FOU, Alm.del - 2011-12 - Bilag 171: Endelige afrapportering om undersøgelserne af jordforurening efter flystyrtet i 1968 i Thule-området til udvalgets orientering, fra ministeren for sundhed og forebyggelse

ForordNedstyrtningen af det amerikanske bombefly med 4 kernevåben på isen i nærheden afThulebasen i Grønland i januar 1968 medførte spredning af bl.a. plutonium i denomgivende natur. Efter nedstyrtingen gennemførte USA efter aftale med de danskemyndigheder en omfattende oprydning på isen, og efterfølgende blev der i sommeren1968 og senere foretaget målinger af danske eksperter og bl.a. indsamlet miljøprøver iområdet, der efterfølgende blev målt i Danmark.I 1986 blev det fra forskellig side fremført, at de danske arbejdere, som deltog i opryd-ningsarbejdet efter ulykken, havde været udsat for stråling, som skulle have udløst hel-bredsskader. Sundhedsstyrelsen indsamlede tilgængelige danske og amerikanske oplys-ninger om spørgsmålet og initierede på den baggrund i perioden fra 1986 til 1991enrække register-, laboratorie- og helbredsundersøgelser, bl.a. i samarbejde med KræftensBekæmpelse, Statens Institut for Folkesundhed og de arbejdsmedicinske klinikker.Undersøgelserne omfattede både tidligere Thule-arbejdere og grønlandske fangere.Sundhedsstyrelsen kunne ikke ud fra disse undersøgelser bekræfte den fremførte mis-tanke om øget sygelighed og dødelighed blandt disse personer som følge af flystyrtet.I forbindelse med Risø DTU’s undersøgelser af plutonium i miljøet ved Thule blev deri jordprøver indsamlet i 2003 i kystområdet sydvest for Thulebasen fundet et varieren-de indhold af plutonium stammende fra flystyrtet i 1968. Fundet gav anledning til, atder blev nedsat et samarbejdsudvalg mellem de grønlandske og danske sundhedsmyn-digheder, og det blev besluttet at gennemføre dels en sundhedsundersøgelse af befolk-ningen og dels yderligere målinger og undersøgelser af radioaktiviteten i området for atvurdere risikoen for mennesker ved at færdes i området.I den omfattende sundhedsundersøgelse af befolkningen i Avanersuaq (Thuleområdet),der er gennemført af Statens Institut for Folkesundhed og Departementet for Sundhedi Nuuk i 2010 og 2011, har man ikke fundet en øget sygelighed eller dødelighed, derkan sættes i forbindelse med flyulykken i 1968.De nye radioaktivitetsundersøgelser i Thule-området er gennemført og rapporteret sær-skilt af Afdelingen for Strålingsforskning på Risø DTU. Den tilhørende vurdering afstråledosis til personer fra landforureningen og dermed risikoen ved at færdes i områdeter gennemført af Sundhedsstyrelsen, Statens Institut for Strålebeskyttelse. De anvendtedosismodeller med tilhørende parametervalg og resultaterne af de gennemførte bereg-ninger af stråledoser er der redegjort nærmere for i denne rapport.Det er Sundhedsstyrelsen håb, at rapporten vil bidrage til en bedre oplysning om ogforståelse af plutoniumforureningen i Thule-området, hvordan en sådan forurening vilkunne give anledning til en stråleudsættelse af personer samt størrelsen af denne stråle-udsættelse sammenholdt med andre menneskeskabte og naturlige strålekilder.Else SmithAdministrerende direktør, Sundhedsstyrelsen

ResuméThule-ulykken – Vurdering af stråledoser fra radioaktiv forurening aflandjordenRadioaktiv forurening på landjorden ved Thule efter nedstyrtningen af et ameri-kansk bombefly i 1968 er blevet undersøgt og karakteriseret af Risø DTU. StatensInstitut for Strålebeskyttelse har på baggrund af de gennemførte undersøgelser iGrønland vurderet stråledosis og dermed risikoen ved ophold i og brug af de for-urenede områder. Vurderingen viser, at stråledosis til personer er mindre end detanbefalede referenceniveau for Thule-ulykken.BaggrundRisø DTU har gennemført undersøgelser af forureningen på landjorden i Thule-området efter af det radioaktive indhold i fire kernevåben blev spredt i forbindelse mednedstyrtningen af et amerikansk bombefly i 1968. Resultatet af Risø DTU’s undersø-gelser er beskrevet i rapportenThule-2007 – Investigation of radioactive polution on landog dækker alle målinger, der er gennemført på landjorden i Thule i årene 2003, 2006,2007 og 2008.I denne rapport er der med udgangspunkt i Risø DTU’s rapport foretaget en vurderingaf stråledoser og dermed af risikoen til personer som følge af den radioaktive landfor-urening i Thule-området.Principper og kriterier for strålebeskyttelsePrincipper og kriterier for strålebeskyttelse baseres i dansk og international lovgivningog regler på anbefalinger fra den Internationale Kommission for Strålebeskyttelse(ICRP), og disse anbefalinger er også lagt til grund for vurderingerne i denne rapport.Statens Institut for Strålebeskyttelse (SIS) finder, at forureningen i Thule-området måbetegnes som det ICRP karakteriserer som en eksisterende eksponeringssituation, hvorman ikke på forhånd har taget stilling til en mulig stråleudsættelse og optimeringen afdenne.Ved vurderingen af om, der er behov for særlige kontrol- eller strålebeskyttelsesforan-staltninger i Thule-området, og i givet fald en optimering af disse, vil det være hen-sigtsmæssigt at vælge et referenceniveau for Thule-ulykken i den lave ende af det afICRP anbefalede interval på 1 – 20 mSv/år, hvor ”mSv” (millisievert) er enheden forstråledosis. En sådan referenceværdi må ikke betragtes som en egentlig grænseværdi.SIS har til brug ved analyserne og vurderingerne i denne rapport anvendt et Thule-referenceniveau på 1 mSv/årTil sammenligning med dette Thule-referenceniveau kan det nævnes, at grønlændereog danskere modtager ca. 1 mSv pr. år fra naturligt forekommende strålekilder i formaf kosmisk stråling fra verdensrummet og naturligt forekommende radioaktive stoffer ijord, byggematerialer og fødevarer (naturlig baggrundsstråling). Endvidere er den dan-ske dosisgrænse for enkeltpersoner i befolkningen for planlagt bestråling fra alle stråle-kilder også 1 mSv pr. år. En stråledosis på 1 mSv pr. år er uden helbredsmæssig betyd-ning.

Eksponeringsveje og vurdering af stråledoserVed ulykken i 1968 blev der spredt en række forskellige radioaktive stoffer, som indgiki de 4 kernevåben, der var ombord på det amerikanske bombefly. Disse radioaktivestoffer udsender ikke gennemtrængende stråling af betydning, hvorfor ophold i de for-urenede områder i Thule ikke medfører, at man bestråles udefra, som det fx kendes fraen røntgenundersøgelse. Bestråling kan derfor kun ske, hvis man får de radioaktivestoffer ind i kroppen, så denne bliver bestrålet indefra, såkaldt intern bestråling. Devæsentligste radioaktive stoffer i denne sammenhæng er plutonium-239 og americi-um-241. Disse radioaktive stoffer har derfor den afgørende betydning for vurdering afstråledosis og tilhørende risiko i Thule og er omfattet af dosisvurderingerne i dennerapport.Intern bestråling fra radioaktive stoffer kan sammenlignes med den sundhedsskadeligeeffekt af kemiske stoffer, der er indtaget i kroppen og skader denne indefra. Indtag afradioaktive stoffer kan ske på tre forskellige måder med tilhørende eksponeringsveje:�Indånding af luft forurenet med radioaktive stoffer hvirvlet op fra den forurenedejord.�Spisning af dyr, der har opholdt sig i de forurenede områder.�Gennem sår eller rifter i forbindelse med en forurening af huden.Alle 3 eksponeringsveje er gennemgået i rapporten, og der er foretaget en vurdering afden tilhørende stråledosis på baggrund af resultaterne af Risø DTU’s undersøgelser ogen række antagelser om ophold i området og lignende.Stråledosis fra indånding

Kød fra moskusokser udgør den væsentligste del af landpattedyr i kosten for den lokalebefolkning fra Thule-området. Der er ikke foretaget målinger af plutonium-239 elleramericium-241 i moskusoksekød fra Thule-området eller andre steder i Grønland.Generelt gælder dog, at plutonium optages meget dårligt fra fordøjelsessystemet hosbåde mennesker og dyr, herunder drøvtyggere, som moskusokserne tilhører.Muligheden for forurening af moskusoksekød er derfor vurderet ud fra overordnedebetragtninger og viden om forurening af kød fra andre drøvtyggere ved ophold i pluto-niumforurenede områder andre steder i verden, hvor græsningsforholdene givetvis harværet anderledes end i Grønland. Baseres en sådan foreløbig vurdering på undersøgelseraf kvæg i USA og får i England, og antages det, at en person spiser 15 kg moskusokse-kød om året, fås en stråledosis fra spisning på 0,000.1 mSv pr. år. Selvom denne stråle-dosis er større end indåndingsdosis må den stadig betegnes som værende ekstremt lille.En bedre vurdering af stråledosis fra spisning kan kun fås ved indsamling af og målingpå prøver af kød fra moskusokser fanget i Thule-området. Statens Institut forStrålebeskyttelse forventer ikke, at sådanne målinger skulle vise koncentrationer af plu-tonium i kødet, der afviger ekstremt, fx en faktor 100 – 1000, fra det skønnede ind-hold af plutonium i kødet, der ligger til grund for den foreløbige dosisberegning.Dosisvurderingen for spisning kan derfor betragtes som værende robust indenfor megetvide rammer ved sammenligning med referenceniveauet på 1 mSv pr. år.

Ved ophold i de forurenede områder kan sår og rifter i huden bliver forurenet medstøv, jord eller små partikler. Sår og rifter vil normalt blive vasket og renset grundigt forjord og andre fremmedstoffer. Forbliver der imidlertid jord eller en partikel i hudenefter rensning, vil disse kunne optages i kroppen, og er jorden eller partiklen forurenetmed radioaktive stoffer vil disse kunne give anledning til bestråling af kroppen indefra.Sandsynligheden for at en sårforurening vil indeholde radioaktive stoffer fra Thule-ulykken er meget lille, og sandsynligheden for, at en person skulle udsættes for ensådan sårforurening mere end én gang i livet, er derfor særdeles lille.Skulle der på trods af den lille sandsynlighed forekomme en sådan forurening af et sårmed radioaktive stoffer, er stråledosis beregnet ud fra de målte koncentrationer af plu-tonium i jorden og partikler under antagelse af, at der er afsat i alt 0,1 g jord i et såreller en partikel med en størrelse, der netop vil give den største stråledosis. Resultatet eren stråledosis på 0,001 mSv pr. år for jord i såret og 0,1 mSv pr. år for en partikel isåret. Disse stråledoser er meget små.Konklusionerne og anbefalingerDe gennemførte beregninger og vurderinger af stråledosis er foretaget med meget kon-servative antagelser, der vil overvurdere de faktiske stråledoser, men beregningerne ogvurderingerne er naturligvis forbundet med usikkerheder og begrænsninger. Af sammegrund er resultaterne anført som afrundede størrelsesordener af stråledosis, og resulta-terne vil være gældende for alle personer (fra grønlandske fangere til ”turister”), dermåtte opholde sig i de undersøgte områder, ligesom de også gælder for alle aldersgrup-per (voksne som børn).Sammenholdes resultaterne fra de 3 bestrålingsmåder (indånding, spisning og gennemsår) er det vurderingen, at den samlede stråledosis til personer i Thule-området fra plu-toniumforureningen efter Thule-ulykken i 1968 selv under ekstreme betingelser og for-udsætninger er mindre end det anvendte referenceniveau for vurderingen på 1 mSv pr.år og dermed uden helbredsmæssig betydning.På baggrund af Risø DTU’s undersøgelser samt de gennemførte beregninger og vurde-ringer af stråledoserne kan Statens Institut for Strålebeskyttelse ud fra et strålebeskyttel-ses- og sundhedsmæssigt synspunkt give følgende anbefalinger med hensyn til behovfor opfølgning på de gennemførte målinger og vurderinger, herunder vurdering afbehov for yderligere fremtidige målinger:�

Ud fra en strålebeskyttelsesmæssig vurdering er der med det nuværende ”brugsmøn-ster” af det forurenede område i Thule ikke behov for restriktioner for ophold m.m.i området eller for oprensende foranstaltninger.Som nævnt i forbindelse med vurderingen af stråledosis fra spisning af fødevarerforeligger der i dag ikke egentlige direkte målinger af plutonium i moskusokser fraThule-området eller andre områder i Grønland, og der er derfor ved vurderingenanvendt modeller baseret på erfaringerne fra andre forurenede områder i verden, derhar klimatiske og andre forhold, der afviger fra forholdene i Thule-området.Beregningerne af stråledosis fra spisning kan kvalificeres bedre gennem et mindremåleprogram for prøver fra moskusokser og andre landpattedyr fra Thule-området.De indsamlede prøver burde samtidigt måles for indhold af det naturligt forekom-mende radioaktive stof polonium-210, der skønnes at give anledning til væsentligthøjere stråledoser end plutonium-forureningen.

Vurderingen af stråledosis til personer i Thule-området fra plutonium-forureningener baseret på Risø DTU’s undersøgelser frem til og med 2008 sammenholdt medden nuværende anvendelse af området. For at sikre at forudsætningerne for dennevurdering fortsat vil være gældende, bør der med 5 - 10 års mellemrum gennemfø-res et tilpasset mindre måleprogram med henblik herpå.De vurderede stråledoser til personer i Thule-området er væsentlig mindre end detanbefalede Thule-referenceniveau, og der er derfor i et dosisovervågningsperspektivikke behov for at gennemføre målinger af plutoniumindholdet i personer bosat iområdet på linje med de målinger, der blev gennemført i 1989 af udskillelsen afplutonium i urin fra tidligere beboere i Narsaarsuk.Opstår der planer for en ændret anvendelse af området, fx i form af planer omopførelse af bygningsværker eller andre installationer herunder et egentlig opholdeller beboelse i området, bør behovet for restriktioner for ophold m.m. i områdeteller for oprensende foranstaltninger tages op til fornyet vurdering som en del afdetailplanlægningen før sådanne planer realiseres.Foranstaltninger i form af skiltning eller afspærring af udvalgte områder fastsat afandre hensyn end strålebeskyttelsesmæssige vil ikke influere på Statens Institut forStrålebeskyttelses vurdering af den samlede stråledosis til personer i Thule-området,herunder vurdering af stråledosis til personer, der måtte opsætte eller vedligeholdeen sådan skiltning eller afspærring.Oprensende foranstaltninger vil kunne give anledning til mulighed for ophvirvling(resuspension) af plutonium under gennemførelse af oprensningen og dermedmulighed for en forøget stråleudsættelse af både personer, der udfører oprensnings-arbejdet, og den lokale befolkning. Et oprensningsarbejde bør derfor i givet faldikke besluttes og iværksættes, før der er gennemført og taget hensyn til en fuldtdækkende strålebeskyttelsesmæssig sikkerhedsvurdering af et sådant oprensningspro-jekt.

1 BaggrundDen 21. januar 1968 styrtede et amerikansk B52 bombefly med kernevåben ombordned på havisen ca. 15 km vest for Thulebasen i Nordvestgrønland [Figur 1]. Flyet brødi brand og de højeksplosive komponenter i kernevåbnene eksploderede, hvorved radio-aktive stoffer blev spredt og blæst ind i det brændende jetbrændstof. Flammerne nåedeop til omkring 850 m og røgsøjlen højere endnu. På baggrund af oplysninger fra øjen-vidner samt meteorologiske observationer og radarobservationer fra Thulebasen kon-kluderede man, at røgen fra branden formentlig var drevet mod syd og sydøst. På tids-punktet for ulykken var atmosfæren på grund af inversion stabil op til 830 m, og høje-re op til 2.200 m var den termiske stratifikation stadig stabil. I 1.000 m højde blæstevinden fra nord og i 3.500 m højde blæste den fra vest. Vindhastigheden var omkring3 m/s på alle højder. Man skønnede efterfølgende, at mindre partikler kunne værespredt langt væk med vinden og faldet ned på jorden i meget små koncentrationer, for-mentlig under målegrænsen. Man kunne forvente målbar forurening i retning modden daværende boplads ved Narsaarsuk omkring 8 km syd for nedstyrtningsstedet.Man kunne også forvente nogen radioaktivitet spredt fra det stærkt forurenede ulyk-kessted i forbindelse med stormvejr den 24. og 29. januar med transport af forureningmod vest mod Saunders Ø [1].Figur 1

Spredning af plutonium i omgivelserne blev i ugerne efter ulykken undersøgt ved ind-samling og analyse af sneprøver. Der blev fundet forurening i to zoner, en i retningmod syd og en mod vest fra nedstyrtningsstedet stammende dels fra direkte nedfald frarøgfanen og dels fra resuspension fra det mest forurenede område omkring nedstyrt-ningsstedet. Forureningen med plutonium langs sydkysten af Bylot Sund udvistemaksimum i nærheden af Narsaarsuk, hvor man fandt niveauer på op til omkring9 kBq/m2[1]. I sommeren 1968 og senere er der foretaget målinger af danske og ameri-kanske eksperter og bl.a. indsamlet miljøprøver i området, der efterfølgende blev målt iDanmark. I mos indsamlet i sommeren 1968 blev det højeste indhold af plutonium på1,6 kBq/kg fundet i en prøve fra Narsaarsuk [2].I forbindelse med Risø DTU’s Projekt Thule-2003 om undersøgelse af plutonium imiljøet ved Thule [3] blev der i tillæg til de marine undersøgelser indsamlet jordprøverfra 8 lokaliteter i kystområdet ved Narsaarsuk. På alle lokaliteter indeholdt de øverstejordlag varierende mængder af plutonium fra flystyrtet i 1968. Fordelingen af plutoni-um var meget uensartet og knyttet til små partikler. Projekt Thule-2003 viste, at dervar behov for yderligere målinger og undersøgelser i området før en egentlig vurderingaf risikoen fra landforureningen med de radioaktive stoffer kunne gennemføres.Efter gennemførelsen af en forundersøgelse i området i sommeren 2006 udarbejdedeRisø DTU, Afdelingen for Strålingsforskning og Sundhedsstyrelsen, Statens Institut forStrålebeskyttelse (SIS) i 2007 et projektforslag [4] med det formål at gennemføre yder-ligere målinger og undersøgelser i området. Formålet med projektet var at skabe grund-lag for en vurdering af risiko for mennesker for indånding af radioaktive partikler ogfor risikoen ved at færdes i de undersøgte områder. Efter ønske fra samarbejdsudvalgetmellem Departementet for Familie og Sundhed i Grønland og Indenrigs- ogSundhedsministeriet blev der i 2008 gennemført en international vurdering af det tek-niske indhold i projektforslaget af det Internationale Atomenergiagentur (IAEA). Deninternationale ekspertgruppe konkluderede, at projektet var vel tilrettelagt og villekunne gennemføres succesfuldt med opfyldelse at de opstillede mål [5].Projekt Thule-2007 er gennemført med måle- og undersøgelsesekspeditioner til Thule-området i somrene 2007 og 2008. Risø DTU har afrapporteret de mange gennemførtemålinger i rapportenThule-2007 – Investigation of radioactive pollution on land[6] medtilhørende geostatistiske analyser [7]. Nærværende rapport indeholder på basis af degennemførte målinger og undersøgelser en vurdering af risikoen for mennesker for ind-ånding af radioaktive partikler og for risikoen ved at færdes i de undersøgte områder.De to rapporter bør læses sammen og udgør den samlede afrapportering af ProjektThule-2007.

2 Principper og kriterier forstrålebeskyttelse2.1ICRP-anbefalingerDet har været kendt og dokumenteret i mange år, at stråling fra radioaktive stoffer kanforårsage helbredsskader afhængig af størrelsen af den modtagne stråledosis og de for-hold, hvorunder en person eksponeres på. Der skelnes mellem akutte skader og seneskader. Akutte skader opstår, hvis stråledosis modtages over kort tid og samtidig over-stiger såkaldte tærskeldoser for den enkelte type akutskade (fx stråleforbrænding, stråle-syge). For de sene skader antager man for strålebeskyttelsesformål på baggrund af anbe-falinger fra Den Internationale Kommission for Strålebeskyttelse (ICRP), at der ikkefindes en tærskelværdi, og at sandsynligheden for de sene skader (fx kræft senere i livet,arveskader hos efterkommere) stiger proportionalt med stråledosis.ICRP blev oprettet i 1928 og har gennem årene udarbejdet anbefalinger bl.a. om prin-cipper, kriterier og dosisgrænser for strålebeskyttelse. ICRP’s anbefalinger har såledesdannet udgangspunkt for udarbejdelsen af strålebeskyttelseslovgivning i de fleste landei verden. I Europa er ICRP’s anbefalinger udgangspunktet for udarbejdelsen af EU’sdirektiver på strålebeskyttelsesområdet, og dermed også for den nationale lovgivning ide europæiske lande. I Danmark er de grundlæggende strålebeskyttelsesprincipperbaseret på ICRP’s anbefalinger givet i Sundhedsstyrelsen bekendtgørelse nr. 823 af 31.oktober 1997 om dosisgrænser for ioniserende stråling.De seneste grundlæggende anbefalinger fra ICRP er givet i ICRP Publikation 103 fra2007 [8]. Det afledte revisionsarbejde med EU’s strålebeskyttelsesdirektiv er påbegyndti EU-systemet, men er endnu ikke afsluttet med et nyt revideret strålebeskyttelsesdirek-tiv. Der er ingen væsentlige ændringer i anbefalingerne i ICRP Pulikation 103 i forholdtil de tidligere grundlæggende anbefalinger i ICRP Publikation 60 fra 1990. Dette gæl-der fx vurderingen af den sundhedsmæssige effekt af ioniserende stråling og de anbefa-lede dosisgrænser. ICRP foreslår dog i de nye anbefalinger en ny opdeling i forskelligeeksponeringssituationer. Denne opdeling i eksponeringssituationer og de tilhørendeICRP-anbefalinger beskrives nærmere i det følgende og er lagt til grund for StatensInstitut for Strålebeskyttelses vurderinger af den radioaktive landforurening i Thule-området og de tilhørende anbefalinger i denne rapport.ICRP anbefaler et strålebeskyttelsessystem med 3 typer af eksponeringssituationer til atdække det brede spektrum af situationer, hvor personer bliver eller kan blive udsat forstråling:�Planlagt eksponering:Indførelse af en samfundsmæssig aktivitet (virksomhed), derindebærer brug af radioaktive stoffer eller ioniserende stråling.�Uheldseksponering:Uventede situationer, der kan optræde under drift i en planlagtsituation, eller ondsindede handlinger, der kræver akut vurdering og eventuelt ind-førelse af beskyttelsesforanstaltninger.�Eksisterende eksponering:Situationer, der allerede eksisterer, når vurdering og eventu-elt beslutning om kontrolforanstaltninger skal tages.Planlagt eksponering er tidligere blevet benævntpraksisog omfatter fx medicinsk,industrielt og forskningsmæssig brug af strålekilder (radioaktive stoffer, røntgenappara-ter, nukleare anlæg). Uheldseksponering omfatter hændelser (uheld og ulykker) i for-bindelser med brugen af strålekilder samt ondsindede handlinger (terror og kriminali-

tet) med strålekilder. Eksisterende eksponering omfatter udsættelse for forhøjet naturligstråling (radon i boliger, radioaktive stoffer i byggematerialer), ophold i områder, der erforurenede som følge af tidligere ukontrolleret brug af strålekilder samt ophold i for-urenede områder efter en ulykke, når den akutte fase (uheldseksponering) er overstået.Uheldseksponering og eksisterende eksponering blev tidligere under ét benævntinter-vention.Som tidligere anbefaler ICRP 3 grundprincipper for strålebeskyttelse: Principperne omberettigelseogoptimeringgælder for alle 3 eksponeringssituationer. Princippet omdosis-begrænsninggælder kun for planlagt eksponering. De tre grundprincipper lyder:�Princip om berettigelse:Enhver beslutning, der ændrer stråleudsættelsen skal gøremere gavn end skade.�Princip om optimering af strålebeskyttelsen:Størrelsen af individuelle stråledoser,antallet af eksponerede personer og sandsynligheden for at udsættes for bestrålingskal holdes så lave som rimeligt opnåeligt under hensyntagen til økonomiske ogsamfundsmæssige forhold.�Princip om dosisbegrænsning:Den samlede stråledosis til enhver person fra alle regu-lerede strålekilder under situationen planlagt eksponering (bortset fra medicinskbestråling af patienter) skal ikke overstige de af ICRP anbefalede dosisgrænser.Dosisgrænserne skal sikre, at ingen personer udsættes for en risiko, der skønnes atvære uacceptabel under normale forhold.De af ICRP anbefalede dosisgrænser, der svarer til dosisgrænserne i EU’s nugældendestrålebeskyttelsesdirektiv og i Sundhedsstyrelsens bekendtgørelse, er i forenklet formvist i Tabel 1.Tabel 1.Dosisgrænser for ioniserende stråling for planlagt bestråling.Grænse for effektiv dosis1, mSv/år201

Til forskel fra en planlagt situation er man i en uhelds- og eksisterende situation kon-fronteret med en eksponering, hvis tilstedeværelse man ikke oprindeligt har haft indfly-delse på, når der skal tages stilling for behovet for beskyttelsesforanstaltninger.Dosisgrænserne kan derfor ikke anvendes i sådanne tilfælde, og man benytter i stedetsåkaldte referenceniveauer til at afgrænse optimeringsprocessen. Referenceniveauernefastsættes for den samlede stråledosis fra alle eksponeringsveje til en repræsentativ per-son ud fra, hvad den relevante myndighed i samarbejde med relevante partere finderikke bør overskrides under hensyntagen til omstændighederne i den givne ekspone-ringssituation. Optimeringen vil normalt være en trinvis fremadrettet proces, hvor manundersøger og eventuelt successivt gennemfører beskyttelsesforanstaltninger med detmål, at bringe den samlede stråledosis efter foranstaltningerne ned til et optimeretniveau under referenceniveauet.ICRP har angivet et interval indenfor hvilke det anbefales, at man nationalt fastsætteret referenceniveau i en konkret eksisterende situation. ICRP’s anbefalede referenceni-veau-interval, der er vist i Tabel 2, er givet dels som en generel anbefaling for alle eksi-sterende situationer og dels specifikt for radon i boliger, som er et stort strålebeskyttel-sesproblem i mange lande. ICRP anbefaler i tillæg, at for fortsat ophold og normal livs-førelse i et forurenet område bør referenceniveauet på lang sigt vælges i den lave endeaf det anbefalede interval på 1 – 20 mSv/år.

2.2 Referenceniveau for Thule-ulykkenDer er flere typer af eksisterende eksponeringssituationer, som kan medføre så høje eks-poneringer af personer, at de berettiger til indførelse af strålebeskyttelsesforanstaltningereller i det mindste overvejelser herom. Eksisterende eksponeringssituationer kan værekomplekse, da de kan involvere flere eksponeringsveje, og de giver i almindelighedanledning til stor spredning i størrelsen af de årlige stråledoser til de berørte personerafhængig af fx individuelle vaner. Forhøjede radonniveauer i boliger er et eksempelherpå. Det kan også være nødvendigt at tage beslutning om gennemførelse af strålebe-skyttelsesforanstaltninger i forbindelse med menneskeskabte eksponeringssituationer, fxi tilfælde af forurening i miljøet efter tidligere ukontrolleret brug af strålekilder ellersom følge af en ulykke eller hændelse med radioaktive stoffer. Der vil også være eksiste-rende eksponeringssituationer, hvor det er åbenbart, at foranstaltninger for at reducerestråledoserne ikke er berettiget.Beslutning om hvilke eksisterende eksponeringssituationer, der bør underkastes etaktivt kontrol- og beskyttelsessystem forudsætter en vurdering og stillingtagen fra myn-dighedernes side og vil afhænge både af kontrollerbarheden af eksponeringen (forure-ning og eksponeringsveje) og de foreliggende økonomiske, samfundsmæssige og kultu-relle omstændigheder. I de fleste eksisterende eksponeringssituationer vil der være etønske fra de berørte personer og fra myndigheder om at reducere eksponeringerne til etniveau, der er tæt på eller lig med niveauet i situationer, der betegnes som ”normale”.Statens Institut for Strålebeskyttelse finder, at forureningen i Thule-området efterThule-ulykken i 1968 skal betegnes som en eksisterende eksponeringssituation, og atICRP’s anbefalinger beskrevet ovenfor kan danne udgangspunkt for vurderingen af ogeventuel opfølgning på de gennemførte målinger af den radioaktive forurening i Thule-området. SIS vil på denne baggrund til brug ved analyserne og vurderingerne i dennerapport anvende et Thule-referencenivau på 1 mSv/år. En stråledosis på 1 mSv pr. år eruden helbredsmæssig betydning for den enkelte.For at perspektivere et referenceniveau på 1 mSv/år kan dette sammenholdes med dengennemsnitlige stråledosis på 4 mSv/år, som en dansker modtager fra alle strålekilder[Figur 2]. En fjerdedel heraf kommer fra menneskeskabte strålekilder og stammer i alvæsentlighed fra den medicinske brug af stråling til diagnostik af patienter. Tre fjerde-dele kommer fra naturligt forekommende strålekilder i form af kosmisk stråling fra ver-densrummet, radioaktive stoffer i jord, byggematerialer og fødevarer samt radon i boli-ger, der tegner sig for halvdelen af den gennemsnitlige stråledosis. Det skal fremhæves,at den gennemsnitlige stråledosis fra radon og den medicinske diagnostik dækker overstore individuelle forskelle afhængig af den enkelte persons boligforhold henholdsvishelbredsmæssige forhold. De øvrige komponenter er meget ensartede for hele befolk-ningen. Endelig må det nævnes, at oversigten er udarbejdet for den danske befolkning,men det vurderes, at den på baggrund af radonmålinger i grønlandske boliger [9] ogsågiver en rimelig oversigt for forholdene i Grønland.

Thule-referenceniveauet kan også sammenlignes med andre referenceniveauer, der er ibrug for eksisterende situationer i Danmark. SIS har i flere omgange sammen med deøvrige nordiske strålebeskyttelsesmyndigheder anbefalet referenceniveauer for radon iboliger, senest i 2009 [10]. Radonanbefalingerne har primært været rettet til de ansvar-lige bygningsmyndigheder, i Danmark Erhvervs- og Byggestyrelsen, men anbefalinger-ne har også haft betydning i forbindelse med kommunikation med befolkningen omradonspørgsmålet. I Tabel 3 er radon-referenceniveauerne omregnet fra radonkoncen-tration til stråledoser og vist sammen med det anbefalede Thule-referenceniveau.Tabel 3.SIS’s anbefalede referenceniveauer for eksisterende eksponerings-situationer.Referenceniveau, mSv/år13–6

3 Radioaktive stoffer, eksponeringsveje ogmetoder til dosisberegning3.1Radioaktive stoffer involveret i Thule-ulykkenDet amerikanske B52 bombefly, der styrtede ned ved Thule i 1968, medbragte 4 ker-nevåben, hvis indhold af radioaktive stoffer blev spredt ved nedstyrtningen. Uden atkomme nærmere ind på funktionen og mængderne af disse stoffer i kernevåbnene dre-jer det sig i det væsentligste om de i Tabel 4 viste radioaktive stoffer.De radioaktive stoffer, der indgik som en nødvendig del for kernevåbnenes funktion,omfattede plutonium-239, uran-235, uran-238 og tritium (H-3). Uran-234, plutoni-um-240 og plutonium-241 er i princippet uønskede radioaktive stoffer, der følger medeller dannes i forbindelse med fremstilling af våben-uran eller -plutonium.Plutonium-240 kan ikke skelnes fra plutonium-239 ved de af Risø DTU anvendtemålemetoder, og rapporteres og vurderes derfor altid som en del af plutonium-239.Plutonium-241 henfalder til americium-241 og er således årsagen til, at der opbyggesamericium-241. Dette forhold har muliggjort en screening af den radioaktive forure-ning af plutonium ved måling af den relativt lavenergetiske gammastråling, der udsen-des af americium-241, jf. DTU Risø [6].Tabel 4.Thule-ulykkens radioaktive stoffer.Kort navnh-3u-234u-235u-238Pu-339Pu-240Pu-241Am-241HalveringstidAlfaTritiumuran-234uran-235uran-238Plutonium-239Plutonium-240Plutonium-241Americium-24112 år0,25 million år0,70 milliard år4,5 milliard år24.000 år6.600 år14 år430 årType af strålingBetaGamma

3.2 eksponeringsvejeRadioaktive stoffer udsender ioniserende stråling og ved vurdering af eksponeringenherfra opdeles denne i første omgang i følgende 2 typer eksponering:�Ekstern bestråling,hvor de radioaktive stoffer befinder sig uden for kroppen ellersom en forurening på huden og bestråler denne udefra.�Intern bestråling,hvor de radioaktive stoffer er kommet ind i kroppen og bestrålerdenne indefra.Den eksterne bestråling karakteriseres ved typen og mængden af den udsendte stråling.Alfastråling har en meget kort rækkevidde (~ cm i luft, ~ �m i væv) og kan eksempelvisikke trænge igennem hudens yderste lag af døde hudceller. Alfastråling har derfor ingensundhedsmæssig betydning i relation til ekstern bestråling. Betastråling har i de flestetilfælde en noget længere rækkevidde (~ m i luft, ~ cm i væv) og kan give anledning tilbestråling af specielt huden og de øverste lag af væv. Gammastråling kan afhængig afstrålingens energi være meget gennemtrængende og bestråle alle kroppens organer og

væv udefra. Denne mulighed for udefra kommende påvirkning over flere meter ellermere er unikt for radioaktive stoffer og kendes ikke fra andre typer farlige stoffer, menspiller dog ingen rolle i en Thule-sammenhæng. På samme tid giver den også en bredtspektrum af muligheder for direkte at måle og karakterisere en eksponering.I Tabel 4 er vist typen af den stråling, der udsendes af de radioaktive stoffer, der er rele-vante i en Thule-sammenhæng. Med undtagelse af americium-241, plutonium-241 ogtritium udsender alle de radioaktive stoffer kun alfastråling. Americium-241 udsender,som nævnt ovenfor, i tillæg hertil også lav-energetisk gammastråling, og tritium udsen-der lav-energetisk betastråling. For alle tre radioaktive stoffer gælder, at den eksternestråling ikke kan give nogen betydende eksponering, og at der derfor ved vurdering afThule-forureningen kan ses helt bort fra ekstern bestråling for alle de involverederadioaktive stoffer. Dette illustreres også af, at der i forbindelse med oprydningsarbejdepå isen i 1968 ikke blev taget strålebeskyttelsesforanstaltninger i relation til eksternstråling men udelukkende blev fokuseret på vurdering af risikoen for at få de radioakti-ve stoffer ind i kroppen [1].Intern bestråling fra radioaktive stoffer kan sammenlignes med den sundhedsskadeligeeffekt af kemiske stoffer, der er indtaget i kroppen og skader denne indefra. Indtag afradioaktive stoffer (og kemiske stoffer) kan ske på tre forskellige måder med tilhørendeeksponeringsveje:�Indåndingaf forurenet luft.�Spisningaf forurenede fødevarer samt overførsel af løstsiddende forurening på fing-rene til munden.�Gennem såri forbindelse med en forurening af huden.I modsætning til situationen med ekstern bestråling spiller alfastråling en stor rolle, vedintern bestråling, hvor de radioaktive stoffer er kommet ind i væv og organer, og denkortrækkende energirige alfastråling direkte kan ramme de nærmeste levende celler.Hertil skal lægges, at de alfa-udsendende radioaktive stoffer ofte udskilles langsomt frakroppen igen og dermed kan bestråle kroppens væv og organer gennem mange år, nårde først er optaget i kroppen.De radioaktive stoffer medtaget i Tabel 4 kan alle give anledning til intern bestråling,hvis de kommer ind i kroppen gennem én eller flere af de nævnte eksponeringsveje. Ien Thule-sammenhæng er det dog plutonium-239, plutonium-240 og americium-241,der har den afgørende betydning for den samlede vurdering af stråledosis og tilhørenderisiko, og derfor er kun disse radioaktive stoffer omfattet af vurdering m.m. i dennerapport. Uran-235 og uran-238 har på grund af de ekstremt lange halveringstider enmeget lille aktivitet pr. masseenhed (specifik aktivitet). Dette betyder, at aktivitetsind-holdet af uran i det forurenende Thule-materiale er uden betydning i forhold til aktivi-tetsindholdet af plutoniumisotoperne, og det er i øvrigt også uden betydning i forholdtil det naturligt forekommende uran i Thule-området. Tritium er en isotop af brint ogvil efter nedstyrtningen og den efterfølgende brand i 1968 være forekommet som vandeller is, der efter sommeren 1968 har været stærkt fortyndet i miljøet. Tritium forefin-des i forvejen i naturen, dels naturligt forekommende skabt af den kosmiske stråling iatmosfæren og dels som følge af de tidligere atmosfæriske kernevåbensprængninger.

3.3 Metoder til dosisberegning3.3.1 IndåndingVurdering af stråledosis fra indåndingen af radioaktive stoffer (radioaktive partikler),der er hvirvlet op (resuspension) i luften fra de forurenede områder i Thule, forudsæt-ter kendskab til en række egenskaber og forhold, der karakteriserer dels forureningenog dels anvendelsen af området. Disse egenskaber og forhold kan bestemmes eller vur-deres ud fra de gennemførte målinger, ved brug af anerkendte modeller eller ved enkombination heraf sammenholdt med kendskab til de lokale forhold i området.Nedenfor vil følgende forhold blive omtalt nærmere:�Resuspension�Radioaktive partikler og indtag i kroppen�Thule-partikler�Ophold i området�DosisberegningResuspensionNår en sky (luftmasse) indeholdende radioaktive partikler passerer henover jordoverfla-den vil der ske et nedfald (deposition) af de radioaktive partikler på den passerede over-flade afhængigt af terrænets forløb og overfladeegenskaber, af den meteorologiske situa-tion samt af de radioaktive partiklers egenskaber, primært partikelstørrelsesfordelingen.Når skyen har passeret, og der ikke længere er radioaktive partikler tilstede i luften, kander senere ske en fornyet forurening af luften på grund af resuspension af radioaktivepartikler fra den forurenede jordoverflade. Mulighed og omfang af en sådan resuspensi-on afhænger igen af terrænets struktur og overfladeegenskaber, af klima og den meteo-rologiske situation, af de radioaktive partiklers egenskaber og fordeling på jordoverfla-den. Der er tale om et komplekst samspil, der altid vil være meget afhængigt af delokale forhold, herunder af anvendelsen af det forurenede område. Generelt gælder, atresuspensionen fra et forurenet landområde er størst i den første tid efter deponerin-gen, og at den herefter aftager betydeligt i løbet af de første par år i takt med, at forure-ningen bindes til overfladejorden eller trænger ned i denne og dermed ikke længere isamme omfang er tilgængelig for ophvirvling. Efter mere end 10 år er resuspensionenaf det deponerede materiale faldet adskillelige størrelsesordener.For en kvantitativ beskrivelse af resuspension benyttes enten en metode med brug af enresuspensionsfaktor eller den såkaldte støvbelastnings-metode [11]. Ved den førstemetode defineres resuspensionsfaktoren,RF,som forholdet mellem koncentrationen afradioaktive partikler i luften,CL, målt i Bq/m3og på jordoverfladen,CO, målt i Bq/m2.Dette indebærer, at luftkoncentrationen kan estimeres efter følgende formel, hvis over-fladekoncentrationen og resuspensionsfaktoren er kendt:

eksempelvis en resuspensionsfaktor på 10-9m-1vil en overfladekoncentration på 1.000Bq/m2forventes at medføre en gennemsnitlig luftkoncentration på 10-6Bq/m3(1 �Bq/m3).I støvbelastningsmetoden antages, at de forurenende radioaktive partikler er tæt knyttettil jordens bestanddele og følger disse i forbindelse med den normale ophvirvling afjord ved vindpåvirkning med en resulterende støvbelastning (støvkoncentration) i luf-ten. Det er kendt, at der kan ske en opkoncentrering af de radioaktive partikler i detluftbårne støv i forhold til koncentrationen i jorden, og dette forhold kan beskrives veden koncentrationsfaktor. Kendes den generelle støvbelastning,SB,i området udtrykt i�g/m3, og erCJkoncentrationen af de radioaktive stoffer i det øverste lag af jord målt iBq/kg, kan luftkoncentrationen estimeres med følgende formel:

CL= kf ¶ SB ¶ CJ¶ 10-9hvorkfer den dimensionsløse koncentrationsfaktor. I landdistrikter ligger støvkoncen-trationen ofte i intervallet 5 – 50 �g/m3. I arktiske områder, hvor luften er meget ren,kan koncentrationsfaktoren være endnu mindre. Benyttes eksempelvis en støvbelast-ning på 10 �g/m3og en koncentrationsfaktor på 5 vil en forurening af det øverstelag jord på 20 Bq/kg forventes at medføre en gennemsnitlig luftkoncentration på10-6Bq/m3(1 �Bq/m3).Som nævnt afhænger resuspension af mange forskellige parametre, der altid vil væremeget afhængige af de lokale forhold og tilmed kan variere betydeligt over tid. Degenerelle resuspensions-modeller til estimering af luftkoncentrationen skal derfor altidbenyttes med varsomhed, og man bør altid være opmærksomhed på den tilhørendeusikkerhed. Omvendt kan brug af modellerne være på sin plads for en første vurderingaf størrelsesordenen af den forventede luftkoncentration og for sammenligning medsituationen og resultaterne fra andre landforureninger.Radioaktive partikler og indtag i kroppenKendskab til aktivitetskoncentrationen i luften alene er ikke et tilstrækkeligt grundlagfor vurdering af stråledosis efter indånding til en person, der måtte opholde sig i et for-urenet område. De fysiske og kemiske egenskaber af de luftbårne radioaktive partiklerspiller, sammen med fysiologiske forhold, en stor rolle for partiklernes optag og forde-ling i kroppen og den efterfølgende udskillelse og dermed også for den resulterendestråledosis.Eksempelvis er partikelstørrelsesfordelingen og personens indåndingshastighed afbetydning for, hvor i luftvejsystemet og i hvilke mængder partiklerne afsættes ved ind-ånding. En partikelstørrelsesfordeling beskrives normalt ved en karakteristisk diameterog spredning2. Denne diameter betegnes ofte blot sompartikelstørrelsen,og detteudtryk vil blive brugt i det følgende.Tilsvarende er de kemiske egenskaber af betydning for hvor hurtigt og i hvilke mæng-der, der optages aktivitet fra lungerne til blod og lymfevæske, og hvordan den fordeles ikroppens øvrige organer og væv og efterfølgende udskilles igen. ICRP har til brug fordosisberegninger udviklet en deltaljeret model for det respiratoriske system [12] ogmodeller for omsætningen af de forskellige grundstoffer i kroppen (biokinetiske model-ler). ICRP anbefaler også standardværdier for det betragtelige antal parametre, der ind-2Den geometriske mid-deldiameter af partikler-ne, hvis størrelser kanantages at være logarit-misk normalfordelt. Ifagsprog benævntAMAD (activity meanaerodynamic diameter).

går i modellerne, og de resulterende dosiskoefficienter (i enheden Sv/Bq) for indån-ding, der udtrykker den akkumulerede dosis over de efterfølgende 50 år (for børn 70år) efter et indtag af 1 Bq af et radioaktivt stof. Da dosiskoefficienterne i meget højgrad kan afhænge af optagelsen af aktiviteten fra lungerne, har ICRP beregnet standarddosiskoefficienter for hvert radioaktivt stof for tre type standardmaterialer (kemisk for-bindelse) benævnt henholdsvis type F (fast), type M (medium) og type S (slow). ICRPfremhæver dog, at disse standard dosiskoefficienter med fordel kan erstattes af specifik-ke koefficienter for den enkelte situation, når man har den fornødne kendskab til defysiske og kemiske egenskaber af de pågældende radioaktive stoffer.Thule-partiklerDe kemiske og fysiske egenskaber af de radioaktive partikler, der blev dannet og spredtved flystyrtet i Thule i 1968 hænger nøje sammen med de høje temperaturer som følgeaf eksplosionen i det konventionelle sprængstof i de fire kernevåben og den omfattendebrand i flyets brændstof. Som ventet viste undersøgelser efter flystyrtet, at plutoniumforekom i form af oxidpartikler med meget varierende partikelstørrelser. I sneen og isenpå nedstyrtningsstedet fandtes en partikelstørrelse på henholdsvis 5,6 �m og 2 �m[Figur 3]. Det var ikke muligt at bestemme partikelstørrelsen i sneprøver fraNarsaarsuk (for få partikler i prøverne), men det skønnedes ud fra meteorologiske over-vejelser, at denne ville være omkring 20 �m [1].Thule-partiklerne er kemisk ganske komplekst opbygget, og egenskaberne kan varierefra partikel til partikel. Partikler i miljøet udsættes for det skiftende vejrlig og kan overen årrække nedbrydes og ændre egenskaber, herunder i et vist omfang udskille plutoni-um og americium. En nordisk undersøgelse fra 2010 af nogle Thule-partikler viste såle-des, at selvom partiklerne er svære at opløse helt, så afgiver de fx materiale i vandigeopløsninger, dog mindre i lungevæskelignende opløsninger [13].Figur 3AB

og fysiske egenskaber samt vurdering af indtag efter indånding og de tilhørende dosis-koefficienter kan med fordel benyttes som udgangspunkt for Thule-vurderingen fremfor brug af ICRP’s standardværdier. Man må dog ikke glemme, at partiklerne kan haveværet udsat for forskelle i påvirkninger i det arktiske henholdsvis det tempereredeklima.National Radiological Protection Board (NRPB, nu HPA Radiation ProtectionDivision) i England og Research Center for Energy, Environment and Technology iSpanien (CIEMAT) har således gennemført studier på dyr for at bestemme optaget afplutonium fra lungerne til blodet fra Palomares-partikler. Sammenholdes resultaternemed de anbefalede biokinetiske modeller fra ICRP er der fastsat specifikke dosiskoeffi-cienter for plutonium-239 og americium-241 til brug for vurdering af stråledosis efterindånding af forurenet Palomares-støv [15, 16]. De specifikke Palomares-dosiskoefficienter er vist i Tabel 5 sammen med de af ICRP anbefalede standard dosis-koefficienter.Tabel 5.Radioaktivtstof

Palomares-dosiskoefficienterne er baseret på en partikelstørrelse på 2,8 �m, hvor ICRP-koefficienterne er baseret på en partikelstørrelse på 1 �m. Ved fastsættelse af Palomares-dosiskoefficienterne antages endvidere, at voksne personer i 10 % af tiden udførerhårdt arbejde (landbrugsarbejde). Tabellen viser, at de specifikke dosiskoefficiener forplutonium-239 ligger nærmest ICRP type S, hvorimod de for americium-241 liggenærmest ICRP type M. Denne forskel mellem plutonium-239 og americium-241 skyl-des, at undersøgelserne på dyr viste et hurtigere og større optag fra lungerne til blodetfor americium-241 end for plutonium-239.Forholdet mellem plutonium-239 og americium-241 i en jordprøve afhænger, somnævnt i afsnit 3.1, dels af mængden af plutonium-241 i det oprindelige anvendtevåben-plutonium og dels af tiden siden produktionen af dette, og dermed også om deradioaktive stoffer stammer fra det globale nedfald fra de atmosfæriske kernevåbentesteller fra Thule-ulykken. Risø DTU har i de gennemførte målinger på jordprøver fra2007 og 2008 [6] fundet, at forholdet mellem plutonium-239 og americium-241 sti-ger med stigende målt overfaldekoncentration af americium-241, og at forholdetPu-239/Am-241 på nuværende tidspunkt er 6 for over fladekoncentrationer større end1 kBq/m2, der er helt domineret af nedfaldet fra Thule-ulykken. Benyttes dette forholdfor alle beregninger af indåndingsdoser kan en specifik dosiskoefficient beregnes forThule-plutonium, der dels tager hensyn til tilstedeværelse af americium-241 og delsantager, at Thule-partiklerne har de samme fysiske og kemiske egenskaber somPalomares-partiklerne. De specifikke Thule-dosiskoefficienter for de tre personkategori-er er vist i Tabel 6.

Ophold i områdetDen samlede tid en person opholder sig i et forurenet område spiller naturligvis enrolle for, hvor stor en mængde forurenet luft, der indåndes og dermed for den resulte-rede stråledosis. For Thule-forureningen kan tiden på året for opholdet desuden være afbetydning, da en mulig resuspension af radioaktive stoffer forventes at være mindre,når området er tilfrosset og delvist snedækket om vinteren.For beregning af stråledoser med henblik på strålebeskyttelse af befolkningen herundersammenligning med det anbefalede Thule-referenceniveau, anbefaler ICRP brug af ensåkaldt repræsentativ person. Ved den repræsentative person forstås en i de fleste tilfæl-de hypotetisk person, der modtager en stråledosis, der er repræsentativ for de mereudsatte personer i den berørte befolkning. ICRP anbefaler endvidere, at befolkningen idenne sammenhæng kan opdeles i 3 alderskategorier, henholdsvis voksne (16-70 år),børn (6-15 år) og spædbørn (0-5 år), og at levevaner, dosiskoefficienter m.m. for de 3kategorier svarer til henholdsvis voksne, 10-årige og 1-årige.SIS har ikke haft mulighed for at få detaljerede oplysninger om omfanget af grønland-ske fangeres brug af områderne omkring Narsaarsuk og Grønnedal og har derfor hellerikke mulighed for på den baggrund at definere karakteristika for en repræsentativ per-son i relation til forureningen af landområdet. I forbindelse med gennemførelsen afSundhedsundersøgelsen i Avanersuaq [17] blev deltagerne spurgt om deres færden iforskellige dele af Thule-området, herunder i Narsaarsuk-området. SIS har haft mulig-hed for at drøfte de indsamlede oplysninger med projektlederen for sundhedsundersø-gelsen [18], og SIS skønner på denne baggrund, at det til brug for dosisberegningerne idenne rapport konservativt kan antages, at de grønlandske fangere opholder sig op til 2uger om året i området.I forbindelse med prøveindsamlingerne i Thule-området i somrene 2007 og 2008 erdet endvidere blevet kendt, at området omkring Grønnedal og Kap Atholl i flere tilfæl-de har været benyttet som et udflugtsmål for ansatte på Thule-basen og muligvis ogsåfor passagerer på krydstogtskibe. SIS skønner tilsvarende, at andre personer konserva-tivt/forsigtigt kan antages at opholde sig i op til 48 timer i området om året. De antag-ne opholdstider i Thule-området til brug for dosisberegningerne er vist i Tabel 7.Tabel 7.Antagede opholdstider i de forurenede områder i sommerhalv-året til brug for dosisberegninger.OpholdstidDage/år (timer/år)14 (336)2 (48)

E = ei¶ B ¶ f ¶ CLhvorCLer luftkoncentrationen angivet i Bq/m3,fer opholdstiden i området angivet i timer/år,Ber indåndingshastigheden angivet i m3/h (m3/time),eier dosiskoefficienten for indånding angivet i mSv/Bq.Værdier af opholdstider, f, og dosiskoeffcienterne, ei, er gennemgået ovenfor.Luftkoncentrationen, CL, der benyttes i formlen, kan baseres på de gennemførte aktiveog passive målinger i nærheden af Narsaasuk eller estimeres ud fra de tidligere beskrev-ne resuspensionsmodeller sammenholdt med de tilhørende målinger af koncentratio-nen af de radioaktive stoffer i de øverste lag jord.De af ICRP anbefalede standard indåndingshastigheder for de 3 personkategorier, derer baseret på en standard fordeling af det daglige aktivitetsniveau (søvn, siddende, letaktivitet, høj aktivitet)) med tilhørende indåndingshastigheder, er vist i Tabel 8. I tabel-len er også vist den indåndingshastighed, der blev anvendt i forbindelse med estimerin-gen af de specifikke Palomares-dosiskoefficienter, hvor det blev antaget, at der blevudført hårdt landbrugsarbejde i 10 % af tiden [15, 16].Tabel 8.ICRP, voksneICRP, 10-årigeICRP, 1-årigePalomares-arbejder

3.3.2 SpisningVurdering af stråledosis fra spisning af radioaktive stoffer, der stammer fra de forurene-de områder i Thule, forudsætter som udgangspunkt kendskab til eller vurdering af for-ureningen af fødevarer med oprindelse i de forurenede områder, af det årlige indtag afde forurenede fødevarer samt af de fysiske og kemiske egenskaber af de pågældenderadioaktive stoffer.Nedenfor vil følgende forhold blive omtalt nærmere:�Dosiskoefficienter for spisning�Drøvtyggere og plutoniumforurening�Indtag af lokalt fanget moskusoksekød�DosisberegningDosiskoefficienter for spisningDe fysiske og kemiske egenskaber har betydning for størrelsen af optaget af de radioak-tive stoffer i blodet og for fordelingen, omsætningen og udskillelsen fra kroppen. ICRPhar til brug for dosisberegninger efter spisning på samme måde som for indåndinganbefalet standard dosiskoefficienter for spisning baseret på dyreforsøg og humane stu-

dier. De af ICRP anbefalede standard dosiskoefficienter for plutonium-239 og americi-um-241 er vist i Tabel 9. Det ses, at dosiskoefficienterne for spisning er omkring enfaktor 100 gange mindre end de tilsvarende dosiskoefficienter for indånding. Dettehænger sammen med, at optagelsen af plutonium og americium fra fordøjelsessystemettil blodet er meget lille, hvilket medfører en væsentlig mindre stråledosis pr. Bq forspisning end for indånding. ICRP regner således i modellerne med, at kun 0,05 % afden mængde plutonium eller americium, der indtages med fødevarer, optages i blodet.Tabel 9.Dosiskoefficienter for spisning for plutonium-239 ogamericium-241.Person-kategoriVoksne10-årige1-årigeVoksneAm-24110-årige1-årigeICRP-dosiskoefficientmSv/Bq0,000.250,000.270,000.420,000.200,000.220,000.37

Drøvtyggere og plutoniumforureningFødevarer med oprindelse i de forurenede landområder ved Thule omfatter primærtkød fra moskusokser, der er skudt i området ved Kap Atholl. Grønlands Selvstyre har i2010 og 2012 fastsat en fangstkvote for moskusokser i Kap Atholl på 15 dyr [19]. Jagtpå rensdyr foregår primært i Inglefield Land og Olrik Fjord, der ligger nordøst forThulebasen, og som ikke er forurenet som følge af flyulykken i 1968 [20]. Indtag afkød fra rensdyr er derfor ikke medtaget i vurderingerne i det følgende.Græs og vegetationens optag af plutonium og americium gennem rødderne er megetlille og normalt en eksponeringsvej man kan se bort fra [21]. Moskusokserne kan imid-lertid indtage plutonium og americium i forbindelse med indtag af græs og vegetation,der er direkte forurenet på overfladen som følge af resuspension og efterfølgende ned-fald af de radioaktive stoffer. Moskusokserne indtager også en ikke ubetydelig mængdejord i forbindelse med afgræsning af de sparsomme områder. I det omfang denne jorder forurenet, kan dette også være en kilde til moskusoksernes indtag af plutonium ogamericium.Der foreligger ikke egentlige direkte målinger af plutonium-239 eller americium-241 imoskusokser fra Thule-området eller fra andre steder i Grønland. Muligheden for for-urening af moskusoksekød kan på nuværende tidspunkt derfor kun vurderes ud fra heltoverordnede betragtninger og viden om forureningen i området og om optag og forde-ling af plutonium og americium i andre drøvtyggere, herunder moskusokser.ICRP’s modeller for optagelse af plutonium og americium fra fordøjelsessystemet hosmennesker er som nævnt i væsentlig omfang baseret på dyreforsøg og dyreundersøgel-ser og viser generelt, at kun en mindre brøkdel af plutonium og americium optages fradyrs fordøjelsessystemer, og at fordelingen af de optagne stoffer ligesom for menneskerprimært sker til lever og knogler. IAEA har eksempelvis i en håndbog med anbefaledeparameterværdier til brug for forudsigelse af overførsel af radioaktive stoffer i terrestri-ske miljøer og ferskvandsmiljøer angivet en generel optagelsesfaktor fra fordøjelsessyste-met for voksne drøvtyggere på omkring 0,01 % for både plutonium og americium[22]. Man kan derfor antage, at hvis moskusokserne indtager plutonium og americium

i forbindelse med afgræsning af områderne, vil det kun være en meget lille del af dissestoffer, der optages i dyrenes blod og en mindre del heraf vil fordeles til kødet (musk-lerne).I en amerikansk undersøgelse fra 70’erne målte man indholdet af americium og pluto-nium i kvæg, der i op til 3 år under naturlige forhold uden supplerende fodring havdegræsset i en aflukket ørkenagtigt område i Nevada, der var blevet forurenet i 1957 medplutonium og americium som følge af forsøg med detonation af de høj-eksplosivekomponenter i et kernevåben (uden betydende aktivering (fission) af bomben).Undersøgelsen viste en gennemsnitlig optagelsesfaktor fra fordøjelsessystemet til kødetpå omkring 0,0001 % for både plutonium-239 og americium-241. Det var såledesikke noget der tydede på en større tilgængelighed af plutonium og americium i miljøetfor optagelse i kvæg efter 20 års forløb [23].De forurenede områder i den amerikanske undersøgelse bestod af et indre (1 km2) ogydre område (3 km2) med en gennemsnitlig (geometrisk middelværdi) koncentration afplutonium-239 i de øverste 2,5 cm jord på henholdsvis 23 kBq/kg og 1,9 kBq/kg (tør-vægt). De målte koncentrationer af plutonium-239 i kødet på de undersøgte kvægældre end 1,5 år varierede fra 0,001 til 0,06 Bq/kg (vådvægt), bl.a. afhængig af hvormange dage de pågældende dyr havde været i de pågældende indelukker før slagtnin-gen (200 – 1000 dage) [24]. Benyttes den model, der blev benyttet i analysen af deeksperimentelle data i [24], kan det skønnes, at kvæg, der havde græsset i de to forure-nede områder, sent i livet vil have en koncentration af plutonium i kødet af størrelses-ordenen 0,1 Bq/kg henholdsvis 0,01 Bq/kg (vådvægt).I en engelsk undersøgelse fra 80’erne undersøgte man om får kunne bruges som enindikator for deposition af plutonium fra de tidligere atmosfæriske kernevåbentest ogfra udslip fra oparbejdningsanlægget ved Sellafield. Undersøgelsen viste, at måling afplutoniumindholdet i ekskrementer fra får, der har græsset i et område, er en reprodu-cerbar og følsom indikator for depositionen af plutonium på foderplanter og i jorden ipågældende område [25]. Udslippet fra Sellafield kunne detekteres i ekskrementer frafår op til 60 km fra anlægget. Under de engelske forhold fandtes, at indholdet af pluto-nium-239 i ét gram ekskrementer (tørvægt) i grove træk svarede til depositionen påplanterne på 1 m2jordoverflade, og at 10 til 40 % af plutoniummet i ekskrementerkunne stamme fra indtag af jord. Undersøgelsen viste også, at et indhold af plutoni-um-239 i ekskrementer på 1.000 Bq/kg (tørvægt) vil svare til en koncentration af plu-tonium i fårekød på 0,01 Bq/kg og i fårelever på 20 Bq/kg.Forholdene i de amerikanske og engelske undersøgelser kan ikke umiddelbart overførestil moskusokser i Thule-området. Dels er der tale om en anden drøvtygger men førstog fremmest er græsningsforholdene anderledes i Grønland. Undersøgelserne kan doganvendes til at give et præliminært overslag over de mulige størrelsesordener, der kanvære relevante for indholdet af plutonium i moskusokserne i Thule-området. RisøDTU har i august 2006 tilfældigvis fundet og indsamlet to prøver af ekskrementer framoskusokser i henholdsvis Narsaarsuk og Grønnedal. Prøverne, der ikke nødvendigviser repræsentative, er blevet målt for indhold af plutonium-239 og viste begge et ind-hold på omkring 10 Bq/kg (tørvægt) [26]. I Tabel 10 er vist de størrelsesordener afkoncentrationen af plutonium-239 i moskusoksekød man vil få, hvis resultaterne af deamerikanske og engelske undersøgelser overføres direkte uden nogen former for korrek-tioner til Grønland for de af Risø DTU fundne koncentrationer af plutonium i jord fraNarsaarsuk og i ekskrementerne fra moskusokser.

Moskusoksernes indtag af plutonium stammer fortrinsvist fra indtag af forurenet jord.Antages indtaget af jord at udgøre 10 % af det samlede masseindtag vil et indhold iekskrementerne på 10 Bq/kg, som målt i de grønlandske prøver, overslagsmæssigt svaretil en koncentration i den indtagne jord på 100 Bq/kg og dermed en mindre koncen-tration i kødet end for ”kvæg-modellen” i tabellen.Indtag af lokalt fanget moskusoksekødForbruget af moskusoksekød i Grønland er ikke kendt i detaljer. Der er imidlertid gen-nem årene gennemført en række kostundersøgelser, der giver mulighed for at vurderedet årlige indtag af moskusoksekød i den lokale befolkning i Thule-området. Kost-undersøgelser i 2004 og 2006 i henholdsvis Uummannaq og Narsaq viste et dagligtindtag af landpattedyr (lam, rensdyr, moskusokse, hare) på omkring 20 gram pr. dagsvarende til omkring 7 kg/år [27]. En anden/senere kostundersøgelse [28], der omfatte-de 12 byer og bygder, viste et gennemsnit for hele Grønland på omkring 12 gram pr.dag (4 kg/år) for rensdyr og moskusokse med en betydelig variation fra sted til sted,givetvis baseret på muligheden for jagt på de to dyr i de undersøgte byer og bygder.Det gennemsnitlige forbrug i Avanersuaq er ca. 15 gram pr. dag. SIS skønner på denbaggrund, at der til brug for vurderingen i denne rapport kan benyttes de i Tabel 11viste årlig indtag af moskusoksekød for en repræsentativ person i Thule-området. Leverfra moskusokse indgår ikke i kosten [28].Tabel 11. Antaget indtag af moskusoksekød fra de forurenede områder iThule til brug for dosisberegninger.Repræsentativ person”normalt spisende””Stort spisende”Indtag af moskusoksekødkg/år315

Er der tale om flere radioaktive stoffer i en eller flere typer fødevarer skal alle bidrag frahver fødevare og hvert radioaktivt stof lægges sammen for at få den samlede årlige strå-ledosis fra spisning. Værdier af indtaget moskusoksekød, M, og dosiskoefficienter,es, ergennemgået overfor. Koncentrationen af radioaktive stoffer i moskusoksekød,CF, måpå nuværende tidspunkt baseres på overslagsmæssige skøn med henblik på at give envurdering af de mulige størrelsesordener af den tilhørende stråledosis.3.3.3 SårVed ophold i forurenede områder kan åbne eller lukkede sår og rifter i huden blive for-urenet med støv og jord eller større partikler. Sår kan omfatte punkteringer i huden,hudafskrabninger, snitsår eller forbrændinger. Det forurenende materiale kan fæste sigtil sårets overflade eller blive indlejret mere dybt i såret. Efterfølgende kan det forure-nende materiale hurtigt blive afstødt eller udstødt, blive indkapslet i sårområdet ellerblive delvist optaget i kroppen, fx via blod eller lymfevæske.For at vurdere stråledosis fra forurening af sår bør man ideelt have kendskab til arealetaf kroppen, der typisk er udsat for sår, hyppigheden af tilstedeværelsen af sår samtmængden af forurenende materiale, der kommer ind i og forbliver i sårene. I tillæg her-til er forureningen i Thule-området ikke jævnt fordelt i jorden, og der vil derfor ogsåvære knyttet en sandsynlighed for, at en given jordforurening af et sår indeholder enbestemt mængde plutonium. Sammenlignet med indånding og indtag gennem kost erder derfor for såreksponering i langt højere grad knyttet en sandsynlighed til om denvurderede stråledosis reelt modtages. Beregninger er således begrænset til at angive denmulige potentielle stråledosis for situationer, hvor en antaget jordmængde med et anta-get plutoniumindhold forurener et sår.Eksempelvis antog man i vurderingen af den potentielle stråledosis fra sårforurening iMaralinga (se afsnit 5.2), at den samlede forurening af sår gennem et år udgjorde 1 gjord, og man beregnede herefter sandsynligheder og tilhørende stråledoser for, at detene gram jord indeholdt partikler med forskellige aktiviteter baseret på karakteriserin-gen af forureningen i Maralinga [29]. Det skal bemærkes, at en samlet forurening af sårpå 1 g jord om året er meget stor og skal ses i sammenhæng med de indfødte aborigi-nals levevis i den australske ørken.Efter en given forurening af et sår med radioaktive stoffer afhænger optaget af disse ikroppen og dermed den resulterende stråledosis som for de to andre eksponeringsvejeaf de fysiske og kemiske egenskaber af pågældende stoffer. National Council ofRadiation Protection and Measurement i USA (NCRP) har i samarbejde med ICRPudviklet en model for tilbageholdelse i og udskillelse af radioaktive stoffer fra sår base-ret på dyreforsøg og erfaringer fra sårforureninger af mennesker [30]. Sammen medICRP’s modeller for radioaktive stoffers omsætning i og udskillelse fra kroppen mulig-gør modellen beregning af stråledosis efter en sårforurening. NCRP-modellen skelnerfor de mere uopløselige stoffer som plutonium og americium mellem små og store par-tikler (benævnt partikler henholdsvis fragmenter), hvor skillelinjen som et skøn er satved partikler omkring 20 �m.Dosiskoefficienter for sårindtag for plutonium-239 og americium-241 er estimeret medberegningsprogrammet IMBA Professional Plus [31], der i tillæg til ICRP’s modellerogså omfatter NCRP’s sårmodel. Dosiskoefficienterne for sårindtag udtrykker dosisover de efterfølgende 50 år (for børn 70 år) efter en forurening af et sår med 1 Bq afdet pågældende radioaktive stof (mSv/Bq). Resultaterne for plutonium-239, americi-

Overfladekoncentrationerne i Tabel 13 er baseret på den geostatistiske analyse [7] forNarsaarsuk-området, der estimerede et samlet nedfald på 270 GBq plutonium-239henholdsvis 45 GBq americium-241 på et areal på 4,8 km2. Til sammenligning medværdierne i tabellen er den aritmetriske middelværdi af Risø DTU’s primære måleresul-tater 39 kBq/m2for plutonioum-239 og 6,6 kBq/m2for americium-241.For jordkoncentrationerne i Tabel 13 er det på basis af Risø DTU’s målinger [6] anta-get, at den ovenfor estimerede samlede nedfaldne aktivitetsmængde for henholdsvisplutonium og americium er jævnt fordelt i de 2 cm øverste jordlag med en densitet på1,5 g/cm3. For plutonium er jordkoncentrationen væsentligt højere end den maksimalekoncentration på 0,08 kBq/kg rapporteret af Risø DTU i 2006 [2].Det er SIS’s vurdering, at brug af de anførte koncentrationer vil give en konservativvurdering af de beregnede stråledoser for alle 3 eksponeringsveje.

4.2 IndåndingMetoden til vurdering af indåndingsdoser er gennemgået i afsnit 3.3.1, og de relevanteparameterværdier for opholdstider, indåndingshastigheder og dosiskoefficienter i relati-on til Thule-ulykken er angivet. Koncentrationen af plutonium i luften som følge aflandforureningen er imidlertid den helt afgørende faktor for vurderingen af indån-dingsdoserne. Luftkoncentrationen i Narsaarsuk er målt af Risø DTU i somrene 2007og 2008 [6] og kan også estimeres ud fra de gennemførte målinger af overfladekoncen-trationen af plutonium i området. En sammenstilling af målte og estimerede luftkon-centrationer til brug for dosisberegningerne er vist i Tabel 14. I tabellen er også vist deanvendte parameterværdier i de brugte modeller, jf. afsnit 3.3.1 og 4.1.

De viste luftkoncentrationer er i alle tilfælde meget små. For de målte koncentrationerer niveauet sammenlignelig med de baggrundsniveauer, der i dag måles fx i Tysklandog Tjekkiet og omkring 3 størrelsesordener mindre end de plutoniumkoncentrationer,der blev målt på Thule-basen i perioden 1966-1976, i begge tilfælde som følge af detidligere atmosfæriske kernevåbenforsøg, jf. Risø DTU [6].For de estimerede luftkoncentrationer baseret på de generelle resuspensionsmodeller fåsvæsentligt højere luftkoncentrationer, da disse modeller åbenbart markant overvurdererden aktuelle resuspension i området omkring Narsaarsuk jf. Risø DTU [6].Risø DTU har målt indholdet af americium-241 i 56 prøver indsamlet i Narsaarsukved at støvsuge overfladejorden på 1 m2[6]. Den geometriske middelværdi af dissemålinger var 0,2 Bq/m2, hvilket ved brug af et Pu-239/Am-241 forhold på 6 vil svaretil en overfladekoncentration af plutonium-239 på 1,2 Bq/m2. Antages det som eksem-pel, at denne overfladeaktivitet angiver den egentlige overfladeaktivitet, der er tilgænge-lig for resuspension, og beregnes luftkoncentrationen på basis heraf fås en luftkoncen-tration på 0,0001 �Bq/m3. Dette er i væsentligt bedre overensstemmelse med de aktu-elt målte luftkoncentrationer af Risø DTU.Beregningen af stråledosis på basis af de i Tabel 14 målte og estimerede luftkoncentrati-oner er vist i Tabel 15. Da luftkoncentrationerne er meget små er de beregnede stråle-doser også meget små.I beregningen af indåndingsdoserne indgår en række forudsætninger, antagelser ogmålinger som alle er forbundet med betydelige usikkerheder. De viste indåndingsdoser-ne er derfor også forbundet med en betydelig usikkerhed, der altid må have den nød-vendige opmærksomhed, når resultaterne indgår i sammenligninger og vurdering afrisikoen ved at færdes i området omkring Narsaarsuk. Usikkerhederne omfatter ogsåmuligheden for en lokal øget resuspension som følge af personers ophold i området.Selvom der er betydelige forskelle (mange størrelsesordener) mellem de direkte og indi-rekte vurderinger af indåndingsdosis giver de et samlet robust billede af, at de poten-tielle stråledoser som følge af resuspension af plutonium og efterfølgende indåndingheraf af personer, der måtte færdes i området, er trivielle og ikke udgør en betydendeeksponeringsvej.

4.3 SpisningMetoden til vurdering af stråledoser fra spisning af fødevarer er gennemgået i afsnit3.3.2, og de relevante parameterværdier for vurdering af størrelsesordenen af koncen-trationen af plutonium i moskusoksekød, det årlige indtag heraf og dosiskoefficienter irelation til Thule-ulykken er angivet. Det er samtidig fremhævet, at koncentrationen afplutonium i moskusoksekød på nuværende tidspunkt må baseres på overslagsmæssigeskøn. De skønnede størrelsesordener af stråledosis er vist i Tabel 16 for det antagneindtag af moskusoksekød for en ”stort spisende”. Stråledosis til en ”normalt spisende”vil være 5 gange mindre end for en ”stor spiser” men vil udtrykt som en størrelsesordenvære den samme, hvorfor der i tabellen kun er refereret til en ”stort spisende”.Tabel 16. Størrelsesorden af stråledosis til repræsentative personer på basisaf indirekte skønnede koncentrationer af plutonium-239 i moskus-oksekød.Repræsentativperson”Stort spisende”Metode for skønkvæg i nevadaMåling på jord [1.8 kBq/kg]Får i englandMåling på ekskrementerStråledosis, mSv/år0,000.10,000.000.1

gældende for den samlede eksponeringsvej for spisning af dyr fra det terristiske miljøforurenet med plutonium efter Thule-ulykken.Lægges de præliminære overslag af størrelsesordenen af stråledosis til grund vil følgendeværdi kunne benyttes som indikator for stråledosis fra spisning af mos-kusoksekød fraThule-området:- Indikator for stråledosis fra spisning: 0,000.1 mSv/år.Selvom denne stråledosis er større end indikator for indåndingsdosis må den stadigbetegnes som værende ekstremt lille.Som anført ovenfor er de koncentrationer af plutonium i moskusoksekød, der indgår iberegningerne i Tabel 16, at betragte som et præliminært overslag over de mulige stør-relsesordener, der kan være relevante for indholdet af plutonium i moskusokserne iThule-området. På tilsvarende vis må de beregnede størrelsesordener af stråledosisbetragtes som præliminære overslag baseret på undersøgelser på andre drøvtyggere i for-urenede landområder, der adskiller sig fra det arktiske Thule. Et bedre overslag af stør-relsesordenen af stråledosis kan kun fås ved indsamling af og måling på prøver af kødfra moskusokser fanget i Thule-området. SIS forventer ikke, at sådanne målinger skullevise koncentrationer af plutonium i moskusoksekød, der afviger ekstremt (2 – 3 stør-relsesordener) fra koncentrationerne i Tabel 10. Stråledoser, der er 2 til 3 størrelsesorde-ner (100 til 1000 gange) større end den viste indikator-dosis for spisning vil ogsåbetegnes som værende meget lille og uden sundhedsmæssig betydning. SIS betragterderfor den anvendte indikator for stråledosis for spisning som værende robust indenformeget vide rammer ved sammenligning med referenceniveauet på 1 mSv/år.Der er ikke foretaget en egentlig indsamling af prøver af moskusoksekød fra Thule-området med henblik på måling af plutoniumindholdet. Der foreligger dog en forelø-big indikativ måling på en relativt lille prøvemængde, der er indsamlet i forbindelsemed et nordisk projekt om de radioaktive stoffer polonium-210 og bly-210 [32].Måling på denne lille prøve viste et plutoniumindhold mindre end 0,05 Bq/kg [33],der var detektionsgrænsen for plutonium ved den pågældende måling. Denne detekti-onsgrænse svarer størrelsesordensmæssigt til de antagne koncentrationer af plutonium iTabel 10, der er benyttet ved dosisberegningerne i dette afsnit.Det kan i øvrigt for sammenligning med den indikative plutonium-stråledosis for spis-ning oplyses, at målingerne i det nordiske projekt viste et indhold af polonium-210 iprøven af moskusoksekød fra Thule-området på 90 Bq/kg (tørvægt), hvilket vil svare tilca. 20 Bq/kg (vådvægt) [32]. Polonium-210 er et naturligt forekommende radioaktivtstof, der optræder efter radon-222 i uran-238 henfaldsserien, og dermed efter dannel-sen i luften deponeres på jordens overflade, når radon-222 i luften henfalder.Polonium-210 udsender ligesom plutonium-239 alfastråling. Anvendes den i afsnit3.3.2 beskrevne metode og de tilhørende parameterværdier til vurdering af stråledoserfra spisning, og med den af ICRP anbefalede dosiskoefficient for polonium-210, vilpolonium i moskusoksekød give en stråledosis på 0,07 mSv/år for en ”normal spiser”(3 kg pr. år) og 0,2 mSv/år for en ”stort spisende” (10 kg pr. år), i begge tilfælde sva-rende til en størrelsesorden på 0,1 mSv/år.Den anvendte indikator for stråledosis for spisning medtager ikke fødevarer fra detmarine miljø. Siden ulykken i 1968 er der i mange omgange foretaget målinger påhavbunden under nedstyrtningsstedet, og der er indsamlet marine dyr for måling af

4.4 SårMetoden til vurdering af stråledosis efter forurening af sår med jord og partikler er gen-nemgået i afsnit 3.3.3. Som nævnt gælder der for såreksponeringsvejen, at der er knyt-tet en sandsynlighed til forekomsten af mængden af radioaktive stoffer i den jord, derafsættes i et sår eller rift, og dermed også til størrelsen af den tilhørende stråledosis.Antages det, at der samlet afsættes 0,1 g jord om året i sår hos en person, der opholdersig i områderne omkring Narsaarsuk og Grønnedal, må man vurdere sandsynlighedenfor at denne jordmængde indeholder en given mængde plutonium. Sandsynlighedenfor, at indholdet i denne jordmængde svarer til mere end den gennemsnitlige aktivitets-koncentration af Thule-plutonium af alle de indsamlede jordprøver, vil være megetlille, når man tager hensyn til, at prøverne i stor udstrækning er indsamlet de steder,hvor der med feltinstrumenter kunne måles et forhøjet indhold af americium-241 ijorden. Tilsvarende vil sandsynligheden for at jordmængden netop indeholder en parti-kel med en stor aktivitetsmængde være meget lille. I begge tilfælde er det SIS’ skøn, atdisse sandsynligheder er væsentlig mindre end 1 % og dermed er også sandsynlighedenfor, at en person mere end én gang i livet eksponeres for et sådant sårindtag særdeleslille.Størrelsen af stråledosis til en person, hvis denne får et sår forurenet med plutonium-holdig jord med et antaget aktivitetsindhold, kan beregnes med de i Tabel 12 vistedosikoefficienter for sårindtag. Dosiskoeffcienterne angiver den samlede stråledosis tilpersonen over de efterfølgende 50 år efter indtaget, den såkaldte akkumulerede stråle-dosis. I Tabel 17 er vist den vurderede akkumulerede stråledosis for et sårindtag på0,1 g jord med den i Tabel 13 angivne aktivitetskoncentration i jord samt for de mestaktive Thule-partikler, der er fundet i jorden i Thule-området. Disse akkumuleredestråledoser kan betragtes som værende i den øverste ende af de mulige potentielle strå-ledoser efter en forurening af sår. Da sandsynligheden for at udsættes for mere end étsådant sårindtag i løbet af livet er ekstremt lille, er der i Tabel 17 også vist den gennem-snitlige årlige stråledosis svarende til de akkumulerede stråledoser. Dette er menings-fuldt, da den akkumulerede stråledosis fra plutonium-239 og americium-241 reelt vilvære fordelt nogenlunde jævnt over de efterfølgende 50 år på grund af de meget langeopholdstider af disse stoffer i kroppen.

4.5 Sammenfattende vurderingDe indikative stråledoser for de tre eksponeringsveje (indånding, spisning og sårindtag)er beskrevet nærmere i de foregående afsnit, og der er redegjort for de usikkerheder,begrænsninger og sandsynligheder, der er knyttet hertil. I Tabel 18 er der vist en over-sigt over de indikative stråledoser for de tre eksponeringsveje.Tabel 18. Indikative størrelsesordener af stråledosis som følge af radioaktivforurening af landjorden i Thule-området.EksponeringsvejIndåndingSpisningGennem sår0,1 g jordGennem sår~ 20�m partikelStråledosis pr. årmSv0,000.000.10,000.10,0010,1BemærkningerBaseret på måling på filtreBaseret på modeller forkvæg i uSASandsynlighed væsentligtmindre end 1 %Sandsynlighed væsentligtmindre end 1 %

Det er på denne baggrund SIS’ vurdering, at den samlede stråledosis til repræsentativepersoner i Thule-området fra plutonium-forureningen efter Thule-ulykken i 1968 selvunder ekstreme betingelser og forudsætninger er mindre end det anbefalede reference-niveau.I kapitel 3 er der i en række tabeller vist de relevante parameterværdier for alle 3 per-son-kategorier. I dette kapitel er der dog kun vist mellemregningerne og resultaternefor de beregnede stråledoser for voksne personer, men de angivne indikative størrelses-ordener af stråledoser dækker også person-kategorierne 10-årige og 1-årige. Vurderingaf den samlede stråledosis er således gældende for alle person-kategorier.Ovenstående vurdering kan også underbygges af følgende ekstreme eksempel, der ikkeer realistisk og derfor ikke vil kunne finde sted i praksis. Risø DTU har målt indholdetaf americium-241 i 56 prøver indsamlet i Narsaarsuk ved at støvsuge overfladejordenpå 1 m2[6]. Vægten efter foraskning af støvsugerposerne har varieret fra 1 g til mereend 400 g. Målingerne viste et indhold i to tilfælde på 30 Bq americium-241, derantages at stamme fra en eller flere Thule-partikler. Dette svarer til et indhold på ca.200 Bq plutonium-239 og er omfattet af vurderingen ovenfor af stråledosis eftersårindtag. I de øvrige tilfælde var indholdet i støvsugerposerne mindre end 3 Bq ameri-cium-241 svarende til ca. 20 Bq plutonium-239. Antages det, at et sådant indholdmålt i en støvsugerpose enten indåndes eller spises fuldstændigt, vil det med brug af detidligere specificerede dosiskoefficienter give en indåndingsdosis på 0,6 mSv og en dosisfra spisning på 0,05 mSv.

4.6 Tidligere målinger af plutoniumudskillelseStatens Institut for Strålebeskyttelse gennemførte i 1988 i samarbejde med Risø DTUmålinger af plutoniumudskillelsen hos personer, der på forskellige måder havde haftrelationer til Thule-ulykken i 1968 [36]. Målinger omfattede bl.a. indsamling ogmåling på urinprøver fra grønlandske fangere m.v., der havde deltaget i arbejdet pånedstyrtningsstedet eller havde boet i bebyggelsen Narsaarsuk.Den anvendte måleteknik i 1988 havde en detektionsgrænse på højest 0,000.2 Bq plu-tonium-239 pr. urinprøve. Dette svarede ifølge de daværende standard anbefalinger fraICRP for optag, fordeling og udskillelse af plutonium i kroppen til, at man i 1988skulle kunne erkende et indtag af plutonium-239 i 1968 ved indånding på 300 Bq.Der påvistes ved undersøgelsen i 1988 ikke plutonium i nogle af de undersøgte prøver,og det konkluderedes derfor, at dette tydede på, at et eventuelt indtag af plutoni-um-239 i 1968 hos de undersøgte personer havde været mindre end 300 Bq. Et sådantindtag af plutonium vurderedes i 1988 på basis af de samme ICRP-anbefalinger bereg-ningsmæssigt at kunne give en person en stråledosis på 20 mSv over de efterfølgende50 år (0,4 mSv/år).I afsnit 3.3.1 er der redegjort for, hvorledes indåndingsdoser i denne rapport beregnespå baggrund af specifikke oplysninger om Palomares-støv og de seneste anbefalinger fraICRP om fordeling og udskillelse af plutonium i kroppen. Disse oplysninger og anbe-falinger ville i dag være det bedste grundlag for vurdering af målinger af plutonium iurinprøver og kan derfor også på benyttes til vurdering af urinmålingerne fra 1988. Ensammenligning mellem vurderingen i 1988 og en tilsvarende vurdering i dag, der erforetaget med brug af beregningsprogrammet IMBA Professional Plus [31], er vist iTabel 19.

Tabel 19 viser, at det beregnede indtag af plutonium i dag og den resulterende stråledo-sis varierer med en faktor 2-3 sammenlignet med vurderingen i 1988 afhængigt af dentype materiale, der benyttes i beregningen. Dette er indenfor den overordnede usikker-hed i beregningerne og viser således, at den tidligere vurdering af betydningen af de i1988 gennemførte urinmålinger stadig er gældende.Indtag og stråledosis i Tabel 19 er beregnet under antagelse af et enkelt indtag 20 år førurinprøvemålingen. Antages indtaget derimod at være jævnt fordelt over de 20 år førprøvetagningen, giver beregningen for Palomares støv en daglig indtagelse af plutoni-um-239 på 0,05 Bq svarende til et samlet indtag over de 20 år på 300 Bq og en tilhø-rende samlet stråledosis på 8 mSv.

5 Forureninger ved andre ulykkerForureninger af landområder med våbenplutonium har fundet sted i forbindelse medproduktionen og afprøvningerne af kernevåben flere steder i verden samt i forbindelsemed ulykker under flyvning med operationsklare kernevåben. Forureningerne har med-ført risiko for plutoniumudsættelse af lokale befolkninger, og der er gennemført måle-programmer for vurdering af størrelsen af sådanne udsættelser. Måleprogrammerne hardannet baggrund for gennemførelse af oprydningsprogrammer, og til brug herfor harde relevante myndigheder fastsat referenceniveauer og heraf afledte oprydningskriteriereller acceptkriterier for brug af og beboelse i de forurenede områder. Som baggrundsin-formation og sammenligningsgrundlag med forureningen i Thule-området gennemgåsi korte træk situationen i Palomares i Spanien og i Maralinga i Australien, der begge påflere områder har lighedspunkter med Thule-forureningen.

I 1966 styrtede et amerikansk bombefly ned i Palomares efter sammenstød med ettankfly under brændstofpåfylning i luften. Flyet medbragte 4 kernevåben af sammetype, der var involveret i Thule-ulykken. De højeksplosive komponenter i 2 af bomber-ne detonerede og forurenede et 2,25 km2stort område omfattende bl.a. landbrugsarea-ler og byområder.Målinger umiddelbart efter ulykken indikerede koncentrationer af plutonium-239 ijorden fra 80 Bq/kg op til 8 kBq/kg [37]. Oprydning blev iværksat med det samme ogde 10 øverste cm jord af de mest forurenede områder, hvor overfladekoncentrationenoversteg 1,2 MBq/m2, blev fjernet og sendt til USA som radioaktivt affald. Efterføl-gende blev områder med overfladekoncentrationer over 0,12 MBq/m2vandet, dybde-pløjet og homogeniseret for at nedbringe forureningen til lavere koncentrationer [38].De efterfølgende undersøgelser i miljøet omkring Palomares har omfattet måling afkoncentrationen af plutonium-239 i luften på 4 lokaliteter dækkende nedslagstedernefor de to våben, et andet forurenet område samt selve byen Palomares. Fra 1966 til1995 blev den højeste årlige middelkoncentration på 440 �Bq/m3målt i 1967. Denstørste ugentlige middelkoncentration blev målt i marts 1967 og var på 11.000 �Bq/m3. Middelkoncentrationen over alle 30 år var 39 �Bq/m3i landbrugsområdet og 4�Bq/m3i byområdet. Stråledosis er beregnet på basis af de målte luftkoncentrationer afplutonium-239 og den beskrevne metode i afsnit 3.3.1 [39]. Den største stråledosis på0,054 mSv/år blev beregnet for landbrugsarbejdere i året 1967. Det samlede stråledosisfra indtag over alle 30 år blev beregnet til 0,21 mSv for landbrugsarbejdere og 0,037mSv for byboere svarende til en gennemsnitlig dosis pr. år på henholdsvis 0,007 mSv/år og 0,001 mSv/år.Luftmålingerne blev udført i områder, hvor overfladekoncentrationen af plutoni-um-239 varierede fra 0,12 til 1,2 MBq/m2. Det har derfor været muligt at estimereresuspensionsfaktoren for Palomares-ulykken ud fra sammenhængende målinger afoverfladekoncentration og luftkoncentration. Undersøgelserne indikerede, at resuspen-sionfaktoren initialt var omkring 10-7og efter et par måneder faldt den til 10-9og efteret par år lå omkring 10-10.I løbet af 90’erne ændredes brugen af Palomares-området væsentligt med mere højte-knologisk landbrug (drivhuse) og en betydelig udvikling i turismen med mange nyebygninger. Denne ændring i brugen af området, der medførte flytninger af store

mængder jord, kunne indebære en øget tilgængelig af den tilbageværende plutonium-forurening. I 2000 vurderede Research Center for Energy, Environment andTechnology i Spanien (CIEMAT), at den samlede plutoniummængde i de øverste 45cm jord i den såkaldte zone 2 udgjorde 2,9 TBq, og i 2003 etablerede de spanskemyndigheder kriterier (referenceniveauer) for brugen af de øverste 15 cm jord iPalomares. Kriterierne indebar, at ubegrænset brug af jorden kunne tillades, hvis detvurderedes, at den resulterende stråledosis ville være mindre end 1 mSv/år, delvis brugaf jorden og krav om yderligere undersøgelser, hvis stråledosis ville være omkring 1mSv/år, og forbud mod brug af jorden, hvis stråledosis ville være over 5 mSv/år. Påbasis af referenceniveauerne har de spanske myndigheder fastsat afledte jordkoncentra-tioner for plutonium-239 [40], se Tabel 20.Tabel 20. Kriterier for brug af jordområder i Palomares med tilhørendeafledte plutonium-239 jordkoncentrationer.Brug af jordområdeStråledosis pr. årmSv>5~1<1JordkoncentrationPu-239kBq/kg> 251 – 25<1

5.2 Maralinga, AustralienMellem 1955 og 1963 gennemførte Storbritannien i Maralinga, der er et øde område idet sydlige Australien, et afprøvningsprogram for kernevåben. Programmet omfattedebl.a. såkaldte ”mindre forsøg” med afbrænding og eksplosiv spredning af plutonium oguran i lighed med spredningen af plutonium ved de to flyulykker i Thule ogPalomares. Efter den britiske afvikling af forsøgsområdet fandtes stadig en betydeligforurening af området, der vurderedes at kunne udgøre en sundhedsmæssig risiko tilpotentielle beboere i landområdet, der ikke havde haft adgang til området i forsøgsperi-oden. Potentielle beboere forventedes at være grupper af de oprindelige beboere iAustralien, aboriginals, der lever et nomade-lignende liv uden fast bopæl.I 1993 igangsatte de australske myndigheder et rehabiliteringsprojekt for området, derbl.a. indebar fastsættelse af oprydningskriterier og fornyet opmåling af området.Oprydningskriterierne blev fastsat på basis af et referenceniveau på 5 mSv/år under for-udsætning af et konstant ophold i det forurenede område gennem hele året af de lokalebeboere og under hensyntagen til alle tre eksponeringsveje (indånding af ophvirvletstøv, spisning af forurenede fødevarer, forurening af sår) [41]. Oprydningskriteriernetog derfor hensyn til to hovedkrav. For det første krav til den maksimale koncentratio-nen af plutonium i overfladejord, der ville være tilgængelig for resuspension og indån-ding. Dette kriterium blev udtrykt i den målbare overfladeforurening af americi-

5.3 Sammenligning med Thule-forureningenVurdering af om der er behov for særlige kontrol eller beskyttelsesforanstaltninger i etlandområde, der er forurenet med radioaktive stoffer, afhænger i første omgang afniveauerne og udstrækningen af forureningen men i lige så høj grad også af den speci-fikke brug af og menneskers ophold i området sammenholdt med befolkningsmæssige,klimatiske og andre relevante forhold. Man kan derfor ikke umiddelbart sammenligneanvendte referenceniveauer og fastsatte afledte oprydningskriterier og kriterier for brugaf forurenede områder i forskellige lande. I det følgende er der dog foretaget en rentnumerisk sammenligning mellem de anvendte referenceniveauer og kriterier i hen-holdsvis Palomares og Maralinga og de foretagne undersøgelser i Thule.PalomaresForbud mod brug og ophold i de mest forurenede områder i Palomares er baseret på etreferenceniveau på 5 mSv/år. Ubegrænset brug af et forurenet område er i både Thule(denne rapport) og i Palomares baseret på, at stråledosis skal være mindre end et refe-renceniveau på 1 mSv/år.De anvendte afledte kriterier for jordkoncentrationen for plutonium-239 i de forurene-de områder på henholdsvis 25 kBq/kg for opholdsforbud og 1 kBq/kg for ubegrænsetbrug kan sammenlignes med det konservativt anslåede niveau for Narsaarsuk-områdetpå 1,8 kBq/kg (se Tabel 13).

6 konklusioner og anbefalinger6.1konklusionerRisø DTU har gennemført undersøgelser af forureningen på landjorden i Thule-området efter af det radioaktive indhold i fire kernevåben blev spredt i forbindelse mednedstyrtningen af et amerikansk bombefly i 1968. Resultatet af Risø DTU’s undersø-gelser er beskrevet i rapportenThule-2007 – Investigation of radioactive polution on landog omfatter målinger i Thule-området i 2003, 2006, 2007 og 2008.I denne rapport er der med udgangspunkt i Risø DTU’s undersøgelser foretaget envurdering af stråledoser og dermed af risikoen for personer som følge af den radioaktivelandforurening i Thule-området.I vurderingen af stråledoserne indgår en række konservative forudsætninger, antagelserog målinger, som alle er forbundet med betydelige usikkerheder. I flere tilfælde er derogså anvendt modeller baseret på erfaringerne fra andre forurenede områder i verden,der har klimatiske og andre forhold, der afviger fra forholdene i Thule-området. Deberegnede stråledoser er derfor forbundet med en betydelig usikkerhed, der altid måhave den nødvendige opmærksomhed, når resultaterne indgår i sammenligninger ogvurdering af risikoen ved at færdes i Thule-området. Af samme grunde er det valgt atangive de vurderede stråledoser i form af en indikativ størrelsesordenen, der gælder foralle personer, der måtte opholde sig i området, herunder for forskellige aldersgrupper.Sammenholdes de i denne rapport vurderede størrelsesordener af stråledoser med det afSIS anbefalede referenceniveau for forurening som følge af Thule-ulykken på 1 mSv/år,er de vurderede størrelsesordener af stråledosis for eksponeringsvejene indånding ogspisning mange størrelsesordener mindre end referenceniveauet (100.000 til 10 millio-ner gange mindre). For eksponeringsvejen sårindtag er størrelsesordenen af stråledosisen faktor 10 til 1.000 gange mindre, og denne er samtidig forbundet med en sandsyn-lighed, der vurderes at være væsentligt mindre end 1 %.Det er på denne baggrund SIS’ vurdering, at den samlede stråledosis til repræsentativepersoner i Thule-området fra plutonium-forureningen efter Thule-ulykken i 1968 selvunder ekstreme betingelser og forudsætninger er mindre end det anbefalede reference-niveau.

Vurderingen af stråledosis til repræsentative personer i Thule-området fra plutoni-um-forureningen er baseret på Risø DTU’s undersøgelser frem til og med 2008sammenholdt med den nuværende anvendelse af området. For at sikre at forudsæt-ningerne for denne vurdering fortsat er gældende, bør der med 5 -10 års mellem-rum gennemføres et tilpasset mindre måleprogam med henblik herpå.De vurderede stråledoser til repræsentative personer i Thule-området er væsentligmindre end det anbefalede Thule-referenceniveau, og der er derfor i et dosisover-vågningsperspektiv ikke behov for at gennemføre målinger af plutoniumindholdet ipersoner bosat i området på linje med de målinger, der blev gennemført i 1989 afudskillelsen af plutonium i urin fra tidligere beboere i Narsaarsuk.Opstår der planer for en ændret anvendelse af området, fx i form af planer omopførelse af bygningsværker eller andre installationer herunder et egentlig opholdeller beboelse i området, bør behovet for restriktioner for ophold m.m. i områdeteller for oprensende foranstaltninger tages op til fornyet vurdering som en del afdetailplanlægningen før sådanne planer realiseres.Foranstaltninger i form af skiltning eller afspærring af udvalgte områder fastsat afandre hensyn end strålebeskyttelsesmæssige vil ikke influere på SIS’ vurdering afden samlede stråledosis til repræsentative personer i Thule-området, herunder vur-dering af stråledosis til personer, der måtte opsætte eller vedligeholde en sådan skilt-ning eller afspærring.Oprensende foranstaltninger vil kunne give anledning til mulighed for ophvirvlingaf plutonium under gennemførelse af oprensningen og dermed mulighed for en for-øget stråleudsættelse af både personer, der udfører oprensningsarbejdet, og denlokale befolkning. Et oprensningsarbejde bør derfor i givet fald ikke besluttes ogiværksættes, før der er gennemført og taget hensyn til en fuldt dækkende strålebe-skyttelsesmæssig sikkerhedsvurdering af et sådant oprensningsprojekt.

7 Referenceliste1. U.S. Air Force, 1970. Project Crested Ice. USAF Nuclear Safety, 65, 1-97.2. Hanson, W.C., Plutonium in lichen communities of the Thule, Greenland regionduring the summer of 1968, Health Physics 22, 39-42, 1972.3. Nielsen, S.P. og Roos, P., 2006. Thule-2003 – Investigation of RadioactiveContamination. Risø-R-1549(EN). Forskningscenter Risø, Roskilde.4. Forskningscenter Risø, April 2007, Projektforslag Thule-2007 - Undersøgelse afradioaktiv forurening på landjorden.5. International Atomic Energy Agency (IAEA), 2008, International Peer Review ofthe Technical Content of the Project Proposal ”Thule-2007 - Investigations ofRadioactive Contamination on Land”.6. Nielsen, S.P. og Roos, P., 2011, Thule-2007 – Investigation of radioactive polutionon land. Risø-R-1781(EN).Risø DTU. http://www.risoe.dtu.dk/Knowledge_base/pub-lications/Reports/ris-r-1781.aspx7. JSA-EnviroStat, 2011, Spatial statistical analysis of contamination levels of241Amand239Pu at Thule, North-West Greenland, Gilleleje, Denmark. http://www.risoe.dtu.dk/Knowledge_base/publications/Reports/ris-r-1791.aspx8. International Commission on Radiological Protection, 2007, ICRP Publication 103,The 2007 Recommendations of the International Commission on RadiologicalProtection.9. Petersen D., Storm Boe U. og Persson B. 2007, Radon i Grønlandske Boliger,Greenland Survey 2005-1. Grønlands forundersøgelser, ASIAQ, Niras Greenland A/S.10. Nordiske strålebeskyttelsesmyndigheder, 2009, Recommendations for radon indwellings in the Nordic countries. http://www.sst.dk/publ/Publ2009/SIS/Radon/Nordic_radon_recommendations_15-09-2009.pdf11. Walsh, C. 2002, Calculation of Resuspension Doses from Emergency Response,National Radiological Protection Board UK, NRPB-W1 2002 http://www.hpa.org.uk/web/HPAwebFile/HPAweb_C/119494742039112. International Commission on Radiological Protection 1995, ICRP Publication 71,Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 4Inhalation Dose Coefficients.13. Roos, P., Outola I., Nygren U., Ramebäck H. and Sidhu. R., 2010, Assessment ofweathering and leaching rates of Thule hot particles, Nordic nuclear safety research,NKS-215, 2010. http://www.nks.org/download/nks215_e.pdf14. Lind O.C., Salbu B., Janssens K., Proost K., García-León M. and Garsía-TenorioR., 2007, Characterization of U/Pu particles originating from the nuclear weapon acci-dents at Palomares, Spain, 1966 and Thule, Greenland, 1968, Science of the TotalEnvironment 376 (2007) 294-305.

15. Stradling G.N. and 13 others, 1996, Dose Coefficients and Assessment of Intakeafter Inhalation of Contaminated Dusts at Palomares. Report NRPB-M692, NationalRadiological Protection Board UK, 1996.16. ICRP Supporting Guidance 3, 2002: Guide for the Practical Application of theHuman Respiratory Tract Model. Ann ICRP 32: l-2, 2002.17. Bjerregaard, P. og Dahl Petersen, I.K., 2011, Sundhedsundersøgelsen i Avanersuaq2010, SIF’s Grønlandsskrifter nr. 23, Statens Institut for Folkesundhed, 2011.18. Personlig oplysning, P. Bjerregaard 2011, Statens Institut for Folkesundhed.19. Cuyler C. og Nymand J., 2011, Rådgivning for fangst på rensdyr for efteråret2011/vinteren 2012, Grønlands Naturinstitut, 2011.20. Cuyler C. og Nymand J., 2011, Rådgivning for fangst på moskus for efteråret2011/vinteren 2012, Grønlands Naturinstitut, 2011.21. Pinder J.E., McLeod K.W., Adriano D.C., Corey J.C. and Boni A.L., 1990,Atmospheric deposition, resuspension, and root uptake of Pu in corn and other grain-producing agroecosystems near a nuclear fuel facility, Health Physics 59 (6), 853-867,1990.22. IAEA Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transferin Terrestrial and Freshwater Environments, 2010, Technical Reports Series no. 472,2010.23. Gilbert R.O., Engell D.W. and Anspaugh L.R., 1980, Transfer of aged239+240Pu,238Pu,241Am and137Cs to cattle grazing in a contaminated arid environment, Science ofthe Total Environment, 85, 53-82, 1980.24. Gilbert R.O., Engell D.W., Smith D.D., Shinn J.H., Anspaugh L.R. and EiseleG.R., 1988, Transfer of aged Pu to cattle grazing in a contaminated environment,Health Physics 54 (3), 323-335, 1988.25. Eakins J.D., lally A.E., Cambray R.S., Kilworth D., Morrison R.T. and PrartleyF.,1988, Plutonium in Sheep Faeces as an Indicator of Deposition on Vegatation,Journal of Environmental radioactiviry 1, 87-105, 1988.26. Personlig oplysning, 2011 S. P. Nielsen, Risø DTU.27. Deautch B., Dyerberg J., Pedersen H.S., Aschlund E. and, Hansen J.C., 2007,Traditional and modern Greenlandic food – Dietary composition, nutrients and conta-minants, Science of the Total Environment, 384, 106-119, 2007.28. Personlig oplysning, 2011, P. Bjerregaard, Statens Institut for Folkesundhed.29. Haywood S.M. and Smith J., 1990, Assessment of the Potential radiologicalImpact of Residual Contamination in the Maralinga and Emu Areas, reportNRPB-R237, National Radiological Protection Board, UK, 1990.

30. National Council for Radiation protection and Measurement, NCRP Report No.156, 2006, Development of a Biokinetic Model for Radionuclide-ContaminatedWounds and Procedures for Their Assessment, Dosimetry and Treatment, 200631. Health Protection Agency, 2010, Integrated Modules for Bioassay Analysis (IMBA)Professional Plus, version 4.1.5, 2010.32. Holm E., Gwynn J., Zaborska A., Gäfvert T., Roos, P. and Heinricsson F., 2010,Hair and feathers as indicator of internal contamination of210Po and210Pb, Nordicnuclear safety research, NKS-217, 2010.33. Personlig oplysning, 2011, Sven P. Nielsen, Risø DTU.34. Dahlgaard H., Eriksson M., Ilus E., Ryan T., McMahon C.A. and Nielsen S.P.,2001, Plutonium in the marine environment at Thule, NW-Greenland after a nuclearweapons accident. In: ”Plutonium in the environment”, Ed. Kudo A., Elsevier, Oxford,UK, 15-30, 2001.35. AMAP, 1998. AMAP Assessment Report: Arctic Pollution Issues. ArcticMonitoring and Assessment Programme (AMAP), Oslo, Norway. http://www.amap.no/36. Statens Institut for Strålebeskyttelse, 1988, Plutoniumudskillelse hos tidligereThule-arbejdere, Addendum 1989.37. Iranza E., Sakvador S. and Iranzo C.E., 1987, Air concentration of239Pu and240Puand Potential Radiation Doses to Persons Living Near Pu-Contaminated Areas inPalomares, Spain. Health Physics 52 (4), 453-462, 1987.38. International Commission on Radiological Protection, 2009, ICRP Publication111, Application of the Commission’s Recommendations to the Protection of PeopleLiving in Long-term Contaminated Areas after a Nuclear Accident or a RadiationEmergency.39. Espinosa A., Aragon A., Stradling N, Hodgson A., and Birchall A., 1998,Assessment of doses to adult members of the public in Palomares from inhalation ofplutonium and americium. Radiation Protection Dosimetry 79 (1), 161-164, 1998.40. European Commission, 2010, Art. 35 Technical Report – ES-10/1, Plutoniumcontaminated sites in the Palomares region, Spain, 2010.41. Cooper M.B., Williams L.J., Harries J.R., 1997, Plutonium Contamination atMaralinga: Clean-Up Criteriea and Verification Monitoring, Proc. Sixth Intl. Conf. onRadioactive Waste Management and Environmental Remediation, American Society ofMechanical Engineers, 679-683, 1997.