie van het gedrag van deze twee radionucliden. Lood-210 wordt gebruikt als een geochronometer met de veronderstelling dat de radionuclide immobiel is in sedimenten (Benoit en Hemond, 1990). Radium-226 metingen in de Rotterdamse Havens In de bepaling van de radioactiviteit in de Rotterdamse haven vindt men het radiochemische evenwicht terug. De activiteit van Radium-226, Lood-214 en Bismuth-214 werden gemeten in verschillende monsters (Lembrechts e.a., 1999). In alle monsters die gemeten werden is de verhouding van de activiteit: Ra-226, Pb214, Bi-214 = 1:1:1. Dit komt omdat de halfwaardetijd die hier tussen zit in de Uranium-238 reeks 226Ra --> 222Rn --> 218Po --> 214Pb --> 214Bi niet groter is dan ongeveer 4 dagen (zie figuur vervalreeks U238). Een chemische verandering moet binnen de relatief korte vervaltijd optreden en dat is voor een sedimentmonster niet zo waarschijnlijk. Radon-222 gas zou nog kunnen ontsnappen maar dat zal dan langzaam uit de bodem diffunderen. Chemische of fysische processen waardoor een scheiding ontstaat in de activiteit tussen twee radionucliden binnen een reeks hebben zich voltrokken binnen de tijd die ligt tussen twee radionucliden. Als er een andere activiteit wordt gevonden van de radionucliden binnen een radioactiviteit-reeks dan is er een proces opgetreden die het oorspronkelijke matrix veranderd heeft.
17
Figuur II.1. 238U-vervalreeks met de isotopen van een nuclide en de halfwaardetijden, α- en ß-verval. Uit: Friedrich, 1997.
18
Appendix III. Tabel. Afvoer van fosforgips en radionucliden van de Kemira Agro Pernis (KAP) en Hydro Agri Rotterdam (HAR) gedurende de periode 1993-1998.Gegevens uit: OSPAR (1999).
KAP Fosforgips (kt/jaar) Ra-226 (GBq/jaar) Pb-210 (GBq/jaar) Po-210 (GBq/jaar) Ra-228 (GBq/jaar) HAR Fosforgips (kt/jaar) Ra-226 (GBq/jaar) Pb-210 (GBq/jaar) Po-210 (GBq/jaar) Th-232 (GBq/jaar)
1993
1994
1995
1996
1997
1998
753
740
774
792
845
908
403 374 313 16
432 385 370 22
412 408 394 15
283 270 281 13
170 146 164 8
183 161 186 18
563
649
682
671
670
660
257 279 235 -
377 328 363 -
361 336 299 12
315 314 288 8
313 315 293 13
283 242 284 NA
1316
1389
1456
1463
1515
1568
660 653 638 16 -
809 713 733 22 -
773 744 693 15 12
598 584 569 13 8
483 461 457 8 13
466 403 470 18 NA
Totaal (KAP+HAR) Fosforgips (kt/jaar) Ra-226 (GBq/jaar) Pb-210 (GBq/jaar) Po-210 (GBq/jaar) Ra-228 (GBq/jaar) Th-232 (GBq/jaar)
NA: niet beschikbaar (Not Available).
19
Appendix IV Tabel. Lokale balans van radionucliden in het Rijnmond gebied in de compartimenten water, zwevend stof en slib. Gegevens uit: Elteren e.a., 1996 en OSPAR, 1999 (exclusief de berekeningen). 226
Ra
210
210
Concentratie waterfase (Bq. m )
19.0
10
3.6
Input Rijn (109 Bq.jaar-1)
331
179
172
Achtergrond concentratie waterfase (Bq.m-3)
0.37-110
0.93-13
0.3-8.5
Gesuspendeerd materiaal (Bq.kg-1)
300
544
459
466
403
470
244 96 148 40 109
859 493 366 134 232
859 493 366 134 232
-3
Pb
Po
Havenslib (berekeningen) Input (109 Bq.jaar-1) Fosforgips 1998 (OSPAR, 1999) Berekeningen: Input (109 Bq.jaar-1) Achtergrond (109 Bq.jaar-1) Totaal overschot (109 Bq.jaar-1) Opslag in slufter, overschot (109 Bq.jaar-1) Storting in zee, overschot (109 Bq.jaar-1)
Berekeningen gebaseerd op metingen van Lembrechts e.a., 1999, Stoop en Lembrechts, 1996. Input= achtergrond + totaal overschot. Overschot= activiteit gemeten - achtergrond. De activiteiten (berekeningen) van Lood-210 en Polonium-210 zijn gelijk.
20
Appendix V
Metabestand voor de berekening van Radium-226, Polonium-210 en Lood-210 in de baggervakken van het Rijnmond gebied. De data worden onder andere gebruikt voor de GIS-kaarten. Berekeningen uitgaande van Radium-226 activiteit De meeste Radium activiteit in de baggervakken is ingevuld door de activiteit van de nevenliggende vakken te gebruiken. In kolom (E) is dit aangegeven met de vermelding van 'Meting' of 'Afleiding'. In kolom D is aangegeven uit welk vak deze activiteit voor het betreffende vak afkomstig is. In principe is de activiteit van het monster (Bq/kg) vermenigvuldigd met het aantal kg droge stof de hoeveelheid die gebaggerd is. Om het Radium overschot in elk vak te bepalen moet de achtergrond activiteit bepaald worden. Deze is afhankelijk van de korrelgrootte verdeling. Voor de achtergrond correctie gebruikt Lembrechts e.a. (1998) een formule die afhankelijk is van de korrelgrootte verdeling. De fracties worden gecorrigeerd voor het kalk en het organisch stof gehalte. De korrelgrootte verdeling die Lembrechts e.a. (1998) gebruiken verschilt van de korrelgrootte verdeling die Rijkswaterstaat heeft gemeten. De formule kan gebruikt worden als de fractie groter dan 50 µm gelijk gesteld wordt aan de fractie 100 % minus de korrelgrootte fractie kleiner dan 63 µm. Parameters In het spreadsheet zijn de volgende parameters gebruikt: RIKZCODE: code die RIKZ gebruikt voor de aanduiding van de baggervakken in de Rijnmond. Monstervak: aanduiding die afgeleid is van de RIKZCODE. De RIKZCODE exclusief het voorvoegsel: RMND. MGB: Meerjarig gemiddelde hoeveelheid die gebaggerd wordt in de verschillende baggervakken. KGV2(1999): fractie kleiner dan 2 µm; korrelgrootte verdeling kleiner dan 2 µm zoals die door RIKZ aangeleverd is. KGV16(1999): fractie kleiner dan 16 µm; korrelgrootte verdeling kleiner dan 16 µm zoals die door RIKZ aangeleverd is. KGV63(1999): fractie kleiner dan 63 µm; korrelgrootte verdeling kleiner dan 63 µm zoals die door RIKZ aangeleverd is. % Org.STOF: percentage organische stof % CACO3: kalkgehalte Ontheffing: als deze WAAR is dan kan deze gestort worden op Loswal Noordwest, in het geval van ONWAAR wordt er gestort in het Slufter depot. De ontheffing geldt voor de huidige vergunning die is afgegeven van 1 juli 2000 tot 1 juli 2002. De Radium-226 activiteit ten gevolge van de anthropogene input wordt berekend uit de gemeten activiteit minus de activiteit die van nature aanwezig is. Dit wordt ook wel het Ra overschot genoemd. over Het Radium overschot (Ra ) is: Radiumover = Radium (gemeten) - Radiumnat (natuurlijk) De natuurlijke Radium-226 activiteit is afhankelijk van de korrelgrootte van het sediment. Om een correctie te geven voor de korrelgrootte verdeling gebruiken we de formule die door Lembrechts e.a. (1998) hanteert. Radiumnat = ( 0.95 * F-2 + 0.36 * F2-50 + 0.08 * F50- )
Bq/kg
waarbij F-2 = massa percentage van de minerale fracties met diameter < 2 µm, F2-50 = massa percentage van de minerale fracties met diameter 2-50 µm, F50- = massa percentage van de minerale fracties met diameter 50 µm en hoger. De gemeten fracties zijn niet gecorrigeerd voor het organische stof gehalte
21
en het calciumcarbonaat gehalte. Dit kan gedaan worden met onderstaande formules uit Stoop en Lembrechts (1996). F-2 = f-2 * (100 - %Org.STOF - %CaCO3)/100 F2-50 = f2-50 * (100 - %Org.STOF - %CaCO3)/100 F50- = f50- * (100 - %Org.STOF - %CaCO3)/100 Deze fracties zijn iets anders dan de fracties die door Rijkswaterstaat gemeten worden. Rijkswaterstaat meet onder andere de fracties <2 µm, <16 µm en <63 µm. Om korrelgrootte gegevens te verkrijgen die toepasbaar zijn in de formule voor de natuurlijke activiteit wordt de KGV63 gelijk gesteld aan de fractie kleiner dan 50 µm. Dit is acceptabel omdat ze dicht bij elkaar liggen. In veel slibachtige sediment monsters zit de grootste hoeveelheid in de fractie kleiner dan 16 µm. De volgende berekening voor de fracties worden gebruikt. f-2 = KGV2 f2-50 = KGV63 - KGV2 f50- = 100 - KGV63 Om de gebaggerde hoeveelheid om te rekenenen naar droge stof van het slib wordt een factor van 0.372 gebruikt afkomstig van Stoop en Lembrechts (1996). De korrelgrootte fracties worden gecorrigeerd voor het organische stof gehalte en het kalkgehalte met een formule die Stoop en Lembrechts (1996) gebruiken. Het Radium overschot ook volgens dit rapport gecorrigeerd. In eerste instantie zijn de gegevens van de baggervakken uit 1994 en 1995 gebruikt. Als in beide baggervakken gemeten is dan is de waarde van 1995 genomen als de Radium-226 activiteit. Van dit spreadsheet wordt een nieuw spreadsheet gemaakt met de gegevens van het jaar 1999. De activiteit van Lood-210 en Polonium-210 De concentraties voor Lood en Polonium worden afgeleid uit de bepalingen in het Project Basin (Woittiez, 1998). In dezelfde monsters uit het Rijnmondgebied zijn Radium-226 en Lood-210 bepaald. Door nu voor zand en slib de factor tussen Radium-226 en Lood-210 te bepalen worden alle Radium gegevens omgerekend naar de Lood-210 activiteiten. De factor voor zandachtig materiaal is 2.8 en voor slibmonsters is deze 3.8 . Een monster wordt als slib monster geclassificeerd als de fractie kleiner dan 63µm (KGF63) groter is dan 20 % . Omdat Polonium-210 en Lood-210 zich gelijk gedragen wat betreft de adsorptie aan vast materiaal zijn de activiteiten van Lood-210 en Polonium210 gelijk gesteld in het Rijnmond gebied. De activiteit van zowel Radium226, Lood-210 en Polonium-210 kan vergeleken worden met de emissies vanuit de lozingspijpen (OSPAR, 1999). Tabel V.1. Activiteit concentratie van Lood-210, Radium-226 en de verhouding tussen Radium-226 en Lood-210 in het Rijnmondgebied voor slibmonsters. Uit: Woittiez, 1998. 1e Pet. sp1
1e Pet. sp2
1e Pet. sp3
Botlek sp5
Botlek sp6
Botlek sp7
487
689
598
348
251
263
Radium-226 (Bq.kg )
155
215
291
72.2
60
61.8
Ra-226/Pb-210
3.14
3.20
2.05
4.82
4.18
4.23
Lood-210 (Bq.kg-1) -1
De gemiddelde verhouding tussen Radium-226/Lood-210 is 3.6 voor slibmonsters. Tabel V.2. Activiteit concentratie van Lood-210, Radium-226 en de verhouding tussen Radium-226 en Lood-210 in het Rijnmondgebied voor zandmonsters. Uit:
22
Woittiez, 1998. Botlekbrug sp4
Maassluis sp8
Hoek v Holland sp9
21.0
78.7
52.7
Radium-226 (Bq.kg )
14.1
21.3
19.2
Ra-210/Pb-210
2.0
3.7
2.74
Lood-210 (Bq.kg-1) -1
De gemiddelde verhouding tussen Ra-226/Pb-210 is 2.8 voor zandmonsters. Als de KGF63 < 20 % is dan wordt de factor 2.8 gebruikt. Als de KGF63 > 20 % is dan wordt de factor 3.6 gebruikt. Als er geen waarde gegeven is dan wordt de gemiddelde waarde van 3.2 gebruikt. Als achtergrond waarde voor Lood-210 wordt voor zandmonsters de waarde bij de Van Brienenoordbrug gebruikt deze is: 23.5 Bq/kg. Als achtergrond waarde voor Lood-210 wordt voor slibachtige monsters de gemiddelde waarde van marien en fluviatiel slib gebruikt (106.1+59.1)/2= 82.6 Bq/kg. In de gevallen waarin de korrelgrootte niet bekend is wordt de gemiddelde waarde gebruikt: 53 Bq/kg. Als het overschot van Radium-226 in alle baggervakken van het jaar 1999 opgeteld wordt dan is er een totale activiteit (overschot; boven natuurlijk) van 148 Gigabecquerel (GBq). In het jaar 1998 is er 466 GBq geloosd. Dit is ongeveer 32 % hetgeen betekent dat 68 % van de geloosde hoeveelheid Radium-226 opgelost is of met het gesuspendeerde materiaal uit het estuarium verdwenen is. Als het overschot van Lood-210/Polonium-210 in alle baggervakken van het jaar 1999 opgeteld wordt dan is er een totale activiteit (overschot) van 366 GigaBecquerel. In het jaar 1998 is er 403 GBq geloosd. Dit is ongeveer 91 % hetgeen betekent dat 9 % van de geloosde hoeveelheid Lood210/Polonium-210 opgelost is of met het gesuspendeerde materiaal uit het estuarium verdwenen is. Data bestanden Op aanvraag zijn de bestanden beschikbaar.
23
Appendix VI GIS-kaarten afkomstig van de gegevens uit het spreadsheet. - Radioactiviteit (overschot) van Radium-226 in de Rotterdamse havens voor de jaren 1994-1995. - Radioactiviteit (overschot) van Radium-226 in de Rotterdamse havens die gestort wordt op zee (Loswal Noord) voor de jaren 1994-1995. - Radioactiviteit (overschot) van Radium-226 in de Rotterdamse havens voor het jaar 1999. - Radioactiviteit (overschot) van Radium-226 in de Rotterdamse havens die gestort wordt op zee (Loswal Noord) voor het jaar 1999. - Radioactiviteit (overschot) van Lood-210 of Polonium-210 in de Rotterdamse havens voor het jaar 1999. - Radioactiviteit (overschot) van Lood-210 of Polonium-210 in de Rotterdamse havens die gestort wordt op zee (Loswal Noord) voor het jaar 1999.
24
