Bijlage behorende bij Ministeriële Regeling Analyse Gevolgen van Ioniserende Straling
(MR-AGIS) - 16 januari 2002
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
INHOUDSOPGAVE
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
HOOFDSTUK 1 INLEIDING
DEEL I REKENREGELS
HOOFDSTUK 2 TOEPASBAARHEID REKENREGELS
-
2.1 Toepasbaarheidbeoordeling vóóraf
-
2.2 Toepasbaarheidbeoordeling na berekening
-
2.3 Onderscheid Ingekapselde bronnen, Toestellen en Open bronnen
HOOFDSTUK 3 STROOMSCHEMA TOESTELLEN EN INGEKAPSELDE BRONNEN
HOOFDSTUK 4 STROOMSCHEMA OPEN BRONNEN
-
4.1 Algemeen
-
4.2 Externe straling
-
4.3 Lozing in lucht
-
4.3.1 Berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor inhalatie (Reinh)
-
4.3.2 Berekening van de maximale jaarlijkse lozing van elk radionuclide (AL,i)
-
4.3.3 Berekening van de maximale jaarlijkse emissie vanuit een locatie (Lmax)
-
4.3.4 Afgeleid toetsingsniveau voor lozingen in lucht (LSN)
-
4.3.5 Toetsing Lmax aan LSN
-
4.4 Lozing in water
-
4.4.1 Berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor ingestie (Reing)
-
4.4.2 Berekening van de maximale jaarlijkse lozing van elk radionuclide (AW,i)
-
4.4.3 Berekening van de maximale jaarlijkse emissie vanuit een locatie (Wmax)
-
4.4.4 Afgeleid toetsingsniveau voor lozingen in water (WSN)
-
4.4.5 Toetsing Wmax aan WSN
DEEL II NADERE ANALYSE
HOOFDSTUK 5 STROOMSCHEMA EN WERKWIJZE VOOR NADERE ANALYSE
HOOFDSTUK 6 BEPALING VAN DE EFFECTIEVE DOSIS
-
6.1 Algemeen
-
6.2 Blootstelling
-
6.3 Referentiepersoon en -gedrag en kritieke groep
-
6.4 Individuele effectieve dosis (ID)
-
6.5 Berekening van MID (multifunctionele individuele dosis) en de AID (actuele individuele
dosis)
HOOFDSTUK 7 TOETSING VAN DE UITKOMSTEN AAN DE DOSISNIVEAUS
AANHANGSEL
-
A.1 Dosiscoëfficienten, Bronconstanten en Radiotoxiciteitsequivalenten
-
A.2 Afwijkende parameterwaarden
REFERENTIES
HOOFDSTUK 1. INLEIDING
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
1.1 Algemeen
De ministeriële regeling AGIS en deze bijlage betreffen uitsluitend handelingen met
radioactieve stoffen en geen werkzaamheden.
Voor handelingen, dat wil zeggen het bereiden, voorhanden hebben, toepassen en zich
ontdoen van radioactieve stoffen of het gebruik van toestellen, is in veel gevallen
een vergunning volgens de Kernenergiewet [Kew] nodig.
Volgens artikel 44, eerste lid, onder e, van het Besluit Stralingsbescherming (Bs)
[BS01] bevat elke aanvraag om een vergunning voor een handeling, onder andere, de
maximale totale effectieve dosis die een persoon in een kalenderjaar kan ontvangen
op enig punt buiten de locatie waarop de vergunningaanvraag van toepassing is, zowel
ten gevolge van lozingen als ten gevolge van externe straling. Het Bs stelt voorts
in artikel 3, derde lid, dat door de Minister van VROM regels kunnen worden gesteld
voor de bepaling van de doses en daarbij kunnen methoden worden aangewezen voor de wijze waarop de berekende doses
worden getoetst in het kader van de vergunningverlening.
Deze bijlage bevat de hierboven bedoelde regels en methoden.
De volgende dosisniveaus worden gehanteerd:
-
• een locatielimiet van 100 μSv in een jaar, waarboven geen vergunning wordt verleend, en
-
• een Secundair Niveau (SN) van 1 μSv (voor lucht- en waterlozingen) en 10 μSv (voor externe straling) in een
jaar waar beneden vanuit milieu-oogpunt nooit bezwaar bestaat tegen vergunningverlening,
mits de handeling gerechtvaardigd is.
Het SN is een niveau waaronder de invulling van het ALARA-beginsel vanuit de overheid geen prioriteit heeft en de verantwoordelijkheid voor het toepassen
hiervan bij de vergunninghouder wordt gelegd. De vergunninghouder heeft de verplichting
om het ALARA-beginsel in de praktijk door te voeren.
In deze bijlage wordt niet ingegaan op de toepassing van het ALARA-beginsel en ook
niet op de vraag of een handeling al dan niet gerechtvaardigd is.
1.2 Doel en opzet van deze bijlage
Het doel van deze bijlage is regels te geven voor het uitvoeren van een dosisberekening
ten behoeve van een vergunningaanvraag. Hierbij wordt gebruik gemaakt van stroomschema's.
Tevens zijn beleidskeuzes aangegeven. Fig 1.1 geeft in een stroomschema de werkwijze
van deze bijlage in zijn geheel weer. De regels zijn alleen bedoeld voor reguliere
emissies en lozingen ten gevolge van handelingen met radioactieve stoffen. Deze bijlage
bestaat uit de drie volgende delen.
Deel I ‘Rekenregels’
In eenvoudige gevallen (bijvoorbeeld voor radionuclidenlaboratoria en ingekapselde
bronnen voor meet- en regeltechniek) zal volstaan kunnen worden met de vereenvoudigde
rekenregels van Deel I. Het doel van Deel I is een antwoord te krijgen op de vraag
of een handeling waarvoor een vergunning wordt aangevraagd een stralingsdosis onder
SN geeft. Het antwoord wordt op een globale, conservatieve wijze geschat met behulp
van simpele rekenregels zonder een uitvoerige dosisberekening.
Deel II ‘Nadere Analyse’
Voor meer complexe situaties en voor die emissiesoorten waarvoor volgens de rekenregels
uit Deel I het SN wordt overschreden, moet een zogenoemde nadere analyse worden uitgevoerd
waarbij Deel II van deze bijlage van toepassing is. In Deel II wordt met behulp van
stroomschema's en het aangeven van beleidskeuzes de methodiek van het uitvoeren van
een nadere analyse beschreven en worden de belangrijkste te beschouwen parameters
en de bijbehorende parameterwaarden gegeven. In het algemeen zal bij de uitvoering
van de nadere analyse meer ervaring en kennis van de achterliggende modellen nodig
zijn dan bij toepassing van de rekenregels uit Deel I. De rapporten ‘Dosisberekening
voor de Omgeving bij Vergunningverlening Ioniserende Straling deel A: Lozingen in
lucht en water (DOVIS-A)’ [DOA02] en ‘Dosisberekening voor de Omgeving bij Verguningverlening
Ioniserende Straling deel B: Externe straling’ (DOVIS-B) [DOB02] dienen te worden
gehanteerd voor de uitvoering van een nadere analyse
Tevens wordt in Deel II aangegeven hoe de uitkomsten van de Nadere Analyse getoetst
moeten worden aan dosislimiet en SN.
1.3 Bronnen, emissies en blootstellingwegen
Bronnen worden ingedeeld in:
-
•
ingekapselde bronnen, waaronder apparaten die zo'n bron bevatten
-
•
toestellen (voornamelijk röntgentoestellen en versnellers)
-
•
open bronnen
Handeling met bronnen binnen een locatie kunnen drie verschillende soorten emissies tot gevolg hebben:
Toestellen geven uitsluitend externe straling; hetzelfde geldt, bij normaal gebruik,
voor ingekapselde bronnen. Open bronnen kunnen aanleiding geven tot externe straling,
maar kunnen zich ook via lozingen in lucht en water verspreiden in de omgeving. De
wegen waarlangs deze verspreidingen plaatsvinden, worden belastingpaden genoemd.
De daadwerkelijke blootstelling van personen ten gevolge van de emissies via de belastingpaden
kan dan op verschillende manieren geschieden, genoemd blootstellingwegen. De drie belangrijkste zijn:
-
-
externe blootstelling, hetzij direct uit de bron, hetzij indirect bijvoorbeeld vanuit een geloosde wolk
met radioactieve stoffen, of na depositie daarvan;
-
-
inhalatie van in de lucht zwevende radioactieve stofdeeltjes;
-
-
ingestie van voedsel en water dat door de verspreide radionucliden besmet is geraakt.
Figuur 1.2. Vereenvoudigd schema van bron tot doses via emissiesoorten, belastingpaden
en blootstellingswegen
Deel I. - Rekenregels
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
HOOFDSTUK 2. Toepasbaarheid rekenregels
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
2.1 Toepasbaarheidbeoordeling vóóraf
De rekenregels van Deel I zijn voor externe straling, lozingen in lucht en lozingen
in water van toepassing indien, met betrekking tot de verschillende emissies uit de
bron(nen), aan de volgende voorwaarden wordt voldaan:
Externe straling
-
1 de enige belangrijke te verwachten dosisbijdragen van externe straling is die ten
gevolge van gammastraling en röntgenstraling (d.w.z. dat andere stralingssoorten,
zoals neutronenstraling, α- en β-straling, op het relevante punt naar verwachting
een verwaarloosbare dosisbijdrage leveren);
-
2 de bron kan m.b.t. de mogelijke dosisbijdrage gezien worden als een puntbron. Indien niet aan voorwaarde 1 of 2 wordt voldaan, wordt voor deze emissiesoort verwezen
naar Deel II, Nadere Analyse.
Lozing in lucht
Indien niet aan voorwaarde 3 wordt voldaan, wordt voor deze emissiesoort verwezen
naar Deel II, Nadere Analyse.
Lozing in water
-
4 de enige belangrijke te verwachten dosisbijdrage van lozing in water is die ten gevolge
van ingestie.
-
5 lozing in water geschiedt op een rioolsysteem dat via een waterzuiveringsinstallatie
op het oppervlaktewater loost;
Indien niet aan voorwaarde 4 of 5 wordt voldaan, wordt voor deze emissiesoort verwezen
naar Deel II, Nadere Analyse.
2.2 Toepasbaarheidbeoordeling na berekening
Voor iedere emissiesoort afzonderlijk worden, met behulp van de rekenregels en op
grond van de toegepaste hoeveelheden radionucliden, de maximale (theoretisch mogelijk)
emissies berekend (zie hiervoor hoofdstukken 3 en 4):
-
- het maximale (theoretisch mogelijke) omgevingsdosisequivalent (H*max) voor externe straling (vanaf een puntbron);
-
- de maximale (theoretisch mogelijke) emissie in lucht (Lmax) voor lozingen in lucht;
-
- de maximale (theoretisch mogelijke) emissie in water (Wmax) voor lozingen in water;
Voor iedere emissiesoort zijn toetsingsniveaus vastgesteld (H*SN, LSN en WSN) die worden geacht het SN te vertegenwoordigen (zie § 3.3.4, § 4.3.4, § 4.4.4).
Toetsing geschiedt voor iedere emissiesoort afzonderlijk:
-
- voor externe straling wordt het berekende H*max getoetst aan H*SN
-
- voor lozingen in lucht wordt het berekende Lmax getoetst aan LSN
-
- voor lozingen in water wordt het berekende Wmax getoetst aan WSN
Voor de emissiesoorten waarvoor het toetsingniveau [lees: toetsingsniveau] wordt overschreden,
wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
2.3 Onderscheid Ingekapselde bronnen, Toestellen en Open Bronnen
In deze rekenregels worden op basis van de mogelijke emissiesoorten twee stroomschema's
gehanteerd: één voor de categorie Ingekapselde Bronnen en Toestellen ( hoofdstuk 3)
en één voor de categorie Open Bronnen ( hoofdstuk 4).
HOOFDSTUK 3. STROOMSCHEMA TOESTELLEN EN INGEKAPSELDE BRONNEN
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
3.1 Algemeen
Dit hoofdstuk geeft rekenregels voor de externe straling vanuit toestellen en ingekapselde
bronnen, maar dezelfde berekeningsmethodiek geldt ook voor de externe straling afkomstig
van open bronnen.
Een toestel is een ioniserende straling uitzendend toestel als gedefinieerd in artikel 1 van
de Kernenergiewet. Bedoeld wordt een toestel dat ioniserende straling kan uitzenden
en geen radioactieve stof, splijtstof of erts bevat. Toestellen worden bijvoorbeeld
veel aangetroffen in de medische sector (röntgentoestellen voor diagnostiek) en bij
materiaalonderzoek.
Een ingekapselde bron wordt gevormd door radioactieve stoffen die zijn ingebed in of gehecht aan vast dragermateriaal
of zijn omgeven door een omhulling van materiaal met dien verstande dat hetzij het
dragermateriaal hetzij de omhulling voldoende weerstand bieden om onder normale gebruiksomstandigheden
elke verspreiding van radioactieve stoffen te voorkomen.
In de praktijk betekent dit dat aan de standaard zoals beschreven in ISO 2919/1980
moet worden voldaan. Ingekapselde bronnen komen in grote verscheidenheid voor en worden
voor veel doeleinden toegepast. In de industrie worden ze, b.v., gebruikt in apparaten
voor meet- en regeldoeleinden en in de medische sector bij bestralingsapparatuur
Bij toestellen en ingekapselde bronnen wordt uitgegaan van slechts één belastingspad,
namelijk de externe straling die vrijkomt bij gebruik. Daarnaast wordt in dit hoofdstuk
aangenomen (zie ook § 2.1) dat alleen sprake is van röntgenstraling en gammastraling
en dat modelmatig gesproken kan worden van een puntbron (zie voetnoot § 2.1) waarvoor
de kwadratenwet van toepassing is.
In figuur 3.1 is het stroomschema gegeven voor de berekening, volgens de rekenregels
beschreven in dit hoofdstuk, van de dosis voor dit belastingpad.
De volgende paragrafen van dit hoofdstuk vormen de toelichting bij elk van de stappen
van het stroomschema.
In het vervolg wordt onder ‘stralingsbron’ verstaan dat wat straling uitzendt, te weten:
Figuur 3.1. Stroomschema voor berekening doses t.g.v. externe straling zowel uit Toestellen en Ingekapselde bronnen, als uit Open bronnen
3.2 Toepassingsgebied rekenregels
3.2.1 Ingekapselde bronnen en open bronnen
Afstand
Indien de afmetingen van de stralingsbron groot zijn ten opzichte van de afstand tot
het punt waar de dosis wordt berekend, kan de kwadratenwet niet worden toegepast.
De voorwaarde luidt [REA97]:
Voor kortere afstanden wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
Bundels door diafragma's
Door de aanwezigheid van afscherming of diafragma's rondom de stralingsbron(nen) is
er in de praktijk geen sprake van een isotrope ruimteverdeling van de straling, dwz
er is sprake van een bundel. Indien de openingshoek van de bundel klein is, is er
sprake van een evenwijdige bundel in het midden waarvan het dosistempo vrijwel constant
blijft (afgezien van verzwakking door verstrooiing in lucht) en waarvoor de kwadratenwet
niet kan worden toegepast. De voorwaarde luidt [REA97]:
In het geval van een kleinere ruimtehoek, wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
3.2.2 Toestellen
Bundels uit (röntgen)toestellen
Bij gebruik van (röntgen)toestellen wordt een bundel van fotonen (primaire bundel)
geproduceerd. Indien de openingshoek waarbinnen de fotonen van de primaire bundel
vrijkomen klein is, is er sprake van een evenwijdige bundel, in het midden waarvan
het dosistempo vrijwel constant blijft (afgezien van verzwakking door verstrooiing
in lucht) en waarvoor de kwadratenwet niet kan worden toegepast. De voorwaarde luidt
[REA97]:
Indien sprake is van een kleinere ruimtehoek, wordt verwezen naar Deel II, Nadere
Analyse.
Na verzwakking en verstrooiing van de primaire bundel door een voorwerp (een wand
of een patiënt) ontstaat er een verstrooide bundel. Indien de invallende bundel divergerend
is, zal ook voor de verstrooide bundel, vanaf enige afstand van dat voorwerp de kwadratenwet van toepassing zijn. De voorwaarde luidt [REA97]:
Indien sprake is van kortere afstanden of van dosisbepaling in een andere richtingen
dan achter het voorwerp, wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
3.3 Externe blootstellingdosis
3.3.1 Algemeen
Voor de berekening van de effectieve dosis ten gevolge van externe straling Eext (de externe blootstellingdosis) wordt bij deze rekenregels in eerste benadering gebruik
gemaakt van het omgevingsdosisequivalent H*(10) [μSv/h].
In § 3.3.3 wordt H*(10) aan de terreingrens berekend, uitgaande van het omgevingsdosisequivalenttempo
H*(10,r) op een punt (dosispunt) gelegen op r meter afstand van de bron. Hiervoor zijn
vaak fabrieksgegevens of metingen beschikbaar. Indien deze niet voorhanden zijn, kan
H*(10,r) worden berekend volgens de methodiek aangegeven in § 3.3.2.
3.3.2 Berekening omgevingsdosisequivalenttempo
Ingekapselde bronnen en open bronnen
Het omgevingsdosisequivalenttempo H*(10,r) in een punt (dosispunt) gelegen op afstand r[m] van een ingekapselde bron of
een zekere hoeveelheid radioactieve stof kan worden berekend met onderstaande formule:
H*(10,r) = A • h • (1/r2) • O
|
[μSv/h]
|
3.1
|
waarin:
H*(10,r)
|
=
|
omgevingsdosisequivalenttempo op afstand r van de stralingsbron [μSv/h]
|
A
|
=
|
activiteit van de bron van het beschouwde radionuclide [MBq]
|
h
|
=
|
bronconstante voor het beschouwde radionuclide bij niet afgeschermde bron op basis
van het omgevingsdosistempo (zie Aanhangsel A) [μSv •m2/(MBq•h)]
|
r
|
=
|
afstand tussen bron en dosispunt [m]
|
O
|
=
|
transmissiefactor voor het beschouwde radionuclide van vaste of niet eenvoudig verplaatsbare
afscherming tussen bron en dosispunt
|
Toestellen
Het omgevingsdosisequivalenttempo H*(10,r) rond toestellen wordt bepaald aan de hand van fabrieksgegevens, of aan de hand
van metingen.
Bij toestellen wordt in het algemeen de primaire bundel geproduceerd door beschieting
van een trefplaat. Voor de bepaling van de afstand r[m] tussen stralingsbron en dosispunt
dient dan, als conservatieve benadering, te worden aangenomen dat de stralingsbron
zich bevindt op de plaats van de trefplaat.
3.3.3 Berekening van het maximale omgevingsdosisequivalent aan de terreingrens (H*max)
Zoals in § 3.3.1 reeds is aangegeven, wordt bij de berekening van de externe blootstellingsdosis
uitgegaan van het omgevingsdosisequivalent hetgeen in beginsel een overschatting geeft.
In de volgende paragrafen wordt de (geringe) overschatting verwaarloosd en wordt het
omgevingsdosisequivalent H*(10) berekend.
De waarde van het jaarlijkse omgevingsdosisequivalent aan de terreingrens gesommeerd
over alle betrokken nucliden (of stralingssoorten in het geval van toestellen) wordt
H*max genoemd.
Indien de gemeten, berekende of door de fabriek opgegeven waarde van het omgevingsdosisequivalenttempo
op een dosispunt op r[m] afstand van een stralingsbron gelijk is aan H* (10,r) en
aan de terreingrens de kwadratenwet van toepassing is, dan kan H*max worden berekend
volgens onderstaande formule:
3.2
waarin:
H*max
|
=
|
omgevingsdosisequivalent in een jaar aan de terreingrens ten gevolge van de stralingsbron
[μSv]
|
H*(10, r)
|
=
|
omgevingsdosisequivalenttempo op het dosispunt r ten gevolge van het beschouwde radionuclide
of stralingssoort [μSv/h]
|
r
|
=
|
afstand tussen stralingsbron en dosispunt [m]
|
l
|
=
|
afstand tussen stralingsbron en terreingrens [m]
|
F
|
=
|
transmissiefactor voor het beschouwde radionuclide of stralingssoort van niet eenvoudig
verplaatsbare afscherming tussen dosispunt en terreingrens
|
T
|
=
|
aantal uren in een jaar dat de stralingsbron in gebruik is [h]
|
Indien verschillende waarden voor het omgevingsdosisequivalenttempo in verschillende
richtingen zijn bepaald, moet de waarde van H*max berekend worden op basis van die richting die het hoogste omgevingsdosisequivalent
aan de terreingrens geeft, met inachtneming van het bij deze richting behorend aantal gebruiksuren per stralingsbron in een jaar.
Indien de stralingsbron op verschillende plaatsen binnen de locatie wordt gebruikt,
dan wordt de waarde van H*max berekend op basis van die plaatsen die, in vergelijking met de andere, het hoogste
omgevingsdosisequivalenttempo aan de terreingrens geeft, uitgaande van het aantal
gebruiksuren op die plaatsen.
Meer dan één stralingsbron
Indien meer dan één stralingsbron binnen een locatie aanwezig is, wordt voor het te
beschouwen punt aan de terreingrens het omgevingsdosisequivalent voor iedere bron
afzonderlijk berekend en vervolgens wordt de totale H*max verkregen door de bijdragen te sommeren.
De bronnen die ruw geschat minder dan 1 μSv in een jaar aan enig punt van de terreingrens
veroorzaken, behoeven bij deze sommatie niet te worden meegenomen.
3.3.4 Afgeleid toetsingsniveau voor externe straling (H*SN)
Voor externe straling wordt uitgegaan van een toetsingsniveau dat overeenkomt met
een jaarlijkse omgevingsdosisequivalent binnenshuis gelijk aan het SN (10 μSv). Om
rekening te houden met de afscherming bij verblijf binnenshuis, wordt bij directe
straling vanuit een (punt)bron, een verzwakking van het omgevingsdosisequivalent buitenshuis
met een factor 4 (zie § 7.5.2) aangenomen.
Het toetsingsniveau voor externe straling buitenshuis is gelijk aan
H*SN = 4 • 10 μSv = 40 μSv
|
|
3.3
|
3.3.5 Toetsing H*max aan H*SN
De berekende waarde voor H*max dient te worden getoetst aan het afgeleide toetsingsniveau H*SN.
Indien
wordt de externe straling uit de locatie geacht een externe blootstellingdosis kleiner
dan het SN te veroorzaken.
Indien aan deze voorwaarde niet wordt voldaan, wordt verwezen naar Deel II, Nadere
Analyse.
Hoofdstuk 4. STROOMSCHEMA OPEN BRONNEN
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
4.1. Algemeen
Elke radioactieve stof wordt beschouwd als open bron indien onder normale gebruiksomstandigheden het vrijkomen van radioactiviteit niet
kan worden uitgesloten.
Daarom moet hierbij rekening worden gehouden met de mogelijkheid van blootstelling
van omwonenden als gevolg van in de lucht of in het water verspreide radionucliden.
Daarnaast kan er sprake zijn van externe straling zoals het geval is bij toestellen
en ingekapselde bronnen.
Voorbeeld van toepassingen van open bronnen is het gebruik van radioactief materiaal
in radionuclidenlaboratoria, nucleaire geneeskunde en wetenschappelijk onderzoek.
In figuur 4.1 is het stroomschema gegeven voor de berekening volgens de rekenregels
van de dosis voor de drie soorten emissies, te weten:
-
• externe straling
-
• lozingen in lucht
-
• lozingen in water
De volgende paragrafen van dit hoofdstuk vormen de toelichting bij elk van de stappen
van het stroomschema.
Figuur 4.1. Stroomschema voor Open Bronnen
4.2. Externe straling
Bij de berekening volgens de rekenregels van het maximale (theoretisch mogelijke)
omgevingsdosisequivalent (H*max) wordt er van uitgegaan dat de open bronnen te beschouwen zijn als puntbronnen, waarvoor
de kwadratenwet kan worden toegepast.
De berekening geschiedt op analoge wijze als voor toestellen en ingekapselde bronnen.
Voor de wijze waarop deze berekeningen worden uitgevoerd, wordt verwezen naar hoofdstuk
3.
4.3. Lozing in lucht
Voor de bepaling en de beoordeling van lozingen in lucht worden de volgende stappen
doorlopen: berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor inhalatie van de geloosde
radionucliden (§ 4.3.1); berekening van de (gecorrigeerde) maximale jaarlijkse lozingen
(§ 4.3.2 en § 4.3.3); bepaling van het toetsingsniveau (§ 4.3.4) en toetsing van de
lozingen daaraan (§ 4.3.5).
4.3.1. Berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor inhalatie (Reinh)
Eén radiotoxiciteitsequivalent voor inhalatie (Reinh [Bq]) is de activiteit die bij
inhalatie een effectieve volgdosis van 1 Sv tot gevolg heeft voor een volwassen referentiepersoon.
Voor ieder radionuclide i kan het Reinh,i worden berekend volgens
4.1
waarin:
|
Reinh, i
|
=
|
radiotoxiciteitsequivalent voor inhalatie van radionuclide i [Bq]
|
|
einh, i
|
=
|
dosiscoëfficiënt voor inhalatie van radionuclide i door volwassenen [Sv/Bq].
|
Voor een selectie van relevante radionucliden worden de berekende waarden van Reinh
in Aanhangsel A gegeven.
4.3.2. Berekening van de maximale jaarlijkse lozing van elk radionuclide (AL,i)
Op basis van de hoeveelheid radioactiviteit dat in één jaar wordt gebruikt, de soort
handeling(en) en de mogelijkheid tot verspreiding, kan voor ieder radionuclide de maximaal theoretisch mogelijke hoeveelheid activiteit (AL,i [Bq]) worden berekend die in een jaar in de lucht kan worden geloosd. Bij de berekening
van AL,i wordt gesommeerd over de verschillende handelingen met het betreffende radionuclide
en wordt, door middel van de correctiefactor CRL,i, rekening gehouden met de mogelijke cumulatie in het milieu van langlevende radionucliden.
De volgende formule is van toepassing:
4.2
waarin:
AL,i
|
=
|
maximale (theoretisch mogelijke) lozing van radionuclide i in een jaar in lucht,
gecorrigeerd voor cumulatie in het milieu [Bq]
|
Ainkoop,i
|
=
|
hoeveelheid van radionuclide i dat in één jaar wordt gekocht voor een bepaalde handeling
[Bq]
|
Pi
|
=
|
parameter voor verspreidingskans van radionuclide i bij de beschouwde handeling,
zie tabel 4.1.
|
Si
|
=
|
effectiviteitsparameter voor het filtersysteem voor radionuclide i, zie tabel 4.2.
|
CRL,i
|
=
|
correctiefactor voor lozingen in lucht voor de fysische halveringstijd van radionuclide
i, zie tabel 4.3.
|
Verspreidingsparameter p
De kans dat en de mate waarin een radionuclide zich in lucht verspreidt, bv in de
zuurkast of laboratoriumruimte en vervolgens naar buiten komt, is afhankelijk van
de eigenschappen van de stof of verbinding en van de handeling die ermee worden verricht.
De waarden voor de verspreidingsparameter p zijn afgeleid van deze verspreidingskans.
In tabel 4.1 zijn de waarden gegeven die in formule 4.2 gebruikt dienen te worden
voor een aantal vaak voorkomende handelingen. Indien de handelingen waarvoor vergunning
wordt aangevraagd aanmerkelijk daarvan afwijken, dient een toepasselijke keuze te
worden gemaakt uit de in tabel 4.1 vermelde waarden.
Tabel 4.1. Waarde van verspreidingsparameter p voor bepaalde handelingen binnen laboratoriumwerkruimten
Handeling
|
p
|
|
|
Eenvoudige handeling met gassen
Hanteren van poeders in ‘open’ systeem bijvoorbeeld mengen of malen
Vloeistof met temperatuur tegen kookpunt
Sterk spattende bewerkingen
|
−4
|
|
|
Labeling met vluchtig nuclide (bijv. jodium)
Koken van vloeistoffen in ‘gesloten’ systeem
Centrifugeren en mengen op vortex
Eenvoudige bewerking van poeders in ‘gesloten’ systeem
Opslag van edelgas in toediensysteem
|
−3
|
|
|
Labeling met niet-vluchtig nuclide
Eenvoudige chemische bepaling met tracers (bijv. RIA)
|
−2
|
|
|
Kortdurend zeer eenvoudig nat werk, zoals pipetteren van een klein volume van een
niet-vluchtige verbinding uit een voorraad-oplossing
Eenvoudige werkzaamheden in ‘gesloten’ systemen zoals:
|
−1
|
|
|
Metingen aan stoffen in moeilijk verspreidbare vorm (bijvoorbeeld in ampul)
|
|
|
|
Opslag van radioactief afval in werkruimte
|
|
Effectiviteitsparameter filtersysteem s
De eventuele aanwezigheid van een filter in het lozingskanaal, kan grote invloed hebben
op de geloosde hoeveelheid radioactiviteit. Afhankelijk van de effectiviteit van een
dergelijke filter voor het beschouwde radionuclide, dienen in formule 4.2 de in tabel
4.2 vermelde waarden te worden gebruikt. Voor de bepaling van de effectiviteit van
het filter kunnen hetzij fabrieksgegevens worden gebruikt, hetzij metingen worden
uitgevoerd. Indien de effectiviteit van het filter niet bekend is, dient men uit te
gaan van een ineffectief filter (s = 0).
Tabel 4.2. Waarde van de effectiviteitsparameter s van het filtersysteem voor het
beschouwde radionuclide
Effectiviteit van het filtersysteem
|
s
|
Effectiviteit ≥ 99,99 %
|
4
|
Effectiviteit ≥ 99,9 %
|
3
|
Effectiviteit ≥ 99 %
|
2
|
Effectiviteit ≥ 90 %
|
1
|
Effectiviteit < 90 % (geen filter of ineffectief filter)
|
0
|
Correctiefactor CRL
Gezien de korte tijdsperiode tussen lozing en inhalatie, wordt bij lozingen in lucht
voor het blootstellingspad inhalatie fysisch verval niet nadrukkelijk verdisconteerd.
Om rekening te houden met de cumulatie in het milieu, wordt een correctiefactor (CRL) gebruikt afhankelijk van de fysische halveringstijd van het betrokken radionuclide.
Hiermee wordt de lozing van langevende [lees: langlevende] nucliden zwaarder gerekend
dan de lozing van kort levende. In tabel 4.3 worden de waarden van CRL gegeven die in formule 4.2 gebruikt dienen te worden.
Tabel 4.3. Correctiefactor (CRL) voor lozingen in lucht, afhankelijk van de fysische halveringstijd (T1/2,fys) van het geloosde nuclide
Fysische halveringstijd T1/2,fys
|
Correctiefactor voor lozingen in lucht CRL
|
T1/2,fys ≤ 25 jaar
|
1
|
T1/2,fys ≤ 250 jaar
|
10
|
T1/2,fys > 250 jaar
|
100
|
4.3.3. Berekening van de maximale jaarlijkse emissie vanuit een locatie (Lmax)
De verhouding tussen AL,i en Reinh,i geeft, voor iedere radionuclide, het maximale (theoretisch mogelijke) aantal radiotoxiciteitsequivalenten
van dat nuclide dat in een jaar in lucht wordt geloosd.
De maximale (theoretisch mogelijke) emissie in lucht vanuit een locatie (Lmax), uitgedrukt
in aantal radiotoxiciteitsequivalenten, wordt verkregen na sommatie over alle radionucliden
volgens
4.3
waarin:
Lmax
|
=
|
maximale jaarlijkse emissie in lucht vanuit een locatie (uitgedrukt in aantal Reinh), gesommerd over alle geloosde nucliden
|
AL,i
|
=
|
maximale (theoretisch mogelijke) lozing van een bepaalde radionuclide in een jaar
in lucht [Bq] (zie formule 4.2)
|
Reinh,i
|
=
|
radiotoxiciteitsequivalent van radionuclide i voor inhalatie [Bq]
|
4.3.4. Afgeleid toetsingsniveau voor lozingen in lucht (LSN)
De geloosde hoeveelheid radioactiviteit zal zich in de lucht verspreiden en dus in
(sterk) verminderde concentratie de terreingrens bereiken. Op basis van een conservatieve
benadering resulteert dit in een tenminste miljoenvoudige verdunning, afhankelijk
van de afstand tussen lozingspunt en terreingrens.
Het afgeleide toetsingsniveau (LSN) wordt gedefinieerd als de lozing, uitgedrukt in aantal Reinh, die een inhalatiedosis
aan de terreingrens ter grootte van het SN (1 μSv) veroorzaakt. In tabel 4.4 worden,
voor verschillende afstanden van het lozingspunt tot de terreingrens, de afgeleide
toetsingsniveaus gegeven.
Tabel 4.4. Toetsingsniveaus voor lozingen in lucht (uitgedrukt in aantal Reinh), waarvan wordt aangenomen dat deze overeenkomen met een dosis van maximaal het SN
(1 μSv in een jaar) op de aangegeven afstanden van het lozingspunt
Afstanden van de terreingrens tot lozingspunt op het gebouw [m]
|
Toetsingsniveau voor lozingen in LUCHT, LSN
|
afstand ≤ 50 m
|
1
|
afstand ≤ 150 m
|
10
|
afstand > 150 m
|
100
|
4.3.5. Toetsing Lmax aan LSN
De met behulp van formule 4.3 verkregen waarde voor Lmax dient te worden getoetst aan de afgeleide toetsingniveaus [lees: toetsingsniveaus]
LSN.
Er zijn twee situaties mogelijk. De eerste is die waarbij er sprake is van één (effectief)
lozingspunt.
De tweede situatie is die waarbij er sprake is van een aantal lozingspunten die op
verschillende afstanden van het te beschouwen punt van de terreingrens zijn gelegen.
In deze twee situaties dient als volgt te worden gehandeld:
Eén (effectief) lozingspunt
Indien
4.4
wordt de lozing geacht een dosis kleiner dan of gelijk aan het SN te veroorzaken.
Indien dat niet het geval is, wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
Meer dan één lozingspunt
Indien lozing in lucht kan plaatsvinden via meer dan één (effectief) lozingspunt,
dient, voor ieder lozingspunt afzonderlijk de waarde van Lmax berekend te worden rekening houdend met het verbruik per lozingspunt, de afstand
tussen lozingspunt en terreingrens en het afgeleide toetsingsniveau LSN.
Toetsing geschiedt aan de hand van de volgende formule:
4.5
Alleen waarden van Lmax groter dan 0,1 (dwz een tiende van het kleinste toetsingsniveau), behoeven bij deze
sommatie te worden betrokken.
Indien wordt voldaan aan bovenstaande vergelijking wordt de totale lozing uit de locatie
geacht een dosis kleiner dan of gelijk aan het SN te veroorzaken.
Indien aan 4.5 niet wordt voldaan, wordt voor de lozing in lucht verwezen naar Deel
II, Nadere Analyse.
4.4. Lozing in water
Voor de bepaling en de beoordeling van lozingen in water worden de volgende stappen
doorlopen: berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor ingestie van de geloosde
radionucliden ( § 4.4.1); berekening van de maximale jaarlijkse lozingen ( § 4.4.2
en § 4.4.3); vaststelling van het toetsingsniveau ( § 4.4.4) en toetsing van de lozingen
daaraan ( § 4.4.5).
4.4.1. Berekening van het radiotoxiciteitsequivalent voor ingestie (Reing)
Eén radiotoxiciteitsequivalent voor ingestie (Reing [Bq]) is de hoeveelheid activiteit die bij ingestie een effectieve volgdosis van
1 Sv tot gevolg heeft voor een volwassen referentiepersoon. Voor iedere radionuclide
i kan Reing worden berekend volgens
4.6
waarin:
Reing,i
|
=
|
radiotoxiciteitsequivalent voor ingestie van radionuclide i [Bq]
|
eing,i
|
=
|
dosiscoëfficiënt voor ingestie van radionuclide i door volwassenen [Sv/Bq].
|
Voor een selectie van relevante radionucliden worden de berekende waarden van Reing in Aanhangsel A gegeven.
4.4.2. Berekening van de maximale jaarlijkse lozing van elk radionuclide (AW,i)
Op basis van de hoeveelheid radioactiviteit die in één jaar wordt gebruikt, de wijze
van verwerking en de mogelijkheid tot lozing in water, kan voor ieder radionuclide de maximaal theoretisch mogelijke hoeveelheid activiteit (AW,i [Bq]) worden berekend die in een jaar in water kan worden 'geloosd. Bij de berekening
van Aw,i wordt gesommeerd over de verschillende handelingen van het betreffende radionuclide
en wordt, door middel van de correctiefactor CRW,i, rekening gehouden met de mogelijke cumulatie in het milieu van langlevende radionucliden.
De volgende formule is van toepassing:
4.7
waarin:
AW,i
|
=
|
maximale (theoretisch mogelijke) lozing van radionuclide i in een jaar in water,
gecorrigeerd voor cumulatie in het milieu [Bq]
|
Ainkoop,i
|
=
|
hoeveelheid van radionuclide i dat in één jaar wordt gekocht voor een bepaalde handeling
[Bq]
|
Zi
|
=
|
correctiefactor voor uitscheiding van patiënten, zie tabel 4.5
|
Vi
|
=
|
correctiefactor voor kans op lozing op het riool, zie tabel 4.6
|
Wi
|
=
|
correctiefactor voor uitscheiding van proefdieren, zie tabel 4.7
|
Si
|
=
|
effectiviteitsparameter voor het filter- of tanksysteem voor radionuclide i, zie
tabel 4.8
|
CRW,i
|
=
|
correctiefactor voor lozingen in water voor de fysische halveringstijd van radionuclide
i, zie tabel 4.9.
|
De parameterwaarden voor Z, V en W zijn afhankelijk van de chemische of metabole eigenschappen
van de betrokken stoffen en van de handeling waarvoor deze worden gebruikt. Voor de
bepaling van de waarden kunnen hetzij resultaten uit (eerder uitgevoerd) onderzoek
worden gebruikt, hetzij metingen worden verricht. Bij gebrek aan gegevens of indien
de correctiefactor niet van toepassing is, dient te worden uitgegaan van een waarde
van 1.
Correctiefactor voor uitscheiding van patiënten Z
Bij het toedienen van radiopharmaca aan patiënten vervalt een (groot) deel van de
activiteit in het lichaam, maar ook zullen radionucliden na kortere of langere tijd
via excreta worden uitgescheiden en geloosd op het riool. Om rekening te houden met
de effectieve uitscheiding wordt een radiopharmacon- en toepassingafhankelijk correctiefactor
Z (tabel 4.5) gehanteerd die aangeeft welk deel van de toegediende activiteit nog
tijdens het verblijf binnen de locatie (meestal het ziekenhuis) wordt uitgescheiden en geloosd op het riool.
In tabel 4.5 zijn de waarden gegeven die in formule 4.7 gebruikt dienen te worden
voor de verschillende soorten van uitscheidingsgedrag van de radiopharmaca.
Tabel 4.5. Waarde van de correctiefactor Z voor de activiteit van het beschouwde radionuclide,
toegediend aan patiënten, die op het riool van de locatie wordt geloosd
Deel van de toegediende activiteit dat binnen de locatie wordt uitgescheiden en geloosd
op het riool (inclusief fysisch verval)
|
Z
|
Toediening aan patiënten is niet van toepassing
|
1
|
Lozing ≥ 50%
|
1
|
Lozing ≥ 10%
|
0,5
|
Lozing ≥ 1 %
|
0,1
|
Lozing ≤ 1 %
|
0,01
|
Poliklinische toediening (d.w.z. ontslag uit het ziekenhuis direct na toediening)
|
0
|
Correctiefactor voor kans op lozing op het riool V
Sommige radionucliden bevinden zich in een dusdanige vorm dat redelijkerwijs kan worden
aangenomen dat deze niet via de waterafvoer in het riool zullen geraken (bijvoorbeeld
vaste, niet oplosbare stoffen of gassen); andere stoffen zullen makkelijk(er) oplosbaar
en dus wegspoelbaar zijn. Daarom is er ook een correctiefactor V (tabel 4.6) die in
formule 4.7 gebruikt dient te worden en die de kans aangeeft op lozing van het beschouwde
radionuclide op het riool.
Tabel 4.6. Waarde van de correctiefactor V voor kans op lozing op het riool van het
beschouwde radionuclide
Kans op lozing op het riool
|
V
|
Stoffen in niet verspreidbare vorm, gassen
|
0
|
Alle overige stoffen
|
0,1
|
Correctiefactor voor uitscheiding van proefdieren W
Bij het toedienen aan proefdieren worden de uitwerpselen deels opvangen [lees: opgevangen]
(vast afval) en niet op het riool geloosd; deels zullen de uitwerpselen worden weggespoeld.
Hiervoor geldt een correctiefactor W (tabel 4.7) die in formule 4.7 gebruikt dient
te worden en die aangeeft welk deel van de toegediende activiteit op het riool van
de locatie wordt geloosd
Tabel 4.7. Waarde van de correctiefactor W voor de activiteit van het beschouwde radionuclide,
toegediend aan proefdieren, die op het riool van de locatie wordt geloosd
Deel van toegediende activiteit dat op het riool van de locatie wordt geloosd
|
W
|
Toediening aan proefdieren is niet van toepassing
|
1
|
Lozing ≥ 10%
|
1
|
Lozing ≥ 1 %
|
0,1
|
Lozing < 1 %
|
0,01
|
Effectiviteitsparameter filter- of tanksysteem s
De eventuele aanwezigheid van een waterzuiveringsfilter in het lozingskanaal of van
een (verval)tank waarin de geloosde radionucliden enige tijd verblijven alvorens zij
op het riool geloosd worden, kan grote invloed hebben op de geloosde hoeveelheid radioactiviteit.
Afhankelijk van de effectiviteit van een dergelijk filter- of tanksysteem voor het
beschouwde radionuclide, dienen de in tabel 4.8 vermelde waarden in formule 4.7 te
worden gebruikt. Voor de bepaling van de effectiviteit van de [lees: het] filter-
of tanksysteem kunnen hetzij fabrieksgegevens worden gebruikt, hetzij metingen worden
uitgevoerd. Indien de effectiviteit van het systeem niet bekend is, dient men uit
te gaan van een ineffectief systeem (s=0).
Tabel 4.8. Waarde van de effectiviteitsparameter s van het filter- of tanksysteem
voor het beschouwde radionuclide
Effectiviteit van het waterzuiveringsfilter of tanksysteem
|
s
|
Effectiviteit ≥ 99,99 %
|
4
|
Effectiviteit ≥ 99,9 %
|
3
|
Effectiviteit ≥ 99 %
|
2
|
Effectiviteit ≥ 90 %
|
1
|
Effectiviteit ≤ 90 % (geen of ineffectief filter of tank)
|
0
|
Correctiefactor CRW
Om rekening te houden met het radioactief verval en de cumulatie in het milieu wordt
een correctiefactor (CRW) gebruikt afhankelijk van de fysische halveringstijd van het betrokken radionuclide
(zie tabel 4.9). Hiermee wordt de lozing van langlevende nucliden zwaarder gerekend
dan de lozing van kort levende. In tabel 4.9 worden de waarden van CRWi gegeven die gebruikt dienen te worden.
Tabel 4.9. Correctiefactor (CRW) voor lozingen in water, afhankelijk van de fysische halveringstijd (T1/2,fys) van het geloosde nuclide
Fysische halveringstijd T1/2,fys
|
Correctiefactor voor lozingen in water CRW
|
T1/2,fys ≤ 5 dagen
|
0,001
|
T1/2,fys ≤ 7,5 dagen
|
0,01
|
T1/2,fys ≤ 15 dagen
|
0,1
|
T1/2,fys ≤ 25 jaar
|
1
|
T1/2,fys ≤ 250 jaar
|
10
|
T1/2,fys > 250 jaar
|
100
|
4.4.3. Berekening van de maximale jaarlijkse emissie vanuit een locatie (Wmax)
De verhouding tussen AW,i en Reing,i geeft, voor ieder radionuclide, het maximale (theoretisch mogelijk) aantal radiotoxiciteitsequivalenten
dat in een jaar in water wordt geloosd.
De maximale (theoretisch mogelijk) emissie in water vanuit een locatie (Wmax), uitgedrukt
in aantal radiotoxiciteitsequivalenten wordt verkregen na sommatie over alle radionucliden
volgens
4.8
waarin:
Wmax
|
=
|
maximale jaarlijkse emissie in water, vanuit een locatie (uitgedrukt in aantal Reing) gesommeerd over alle geloosde nucliden
|
AW,i
|
=
|
maximale (theoretisch mogelijke) lozing van radionuclide i in een jaar in water [Bq]
|
Reing,i
|
=
|
radiotoxiciteitsequivalent van radionuclide i voor ingestie [Bq]
|
4.4.4. Afgeleid toetsingsniveau voor lozingen in water (WSN)
De op het riool geloosde radioactiviteit zal niet direct de bevolking bereiken, maar
pas na (langdurig) verblijf en verspreiding in het milieu. Op basis van een conservatieve
benadering resulteert dit in een verdunning met tenminste een factor 108.
Het afgeleide toetsingsniveau (WSN) wordt gedefinieerd als de lozing, uitgedrukt in Reing, die, volgens deze benadering, een ingestiedosis ter grootte van het SN (1 μSv) veroorzaakt.
Aangezien de ingestiedosis die het gevolg is van een lozing in water homogeen verdeeld
wordt verondersteld over een groot gebied, is WSN niet afhankelijk van de afstand tussen lozingspunt en terreingrens (dit in tegenstelling
met hetgeen van toepassing is voor lozingen in lucht en LSN).
De waarde van het afgeleide toetsingsniveau voor lozingen in water (WSN), uitgedrukt in Reing, is gelijk aan:
4.9
4.4.5. Toetsing Wmax aan WSN
De met behulp van formule 4.8 verkregen waarde voor Wmax dient te worden getoetst aan het afgeleide toetsingniveau [lees: toetsingsniveau]
WSN.
Aangenomen wordt dat een locatie vanuit alle lozingspunten op hetzelfde riool loost,
waardoor voor lozingen in water niet nodig is een deelberekening per lozingspunt uit
te voeren (dit in tegenstelling met hetgeen van toepassing is voor lozingen in lucht).
Indien
4.10
wordt de lozing geacht een dosis kleiner dan of gelijk aan het SN te veroorzaken.
Indien dat niet het geval is, wordt verwezen naar Deel II, Nadere Analyse.
Deel II. Nadere analyse
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
Hoofdstuk5 Stroomschema en werkwijze voor Nadere Analyse
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
5.1. Stroomschema
Zoals al in hoofdstuk 1 is aangegeven, dient in die gevallen waarin de rekenregels
uit Deel I niet toereikend zijn, een nadere analyse te worden uitgevoerd. Dat is het
geval indien:
-
• niet wordt voldaan aan de voorwaarden van § 2.1 (zie ook § 3.2),
-
• een of meer toetsingsniveau's worden overschreden (zie § 3.3.5, § 4.3.5 en § 4.4.5).
De uitvoering van deze nadere analyse vindt plaats zoals weergegeven in het stroomschema
in figuur 5.1.
In het algemeen zal bij de uitvoering meer ervaring en kennis van de achterliggende
modellen nodig zijn dan bij de toepassing van de rekenregels uit Deel I. De rapporten
‘Dosisberekening voor de Omgeving bij Vergunningverlening Ioniserende Straling deel
A: Lozingen in lucht en water’ (DOVIS-A) [DOA02] en ‘Dosisberekening voor de Omgeving
bij Verguningverlening Ioniserende Straling deel B: Externe straling’ (DOVIS-B) [DOB02]
dienen te worden gehanteerd voor de uitvoering van een nadere analyse.
De methodologie voor de nadere analyse gaat uit van een aantal aannames, bijvoorbeeld
omtrent de deeltjesgrootte-verdeling van de geïnhaleerde radionucliden of de transferfactoren
(zie daarvoor [DOA02] en [DOB02]). Indien in de beschouwde situatie afwijkende aannames
worden gebruikt, dient dit bij de vergunningaanvraag gemotiveerd te worden.
5.2. Overzicht van de Werkwijze
5.2.1. Te beschouwen emissiesoorten en vaststelling emissieomvang
Voor iedere emissiesoort waarvoor de rekenregels uit Deel I niet toepasbaar zijn,
dient een Nadere Analyse te worden uitgevoerd om de dosis in de omgeving te berekenen.
Bepaling emissie
De omvang van iedere emissiesoort (dus de omvang van de lozing of de omgevingsdosisequivalent)
waarvoor een nadere analyse wordt uitgevoerd, kan op twee manieren worden bepaald:
-
• de omvang wordt, indien dat niet tot een onderschatting leidt, gelijkgesteld aan de
maximale lozing of (voor externe straling) de maximale omgevingsdosisequivalent zoals
in Deel I uitgerekend (zie formules 3.3, 3.9 en 4.2)
of
-
• er wordt een realistische berekening gemaakt volgens [DOA02] en [DOB02] van de jaarlijkse
emissies voor ieder emissiepunt, gebaseerd op eigen metingen of op fabrieksgegevens.
Metingen dienen zoveel mogelijk te worden uitgevoerd overeenkomstig daartoe strekkende
normen of voornormen van het Nederlands Normalisatie Instituut (NNI) of, bij ontbreken
daarvan, overeenkomstig DIN, ISO of CEN normen. De emissie-omvang voor verschillende
emissiepunten van dezelfde emissiesoort worden gesommeerd.
Aantal radionucliden
Indien het aantal radionucliden en hun eventuele dochters zeer groot is, kan de nadere
analyse worden beperkt tot een representatieve selectie uit die (dochter)nucliden.
De keuze daarvoor dient te zijn onderbouwd (b.v. door middel van onderzoek).
Figuur 5.1. Stroomschema voor de berekeningsmethodiek bij ‘Nadere Analyses’
Externe straling
Alle relevante stralingssoorten en energieën dienen in de nadere analyse te worden
betrokken; in de praktijk zal voor milieuaspecten voornamelijk sprake zijn van gamma-
en röntgenstraling.
Reguliere en incidentele lozingen
Bij de berekeningen worden zowel reguliere emissies, alsmede emissies die het gevolg zijn van incidenten meegenomen. Onder incidenten
worden verstaan weliswaar onbedoelde en ongewilde gebeurtenissen, waarvan echter te
voorzien is dat deze toch een of meer keren in een jaar voorkomen en waarmee bij de vergunningverlening dan ook rekening wordt gehouden.
Continue vs gepulste lozing
Indien sprake is van een gepulste of anderszins niet-continue emissie (bijvoorbeeld
lozingen in water na tijdelijke opslag in tanks ter controle van de geloosde activiteit)
moet, indien niet aannemelijk kan worden gemaakt dat de gevolgen significant zullen afwijken van een
continue emissie, van een continue emissie worden uitgegaan.
Als jaarlijkse emissie wordt de som genomen van alle pulslozingen in een jaar.
Filterinstallaties en vervaltanks
Voor de bepaling van de lozingsomvang mag rekening worden gehouden met in gebruik
zijnde installaties die gericht zijn op zuivering van emissies, bijvoorbeeld met filtersystemen
in een riolering of schoorsteen of met vervaltanks.
Zuiveringslib, baggerspecie
Indien een materiaal (zoals bijvoorbeeld zuiveringslib of baggerspecie) ten gevolge
van lozingen al dan niet onbedoeld een verhoogde radioactiviteit krijgt, worden de
doses die daar het gevolg van zijn, toegerekend aan de lozende bron.
5.2.2. Verspreiding en besmetting in het milieu
Uitgaande van de hiervoor berekende emissies wordt de besmetting van alle relevante
milieucompartimenten en van daarin voorkomende voedselproducten (vis, vee, landbouw)
bepaald, alsmede de daardoor in het milieu veroorzaakte stralingsniveaus.
Voor de berekeningen ten behoeve van luchtlozingen en waterlozingen wordt verwezen naar DOVIS-A [DOA02]. Hierin wordt de berekening van verspreiding
en depositie van radioactieve stoffen in het milieu besproken alsmede de berekening
van de doses die het gevolg daarvan zijn.
Voor de berekeningen ten behoeve van externe straling wordt verwezen naar DOVIS-B [DOB02]. Hierin wordt de berekening van de externe stralingsdosis
besproken van een (afgeschermde) bron besproken.
5.2.3. Belastingpaden
Bij een Nadere Analyse van een bepaalde emissiesoort dienen in principe alle mogelijke
belastingpaden te worden beschouwd. Echter, afhankelijk van de omstandigheden, zullen
sommige belastingpaden een belangrijkere rol spelen dan andere en zal het dus meestal
mogelijk zijn een aantal belastingpaden te verwaarlozen.
DOVIS-A geeft voor lucht- en waterlozingen aan welke paden wel en niet relevant zijn
en welke modellen, parameters en parameterwaarden bij de Nadere Analyse gebruikt moeten
worden. Vergelijkbare gegevens met betrekking tot externe straling zijn te vinden
in DOVIS-B [DOB02].
5.2.4. Cumulatie in de tijd en te beschouwen tijdshorizon
Bij jarenlang lozen zal de besmetting in het milieu, onder andere door verspreiding,
afzetting, cumulatie, verval en ingroei van dochternucliden, veranderen in de tijd.
De besmetting in het milieu dient steeds te worden berekend voor de situatie die na
25 jaar continu lozen wordt bereikt, ook indien er dan nog geen evenwicht is bereikt. Indien
van tevoren vaststaat dat een bron een kortere tijd aanwezig is, mag die kortere periode worden gehanteerd.
Hoofdstuk 6. Bepaling van de effectieve dosis
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
6.1. Algemeen
Uitgaande van de berekende besmetting van milieu en voedselproducten, wordt de effectieve
dosis berekend voor de referentie personen.
In dit hoofdstuk wordt nader ingegaan op de berekeningswijze van deze dosis en op
een aantal begrippen die daarbij een rol spelen. In § 6.2 wordt ingegaan op de vraag
welke blootstellingwegen bij de berekening in beschouwing genomen dienen te worden;
in § 6.3 wordt de referentiegroep gedefinieerd, dwz het gedrag wordt gedefinieerd
van de personen voor wie de dosis dient te worden berekend; in § 6.4 worden de dosismodellen
besproken en tenslotte in § 6.5 wordt aangegeven hoe de multifunctionele individuele
dosis (MID) en de actuele individuele dosis (AID) berekend moeten worden.
De te gebruiken parameterwaarden (zoals de dosiscoefficienten) worden gegeven in bijlage
4 van BS01.
6.2. Blootstelling
De belangrijkste manieren waarop blootstelling van de mens kan plaatsvinden zijn:
via externe blootstelling, inhalatie, submersie en ingestie. Een verdere onderverdeling
is mogelijk naar belastingpad zoals hieronder aangegeven.
Externe blootstelling
Bij het berekenen van de externe blootstellingdosis dient, voor zover relevant, rekening
te worden gehouden met de volgende belastingpaden:
-
• straling vanuit een puntbron,
-
• straling vanuit een groot oppervlak,
-
• straling vanaf besmette bodem (groundshine),
-
• aan de lucht weerkaatste straling vanuit een stralingsbron (skyshine),
-
• straling vanuit een besmette wolk (cloudshine)
Inhalatie
Bij het berekenen van de inhalatiedosis die het gevolg is van het inademen van radioactieve
stoffen in lucht, dient rekening te worden gehouden met
én, voor zover een relevante dosisbijdrage verwacht mag worden, met
Submersie
Bij verblijf in besmette lucht dient, voor zover relevant, ook rekening te worden
gehouden met de mogelijkheid van opname van radioactieve stoffen via de huid en door
submersie. Submersie is in het bijzonder relevant indien de in lucht aanwezige radionucliden
edelgassen zijn.
Ingestie
Bij het berekenen van de ingestiedosis die het gevolg is van de opname in het lichaam
van radionucliden via drank en voedsel, dient rekening te worden gehouden met de besmetting
van:
Rekening dient te worden gehouden met besmetting van gewassen als gevolg van:
6.3. Referentiepersoon en -gedrag en kritieke groep
De referentiepersoon is de (hypotetische) persoon waarvoor de dosis voor een bepaalde emissiesoort en
belastingpad wordt berekend. Voor de referentiepersoon worden aannames gemaakt met
betrekking tot gedrag (referentiegedrag) en fysiologische parameters. Het referentiegedrag is het gedrag dat, gegeven een bepaalde besmetting in het milieu, tot de referentie
blootstelling leidt. Het begrip gedrag houdt alle levensgewoontes in: wonen, werken,
eten, etc. Bij de bepaling van het referentiegedrag worden conservatieve, doch realistische,
aannames gedaan. Omdat ‘extreem’ gedrag of gedrag van een enkeling niet wordt beschouwd,
wordt vaak de term referentiepersoon vervangen door referentiegroep. Voor verschillende
emissiesoorten en belastingpaden zullen doorgaans verschillende referentiegroepen
worden beschouwd.
Een kritieke groep behoort altijd bij een bepaalde bron of locatie. Het is de referentiegroep die de
hoogste individuele dosis ontvangt als gevolg van alle beschouwde emissiesoorten tezamen.
Externe blootstelling
Voor de berekening van de externe blootstellingsdosis op een bepaalde locatie, wordt
uitgegaan van referentiepersonen die op de betreffende locatie wonen en die zich 24
uur per dag gedurende hun hele leven in of nabij de woning bevinden en waarbij die
woning een zekere mate van afscherming biedt.
De kritieke groep met betrekking tot externe blootstelling zal dus bestaan uit referentiepersonen
die wonen op de plaats waar het omgevingsdosistempo ten gevolge van de beschouwde
bron of locatie het hoogste is. Dat zullen in het algemeen referentiepersonen zijn
die aan de terreingrens wonen.
Inhalatie
Voor de berekening van de inhalatiedosis op een bepaalde locatie, wordt uitgegaan
van referentiepersonen die op de betreffende locatie wonen en die zich 24 uur per
dag gedurende hun hele leven in of nabij de woning bevinden. De luchtconcentratie
binnenshuis wordt verondersteld dezelfde te zijn als de berekende luchtconcentratie
buiten de woning. Voorts wordt uitgegaan van een jaarlijkse inhalatie van 8300 m3 lucht, overeenkomend met het ademdebiet van een volwassen man die rustige werkzaamheden
verricht.
De kritieke groep met betrekking tot inhalatie, zal dus bestaan uit referentiepersonen
die wonen op de plaats waar de luchtconcentratie ten gevolge van de beschouwde bron
of locatie het hoogste is. Dit zullen in het algemeen referentie personen zijn aan
[lees: die aan] of vlakbij de terreingrens wonen.
Submersie
Voor de berekening van de submersiedosis op een bepaalde locatie, wordt, net als bij
inhalatie, uitgegaan van referentiepersonen die op de betreffende locatie wonen en
die zich 24 uur per dag gedurende hun hele leven in of nabij de woning bevinden. De
luchtconcentratie binnenshuis wordt verondersteld dezelfde te zijn als de berekende
luchtconcentratie buiten de woning.
De kritieke groep met betrekking tot submersie, zal dus bestaan uit referentiepersonen
die wonen op de plaats waar de luchtconcentratie ten gevolge van de beschouwde bron
of locatie het hoogste is. Deze groep zal dezelfde zijn als voor inhalatie en zal
in het algemeen bestaan uit referentiepersonen die aan of vlak bij de terreingrens
wonen.
Ingestie
Voor de berekening van de ingestiedosis op een bepaalde locatie, wordt uitgegaan van
referentiepersonen die een deel van hun voedsel uit eigen volks- of moestuin eten,
welke gelegen is op de betreffende locatie, en de rest van hun voedsel elders inkopen.
Voor de voedingsmiddelen die gekocht worden, wordt een zekere mate van menging van
meer of minder besmette producten aangenomen. Hiervan uitgaande wordt voor de betreffende
voedselproducten de gemiddelde radioactiviteitsconcentratie berekend in een gebied
van 30 km rond de bron (voedselgebied). Voor de herkomst van het voedselpakket zijn
de volgende aannames van toepassing:
•
|
bladgroenten
|
—
|
de helft uit eigen moestuin
|
|
|
—
|
de helft uit het betreffende voedselgebied
|
•
|
veeteelt en akkerbouwprod
|
—
|
uit het betreffende voedselgebied
|
•
|
visproducten
|
—
|
uit betreffende visbekken (hierin wordt volledige menging aangenomen)
|
Voorts wordt uitgegaan van de gemiddelde jaarlijkse consumptie van voedingsmiddelen
van een volwassen man (zie tabel 6.1).
Omdat de ingestiedosis slechts ten dele plaatsgebonden is, kan in het algemeen niet
met zekerheid worden gezegd uit welke personen de kritieke groep voor ingestie bestaat.
Veelal zal deze echter bestaan uit die personen die een moestuin hebben dáár, waar
de depositie radioactieve stoffen op planten (interceptie) het hoogste is, of waar
de concentratie radioactieve stoffen in de bodem het hoogste is. Met betrekking tot
ingestie van vis zal echter de gemiddelde Nederlandse bevolking zijn.
Tabel 6.1. Gemiddelde jaarconsumptie (voor gemiddelde Nederlandse volwassen man) die
voor reguliere lozingen gehanteerd dient te worden (TN94)
Voedingsproducten
|
|
Gemiddelde jaarconsumptie kg/a of l/a
|
Granen
|
brood, koek etc.
|
71
|
Aardappelen
|
|
43
|
Rijst
|
|
6
|
Knolgewassen
|
gekookt
|
7
|
|
Rauw
|
1
|
Bladgroenten
|
gekookt
|
4
|
|
rauw
|
3
|
Groenten
|
gekookt
|
24
|
excl. Knollen en bladgroenten
|
rauw
|
8
|
Peulvruchten
|
|
3
|
Vers fruit
|
inheems
|
19
|
|
uitheems
|
17
|
Vruchtenconserven
|
|
8
|
Melk(producten)
|
vers
|
114
|
|
houdbaar
|
23
|
Kaas
|
|
10
|
Eieren
|
|
5
|
Rundvlees
|
|
10
|
Varkensvlees
|
|
23
|
Kip ed
|
|
6
|
Kalfsvlees
|
|
0,5
|
Overig/gemengd vlees
|
|
5
|
Zeevis
|
|
3
|
Zoetwatervis
|
|
0,5
|
Schaal- en schelpdieren
|
|
0,5
|
Soepen
|
|
26
|
Olien, vetten en hartige sauzen
|
|
16
|
Koffie en thee
|
|
264
|
Vruchten- en groentensappen
|
|
20
|
Frisdranken, bier
|
|
169
|
Alcoholische dranken, excl. Bier
|
|
12
|
Diversen
|
|
39
|
6.4. Individuele effectieve dosis (ID)
6.4.1. Algemeen
Voor iedere blootstellingsweg wordt, uitgaande van de radioactiviteit en/of de straling
aanwezig in het milieu, de bijdrage berekend aan de jaarlijkse individuele effectieve
dosis (ID). Deze is de dosis die een individu kan ontvangen door onbeschermd 24 uur
per dag aan de bron te worden blootgesteld. In de volgende paragrafen ( §§ 6.4.2.
t/m 6.4.5) wordt kort aangegeven hoe de externe blootstellingdosis IDext, de inhalatiedosis
IDinh, de submersiedosis IDsub en de ingestiedosis IDing dienen te worden berekend.
Deze dienen vervolgens als basis voor de berekening van MID en AID (zie § 6.5.2 en
§ 6.5.3.).
6.4.2. Externe blootstelling
Voor een uitgebreide beschrijving van de berekeningsmethodiek voor de externe blootstellingdosis
wordt verwezen naar DOVIS-B [DOB02].
De externe blootstellingdosis IDext wordt berekend uitgaande van het dosistempo Eext. In het algemeen geldt:
6.1
waarin:
IDext
|
=
|
externe blootstellingdosis in een jaar [Sv/a]
|
Eext
|
=
|
effectief dosistempo [Sv/h]
|
text
|
|
duur van de blootstelling in een jaar [h/a]
|
Voor de berekening van IDext wordt uitgegaan van onafgebroken verblijf ter plaatse
en geen bescherming door kleren, woning etc. (zie hiervoor de berekening van de MIDext, § 6.5.2). De duur van de blootstelling text is gelijk aan het aantal uren per jaar dat de bron aanwezig is en het effectieve
dosistempo Eext veroorzaakt.
Het effectieve dosistempo is afhankelijk van de uitgezonden energie en, o.a., van
de brongeometrie, de afstand van de bron en eventueel aanwezige afscherming. Voor
de berekening van het dosistempo zijn, voor de verschillende belastingspaden (puntbron,
bodembesmetting, etc.), conversiecoëfficiënten berekend en getabelleerd (zie [DOB02]).
6.4.3. Inhalatie
Voor een uitgebreide beschrijving van de berekeningsmethodiek voor de inhalatiedosis
wordt verwezen naar DOVIS-A [DOA02].
Uitgaande van de berekende concentratie van radionucliden in de lucht (volgens DOVIS-A)
kan de jaarlijkse effectieve inhalatiedosis IDnh ten gevolge van een continue lozing worden berekend volgens onderstaande formule:
6.2
waarin:
IDinh
|
=
|
effectieve inhalatiedosis in een jaar [Sv/a]
|
CL
|
=
|
concentratie in lucht [Bq/m3], van het beschouwde radionuclide berekend volgens DOVIS-A
|
Iinh
|
=
|
jaarlijks ademdebiet van een volwassen man die lichte arbeid verricht [m3/a]
|
einh
|
=
|
dosiscoëfficiënt voor inhalatie [Sv/Bq] van het beschouwde radionuclide door volwassenen
(zie Aanhangsel A)
|
In Aanhangsel A zijn de dosiscoëfficiënten einh [Sv/Bq] uit [BS01] opgenomen voor
een aantal (veel voorkomende) radionucliden.
In het geval dat de hierboven genoemde en getabelleerde einh niet toegepast kunnen worden, dient de dosisberekening te worden uitgevoerd overeenkomstig
de aanbevelingen zoals aangegeven in Aanhangsel A.
Resuspensie en coastal spraying
Voor de blootstelling ten gevolge van resuspensie en coastal spraying, voor zover
relevant, wordt verwezen naar DOVIS-A.
6.4.4. Submersie
De aanwezigheid van radionucliden in de lucht kan ook een submersiedosis tot gevolg
hebben, in het bijzonder in het geval dat er sprake is van edelgassen. Uitgaande van
de berekende concentratie van radionucliden in de lucht (volgens DOVIS-A) kan de jaarlijkse
effectieve submersiedosis IDsub ten gevolge van een continue lozing worden berekend volgens onderstaande formule:
6.3
waarin:
IDsub
|
=
|
effectieve submersiedosis in een jaar [Sv/a]
|
CL
|
=
|
concentratie in lucht [Bq/m3] van het beschouwde radionuclide berekend volgens DOVIS-A [DOA02]
|
tsub
|
=
|
duur van de blootstelling in een jaar [h/a]
|
esub
|
=
|
dosiscoëfficiënt voor submersie [(Sv/h)/(Bq/m3)] van het beschouwde radionuclide (zie Aanhangsel A)
|
In Aanhangsel A zijn de dosiscoëfficiënten esub [Sv/Bq] uit [BS01] opgenomen voor een aantal (veel voorkomende) edelgassen.
Voor de berekening van esub wordt uitgegaan van onafgebroken verblijf ter plaatse (tsub= 8760 uren in een jaar).
6.4.5. Ingestie
Voor een uitgebreide beschrijving van de berekeningsmethodiek voor de ingestiedosis
wordt verwezen naar DOVIS-A [DOA02].
Uitgaande van de berekende concentratie van radionucliden in de verschillende voedselprodukten
(volgens DOVIS-A) kan de jaarlijkse effectieve ingestiedosis IDing ten gevolge van
consumptie van voedsel worden berekend aan de hand van de volgende formule:
6.4
waarin:
IDing
|
=
|
effectieve ingestiedosis in een jaar ten gevolgen [lees: gevolge] van consumptie
van voedsel [Sv/a]
|
Cv
|
=
|
concentratie van het beschouwde radionuclide in het beschouwde voedselprodukt [Bq/kg]
of [Bq/L] berekend volgens DOVIS-A [DOA02]
|
Iing
|
=
|
jaarlijkse consumptie van het beschouwde voedselproduct (tab 6.1) [kg/a] of [l/a]
|
eingi
|
=
|
dosiscoëfficiënt voor ingestie [Sv/Bq] van het beschouwde radionuclide door volwassenen
(zie Aanhangsel A)
|
In Aanhangsel A zijn de dosiscoëfficiënten eing [Sv/Bq] uit [BS01] opgenomen voor een aantal (veel voorkomende) radionucliden.
In het geval dat de hierboven genoemde en getabelleerde eing niet toegepast kunnen worden, dient de dosisberekening te worden uitgevoerd overeenkomstig
de aanbevelingen zoals aangegeven in Aanhangsel A.
6.5. Berekening van MID (multifunctionele individuele dosis) en AID (actuele individuele
dosis)
6.5.1. Algemeen
Onder multifunctionele individuele dosis (MID) wordt de dosis verstaan die het gevolg
is van het gebruik van een gebied buiten de locatie op zodanige wijze dat dit tot
de hoogst mogelijke dosis aanleiding geeft. De MID staat los van het feitelijk gebruik
van dat gebied op enig moment en houdt rekening met het mogelijke (toekomstige) gebruik.
Het gaat dus om de dosis voor een kritieke groep die weliswaar momenteel mogelijk
zelfs niet bestaat, maar waarvan het bestaan in de toekomst niet uitgesloten geacht
kan worden. In het algemeen leidt het gebruik van een gebied voor normale bewoning
tot die hoogst mogelijke dosis. MID wordt dan ook op basis daarvan berekend (zie §
6.5.2).
Voor de berekening van de actuele individuele dosis (AID) wordt voor sommige dosisbijdragen
het huidige feitelijk gebruik van het gebied wel beschouwd (zie § 6.5.3). Uitgangspunt
daarbij blijft dat alle functies van het milieu voor de toekomst mogelijk dienen te
blijven en dus dat er geen te hoge (langdurige) besmetting in het milieu plaatsvindt.
Met andere woorden, het feitelijke gebruik van de omgeving (het feitelijk bestaan
van de kritieke groep) speelt alleen voor die belastingpaden een rol, die geen blootstelling
meer geven zodra de bron geen emissies meer veroorzaakt.
Voor de berekening van MID en AID wordt uitgegaan van de berekende individuele dosisbijdragen
(ID) voor de verschillende blootstellingwegen en belastingpaden (zie § 6.4). Voor
zowel MID als AID bestaat de berekening uit een som van (gecorrigeerde) individuele
dosisbijdragen. Voor AID worden echter andere of additionele correctiefactoren toegepast
dan voor MID.
Zoals in hoofdstuk 7 nader is uitgewerkt, voor de toetsing aan het Secundair Niveau
wordt MID berekend voor iedere emissiesoort afzonderlijk. Voor de toetsing aan de
locatielimiet wordt de totale AID beschouwd.
6.5.2. Berekening van de multifunctionele dosis MID
MID geeft de dosis weer voor deze (potentiële) bewoners van de omgeving van een bron
en is samengesteld uit bijdragen van de verschillende blootstellingwegen waarvan doorgaans de belangrijkste zijn: externe blootstellingdosis (MIDext), inhalatiedosis (MIDinh), ingestiedosis (MIDing). In het geval van edelgassen kan ook de submersiedosis (MIDsub) een rol spelen.
Multifunctionele externe blootstellingdosis en afschermingfactoren
Bij de berekening van de externe blootstellingdosis voor potentiële bewoners van een
gebied wordt continue blootstelling verondersteld en afscherming door de woning zelf
(zie § 6.3). De waarde die voor onafgeschermd verblijf in de buitenlucht geldt (IDext,
zie § 6.4.2), wordt vermenigvuldigd met een factor die rekening houdt met de afscherming
die door de woning zelf wordt geboden. Op basis van een globale schatting van de afscherming
door een standaardwoning voor gammastraling van verschillende energieën en van verschillende
soorten bronnen is de waarde van de afschermingfactor gesteld op 0,25:
6.5
waarin:
MIDext
|
=
|
jaarlijkse externe blootstellingdosis bij bewoning, of multifunctionele externe blootstellingdosis
[Sv/a]
|
IDext
|
=
|
jaarlijkse externe blootstellingdosis voor onafgeschermd verblijf [Sv/a] (zie formule
6.1)
|
De kritieke groep voor de berekening van MIDext is de groep die woont op de locatie waar het effectieve dosistempo het hoogst is.
Multifunctionele inhalatiedosis
Zoals aangegeven in § 6.3, wordt, bij de berekening van de inhalatiedosis voor de
referentiegroep continue verblijf verondersteld, en wordt geen rekening gehouden met
extra afscherming door de woning (de concentratie binnenshuis is gelijk aan die buitenshuis).
De multifunctionele inhalatiedosis is gelijk aan de inhalatiedosis IDinh (zie § 6.4.3, formule 6.2):
6.6
De kritieke groep voor de berekening van MIDinh is de groep die woont op de locatie waar de luchtconcentratie het hoogst is.
Multifunctionele submersiedosis
Op vergelijkbare manier wordt de multifunctionele submersiedosis MIDsub gelijkgesteld aan de submersiedosis IDsub (zie § 6.4.4, formule 6.3):
6.7
De kritieke groep voor de berekening van MIDsub is de groep die woont op de locatie waar de luchtconcentratie het hoogst is.
Multifunctionele ingestiedosis
Bij de berekening van de multifunctionele ingestiedosis wordt het eetgedrag van de
referentiegroep zoals aangegeven in § 6.3 aangenomen. In het bijzonder geldt het volgende:
-
• consumptie van de helft van de bladgroenten uit eigen moestuin
-
• consumptie visproducten gemengd uit relevante visbekken
-
• consumptie drinkwater, indien een feitelijk bestaande drinkwater-inlaat zich in het
betreffende voedselgebied bevindt.
-
• consumptie overige voedingsmiddelen gemengd uit voedselgebied
Bij de berekening van de concentratie radionucliden in de verschillende producten
(Cv) en dus ook de betreffende dosisbijdragen MIDing (zie formule 6.4) wordt rekening gehouden met de hierboven aangegeven middeling over
zogenaamde voedselgebieden (zie § 6.4):
6.8
De kritieke groep voor de berekening van MIDing is de groep die een moestuin heeft op de locatie waar de depositie radioactieve stoffen
op planten (interceptie) het hoogste is, of waar de concentratie radioactieve stoffen
in de bodem het hoogst is. In het geval van besmetting van vis door lozingen in water
kan de kritieke groep de Nederlandse bevolking zijn.
Optelling doses van verschillende belastingpaden
Voor de berekening van de MID voor de kritieke groep behorende bij de beschouwde bron
of locatie moeten de individuele dosisbijdragen verbonden aan de verschillende emissiesoorten,
de verschillende belastingpaden en verschillende blootstellingwegen worden opgeteld
indien zij dezelfde referentiepersonen (kunnen) treffen. De groep waarvoor de aldus
berekende totale dosis het hoogste is, is de kritieke groep. Bij de optelling mogen
de bijdragen die ruw geschat minder dan 0,1 μSv in een jaar bedragen, worden weggelaten.
De kritieke groep voor de berekening van MID voor één emissiesoort (de groep waarvoor
de berekende MID het hoogste is) kan niet bij voorbaat gedefinieerd worden. Voor lozingen
in lucht, zal de kritieke groep veelal bestaan uit personen die wonen op de locatie
waar de luchtconcentratie het hoogst is en die tevens gebruik maken van een moestuin
vlakbij de woning. Dit gebruik dient te allen tijde mogelijk te zijn.
Samenvattend:
Voor iedere emissiesoort waarvoor een Nadere Analyse wordt uitgevoerd, vindt de berekening
van de multifunctionele individuele dosis (MID) plaats via de volgende stappen:
-
1. berekening van de individuele dosisbijdragen per belastingpad (§ 6.4);
-
2. berekening van IDext, IDinh, IDsub, IDing ( § 6.4) voor zover van toepassing;
-
3. berekening van MIDext, MIDinh, MIDsub, MIDing, (zie hierboven) voor zover van toepassing;
-
4. berekening van MID volgens: MID = MIDext + MIDinh + MIDsub + MIDing
Voor toetsing aan het SN wordt voor iedere emissiesoort afzonderlijk de maximale waarde
van MID vastgesteld (de dosis voor de kritieke groep).
6.5.3. Berekening van de actuele dosis AID
De berekening van de actuele dosis AID is alleen nodig voor de emissiesoorten waarvoor
MID het Secundair Niveau overschrijdt.
Indien er sprake is van bewoning of, gezien het bestemmingsplan, bewoning mogelijk
is, is AID gelijk aan MID.
Indien er geen sprake is van bewoning (en deze volgens het bestemmingsplan ook niet
mogelijk is), dan worden bij de berekening van AID andere of additionele correctiefactoren
toegepast ten opzichte van MID. AID zal in dit geval kleiner zijn dan MID.
De berekening van AID geschiedt analoog aan die van MID, waarbij echter voor die individuele
dosisbijdragen die niet het gevolg zijn van blijvende besmetting van het milieu, rekening
wordt gehouden met het feitelijke huidige gebruik van de omgeving. Hiervoor komen
de dosisbijdragen in aanmerking die het gevolg zijn van besmetting in de lucht (zoals
inhalatie) of van de aanwezigheid van een stralende vaste bron. Voor deze bijdragen
wordt verondersteld dat zij niet meer bestaan indien de bron geen emissies meer veroorzaakt.
Voor de dosisbijdragen die wel het gevolg zijn van een blijvende besmetting van het
milieu (bijvoorbeeld van besmetting van de grond) wordt de berekening uitgevoerd zoals
voor de multifunctionele dosis MID. Deze bijdragen blijven immers bestaan ook nadat
de bron geen emissies meer veroorzaakt.
In de praktijk kunnen alleen de volgende locatiegebonden dosisbijdragen worden gecorrigeerd
om rekening te houden met het feitelijke huidige gebruik van de locatie:
Actuele Blootstelling Correctiefactoren (ABC-factoren)
De hierboven genoemde doses zijn direct evenredig aan de blootstellingduur. Als er
ter plaatse niet gewoond wordt, zal de feitelijke blootstellingduur korter zijn dan
bij bewoning. Om daarmee rekening te houden wordt een correctiefactor toegepast de
Actuele Blootstelling Correctiefactor (ABC factor) genoemd.
In tabel 6.2 worden de ABC factoren gegeven voor verschillende bestemmingen. Voor
iedere beschouwde situatie dient de aangegeven waarde te worden gebruikt. Indien het
feitelijk gebruik niet onder de in tabel 6.2 genoemde categorieën valt, dient een
toepasselijke keuze te worden gemaakt uit de in de tabel vermelde waarden.
Tabel 6.2. Actuele Blootstelling Correctiefactoren (ABC-factoren) voor verschillende
omgevingsbestemmingen, t.b.v. de berekening van de AID bijdrage voor: externe blootstelling vanuit een vaste bron en vanuit de lucht, inhalatie en submersie
(zie tekst)
Omgevingsbestemming — categorie
|
ABC factoren *)
|
Vervoer over de weg
|
0,001 0)
|
Watergebied bestemd voor (doorgaande) beroepsscheepvaart
|
0,01 1)
|
Aanleghavens voor passanten
|
0,03 2)
|
Jachthavens en vaste ligplaatsen voor beroepsvaart en volkstuinen
|
0,1 3)
|
Kampeerterreinen
|
0,2 4)
|
Dagrecreatiegebied (park, bos, duin, water, strand), dus geen kampeerterreinen
|
0,03 5)
|
Parkeerterrein
|
0,01 6)
|
Snelweg, andere doorgaande (stads)wegen, niet doorgaande wegen niet direct grenzend
aan woongebied en wegen binnen industrieterreinen
|
0,01 7)
|
Niet doorgaande weg langs de bron, direct grenzend aan woongebied (spelende kinderen),
Taxistandplaats
|
0,1 8)
|
Weiland of akkerbouw
|
0,01 9)
|
Belendende industrieën, instellingen, kantoorgebouwen etc, zonder bewoning
|
0,2 10)11)
|
*)
|
Indien de bron in het algemeen niet gedurende 24 uur per dag in bedrijf is, moet daarvoor
eventueel gecorrigeerd worden; indien de bron een bepaalde blootstelling per jaar
geeft, maar alleen gedurende werktijden, kan geen correctie voor (werk)verblijftijd
worden gehanteerd.
|
0)
|
Onder aanname dat de normaal geldende vervoersbepalingen blijven gelden.
|
1)
|
Een bemanning van een boot zal bij langs varen nooit langer dan in totaal 3,6 dagen per jaar ter hoogte van een bron verblijven.
Bij aanleggen bij een terrein geldt het schip als onderdeel van het terrein en gelden dus de arbeidsnormen
voor dat terrein, behalve indien het een woonboot betreft.
|
2)
|
De verblijftijden bij één bron zullen doorgaans niet meer dan 12 dagen per jaar zijn
(1/30e jaar).
|
3)
|
In jachthavens, etc vertoeft men in het algemeen niet meer dan in totaal ca 1 maand
per jaar. In volkstuinen verblijft men in het algemeen alleen overdag.
|
4)
|
Op kampeerterreinen verblijven velen gedurende de gehele zomerperiode.
|
5)
|
Zeilen, zwemmen, vissen en zonnen zal bij dagrecreatie niet langer dan 8 uur per dag
gedurende 30 dagen per jaar plaatsvinden precies bij een bepaalde bron of inrichting.
|
6)
|
Een persoon zal bij normaal gebruik niet langer dan in totaal ca 15 min per dag op
een parkeerterrein vertoeven.
|
7)
|
Zelfs op een snelweg waar regelmatig files staan — bijvoorbeeld voor de Coentunnel
— zal een passant gemiddeld over een jaar nooit meer dan 15 min per dag precies voor
die ene bron of inrichting staan. Dit geldt ook voor doorgaande (stads)wegen.
|
8)
|
Op een stoep bij een woongebied kan iemand zich theoretisch gedurende enige tijd per
dag bevinden — spelende kinderen bijvoorbeeld. Deze kunnen in principe het hele jaar
door buiten spelen, niet alleen op dagen met aangenaam weer, wat in het algemeen wel
geldt voor recreatiegebieden.
|
9)
|
Een boer zal zich nooit de gehele werktijd vlak bij de terreingrens bevinden, maar
zich ophouden in het gehele gebied. Bovendien werkt hij gemiddeld maar 8 uur per dag
buiten.
|
10)
|
De huidige werktijd is nog maar ca 1800 uur, dat wil zeggen 1/5 van een jaar.
|
11)
|
Indien het werk doorgaans binnen plaatsvindt, moeten in dit geval zowel de ABC-factor
als de afschermingfactor (zie § 6.5.2) gehanteerd worden.
|
Optelling dosisbijdragen van verschillende belastingspaden
Voor de berekening van AID voor één emissiesoort moeten de relevante gecorrigeerde
en ongecorrigeerde individuele dosisbijdragen verbonden aan de verschillende belastingpaden
en blootstellingwegen worden opgeteld indien zij dezelfde referentiepersonen (kunnen)
treffen Bij de optelling mogen de bijdragen die ruw geschat minder dan 0,1 μSv ten
gevolge van lozingen en 1 μSv ten gevolge van externe straling in een jaar bedragen,
worden weggelaten. In tab 6.3 wordt voor iedere dosisbijdrage aangegeven welke correctie
toegepast moet worden om de actuele dosis AID te berekenen.
Samenvattend:
De berekening van de actuele individuele dosis (AID) voor één emissiesoort vindt plaats via de volgende stappen:
-
1. berekening van de individuele dosisbijdragen per belastingpad ( § 6.4);
-
2. vaststelling (mede aan de hand van de in tabel 6.2 genoemde bestemmingen) van het
feitelijke gebruik van de locatie waarvoor de dosis wordt berekend;
-
3. vermenigvuldiging van de berekende waarden met de erbij behorende correctiefactor
(zie tabel 6.3);
-
4. optelling van de gecorrigeerde en ongecorrigeerde dosisbijdragen;
Voor de onderbouwing van het redelijkerwijs criterium voor de beschouwde emissiesoort
in de vergunningaanvraag (zie § 7.2.1) wordt de maximale berekende waarde van AID
vastgesteld. Voor toetsing aan de locatielimiet wordt vervolgens de totale AID berekend
(zie § 7.2.2).
Tabel 6.3. Type correctiefactoren waarmee de berekende individuele dosisbijdragen
voor de verschillende belastingspaden worden vermenigvuldigd om de actuele dosis AID
te bepalen
Dosisbijdrage
|
|
correctie
|
geen corr.
|
|
|
ABC-factor a)
|
afsch. factor b)
|
c)
|
locaal gebonden:
|
|
|
|
|
|
externe blootstellingdosis vanuit een vaste bron
|
•
|
• d)
|
|
|
externe blootstellingdosis vanuit de lucht
|
•
|
|
|
|
externe blootstellingdosis vanaf de grond
|
|
•
|
|
|
inhalatiedosis
|
•
|
|
|
|
submersiedosis
|
•
|
|
|
|
ingestiedosis producten uit eigen moestuin
|
|
|
•
|
niet locaal gebonden:
|
|
|
|
|
|
ingestiedosis voedingsmiddelen uit voedselgebieden
|
|
|
•
|
|
ingestiedosis visproducten
|
|
|
•
|
|
ingestiedosis drinkwater
|
|
|
•
|
a)
|
zie tab 6.2;
|
b)
|
factor (= 0,25) om rekening te houden met de afscherming geboden door een standaard
woning tegen gammastraling; zie ook formule 6.6;
|
c)
|
voor deze paden is de bijdrage aan AID gelijk aan de individuele dosisbijdrage (zie
§ 6.4);
|
d)
|
bij werk binnenshuis wordt zowel de ABC factor als de afschermingfactor door het gebouw
toegepast;
|
Opgemerkt zij dat bij optelling van gecorrigeerde en ongecorrigeerde dosisbijdragen
de berekende AID geen werkelijke ontvangen dosis is. De berekende waarde geeft een overschatting van de thans ontvangen dosis (indien
geen sprake is van bewoning), en tevens geeft ze een conservatieve indicatie van de
toekomstige ‘onvermijdelijke’ dosis als gevolg van blijvende besmetting van radionucliden
in het milieu.
Hoofdstuk 7. Toetsing van de uitkomsten aan de dosisniveaus
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
7.1. Toetsing aan het Secundair Niveau
De toetsing aan het Secundair Niveau wordt gedaan per iedere emissiesoort afzonderlijk. Hiervoor wordt de berekende multifunctionele individuele dosis (MID) vergeleken
met de bij de betreffende emissiesoort horende SN.
Als voor een emissiesoort de volgens Deel II berekende MID lager ligt dan SN, dus als
•
|
voor externe straling
|
MID(externe straling)
|
≤
|
10 μSv
|
•
|
voor luchtlozingen
|
MID(luchtlozing)
|
≤
|
1 μSv
|
•
|
voor waterlozingen
|
MID(waterlozing)
|
≤
|
1 μSv
|
dan is er sprake van een emissiesoort die geringe risico's voor de omgeving met zich
meebrengt.
Voor de betreffende emissiesoort zal in de vergunningaanvraag de berekende waarde
van MID worden opgenomen.
Als voor een emissiesoort de volgens Deel II berekende MID hoger ligt dan SN, dus als
•
|
voor externe straling
|
MID(externe straling)
|
>
|
10 μSv
|
•
|
voor luchtlozingen
|
MID(luchtlozing)
|
>
|
1 μSv
|
•
|
voor waterlozingen
|
MID(waterlozing)
|
>
|
1 μSv
|
dan is er sprake van een emissiesoort die zodanige gevolgen voor de omgeving met zich
meebrengt dat van de zijde van de overheid nadere gegevens worden gevraagd. Naast
MID dient voor de betreffende emissiesoort ook AID te worden berekend.
Voor de betreffende emissiesoort zullen in de vergunningaanvraag zowel de berekende
MID als de berekende AID worden opgenomen.
7.2. Toetsing aan de locatielimiet
De toetsing aan de locatielimiet wordt gedaan voor alle emissiesoorten tezamen. Hiervoor
wordt de totale AID berekend, dat wil zeggen de actuele dosis van alle relevante emissiesoorten samen. Voor de berekening van de totale AID worden de verschillende dosisbijdragen opgeteld
die dezelfde groep mensen (kunnen) treffen.
De berekende waarde van de totale AID wordt vergeleken met de locatielimiet van 100
μSv.
Aanhangsel bij bijlage ministeriële regeling — AGIS
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
A.1.Dosiscoëfficienten, Bronconstanten en Radiotoxiciteitsequivalenten
Voor de berekening van de radiotoxiciteitsequivalenten (zie hoofdstuk 3) en van de
effectieve dosis (zie hoofdstuk 7) worden de radionuclidespecifieke dosiscoëfficiënten
cq bronconstanten gebruikt uit de volgende referenties:
voor de externe blootstellingdosis t.g.v. puntbron:
bronconstante h uit[Kev96]
voor de inhalatiedosis:
dosiscoëfficiënten einh uit tabel 4.2 en tabel 6, bijlage 4BS01
voor de submersiedosis:
dosiscoëfficiënten esub uit tabel 7, bijlage 4BS01
voor de ingestiedosis:
dosiscoëfficiënten eing uit tabel 4.1, bijlage 4, BS01
In tab A.1 worden de waarden van hierboven genoemde parameters gegeven voor een selectie
(veel voorkomende) radionucliden. Ontbrekende waarden kunnen worden gevonden in hierboven
genoemde publicaties.
In tab A.2 worden voor dezelfde radionucliden de berekende waarden van Reinh, Reing, gegeven.
Tabel A.1. Halveringstijd (T1/2,fys), bronconstante voor puntbron (h), dosiscoëfficiënten
voor inhalatie (einh), submersie (esub) en ingestie (eing) voor een selectie van relevante
radionucliden
Nuclide
|
T1/2,fys
|
h
[μSv m2/h MBq]
|
einh
[Sv/Bq]
|
*)
|
esub
[Sv m3/Bq d]
|
eing
[Sv/Bq]
|
H-3 A
|
12,3
|
|
|
|
|
1,8E-
|
water
|
|
|
1,8E-11
|
F
|
|
1,8E-11
|
organ.
|
|
|
4,1E-11
|
F
|
|
4,2E-11
|
C-14
|
5730 A
|
|
5,8E-10
|
F
|
|
5,8E-10
|
damp
|
|
|
6,2E-12
|
F
|
|
5,8E-10
|
CO2
|
|
|
|
F
|
|
5,8E-10
|
Na-22
|
2,60 A
|
0,33
|
1,3E-09
|
|
|
3,2E-09
|
P-32
|
14,3 D
|
|
3,4E-09
|
M
|
|
2,4E-09
|
S-35
|
87,4 d
|
|
|
|
|
|
anorgan.
|
|
|
1,9E-09
|
S
|
|
1,3E-10
|
organ.
|
|
|
|
|
|
7,7E-10
|
Ca-45
|
163 d
|
|
3,7E-09
|
S
|
|
7,1E-10
|
Ca-47
|
4,53 d
|
0,15
|
2,1E-09
|
S
|
|
1,6E-09
|
Cr-51
|
27,7 d
|
0,0054
|
3,7E-11
|
S
|
|
3,8E-11
|
Fe-55
|
2,70 a
|
0,000
|
7,7E-10
|
F
|
|
3,3E-10
|
Fe-59
|
44,5 d
|
0,17
|
4,0E-09
|
S
|
|
1,8E-09
|
Co-57
|
271 d
|
0,023
|
1,0E-09
|
S
|
|
2,1E-10
|
Co-58
|
70,8 d
|
0,15
|
2,1E-09
|
S
|
|
7,4E-10
|
Co-60
|
5,27 a
|
0,36
|
3,1E-08
|
S
|
|
3,4E-09
|
Ni-63
|
96,0 a
|
|
|
S
|
|
1,5 E-10
|
element carbonyl
|
|
|
1,3E-09
|
|
|
|
|
|
|
2,0E-09
|
|
|
|
Ga-67
|
3,26 d
|
0,025
|
2,4E-10
|
M
|
|
1,9E-10
|
Kr-85
|
10,8 a
|
3,7E-04
|
|
|
2,2E-11
|
|
Rb-81
|
4,58 h
|
0,11
|
3,4E-11
|
|
|
5,4E-11
|
Sr-85
|
64,8 d
|
0,1
|
8,1E-10
|
S
|
|
5,6E-10
|
Sr-89
|
50,5 d
|
|
7,9E-09
|
S
|
|
2,6E-09
|
Sr-90
|
29,1 a
|
|
1,6E-07
|
S
|
|
2,8E-08
|
Y-90
|
2,67 d
|
|
1,5E-9
|
S
|
|
2,7E-09
|
Mo-99
|
2,75 d
|
0,026
|
9,9E-10
|
S
|
|
6,0E-10
|
Tc-99m
|
6,02 h
|
0,023
|
2,0E-11
|
S
|
|
2,1E-11
|
Tc-99
|
213000 a
|
|
1,3E-08
|
S
|
|
6,4E-10
|
Ru-103
|
39,3 d
|
0,081
|
3,0E-09
|
S
|
|
7,3E-10
|
Ru-106
|
1,01 a
|
0,034
|
6,6E-08
|
S
|
|
7,0E-09
|
In-111
|
2,83 d
|
0,088
|
2,3E-10
|
M
|
|
2,9E-10
|
I-123
|
13,2 h
|
0,046
|
7,4E-11
|
F
|
|
2,1E-10
|
I-125
|
60,1 d
|
0,034
|
5,1E-09
|
F
|
|
1,5E-08
|
I-131
|
8,04 d
|
0,066
|
7,4E-09
|
F
|
|
2,2E-08
|
Xe-127
|
36,4 d
|
0,064
|
|
|
9,7E-10
|
|
Xe-133
|
5,25 d
|
0,016
|
|
|
1,2E-10
|
|
Xe-133m
|
2,19 d
|
|
|
|
1,1E-10
|
|
Cs-134
|
2,06 a
|
0,25
|
6,8E-09
|
F
|
|
1,9E-08
|
Cs-137
|
30,0 a
|
0,093
|
4,8E-09
|
F
|
|
1,3E-08
|
Ba-140
|
12,7 d
|
0,035
|
1,0E-09
|
F
|
|
2,6E-09
|
|
|
|
5,1E-09
|
M
|
|
|
|
|
|
5,8E-09
|
S
|
|
|
La-140
|
1,68 d
|
0,33
|
1,1E-09
|
M
|
|
2,0E-09
|
Er-169
|
9,30 d
|
|
1,1E-09
|
|
|
3,7E-10
|
Re-186
|
3,78 d
|
0,004
|
1,1E-09
|
M
|
|
1,5E-09
|
Ir-192
|
74,0 d
|
0,139
|
6,6E-09
|
S
|
|
1,4E-09
|
Au-198
|
2,69 d
|
0,069
|
8,6E-10
|
S
|
|
1,0E-09
|
Tl-201
|
3,04 d
|
0,0018
|
4,4E-11
|
|
|
9,5E-11
|
Pb-210
|
22,3 a
|
0,003
|
5,6E-06
|
S
|
|
6,9E-07
|
Bi-210
|
5,01 d
|
|
9,3E-08
|
S
|
|
1,3E-09
|
Po-210
|
138 d
|
|
4,3E-06
|
S
|
|
1,2E-06
|
Ra-226
|
1600 a
|
0,26 **)
|
3,2E-06
|
|
|
2,8E-07
|
Th-228
|
1,91 a
|
|
4,0E-05
|
S
|
|
7,2E-08
|
Th-232
|
1,4E10 a
|
0,36 **)
|
1,1E-04
|
F
|
|
2,3E-07
|
U-235
|
7,0E8 a
|
|
8,5E-06
|
S
|
|
4,7E-08
|
U-238
|
4,5E9 a
|
0,26 **)
|
8,0E-06
|
S
|
|
4,5E-08
|
Np-239
|
2,36 d
|
|
1,0E-09
|
S
|
|
8,0E-10
|
Pu-238
|
87,7 a
|
|
1,1E-04
|
F
|
|
2,3E-07
|
Pu-239
|
24100 a
|
0,001
|
1,2E-04
|
F
|
|
2,5E-07
|
Pu-240
|
6540 a
|
|
1,2E-04
|
F
|
|
2,5E-07
|
Pu-241
|
14,4 a
|
|
2,3E-06
|
F
|
|
4,8E-09
|
Am-241
|
432 a
|
0,017
|
9,6E-05
|
F
|
|
2,0E-07
|
*)
|
Longabsorptie-klassen F(ast), M(oderate) en S(low).
|
**)
|
inclusief dochters
|
Tabel A.2. Correctiefactoren (CRL en CRW) en radiotoxiciteitsequivalenten (Reinh en Reing) voor een selectie van relevante radionucliden (zie hoofdstuk 3)
Nuclide
|
CRL
|
Reinh
[Bq]
|
CRW
|
Reing
[Bq]
|
H-3 water
|
1
|
5,6E+10
|
1
|
5,6E+10
|
organ
|
1
|
2,4E+10
|
1
|
2,4E+10
|
C-14 damp
|
100
|
1,7E+09
|
100
|
1,7E+09
|
CO2
|
100
|
1,6E+11
|
|
|
Na-22
|
1
|
7,7E+08
|
1
|
3,1E+08
|
P-32
|
1
|
2,9E+08
|
0,1
|
4,2E+08
|
S-35 anorgan.
|
1
|
5,3E+08
|
1
|
7,7E+09
|
organ.
|
1
|
|
1
|
1,3E+09
|
Ca-45
|
1
|
2,7E+08
|
1
|
1,4E+09
|
Ca-47
|
1
|
4,8E+08
|
0,001
|
6,3E+08
|
Cr-51
|
1
|
2,7E+10
|
1
|
2,6E+10
|
Fe-55
|
1
|
1,3E+09
|
1
|
3,0E+09
|
Fe-59
|
1
|
2,5E+08
|
1
|
5,6E+08
|
Co-57
|
1
|
1E+09
|
1
|
4,8E+09
|
Co-58
|
1
|
4,8E+08
|
1
|
1,4E+09
|
Co-60
|
1
|
3,2E+07
|
1
|
2,9E+08
|
Ni-63 element
|
10
|
7,7E+08
|
10
|
6,7E+09
|
carbonyl
|
10
|
5E+08
|
|
|
Ga-67
|
1
|
4,2E+09
|
0,001
|
5,3E+09
|
Rb-81
|
1
|
2,9E+10
|
0,001
|
1,9E+10
|
Sr-85
|
1
|
1,2E+09
|
1
|
1,8E+09
|
Sr-89
|
1
|
1,3E+08
|
1
|
3,8E+08
|
Sr-90
|
10
|
6,3E+06
|
10
|
3,6E+07
|
Y-90
|
1
|
6,7E+08
|
0,001
|
3,7E+08
|
Mo-99
|
1
|
1,0E+09
|
0,001
|
1,7E+09
|
Tc-99m
|
1
|
5,0E+10
|
0,001
|
4,8E+10
|
Tc-99
|
100
|
7,7E+07
|
100
|
1,6E+09
|
Ru-103
|
1
|
3,3E+08
|
1
|
1,4E+09
|
Ru-106
|
1
|
1,5E+07
|
1
|
1,4E+08
|
In-111
|
1
|
4,3E+09
|
0,001
|
3,4E+09
|
I-123
|
1
|
1,4E+10
|
0,001
|
4,8E+09
|
I-125
|
1
|
2,0E+08
|
1
|
6,7E+07
|
I-131
|
1
|
1,4E+08
|
0,1
|
4,5E+07
|
Cs-134
|
1
|
1,5E+08
|
1
|
5,3E+07
|
Cs-137
|
10
|
2,1E+08
|
10
|
7,7E+07
|
Ba-140
|
1
|
1,0E+09
|
0,1
|
3,8E+08
|
La-140
|
1
|
9,1E+08
|
0,001
|
5,0E+08
|
Er-169
|
1
|
9,1E+08
|
0,1
|
2,7E+09
|
Re-186
|
1
|
9,1E+08
|
0,001
|
6,7E+08
|
Ir-192
|
1
|
1,5E+08
|
1
|
7,1E+08
|
Au-198
|
1
|
1,2E+09
|
0,001
|
1,0E+09
|
Tl-201
|
1
|
2,3E+10
|
0,001
|
1,1E+10
|
Pb-210
|
1
|
1,8E+05
|
1
|
1,4E+06
|
Bi-210
|
1
|
1,1E+07
|
0,01
|
7,7E+08
|
Po-210
|
1
|
2,3E+05
|
1
|
8,3E+05
|
Ra-226
|
100
|
3,1E+05
|
100
|
3,6E+06
|
Th-228
|
1
|
2,5E+04
|
1
|
1,4E+07
|
Th-232
|
100
|
9,1E+03
|
100
|
4,3E+06
|
U-235
|
100
|
1,2E+05
|
100
|
2,1E+07
|
U-238
|
100
|
1,3E+05
|
100
|
2,2E+07
|
Np-239
|
1
|
1,0E+09
|
0,001
|
1,3E+09
|
Pu-238
|
10
|
9,1E+03
|
10
|
4,3E+06
|
Pu-239
|
100
|
8,3E+03
|
100
|
4,0E+06
|
Pu-240
|
100
|
8,3E+03
|
100
|
4,0E+06
|
Pu-241
|
1
|
4,3E+05
|
1
|
2,1E+08
|
Am-241
|
100
|
1,0E+04
|
100
|
5,0E+06
|
A.2. Afwijkende parameterwaarden
Indien om een of andere, te onderbouwen, reden de waarden uit tab A.1 of uit hierboven
genoemde referenties niet gebruikt kunnen worden, dient men een berekening uit te
voeren uitgaande van de in genoemde referenties aangegeven methodiek. In het bijzonder
dient rekening te worden gehouden met het volgende:
I. Fysiologische gegevens
Voor fysiologische gegevens dient ICRP-23 [IC75] te worden gebruikt, behalve voor
het long- en botmodel, waarvoor ICRP-66 [IC93] en ICRP-70 [IC95] moeten worden gebruikt.
II. Metabole modellen
-
• Voor het longmodel moet ICRP-66 [IC93] worden gebruikt
-
• Voor botdoses dient voor zover mogelijk ICRP-70 [IC95] te worden gebruikt en waar gegevens ontbreken ICRP-30 [IC79]
-
• Voor het maagdarm-kanaal dient ICRP-30 [IC79] te worden gebruikt, aangevuld met de ‘gut-factoren’ uit [NEA88]
Referenties
[Regeling vervallen per 01-01-2014]
BS01
|
Besluit Stralingsbescherming — Implementatie van Euratomrichtlijnen 96/29/Euratom
en 97/43/Euratom (2000)
|
COM98
|
Mededeling van de Commissie betreffende de toepassing van Richtlijn 96/29/Euratom
van de Raad van 13 mei 1996 tot vaststelling van de basisnormen voor de bescherming
van de gezondheid der bevolking en der werkers tegen de aan ioniserende straling verbonden
gevaren; ISBN 92 78 31166 9
|
IAE96
|
IAEA Safety Series nr. 115; International Basis Safety Standards for protection against
Ionizaing Radiation and for the Safety of Radiation Sources; ISBN 92 0 104295 7 (1996)
|
IC75
|
ICRP publicatie 23 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); Reference Man: Anatomical,
Physiological and Metabolic Characteristics; ISBN 0 08 017024 2 (1975)
|
IC79
|
ICRP publicaties 30 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); Limits of Intake of Radionuclides
by Workers; ISBN nr 0 08 037364 X
|
IC89
|
ICRP publicatie 56 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); Age dependent Doses to Members
of the Public from intake of Radionuclides: Part I; ISBN 0 08 040763 3 (1989)
|
IC90
|
ICRP publicatie 60 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); 1990 Recommendations of the
Internal Commission on Radiological Protection; ISBN nr 0 08 041144 4 (1990)
|
IC91
|
ICRP publicatie 61 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); Annual Limits on Intake of
Radionuclides by Workers Based on the 1990 Recommendations; ISBN nr 0 08 041145 2
(1991)
|
IC93
|
ICRP publicatie 66 (Annals of the ICRP Vol 24 No 1–3); Human Respiratory Tract Model
for Radiological Protection; ISBN nr 0 08 041154 1 (1993)
|
IC95
|
ICRP publicatie 70 (Annals of the ICRP Vol 25 No.2); Basic Anatomical and Physiological
Data for use in Radiological Protection: The Skeleton; IBSN [lees: ISBN] nr 0 08 042665
4 (1995)
|
IC96
|
ICRP publicatie 72 (Annals of the ICRP Vol 26 No.1); Age-dependent Doses to members
of the Public from Intake of Radionuclides: Part 5 Compilation of Ingestion and Inhalation
Dose Coefficients; ISBN nr 0 08 042737 5 (1996)
|
Kev96
|
AS Keverling Buisman; Handboek Radionucliden; ISBN 90 75541 02 3
|
KeW
|
Kernenergiewet; Stb. 1963.82
|
Koc83
|
Kocher, DC. Dose rate conversion factors for external exposure to photons and electrons.
Health Physics, 45, 665–686 (1983)
|
NEA88
|
NEA, Gastrointestinal absorption of selected radionuclides: A report by an NEA expert
group, Paris, OECD/NEA (1988)
|
PSA93
|
PM Roelofsen en J van der Steen; Richtlijn niveau-3 PSA, ECN-C-93-057 (1993)
|
DOB02
|
JFA v Hienen, EIM Meijne, NB Verhoef; Dosisberekening voor de Omgeving bij Vergunningverlening
Ioniserende Straling (DOVIS), Deel B — Externe Straling; NRG rapport 20733/02.45655/C,
(2002);
|
DOA02
|
RO Blaauboer; Dosisberekening voor de Omgeving bij Vergunningverlening Ioniserende
Straling (DOVIS), Deel A — Lozingen in lucht en water; RIVM-rapport nr. 610310006/2002
(2002);
|
TNO94
|
KFAM Hulshof en C Kistemaker; Consumptie van produktgroepen, relevant voor de stralingsbelasting,
door de Nederlandse bevolking; TNO rapport nr. V 94.078 (1994)
|