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ISSN : 1738-1894(Print)
ISSN : 2288-5471(Online)
Journal of Nuclear Fuel Cycle and Waste Technology Vol.16 No.4 pp.441-454
DOI : https://doi.org/10.7733/jnfcwt.2018.16.4.441

Screening Assessment of Radiological Effect From Clearance of Decommissioning Concrete Waste Based Upon Recycling Framework of Construction Waste in Korea

Kun-Su Lim, Jae Hak Cheong*, Joo Ho Whang
Kyung Hee University, 1732 Deokyoung-daero, Giheung-gu, Yongin-Si, Gyeonggi-do, Republic of Korea
Corresponding Author. Jae Hak Cheong, Kyung Hee University, E-mail: jhcheong@khu.ac.kr, Tel: +82-31-201-3689
June 14, 2018 July 18, 2018 September 17, 2018

Abstract


Since the permanent shutdown of Kori Unit 1 in 2017, a full-scale decommissioning project for a commercial nuclear reactor has been approaching. It is estimated that about 160,000 t of low-activity concrete waste will be produced from decommissioning of one unit of this commercial nuclear power reactor. Accordingly, it is necessary to review whether the effectiveness of the current regulatory framework for clearance waste (i.e. waste stream that meets activity concentration guidelines or dose criteria for clearance set forth in NSSC Notice No. 2017-65) can be maintained for the clearance of a bulk amount of concrete waste. In this regard, the IAEA SRS No. 44, which was used as a basis for revision of the Korean clearance regulations, is thoroughly analyzed and the radiological effects from four different clearance scenarios, along with input values and parameters derived from industrial practices in Korea, were evaluated. Though it is shown that the maximum annual dose from most recycling scenarios will be less than the clearance dose criterion for the normal scenario (i.e. an order of magnitude of 0.01 mSv·y-1), the radiation dose, estimated with conservative assumptions for the banking scenario, may exceed the above clearance dose criteria. Therefore, for safe and sustainable clearance of the bulk amount of concrete waste, it is required to diversify the concrete waste processors, perform more detailed site-specific assessment, and apply limiting conditions to the banking scenario.



국내 건설폐기물 재활용 체계를 반영한 해체 콘크리트 폐기물 자체처분 방사선 영향 예비평가

임 근수, 정 재학*, 황 주호
경희대학교, 경기도 용인시 기흥구 덕영대로 1732

초록


2017년 고리 1 호기 영구정지를 계기로 국내 원자력발전소의 해체가 점차 가시화되고 있다. 앞으로 원전 해체가 본격적으로 추진될 경우 원전 1기 당 약 16만 t의 콘크리트 폐기물이 발생될 것으로 예측되었으며, 이들 콘크리트 폐기물은 대부분 오염 준위가 매우 낮아 자체처분 대상으로 고려될 수 있다. 따라서, 국내 자체처분 폐기물(원자력안전위원회 고시 2017-65호에 따른 자체처분 허용농도 또는 자체처분 허용선량을 만족하는 폐기물)에 대한 현행 규제체계가 대량의 콘크리트 폐기물에 대 한 무제한적 자체처분에 대해서도 유효성을 유지할 수 있는지를 사전에 확인할 필요가 있다. 이와 관련, 국내 자체처분 규정 개발 시 참조기준인 IAEA SRS No. 44를 심층분석하고, 국내 산업계 현황을 반영한 입력값과 계산식을 이용하여 4가지 자체 처분 시나리오에 대한 예상 피폭방사선량을 평가하였다. 그 결과, 재활용 시나리오에 대한 예상선량은 대부분 정상 시나리 오에 대한 자체처분 선량 기준(즉, 0.01 mSv·y-1)보다 낮은 것으로 평가되었으나, 성토 후 거주 시나리오의 경우 보수적인 가 정을 적용하면 자체처분 선량 기준을 초과할 가능성도 배제할 수 없는 것으로 나타났다. 따라서, 대량의 해체 콘크리트 폐기 물의 안전하고 지속가능한 자체처분을 위해서는 폐기물 처리업체 다변화, 성토 시나리오에 대한 보다 구체적인 평가, 성토 를 통한 자체처분에 대한 부분적 제한조건 설정 등을 고려할 수 있다.



    Nuclear Safety and Security Commission
    1605008
    © Korean Radioactive Waste Society. All rights reserved.

    This is an Open-Access article distributed under the terms of the Creative Commons Attribution Non-Commercial License (http://creativecommons.org/licenses/by-nc/3.0) which permits unrestricted non-commercial use, distribution, and reproduction in any medium, provided the original work is properly cited.

    1. 서론

    원자력발전소의 해체 과정에서 다양한 종류의 폐기물이 발생되며, Table 1에 제시한 바와 같이 각종 건물 건축재나 구조재로 사용되었던 콘크리트 폐기물의 수량이 전체 해체 폐기물에서 차지하는 비율이 가장 크고 또한 콘크리트 폐기 물의 대부분은 그 방사능 준위가 매우 낮은 수준으로 알려져 있다. 따라서, 원전의 해체 중에 발생되는 콘크리트 폐기물은 대부분 자체처분 개념에 따라 원자력안전법령의 규제로부터 제외하여 관리할 수 있을 것으로 예상된다[1-5].

    국내 원자력시설의 운영 또는 해체 과정에서도 콘크리 트 폐기물이 발생된 사례가 있으며, 그 수량은 발전용원자 로의 해체 과정에서 발생되는 콘크리트 폐기물의 수량에 비 해 미미한 수준이다. 일부 콘크리트 폐기물은 원자력안전 법령에 따라 핵종별 자체처분 허용농도 또는 허용선량(즉, 1 mSv·y-1 및 1 man·Sv·y-1 이하)을 만족하는 경우, 원자력 안전법령의 규제에서 제외하여 비방사성폐기물로 간주하여 자체처분 되었다[5]. 지금까지 국내 콘크리트 폐기물의 자체 처분 적합성은 주로 도로건설 또는 매립 시나리오를 가정하 여 예상되는 방사선영향을 평가하고 자체처분 허용선량과 비교를 통해 결정되었다[4]. 그러나 지금까지 원자력시설에 서 발생된 콘크리트 폐기물의 자체처분과 관련하여, 자체처 분 이후 어떤 법령에 따라 실제로 어떻게 관리되는지에 대한 구체적인 검토와 이를 평가 모델 및 시나리오에 반영한 구체 적인 연구결과는 보고되지 않았으며, 이에 따라 콘크리트 폐 기물의 자체처분에 따른 방사선영향 평가결과가 확실치 아 니하다고 볼 수 있다.

    한편, 원자력안전위원회 고시 제2017-65호(방사성폐기 물 분류 및 자체처분 기준에 관한 규정)에 규정된 국내 방 사성폐기물 자체처분 허용농도는 대부분 국제원자력기구 (IAEA) 일반안전기준 GSR Part 3 및 IAEA 안전지침 RS-G- 1.7에 근거해 도입되었으며, 핵종별 허용농도를 유도하는 세 부 방법론은 IAEA 안전보고서 SRS No. 44에 구체적으로 제 시되어 있다[5-8]. IAEA 안전보고서 SRS No. 44의 평가모델 은 보수성에 기반한 일반모델(Generic model)로서 콘크리 트 폐기물의 자체처분과 같이 세부 시나리오에 대한 구체적 인 평가에는 한계가 있다[8]. 또한 SRS No. 44에서는 자체처 분 폐기물의 물량을 78 t (금속 주조공장) 또는 45,000 t (매 립장)으로 고려하였고, 정상시나리오(Normal scenario; 사 실적인 가정과 변수를 적용하여 일반인에 대한 유효선량이 10 μSv·y-1 이내로 유지될 수 있는지 평가하기 위하여 설정된 시나리오)에 대한 희석계수를 0.002-1 범위로 가정하고 있는 것으로 나타났다(Table 2 참조).

    2017년 6월 고리1호기가 영구정지되고 2018년 6월 월성 1호기의 영구정지 계획이 발표된 이후 앞으로 국내 원전의 순차적인 영구정지 및 해체가 이어질 것이며, 이에 따라 원전 해체 콘크리트 폐기물의 발생·누적량 또한 지속적으로 증 가될 것으로 예상된다. 그러나 앞으로 국내 해체 콘크리트 폐기물의 실제 발생량 및 자체처분 수량, 자체처분 시나리 오, 자체처분 후 유통과정에서 예상되는 희석계수 등이 IAEA SRS No. 44의 가정 사항 및 입력변수에 내재된 보수성의 범 위 내에서 유지될 수 있는지 여부에 대한 구체적인 연구는 아 직까지 수행된 바 없다.

    따라서, 이 논문에서는 국내 원전의 해체 예상일정을 고려 하여 해체 콘크리트 폐기물의 연도별 발생량을 예측하고, 관 련 법령 및 국내 산업계의 실제 관행에 기초하여 자체 처분된 해체폐기물의 유통 시나리오를 도출한 후, 콘크리트 폐기물의 자체처분에 따른 예상 방사선영향을 평가하였다. 또한 이를 통해, IAEA SRS No. 44에 근거해 수립된 현행 국내 자체처분 규제체계가 앞으로 예상되는 대량의 해체 콘크리트 폐기물 자 체처분에 대해서도 그 유효성을 유지할 수 있는지 여부를 정 량적으로 평가하고, 이와 함께 대량 해체폐기물의 자체처분의 안전성을 향상시킬 수 있는 방안을 제시하고자 한다.

    2. 방법론

    2.1 해체 콘크리트 폐기물 발생량 예측

    2017년 12월 확정된 제8차 전력수급기본계획에 제시된 원전의 건설 및 폐지 일정에 기초하여, 국내 원전 총 30기 (건설, 운영 및 영구정지 중 원전 포함)의 해체 과정에서 발 생될 것으로 예상되는 콘크리트 폐기물의 수량 및 시점을 산 출하였다[9]. 각 원전의 설계수명은 신고리3∼6호기 및 신한 울1,2호기의 경우 60년, 기타 가압경수로는 40년, 가압중수 로는 30년으로 가정하고 설계수명 종료 후 계속운전은 고려 하지 않았다. 원전의 해체전략 및 일정은 현재 고리1호기에 적용될 예정인 즉시철거(즉, 영구정지 후 5년의 과도기 상태 를 거쳐 이후 10년 동안 해체 완료)를 일률적으로 가정하였 고, 자체처분 대상 해체 콘크리트 폐기물은 10년간의 해체기 간 중 매년 동일한 수량씩 발생되고 해당 년도에 모두 자체 처분 되는 것으로 가정하였다.

    원전별 자체처분 콘크리트 폐기물 발생량은 수식 (1)과 같이 NUREG-1640 보고서에 제시된 원자로 출력에 따른 근 사식을 이용하여 계산하였다[3]. 수식 (1)은 원래 NUREG -1640 보고서에 제시된 원자로 전기출력에 따른 금속폐기물 발생량을 보정하기 위한 수식이며, 이 논문에서는 해당 관 계식을 콘크리트 폐기물에 대해서도 적용 가능하다고 가정 하였다.

    M = M r ( P P r ) 2 3
    (1)

    여기서, M = 평가대상 원자로의 콘크리트 폐기물 발생량 (t), Mr = NUREG-1640 보고서에 제시된 1,000 MWe급 참 조 원자로의 비오염 또는 자체처분 대상 콘크리트 폐기물 발 생량(179,397 t), P = 평가대상 원자로의 전기출력(MWe), Pr = 참조 원자로의 전기출력(1,000 MWe).

    위와 같은 방법으로 계산된 국내 원전의 해체에 따른 연 도별 자체처분 대상 콘크리트 폐기물 발생량 예측 결과는 Fig. 1과 같다.

    즉, 국내 원전의 해체 콘크리트 폐기물은 고리1호기의 본격적인 해체가 시작될 것으로 예상되는 2022년부터 발생 될 것이고, 연도별 발생량은 12,577∼159,911 t 범위가 될 것 이며, 2033∼2036년 기간 중 연간 해체 콘크리트 폐기물의 발생량이 최대값(159,911 t)을 보일 것으로 예측되었다.

    이 논문에서는 각 원전이 소속된 행정구역(즉, 광역 지자 체) 내에서 자체처분 콘크리트가 유통이 될 것이라 가정하 고, 자체처분 콘크리트 폐기물의 연간 발생량을 원전이 소재 한 각 지자체별로 평가하였다. 그 결과, 지자체 별 해체 콘크 리트 폐기물 연간 발생량 최대값은 89,804 t (2088∼2090년 울산광역시)로 예측되었으며, 이는 울산광역시 소재 신고리 3∼6호기의 해체로 인한 것이다. 한편, 원전 소재 지자체의 연도별 해체폐기물 발생량 추이는 Fig. 2에 도시한 바와 같다.

    2.2 해체 콘크리트 폐기물의 자체처분 후 유통 경로 및 희석효과 분석

    해체 콘크리트 폐기물의 자체처분에 따른 방사선영향 을 보다 사실적으로 예측하기 위하여, 관련 법령과 통계분 석을 통하여 콘크리트 폐기물의 자체처분 후 유통경로를 분 석하였다. 원자력안전법에 규정된 절차에 따라 일단 자체처 분 된 해체 콘크리트 폐기물은 더 이상 원자력안전법령에 따 른 규제를 받지 않게 되며, 해체 공사에서 발생되는 대량의 콘크리트 페기물은 환경부에서 주관하는 건설산업기본법건설폐기물의 재활용촉진에 관한 법률에 따라 “건설 폐기물(Construction waste)”로 정의된다[10]. 전국에서 발 생된 콘크리트 건축폐기물은 2016년 기준 연간 약 4천7백만 t에 달하며, 각 지자체별 수거 및 재활용 물량은 Table 3과 같다.

    정부는 관련 법률에 따라 건설폐기물을 친환경적으로 적 절하게 처리하고 재활용을 촉진하기 위한 정책을 적극적으 로 펼치고 있으며, 보다 구체적인 사항은 건설폐기물재활 용기본계획에 포함해 시행하고 있다. 이에 따라 해체 콘 크리트 폐기물은 실제로 거의 대부분(99.999%)“순환골재” 로 재활용되고 있다[11,12]. 콘크리트 폐기물의 실제 재활용 용도는 Table 4와 같이 성토(Banking) 및 복토(Covering), 도로건설(Roadbed 및 Subbase course) 등으로 요약할 수 있 으며, 실제로 콘크리트 폐기물이 폐기물 매립장에 매립 처분 되는 비율은 0.001%로 매우 미미함을 알 수 있다[12].

    각 원전에서 발생된 해체 콘크리트 폐기물은 원거리 운 반 시 많은 운반비용이 소요되므로 전국적으로 유통되기보 다 해당 지자체 내에서 순환골재로 처리·가공 후 재활용될 가능성이 크다고 할 수 있다. 원전 해체 시 발생되는 자체처 분 대상 콘크리트 폐기물이 같은 기간 동안 해당 지자체 내 의 일반 건축물 등 철거과정에서 발생되는 콘크리트 건축폐 기물과 균일하게 혼합된 후 성토, 복토 및 도로건설 등에 전 량 재활용된다고 가정하면, 예상되는 희석계수는 수식 (2)를 이용하여 계산할 수 있고 이와 같이 계산된 광역지자체 별 연 도별 희석계수 변화추이는 Fig. 3과 같다.

    D F = A D C A D C + A G C
    (2)

    여기서, ADC = 특정 지자체 관할 지역 원전에서 연간 발 생되는 해체 콘크리트 폐기물의 총량 최대값(t·y-1), AGC = 특 정 지자체에서 연간 발생되는 일반 콘크리트 건축폐기물의 총량(t·y-1; 2016년 기준).

    이러한 가정 하에서 계산된 희석계수의 지역별 최대값은 울산 0.0597, 전라남도 0.0385, 경상북도 0.0215, 부산 0.0209으로, 2088~2090년 기간 중 울산 지역에서 해체 콘 크리트 폐기물이 가장 큰 희석계수를 보여줄 것으로 예측되 었다. 그러나 원전의 해체 중 발생된 콘크리트 폐기물이 해 당 광역자치단체 내에서 해당 년도에 발생된 일반 콘크리트 건설폐기물과 균일하게 혼합된다는 가정은 이상적이라고 할 수 있다. 또한, 각 지자체 별로 발생되고 있는 폐콘크리트 건 축폐기물의 수량에 비해서 해체 콘크리트 폐기물의 수량이 상대적으로 적으므로, 원전에서 발생된 콘크리트 폐기물이 모두 같은 지역 내의 단일 처리시설에서 순환골재로 가공되 고 단일 도로의 건설 또는 단일 지역의 성토 및 단일 매립장 의 복토로 재활용되는 보수적인 시나리오(이 경우 희석계수 는“1”)도 완전하게 배제할 수는 없을 것으로 판단된다. 따 라서, 이 논문에서는 실제 국내 콘크리트 건설폐기물 재활 용 통계자료에 근거하여 해체 콘크리트 폐기물의 자체처분 에 따른 희석계수를 0.0597∼1 범위로 가정하여 해체 콘크 리트 폐기물 재활용에 따른 방사선영향을 평가하였다. 이러 한 접근방법은 Table 2에 제시된 IAEA SRS No. 44에서 가 정한 희석계수(0.002~1)에 비해서 상대적으로 보수적이라 고 할 수 있다.

    2.3 자체처분 시나리오 수립

    이 논문에서는 국내외 방사화 콘크리트 해체 사례연구에 서 주요 핵종으로 보고된 바 있는 60Co, 152Eu 및 154Eu을 고려 대상 핵종으로 우선 선정하였다[13,14]. 또한, 국내 연구용원 자로 실제 해체사례에서 운영 중 오염 콘크리트에 존재할 수 있는 것으로 보고된 60Co와 137Cs를 평가대상 핵종으로서 추 가로 고려하였다[4]. 이에 따라, 이 논문에서는 60Co (반감기 5.27년), 137Cs (반감기 30.17년), 152Eu (반감기 13.54년) 및 154Eu (반감기 8.59년)와 같이 총 4가지 방사성핵종을 평가대 상으로 선정하였다. 한편, 이들 방사성핵종의 초기 방사능농 도는 모두 국내 원자력안전법령에 규정된 자체처분 허용농 도인 0.1 Bq·g-1으로 가정하였다[5].

    한편, IAEA SRS No. 44에 따르면 위와 같이 선정된 4가 지 방사성핵종의 경우 지하수 이동에 따른 단위 방사능농도 당 피폭방사선량이 0∼2.2×10-11μSv·y-1 per Bq·g-1 범위로 매우 낮은 결과를 보여주고 있다[8], 따라서, 이 논문에서는 위 4가지 핵종의 지하수의 유출 및 이동에 따른 피폭경로는 고려하지 않았다.

    이 논문에서는 국내 건설폐기물 재활용 통계에 근거하 여 Fig. 4에 도시한 바와 같이 자체처분 대상 콘크리트 폐기 물을 순환골재로 가공하는 공통과정을 거치며, 가공된 자체 처분 콘크리트 폐기물을 성토에 이용한 후 거주, 매립장 복 토 후 거주, 도로공사(순환골재 사용 깊이에 따라 노체와 도 로보조기층 두 가지로 구분) 후 보행하는 4가지 재활용 시나 리오를 수립하였다.

    Fig. 4에 제시된 해체 콘크리트 폐기물 자체처분 시나 리오에 기초하여 가능한 국내 법령과 산업계의 관행(예; 고 용노동부의 오염물질 노출기준, 국토교통부의 건설공사품셈 등)을 반영하여 입력변수의 값을 확정하였다[15,16]. 희석계 수의 경우 0.0597 (현실적인 평가) 또는 1 (보수적인 평가)의 두 가지 사례를 고려하였다.

    2.3.1 시나리오 간 공통 피폭자의 입력값.

    피폭자 A∼E에 대해서는 현행 자체처분 규제체계에 따라 자체처 분이 허용된 콘크리트를 재생골재 가공 플랜트로 이송하여 처분하는 것을 고려하여 가공이 완료되기 전까지의 과정에 참여하는 작업자에 대하여 희석계수“1”을 적용하였다. 또 한 폐콘크리트의 분진농도는 고용노동부고시 제2018-24호 (화학물질 및 물리적 인자의 노출기준)에서 제시하는 물질 의 농도 중 가장 유사한 물성을 지닌 석회석의 노출기준(10 mg·m-3)을 준용하였다[15]. 피폭자별 작업시간 계산방법은 아래와 같다.

    - 피폭자 A : 해당 피폭자는 기계(로더)를 이용하여 자체 처분 대상 폐기물로 분류된 폐콘크리트를 트럭에 상차 하는 상차 작업자이다. 회당 상차 수량으로 국내 표준 품셈에서 권고하는 로더의 규격인 3.5 m3를 적용하였 고, 회당 소요시간은 5분으로 가정하였다[16]. 또한 폐 콘크리트의 밀도는 국내에서 통상적으로 적용되는 값 인 1.6 g·cm-3로 가정하였으며, 따라서 자체처분 콘크 리트 89,804 t을 상차하는 데에 필요한 시간은 수식 (3) 을 이용하여 계산할 수 있다[17].

    X 1 = Q ( L × ρ ) × T A
    (3)

    여기서, Q는 이 논문에서 정의된 자체처분 콘크리트의 물량(= 89,804 t), L은 기계의 회당 작업량(= 3.5 m3/회), ρ는 자체처분 콘크리트의 밀도(= 1.6 g·cm-3), TA는 회당 작업시 간(= 5/60 h/회)이며, X1은 결과값인 연간 작업시간(h·y-1)이 다. 이에 따라, 피폭자 A의 경우 연간 1,337 시간 피폭될 수 있는 것으로 계산되었다.

    - 피폭자 B : 해당 피폭자는 25 t 트럭을 운전하는 운전종 사자로 가정하였다. 대부분의 대형 트럭은 폐기물의 운 반 및 적하작업까지 차량 내에서 모두 조작이 가능하므 로 운반 소요시간 외에 1회 운반 시 0.8분의 적하시간 을 추가하고, 섭취 및 흡입에 따른 피폭이 없다고 가정 하였다[16]. 차량의 운송거리는 원전에서 가상적인 골 재 재활용 공장까지의 거리 100 km로 가정하였고, 트 럭의 평균 운행속도를 30 km·h-1로 가정하여 소요될 것 으로 예상되는 시간을 수식 (4)를 이용하여 계산하였다.

    X 2 = Q n × ( D V + Z )
    (4)

    여기서, n은 트럭의 적재량(= 25 t/회), D는 운송 거리(= 100 km/회), V는 차량의 속도(= 30 km·h-1), Z = 폐기물 적 하시간(= 0.8분/회 또는 0.0133 h/회), X2는 총 소요시간으 로 12,048 h·y-1으로 계산된다. 그러나 국내 운송업자에 대한 연간 권장 작업시간이 1,400시간이고, 콘크리트 폐기물 운반 후 복귀시간을 반영하면 1인당 방사선피폭을 수반할 수 있는 작업시간은 실질적으로 700 h·y-1 이내로 제한된다[17]. 이에 따라 17대의 트럭이 동시에 운영된다고 가정함으로써 연간 운전종사자의 작업시간을 700 h·y-1로 상정하였다.

    - 피폭자 C : 피폭자 C는 건설폐기물 재활용 공장에서 종 사하는 작업자를 대표한다. 국내 건설폐기물 재활용 공 장은 대부분 60~300 t·h-1 범위에서 다양한 처리용량을 가지고 있는 것으로 알려져 있으며, 이 논문에서는 평균 적인 처리용량(129 t·h-1)을 선정하여 평가에 적용하였 다[18]. 연간 89,804 t의 콘크리트 폐기물을 처리하는데 697 t·y-1가 소요되는 것으로 가정하였다.

    - 피폭자 D : 피폭자 D는 가공된 자체처분 콘크리트 폐 기물을 기계로 트럭에 싣는 상차 작업자이다. 이에 따 라 피폭자 A와 동일한 작업방식과 장비의 제원을 가정 하였다[16]. 또한, 국내 연구로 해체 사례, NUREG-1640 보고서 둥에 근거하여 가공작업 후 순환골재의 밀도 증 가(가공 후 순환골재 밀도 ρ를 약 2.0 g·cm-3로 적용) 현 상을 반영하였다[3,4]. 수식 (3)을 이용하여 계산된 연간 작업시간은 1,070 h·y-1이다.

    - 피폭자 E : 피폭자 B와 동일하게 25 t 트럭을 이용하여 가공된 재생골재를 각 공사현장으로 운반하는 운전종 사자를 가정하였다. 트럭의 최대 적재량인 25 t을 만재 한 상태로 운행한다는 가정을 하였고, 따라서 피폭자 B와 동일하게 방사선피폭이 가능한 연간 작업시간을 700 h·y-1로 상정하였다.

    2.3.2 시나리오 별 개별 피폭자의 입력값.

    이 논문에 서는 각 시나리오별 피폭자를 F∼L까지 설정하고 각 피폭자 의 예상 피폭방사선량을 RESRAD-ONSITE 7.2를 이용하여 계산하였다. 또한 이 논문에서는 특정 지역을 가정하지 않고 일반적인 평가를 전제로 하였으며, 따라서 부지특성 관련 각 종 입력변수는 대부분 RESRAD-ONSITE 7.2의 기본값을 적 용하였다. 호흡률은 보수적 평가를 위해 1.2 m3·h-1(=10,512 m3·y-1)로 가정하였고, 분진의 농도는 국내 노출기준인 0.01 g·m-3로 가정하였다[15]. 피폭자별로 상이하게 적용한 입력 값은 아래와 같다.

    - 피폭자 F : 건축물 건설을 목적으로 한 성토작업 현장 에서 소형 기계식 롤러를 이용하여 성토작업을 수행하 는 작업자를 가정하였다. 일반적인 건설현장에서의 성 토층 두께로 0.6 m를 고려하였고, 표준품셈에서 고려 하는 단위체적 당 작업시간을 0.47 h/100 m3으로 가정 하였다[16]. 연간 작업시간은 수식 (5)를 이용하여 계산 할 수 있다.

    X 3 = Q ρ × H w
    (5)

    여기서, Hw는 단위 체적당 작업시간 (= 0.47 h/100 m3), ρ는 재활용 골재의 밀도(= 2.0 g·cm-3)이므로, 총 작업시간 은 연간 211시간으로 계산되었다. RESRAD-ONSITE 입력자 료로 필요한 실외 거주비율(Outdoor fraction) TL은 다음 수 식을 이용하여 계산하였다.

    T L = ( 8760 h ) X 3
    (6)

    여기서, 8760은 1년을 시간단위로 환산한 값이다. 수식 (6)을 이용하여 계산된 실외 거주비율은 0.024이고 모든 성 토 작업은 실외에서 이루어지므로 실내 거주비율(Indoor fraction)은 0으로 가정하였다.

    - 피폭자 G : 성토 후 건축된 콘크리트 건축물에 거주하 는 일반인을 대표한다. 콘크리트 건축물에 의한 차폐계 수로는 0.29를 적용하였다[19]. 거주자가 1/3은 실내에 서 생활하고, 1/3은 실외에서 체류하며, 나머지 1/3은 외지에서 근무한다고 가정하여 실내 거주비율을 0.33, 실외 거주비율을 0.33로 설정하였다. 섭취피폭에 있어 서 식품의 섭취를 고려할 수도 있으나, 국내 법률(농지 법)에 따라 재생골재 성토에서의 농업활동은 불가하므 로 이를 배제하였다[20].

    - 피폭자 H : 피폭자 H는 매립장의 최종복토에 재생골 재를 사용하는 경우 최종복토 작업자를 대표한다. 최 종복토는 폐기물관리법 시행령에 따라 여러 층으로 구 성되며, 그 중 배수층 조성에 재생골재를 이용할 수 있 다[21]. 이에 따라 평가대상인 배수층(자체처분 콘크리 트가 이용되는 층)의 두께는 0.3 m, 배수층 상부에는 0.6 m 두께의 식생대층(일반 식물이 자랄 수 있는 층) 이 차폐기능을 수행하는 것으로 가정하였다[21]. 작업 시간을 계산하기 위하여 수식 (5)를 이용하였고, 단위 체적 당 작업시간 Hw (= 0.43 h/100 m3)은 수식 (5)에서 와 동일하게 가정하였다. 이에 따라 피폭자 H는 191시 간을 외부에서 작업하는 것으로 계산되었고, 수식 (6) 을 적용하여 실외 거주비율 0.022, 실내 거주비율은 0 으로 가정하였다.

    - 피폭자 I : 매립장에서 최종복토 후 30년이 경과한 시 점부터 일반인이 거주할 수 있는 국내 규정(폐기물관리 법 시행령)을 고려하여 30년 후부터 매립부지에서 작물 을 재배하면서 거주하는 농부를 피폭자 I로 가정하였다 [21]. 이 피폭자의 경우 식품 섭취에 따른 피폭 가능성 을 배제할 수 없으므로 참고문헌에 제시된 국내 음식 물 섭취량 자료를 적용하였다[4]. 이때 1년 중 실내에서 0.5년, 실외에서 0.5년 체류하는 것으로 가정하였다.

    - 피폭자 J : 피폭자 J는 도로공사 작업자를 대표한다. 일 반적으로 도로공사 작업은 3개조로 수행되며, 따라서 개인별 작업시간(피폭시간)은 총 필요 작업시간의 1/3 로 가정할 수 있다. 도로공사에서 재생 콘크리트 골재를 사용할 수 있는 층(Layer)은 노체(Roadbed)와 보조기 층(Subbase course)으로, 총 두께는 3.3 m이다[22]. 이 를 기계와 작업자가 합동작업으로 실시할 경우 단위 체적 당 작업시간 Hw은 건설공사 표준품셈으로부터 1.28 h/100 m3로 도출되었고, 수식 (5)를 이용하면 작업 소요시간은 576시간이다. 그러나 3개조 작업관행을 고 려할 때 개인별 피폭시간은 그 값의 1/3인 192시간으로 볼 수 있다. 수식 (6)을 적용하면 실외 거주비율은 0.022 을 얻을 수 있고 실내 거주비율은 0으로 가정하였다.

    피폭자 K : 이 논문에서는 도로건설 후 일반인이 해당 도로에서 1일 1시간씩 보행한다고 가정하였다. 피폭자 K는 자체처분 콘크리트가 모두 도로의 최하부에서 지 반의 역할을 수행하는 노체로 재활용되는 경우 해당 도 로를 보행하는 일반인을 대표한다. 일반적으로 노체의 두께는 3 m 이내이고, 이때 노체 상부의 도로 구조물 (약 1.75 m 두께)은 차폐체 역할을 하게 된다[22]. 따 라서, 연 365시간의 피폭시간과 실외 거주비율 0.043 를 가정하였다.

    - 피폭자 L : 피폭자 L의 피폭상황은 자체처분 콘크리트가 모두 도로 보조기층에 재활용되었다는 가정을 제외하면 피폭자 K와 동일하다. 도로의 상부가 받는 하중을 완충 하고 이를 하부에 전달하는 역할을 수행하는 보조기층 의 두께는 0.3 m 이내이고, 이때 상부 도로구조물(약 0.4 m 두께)이 차폐체 역할을 하게 된다[19]. 연간 피폭시간 과 실외 거주비율은 피폭자 K와 동일하게 가정하였다.

    2.4 자체처분 시나리오에 따른 피폭방사선량 평가모델 선정

    콘크리트 폐기물 재활용 과정에 참여하는 작업자(Fig. 4 에서 피폭자 A, B, C, D 및 E에 해당)에 대한 예상 피폭 방사선량은 IAEA SRS No.44에 적용된 계산식과 동등한 다음 수식 (7)∼(9)를 이용하여 계산할 수 있다[8].

    - 외부피폭(External exposure)

    D e x t , i = C i × E D F i × T × e λ i t i × 1 e λ i t i λ i t i × D F
    (7)

    여기서, Ci = 핵종 i의 방사능농도(Bq·g-1), EDFi = 핵종 i의 유효선량환산인자(μSv·y-1 per Bq·g-1), T = 연간 작업 시간(y), λi = 핵종 i의 붕괴상수(1·y-1), t1 = 시나리오 시작 전 붕괴시간(y), t2 = 시나리오 진행 중 붕괴시간(y), DF = 희 석계수.

    - 흡입피폭(Inhalation exposure)

    D i n h , i = C i × D E F i , i n h × R × X × T × e λ i t i × 1 e λ i t i λ i t 2 × D F
    (8)

    여기서, DCFi,inh = 핵종 i의 흡입 선량환산인자(μSv·Bq-1), R = 호흡률(m3·h-1), X = 대기 중 분진의 농도(g·m-3).

    - 섭취피폭(Ingestion exposure)

    D i n g , i = C i × D E F i , i n g × I × F × e λ i t i × 1 e λ i t i λ i t 2 × D F
    (9)

    여기서, DCFi,ing : 핵종 i의 섭취 선량환산인자(μSv·Bq-1), I = 연간 오염식품(또는 분진) 섭취량 (g·y-1), F = 분진의 농 축계수 또는 식물 뿌리를 통한 음식물로의 핵종 전이계수(-).

    전술한 바와 같이, 피폭자 F, G, H, I, J, K 및 L은 각각 해체 콘크리트 폐기물을 가공한 재생골재가 토양 하부에 위치한 상황에서의 성토지역 작업자/거주자, 복토지역 작업자/거 주자, 도로 건설작업자/보행자를 대표한다. 한편, RESRADONSITE 7.2는 방사성 오염토양 상부에 체류/거주하는 일반인에 대한 방사선 피폭을 평가하기 위한 목적으로 미 국 Department of Energy (DOE)와 Nuclear Regulatory Commission (NRC)의 지원 하에 Argonne National Laboratory (ANL)에서 개발한 전산코드로서 해체 후 잔류 방 사능 또는 오염부지 복원 등에 대한 안전성 평가에 광범 위하게 사용되고 있고, 국내에서도 유사한 피폭상황에 대 한 방사선영향 평가에 다수 적용된 사례가 있다[4]. 따라 서, 이 논문에서도 RESRAD-ONSITE 7.2를 사용하여 피폭 자 F, G, H, I, J, K 및 L에 대한 예상 피폭방사선량을 계산 하였다[23].

    3. 결과 및 분석

    이 논문에서는 자체처분 대상 콘크리트 폐기물을 순환골 재로 가공한 후 성토, 매립장의 복토, 도로의 노체 및 보조기 층으로 재활용하는 4가지 시나리오에 대해서 각 피폭자별로 예상되는 피폭방사선량을 평가하였다.

    3.1 시나리오 간 공통 피폭자(A~E)

    전술한 바와 같이, 이 연구에서는 해체 콘크리트 폐기물 자체처분 후 콘크리트 유통과정에서 일반 콘크리트 건축폐 기물과 혼합됨에 따른 희석계수는 0.0597(현실적인 평가)에 서 1(보수적인 평가) 범위로 예측된 바 있다. 우선, 희석계수 를 1로 적용하여 평가된 시나리오 간 공통 피폭자 A~E에 대한 피폭방사선량은 Fig. 5와 같다.

    4가지 시나리오의 공통 피폭자 A∼E 중에서, 연간 1천 시 간 이상으로 예상 작업시간이 길고 콘크리트 폐기물과 직접 접촉 가능성이 높은 상차작업자(A 및 D)의 피폭방사선량이 가장 높게 평가되었고 그 값은 10 μSv·y-1를 초과할 수 있는 것으로 나타났다. 그러나 현재 IAEA 및 국내에서 적용 중인 무제한 자체처분 허용농도는 Near logarithmic rounding 방 법에 따라 10 μSv·y-1에 상당하는 유도농도 3×10x∼3×10x+1 Bq·g-1 범위의 값을 일률적으로 10x+1 Bq·g-1로 조정한 값 이다[8]. 따라서 자체처분 허용농도를 기준으로 계산된 예 상 피폭방사선량이 10 μSv·y-1를 초과한다는 이유 만으로 자 체처분 허용선량이 초과되었다고 단정하는 것은 적절치 않 으며 약 33 μSv·y-1까지의 예상선량은 자체처분 허용선량을 만족하는 것으로 해석할 수 있다. 따라서, 시나리오의 공통 피폭자 A∼E에 대해서는 보다 낮은 희석계수(0.0597)를 적 용한 현실적인 평가는 실시하지 않았다.

    3.2 시나리오 별 개별 피폭자(F~L)

    자체처분 후 콘크리트 폐기물 유통과정에서 희석계수를 1로 가정하여 보수적으로 평가한 각 시나리오별 피폭자 F∼L 의 피폭방사선량을 Table 5에 제시하였다.

    시나리오 1에 대한 계산결과에 따르면, 희석효과를 고려 하지 않을 경우에도 성토 작업자(피폭자 F)의 방사선량은 최대 9.65 μSv·y-1 ( 60Co의 경우)로서 자체처분 허용선량인 10 μSv·y-1 미만으로 평가되었다. 그러나 성토 후 거주자 (피폭자 G)의 경우, 4가지 핵종에 대한 피폭방사선량이 최 소 35.7 μSv·y-1 (137Cs의 경우)에서 최대 161 μSv·y-1 (60Co 의 경우) 범위로서 10 μSv·y-1 또는 33 μSv·y-1를 초과하는 것 으로 계산되었으며, 따라서 성토 후 거주자에 대해서는 보 다 현실적인 희석계수를 적용할 경우 예상되는 영향에 대 한 분석 등 좀 더 상세한 평가가 필요한 것으로 판단하였다.

    시나리오 2에서 매립장 복토 작업자(피폭자 H)의 예상 피폭방사선량은 4가지 핵종에 대해서 1.87~8.74 μSv·y-1 범 위이고, 매립장 폐쇄 이후 관리기간 종료 시점에 매립장 상 부에 거주하는 일반인(피폭자 I)의 예상 피폭방사선량 또한 4가지 핵종에 대해서 0.0132~1.78 μSv·y-1 범위로서 희석효 과를 고려하지 않더라도 10 μSv·y-1 보다 훨씬 낮은 수준으 로 계산되었다. 이와 같이 예상선량이 상대적으로 낮게 평 가된 원인은 매립장 폐쇄 후 관리기간(30년) 동안 고려 대 상 핵종의 반감기(60Co 5.27년, 137Cs 30.17년, 152Eu 13.54년, 154Eu 8.59년)에 따른 붕괴효과와 해당 부지에서 식용 작물 의 경작을 고려하지 않은 현실적인 가정사항 등에 기인한 것 으로 판단된다.

    시나리오 3에서의 도로공사 작업자(피폭자 J)와 시나리 오 4에서의 도로공사 후 보행자(피폭자 K 및 L)에 대한 피 폭방사선량을 평가한 결과 희석계수를 1로 가정하더라도 최대 피폭방사선량이 8.71 μSv·y-1이하로 나타났다. 특히 보행자의 경우 도로 보조기층 및 노체 상부 도로구조물의 차폐효과로 인하여 외부피폭 방사선량이“0”에 가깝게 평 가되었다.

    3.3 성토 후 거주자의 피폭방사선량에 대한 추가 분석

    3.2절에서 분석된 바와 같이, 성토 후 거주자(피폭자 G) 의 예상 피폭방사선량은 희석효과를 고려하지 않을 경우 4 가지 핵종 모두에 대해서 35.7~161 μSv·y-1 범위로서 자체 처분 허용선량(10 μSv·y-1) 또는 IAEA SRS No. 44에 근거한 자체처분 허용선량 인정범위 상한인 33 μSv·y-1를 초과하는 것으로 계산되었다. 따라서, 현실적인 평가를 위하여 도출 된 희석계수 0.0597을 적용할 경우에 예상되는 성토 후 거주 자의 피폭방사선량을 추가로 평가하여 Table 5에 함께 제시 하였다. 그 결과, 현실적인 희석계수를 적용할 경우 성토 후 거주자의 예상 피폭방사선량은 핵종에 따라서 3.27~9.62 μSv·y-1 범위로서 모두 10 μSv·y-1 미만인 것으로 나타났다.

    결과에 영향을 미치는 주요 입력변수의 변화가 각 피폭 자의 예상 피폭방사선량에 미치는 영향을 보다 정량적으로 분석하기 위한 목적으로, 특정 연도에 발생된 원전 해체 콘 크리트가 해당 지자체 내에서 연간 발생되는 일반 콘크리 트 건설폐기물과 유통과정에서 혼합·희석되는 비율인 희석 계수가 0.01 부터 1 까지 범위에서 순차적으로 변화될 경우 예상되는 피폭방사선량의 변화 추이를 Fig. 6에 제시하였다. 희석계수가 1에서 0.01 또는 0.0597로 감소할 경우 이에 따 라 예상 피폭방사선량 또한 선형적으로 감소됨을 알 수 있다.

    Fig. 6을 이용하면 콘크리트 페기물 재활용 과정에서 예 상되는 피폭방사선량을 10 μSv·y-1 (자체처분 허용선량) 또 는 33 μSv·y-1 (IAEA SRS No. 44에 근거한 자체처분 허용선 량 인정범위 상한) 이하로 유지하기 위하여 확보해야 할 최 소 희석계수를 역산할 수 있다. 60Co의 경우 예상 피폭방사 선량을 10 또는 33 μSv·y-1 이하로 유지하기 위해서는 최소 한 각각 6% 또는 20% 이상의 희석계수를 확보해야 하는 것 으로 나타났다. 나머지 핵종에 대해서도 유사한 방식으로 해 체 콘크리트 폐기물 재활용 과정에서 예상 피폭방사선량을 10 또는 33 μSv·y-1 이하로 유지하기 위한 최소 희석계수를 계산한 결과, 28% 또는 92% (137Cs), 13% 또는 44% (152Eu), 13% 또는 42% (154Eu)임을 알 수 있었다.

    4. 결론

    현재 국내 자체처분 규제체계의 기반이 되는 IAEA SRS No. 44의 기본가정 및 평가모델은 향후 대량으로 발생될 것 으로 예상되는 국내 원전의 자체처분 대상 해체 콘크리트 폐 기물의 발생특성, 국내 건설폐기물 재활용 통계자료에 따른 실제 유통경로와 수량 및 희석계수 등 일부 특성조건을 충분 히 반영하지 못하고 있는 것으로 나타났다.

    이에 따라, 해체 콘크리트 폐기물의 연도별 발생량을 예 측하고, 해당 콘크리트 폐기물을 특정 지자체 내에서 전량 재활용된다는 가정 하에 자체처분 후 희석계수를 0.0597∼1 범위로 추정하고, 국내 건설폐기물 재활용 통계에 따른 4가 지 주요 재활용 시나리오(성토, 매립장 복토, 도로 노체/보 조기층)를 상정하였다. 콘크리트 폐기물에서 주로 검출되는 4가지 주요 감마선 방출핵종(60Co, 137Cs, 152Eu 및 154Eu)이 무 제한적 자체처분 허용농도인 0.1 Bq·g-1 수준으로 존재한다 고 가정하고 4가지 시나리오에 대한 예상 피폭방사선량을 평 가하였다. 그 결과, 희석계수가 1인 보수적인 조건 하에서도 상정된 시나리오에서 대부분의 피폭자에 대한 예상 피폭방 사선량은 자체처분 허용선량(10 μSv·y-1) 또는 IAEA SRS No. 44에 근거한 자체처분 허용선량 인정범위 상한인 33 μSv·y-1 미만으로 평가되었다. 그러나 성토 후 거주자의 경우 희석계 수가 1일 때 예상 피폭방사선량이 핵종별로 35.7~161 μSv·y-1 범위로 예측되었으나, 현실적인 희석계수(0.0597)를 적용할 성토 후 거주자의 예상 피폭방사선량은 모두 10 μSv·y-1 미만 (3.27~9.62 μSv·y-1)으로 평가되었다. 또한, 성토 후 거주자 에 대한 예상 피폭방사선량을 10 또는 33 μSv·y-1 미만으로 유 지하기 위하여 필요한 최소 희석계수는 핵종별로 차이가 있 으나 6~28% 또는 20~92% 범위임을 확인하였다.

    따라서, 원전 해체 콘크리트 폐기물 자체처분의 안전성 과 지속가능성을 확보하기 위해서는 해체 콘크리트 폐기물 처리업체의 다변화를 통한 희석효과 확대, 성토 후 거주자 시나리오에 대한 보다 구체적인 평가, 성토를 통한 자체처 분에 부분적 제한조건을 설정하는 방안 등을 종합적으로 고 려할 수 있다.

    감사의 글

    본 연구는 원자력안전위원회의 재원으로 한국원자력안전재 단의 지원을 받아 수행한 원자력안전연구사업의 연구결과입 니다. (No. 1605008)

    Figure

    JNFCWT-16-441_F1.gif

    Estimated annual amount of decommissioning concrete waste to be released from regulatory control.

    JNFCWT-16-441_F2.gif

    Estimated amount of clearance concrete waste to be generated from decommissioning of NPPs for each administrative district.

    JNFCWT-16-441_F3.gif

    Estimated dilution factor for decommissioning concrete waste to be released from regulatory control in each administrative district surrounding NPPs.

    JNFCWT-16-441_F4.gif

    Structured radiation exposure pathways along with receptors potentially to be affected from recycling of decommissioning concrete waste released from regulatory control assumed in this study.

    JNFCWT-16-441_F5.gif

    Calculated radiation dose for receptors A to E from recycling of decommissioning concrete waste contaminated by each radionuclide at 0.1 Bq·g-1.

    JNFCWT-16-441_F6.gif

    Sensitivity of calculated radiation dose for receptor G (i.e. resident on baking site) by varying dilution factor from 0.01 to 1.

    Table

    Concrete waste generated from decommissioning of selected nuclear power reactors and research reactors

    Dilution factors assumed for normal scenarios with realistic parameters in IAEA SRS No. 44 [8]

    Amount of construction concrete waste by administrative district in Korea as of 2016 [11] Unit : t·y-1

    Annual amount of construction concrete waste by recycling method in Korea as of 2016 [11] Unit : t·y-1

    Calculated annual radiation doses for four recycling scenarios of concrete waste with dilution factor (DF) 1 and 0.0597. Unit : μSv·y-1

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