Använt kärnbränsle och radioaktivt avfall

Ur KB:s samlingar

Digitaliserad år 2013

Bilaga till betänkande av Aka-utredningen

Statens offentliga utredningar

,-.z.»,n:_-J

1976:41 Industridepartementet

Använt kärnbränsle

och radioaktivt avfall

Bilaga

Bilaga till betänkande från Aka-utredningen Stockholm 1976

ISBN 91-38-03033-0 ISBN 0375-250X Göteborgs OfTsettryckeri AB Malmö 1976

Omslngsbildcn visar üy-utftorutliografi av ctt tváirxnitt ;iv cn UOZ-kuts. som bcxtrulaits i RZ-rcaktorn. Tcknikcn bcstar i att man trycker en lämplig fotografisk plut mot provet. Ut. över sprickor kan man lätt se fläckar av [Sy-aktivt material och ett komplicerat bundmönster vid olika radiclla positioner orsakat av klyvningsprodukternas omfördelning. Fotot från AB Atomencrgi.

Förord

Med stöd av Kungl. Majzts bemyndigande den 28 december 1972 tillkallade chefen för industridepartementet den 25 april 1973 sju sakkunniga for att utreda frågan om hanteringen av högaktivt avfall från kärnkraftverk. Den 28 december tillkallades ytterligare två sakkunniga. De sakkunniga fick i uppdrag att analysera olika frågor som är av betydelse för den svenska handlingsberedskapen på området. Genom särskilda tilläggsdirektiv den 10 maj 1974 utvidgade industriministern utredningsuppdraget till att också omfatta de frågor, som rör hantering och förvaring av låg- och medelaktivt avfall. De sakkunniga antog namnet utredningen om radioaktivt avfall, förkortat Aka-utredningen. Ledamöter i kommittén har varit landshövding Gösta Netzén, ordförande, riksdagsmännen Jan Bergqvist, Einar Larsson, John Takman, Anders Wijk-

man, Nils Erik Wååg, Rune Ångström, professor Lars-Gunnar Larsson och

avdelningschef Arne Westlin. Generaldirektör Gunnar Ekevärn, filkand. Leif Hjärne, ñl.lic. Åke Hultgren. civilingenjör Alf Larsson, professor Bo Lindell, departementssekreterare Lennart Lindgren, ingenjör Bertil Mandahl och direktör Erik Svenke har ingått som experter i utredningen. Planeringsdirektör Philip Moding har varit utredningens sekreterare och byrådirektör Hans Fransson biträdande sekreterare. Kommittén har utgivit en lägesrapport om kärnkraftens högaktiva avfall (Ds I 1974:6) och en lägesrapport om det låg- och medelaktiva avfallet (Ds I 1975:8). Den 19 maj 1976 överlämnades utredningens huvudbetänkande vilket är uppdelat i tre delar. Del 1 (SOU 1976:30) innehåller sammanfattning, översiktlig redovisning av utredningsarbetet och bakgrundsmaterial samt överväganden och forslag. Del Il (SOU 1976:31) omfattar sådant faktamaterial, som utgör underlag for våra ställningstaganden och forslag. Del 111 (SOU 1976:32) är en engelskspråkig sammanfattning av betänkandet. På uppdrag av utredningen har flera olika expertorgan medverkat for att få fram underlag för kommitténs ställningstaganden och förslag. En del av detta arbetsmaterial är så omfattande att det endast i mindre utsträckning har kunnat ingå i betänkandet. Utredningen har emellertid bedömt det vara av stort värde att publicera detta material. Följande promemorior utges därför som bilagor till betänkandet.

Malmö i juni 1976

A ka - znrorlrzirzgerl

Innehän

Bilaga l Upparbetningsanläggning i Sverige, en lokaliseringsstudie 7

Bilaga 2 Återlöring av plutonium och övriga transuraner i kraftre-

aktorer . . . . 53 Bilaga 3 Innehåll av klyvningsprodukter vid en utbränning av 28 500 MWd/tHM i Aka-härdarna U, 04C, 05D och OSE 97 Bilaga 4 Omgivningsrisker vid bränsleupparbetning, avfallshantering och tillhörande transporter - en förstudie . . . . 105 Bilaga 5 Uppkomst och spridning av luftburen aktivitet vid hantering och lörvaring av plutonium och högaktivt avfall 139 Bilaga 6 Lagring av plutonium . . . . . . . . . . . . . 157 Bilaga 7 Metodstudie För att påvisa grundvattenlörande zoner i

i

Bilagal Upparbetningsanläggning Sverige,

en lokaliseringsstudie

Vattenbyggnadsbyrán AB

Innehållsförteckning

l Sammanfattning 2 Inledning 2.1 Historik 2.2 Uppdraget

\OX\]LJ1›-u_-$:$@@\o

3.1 som ett led i utbyggnaden av kärnkraft Upparbetning 3.2 Förläggning av utländska upparbetningsanläggningar 3.2.1 i Frankrike . . . Anläggningar 3.2.2 Anläggningar i Storbritannien . 3.2.3 Anläggningar i USA . . . . 3.2.4 utländska . . . . . .

Övriga anläggningar

3.3 Diskussion och sammandrag av utländska erfarenheter ›-›-›--.---._-.._._.._. 3.4 Erfarenheter från utlandet tillämpade för en anläggning i Sve-

4 Förutsättningar . . . . . . . . . 4.1 Allmänna Förutsättningar . . . . 4.1.1 Markanvändning och regionalpolitik, prop. 1972:111 4.1.2 Krigsskydd . . . . . . . . . . . 4.1.3 Skydd mot sabotage och stöld 4.1.4 Leverantörer, kapacitet och drifttid .

oxoxmmhwwwoooxoooooxrxioxwmww

4.1.5 Samlokalisering . . . . . . . . . . . .

§NbJbJkMl›)kNbJbJb)k›JbJf\)l\)I\)h)I\)I\)I\)I\)N)I\)

4.1.6 Erforderligt verksområde och utbyggnadsmöjligheter 4.1.7 Teknik for upparbetning . 4.2 Krav på den naturliga miljön . 4.2.1 Hydrograñ 4.2.2 Grundvatten 4.2.3 Kylvattenbehov 4.2.4 Sötvattenbehov 4.2.5 Klimat . . . . . . 4.2.6 Utsläpp till vatten och luft . 4.2.7 Topografi, geologi 4.2.8 Seismologi . . . . . . 4.3 Krav på miljöskydd och säkerhet 4.3.1 Tillâtliga doser

8 Bilaga I

4.3.2 Faktorer som påverkar risknivån i olika steg i bränslets

4.3.3 Omgivningspåverkan från upparbetningsanläggningar 39 4.3.4 Bulleroch ljus . . . . . . . . . . . 40 4.3.5 Påverkan på landskap, natur och friluftsliv 40 4.3.6 Möjligheter till samlokalisering 41 4.3.7 Transportsäkerhet . . 42 4.4 Krav på transporter och energiförsörjning 42 4.4.1 Sjöfart . 47 4.4.2 Järnväg 47 4.4.3 Landsväg . 47 4.4.4 Flyg . . . . . 48 4.4.5 Energiförsörjning . 48 5 Resultat av studien 48 5.1 Lokaliseringsmetodik . . . . . . . . 48 5.2 Förutsättningarnas innehållande. allmänt . 49 5.3 - . 49 Utbyggnadsmöjligheter samlokalisering 5.4 Lämpliga bergområden 50 5.5 Transportarbete . . . . . . . . . . . . . . . . . 50 5.6 Möjligheter till lokalisering av en upparbetningsanläggning i Sverige . . 51

Bilaga I 9

1 Sammanfattning

Enligt givna direktiv har utredningen om radioaktivt avfall, Aka-utredningatt undersöka om det är möjligt att i Sverige lokalisera en en, i uppgift upparbetningsanläggning. Utredningen har uppdragit åt Vattenbyggnads- VBB, att göra en lokaliseringsstudie, som härmed redovisas. Utbyrån, redningsarbetet i VBB har letts av en arbetsgrupp, som bestått av Arne Otto Brotzen, Urban Gille, Åke Hultgren, Ulf Kihlblom, Alf Antonson, Larsson, Rolf Lindskog, Philip Moding och Thor-Ulf Sjöborg. Uppdraget hos VBB har genom arbetsgruppen samordnats med de specialuppdrag som Aka-utredningen samtidigt haft hos AB Atomenergi, Försvarets Forskningsanstalt (FOA) och Sveriges Geologiska Undersökning (SGU). Arbetsgruppen har fortlöpande samrått med och redovisat sina delresultat för Aka-utred- Kontakter har även tagits med utländsk upparbetningsindustri. Diningen. rektiven anger att speciellt skall Aka-utredningen undersöka om en samlokalisering med befintliga kärnkraftverk är möjlig. Hänsyn skall tas till den av riksdagen antagna riksplanen prop. 1972:111 för markanvändning och regionalpolitik. Man skall också belysa hur omgivningen påverkas. De krav som en upparbetningsanläggning ställer har sammanställts i föreliggande studie. Erfarenheter från lokalisering av utländska upparbetningsfrämst en planerad västtysk, har inhämtats. Landet har indelats anläggningar, i fem regioner. Kraven har prövats i alla fem regionerna och på befintliga kärnkraftslägen. Som framgår av studien är det möjligt att förlägga en upparbetningsanläggning inom samtliga fem regioner och i närheten av kärnkraftverken i Ringhals, Oskarshamn och Forsmark.

2 Inledning

2.1 Historik Inom landet har utförts vissa studier och utredningar om högaktivt avfall. AB Atomenergi ett förprojekt till en 1 början av 1960-talet genomförde upparbetningsanläggning. Platsen Sannäs valdes bl. a. med hänsyn till goda möjligheter att utföra bergskyddade lagringsutrymmen för högaktivt avfall, som då användes som ett primärt kriterium. År 1970 utfördes en studie över upparbetning av kärnbränsle. Förutsättoch motiv för en anläggning redovisades. Upparbetning och omningar av det aktiva avfallet kunde då köpas utomlands. Det behändertagande dömdes att i framtiden kunde ansvaret för dessa tjänster komma att åvila det land där avfallet uppstått. En beredskap inom landet föreslogs. 1 maj 1972 överlämnade en arbetsgrupp en rapport till SSI:s styrelse om för att ta hand om radioaktivt avfall. 1 första hand avsågs lågriktlinjer och medelaktivt avfall från nukleär verksamhet. till Aka-utredningen anger att de sakkunniga skall Utredningsdirektiven utreda frågor om högaktivt avfall från kärnkraftverk. Tekniska, ekonomiska och säkerhetsmässiga i samband med såväl upparbetning av kärnproblem

10 Bilaga 1

bränsle som den Följande behandlingen och förvaringen av det högaktiva avfallet, inberäknat transporter, skall belysas. De sakkunniga bör studera lokaliseringsmöjligheterna för en svensk upparbetningsanläggning och därvid utgå från de riktlinjer för hushållning med mark och vatten som fastställts av riksdagen. Möjligheterna till en samlokalisering med bl. a. kärnkraftverk bör beaktas. l tilläggsdirektiv till Aka-utredningen utvidgas uppdraget att även omfatta hantering och Förvaring av Iåg- och medelaktivt avfall samt sådant avfall som inte härrör från kärnkraftverk. Aka-utredningen lämnade 1974 en lägesrapport, kärnkraftens högaktiva avfall Ds l 1974:6. Från statens sida har även tagits flera viktiga initiativ om energiförsörjning och säkerhet inom kärnkraftområdet. Speciellt bör nämnas regeringens energiproposition 1975:30, som antagits av riksdagen i maj 1975.

2.2 Uppdraget

Enligt givna direktiv har Aka-utredningen i uppgift att undersöka om det är möjligt att i Sverige lokalisera en upparbetningsanläggning. VBB fick under november 1974 i uppdrag att biträda Aka-utredningen med en lokaliseringsstudie. Målet för denna studie är att belysa möjligheterna att förlägga en upparbetningsanläggning inom landet undersöka om samlokalisering med kärnkraftanläggningar är möjlig belysa hur anläggningen påverkar omgivningen.

Långtidsförvaring av högaktivt avfall och de krav som ställs på en slutlig förvaringsplats ingår inte i denna studie. Dock granskas förutsättningarna för samlokalisering av en slutlig forvaringsanläggning för högaktivt avfall med en upparbetningsanläggning.

3 Bakgrund

3.1 Upparbetning som ett led i utbyggnaden av kärnkraft

Reaktorbränslets kretslopp omfattar - av uran ur malmer utvinning rening av uran och omvandling till uranhexafluorid anrikning - till uranoxid omvandling - av bränsleelement tillverkning - i kärnkraftverk utbränning - av utbränt bränsle transport - av utbränt bränsle upparbetning - av aktivt avfall slutlig förvaring

Bränslets kretslopp illustreras i figur l.

Bilaga 1 11

ulwxwnw. Mim, wMx/ArxumNu; t)M»l,\_N;›; jag_ .rwu r m: [NG

UKANVlVIWNINLZ lll,l. Il.\t›lll|› ml m nu vn_

lill/MN

/\\I m l full/ANTI mm, .vrnmuntun Bto\Nsi.›r.l.1›.Mr:Ni- _ , , HPPANHI-iTNINr: ,

.«l.lill Ål\(/\1NLl _, *i l HLAKTIIR nå rlhLvliitkNzrltt

ll.l»l'l)h [PM

Figur 1 Reaktorbränslels kretslopp

Av dessa steg är det tänkbart att till samma plats förlägga kärnkraftverk, anläggningar for omvandling till uranhexailuorid, upparbetning, tillverkning av plutoniumbränsle och behandling av aktivt avfall. Det vanliär dock att man begränsar sig till upparbetning, omhänderga utomlands tagande av aktivt avfall samt i något fall tillverkning av plutoniumbränsle. Därtill kommer också nukleära experimentanläggningar av olika slag som kan dra nytta av gemensamma basanläggningar.

3.2 Förläggning av utländska upparbetningsanläggningar

Studien har inletts med en genomgång av hur utländska upparbetningsanläggningar fdrlagts. Uppgifterna har hämtats ur litteraturen där USA, England och Frankrike svarar for det mesta underlaget. Vidare har några av anläggningarna besökts. Upparbetningsanläggningar kan delas in i tre kategorier.

- stora produktionsanläggningar byggda för ett militärt behov att Tidiga, utvinna plutonium ur lågutbränt uran - Olika försöksanläggningar for skilda typer slag av större eller mindre av bränsle - inriktade på upparbetning av högutbränt oxidbränsle från Anläggningar kärnkraftreaktorer. Tabell 1 innehåller en översikt av anläggningar for upparbetning som har byggts, byggs eller planeras.

3.2.1 Anläggningar i Frankrike

Frankrike har två anläggningar för upparbetning, UPl i Marcoule och UP2 i La Hague. En liten försöksanläggning har under 50-talet varit i drift vid Fontenay-aux-Roses nära Paris. UPl, Marcoule, har uppförts i södra Frank-

12 Bilaga I

Tabell l Världens anläggningar för upparbetning

Anläggning Land År Kapacitet Anm. ton uran/år

Militära anläggningar Windscale 1 England 1952 - 1964 Nedlagd Savannah SRP USA 1954 10000 Hanford, HW USA 1952 10000 Marcoule, UPl Frankrike 1960 900 La Hague, UP2 Frankrike 1967 800 Sovjet Upplysningar saknas Kina Upplysningar saknas

Försöks- och speciella anläggningar Oak Ridge USA 1950 Nedlagd Fontenay-aux-Roses Frankrike 1950 Nedlagd ldaho, ICPP USA 1953 Dounreay England Trombay Indien 1965 75

A nläggningar för krafIreaktørbräns/e Windscale 11 England 1964 2 500 Magnox-bränsle Windscale 1l England 1970 400 För oxidbränsle. driften avbruten 1973 West Valley, NFS USA 1966 300 Driften avbruten 1971 West Valley, NFS USA 1979 750 Under ombyggnad Tokai-mura, PNC1 Japan 1975 210 Under uppförande La Hague, UP2 Frankrike 1975/80 800 Under tillbyggnad for oxidbränsle Tarapur lndien 1976 125 Under uppförande Barnwell, AGNS USA 1977 l 500 Under uppförande Morris, MFRP USA ? ? Uppförd men ej i drift KEWA V-Tyskland 1985 l 500 Planer EXXON USA 1983? l 500 Planer Sovjet Upplysningar saknas Kina Upplysningar saknas

rike invid Rhönestranden i ett glesbebyggt jordbruksdistrikt ca 3 mil från Avignon, figur 2. Anläggningen är avsedd för produktion av plutonium för militärt ändamål och togs i drift år 1960. Kapaciteten är ca 900 ton lågutbränt uran per år; Som skäl för förläggningen av UP] till Marcoule anges att

- det är nära till en stor flod som behövs för att täcka vattenbehovet och släppa ut Iågaktivt flytande avfall - är säkert mot läget översvämningar berggrunden är lämplig För att bära tunga byggnader - kommunikationerna är goda med vägar och järnvägar regionalpolitiska hänsyn har tagits För att bereda arbetstillfällen enligt franska statens decentraliseringspolitik

Jø///ø//yy/ø//z///øz

. ^ _ . \ Am...u I

, , ›,Å,:.

“w 1;, \ hv1v.1nn*/\gl%/

:(1 w I . V/ r . I. _ e un, år /

a l \ nagra_ -

x _ . ch q ,l r , d! - 2 J: n I I\ fm v. . MJ. _, I, _ Z

* - . 1 ü f _ om aim m F 7 . l *Au-ua W k u _\_ k x . l :mugg 7/ u:Funylon v » V. IqliulX - , /r leMour .A v j V F_ \ / denim z. \\.: .mm _ )

_›/ _un_ -,,, . umuum. \ . , r IQ,KÄ_ J w ünáraiáa

SKAIA \: WODOU

0 S n n . .

I-Iluzu3 Lii4u/_/fiz1Ip/mrln'Iningwn/áiggrzingt'n vir/ Alu/rank

14 Bilaga 1

Flera andra nukleära anläggningar har efterhand tillkommit i Marcoule,

t. ex. reaktorer för snabbreaktorutveckling, framställning av isotoper, över-

löring av flytande högaktiva avfallslösningar till glas, inneslutning av me-

.c

a...

a .

a

...Esa

_sâiu a ull.. . .

.

:aaêg

. . . _ . . u d_ .

.:.;.§L›o

...

2225.3 n? .

wäwzzaxç

_

.min

419.3»

. ä. u . o

.i

.

,

.

,,o4»..__..:

v!

§\A\c\or

. . x. r a. ._ . h : n.

näten_

. .

. s,... .

.aunsfxw

...äu_.m_v.aar\

J.. . .i ,a .

NOAHQXSU

., .ago o. .J . . I.: e.. _

a7\.l . . . fr. . ä .

h .

Wk:

§ . . .

.Sänks

...d . i . r. 4 q

n 5.0. a

...x i .. . ._ s s

1. :å: é . r.. x

.li .Eäi at.. .aåz

s .m

5:9...

.. »så E D

5:2. S E F_

N L L A. V l

54.::

U

åli. :å: A

3 4x e e

Vaiåa

.7 .s e . nu a. .. :i

S., . .Ill

0:: .r . i. a... . 4

. .

mä

. .

. , Ja... ..

x.

nämnas

...t

:nästa:

...stå

.i ...K .x .

10:36:

.

staten...

åra. t.: J å

...fatala utmanas

.. .

lila

iztnat.

I a z . .r . t . ua

00000_

ä .vn ê n

må ...v Figur 3 Läge/fär1I/zpurbmtlingsalz/äggiringørr vid La H aula* 32m o .

Bilaga I 15

delaktivt avfall i asfalt m. m. Marcoule är idag ett viktigt centrum for industriell nukleär forskning. UP2, La Hague startade år 1966 och har en årlig kapacitet av 800 ton lågutbränt uran. Man avsåg från början militär produktion men under trycket av programmen for den civila kärnkraften kompletteras nu anläggningen för blandad produktion. År 1976 skall 100 ton oxidbränsle per år från kraftreaktorer kunna behandlas. En stegvis ökning av denna kapacitet är förutsedd och planerad att uppgå till 800 ton år 1980. Man anser att UP2, La Hague har fått ett gott läge ”omgivet av hav och vind” på en udde i Engelska kanalen ca 2 mil från Cherbourg i Normandie, figur 3. Landskapet är platt och beläget högt över havets yta. På direkt fråga varför denna plats valts anger man att - ut lågaktiva möjligheterna är mycket goda att släppa avfallslösningar i havet (tidvattenströmmar upp till 5 m/s) - utåt havet 7 m/s) vindriktning är vanligast (medelvärde - naturen är lämplig och berggrunden bra - är betryggande tillgången på sötvatten jordbruket är av ringa omfattning - det är nära till (80 000 inv) Cherbourg vägarna är goda - finns till möjligheter för anslutning järnväg Området är stort ca 2 km? och tillåter framtida utbyggnader. För närvarande finns inom området en central för behandling och förvaring av aktivt avfall från industrier och sjukhus (lnfratome). Vidare har nyligen planer tillkännagivits for en fabrik for plutoniumbränsle med igångsättning år 1982. Man vill i framtiden övergå till transporter på järnväg av utbränt reaktorbränsle även om det blir dyrbart att bygga ut järnvägsnätet. Planer är under utarbetande över de bästa och säkraste transportvägarna. År 1985 räknar man med att behöva utföra 400 transporter med transportbehållare vägande 80-100 ton.

3.2.2 Anläggningar i Storbritannien Utöver två mindre forsöksanläggningar i Dounreay i nordligaste Skottland har man i England upparbetningsanläggningar i Windscale vid stranden av Irländska sjön i Cumberland, ñgur 4. Den forsta anläggningen, Windscale I, var i verksamhet åren 1950-1964 for militär innan den nedlades. Windscale 11 är i drift sedan produktion år 1964 och gränsar till den nedlagda. Kapaciteten är 2 500 ton lågutbränt uran per år. Efter tillbyggnad år 1970 har man även behandlat oxidbränsle från kraftreaktorer. Denna verksamhet upphörde år 1973. Enligt senaste kommer man år 1983 att inom området uppföra ytterligare en anplaner läggning, Windscale 111, med en årlig kapacitet av 800 ton högutbränt oxidbränsle. Som skäl för förläggning till Windscale kan anges att

- det ar omedelbar närhet till Irländska sjön vari lågaktivt flytande avfall kan ledas ut

Bilaga 1 17

Inom en radie av ca 10 mil finns en anläggning för hantering av uran (Springfields), för anrikning av uran (Capenhurst) liksom högkvarteret för industriell nukleär verksamhet (Risley). lnom området finns fyra Magnoxreaktorer samt en utvecklingsreaktor. Vidare finns en fabrik för plutoniumbränsle och i närheten en station för behandling och förvaring av avfall från industrier och sjukhus (Drigg). Anledningen att den andra anläggningen lades på samma plats som den första uppges vara Fördelarna med att det mesta redan fanns på platsen såsom ett system i drift för att ta hand om fast och flytande avfall - allmän service

och försörjning som lätt kunde byggas ut

- skolad personal för ledning, drift och underhåll

3.2.3 Anläggningar i USA USA har byggt och drivit ett flertal anläggningar för upparbetning, två är under uppförande och ytterligare några har varit eller är- under planering. Förläggningsplatserna är med få undantag i landets östra delar. Två tidiga, mindre försöksanläggningar har varit i drift i Oak Ridge, Tennessee, där de ingått i annan nukleär verksamhet vid forskningsstationen. Vid Savannah och Hanford finns inom vardera området flera upparbetningsanläggningar för militära ändamål. Platserna är förlagda till glesbebyggda områden invid de stora Savannah- och Columbiafloderna. Anläggningen lCPP, Idaho Falls förlades år l953 till ett ödsligt område norr om Stora Saltsjön. Platsen var från början ett militärt skjutfält. Anläggningen behandlar utbrända element från militära reaktorer och materialprovningsreaktorer. På platsen är reaktorer uppförda liksom anläggningar för behandling och förvaring av olika typer av aktivt avfall. NFS, West Valley i staten New York är den första kommersiella anläggningen för upparbetning av bränsle från kraftreaktorer. Den har på många sätt varit ett försöksprojekt. Efter drift under åren 1966-1971 och upparbetning av ca 600 ton bränsle av olika sammansättning avbröts hanteringen. Nu byggs anläggningen om för att öka kapaciteten till 750 ton oxidbränsle per år med en beräknad igångsättning år 1980. Anläggningen är belägen i en svagt backig skogsmark i närheten av en mindre flod som rinner till Lake Erie. Mindre mängder lågaktivt avfall släpps ut i floden. Närmaste större stad, Buffalo, ligger på 4 mils avstånd. Anslutning till väg och järnväg finns. AGNS, Barnwell har forlagts intill SRP, Savannah River Plant, i South Carolina nära Savannahfloden i en glesbebyggd skogstrakt. Augusta är närmaste större samhälle och beläget på 5 mils avstånd. Bygget är långt framskridet och man räknar med att komma igång år 1977 med l 500 ton oxidbränsle årligen vid full kapacitet. Enligt uppgifter har man valt platsen för att - områdets industrier ökar snabbt och därför byggs snabbt fler reaktorer där

18 Bilaga 1

- är bra. Savannah River har seglingsbar hamn inom vägar och järnvägar SRP:s område - det är fördelar med samförläggning och samma typ av anläggningar har drivits med fördel i över 15 år på platsen

MFRP, Morris Den ligger ca 8 mil sydväst om Chicago i staten Illinois. är uppbyggd men ej tagen i drift. En ovanlig process valdes som ej visat bygger man om anläggningen för igångsättning omsig fungera. Antingen kring år 1982 för 500 ton bränsle per år eller läggs den ner. MF RP är avsedd att närmast betjäna uppförda eller planerade reaktorer i det starkt industrialiserade området. Till platsen är också förlagda de tre Dresdenreaktorerna vilket dock uppges ej ha spelat någon väsentlig roll. De goda transportanses ha haft stor betydelse vid lokaliseringen. Det är nära möjligheterna till Illinois River. The Atlantic Richñeld Company (ARCO) har tidigare övervägt att bygga med en årskapacitet av 1 800 ton bränsle som skulle vara en anläggning färdig 1976. Den har emellertid inte kommit till utförande. Då man sökte efter plats bestämde man sig för Leeds ett tiotal mil norr om den plats som Bamwell förlades på. Slutligen har Exxon Nuclear planer på en anläggning på 1500 ton per år med start omkring år 1983.

3.2.4 Övriga utländska anläggningar

Eurochemic i Belgien har varit i drift år 1966-1975. Det är en internationell för olika typer av bränsle med en kapacitet av ca 60 försöksanläggning ton per år. Det finns planer på att i belgisk regi bygga ut kapaciteten efterhand till 600 ton per år under 1980-talet. Anläggningen ligger i Mol i nordöstra och västtyska gränserna. Landet är platt, Belgien ej långt från holländska tätt befolkat och det finns jordbruk och industrier i omgivningen. Vägarna är goda, det är nära till järnväg och området gränsar till en stor kanal. Belgonucleaire, som har flera anläggningar i närheten, har tagit hand om lågaktivt flytande avfall. Anläggningar för upparbetning i Sovjet och Kina har ej stått att få några informationer om. Indien driver sedan år 1965 en anläggning i Trombay. Det är en stor försöksanläggning för 75 ton lågutbränt uran per år. l Tarapur pågår bygge av en anläggning för 125 ton oxidbränsle per år. Den beräknas vara i drift år 1976. PNC1, vid Tokai-mura for Japan håller på att ta i drift en anläggning, invid Stilla 210 ton uran per år. Platsen ligger 12 mil nordost om Tokyo Oceanen. Samförläggning med annan nukleär verksamhet har gjorts. Speciellt har förekomsten av jordbävningar och flodvågor fått beaktas. I Västtyskland KEWA, för 1 500 planerar man att uppföra en anläggning, ton oxidbränsle år 1985. KEWA blir per år och den väntas vara i drift det första stora nybygget i Europa där man inriktar sig på att behandla enbart högutbränt oxidbränsle från kraftreaktorer. Valet av plats kommer att bli av stort intresse. För närvarande står valet mellan tre - fyra platser I marken under KEWAav ett från början l5-tal utvalda och lämpliga. vill man ha möjligheter till slutlig förvaring av avfall. Av anläggningen

Bilaga I

denna anledning utförs djupborrningar ned till 2 km för att man skall förvissa sig om att där finns saltformationer med goda egenskaper. Arten och mängden av underlag som samlats för att bedöma lämpligheten av en förläggningsplats stämmer överens med vad som gällt för motsvarande amerikanska anläggningar. Även metoder och värderingar är likartade.

3.3 Diskussion och sammandrag av utländska erfarenheter

Den tidigaste utvecklingen har helt styrts av det militära behovet som framtvingat stora produktionsanläggningar. Även val av platser för dessa anläggningar har starkt påverkats av militära krav. Sedan det militära behovet av nukleärt material tillfredsställts har behovet av upparbetning för de civila programmen för kärnkraft alltmera gjort sig gällande. Skilda vägar har hittills beträtts i Europa och USA. I Europa har man valt att bygga om eller till anläggningar som redan fanns uppförda i syfte att där även kunna ta hand om bränsle från kraftreaktorer. I USA bygger man helt nya anläggningar. Utvecklingen i Europa går nu åt samma håll som i USA. Försöksanläggningar har vanligen förlagts till någon forskningsstation där de fått ingå i annan nukleär verksamhet. De krav som ställs på platsen for placering av en anläggning är i stort sett samma i USA och Europa. Direkt styrande för förläggningen är hur säker en anläggning kan vara för sin omgivning. I första hand tas hänsyn till hur mycket radioaktiva gaser och lågaktiva avfallslösningar som släpps ut vid normal drift. Tidigare avgjorde den frågan förläggningen som därför valdes i en glesbygd vid ett stort vatten, en mäktig flod eller ett hav och där vinden vanligen låg i rätt riktning. En sådan anser man fortfarande vara utomordentligt gynnsam även om tendensen pekar alltmer mot att nära nog fullständigt hålla kvari första hand aktiviteten i det lågaktiva flytande avfallet och på sikt även i det gasformiga utsläppet. l varje fall den närmaste omgivningen bör vara glest bebyggd och avståndet till större samhällen relativt stort. Figur 5 anger antalet personer som är bosatta i omgivningen av några anläggningar. Platsen för förläggning bör vara omsorgsfullt vald for att också begränsa verkningarna av spridning av aktivitet vid missöde eller olyckor. Av denna anledning genomför man mycket omfattande undersökningar av naturen på platsen för att få en fullständig kartläggning av t. ex. klimatet, markens beskaffenhet, grundvattnet, och områdets avledning av vatten. Naturfenomen som t. ex. jordbävning, sättningar i marken, orkaner och översvämningar har beaktats vid val av plats och utformning av byggnader. Storleken på området för en anläggning är mellan 0,5 och 2 km2. För närvarande är det vanligt att man på samma plats som en upparbetningsanläggning har någon annan nukleär verksamhet som t. ex. framställning av plutoniumbränsle, reaktorer, behandling av avfall från industrier och sjukhus samt forskning och utveckling. Fördelarna är inte enbart ekonomiska. Den erforderliga unnoggranna dersökningen av förläggningsplatsen är redan utförd och valet prövat i praktiken. En miljö uppstår med stor nukleär erfarenhet och kunnande som är mer fruktbringande än med verksamheterna på skilda platser. En utökning

20 1 SOU l976:4l Bilaga

ACKUMULERAD BEFOLKNING

Eurochemic /

MFRP NFS

100 000 La Hague

a?

/ c w 5 10 20 50 Km AVSTAND FRÅN ANLAGGNINGEN Figur 5 Bq/blknings/örzlølriingarz kring nâgra zIpparbotrzingsan/äggriingar

av verksamheten vid en plats som omgivningen inrättat sig efter och vunnit Förtroende för godtas vanligen positivt. Dessutom har risken För stölder av klyvbart material under transport på senare tid alltmer uppmärksammats och kan ge ökat tryck för samförläggning. Starka skäl finns att förlägga tillverkning av plutoniumbränsle i anslutning till en upparbetningsanläggning. Det finns stark teknisk koppling mellan upparbetningsanläggningens plutoniumdel, förråd av plutonium och anläggav avfall innehållande transuraner. Behovet av transningar för behandling porter innehållande plutonium minskar samtidigt avsevärt. Samförläggning med lättvattenreaktorer Förekommer endast undantagsvis. Fördelarna med gemensam basorganisation, behandling av avfall och kort transportsträcka för utbränt bränsle är För sådana enbart marginella. Flertalet kraftreaktorer som upparbetningsanläggningen betjänar är utspridda att ha andra typer av reaktorer inom på annat håll. Det är fördelaktigare området snabba reaktorer med hög halt plutonium i bränslet exempelvis

Bilaga 1 21

eller reaktorer for forskning och utveckling. Det är ej uppenbart att samforläggning av en central anläggning för behandling av avfall från reaktorer är speciellt gynnsam. I detta avfall ingår sällan plutonium eller andra transuraner. En central förvaring av utbränt reaktorbränsle i anslutning till en upparbetningsanläggning erbjuder fördelar genom mer ändamålsenlig mellanlagring. Det sammantagna normala utsläppet av avfall i luft och vatten vid samforläggning måste noga beaktas och begränsar möjligheterna att kombinera verksamheterna till art och mängd. Den mest gynnsamma kombinationen bör därför eftersträvas. De många och tunga transporterna till och från en anläggning är inte bara en viktig faktor for säkerheten utan även för ekonomin. Med hänsyn enbart till transporterna är det lämpligt att välja plats centralt i ett område med befintliga eller planerade reaktorer. De skall bilda underlaget för upparbetningsanläggningen. Möjligheter att ansluta till befintlig väg och järnväg för tung trafik är ekonomiskt mycket viktigt. De flesta upparbetningsanläggningar har dessutom tillgång till närbelägen. hamn. Försörjning med sötvatten måste vara tryggad och behovet uppgår till for en anläggning med kapaciteten 600 ton uran några tiotal m3 i timmen per år. Behovet av elkraft är ca 10 MW. Behovet av kylvatten är betydligt mindre än för ett kärnkraftverk. Tillforseln av vatten måste vara säker for kylning av tankar for högaktivt avfall och bassänger för bränsleelement. Nästan alltid används något kylsystem som överför värmet till luften men en beredskap av kylvatten måste stå till buds. En sjö, fiod eller damm i närheten används. Ingenstans finns bergrum för upparbetningsanläggningar eller som förråd for utbrända reaktorelement och liknande. Tankar för flytande, högaktivt avfall finns i betongrum under marknivån. Av ekonomisk betydelse är även markförhåll; :den, närhet till samhälle och industrier samt tillgång på arbetskraft. I några fall har sysselsättningen framhållits som ett skäl för forläggningen. Tabell 2 återger i litteraturen funna uppgifter om hur stor personal som krävs for att driva en upparbetningsanläggning. Det är svårt att bedöma i vilken omfattning exempelvis servicepersonal och liknande ingår eller hur mycket anläggningen stöds genom samför-

Tabell 2 Uppgifter om personalens storlek vid några upparbetningsanläggningar

Anläggning Antal personer Kapacitet, Anm. ton uran/dygn

Marcoule 350 -3 I drift La Hague 400 4 I drift W551 VGHCY 200 *l Ej kontinuerlig drift Barnwell 300 5 Ej i drift Eurochemic 234 0,3 År 1971 Foratom 1970 350 5 Uppskattning Foratom 1970 250 l Uppskattning

22 Bilaga I

läggning med liknande verksamhet. Man bör räkna med mycket personal för t. ex. transporter till och från anläggningen av både materiel och personal, vakthållning och övervakning, sjukvård och hälsokontroll, förplägnad, affärs- och hotellverksamhet, tvättinrättning och utbildning av nyanställda. Man har med säkerhet ej tagit hänsyn i tabellen till den personal som tillkommer för de sista leden i behandlingen av avfall fram till slutlig förvaring. I Västtyskland har man nyligen uppskattat att det kommer att krävas minst 2000 personer för att driva KEWA-anläggningen. All verksamhet som berör anläggningar har tagits med, även tillverkning av plutoniumbränsle och fullständig behandling av avfall fram till slutlig förvaring. Siffran förefaller hög och påvisar osäkerheten i de tidigare uppskattningarna. Det är mycket vanskligt att bedöma hur stor personal som erfordras för en upparbetningsanläggning och ännu svårare att uppskatta hur många arbetstillfällen anläggningen indirekt tillför regionen. En ansats i

området

om 800 personer för driften av en upparbetningsanläggning verkar ej osannolik.

3.4 Erfarenheter _frân utlandet tillämpade för en anläggning i Sverige

Området bör vara tillräckligt stort, minst 2 kmz. Eftersom man sannolikt kommer att använda platsen under mycket lång tid måste den väljas med stor omsorg. Det bör finnas goda möjligheter till framtida till- och nybyggnader. De krav som ställs på förläggning av kärnkraftverk med hänsyn till säkerheten för omgivningen kan i huvudsak vara vägledande för en upparbetningsanläggning. Som säkerhet mot följderna av spridning av aktivitet genom olyckshändelse bör området ha gynnsamma förhållanden för grundvatten, avledning av vatten inom området och användning av vatten. De meteorologiska förhållandena i området bör ge god utspädning av aktiva gaser i luften. Platsen bör väljas så att den i möjligaste mån beräknas vara skonad från naturkatastrofer och andra händelser som kan tänkas skada anläggningen. Tillgång till sötvatten måste finnas. Behovet uppgår till några tiotal m3 i timmen men kan undvaras om man i stället kyler med luft. Det skall vara möjligt att bygga ett magasin för vatten om det inte redan finns ett i naturen. Det måste vara möjligt att regelbundet kunna transportera 100 tons laster till och från platsen. Det bör vara nära till järnväg och vägar för tung trafik liksom till hamn med ansluten järnväg. Vissa delar av anläggningen bör förläggas i bergrum då goda förutsättningar finns i Sverige och detta ytterligare ökar säkerheten. l utlandet har man inte tillgång till lämpligt berg utan har istället varit tvungen att bygga betongrum under marken. Det är stora fördelar om det finns bra berg på platsen så att samforläggning med slutlig förvaring av högaktivt avfall är möjlig. Man bör ta hänsyn till att en upparbetningsanläggning med största sannolikhet kommer att åtfoljas av andra nukleära verksamheter. Förutsätt-

sou 1976:41 Bilaga 1 23

ningar därför bör finnas med mycket goda marginaler för markomrâde, sötvatten och kylvatten liksom för verkan av utsläpp av gaser och flytande avfall.

4 Förutsättningar

4.1 Allmänna /örutsärmingar 4.1.1 Markanvändning och regionalpolitik prop. 1972:111

Riksdagen beslöt i december 1972 (prop. 1972:111 - här kallad riksplan) om de geografiska riktlinjer, som nu gäller för markanvändningen och regionalpolitiken i landet. Figur 6 och figur 7 sammanfattar innebörden av detta beslut i främst de delar det berör denna studie.

Bor man på många slallen For smart kunna roxarrsera mrnosroranae Indusln uran slorrc Ncnllrklel Bor mrnostoranae .nausru inre rruåus annat an r anslurmng (rn den som radan Irnns dar Bor undantas Iran Iokarrserrng av mrrrosroranøe Induslrr Bor mark reserveras lur ae Lysekil . Iyper av rnaustn som nns. dagens Vrklllngtr behandlar Stenungsund .› Karnkrallverk varo i

250 um Bzrsebacu

Figur 6 Riksp/anons _gøografiska rikr/irrjør

24 Bilaga I

Man skall helt undvika att förlägga miljöstörande industri till de obrutna kusterna - och

i norra Bohuslän, Småland Östergötland (Tjust) Ånger-

manland (höga kusten). inom mer utnyttjade kustområden i södra och mellersta Sverige bör man inte tillåta miljöstörande industri annat än i anslutning till den som redan finns där. Vid Lysekil, Stenungsund, Värö, Karlshamn, Norrköping, Nyköping - Oxelösund och Nynäshamn finns det sådan industri. Förläggning till västkusten bör tillåtas endast om starka samhällsekonomiska eller miljövårdsskäl talar for det. Strandområden som är attraktiva lör turism och friluftsliv bör göras mer tillgängliga. Återstående vildmark i ljällområdet liksom orörda större älvar skall skyddas. Vid övriga kuster (Norrlands- och Kalmarkusten) bör man på många ställen kunna lägga miljöstörande industri. Detta ligger helt i linje med de regionalpolitiska målen. Jämför ñgur 6 och 7. Dock skall man försöka

|l\lP slooomradei

Sludomuadel

Område unde! samma :eg onaiool uhpmavksamhel

Figur 7 Regianalpo/ilikorz enlig! riks/dann:

Bilaga 1 25

bygga ut i anslutning till befintliga verksamhetsområden också här. Utbyggnad av kärnkraft bör i väntan på utredningar bara tillåtas vid de fyra redan etablerade kärnkraftstationerna. Denna del av riksplanen har förtydligats genom riksdagens beslut om energipolitiken år 1975 (prop. 1975:30). Som ett mycket centralt mål i riksplanen och i svensk välfardspolitik ligger en strävan efter att nå en bättre balans i sysselsättningen mellan landets olika delar. Detta skall ske genom en aktiv regionalpolitik. Den tar sig uttryck i lokaliseringsstöd, ortsindelning (regionala strukturer) och befolkningsramar för länen år 1980. I första hand skall man främja näringslivets utveckling i stödområden, se figur 7. Riktlinjerna i beslutet skall fullföljas genom en fortsatt fysisk riksplanering (inklusive naturvârdsplanering), länsplanering 74, trafikplanering m. m. En studie som omfattar möjligheterna att förlägga en UA-anläggning bör därför så långt det är möjligt beakta även fortsättningen av riksplanearbetet. Detta sker genom samråd med industriverket samt med ledningsgrupperna för det fortsatta arbetet med fysisk riksplanering och regional utvecklingsplanering i bostads- respektive arbetsmarknadsdepartementen.

Nuvarande markanvändning Med hänsyn till svårigheten att finna en lämplig plats inom landet för UAanläggningen måste denna få företräde om annan industri önskar förlägga sig på samma plats. Samtidigt måste man vid förläggningen ta mycket stor hänsyn till den kommunala och regionala planeringen. Särskilda hänsyn måste tas vid förläggning i områden för jordbruk och boskapsskötsel, där biologisk anrikning av radioaktiva ämnen kan förekomma. Hänsyn till natur och friluftsliv tas genom att riksplanens anvisningar för förläggning av ny miljöstörande industri följs. Militära skyddsområden undviks vid val av plats. Anläggningen bör ej ligga nära riksgräns.

F iska l jämförelse med ett kärnkraftaggregat avledes från en UA-anläggning mycket små mängder kylvatten, varfor ringa påverkan på fiske behöver

befaras. l kylvattenströmmen kommer småimängder lågaktivt avloppsvat-

ten att inblandas. Inga svårigheter bör föreligga att hålla utsläppen inom av myndigheterna tillåtna gränser.

.Sam/IZi/lssarttice För drift av anläggningen behövs kvalificerad personal. För denna krävs inom rimligt avstånd en attraktiv bostadsort, tillgång till skolor, kulturell och kommersiell service m. m. Likaså är närhet till goda kollektiva tralikmedel nödvändig. Alla dessa krav torde kunna tillgodoses om UA-anläggningen ej lokaliseras längre från regionalt centrum än ca 50 km. Bostäderna för de anställda kan tex. förläggas i centralort som ligger betydligt närmare ett regionalt centrum.

26 Bilaga I

Sysselsättning l första utbyggnadsetappen kommer UA-anläggningen och en fabrik för tillverkning av plutoniumbränsle att sysselsätta ungefär 800 personer. Under byggnadstiden kommer 800 till l 000 personer att vara sysselsatta på platsen. För många arbetsmarknadsregioner är UA-anläggningen ett betydelsefullt tillskott. Den kommer även att ge positiv inverkan på sysselsättningen inom regionens småindustri- och servicenäringar. Statsmakternas krav på regionalpolitiska hänsyn (riksplanen) måste också vägas in vid det slutliga valet av plats.

P/arz/äggning Verksområdet för en UA-anläggning bör vara så stort att framtida utbyggnader ryms där. Ur driftssynpunkt är detta en fördel, då man kan utnyttja samma basorganisation. Vid utländska UA-anläggningar har det visat sig att man gärna förlägger annan nukleär verksamhet, t. ex. försöksanläggningar av olika slag, experimentreaktorer, bränsleelementfabriker tillsammans med UA-anläggningar. Vid planering och reservation av mark är det således viktigt att reservera ett tillräckligt stort område. Även för plan-

läggningen av närbelägna samhällen är det viktigt att i god tid känna till

UA-anläggningens belägenhet, behov av mark och vatten, säkerhetszoner m. m.

4.1.2 Krigsskydd Försvarsstaben har med det material som står till buds gjort en bedömning och värdering ur militär synpunkt av en UA-anläggning. Det förutsätts fortsatt samverkan med försvarsstaben och totalförsvarets övriga myndigheter. En UA-anläggning bedöms inte vara ett viktigt mål för angrepp emedan driften inte är nödvändig för produktion av elkraft i krig. Det bedöms ej heller sannolikt att en UA-anläggning med lämplig för» läggning och med vissa skydds- och beredskapsåtgärder vidtagna kommer att angripas för att sprida radioaktivitet då effekten blir ringa. Sett ur militär synpunkt bör förläggningen väljas i inlandet, varigenom man får bättre förutsättningar för skydd än vid kusten inte ske vid krigsviktiga områden eller i närhet av krigsviktig industri och andra angelägna mål, t. ex. kärnkraftverk, varför samlokalisering ur denna synpunkt ej är lämplig.

Då det ej är möjligt att helt skydda en anläggning från angrepp från luften varken med militärt eller tekniskt skydd är det väsentligt att för radioaktiv spridning känsliga delar förses med fullträffskydd mot konventionella vapen. Som riktvärde för bergtäckning kan tills vidare tjäna l0 m friskt berg. De delar som bör skyddas är - tankar med flytande högaktivt och medelaktivt avfall anordningar för förvaring av fast högaktivt och medelaktivt avfall

Bilaga 1 27

utrymme for fast plutoniumavfall plutoniumlager Därutöver bör man eftersträva att även bassänger för förvaring av utbrända bränsleelement förläggs i bergrum. En fabrik för plutoniumelement är sårbar och bör ges ett gott skydd. En sådan fabrik kommer emellertid att tömmas på material i ett spänt läge. De kraftiga strålskärmarna av betong kring huvudprocesserna kan göras extra kraftiga för skydd mot yttre åverkan. Transport av radioaktiva material förekommer sannolikt inte under krigsförhållanden. Sannolikt kommer man vid akut krigsfara att så långt möjligt föra allt aktivt material i säkerhet. l möjligaste mån kommer innehållet i kärnkraftverkens förvaringsbassänger att transporteras bort och UA-anläggningen att avställas.

4.1.3 Skydd mot sabotage och stöld Genom att i förväg vidtaga lämpliga åtgärder kan risken for sabotage och följderna därav väsentligt begränsas. Sådana åtgärder bör vidtagas vid anläggningens utformning och lokalisering. Många åtgärder är dock av administrativ karaktär. Genom en väl vald uppbyggnad av anläggningen med på viktiga punkter åtskilda dubblerade skyddsystem kan sabotagemöjligheterna avsevärt försvåras. Riktlinjer med detaljerade anvisningar för att säkra skyddet av kärnkraftanläggningar har utarbetats såväl i Sverige som i utlandet. Många av de åtgärder som måste vidtas vid en upparbetningsanläggning och tillhörande kärntekniska anläggningar för att förhindra sabotage är också av den natur att de förhindrar stöld av klyvbart material.

4.1.4 Leverantörer, kapacitet och drifttid Det svenska upparbetningsbehovet kommer 1985 att vara ca 300 ton uran/år från de 13 reaktorer som riksdagen hittills beslutat. För att erhålla marginaler för driftstörningar och kapacitet för eventuella ytterligare tillkommande reaktorer baseras studien på en anläggning för upparbetning av 600 ton uran/år, med en driftstid av 200 d/år. Det medför en dygnskapacitet av 3 ton uran. Leverantörer är kärnkraftverken i Ringhals, Barsebäck, Oskarshamn och Forsmark samt eventuellt tillkommande reaktorer inom landet. Kraftverkens lägen och antal reaktorer visas på figur 8. Det bör påpekas att det fjärde aggregatet i Forsmark ej är definitivt förlagt till den platsen. Lagring av högaktivt avfall från upparbetningsanläggningen förutsätts ske i flytande form i högst 5 år. Därefter skall avfallet överföras i fast form (solidilieras) och lagras ytterligare i högst 5 år inom anläggningsområdet innan det transporteras till slutlig förvaringsplats.

28 Bilaga l &

?re

ORSMARK

°”t

T OSKARSHAMN

RINGHALS

BARSEBÄCK

0 100 200 3000:10 Figurå Beslutade kä/Irkra/iaggrøgzu i Sverige (pro/L I 915.30)

4.1.5 Samlokalisering Lokalisering av en svensk upparbetningsanläggning bör ge möjlighet att till samma plats förlägga - en anläggning för behandling av högaktivt avfall (solidifiering) - avfall en anläggning för behandling av medelaktivt - en fabrik av plutoniumbränsle för tillverkning - samt beakta med befintliga kärnkraftverk samlokalisering Dessutom bör man studera om det är möjligt att slutligt förvara högaktivt avfall i anslutning till upparbetningsanläggningen eller i dess närhet.

4.1.6 Erforderligt verksområde och utbyggnadsmöjligheter Upparbetningsanläggningen med en kapacitet av 600 ton/år kräver enligt preliminära uppskattningar en yta i markplanet av 0,5 km? och en yta för bergrum om 0,5 km7. Denna skall kunna byggas ut till det dubbla inom området. Området skall i markplanet dessutom medge en utbyggnad med 1,0 km? för annan verksamhet som har anknytning till upparbetningen. Sammanlagt erfordras således ett omrâde om 2,0 km? i markplanet och 1,0 km2 för bergrum. l denna studie har en anläggning ovan jord förutsatts. Detta utesluter

Bilaga 1 29

inte att anläggningen placeras under jord. Studien har beaktat möjligheten att i Sverige använda bergrumslager för att öka säkerheten och Förbättra krigsskyddet. Om detta krav tillämpas är det starkt styrande för valet av plats för en svensk upparbetningsanläggning.

4.1.7 Teknik för upparbetning l samband med tillverkning av vapenplutonium utvecklades under 1950talet en process, Purexprocessen, som idag utgör grunden för upparbetning av bränsle från kärnkraftverk. Då man upparbetar använt bränsle får man - uran plutonium kapslingsavfall - avfall högaktivt l figur 9 visas ett schema över de olika stegen i en upparbetningsanläggning. Här skall endast ges en kortfattad beskrivning. Då bränsle bytes i ett kärnkraftverk placeras bränsleelementen i särskilda forvaringsbassänger för att svalna under minst 3 månader, vanligen minst 6 månader. Därefter kan elementen flyttas till särskilda transportbehållare, for att transporteras till upparbetningsanläggningen. Vid upparbetningsanläggningen förvaras elementen i vattenfyllda bassänger där de kyls innanför strålskärmar. Därefter flyttas bränsleelementen till en forbehandling där de befrias från yttre konstruktionsdetaljer och kapas i 5-8 cm långa bitar. Det kapade materialet som består av uranoxid med sitt innehåll av klyvningsprodukter och transuraner löses upp i kokande salpetersyra. Vid upplösningen avgår gasformiga klyvningsprodukter som jod, krypton och tritium. Skrotet från kapslarna förblir oupplöst och överförs till behållare för lagring som medelaktivt avfall. Lösningen med det upplösta bränslet, matas därefter in i ett system för s. k. motströmsextraktion. Lösningen möter där ett organiskt lösningsmedel. De båda lösningarna strömmar i motsatta riktningar under växelvis omblandning och avskiljning av vätska. Uran och plutonium har hög löslighet i det organiska lösningsmedlet medan lösligheten är mycket låg för klyvningsprodukterna som stannar kvar i avfallslösningen. Produktströmmen förs därefter till ett nytt extraktionssteg där uran och plutonium skiljs från varandra. Den högaktiva avfallslösningen indunstas och förvaras som flytande koncentrat i kylda och övervakade tankar. Tiden för förvaring av koncentratlösningen kommer att uppgå till högst 5 år. Därefter överförs denna till fast form (solidifiering). Detta kan utföras på flera olika sätt genom t. ex. kalcinering och glastillverkning. De olika metoderna inverkar ej på valet av forläggningsplats. Platsen bör dock väljas så att avfallet kan lagras i fast form i åtminstone en S-års period vid anläggningen innan det transporteras till den slutliga förvaringsplatsen. Vid lokaliseringen av upparbetningsanläggningen har man tagit hänsyn till lagringsbehoven fore och efter solidifieringen samt till solidifieringsprocessen som sådan.

UPPÅRBETNINGSÅNLÅGGNÃNC

KRÅPTVERK KRÅFTVERK HOTTÅGN. REHÅND ÅNRIK BKÅNSLE KRÅPTKTKX :ACRING LZNC “MN Nnus- :Lamm-r gRMSLE. á ”Game :är Ltd *NM-Witt man! ELEMENT MN, IHM. UPPARBET- n.: nu» NÅN?

.--__-1 KRÅPTVERK l ALT,TXLL: BRÅNSIÅ KRÅFTTE9K .01 STUDSWK I PLUTONIUH El-“ENT u l “BF” :u-cu *u ^ i c : :M l L-_u--J i l I | U U LANDSTING STUDSVIK I LAGRXNJ asumu- LAGRING SLLT*_[Q msrzru- | HA LXNG m.: TXONER “W157” BENAND- nu: g ä *n 551W lsoLwtri- * 1: “ilknlyc »l a, An s AH unc : | . l | | U* Å Å Å : g I \ m

g

| |

f n

NA- høqakmvl avfall u | HDTTÅCN. BEKÅND HI i IVEÖGIAIKKIVI avfall HA. LÅCRING LINU LAt lÅqAklH/l avfall 4 2...;

Figur 9 F/äzlesschøtna _lör använt kärnbräns/e och aktivt avla/I

4.2 Krav på den naturliga miljön

4.2.1 Hydrografi

Vid kustforläggning kommer kylvatten och avloppsvatten att släppas ut

i havet. Vid den planerade utbyggnaden kommer utsläppen att understiga

l m3/s att jämföra med exempelvis Oskarshamnsverkets ca 25 m3/s för

varje aggregat. Havet kommer därför inte att i samma utsträckning påverkas

av utflödet från en upparbetningsanläggning. Aktivitetsutsläpp kan begrän-

sas i den utsträckning som föreskrives. Förändringen i vattenomsättningen

kan väntas bli måttlig och kommer att märkas inom ett begränsat område

om utsläppspunkternas lägen väljs lämpligt. Ström- och djupförhållandena

måste därför undersökas.

4.2.2 Grundvatten

Grundvattenfrågan kan delas upp på två problem. Det gäller att förhindra

- av saltvatten inläckning i anläggningens bergrum

- av aktiva spridning lösningar vid läckage eller haveri.

Åtgärder för att hindra in/äcktting av saltvatten

Genom att i kustlägen lägga bergrum med botten över havsytan förhindras

att saltvatten läcker in. Härigenom blir dock samlokalisering med något

av kärnkraftverken Ringhals, Barsebäck, Oskarshamn och Forsmark omöjlig

liksom med flera av de lägen som tidigare studerats av CDL.

Vid en förläggning vid kust under havsytan måste därför saltvattnets

.

Bilaga I 31

inträngning förhindras. Detta kan ske med olika metoder. Genom att systematiskt förinjektera med cementbruk kring hela berg» utrymmet vid utsprängningen kan man nå en täthet motsvarande en inläckning av 1-2 m3 per dygn och 100 m tunnel eller bergrum. Genom att utföra injekteringen med kemiska medel kan man minska inläckningen ytterligare till 0,5-1,0 m3 per dygn och 100 m tunnel eller bergrum. Den lilla mängd grundvatten som alltjämt läcker in uppsamlas enklast vid bergväggarna och leds till pumpgropar, varifrån det uppfordras till havet efter eventuell kontroll. Dränering av grundvattnet kan även ske utanför den injekterade zonen ett stycke från bergrummen i ett dräneringsgalleri. Härvid kan dräneringen övervakas oberoende av bergrummens användning samtidigt som bergrummen blir praktiskt taget torra. En ytterligare möjlighet är att förse bergrummen med en vattentät betonginklädnad som motstår erforderligt grundvattentryck eller förses med utvändig dränering. Dessa olika alternativ redovisas i figur 10. En fjärde mycket säker möjlighet att undvika inträngning av saltvatten är att förlägga bergrummen så att man får en barriär av sött grundvatten mot havet, figur 11. Denna barriär kan åstadkommas med det naturliga grundvattnet eventuellt förstärkt med infiltration. Det naturliga skyddet av sött grundvatten Ökar snabbt med avståndet från kusten.

Åtgärder fdr att hindra spridning av aktiva lösningar

För att förhindra att UA-anläggningen förorenar det naturliga grundvattnet med aktiva lösningar kan man antingen förlägga anläggningen i ett så tätt och torrt bergparti som möjligt eller lägga den under grundvattenytan. Själva spridningen kan endast förhindras genom att man ser till att grundvattnet får en kontrollerad rörelse in mot anläggningen. För att få ett så tätt och torrt berg som möjligt bör bergområdet vara en väl avgränsad bergshöjd. Genom kravet på att bergshöjden skall vara fristående undviker man att grundvatten tillförs från omgivningen utan endast påverkas av den infiltrerande nederbörden inom bergshöjden. En låg genomsläpplighet för vatten eftersträvas med tanke på såväl inläckningsproblemet som spridningsriskerna. För att öka tätheten kan man injektera med olika material, lägga på sprutbetong eller motgjuta med betong. De rörelser i grundvattnet som ändå förekommer måste kontrolleras och styras in mot bergrummet där det tas om hand enligt alternativ 1 eller 2 i föregående avsnitt. Fördelen med förläggning i torrt berg är att de mängder grundvatten som måste tas om hand blir små. Måste anläggningen överges utan tillsyn blir utläckningen mindre än vid förläggning under grundvattenytan. Spridning av aktiva lösningar kan också förhindras i en UA-anläggning placerad i täta bergrum under grundvattenytan. Även här eftersträvas ett av naturen så tätt berg som möjligt vilket kan tätas ytterligare med konventionella metoder. Spridningen av de aktiva lösningarna förhindras genom att man ser till att man hela tiden har en grundvattenström in mot bergrummen enligt alternativ 1, 2 eller 3. När anläggningen en gång skall avvecklas måste man fortsätta länshållningen för att inte rester av aktivt material skall komma att spridas med grundvattnet. Från lagring av olja i bergrum

32 Bilaga I sou 1976:41

ALTERNAT|V 1 INJEKTERAD ZON

\HÖGSTA SALTVATTENV TA

ALTERNATlV 2

INJEKTERAD ZON

I \HOGSTA SALT-

gggNgçnNgglø VATTENYTA

k

GALLEFH f 1111

_--n-_ Ö

l _Ck_

AAAAAAÅ

ALTERNATIV 3

/DRÄNERINGSHÅL

TÄT BETONGKONSTR Figur IO Olika alternativ .för placering av b(l_l.{l'llln

har man i Sverige stor erfarenhet från kontroll och reglering av grundvattenbalansen. För att lösa både problemet med att Förhindra saltvatteninträngning och spridning av aktiva lösningar kan man Förfara enligt endera av de två Förfaringssätten i de två föregående styckena. l det senare alternativet kan man ytterligare höja säkerheten mot saltvatteninträngning genom att förse

Bilaga 1 33

Ursprunglig grundvattenyta. efter bergrumsutsprängning.

ÖW

Grundvattenyta Lägsta grundvattennivå vid kontrollerad styrning av grundvattenströmmen. U lnfiltrationsgalleri utförs om grundvattenyta B kommer att ligga lägre än havsytan. Figur II För/äggnittg av bwgrutn med barriär av sön grundvattwt /ör att A/ä/hittdra in- Irättgtting av saltvatten

anläggningen med en naturlig sötvattenbarriär med en stark styrning av grundvattenströmmen enligt C i figur 11.

4.2.3 Kylvattenbehov Vid anläggningen fordras kylvatten för att kyla indunstare, bassänger för bränslemottagning samt anläggning för förvaring av avfallet. Kylningen sker i samtliga fall via mellankylkretsar med avsaltat vatten. Erforderliga mängder vatten är vid en temperaturstegring av 10°C - för indunstare 100 m3/h - 1 300 m3/h bränslemottagning - 1 300 m3/h avfallsförvaring För bränslemottagningsbassängerna och avfallsförvaringen krävs hundraprocentig säkerhet mot avbrott i vattentillförseln. Kontinuerlig drift

hela året förutsätts.

l fall då man inte kan få kylvatten finns tekniska möjligheter att trygga kylbehovet med hjälp av kyltorn eventuellt i kombination med avsvalningsdamm.

4.2.4 Sötvattenbehov Sötvatten används i personalutrymmen etc. och som spädvatten i processen. Behovet är 300 m3/d hela året.

4.2.5 Klimat Det kan förväntas att en del gasformiga utsläpp i luften kan tillåtas om garantier kan ges för lämplig utspädning. Utspädningen beror av - vind temperaturskillnader i lultlagren - nederbörd. 3

34 Bilaga 1

Vindstyrkan avgör hur snabbt utsläppet förs bon. Årsfrekvensen av olika vindriktningar ger en uppfattning om åt vilket håll det största nedfallet sker. Temperaturskillnaderi luftlagren bestämmer luftens vertikala stabilitet. Detta avgör vid vilka höjder omblandningar kan ske och således hur utsläppet kan spädas ut. Nederbörden tvättar ur utsläppet och medför ett större nedfall i närheten av utsläppspunkten än vid torrt väder. Klimatet på förläggningsplatsen bör tillåta en hög och konstant utspädning av utsläpp från normal skorstenshöjd (100 m). Vindfördelningen bör vara tämligen jämn med minsta möjliga temperaturskillnad i luftlagren. Topogralin bör vara jämn utan dalar som kan orsaka kanalisering av vindar. Förläggningsplatsen bör ej vara omgiven av eller ligga i lä av höga berg. l Sannäs-studien studerades kustområdena i södra och mellersta Sverige. Härvid visade det sig att väsentliga skillnader i klimatet uppträder mellan 0st- och västkusterna medan skillnaderna i nord-sydlig riktning är mindre. För övriga områden i inlandet och i Norrland, som berörs av studien, är förhållandena inte tillräckligt kända. Den kanske mest framträdande klimatskillnaden mellan ost- och västkusten avspeglas i nederbördsfördelningen. Nederbörden per år är genomgående betydligt större på västkusten. Här utgörs också en större del av nederbörden på vintern av regn än på ostkusten. Pålandsvindar i det lägre luftskiktet är något vanligare på västkusten än på ostkusten. Dimma kan anses vara ett tecken på stabil skiktning i det lägsta luftskiktet. Förekomsten av dimma ger därför ett visst mått på den vertikala stabiliteten. På västkusten uppträder dimma i måttlig omfattning. På ostkusten är det ofta dimma norr om Bråviken men sällan söder därom.

4.2.6 Utsläpp till vatten och luft Utsläpp som påverkar miljön skall förutom att uppfylla myndigheternas krav begränsas ytterligare så långt som är ekonomiskt rimligt och möjligt. Det viktigaste sättet att begränsa utsläppet av radioaktivitet är förvaring

for svalning. Återanvändning av processvatten är en annan viktig åtgärd.

Utsläpp till vatten Upparbetningsanläggningen fordrar 300 m3 sötvatten per dygn och 2 700 m3 kylvatten per timme. Sötvattnet används i hjälpprocesser som spädvatten m. m. Från dessa hjälpprocesser behöver ca 150 m3/d släppas ut. Detta vatten är i ringa utsträckning förorenat med radioaktivitet. Före utsläppet skall vattnet kontrolleras med avseende på aktivitetsinnehåll. Sötvatten används vidare i personalutrymmen etc. Avloppsvattnet från dessa utrymmen uppgår till ca 150 m3/d. Detta vatten som ej innehåller _radioaktivitet kommer att renas inom upparbetningsanläggningen eller vid annat reningsverk. Kylvattnet används för att kyla indunstare, bränslemottagningsförråd samt forvaringsanläggningen för avfallet. l samtliga fall sker kylningen via mellankylkretsar med avsaltat vatten. Från anläggningen avleds 2 700 m3/ h som är 10 grader varmare än ingående vatten. Temperaturhöjningen kan

Bilaga 1 35

man påverka genom att ändra vattenmängderna. Det utgående kylvattnet kontrolleras med avseende på innehåll av aktivitet.

U Is/äpp till luften Vid bränslets bestrålning i kärnkraftverken uppkommer gasformiga klyvningsprodukter, främst jod -131, jod -129, krypton -85 och tritium. Dessa frigörs när bränslestavarna kapasi upparbetningsanläggningen. Den frigjorda gasen uppsamlas, tvättas och filtreras, varvid jod avskiljs till mer än 99 procent. Filtermassan byts efterhand och den använda massan fylls i förvaringskärl som sedan förvaras i bergrum. Krypton -85 och tritium är besvärligare att avskilja, men teknik för detta finns. Utsläppet under drift från en upparbetningsanlä gning med kapaciteten 600 t/år kommer att uppgå högst till 6,6 - 10 curie krypton -85

och 2,4 - 104 curie tritium per år.

Doser från dessa utsläpp bör ses i relation till de stråldoser som Statens Strålskyddsinstitut anger som tillåtliga gränser. Krypton -85 har hittills släppts ut från befintliga upparbetningsanläggningar. I USA har förslag framlagts av Environmental Protection Agency (EPA) att krypton -85 skall avskiljas.

4.2.7 Topografi, geologi För att anläggningen ovan mark skall kunna byggas på bästa sätt behövs en ca 2 km? stor tomt utan alltför stora nivåskillnader. l anslutning härtill behövs ett, helst fristående, bergparti av god kvalitet om minst 0,5 km? med möjlighet till framtida utbyggnad om ytterligare ca 0,5 kmz. För delen ovan mark bör området ha tillräcklig bärighet for de tunga fabrikskonstruktionerna. För lättare anläggningar är anspråken på goda grundforhållanden inte lika stora.

4.2.8 Seismologi Jordbävningar är i Sverige både sällsynta och svaga. Mycket stabila områden omfattar Norrlands inland, östra Sverige söder om Gävle, samt delar av Halland. Något mer aktiva områden utgör delar av norrlandskusten, Bohuslän, Värmland och Vänernområdet. Skalvens fördelning under 1600-1925 framgår av figur 12. De högsta magnituder som uppmätts i Sverige ligger mellan 5 och 6 på Richterskalan. Huvuddelen av alla observerade jordskalv har magnituder under 3. Risken för skador på berganläggningar och byggnader till följd av jordbävningar är obetydlig i Sverige. Berganläggningar är mindre känsliga forjordskalv än byggnaderovanjord, vilket kan påverka utformningen av en upparbetningsanläggning i något av de meraktiva områdena i Sverige.

36 sou 1976:41 Bilaga]

mindre dn 6 jordskalv En 6 -Il skalv E mur bn 12 :kolv

C364. Figur 12 Jordskalvøns_lörzlølning under lit/Fil 1600-/ 925. Eller Sahlslriiln, SGU,

4.3 Krav på miljöskydd och säkerhet

4.3.1 Tillåtliga doser i all radiologisk verksamhet är att hålla stråldosen så Det grundläggande låg som möjligt samtidigt som man tar hänsyn till sociala och ekonomiska aspekter. Den internationella strålskyddskommissionen, ICRP, utger sedan år 1928 strålskyddsrekommendationer som tillämpas av myndigheterna i praktiskt ta- ICRP:s nu gällande grundläggande rekommendationer har get alla länder. publicerats i [CRP Publication 9 (1965) och innebär att

Bilaga I 37

onödiga strålkällor och onödig bestrålning skall undvikas - strålkällor och användning av strålning måste kunna försvaras med tanke på den resulterande nyttan - alla stråldoser skall hållas så låga som möjligt med hänsyn till ekonomiska och samhälleliga överväganden inga stråldoser skall få överstiga vissa rekommenderade dosgränser lCRP:s dosgränser gällde ursprungligen endast personer i strålningsarbete. För dessa är dosgränsema, vilka vanligtvis kallas de högsta tillåtliga stråldoserna, - 5000 mrem perår vid helkroppsbestrålning, varvid könskörtlaroch benmärg är kritiska organ - 30 000 mrem per år för sköldkörtel och i huvudsak även för benvävnad. - 15 000 mrem per år för övriga inre organ

Från år 1956 har ICRP emellertid också rekommenderat att stråldosen till personer som inte arbetar med strålning bör hållas under 10 % av dessa dosvärden oräknat de stråldoser som erhålls från naturlig strålning och vid medicinsk bestrålning av patienter.

ICRP anger dessutom 5 000 mrem per generation (30 år) såsom gränsvärde för belastning från andra källor än bakgrundsstrålning och medicinskt bruk av radionuklider och strålning. Detta motsvarar 170 mrem per år genomsnittligt för befolkningen i allmänhet. Med utgångspunkt från att högst 10 mrem får komma från enbart kärnkraften och från en effektförbrukning per invånare om ca 10 kW från kärnkraft, har statens strålskyddsinstitut (SSl) föreslagit att utsläppen från anläggningar i bränslecykeln utanför reaktorn ska begränsas till en totaldos om 0,5 manrem per installerad MWe och år. Vilka normer som skall gälla för en upparbetningsanläggning har SS] ännu inte tagit ställning till. I sitt senaste förslag till norm för utsläpp från kärnkraftverk i Sverige har SSl angivit att anläggningarna ska förses med sådana anordningar som begränsar doserna för den kritiska gruppen till 10 mrem per år.

4.3.2 Faktorer som påverkar risknivân i olika steg i bränslet kretslopp

Allmän! Figur 13 visar hur aktivitetsnivån för det använda bränslet varierar vid olika tidpunkter efter reaktorstopp. Ca en femtedel av bränsleinventariet har därvid förutsatts bli uttaget ur kraftverket varje år för leverans till upparbetningsanläggningen. Till en upparbetningsanläggning med en kapacitet av 600 ton/år levereras 2 000 MCi, som utvecklar totalt ca 9000 kW värme, om bränslet antas förvarat ca 6 mån. före transporten. Mängden aktivitet i varje enstaka transport till upparbetningsanläggningen kan uppskattas till högst 1/25 av vad som anges för hela årsproduktionen. Vid transport Sjövägen kan hela årsproduktionen från ett eller flera verk komma ungefär samtidigt. Detta förutsätter dock investering i många trans-

38 Bilaga I

u,... .nan I: lnllilnylinu Nuvailml nun ç_.__. -.. ..__. _ Maccan: io IG 000 i clan | D00 Joa 131› nauqum m0 . :os: m;

I%.__ 3:4 s s Mmuunmg nqn \\ lcpørnluon n v. Pu \ 0 001 Mmslmnu va n O000! q :allan: Ivlhillmng D 00001 Jigain 0 OOODDI r ä 1 v v r v v v v |I ID 0 too u Iooo o 1h to tmin .min iir 10i: 100 i: 1000 ii Os. Nuumuk .nu hd om: plug u! lllllovn

Figur [3 AktivireIsinneIrá//øl vid olika avk/ingrzingslidøi 00/1 procøssIeg_/äi en ur reaktorn uttagen bräns/øsals om ca 24 ton uran ulbränl lill 28 500 M Wd/Ion uran.

portfordon eller specialutrustade fartyg. Effektutvecklingen i bränslet efter dess uttag från reaktorn är i stort sett proponionell mot mängden aktivitet i bränslet. Effekten per bränsleelement i en kokarreaktor (200 kg UOg) som under drift är i medeltal ca 4000 kW, är ca 40 kW efter 1 timma, ca 15 kW efter 1 dygn, ca 7 kW efter 30 dygn och ca 3 kW efter l år. Var och en av de 64 stavarna i ett bränsleelement utvecklar över 60 kW under drift men endast ca 0,1 kW efter avsvalning under 30 dygn. Bränsle under transport är således mycket ofarligare än bränsle under drift i reaktor. Många konlivade klyvningsprodukter har nämligen försvunnit och temperaturen i bränslet är så låg att endast en liten bråkdel av aktivitetsinnehållet kan frigöras om kapslingen skadas. Figur 14 visar hur effekten avtar efter avstängning av en reaktor.

Figur 13 visar att mängden av lättllyktiga ämnen, främst jod (1311) och

ädelgaser (133Xe och 85kr) är avsevärt mycket högre ca l månad efter

avstängning än efter 4 månader. 133Xe försvinner först efter 2 á 3 måna-

der och 1311 efter 5 ä 6 månader, vilket gör att avsvalningstider fore eller längre radikalt minskar risken både under transport på 6 månader transporten och vid upparbetningsanläggningen.

sou 1976:41 Bi/agal 39

1,5 -4

1,0 -

0.5 -1

0 v | 1 v W 0001 001 o: 1 :o 100 Ms I I I l I I I I I I l m an non m 3a 10a 30a uooa 15:25:35: Yid eller avslanqnnng OBS loounmisu :hala Figur [4 Røsrqjlbkl c/iør avslängning av en reaktor/rörd angivet i prøc-ønl av (flik/elen vid jiil/ (fri/i.

4.3.3 Omgivningspåverkan från upparbetningsanläggningar

Norma/dri/i Den radioaktivitet, som under normaldrift kommer från en upparbetningsanläggning ger inga problem om svalningstider på minst sex månader krävs. Hänsyn måste dock tas till risken för biologisk anrikning av radioaktiva ämnen. Vid kortare tider kan på luft/landsidan både xenon-133 och jod-131 ge problem i den omedelbara omgivningen. Huddoser från krypton-85 i näromgivningen blir begränsande först vid mycket stora anläggningar, troligen ca 3.000 ton/år. Om man avskiljer krypton till 99 % torde denna nuklid bli betydelselös ur miljösynpunkt. Några problem med värmeutsläpp från anläggningen uppstår knappast ens vid förläggning i inlandet.

40 Bilaga 1

Haverisiltlarioner Haveriutsläpp av radioaktivitet från upparbetningsanläggning kan tänkas ge akuta och fördröjda hälsoskador samt ekonomiska skador till följd av evakuering, rengöring, brukningshinder etc. Jämfört med en kraftreaktor innehåller en upparbetningsanläggning ungefär lika mycket aktivitet i Ci, mer långlivade men mindre flyktiga och mindre energirika klyvningsprodukter. En upparbetningsanläggning har dessutom lägre tryck och temperatur i processen än reaktorn och eventuella kedjereaktioner kan väntas stanna vid blygsamma energi- och effektbelopp. Som en nackdel måste framhållas de stora mängder av sura lösningar med avfallsprodukter som forekommer och som vid eventuellt läckage kan väntas ge risk för spridning i mark och vatten.

4.3.4 Buller och ljus Det kommer inte att vara några svårigheter att hålla buller- och ljusstörningar inom tillåtna gränser.

4.3.5 Påverkan på landskap, natur och friluftsliv Anläggningen består huvudsakligen av en stor huvudbyggnad som har en höjd av ca 25 m och ett antal industribyggnader i ett plan. Dessutom finns ett antal bergrum för lagring av avfall. Byggnadernas utformning och mått etc., kan ej närmare anges. Vidare finns en skorsten som är 100-200 m hög och en lika hög meteorologimast. Figur 15 visar ett exempel på hur en upparbetningsanläggning kan se ut. För upparbetningsanläggningen erfordras en markyta av ca 0,5 km? Den kommer att inhägnas. Påverkan på landskap, natur och friluftsliv bedöms vara jämförbar med den från ett

Bilaga l 41

lika stort område för kemisk industri. Dessutom begränsas det rörliga friluftslivet genom inhägnader.

4.3.6 Möjligheter till samlokalisering Behandlingen av det högaktiva avfallet, främst klyvningsprodukter och transuranrester från upparbetningen, förutsätts ske vid upparbetningsanläggningen. Denna behandling medför i de flesta avseenden mindre risker än själva upparbetningen. Där Förekommer transporter och behandling endast i begränsad omfattning. Kriticitetsrisken är på grund av den ringa mängden klyvbart material liten. Med begränsning av förvaringsenheternas storlek bör man därför kunna acceptera en förvaringsanläggning vid sidan av en upparbetningsanläggning utan att behöva riskera ytterligare belastning på miljösäkerheten. Detta gäller både under normaldrift och haveri. En fabrik för plutoniumbränsle kan med fördel läggas på samma område som en upparbetningsanläggning. Man vinner två fördelar med det. Dels upphör behovet att transportera rent plutonium på vägar och järnvägar, dels kan en integration av processerna for upparbetning av använt bränsle respektive plutoniumberikning av nytt bränsle begränsa alla mellanlager Halterna av plutonium-239 och uran-235 kan då under för plutonium. alltid hållas så låga att kriticitetsriskerna praktiskt sett är bränsletillverkningen eliminerade är ointressant for terrorister m. ll. Även för samt att produkten personalen uppnås en väsentlig minskning av riskerna på arbetsplatsen. En fabrik för plutoniumbränsle ställer mindre krav än en upparbetningsanläggning med hänsyn till de flesta omgivningsaspekter. En blandad produktion av plutonium- och uranbränsle ställer dock större krav på omgivningskontroll än tillverkning av enbart uranbränsle. Mellanalternativ kan erbjuda fördelar genom att vissa processteg kan knytas till upparbetningsanläggningen, andra till en existerande bränslefabrik. Samlokalisering av en plutonium- och en uranbränslefabrik skulle bl. a. ge Fördelen av minskade transporter av klyvban material. Kärnkraftverk ställer i allmänhet andra krav på omgivningen än en upparbetningsanläggning. Till dessa kommer kravet för ett kraftverk att kunna släppa ut mycket värme till omgivningen. Det behöver mer kylvatten eller större kyltorn än en upparbetningsanläggning. Starka tekniska och även psykologiska skäl talar för en samlokaliserittg av en upparbetningsanläggning och anläggningar for behandling av det högaktiva avfallet, helst även för slutlig förvaring.

4.3.7 Transponsäkerhet De flesta transporterna av använt bränsle, nytt bränsle med eller utan plutonium och solidifterat avfall avser material som har en mycket liten benägenhet att spridas till omgivningen. Även vid brand eller omfattande skador på transportredskap och kapslingar är risken för spridning liten. Ett undantag kan vara transport av plutonium i oxid- ellerannan form från upparbetningsanlêiggning till plutoniumlager respektive från plutoniumlager till brånslefabrik.

42 Bilaga 1

Sjötransporter har i de flesta leden fördelen av att inte introducera några akuta hälsorisker. Eventuell frigörelse av aktivitet sker till marina vattenrecipienter utan några snabba okontrollbara överföringsvägar till människan. En tänkbar nackdel skulle vara att mängderna per transport ökar. Järnvägs- och landsvägstransporter synes ur risksynpunkt vara ungefär likvärdiga med hänsyn till de speciella försiktighetsåtgärder som vidtas. Existerande statistik anger ingen skillnad mellan olika transportsätt i riskavseende. Möjligen har å ena sidan landsvägstransporter en större olyckssannolikhet. Å andra sidan är det lättare att hålla uppsikt över landsvägstransporter från start till ankomst än över järnvägstransporter. Emellertid medger transport på järnväg en lägre transportfrekvens emedan tyngre och fler transportbehållare tillåts vid varje transpontillfálle. Haveriernas möjliga omfattning i dessa två fall beror troligen mest på transportbehållare och det transporterade ämnets art, inte på transportsättet. Möjligheten av riskbidrag från yttre faktorer såsom brand, explosioner, påkörningar skiljer sig knappast från järnväg till landsväg. Omgivningens karaktär synes vara likartad ur risksynpunkt vad det gäller folktäthet osv. Möjligheterna att etablera alternativa vägar vid markkontamination efter en olycka synes vara större vid Iandsvägs- än vid järnvägstransport.

4.4 Krav på transporter och energiförsörjning

Utbränt bränsle transporteras i speciella behållare, vars vikt inkl. bränslet kan uppgå till 100 ton. Fast avfall, som skall transporteras till slutlig förvaring, uppskattas väga inkl. transportbehållaren ca 30 ton. Transporterna kan för dagen ske med båt, på järnväg eller landsväg (landsväg endast kortare sträcka för 100-tons transporter). Utvecklingsarbeten pågår i USA angående flygtransponer. Figurerna 16-19 visar de befintliga kärnkraftverkens närmaste omgivningar och transportmöjligheter.

sou 1976:41 Bilaga] 43

a?

RINGHALSVERKET

KATTEGATT

SKALA| 100000 v v _ 4 un. Figur lá Lågt för RiIIg/Itl/S\(I^/\'('I

44 Bilaga 1 sou 1976:41

Asmundtorgam å: *Bulleberga

OHESUND

z-J L, .

Bnrselmukshalnnak

BARSEBACKSVERKET V*

SKALA1 100000 Figur /7 Läge _Iör Bazisøbiirlysrv/Acl

sou 1976:41 Bj/aga 1 45

Misterhult

Nygard m: Jumserum OSKARSHAMNSVERKET wc» 0% §0 O Fa rbo ›. CD ,Å

Figeholnr\\z

.v/

Ö

då]

Vprkvarn U)

a

R

ä,

KALMARSUND

SKALAI IOOOOO u \

Figur /8 Läge för Oskarsha/nnsvø/*kø/

46 3170801 sou 1976:41

§00* o FO§SMARKSVERKET o D i

R

i b

â;k\fW\J§

äga

BOTTENHAVET

h , Forsmark

Å

(ä Öregrund . x . :v/

år

-_...-s---§ Gimoø »A . = Z

_ ,gf SkäHhammar SKALA I IOOOOO . ^ , . . . . , , .. 2 3 . Sh Q Flgu/ l 9 Lagt jo: FOIS/NGIÅSH/ÅPI

SOU l976:4l Bilaga 1 47

4.4.1 Sjöfart Befintliga och planerade kärnkraftverk ligger vid kust. Alla kraftverk har egna hamnar med lyftutrustning speciellt avpassad för bränsleelementtransporter med godsvikten 100 ton. Hamnarna är inhägnade. Verksamheten kan bevakas. Lastning och lossning kan ske ostört. Ett fartyg är lätt att övervaka och det behöver ej passera genom tättbebyggda områden. Direkt sjötransport från hamn vid kraftverk till hamn vid upparbetningsanläggning är det säkraste transportsättet som idag står till buds. Ur säkerhetssynpunkt bör transporterna vara så korta som möjligt. Vid insjöfart finns en risk att dricksvattentäkt kan förorenas och att fartyg tvingas passera tättbebyggda områden. För sjötransport krävs hamn med ca 5 m vattendjup vid medelvattenyta och möjlighet till 100 tons lyft. Erforderlig fartygsstorlek anges till 1500 ton. Helst bör dock hamnen kunna angöras av fartyg om 3000 ton. lsforhållanden skall beaktas.

4.4.2 Järnväg Om upparbetningsanläggningen skall anslutas till järnväg direkt från kärnkraftverken, måste anslutningsspår till kraftverken byggas. Även lyftanordningar för lastningen tillkommer. Såväl befintliga som planerade kraftverkslägen saknar nu järnvägsanslutning. För att uppfylla kravet på anslutning till järnväg krävs omfattande utbyggnad av järnvägsnätet. Avstånden till närmaste spår är vid Ringhals 6 km, Barsebäck 20 km, Oskarshamn 30 km och Forsmark 30 km. Vid Ringhals och Barsebäck måste ett anslutningsspâr korsa motorväg. Man kan även tänka sig en landsvägstransport från kraftverket till närmaste järnvägsstation och där bygga erforderlig lyftutrustning. De befintliga vägarna är emellertid icke byggda för tunga transporter utan måste byggas om till vissa delar. Till lägen i inlandet kan transport ske med båt till uthamn for omlastning och vidare transport per järnväg. Omlastning kan ske i befintliga hamnar som troligen behöver förses med ny lyftutrustning. Det bör framhållas att varje omlastning kräver med hänsyn till säkerheten ökade arbetsinsatser. Av säkerhetsskäl fordras ett avspärrat hamnområde och egen hamnorganisation. Järnvägstransporterna kommer också att passera tättbebyggda områden.

4.4.3 Landsväg De svenska vägarna är inte byggda för så tunga transporter som transport av utbränt bränsle utgör. Efter förstärkning av vägar kan dock landsvägstranspon användas för kortare anslutningstranspon, t. ex. mellan kraftverk och närbelägen järnväg. Transporten av fast högaktivt avfall kan ske på landsväg då enheterna beräknas väga högst 30 ton inklusive strålskärm.

48 Bilaga 1 SOU l976:4l

4.4.4 Flyg Hittills har det på grund av säkerhetsskäl och enheternas stora vikt inte varit möjligt med llygtransport. Emellertid pågår i USA ett arbete med att ta fram en tremotorig helikopter för transporter av bränsleelement. En transport per flyg är snabb och lätt att övervaka.

4.4.5 Energiförsörjning

För drift av anläggningen erfordras ett energibehov som motsvarar 10 000 ton olja/år och en installerad elektrisk effekt av l0 MW.

5 Resultat av studien 5. l Lokaliseringsmerodik Val av plats måste ske med hänsyn till teknik, säkerhet, miljö och samhälle. Ett sådant val inledes med att inventera tänkbara lägen inom landet, där ställda krav uppfylls. Vid avsökningen har landet indelats i fem regioner

lNl ANUET

0 501) km L_ l.. .-L___l- .,_L__l Figur 20 LøkalisøringsslzIdiøns jêm røgiønzar

Bilaga 1 49

- västkusten (Strömstad-Falsterbo) - ostkusten (Falsterbo-Stockholm) norrlandskusten (Stockholm-Haparanda) l södra inlandet norra inlandet

En del begränsande anspråk för landet i sin helhet har inledningsvis uppställs. - Avstånd till riksgräns (säkerhet) - Avstånd till tätort (säkerhet) - Närhet till regionalt centrum (service) - Tillgång på berg för utförande av bergrum - Riksplan för markanvändning och regionalpolitik. Med dessa huvudbegränsningar har ett hundratal tänkbara lägen översiktligt studerats som inledning. Inventeringen har gett en mängd faktauppgifter som bearbetats med avseende på teknik, säkerhet, miljö och samhälle. Inom varje region kan sedan utväljas lägen som är av särskilt intresse och för vilka materialet kan bearbetas vidare.

5.2 Förutsätmingarnas innehållande. allmänt Inom alla fem regionerna - västkusten, ostkusten, norrlandskusten, södra inlandet och norra inlandet - finns platser, som uppfyller ställda krav. Ställer man kravet att botten i bergrum ovillkorligen skall ligga ovanför havsnivån är det inte möjligt att förlägga UA-anläggningen i anslutning till något beñntligt kärnkraftverk. Som förut påvisats bör inte detta gälla som oeftergivligt krav. Det är nämligen möjligt att med väl prövad teknik bygga bergrum under havsnivån. Därför och enligt direktiven har utredningen särskilt studerat samlokalisering med befintliga kärnkraftverk. Geologiska experter vid SGU har förklarat att det bör finnas goda möjligheter att finna en plats med gynnsamma geologiska betingelser för slutlig förvaring av högaktivt avfall inom ett avstånd av ca 5 mil från de studerade platserna för en UA-anläggning. Det är en bedömning som grundas på redan tillgänglig information om berggrundsförhållandena i de berörda områdena. För varje enskild plats krävs självfallet lokala undersökningar. Vid några lägen i inlandet är det inte möjligt att få kylvatten i tillräcklig mängd. Med utvecklad teknik att kyla med luft i kyltorn begränsas dock inte lämpliga lägen i inlandet på grund av brist på kylvatten.

5.3 -

Utbyggnadsmä/lighetel samlokalisering

På samtliga de tänkta områden som prövats i denna studie finns det möjlighet att bygga ut enligt de förutsättningar som redovisas under punkt 4.1.6. Samlokalisering med befintliga kärnkraftverk förutsätter i samtliga lägen att lagring av aktivt avfall får ske i rum med golvet under havets nivå. Hur anläggningar under havets nivå kan utföras har redovisats under punkt 4.2.2 Grundvatten. 4

50 Bilaga 1

5.4 Lämpliga bergomrâden

Inventering av lämpliga bergområden har genomförts inom de områden som kan komma i fråga av hänsyn till befolkningstäthet, skydds- och naturvårdsområden. Transporterna per båt eller-järnväg har varit ett andra skäl till en indelning av landet i

kustlägen - och Vättern) insjölägen (Vänem - inom ca 5 mil från regionalt centrum. inlandslägen nära järnväg

Härutöver har befintliga eller tidigare utredda lägen för kärnkraftverk uppmärksammats. Inom de avgränsade områdena har lämpliga bergområden inventerats med hjälp av tillgängligt geologiskt material och flygbilder. Gott berg med tillräckligt utrymme också för anläggningarna ovan mark har eftersträvats. För läge vid kust, insjö och i inlandet har endast sådana berg studerats som av naturen bedömts vara tämligen torra och vid kust dessutom sådana där berganläggningen i sin helhet kan läggas över havsytan för att undgå risken för inträngning av saltvatten. Med detta krav kan man inte välja kärnkraftverk. Ej heller kommer flertalet av de lägen vid våra nuvarande utredda lägena för kärnkraftverk i fråga. Möjligheterna att lägga bergrummen 4.2.2 med sina lägsta delar under havets yta har därför granskats, i avsnitt Grundvatten. Som framgår av detta avsnitt har man i Sverige goda prakerfarenheter av t. ex. säker lagring av olja i bergrum som ligger med sina att klara sälägsta delar under havets nivå. Det måste därför vara möjligt kerhetskraven också för de delar av en upparbetningsanläggning, som ligger i bergrum, belägna under havets nivå. Med de uppställda kraven har det varit möjligt för geologisk expertis att finna lämpliga bergområden inom landet. lnnan man slutligt rekommenderar ett eller flera lägen måste ytterligare undersökningar utföras för att klarlägga berg-, jord- och grundvattenförhållandena. Under inventeringsarbetet har samråd ägt rum med Sveriges geologiska undersökning, SGU, som utreder de geologiska förutsättningarna för slutlig förvaring av radioaktivt avfall.

5.5 Transporrarbete

de svenska kärnkraftverken bör av säkerhetsskäl ske Transporter mellan per båt direkt till kustförlagd upparbetningsanläggning. Till i inlandet bör transporten ske per båt en upparbetningsanläggning till befintlig hamn för omlastning och vidare transport per järnväg. Det årliga behovet av transport från hittills beslutade 13 kärnkraftaggregat Barsebäck 12 enheter, Oskarshamn 20 enheter är för Ringhals 30 enheter, och Forsmark 32 enheter. Detta svarar mot hälften av UA-anläggningens planerade kapacitet. Någon hänsyn till ett utökat svenskt kärnkraftprogram leverantörer har inte tagits vid bedömningen av transeller till utländska porterna. redovisas i tabell 3 dels för skilda transporter från De årliga transporterna dels för gemensam transport ca 20 gånger per år. Vid varje kärnkraftverk,

Bilaga 1 51

Tabell 3 Årlig transport för ett tänkbart läge för en upparbetningsanläggning i varje region och i anslutning till befintliga kärnkraftverk

Läge för Transporter i mil/år UA-anläggning Separata båt- Samordnade båt- Järnvägstransporter transporter transporter från varje kärnkraftverk

Region västkusten 12 000 4 800 - Region ostkusten 8 0()0 4 200 - Region norrlandskusten 16 500 5 500 - Region södra inlandet 8 0()0 4 200 500 Region norra in-

beräkningarna har transporterna räknats till en central punkt i respektive regioner och bygger på de antaganden om avstånd m. m. som framgår av tabell 4. Det fartyg som används förutsätts vara ett specialfartyg i kontinuerlig drift. För sjötransporten kommer därför inte kostnaderna mellan olika lägen att variera nämnvärt, om transponema sker samordnat.

Översiktliga studier av transportarbetet visar att avstånden från kärnkraft-

verken till olika kustlägen för en upparbetningsanläggning inte ger något ekonomiskt utslag. De ger däremot en antydan om transporternas säkerhet. För samtliga kustlägen hinner fartyget vänta vid upparbetningsanläggningen i 4-5 dygn för att det årliga transportbehovet skall klaras av. Kan lossning och lastning liksom tömning av behållarna ske inom denna tid behövs här inga utbytesbehållare. Det största transportarbetet, som fordras, erhålls om varje behållare transporteras for sig. Härvid krävs ytterligare ett fartyg när transporterna överstiger sammanlagt ca l00()0 mil per år, dvs. för alla lägen for en upparbetningsan7ggning norr om Forsmark. Hyran for ett fartyg på “time-chanerbasis är 1975 ca 3 miljoner kronor per år. Förjärnvägstransport får man räkna med specialtåg. Kostnaden for järnvägstransporter ligger omkring l miljon kronor per år.

5.6 Möjligheter till av en

lokalisering upparbetningsanläggning i Sverige

Översiktliga studier tyder klart på att det bör vara möjligt att förlägga en

upparbetningsanläggning inom landet och uppfylla de krav på förläggningen

52 Bilaga 1 sou 1976:41

Tabell 4 Transportdata för ett tänkbart läge för en upparbetningsanläggning i varje region och i anslutning till befintliga kärnkraftverk.

Läge för Avstånd i mil Järnvägen passerar UA- längs kusten mellan antal oner med UA-anläggning och invånarantalet anläggning kärnkraftverk

êå få c.

= ä å å ; ä x ä *- å å å H av - :u X “ “ R å

?E å å g .§9

g 3 ... E. __ å 5- o m “g m

å å

Region - 70 110 - - - - västkusten X 10 30 Region - - - - - ostkusten X 60 40 10 50 Region norrlands- - 40 - - - - kusten X 140 120 80 Region södra in- - - 40 15 2-4 2-4 2-4 landet X 60 40 - Region norra in-

samtliga är en fdrprojektering önskvärd. 1 en sådan studie om ett läge är lämpligt kan man också fördjupa analysen av möjligheterna att förlägga upparbetkärnkraftverken. Redan denna ningsanläggningen vid något av de befintliga studie goda möjligheter till en sådan samöversiktliga tyder på att det finns förläggning.

Återforing och

2 Bilaga

av plutonium övriga transuraner i kraftreaktorer

Erik Johansson, AB Atomenergi

Innehållsförteckning

l Utförande l.l Plan för studien . . . . 1.2 Patrontyperna Pu-Ö och Pu-Max

O\J1U1k/1U1LI\U1 “°\\“'“'°“

1.3 Driftschema . . . . . . . . 1.4 Grunddata och nuklidomvandlingar 1.5 Allmänt om BUXY-beräkningarna 1.6 Beräkningar för de tyngsta nukliderna

2 Presentation av resultat . 2.l Sammanfattning av undersökta fall . . 2.1.1 Pu-Ö utan TUP-återföring. Alt I 2.1.2 Pu-Ö utan TUP-återföring. Alt IA .

O\O\O\O\O\O\O\O\ WWWNNN“_

2.1.3 Pu-Ö med TUP-återföring. Alt l 2.1.4 Pu-Ö utan TUP-återlöring. Alt ll 2.1.5 Pu-Ö med TUP-återföring. Alt 11 2.1.6 Pu-Max utan TUP-återföring

2.2 Erhållna värden för nuklidhalter och för k ,o 2.3 Kommentarer till . .

kw-värdena

2.4 Osäkerheter i beräknade halter 2.5 Jämförelser med andra beräkningar .

3 Diskussion och vidarebehand/ing av resultaten 3.1 Diskussion av resultat för förlängd avklingning .

oxox

3.2 Vidarebehandling av Pu-halter . 3.3 Fissionernas fördelning på olika nuklider 3.4 Totala mängder av Pu- och TUP-nuklider . 3.5 Neutronstrålning från plutonium och TUP . 3.6 a-,jf- och ;I-strålning från plutonium och TUP .

4 Sammanfattning . \| v»

Referenser . \| x:

54 Bilaga 2

1 Utförande

1.1 Plan för studien Studien avsåg beräkning av viktsmängder och strålningsintensiteter lör plutonium samt övriga transuraner (kallas TUP) vid återcykling i terrniska kraftreaktorer. En närmare beskrivning av beräkningsforslaget är given i TPM- RF-74-1065 [1]. Följande tre fall har behandlats: - Pu-Ö utan TUP-återföring - Pu-Ö med TUP-återforing - Pu-Max utan TUP-återföring,

där Pu-Ö och Pu-Max avser olika patrontyper. Studien avser en kokarreaktor (BWR). Motsvarande undersökning för en tryckvattenreaktor (PWR) skulle emellertid ge i grova drag likartade resultat. Beräkningarna har ej behövt utsträckas till hela härdar utan har kunnat begränsas till enskilda patroner. Cellprogrammet BUXY har därvid använts. I den aktuella varianten av detta program ingår utbränningskedjor med TUP-nukliderna neptunium 237, americium 241, 242M och 243 samt curium 242 och 244.

1.2 Patrontyperna Pu-Ö och Pu-Max

Både i Sverige och i utlandet är Pu-återcyklingen i BWR i huvudsak inriktad

på det s. k. Ö-konceptet, dvs. på patroner med en inre zon av Pu-pinnar

omgiven av en yttre zon av pinnar med anrikat uran. Som huvudalternativ i Föreliggande undersökning valdes därför en patron av sådan typ, nämligen en BWR-patron föreslagen av ASEA-ATOM. Data för denna patron ges i figur l. lnom Aka-utredningen var man också intresserad av att få något slags ytterlighetsalternativ belyst. Ett sådant kan väljas på många olika sätt även vid begränsning till ur ekonomisk och teknologisk synpunkt acceptabla kraftreaktorer. För den aktuella utredningen valdes en patrontyp kallad Pu- Max, i vilken alla pinnar (utom en) innehåller Pu. En sådan patron visas i figur 2. Även denna patron härrör från ASEA-ATOM. Mängden fissilt Pu, dvs. .Pu239 + Pu241, som tilllöres (input till) en cykel, valdes ibland annorlunda än för föregående cykel. Detta markeras av de införda parametrarna a och al i figurerna 1 och 2, som alltså kan variera från en cykel till en annan. Däremot varierar dessa parametrar ej från pinntyp till pinntyp i input till en viss cykel. Det kan också påpekas att endast en isotopsammansättning för Pu (eller för Pu+TUP) förekommer i ett visst input och vidare att denna sammansättning ändras i nästa input. Värden för a och a, kommer att anges senare i denna redogörelse. Vida- I samtliga Pu-pinnar användes naturlig uranoxid som bärarmaterial. re ingick BA-pinnar (BA = brännbar absorbator) i Pu-Ö men ej i Pu-Max. De resultat vi här är intresserade av påverkas emellertid ej särskilt mycket av dylika BA-pinnar. totalt i input vid start av en cykel motsvarar i vårt Mängden plutonium Pu-Ö fall den mängd som erhållits vid upparbetningen av bränslet från

sou 1976:41 Bilaga 2 55

7////////// ////// //// //

1. 2. 4 . 5 . S. 5 . J . 2 . / a sura m” ;_.

uzqzas-ca

/ 3- Qvv 3,6., 2. 5. 6. 8 7 8. 6 3. _ 430,,

Zçás: 5,63

4. 6. 7, 9 9. 9 i 6. j , 0,90

+120, 23513

/ 3 = 042194 m

cm

5 8. 9. ro u. to 9 8.

/ pmm

[S475

n n. i! 9 8. CELL

5_ 7_ 2 g

»gm/ur

x .=0.42/

7_ m. n_ m_ 8. “ mn

5_ 3A 7_ 3 j

, › 60% vo/D)

/ 3 6. 7_ 9 9 1. 8 12.

/ 2 3, s_ 8. 8. 8. 12. 3. ,

/ /

/ ///j1// //// ///

“ .. av

N70 11235 M7. Pø/[Flsf] f) 0,, 3(55) gl an)

PnmrYP 1. 1.42 - 0,597: 10.32. 0_4980 -- 2 l. 75 - -n- -- -u-

--- 3. 2.23 - -n- -H- m-

--- 4_ 1,75 _ s -u-- 05230 0,6!? -»- s. 2.23 _ d_ _ .- ..- -._ 6_ ___ -n- _,,_ 4_ 236 --- 7. 3.34 +BA - -n- .a- 1o_o2. -- - -n- -ui_ 8. 334 :Q3: --- 9. U -n- _,.- 10.22. nat a. ZS8I6 _n_ IO, _n_ a. 1700 -n - m- -n-

-r- II. -u- G- 3,I7oo -n- -II- m.. --- 286 A :- ..__ . ? i T (19920. 45375 19.22_

*2 inkl strå/nio w -

.ya/O

599 g/cm*

57 (a. kps/sf

bräns/e 6 7.5 .C M7- - a Jun

/cm/. Vik/sy. V/a/

en b rara_

Cake/s

Figur] Pu-Ö patron för âIørryk/izzgsslzlziiøz

56 Bilaga 2

_ \ Ha!

ø ø x l. l. 1. Z Z. Z 1 M , , 0.42$cm (m: /

, 3 5” HeDÖZVejOC/cm! 5

1 z a 3. 3 3 2 , r 0_I80

Zl, 5405/4073

1. 2 3 4. 4 4 3

s

0205 j H20, 286“C _-, Q

3 4 5 4 4 3 ifJ-”W/Cm

,E 2. å* 1 ! ?MIA/- N CELI- Z 3. 4. 4_ 4, 4. 5. I In_ 1 ?KYL/i = 04213 Z 3. 4. 4. 4. 4_ 3. 4 3 /cm ø (5023 VoIP)

1 2. 3 3 3. 3 2 f

w/o 0235 w% Pu (A755) PI/JA/TYP 7. ”of a . 0_ 3/33 -* 2. *a,- 17535

u/% = Vil/J 7- L av en //err

ÅAS/jan c/Äe/ râÅna//øvHÖ/rjøvcfa

= 05275517; 05/25 cm

;Z 5:

= /a 145 /a-r?

95m 1;) 5 (ma. sés/ø/nj)

= 5:626

3 (Zf-La/zs/ziy -f-.goø/Å) å/cma

5 77 °C

bråns/e/emf

Figur2 Pu-Max patron .för å/crcyklirzgssnzdiør

Bilaga 2 57

föregående cykel. Utbränningsgraden är 28500 MWd/tHM. (tHM = ton tungmetall initialt).

1.3 Driftschema

l de allra fiesta fallen har antagits att upparbetningen sker 14 månader efter utbränningens slut samt att en ny återcykling kan starta efter ytterligare ett år. Eftersom bränslepatronerna användes i fyra driftsäsonger blir effektiva tiden mellan successiva återcyklingar sex år. Med två månaders uppehåll mellan driftsäsongerna fås då det driftschema som visas i nedre halvan av figur 3. För beräkningarna med BUXY har ett förenklat schema, visat i övre delen av figur 3, använts. I detta går de olika cyklerna ej in i varandra såsom i verkligheten enligt det nedre schemat och endast en BUXY-körning per cykel behövs. Höjden på staplarna i figur 3 kan anses motsvara effekttätheten, som är 20.9 W/g bränsleoxid i verkliga fallet och 18.1 W/g i beräkningsfallet. Detta lägre värde beror på att utbränningen i beräkningen utsträckts över 3 uppehåll a 2 månader mellan driftsäsonger. Antalet MWd skall vara samma i verkligheten och i beräkningen. Om vi sålunda för in A ton tungmetall (tHM) i början av en beräkningscykel motsvarar detta ett byte av A/6 tHM under varje säsonguppehåll i den verkliga cykeln. Ett sådant byte göres alltså 6 gånger per cykel och varje bränslepatron antas brännas under fyra driftsäsonger. De fyra skikt som nedre schemat uppdelats i kan för övrigt anses motsvara fyra olika zoner i reaktorn i vilka bränslepatronerna successivt placeras. Tidskalans nollpunkt har i figur 3 valts vid effektiva starten för 1:a åter- Cyklingen. Före denna återcykling krävs en viss urancykeldrift för generering av nödvändigt Pu. Denna urancykel har i figur 3 antytts för Pu-Ö fallen. För Pu-Max blir den initiala urancykeln annorlunda och dessutom krävs då urancykler parallellt med Pu-cyklerna eftersom fortsatt Pu-Max drift behöver mer plutonium än vad föregående Pu-cykel producerar. Man kan alternativt tänka sig att den extra plutoniummängden tages från ett förråd av plutonium. Pu-Max resultat givna i denna rapport är i grova drag användbara även för bedömning av denna senare variant. Det (svagt) expanderande system som förekommer i de första Pu-Ö kalkylerna är på sätt och vis representerade i figur 3. Man behöver blott anta att härdstorleken fr. o. m. 2:a återcyklingen görs större än A tHM (i beräkningsfallet).

1.4 Grunddata och nuk/idomvandlingal l tabell 1 har vissa data sammanställts för tunga nuklider. Tvärsnitten och v-värdena har hämtats från BNL-325, 3rd Edn [2] liksom en del av halveringstiderna. Resten av halveringstiderna, bl. a. den för Pu241, har tagits ur Table of Isotopes, 6th Edn [3]. Anm.: Sedan tabell l sammanställts gjordes vissajämförelser med BUXYbiblioteket. Därvid noterades bl. a. nedanstående differenser.

58 Bilaga 2

.

SnE

\ \

L

?i

_

»Qwkt

x _

om.

\ \

m.\m

_

.MK

Gti*

m.

:max

I

F/M _

Uuw d...

_

hVwdüokwñüRss

vxwv _

LN§

.äiowük

Mokw

_

o.:

21.? _ was:

.MR PN

_

(ukaläö

Mats.

...så

_

ti.

_ ä. a

\ \ \\ _

TZNQ§ZXWQNQ

..

L

w\u.täzw

_

zaiukukt.

umeå

_ .. \\ \ x

x

x _

Fx Mmm.

(XMIuWkMQQ

cfmauwuuxkm

_

...så

_ 3 _ _ r _ 4

.

xuâñüx_

_

gautxlamykzw

:ms

müumx

heâkzwwmu

_

å.. ta.

NS.:

...ax

uran..

_

ukbøsk

“thats

något

_

uEmåwtfQ

vätüia

Vtwnøxüå

_

mkqwz.

a

WQÅQ

MSME

._ _ _ _ _

Bilaga 2 59

l. TV2 för Pu24l, 13.2 år, använd för uppehållen mellan säsonger och cykler, lär vara ungefär 1.5 år för låg. För utbränningen i BUXY användes T1/2 = 14.3 år. 2. Neutroninfångning i Am241 ger enligt tabell 1 Am242M i 100 - 83.8/(83.8 + 748) = 10 °/o av fallen mot i 25 - 624.8/624.8 = 25 % av fallen enligt BUXY-tvärsnitten. 3. För Cm244 använder BUXY absorptionstvärsnitten 27.1 b resp. 202.3 b, vilka skiljer sig avsevärt från värden i tabell 1. Särskilt olikheten i resonansintegral kan ha stor betydelse. Ett schema över omvandlingar bland de tunga nukliderna p. g. a. neutroninfångning och sönderfall ges i figur 4. Av de streckade Övergångarna saknas den (relativt svaga) från Am242G till Pu242 i BUXY, där i stället

alla Am242G-sönderfall fätt ge Cm242. Övriga streckade övergångar finns

med i BUXY i form av utgångskärnans minskning medan däremot inmatningen till slutprodukten saknas. Neutronabsorptionen i Cm242 behöver ej beaktas och därför är Cm243 oväsentlig. Halter för nuklider med korta halveringstider ges ej i BUXY-output (U237, U239. Np238, Np239, Pu243, Am242G och Am244). Vid avklingning (t. ex. i ett TUP-förråd) försvinner alla vertikala övergångar visade i figur 4 - och en ny vertikal övergång måste (i det långa loppet) beaktas, nämligen den isomera övergången från Am242M till Am242G. Under reaktorbestrålningen har denna övergång mycket liten betydelse vid sidan av infångning och (i än högre grad) fission i Am242M. Beträffande sönderfallen kan i övrigt nämnas att de i BUXY-output ej medtagna Np239 och Am242G kommer att ha samma sönderfallshastighet som Am243 resp. Am242M.

1.5 Allmänt om BUXY-beräkningarna Mikrogruppsberäkningarna, vilka gäller enskilda pinnceller utfördes i 25 energigrupper. De tvärsnitt som då erhölls kondenserades till 6 energigrupper (10 MeV - 0.5 MeV - 148.7 eV - 4.00 - 0.625 - 0.180 - 0 eV) för användning i en tvådimensionell beräkning (med programdelen SFINX) utförd på de geometrier som visas i figurerna l och 2. Antalet termiska grupper, dvs. grupper med uppspridning, valdes i början till 3 men ändrades sedan till 2, såsom framgår av tabell 2 som anger de utförda BUXY-körningarna (benämnda BUXYAKA 01 till 05E). Efter första SFlNX-beräkningen genomför programmet det första utbränningssteget och de nya isotophalterna användes sedan i nya mikroberäk- _ ningar, ny SFINX-beräkning samt utbränningsberäkning för andra steget. Utbränningsstegen minskades något i antal efter BUXYAKA 01. Följande i utbränningsgrader ingick (sorten är MWd/tHM).

U1: 0, 1000, 3000, 5000, 7500, 10000, 15000, 20000, 25000, 28500. U2: O, 1000, 3000, 5000, 10000, 20000, 28500.

Effekttätheten sattes i början till 20.9 W/g liktydigt med att tre säsonguppehåll ansågs finnas i en cykel. 1 de flesta körningarna användes emellertid värdet 18.1 (se f. ö. figur 3 samt kommentar under avsnitt 1.3). Vi skall

60 Bilaga? sou 1976:41

uns

a aøvå/rc/ 52/1 Y- Vana/if

17170?

(1236 basår/una

R e_ : el fu//s/:IIJ/?t

\ v t; Baxr

pe amy A 4,)

--›N,,z3a Ra

x Jay/JÅ//c/

lig

bc/Løa c//øc/e 01/2,0 \ (59 464/77 A

uzss p: 23a ka/*j/ //J

,pass-e

0 »o U 39 --› A239

--›/V,239

P.: 240

Pugq/êlámäll/

24%

Am

- Am 242 G-;cm 242

n/zzøzz;

5243+ Am 243 Cm243

“r

Am 244 -_› “244

Cm

I $ Cm 245

Ön 24e.

Crn 247

cm 248

cm 49:1 Bkâlø?

:(7349

Bk250

:x/øso

(f25/

(f

Figur4 Onwanrlliruzalför lunga nukI/zløt

Bilaga 2 61

också notera att tidsparametern i BUXY-beräkningarna bestäms av utbränningsgrad och effekttäthet, vilka ges i input till programmet.

1 output från BUXY fås k” samt halter av olika nuklider. Dessa anges

vid varje utbränningsgrad dels som antal kärnor per cm5 bränsleoxid, dels som viktsprocent i initial mängd tungmetall. Följande tunga nuklider ingår: U235, U236, U238, Np237, Pu238, Pu239, Pu240, Pu241, Pu242, Am241, Am242M, Am243, Cm242 och Cm244.

1.6 Beräkningar för de tyngsta nukliderna

Överslagsmässiga beräkningar av halter för nuklider fr. o. m. Cm245 har gjorts för ett av de undersökta systemen (Pu-Ö med TUP). Modernuklidernas

halter som funktion av tiden kunde approximeras med räta linjer varvid fås - med Cm244, Cm245 som exempel:

D

0354) 0215115

k4 är en proportionalitetskonstant för det antagna linjära tidsförloppet hos Cm244-halten. Denna konstant har bestämts ur BUXY-resultat. _ - th .. th .. och ar

[C74 Bath]

køth , dar

074,5 +174 074 174

2200-meterstvärsnittet och resonansintegralen för Cm244, använda i BUXY. För de följande nukliderna togs data ur tabell 1. Konventionella termiska flödet køth = 6.3 - 1012 samt I/E-llödetg/Jøth = 5 - 1013, båda erhållna via BUXY, är de relevanta flödena för här studerade processer och de användes genomgående hela vägen ända upp till Cf252. Anm.: Spektret är mycket hån - man kan uppskatta Å till 0.4. +

För oa5ø = ((5,5 of5)ø gäller ett uttryck liknande det nyss givna för

a., ø.

ljfiden i uttrycket för N5 räknas från start av 1:a återcyklingen. För de

följande nukliderna införes ks, kö, etc. och tidskalans nollpunkt flyttas successivt framåt. Till vänster om dessa nollpunkter anses varje modernuklid ha halten noll. Beräkningarna utfördes fram till 6:e återcyklingens start. Varje cykel blev här 46 månader = 102 - 10° sekunder. Inverkan av uppehållen mellan cyklerna (se figur 3) kunde i förekommande fall representeras med diskontinuiteter i halterna. Om sönderfallet av en bildad nuklid har märkbar inverkan skall till aaø

adderas Å (Å = InZ/q/z där 71/2 = halveringstiden ) och om bildning sker

genom en moderkärnas sönderfall skall oÅø i täljaren ersättas av aktuellt A.

2 Presentation av resultat

2.1 Sammanfattning av undersökta fall

En sammanställning av undersökta fall ges i tabell 3. Ett gemensamt drag hos dessa är att man utgått från (i stort sett) samma typ av plutonium

62 Bilaga 2

från uranhärd vid beräkning av input till 1:a återcyklingen. För övrigt är nämnda input inte betydelsefull för de mängder som finns efter 4 till 5 cykler. Vidare antogs upparbetningen alltid ske l år före nästa cykels stan. Vid beräkning av input för fallen utan TUP-återföring korrigerades för Pu241-sönderfall under uppehållet mellan två cykler samt infördes en mängd Am24l p. g. a. dessa sönderfall under sista året före en cykels start. Korrektion för sönderfall under uppehållen gjordes även vid beräkning av input för fall med TUP-återföring varvid även sönderfallen i Cm242 och Cm244 beaktades. Upparbetningen antogs ske med 100 °/o effektivitet. I fallen utan TUPåterföring matades strax efter upparbetningen all TUP till ett lager medan allt Pu tänktes fört till en bränslefabrik. Vid TUP-återföring däremot skildes Pu och TUP aldrig åt.

2.1.1 Pu-Ö utan TUP-återföring. Alt.1

1 detta fall liksom i de två följande var viktsprocenten lissilt plutonium samma för varje input. Faktorn a (se figur l) blir Följaktligen 1. Detta ledde emellertid till att allt Pu från en cykel ej gick åt som input till nästa om härdstorleken bevarades. För att införa allt Pu i en ny cykel kunde man därför tänka sig en (svagt) expanderande reaktorstorlek. . För inputgenerering till en 1:a återcyklingshärd på A tHM krävdes en uranhärd på 1.509 A tHM körd på samma sätt som återcyklingshärden eller (approximativt) en uranhärd av storleken A körd 1.509 gånger Pucykelns drifttid. Som framgår av tabellerna 2 och 3 kördes detta fall liksom det följande vid 20.9 W/g bränsleoxid vilket innebär att 3 st. 2-månaders uppehåll ingår. Sådant uppehåll finns emellertid ej med i BUXY, som räknar hela cykeln i ett sträck (längden blir ung. 40 månader). Korrektioner ñck därför utföras i efterhand. Det visade sig då att Am24l-halten vid output från en cykel borde multipliceras med 1.156. Detta är gjort i resultaten, vilka presenteras senare. Smärre korrektioner ( 10 %) kunde också införas för Pu241, Am242M och Cm242 men detta har ej gjorts.

- 2.1.2 Pu-Ö utan TUP-återföring. Alt. IA Detta fall undersöktes (endast två återcyklingar) för att pröva inverkan av längre väntetid mellan cykler innebärande en kraftigare minskning av Pu- 241-halten. Man valde här en svalningstid av 50 månader före upparbetning i stället för normala 14 månader. För input till 1:a återcyklingen krävdes en något större uranhärd än i föregående fall (1.544 A mot 1.509 A) eftersom Pu241 fått klinga av mera. Am24l-faktorn 1.156 har använts även här.

2.1.3 Pu-Ö med TUP-återföring. Alt. 1

För detta alternativ har använts effekttätheten 18.1 W/g bränsleoxid och någon korrektion för uppehåll mellan driftsäsonger behövs följaktligen ej. Initiala uranhärden blir samma som för det första fallet och halten fissilt

Bilaga 2 63

Pu i input var som tidigare nämnt konstant för de olika återcyklingarna (a = l).

2.1.4 Pu-Ö utan TUP-återföring. Alt. 11

Här återfördes allt Pu från föregående cykel till ett icke expanderande system - av storleken A tHM. Faktorn a blir alltså större än 1 utom för återcykling nummer l, där ju allt Pu från uranhärden (l.509 A) infördes redan i det första fallet. BUXY-körningen för 1:a återcyklingen har för övrigt ej gjorts om, utan BUXYAKA 01 från första fallet har använts. De smärre ändringar som finns mellan denna körning och C-serien spelar ingen större roll. (Det får de helt enkelt inte göra ty det skulle innebära att en del av körningarna icke vore acceptabla.)

2.1.5 Pu-Ö med TUP-återföring. Alt. 11 Allt Pu och all TUP från föregående cykel återfördes till A tHM. För lza återcyklingen användes BUXYAKA 01B från 3:e fallet. Initial urancykel motsvarar som förut 1.509 A.

2.1.6 Pu-Max utan TUP-återföring Man har en särskild härd av tHM bestående av Pu-Max patroner. Till

A1

denna föres vid början av varje cykel en stigande mängd fissilt Pu angiven av faktorn (se figur 2 och tabell 3). Faktorn har valts (dvs. i förväg al

uppskattats) så att kwskulle bli någorlunda konstant vid en viss utbrän-

ningsgrad. Parallellt med Pu-Max reaktorn krävs en uranreaktor av ungefär dubbla storleken för generering av plutonium - eller ett förråd av plutonium, som kan ge erforderligt tillskottsplutonium. lnitiala uranreaktorn kan karakte-

riseras av värdet 5A! (5.22l A1).

2.2 Erhâl/na värden nuklidhalter och

för fdr k”

BUXY-beräknade värden för halter av olika nuklider till och med Cm244 ges i tabellerna 4-10. För fallet Pu-Ö med TUP-återföring Alt. ll (visat i tabell 8) ges för 5:e återcyklingen även halter för de tyngre nukliderna (Cm245 - Cf252) erhållna i den speciella kalkylen enl. avsnitt 1.6). Alla halter avser slutet av en cykel och motsvarar medelutbränningen 28500 MWd/tHM samt är givna i gram per tHM (tHM betyder ton tungmetall initialt). Antalet tHM som ges i tabellerna är liktydigt med total tungmetallinput för en cykel, i beräkningen lokaliserat till ett tillfälle men i verkligheten uppdelat på 6 tillfällen eller, for initiala urancykler, ev. ännu flera (se figur 3). Total mängd i output for olika nuklider från en cykel fås om tHM-värdena multipliceras med angivna halter. För Pu-Max fallet fås hela output genom addition av motsvarande mängder från Pu-Max cykel och därmed parallell urancykel. l tabellerna 4-10 ges också uppgifter om elenergiproduktionen uttryckt

64 Bilaga 2

i MWd med användning av verkningsgraden 33 %. För återcyklingarna samt för de parallellkörda urancyklerna i Pu-Max fallet anges ackumulerad energi räknat från början av 1:a återcyklingen. Därtill skall läggas den elenergi som producerats i den initiala urancykeln, som också ges itabellerna. Tabellerna innehåller även värden för

km (20000), dvs. multiplikations-

konstanten i oändligt system för utbränningsgraden 20000 MWd/tHM. Detta utbränningsvärde motsvarar ungefär den reaktivitetsmässigt vägda medelutbränningen för patronerna i den verkliga återcyklingsproceduren och man önskar att tillhörande ändras så lite som möjligt från cykel

kw-värde

till cykel samt att värdena ligger nära ett. Ett något lägre utbränningsvärde, t. ex. 18000, vore mera representativt men denna utbränningsgrad kom ej att ingå i här genomförda studier. Slutligen noteras att de två första haltvärdena för Np237 och Am24l i tabellerna 6 och 8 satts inom parentes. Detta beror på att initiala halter för dessa två nuklider för första återcyklingen ej var helt förenliga med den urancykel som anges i tabellerna (se t. ex. tabell 4). Vid högre cykler har inverkan därav dött ut.

2.3 Kommentarer till k

oo-värdena

l figur 5 har kw-värdena uppritats mot återcyklingsnumret.

För Pu-O fallen ligger värdena för 1:a återcyklingen som synes rätt nära

riktvärdet ett. Man ser vidare att kw för Pu-Ö utan TUP (Alt. l och ll)

där är något mindre än värdet för Pu-Ö med TUP medan förhållandet i verkligheten torde vara det motsatta. Orsaken till beräkningsutfallet är skillnader i data för BUXYAKA Ol och 0lB (se tabell 2). Om sålunda utbränningsvarianten använts även för BUXYAKA 0l skulle för

U2 koo-värdet

Pu-Ö utan TUP (Alt. l och ll) för 1:a återcyklingen möjligen ökat till strax över den punkterade kurvan i figur 5. Om vidare effekttätheten l8.l W/g använts genomgående skulle ytterligare ökning skett eftersom xenon-halten

skulle haminskat. Sistnämnda kM-ökning som högst kan röra sig om ett

par hundra pcm (en reaktivitetsprocent är 105 pcm) gäller alla återcyklingar för Pu-Ö utan TUP Alt. l och lA samt enbart lza återcyklingen för Pu-Ö utan TUP Alt. ll. Ovan relaterade effekter är möjligen inte särskilt viktiga för våra beräkningar av olika nukliders halter. Diskussionen har medtagits

mest för att förse läsaren med en förklaring till dessa speciella kota-resultat.

l figur 5 kan vi också avläsa reaktivitetsverkan av TUP-nukliderna. Om vi använder Alt. ll, dvs. det alternativ där allt plutonium från föregående cykel återföres till härd av oförändrad storlek, finner vi _o(TUP) för 5:e återcyklingen lika med 1.8 reaktivitetsprocent, erhållet genom subtraktion av enligt de streckade kurvorna. För Pu-Ö utan TUP kan för

kw-värden kw

1:a återcyklingen uppskattas till 1.005 om vi tänker oss att korrektioner enligt föregående stycke införes. För 5:e återcyklingen avläses för Alt. Il värdet 0.996, vilket är 0.9 reaktivitetsprocent lägre än utgångsvärdet. Denna sänkning, närmast att betrakta som ett riktvärde p. g. a. våra överslagsmässiga korrektioner, hänger samman med att kvoten fissilt Pu till totalt Pu i input sjunker från en cykel till nästa. Det är emellertid inte fråga om några stora förändringar och vid 5:e återcyklingen för Pu-Ö utan TUP har reaktivitetskurvorna i figur 5 nästan planat ut.

Bilaga 2 65

om: ämhui cut HK;

i

osm Dia

üäñxxiukusw

QDF

03%.. W

nås lbk .

man

u.

3.5.

///

5:e.

/

www.

äzsq.

/

2x.:

.mån

A 1

Qåinlll

W

i / \\

\ /

/ .w

lnlll

l/ ll

\/ /

/

X

II z :i /

,Ill

/ x / z N

/ /

/

/

I

/

4//

z/

l

I

II .N / /./ /

/V

maxåxa

/ /

på.

// ,, /

m-..?

/

J, .

så

små

. .

Figur5 Värden för kw vid 20000 M Wd/IHM

66 Bilaga 2

För att våra olika cykler skall bli ekvivalenta, t. ex. med hänsyn till uppnåelig utbränning måste de nämnda reaktivitetsförlusterna efterhand kompenseras. Detta kan ske på llera olika sätt, t. ex. genom ökning av anrikningen i U-pinnarna (45 st. i en Pu-Ö patron). I alla våra kalkyler för Pu-Ö har medelanrikningen i input satts till 2.72 w% U235 i uranet, vilket värde kan framräknas ur data i figur l. För en ren U-patron gäller i det aktuella anrikningsområdet att 1 reaktivitetsprocent motsvarar 0.1 w % U235. För våra Pu-Ö patroner torde ungefär 0.13 w% U235 (uppskattning ej baserad på direkta beräkningar) i de 45 U-pinnarna ge l reaktivitetsprocent. TUP vid 5:e återcyklingen skulle då kräva en anrikningsökning av drygt 0.2 w% och plutoniets försämring skulle kräva drygt 0.1 w%. I verkligheten skulle emellertid dessa krav något kunna ändras p. g. a. de analoga anrikningsökningar som bör göras inför tidigare cykler. Anrikningsökningen kommer att påverka halterna av olika nuklider något. Det insatta plutoniet i Pu-Ö omvandlas sålunda i något mindre grad än förut. I gengäld blir också produktionen av nytt Pu mindre. Troligtvis blev förskjutningarna av de i tabellerna 4-10 givna halterna små. Några kvantitativa finns ej men vi är övertygade om att resultaten uppskattningar duger för diskussion och bedömning av olika âtercyklingsprocedurer. Detta gäller även Pu-Max fallet.

2.4 Osäkerherer i beräknade halter Några omfattande test av BUXY-programmet mot experimentellt bestämda nuklidhalter i samband med återcykling av plutonium har av naturliga skäl ej kunnat göras. De undersökningar som finns gäller mest urancykeln och avser huvudsakligen Pu-isotoperna 239, 240 och 241. Avvikelserna mellan beräkning och mätning är därvid av storleken någon eller några procent i jämförda viktsmängder. I föreliggande återcyklingsstudie torde därför beräkningen av nämnda isotopers halter ha utfallit tillräckligt bra. l förbigående

kan också noteras att BUXY beräknar effektfördelningen i en typisk Ö-patron

med god noggrannhet enligt studier gjorda i Studsvik. För Pu238 (möjligen också för Pu242) samt för TUP-nukliderna (t. o. m. Cm244) är det svårare att yttra sig om BUXY-beräkningarnas osäkerheter. Vi skall här endast beakta ett par detaljer beträffande använda tvärsnitt. Den första av dessa gäller de två absorptionsgrenarna i Am24l, nämnda i avsnitt 1.4 Anm. 2. Om därvid Am241-tvärsvnitten enligt tabell l användes i stället för BUXY-tvärsnitten skulle den väsentligaste ändringen bli att Am242M-halterna blev 0.40 ä l av de i tabellerna givna. (Faktorns storlek beror på hur pass nära mättning de aktuella halterna är - varvid det lägre värdet gäller mättning.) Den andra detaljen avser Cm244. Där visade det sig att Cm244-halten med Cm244-tvärsnitt enligt tabell l skulle bli 0.53 ä l av BUXY-halter enligt tabellerna. Värdet 0.53 gäller därvid i en mättnadssituation. Efter 5:e átercyklingen med TUP-återföring (tabell 8) erhölls i en särskild kalkyl faktorn 0.77. för de tyngsta nuklidema är som antytts i avsnitt 1.6 Beräkningarna ganska osäkra. Bland speciella omständigheter kan nämnas att alla värden för Cm245 - Cf252 (i tabell 8) skulle multipliceras med en faktor 2.2 om Cm244-tvärsnitt enligt tabell l användes.

Bilaga 2 67

2.5 Jämförelser med andra beräkningar l tabell ll har vissa beräkningsresultat från föreliggande undersökning ställts mot resultat från andra studier. Vattenfalls beräkningar enligt ref [4] gäller även de för en BWR-patron och är utförda med BUXY-programmet. Resultaten är ganska lika motsvarande resultat från föreliggande studie. l rapporten KFK-1945 [5] redovisas ett tyskt arbete där en mängd resultat lör Pu-återcykling beräknade med ORlGEN-programmet ges. Några av dessa resultat jämföres i tabell 11 med våra egna. Särskilt stor är avvikelsen för Am242M, där kvoten mellan vån resultat och det tyska är 4.8. Det finns dock anledning att något reducera vårt resultat såsom påpekats i föregående avsnitt. Också för Cm244 är skillnaden stor, en skillnad som därtill skulle ökas om vi använt Cm244-tvärsnitt enligt tabell l. l ett amerikanskt arbete, WASH-1327 [6], ges bl. a. resultat för mättnad i en kokarhärd där man som Pu-input till varje cykel antagit 1.15 gånger den mängd föregående cykel producerat. Beräkningarna är utförda med samma program som de tyska, dvs. ORIGEN. Bland annat syns att vårt värde för Cm244 är lägre än den amerikanska - samma tendens som ijämförelsen med de tyska beräkningarna. För Am242M däremot är kvoten mellan vårt värde och det amerikanska värdet lika med 1.3 - alltså helt annorlunda än för den tyska jämförelsen. Med användning av tvärsnitt för Am24l enligt tabell l skulle vidare värdet 1.3 multipliceras med ungefär 0.5. Denna stora reduktion hänger samman med att mättning inte är särdeles avlägsen (se tabell 7). För övrigt bör man rent allmänt vara försiktig med omdömen och slutsatser på basis av jämförelser sådana som i tabell ll, eftersom de studerade systemet är långtifrån likvärdiga. Det kan också påpekas att de aktuella geometriema behandlas på ett mycket mera detaljerat sätt i BUXY än i ORIGEN.

3 Diskussion och vidarebehandling av resultaten

De erhållna resultaten kan ses ur många aspekter och vidarebehandlas på ett otal sätt och vi kan här endast ta upp några få trådar för ytterligare studium. Viktig är därvid bl. a. totala (ackumulerade) mängden av olika nuklider samt därmed sammanhängande strålningsintensitet. Först skall emellertid inverkan av förlängd avklingningstid mellan cykler i korthet beroras.

3.1 Diskussion av resultat _förförlängd avklingning

Nuklidhalter för fall med förlängd avklingning (Pu-Ö utan TUP Alt. lA

- se tabell 5) är mycket lika motsvarande värden för normal avklingning (jfr tabell 4). Man kan dock notera att den initiala urancykeln är något större för fallet med den förlängda avklingningen samtidigt som systemets expansion tycks bli mindre (l.0S2 A mot 1.073 A). Båda dessa effekter är rätt självklara eftersom vi i input för de aktuella körningarna krävt konstant

58 Bilaga 2

halt Fissilt Pu och eftersom den förlängda avklingningen innebär att mängden sådant Pu reduceras genom övergång av Pu241 till Am241, vilken sistnämnda nuklid har obetydlig termisk fission. Inte heller efter ytterligare cykler torde någon markant skillnad finnas mellan resultat för den förlängda avklingningen och den nonnala. Jämförelser till och med den 2:a återcyklingen kunde därför räcka och vi noterar alltså att Förlängd avklingning ger en mindre nackdel genom visst Försvinnande av nyttig Pu241.

3.2 Vidarebehandling av Pu-halter I detta avsnitt presenteras viktsmängder av Pu i relation till motsvarande värden om Pu-återcykling ej Företogs, dvs. om enbart urancykler kördes. Bildat Pu måste då lagras - antingen i icke upparbetat bränsle eller i särskilt Pu-lager efter upparbetning. Vi skall först ta fram mängdema Pu(F1ss) och Pu(tot) vid icke Pu-återcykling För alla fall (utom det med Förlängd avklingning). Värdena skall beräknas För urancykler med samma energiproduktion som motsvarande återcykler och jämförelsen väljes gälla tidpunkten för 5:e återcyklingens slut. Energivillkoren ger att antal tHM i input till en U-cykel blir samma som för den motsvarande Pu-cykeln. Dessutom skall förstås initiala ur: ancykeln ingå liksom parallellcyklerna för Pu-Max fallet (se tabell 10). 1 tabell 12 har i kolumn 2 angetts ackumulerad input (tHM) efter starten av 5:e återcyklingen. Värdena kan lätt räknas fram ur de tidigare givna resultattabellema. Det kan också noteras att ackumulerad elenergiproduktion vid 5:e cykelns slut fås som 9405 x tHM-värdena. De i tabell 12 för Pu-fallen angivna viktsmängdema för Pu(ñss) och Pu(tot) har erhållits ur de Föregående tabellerna genom att antalet tHM För 5:e återcyklingen multiplicerats med aktuell Pu-halt. Så t. ex. har första Pu(F1ss)värdet erhållits ur tabell 4 enligt 1.517 A (7373 + 2719) = 15310 A. För Pu-Max fallet har resultat från tabellerna 9 och 10 lagts samman. (Ex.:

A1 (24129 + 8619) + 2.259 A1 (4806 + 1035) = 459413 A1).

Anm.: För fallen utan TUP-återföring uppstår genom TUP-sönderfall i lagret smärre Pu-mängder. (Dessa har emellertid ej behövt beaktas här.) För U-fallen i tabell 12 angivna viktsmängder av Pu(F|ss) och Pu(tot) har erhållits ur data för typisk U-cykel (se t. ex. tabell 4) genom multiplikation med ackumulerat antal tHM enligt tabell 12. Reduktion av Pu24l-bidragen har därvid gjorts p. g. a. denna isotops avsevärda sönderfall från en tidigare cykels slut fram till 5:e cykelns slut. Sönderfall av Pu238 samt bildning av Pu238 genom Cm242-sönderfall har ej behövt beaktas. I tabell 13 ges för Pu-Ö utan TUP Alt. lI samt för motsvarande U-fall en mera detaljerad bild med separata data För varje Pu-isotop och för varje cykels slut här med hänsyn till Cm242-sönderfall. De första kvoterna för Pu238 i tabell 13 verkar något låga och därför gjordes en kalkyl även för Pu-Max. De resultat som då framkom tycks mera rimliga såsom Framgår av tillägget till tabell 13. De två lägsta kvoterna För Pu238 överst i tabellen betraktar vi som något tveksamma och sätter dem inom parentes. Skälet till att dessa två kvoter tycks för låga (med ung. 20 resp. 15 %) kan vara att initiala halten för 1:a återcyklingen (BUXYA-

Bilaga 2 69

KA 01) för Pu238 var något lägre än det värde som motsvarar urancykeln enligt uppgifteri resultattabellerna. Vidare var inputhalten av Am241, vilken fås p. g. a. Pu24l-sönderfall efter upparbetning, vald låg för BUXYAKA 01. Slutligen skiljer sig BUXYAKA 01 rent beräkningstekniskt från övriga körningar i tabell 7 (se därvid tabell 2) - vilket också kan ha viss (om än ringa) inverkan. Kvoterna i tabell 13 har också presenterats i diagramform i figur 6. Alla kurvorna är som sig bör dragna genom punkten (0,1). Osäkerheterna för Pu238 har markerats genom en streckad kurvdel. Beträffande kurvan för Pu24l verkar det kanske vid första påseendet konstigt att denna skär kurvan för Pu242 och fortfarande vid 5:e återcyklingens slut ligger rätt nära ett. Det erhållna resultatet beror på att Pu24l-sönderfallet slår igenom kraftigare i U-fallet än i Pu-fallet. Beträffande kvotemas förlopp och värden vid fortsatta återcyklingar efter den 5:e kan följande anföras: Som vi ser i tabell 7 tycks vi närma oss mättning för de olika Pu-isotoperna (även för TUP-nuklidema är mättning i output för övrigt i sikte, men för dessa skall vi komma ihåg att ackumulering i ett lager sker i detta fall). Efter ytterligare ett antal cyklingar torde alltså vår återcyklingsreaktor uppnå mättnadsmängder för alla Pu-isotoperna. l det motsvarande U-fallet tillför vi efter varje cykel vissa mängder av de olika Pu-isotoperna till ett lager. I ett rimligt tidsområde (låt oss säga högst 100 år) kommer lagemiängdema av Pu239, Pu240 och Pu242 att öka ungefär linjärt i tiden (för den konstanta reaktoreffekt som här studeras). Detta får till följd att kvoterna närmar sig värdet noll. Som vi ser i figur 6 är Pu239 på god väg mot detta värde medan Pu242 har långt kvar. För Pu24l däremot går mängden i lagret mot mättnad och därmed kommer kvoten att asymptotiskt gå mot ett värde större än noll. Detta asymptotiska förlopp framskymtar för övrigt redan för kurvan i figur 6 - gränskvoten skulle kunna ligga någonstans mellan 0.9 och 1 - i varje fall är den inte särskilt långt under 1. Även för Pu238 kommer kvoten ej att gå mot noll och kommer som framgår av figur 6 att ligga omkring värdet 1 under rätt lång tid. Som antytts tidigare i rapporten kan man också tänka sig att Pu tas från ett lager för återföring till en temiisk reaktor. Ett sådant system har ej explicit behandlats i vår studie men kan ändå något belysas med hjälp av våra resultat. Man tänker då närmast på Pu-Max studien varvid vi antar att Pu-lagret först byggs upp av initiala urancykeln plus de följande fyra urancyklerna. Vi har då fått lagom mängd Pu för körning av Pu-Max under fem cykler. Totala mängden Pu i lagret före 1:a återcyklingen fås ur Tabell

9 och 10 till (5.221 A1 + 2.017 Aj + 2040 A1 + 2.104 A1 + 2.179 A1) x (97 + 4806 + 2259 + 1035 + 470.8) = 117554 A1 gram. Från 5:e åter-

cyklingen får vi enligt tabell 9 ut en total Pu-mängd av A1 (1823 + 24129 + 22406 + 8619 + 6741) = 63718 A1 gram. Detta utgör 54 % av ursprungliga lagermängden. Resultatet är att betrakta som approximativt, framför allt därför att Pu24l-sönderfall i lagret ej beaktats, men kan åtminstone tjäna som ett riktvärde Vi skall också notera att lagret motsvarar 127542

A1

MWd(el) medan de fem Pu-Max cyklerna tillsammans ger 47025

A1

MWd(el).

70 Bilaga 2 sou 1976:41

I.:

Kvar u- se 75Åe// m)

(zman/nam, m1,

t

% ^ V “ A

a-- i ”__ F-Pu 238

x

.aa

7-” a m 241 un a* z - 0.9 \ \\ Pu 242

,\ › 0.5 \ \ _ _

n

7 i 0.6

\k E1240

as

0!!

N\. \

a: å- 2,239

m» - 0.2

-- u - 0.1

0 _ o 1 2 3 4 5 ATERCY/(A/A/t

Figurá K vom av Pu-isoropmärzgdør för Pu-Ö utan TUP all II till :no/svarande _fal/ ulan Pu-ätat/öring

Bilaga 2 71

3.3 Fissionernas fördelning pâ olika nuklider

1 tabell 14 visas fissionemas procentuella fördelning bland de tunga nukliderna för några fall. Som synes är värdena för U- och Pu-isotoperna (utom Pu238) ganska lika från ett Pu-fall till ett annat. Denna likhet framgår också av U- och Pu-värdena i nedre delen av tabellen. De ökningar av

U253-mängden, som Vl tidigare talat om l samband med kw-vardena, skulle

knappast störa bilden. Beträffande andelen ftssioner för TUP-nuklidema fås förstås olika värden om TUP återföres eller ej. Värdena är emellertid genomgående små - det största värdet i tabell 14 är sålunda endast 0.68 %. Våra Pu-återcyklingsfall, samtliga teknologiskt möjliga, är alltså mycket lika med avseende på andelen fissioner i Pu. Denna är 52 96 att jämföra med värdet 37 % (se tabell 14) om Pu ej återcyklas, en skillnad som mycket väl kan vara tillräcklig för att göra återföringen ekonomiskt attraktiv.

3.4 Totala mängder av Pu- och TUP-nuklider Totala mängder av Pu- och TUP-nuklider ges i tabell 15 för några av våra fall. Resultaten motsvarar tidpunkten för input till 6:e återcyklingen och har erhållits ur tabellerna 7-10 genom summationer och sönderfallskorrektioner. För Pu-Max fallet har därvid inkluderats resultat för parallell U-cykel. Vidare ingår den initiala U-cykeln i detta fall liksom i Pu-Ö fallen. Alla resultat gäller för elenergiproduktionen 61217 A MWd, dvs. värdet efter 5:e återcyklingen för Pu-Ö fallen (se tabell 7: 47025 A + 14192 A = 61217 A). För Pu-Max fås enligt tabell 9 och 10 47025 A1 + 49104 A1 + 99684 A1 = 195813 A1 MWd. För beräkningen av resultaten i tabell

15 har vi alltså satt 195813 A1 = 61217 A, dvs A1 = 0.3l263 A. Detta

resultat kan för övrigt också fås genom att man sätter total tungmetallinput lika enligt 5.221 + 5 + 10.599 = 6.509 A.

A1 A1 A1

Beträffande sönderfallskorrektionerna skall nämnas att mängden i lagret för den relativt kortlivade Cm242 för vår beräkningsmodell enligt figur 3 skiljer sig från värdet för den verkliga driften. Korrektion har införts härför genom att Cm242 tillförts lagret varje år i stället för vart sjätte. För övriga nuklider har mängderna ej behövt korrigeras för ovannämnda skillnad mellan beräkningsmodellen och det verkliga driftförloppet. I förbigående påpekas att värdena i tabell 13 högra kolumnen ej utan vidare kan jämföras med värden i tabell 15 bl. a. därför att visst sönderfall sker mellan output från en cykel och input till nästa (tabell 13 högra kolumnen avserju 5:e cykelns slut medan tabell 15 gäller 6:e cykelns början). Det finns också andra skäl till smärre olikheter som vi inte går in på här. En stor olikhet finns för Pu-Max men den beror mest på att normeringsfaktorn 0.31263 ej applicerats på värdena i tabell 13. Av resultaten i tabell 15 har vi för U-fallet i ett föregående avsnitt diskuterat Pu-isotopmängderna och jämfört dessa med värden för Pu-Ö. Vad gäller Pu-isotopmängderna för de tre Pu-fallen ser vi att likheterna är rätt stora utom för Pu238 som för TUP-fallet får nästan 3 ggr mängden för de två andra fallen. Största kvoten i övrigt gäller Pu239 där man har fått värdet 10938/ 8665 = 1.26 för Pu-Max/Pu-Ö (orsaken ej närmare undersökt).

72 Bilaga 2

För TUP-mängdema råder stor likhet mellan lagervärdena för Pu-Ö och Pu-Max. För fallet med TUP-återföring fås däremot andra värden. Resultaten även inkluderande U-fallet är sammanställda i tabell 16 i form av kvoter. Som vi ser får man genom TUP-återföringen en minskning för Np 237 och för Am-isotoperna. Denna minskning är emellertid inte särskilt stor. För Am-isotoperna rör den sig om ungefär 50 %. Vi ser vidare att Cm244mängden genom TUP-återföringen ökar. Den är inför 6:e återcyklingen (dvs 30 år efter starten av den 1:a återcyklingen) mer än 2 ggr mängden utan TUP-återföring. Därtill kan man observera att kvoten för Cm244 kan öka ytterligare något - en uppskattning inför start av 7:e återcyklingen har gett 2.327 (mot 2.229 inför den 6:e). Cm244 ger visserligen inga långtidsproblem eftersom halveringstiden är så kort som 17.6 år men nukliden har, som vi snart skall se, stark strålning, vilket försvårar bränsleelementfabrikationen. Slutligen noterar vi att för U-fallet (dvs. när varken Pu eller TUP återfores) fås en klart större mängd Am241 än i övriga fall. Detta beror förstås på att Pu241-sönderfallen får större inflytande.

3.5 Neutronstrâlning från plutonium och TUP

Neutronstrålningen härrörande från Pu- och TUP-nukliderna har två komponenter. Den första och totalt sett viktigaste av dessa utgörs av neutroner från spontana fissioner. Den andra komponenten orsakas av att den a-strålning som de flesta Pu- och TUP-nukliderna utsänder kan ge (a,n)-reaktioner i vissa lätta atomkärnor - t. ex. i syrekärnor som ju finns i bränslet. En uppskattning av neutronintensiteten från ovannämnda spontana fissioner redovisas i tabell 17. Samma fall som för totala viktsmängderna enligt tabell 15 har därvid behandlats. Enligt tabell 17 skulle Cm244 ge den högsta neutronstrålningen med ung. 17000- 10° neutroner/sek och tHM för Pu-Ö med TUP-återföringa). Även Cf252 ger emellertid för detta fall en avsevärd neutronintensitet, nämligen 9700 - 106 n/sek och tHM, ett värde som skulle öka till 2.2 - 9700 - 106 = 21300- 10° om Cm244-tvärsnitt enligt tabell 1 använts (se avsnitt 2.4). Samtidigt skulle neutronintensiteten för Cm244 minska till 0.77 - 17000 - 10° = 13100- 10°. Vår approximativa kalkyl kan i sig ha lett till för lågt värde for Cf252 - i varje fall ges i ref. [7] ett resultat som är ungefär 10 ggr vårt värde 21300 - 10° medan Cm244-värdet enligt ref. [7] mera liknar vårt. Jämförelsen är emellertid mycket vansklig och man bör endast tolka den som en indikation. Neutronstrålningen skulle, om vi anammar värdena i tabell 17, totalt vara ung. 27500- 10° n/sek och tHM för Pu-Ö med TUP inför 6:e återcyklingens start. Vid bränsletillverkningen skulle vi alltså ha 0.74 Cune snabba neutroner per ton tungmetall. Detta kommer att försvåra och fördyra denna tillverkning och talar alltså mot TUP-återföring. Vid den föregående upparbetningen samt vid uttaget av bränslet ur reaktorn är neutronintensiteten ännu större framför allt p. g. a. Cf252s korta halveringstid. Det skall också påpekas att intensiteten ökar under följande cykler. Särskilt Cf252-

a) Anm.: Se första anm. i avsnitt 3.6

Bilaga 2 73

värdet i tabell 17 är långt från mättnad. lägre neutronintensitet än för fall med Om TUP ej återföres fås väsentligt TUP-återföring. För Pu-Ö fallet i tabell 17 fås sålunda (exkl a,n)0,4 millicurie neutroner ett värde som för övrigt också per tHM vid bränsletillverkningen, Värdet är ung. 1/2000 av värdet med TUP-återföring gäller för Pu-Maxa) och ligger dessutom inte särskilt långt från mättnad (se t. ex. tabell 7). Vid samt vid upparbetning är förstås intensiteten större. Vid uttag ur reaktorn tHM 5:e cykelns slut för Pu-Ö får vi enligt tabell 7 ut 269.1 g Cm244 per vilket motsvarar 79 millicurie neutroner per tHM. Vi påpekar också att relativa andelen Cf252-neutroner blir väsentligt mindre for fall utan TUPåterföring än för fall med TUP-återforing. noterar vi först att Beträffande neutronintensiteten i lagerutrymmen Sönderfallen av dessa Cm244 och Cf252 ej innebär något långtidsproblem. nuklider leder till en viss sekundär neutronintensitet i Pu240 och Cm248, skall nämnas som emellertid inte är speciellt uppseendeväckande. Slutligen att Am-isotoperna har försumbar neutronstrålning från spontana fissioner. Dessa var, vid sidan av Np237, de enda nuklider vars mängder blev mindre genom TUP-återföring men detta är alltså ett ointressant resultat vad gäller neutronstrålningen p. g. a. spontanfissioner. Beträffande har vissa resultat extraherats ur KFK-1945 (am-reaktioner och sammanfattats i tabell 18. Beräkningen i KFK-1945 motsvarar ett fall där TUP ej återföres. Av tabellen drar man slutsatsen att neutroner från (am-reaktioner spelar en underordnad roll. Detta gäller även för cykler av högre ordning. Det bör observeras att ovanstående resultat avser sammanlagda neutronintensiteten från Pu och TUP (väsentligen Cm244). Om vi enbart betraktar Pu-isotoperna blir kvoterna annorlunda. På basis av vissa överläggningar med hjälp av KFK-1945 har vi därvid kommit till att neutronintensiteten från (a,n)-reaktioner i utbränt bränsle p. g. a. a-strålningen i Pu238 (som ger det väsentliga bidraget) blir 18 ggr neutronintensiteten i Pu238 p. g. a. spontan-

fission. Återgår vi till tabell 17 Pu-Ö utan TUP får vi då en sammanlagd

neutronintensitet från Pu-isotoperna av 1.2 mCi/tHM i stället för 0.4 mCi/tHM från enbart spontanñssion. Det skall också påpekas att viss bar neutronstrålning finns härrörande från a-strålningen i Am241 (jfr tabeller i nästa avsnitt). Anm.: Faktorn 18 ovan torde innebära en överskattning.

3.6 a-, 13- och y-strälningfrân pluronium och TUP

Ett försök att uppskatta a-,B- och y-strålningen från Pu- och TUP-nukliderna har också gjorts. Resultaten visas i tabell 19 och avser oskärmad strålning (dvs. källstyrkan). De givna värdena gäller Pu-Ö med TUP Alt. 11. Resultat för andra fall (med andra viktsmängder) kan fås genom proponionering mot viktsmängder i tabell 15 för Pu-Ö med TUP. Vid uppgörandet av tabell 19 har sönderfallsuppgifter enligt ref. [3]använts. Detta ställer sig ganska enkelt för a-strålningen där man lätt får fram en representativ medelenergi. Denna ges i tabell 20. Den representativa/J-eneri tabell gin är heller inte så svår att få fram och även för den ges värden för en viss kärnövergång och 20 (index max avser högsta/f-partikelenergin

74 Bilaga 2

det horisontella strecket avser medelvärdet för alla aktuella övergångar). Medelenergin för y-strålningen slutligen är något besvärlig att uppskatta genom det stora antalet övergångar. Vad vi främst syftat till att ge är det odegraderade gammaenergiflödet, vilket lås om Sammanhörande värden från tabellerna 19 och 20 hopmultipliceras. Någon detaljerad kontroll av dessa y-resultat har emellertid ej gjorts och de lämnas därför med viss reservation. Vi vill också påpeka att vi i vissa fall bortser från vid röntgenstrålning konversion samt från lågintensitetsövergångar av hög energi. Dessa inskränkningar påverkar i viss mån källgammaenergiflödet och bortseendet från de höga energierna kan få betydelse vid beräkning av y-flöde vid skärmning, t.ex. vid uppskattning av y-llöde från bränslepinnar. Vi skall också notera att tabellerna 19 och 20 innehåller 3 nuklider som ej finns med i tidigare tabeller, nämligen Pa233, Np239 och Am242G. Dessa har korta halveringstider och mängderna av dem är små men sönderfallsmässigt kommer nukliderna att vara i jämvikt med Np237, Am243 resp. Am242M. Det kan också påpekas att för ett lager utan tillförsel kommer antalet sönderfall per sek. for Cm242 att bli lika med _lf-intensiteten for Am242G. Anm.: Om man vill ange strålning (ävensom Pu och TUP) viktsmängder per tHM (i input till 6:e återcyklingen) kan man direkt ta värden ur tabellerna 15, 17 och 19 såsom vi här och där gjort i denna rapport. För en Pu-Ö patron får man då medelvärdet över alla pinnar, dvs. 45 U-pinnar + 19 Pu-pinnar. Per tHM i själva Pu-ön eller i enskilda Pu-pinnar skulle betydligt större värden fås. Även för Pu-Max får man ett slags medelvärde beroende på den parallella U-cykeln. Per tHM i själva Pu-Max patronen fås värden som i det aktuella exemplet skulle bli 1/0.31263 = 3.2 gånger

A/Abdvs.

tabellvärdena och for vissa enskilda pinnar i Pu-Max blir faktorn än större (jfr figur 2).

Starkaste a-strålningen finns i Cm244 med 4810 - 10” motsvarande 130000 Ci/tHM. Totalt vid ifrågavarande tidpunkt, som kan få represenbränsletillverkningen infor 6:e återcyklingen av Pu-Ö med TUP fås (genom addition i tabell 19) 661 1 1012 = 180000 Ci/tHM. l motsvarande input utan TUP-återforing fås 540 - 1012 = 14600 Ci/tHM. Om vi anser olika sönderfall ur medicinsk synpunkt likvärdiga blir toleransnivån för luftburen viktsmängd i TUP-fallet endast 8 % av motsvarande nivå utan TUP-återföring. lntensitetsmässigt starkaste _IJ-strålningen kommer från Pu24l med 12446 - IOWB-artiklar per sek och tHM motsvarande 336000 Curie/J/tHM.

E/jmax är emellertid, som framgår av tabell 20,- endast 00208 MeV, vilket

väsentligt reducerar strålningens farlighet. För övrigt är det beträffande Pu24l-strålningen likgiltigt om TUP-återföres eller ej. Enligt tabell 19 fås också märkbar/f-strålning från Np239 och Am242G, nämligen sammanlagt 22.1 - 1012= 600 Ci/tHM med ganska hög ,lf-energi ä 0.55 MeV).

(Epmax

Denna strålning slipper man ifrån vid bränslefabrikationen om TUP ej återföres (låt vara att man i stället får ett än högre bidrag till lagret- se Am242M och Am243 i tabell 15). För y-strålningen ger tabellerna 19 och 20 följande:

Bilaga 2 75

Am24l 51 - 10” - 0.06 3.1 - 10” MeV/sek. och tHM 6 - 10” - 0.19 1.1 - 10” MeV/sek. och (HM Np239 Am242G 10 - lO” - 0.08 0.8 -10? MeV/sek. och tHM

Summan blir 5 - 10” vilket mycket grovt motsvarar 100 Röntgen per timme och ton l verkligheten kommer man förstås att på 1 m avstånd. Redan den inneslutning som behövs få mycket lägre nivå p. g. a. skärmning. p. g. a. a-strålningen kommer att nedbringa y-strålningen som ju är lågenergetisk i dessa fall och därför ej så svår att avskärma. Om TUP ej återföres blir y-situationen bättre för bränsletillverkningen. Utöver y från Pu-isotokommer endast en mindre Am241-mängd orsakad av Pu24l-sönperna derfall efter upparbetningen att bidra. Anm.: Tabellerna 19 och 20 är ej lämpliga för bedömning av dosrat vid märkbar y-skärmning. Neutronstrålningen är behandlad i föregående avsnitt. Som vi sett får man avsevärt mindre strålningsproblem vid bränsletillom man avstår från TUP-återlöring. Även för transporten av verkningen utbränt bränsle och för upparbetningsproceduren blir strålningsproblemen mindre utan TUP-återföring (jfr output från olika cykler i tabell 7 med motsvarande resultat i tabell 8). Framför allt torde reduktionen av neuvara av betydelse även för dessa två procedurer. En nackdel tronstrålningen om TUP (eller Pu+TUP) ej återföres är förstås det lager som då uppstår. Vid tiden för start av 6:e återcyklingen, dvs. 30 år efter starten av 1:a återcyklingen, råder en ganska kraftig a- och neutronstrålning i detta lager men ändå klart mindre än den som finns i TUP-återcyklingssystemet. Dessutom förefaller hanteringssvårigheter vid dylik lagring småjämlört med dem man har att bemästra vid bränsletillverkning. Endast för Np237 och för Amhar TUP-återföringen gett lägre mängder (Am241-mängden blir isotoperna för övrigt allra störst om man avstår även från Pu-återforingen). Det förefaller dock inte troligt att nämnda minskning av mängderna för Np237 och för Am-isotoperna kan kompensera de nackdelar som TUP-återföringen innebär. TUP-återlöring ter sig alltså ej särskilt lockande för här studerade Pu-Ö och Pu-Max system.

4 Sammanfattning

l utredningen har två olika BWR-system för Pu-återföring behandlats. l

det ena systemet återföres plutoniet i form av Ö-patroner så valda att varje

reaktor tar hand om sitt eget plutonium. Den ursprungliga uranreaktorn

kommer efterhand att innehålla enbart sådana Ö-patroner och viktsmäng-

derna för de olika Pu-isotoperna erhållna via BUXY-beräkningar tycks sakta närma sig mättning (det har dock ej i detalj utretts hur mättningen sker men sådana studier var ej heller nödvändiga i föreliggande undersökning). I det andra systemet återlöres plutoniet till en reaktor uppbyggd av patroner (kallade Pu-Max) med nästan enbart Pu-pinnar. Parallellt med denna reaktor körs en uranreaktor för generering av erforderligt extra plutonium för fortsatt drift av Pu-Max härden. Effekten i denna uranreaktor måste vara drygt dubbla effekten för Pu-Max härden. Även i detta system fås mättnads-

76 Bilaga 2

tendenser för de olika Pu-isotoperna. Båda systemen är rimliga ur reaktorteknologisk synpunkt. Vidare är båda systemen slutna med avseende på plutonium inget Pu förs ut och inget förs in. Däremot måste anrikat uran tillföras vid varje bränslebyte. För båda systemen återfördes alltså plutoniet medan övriga transuraner (kallade TUP) efter upparbetningen lagrades. Pu-Ö systemet behandlades även med TUP-återföring, varvid plutoniet och TUP-nukliderna återfördes tillsammans. Som allmän karakteristik kan sägas att resultaten för Pu-Ö och Pu-Max, båda utan TUP-återföring, ter sig ganska likartade både beträffande Pumängder i återcyklingen och beträffande TUP-mängder i lagret. En viktig parameter att anföra i detta sammanhang kan vara totala viktsmängden plutonium dividerad med motsvarande mängd om plutonium ej återcyklades. Denna kvot blev efter 5:e återcyklingen, dvs. ungefär 30 år från start av 1:a återcyklingen, 0.431 för Pu-Ö och 0.491 för Pu-Max. För Pu-Ö med TUP-återföring erhölls värdet 0.468. Kvoterna faller stadigt från en cykel till en följande men det tar lång tid innan de kommer nära noll. Mera detaljerad information finns i rapporten. TUP-återföringen ledde till att mängderna av Np237 och av Am-isotoperna efter 30 år blev ungefär hälften av vad de skulle vara utan TUPåterföring. För Cm244 däremot erhölls en dryg fördubbling. Därtill fås vid TUP-återföring, såsom en särskild kalkyl visade, en icke försumbar mängd Cf252. Denna mängd ger tillsammans med Cm244-mängden en kraftig neutronstrålning som i högsta grad måste försvåra bränsletillverkningen. Fall med TUP-återföring leder också till högre a-,jf- och y-strålning vid bränsletillverkningen. Vidare fås starkare strålning vid transport av utbränt bränsle och vid upparbetningen av detta. För har undersökta fall är det därför föga troligt att den visade minskningen för Np237 och Am-isotoperna skulle kunna uppväga TUP-återföringens alla nackdelar. Naturligtvis kan man tänka sig att återcykla TUP på många andra sätt. En variant vore att särskilda TUP-pinnar tillverkades för placering i höga flöden i kraftreaktorer. En anledning till de ändå ganska måttliga förändringar som TUP-återföringen gett i föreliggande studie kan hänga samman med att flödet i Pu-Ö patronens inre är relativt lågt. I en nyligen publicerad amerikansk undersökning, BNWL-l900 (ref [7] i denna rapport) diskuteras ett flertal metoder for TUP-förstöring - bland dem användning av ñssionsreaktorer. Någon riktigt övertygande och i alla hänseenden gångbar metod tycks emellertid ej framkommit. Innan man allvarligt börjar diskutera och undersöka ytterligare metoder for TUP-förstöring borde det i detalj klargöras var de långsiktiga strålningsproblemen finns, dvs. för vilken typ av strålning och i vilka nuklider. Vissa överväganden i den vägen kan göras med hjälp av tabellerna 15, 17 och 19 i föreliggande rapport men en mera ingående studie vore önskvärd, framför allt beträffande y-strålningen. En sådan studie skulle kunna klargöra huruvida strålningen från TUP utgör något större långsiktigt problem t. ex. jämfört med de strålningsproblem som är förknippade plutoniet

med självt.

Det vore också rimligt att studera termiska torium-U233 system samt snabba system med avseende på omsättningen av tunga nuklider samt dessas strålning. Troligtvis blev sådana studier för närvarande delvis begränsade

Bilaga 2 77

p. g. a. otillräcklig information om neutrontvärsnitt - men då skulle i stället behovet av sådan tvärsnittsinformation kunna bli kartlagt. Beträffande tidsperspektivet borde detta bl. a. baseras på en bedömning av samspelet mellan snabba och termiska reaktorer. I Föreliggande utredning har endast ett termiskt U-Pu system behandlats - för en tid av 30 år räknat från start av 1:a återcyklingen, vilken kan ske omkring 1980. Effekten har antagits konstant (eller nästan konstant) men resultat kan fås även för ett starkt expanderande system genom överlagring av halter i output från olika cykler givna i tabellerna i rapporten. Vi har alltså en bild av U-Pu systemets viktsmängder för olika tunga nuklider och kan på basis därav beräkna de framtida strålningsintensiteterna (några tusen år framåt i tiden). En förl utsättning är förstås att reaktoreffekten som funktion av tiden kan uppskattas. Långtidsstrålningen räknas ut med utgångspunkt från de TUPmängder som förs till lagring. Det kan vidare ha sitt intresse att studera långtidsstrålningen om även allt Pu lagras, t. ex. den mängd som finns efter 5 återcyklingar. Vidare kan man som nämnts söka få viss information om långtidsproblemen för strålningen i samband med drift av snabba reaktorer och eventuellt även termiska torium-U233 reaktorer. Inte ens efter ovan skisserade studier kanske man med bestämdhet kan säga om extraordinära åtgärder behövs för förstöring av TUP (och överblivet Pu) eller om man kan nöja sig med lagring men man har åtminstone ett bättre underlag för diskussion av problemet än vad man nu har.

Referenser

l. E. Johansson. Beräkningsförslag till Aka-utredningen ang. halter av Pu och övriga transuraner vid återcykling i termiska reaktorer. AB Atomenergi, Studsvik, TPM- RF-74-1065 (1974) 2. Neutron Cross Sections. Brookhaven Nat. Lab., Upton, BNL-325, 3rd Edn, Volume l (1973) 3. C. M. Lederer, J. M. Hollander and I. Perlman. Table of lsotopes. 6th Edn (1967) 4. G. Apelqvist. Studium av plutoniumåterföring i kokarpatroner. Vattenfall, Råcksta, ER-25/74 (1974) _ 5. H. O. Haug. Calculation and Compilations of Composition, Radioactivity, Thermal Power, Gamma and Neutron Release Rates of Fission Products and Actinides of Spent Power Reactor Fuels and Their Reprocessing Wastes. Gesellschaft für Kernforschung, Karlsruhe, KFK-1945 (1974) 6. WASH-1327 (GESMO), Chapter lV, Section C (1974) 7. High-Level Radioactive Waste Management Alternatives. Battelle Northwest Laboratories, Richland. BNWL-1900, Vol. IV, Section 9 (Study Leader Liikala R. C.) (1974)

78 Bilaga 2

A A a_ A 9 A 2A . s, a_

388.8 ?Names 858808 A988... Awessc §83...

Sve...

Aamåod 8.523

;§88

.maåvmqoH

§3 ...ams ?§8 §83

38.0 38.0

s...

H H H H H H H H H H H H H H H H H H

sus: 22 §8 28.8 v.88 8vs 88.8 §8

of ä.. 8.8 v2 E8 :8 9.8 88 mv.” 8.8 E; .Om

o: 8v

m 8 2 2 2 8_ vo 8_ å

v N H H H H H H H H H H H H H

: m8 88 v8 .8 o: m 8 82 os: m.: o: 0.0_ 88 m:

8 8 m 2 8 8a w 8 88 + |

8 o_ ov 8 m N. 8v E.

omwmwmwmh

H H v H H H H H H H H H H H H H

2:

H H

00m

vv_ m8 08 H03 28 8: 88

s m8 _v_ 08 8_ mv 8_

2 _: z 88 s_ 5 88 m8

M80 mvå

o_

n_ 3 o_

88 So

8 3 w o 8 o

e_ 8 H H H H .o o_ H H H H H H H H H H

se

. H H H

.s 38 mmdV 20.0 88 3_ nu: 82. 88_ Sv 8_ 2.8 88 88 V mv 80 m_ 88 2.0 8 v3

se

.E321

eüømmnowmmsmmm

v

_ 88 8_ o_

QmH

w_ 8_ v... i 8 8 3 å

8 m o. m 8

8H

H H 8 H H _

80.388 SH

H H H H H H H H H H H H H

Hmm

H

ä så mm :v 8_ »vw §8 §8 m8 S: 8 E 8v_ av 8_ 88 m.: mvm m.. 8 v f

3.501215:

s s s s s s s

GMC.: s s s: s

u o s E: s s s s a_ e_

s

se

u

83: ooZnv

s

var...? 83.8 av...?

s

088 88 §2 8.2 88

Q: 2.8 2.8 m: 8v 88 88

8 :v a_ 8_ 8 o.: .f .sv v8

San_

Ä

:wash uisz :Ez 822 M88.: 88..._ 88..._ .vad 88:.. nå: v.82_ :spå 2882 03:2 mvüå 8850 ?Neu vvmsu mvmsu 8.8.5 Eau »v25 88:6

85 85 85 M85

Bilaga 2 79

Aqwøsø Aaåâo 0502.0 ago... ages...

020.0 H H H .. H H

o? o? v2 än MZ :a

.coümc

53:03

0: 000

.SmäBE

H H

003m 003

am?

u ›+

QU>

00_

. 0_ m H m. H H a.

cam .nobxon

V E.. ?v m.. om.: å n.

u.,

.to

:§03

.EmâöE

EE”. ams. emma» SNS... 9:»

80 Bilagaz sou 1976:41

Tabell 2 Vissa parametrar i BUXY-beräkningarna (se även tabell 3) BUXYAKA Maskor per pinn- Termiska Effekttäthet Utbränningscell i SFINX grupper W/g bränsle- grader oxid 2x2 3 20.9 u]

Bilaga 2 81

Tabell 3 Sammanfattning av undersökta fall (se även tabell 2)

BUXYAKA Åter- Patron TUP-åter- Pu-återcykling (öring föring

O! l 02 2 03 3 Pu -Ö Utan Alt I 04 4 05 5

Endast ett fall studerat För Pu-Max

82 2 sou 1976:41 Bilaga Tabell 4 Resultat för Pu-Ö utan TUP-återförlng. Alt l

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per tHM Am24l 182.0 257.2 275.7 282.3 284.7 35.54

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248

Bk249 u _ _ - Cf249 C050 C125] C052

Anm.: l denna och Följande tabeller har avrundning till antal signifikanta siffror i allmänhet ej gjorts.

Bilaga 2 83

Tabell 5 Resultat för Pu-Ö utan TUP-återfárlng. Alt 1A Återföring l 2 3 Urancykel BUXYAKA nr 01A 02A k °o(20000) 1.00366 0.99582 Antal IHM A l.052A l.544A

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248 _ Bk249

C049 C050 Cf25l

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per tHM Am24l (197 O) (3456) 409.8 436 0 446 8 451 3 Am242M 8 077 15.47 18.70 20 02 20 56 20 78 Am243 448 0 741 7 971.4 1128 1227 1288

Cm242 37 19 64 40 74.88 78 75 80 16 80 67 Cm244 237 7 509 7 803.1 1069 1287 1454

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248 _ n _ _ - Bk249 _ - _ _ _ _ - .- Cf249 C1250 C1251

Bilaga 2 85 Tabell 7: Resultat för Pu-Ö utan TUP-återförlng. Alt [I

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per IHM Am24l 182.0 273.4 326.2 363.5 392.3 35.54 Am242M 6.327 11.44 13.70 15.23 16.37 1.291 Am243 362.8 558.7 701.9 802.8 874.7 79.6

Cm242 33.52 46.85 51.72 54.39 56.18 11.59 Cm244 125.1 187.5 227.8 253.0 269.1 20.90

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248 _ _ _ Bk249 _ _ Cf249 C1250 C125]

- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per

Bilaga 2 87

Tabell 9 Resultat för Pu-Max utan TUP-återförlng Återcykling 1 2 3 4 5 Uran- . cykel BUXYAKA nr 01E 02E 03E 04E 05E k°°(20000) 0.98994 0.98320 0.98208 0.98383 0.98704 Antal (HM A1 A] A1 A1 A1 5.221A1

Pu241 5334 6501 7321 8003 8619 1035 Gram Pu242 3077 4329 5300 6082 6741 470.8 - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - per (HM Am24l 656.6 901.0 1075 1222 1358 35.54 Am242M 27.67 37.63 44.07 49.08 53.38 1.291 Am243 1157 1631 1955 2181 2347 79.6

Cm242 90.93 109.8 118.7 124.0 127.8 11.59 Cm244 451.2 595.9 675.0 716.3 736.2 20:90

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248 _ _ _ Bk249 - - - - - - _ _ _ _ _ .- Cf249 Cf250 C051

88 Bilaga2 sou 1976:41

Tabell 10 Urancykler parallellt med Pu-Max cykler Urancykel parallellt med Pu›återcykl.nr l 2 3 4 5 6 k,°(20000) Antal tHM 2.017A1 2.040A1 2.l04A1 2.179A1 2.259A1 MWd(elektr.) l8970A| 38l56A1 57944A1 78438A1 99684A|

per - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - tHM Am24l 35 54 Am242M 1 291 Am243 79 6

Cm242 ll 59 Cm244 20 90

Cm245 Cm246 Cm247 Cm248

Bk249

Cf249 Cf250 Cl25l

, 8 i

B m m.. 2 w

.

.

.

G8 .

.

22a 83m

.

.

z<t5m

.

.aâo .man Wim mmm 888 qovm mms mmvm Mmmm 2.2 35 2.3

.

»m8 Som 22 ;mm :sm .

.

.

.

.

-E23

.

mom -så .

?§7 838.8 888.8

m. .

.Em vrå avs i: så mmm 888m. qâm om: mmvv vmwm ma_ vv.: om.: mms 3% »v3 mms... v88...

m8_ a:

.

m: ä

.

.

.

. o. .

.

w m

_..m 0093.. osm

m m .

som... 82 ...mm vmm 8% :z sm. mv m mvv mm :m vm v .

.

.

mvaozv_

o8vm

.

r .

.

mvem

m

dä.. som 88m:

v m .

omv

§53

.Em 82 än wvm 8a 88m mm: omm_ a m å om Sv w .

.

.

EEE_

u:_._E.§a-mDH

.

88m

.

åccoäS

. o

=Ea=ä:=.

.

»så J55 m..m osv Emm 02m: ømmm w8m Emo 82 82 02m .m3 ammo :mv

.

:mm m_m

E .

:oäåm

.N .

:S .

.

.än

96:a

.

»511234

.

EEu Omo

»

E.: .

0:55

.

.Små .så 83m .

vzeesm_

z<tâmv

u . . v o v m m

vv 8

mvsm

.

v.58 ,män omvv omm ozmvm. som omm

:åøpah

mvm mmm :om om: mmm

maa

: m2 ev t: .

:m .

. i .

zmvme

-

Eäz Rmmz wmmâ mami ovmâ _vmâ mvmâ _vme mvme mvmsu vvmeu mvmeo vvmso mvmeu mvmeo ovmä mvco oêu mmmö

-

:å: mmm: :m: mmm: :eu

* Värden ur KFK-1945 Tabell 3. justerade till tidpunkt för reaktorstopp. Nämnda tabell gäller För 150 dygns

avsvalning.

**)WASH-1327 värden normerade till 940000 För U238 (något godtyckligt).

90 Bilaga2

Tabell 12 Viktsmängder av Pu(fiss) och Pu(tot) med och utan återcykling av Pu. Resultaten avser slutet av 5:e återcykllngen

Fall Ackumulerad Pu(ñss) Pu(t0t) input, (HM Gram Kvot Gram Kvot

Pu-Ö utan TUP 7.637A l53lOA 28229A Alt. l(Tab. 4) 0.373 0.451 Motsv. uranfall 7.637A 40995A 62583A

Pu-Ö med TUP 7.798A 16279A 3l045A Alt. I (Tab. 6) 0.388 0.485 Motsv. uranfall 7.798A 41903A 63946A

Pu-Ö utan TUP 6.509A 11956A 22878A Alt. ll (Tab. 7) 0.345 0.431 Motsv. uranfall 6.509A 34642A 53042A

Pu-Ö med TUP 6.509A 12467A 24802A Alt. II (Tab. 8) 0.360 0.468 Motsv. uranfall 6.509A 34642A 53042A

Pu-Max utan TUP 20.82A1 45943A1 83299A1 (Tab. 9 och 10) 0.415 0.491 Motsv. uranfall 20.82A1 11O77lA1 l69625A1

Tabell 13 Viktsmñngder av Pu-lsotopema för Pu-Ö utan TUP Alt II samt för motsvarande U-fall utan Pu-återcykllng (ur Tab. 7). Resultaten gäller vld slutet av resp. cykler. 1/A x antalet gram anges

Tillägg: Pu238 för Pu-Max

Pu-Max 872.9 1242 1573 1867 2131 Pu238 Motsv. U-fall 835.8 1126 1410 1688 1962 Kvot 1.044 1.103 1.116 1.106 1.086

sou 1976:41 Bilaga? 91

Tabell 14 Fissionernas fördelning (i 96) på olika cyklider för en U-cykel samt för några Pu-cykler. Resultaten gäller för 28500 MWd/tHM.

Fall U-fall Pu-Ö utan TUP Pu-Ö med TUP Pu-Max (utan TUP) Alt ll Alt ll samt tillhörande H

92 Bilaga 2

Tabell 15 Totala mängder av Pu- och TUP-nukllder. 1/A x antalet gram av resp. nukllder anges. A är antalet tHM 1total input tlll en Pu-Ö cykel (6 år). Ackumulerade elenerglproduktionen iir 61217A MWd (= 195813 A|) 1alla fyra fallen

Nuklid Pu-Ö utan TUP U-fall Pu-Ö med TUP Pu-Max (utan TUP) Alt Il Alt 11 +para|IeI1a U-cykler

I lager Input till I lager Input till l lager Input till 6:e återcykl. 6:e återcykl. 6:e återcykl.

U235 U236 U238

Tabell 16 TUP-mängder enl. tabell 15 relativt värden för Pu-Ö utan TUP Alt II

sou 1976:41 Bilagaz 93

Tabell 17 Emlsslon av neutronervld spontana flssioner i plutonlum och TUP. l06/A x antalet neutroner per sek anges. A är antalet tHM i total input till en Pu-Ö cykel (6 år). Ackumulemle elenerglproduktlonen är 6l2l7A MWd ialla fyra fallen

Nuklid Pu-Ö utan TUP U-fall Pu-Ö med TUP Pu-Max (utan TUP) Alt. ll Alt. ll +pamllella U-cykler

l lager Input till l lager lnput till l lager input till 6:e återcykl. 6:e återcykl. 6:e återcykl.

U235 U236 U238

Np237

Pu238 0 ll l 74 1.60 4 64 010 l 77 Pu239 Pu24O 0 35 7 83 l5.0 8 14 0 37 8 77 Pu24l

Cm245 Cm246 591 Cm247 Cm248 63

Bk249

Cf249 Cf250 4021200 Cf25l

94 Bilaga 2

Tabell 18 Kvot mellan antal spontanfissionsneutroner och antal neutroner från (a, ni-reaktioner i utbränt bränsle

Svalningstid 150 dagar l år 3 år 10 år Efter

U-cykel 7.29 11.78 23.12 16.91 Ira återcykling 16.93 26.92 46.08 43.59

Tabell 19 a-, B- och y-strålning samt neutronstrålnlng från plutonlum och TUP. Tabellen avser Pu-Ö med TUPåterföring Alt ll och gäller tidpunkten för start av 6:e återcyklingen. A är antalet ton tungmetall (tHM) i total input till en Pu-Ö-cykel. Elenergiproduktionen är 6l2l7A MWd (för initial U-cykel plus 5 återcyklingar)

Np239

värden (se även avsnitt 3.6)

:äçApproximativa

)Troligen avsevärt lägre än 16 p. g. a. konversion

sou 1976:41 Bilaga2 95 Tabell 20 Energier för a-partiklar, B-partiklar och y-kvanta

Np239 Am242G - 0.64 0 043

4.8 - 0 071 Np237

Bilaga 3 Innehåll av vid klyvningsprodukter en utbränning av 28.500 MWd/t HM i Aka-härdarna U, O4C, 05D och O5E

Göran Olsson, AB Atomenergi

Som ett komplement till studien av återcykling av plutonium och övriga transuraner i kraftreaktorer har vi med programmet BEGAFIP beräknat lissionsproduktinventariet vid utbränningsgraden 28.500 MWd/t HM i de Aka-härdar som i ref. [2] betecknas: Urancykel (Aka URAN), Pu-Ö utan TUP-återföring (Aka 04C), Pu-Ö med TUP-återforing (Aka 05D) och Pu- Max utan TUP-återforing (Aka OSE). Resultat har tagits fram dels vid drifttidens slut, dels vid tidpunkterna 90 d, 150 d, 1, 10, 100, 10 000 och 100 000 år efter reaktorns avstängning. Dessutom har sommaruppehållens inverkan studerats på uranfallet. De för programmet BEGAFIP ref. [1] mest känsliga parametrarna har undersökts genom jämförelser med framtagna BUXY-resultat ref. [2]. Målet, att erhålla överensstämmande fordelningar av fissionerna i U235, Pu239 och Pu24l, har uppnåtts med ganska enkla medel: kännedom om repre-

sentativa flödesspektra ref. [3] och val av lämpligt Rll för Pu 240. I övrigt

har samma ingångsdata använts som vid BUXY-beräkningarna. Resultaten for de fem beräkningsfallen presenteras i efterföljande tabeller. Tabell 1 utgör en sammanfattning for de tunga nukliderna vid drifttidens slut och tabell 2 redovisar de av Aka-utredningen begärda fissionsprodukterna. Avklingningsförloppet visas for uranfallet i tabellerna 3 och 4. Beräkningarna har utförts med uppdaterat databibliotek, där samtliga yield-värden utbytts mot nyaste tillgängliga ref. [4]. De fyra Aka-härdarna har haft den sammansättning som redovisas i tabell 5 ref. [31

Referenser

1. J. Elkert m. fl. BEGAFIP - Ett program for beräkning av klyvningsprodukternas aktivitet, beta- och gammaeffekter AE-RF-72-374 (1972-11-30). 2. E. Johansson. Återcykling av plutonium och övriga transuraner i kraftreaktorer. En studie för Aka-utredningen TPM-RF-75-2089 (1975-02-04). 3. E. Johansson. Privat meddelande. 4. M. E. Meek and B. F. Rider. Compilation of Fission Product Yields NEDO-l2l54-l (1974-01-26).

98 Bilaga 3

.zu/Sum momm 00mm0m

mm.» ?en _0.m | mmmm :e Gm m: 0_m_m oss_ 0000_ mm»o m_m_ m.»m movm om_ mv0_

m8

?om m_.m m».mm 0m.mm mm.m 0m._ memm 0mm»mm mmm_ mm_vm oovmm mSm _Eo mmm_ ...m »vmm

å? »mo »E mm_ om»

.__.__Omm

00_

mmmm

m

m_.»m mmm_ _v.» | m»0» mmmm mm mä mmm_ m000_ omvm moom m_mm mmm m0 :i 00_ m0mm

.Em

m8

mcovêmtu

.En 0v0_

xDm

S? mmmm mmmm mm.: om» 2._ ss... »omm m5_ mmm» mmmm :om mmm se mmm_

.ouzxsc

mm »00 _m mv» m0_

2033?...

E

SEG

A2:

v? an_

550mm

00_

Gm

mmmm sån _v.» »_»o mmvm mv»m E9. 00mm _m_m mmm

:OCEEMV

ä.: _vm m_m 03. _mm o... 00m »mm

333::

c |

wczzouxw_

qui:

_0223_

›xDm

0m0mm

8_ »mmm mmmm m».__ mm.» »m0 _moo _mmm m »vm Sw mmmm m2» s.: :ä mom m.: mom .lå mmm

§5_

:avuimimsê mwcuøcoüwr_

åräomm

cuumcwêmcz

:o:

_mmm »mmm 0».v _v.» m_mo mmmm 00mmmm m»»v mmmm vmm_ mmv »mv m».0 ...om

u ma. »I »._» _m_

__2525_

5=...

anâomm

a..

mmwm mmmm mo... ommo ommm 00mmmm mm»v mmmm _mm_ mm.. m._»

St» 1 ma. m: 5 m».0 m.m_ m.0m

u=_=_o_:0._ ZMD

_names_

s_ §2_ å.: 3.2 m3 mo» __.0 03» 0_vm 0mv0mm mmm »m 00m.. mmmm mm0_ _»v mmm _mm._ å» o.: m.0m

møåäâmâm

:wzoaaåaêêom

_

EmvmE mvmEU

mm

:aaah mmmD mmmsn_ _§2_ mmm: umeå mmmD ommD mD »mmaZ mmmzm §5 Små så... :§2 9.22 35:0

:å: a

Bilaga 3 99

.Eñumm E22 oss ...så

ä.: E2 E.: 32 m8... 2.2 S? män :ä ä: .än §2 §8 2.3 83 “med 83 E: _ä_ ma... m3... a.: NE 3: 8.: om: 3.2 §2 02m 3.2 80.0

m8

.cSm 3.8 §2.

så

.znäomm 72.3 1.3._

man

os

oss

så: E.: 3.2 83 mi: ?m 8.? N92 å: 3a E: §5 S: es... ma... ...så mood ma... ma.: ma... en? »än å.: om.: :a: 2.2 E: 32 S.:

E0

äSm

.

s? me; ?av

.znäomm

Lä:

...o

:á å: om.: 3a 33 2.2 2a .m3 2.2 å: 2.2 S: med :S as... ms... ES ägo så 32 om? 30.0 mä ma_ Lä.. m.: so.. om.: ?å §8 2.: oss

:Jm

äSm

s? å.: 2:.

UT»

cmzøömm Mai 22._ 703._ mean

3.2 Så 03: få R3 2.2 §3 5.3 0.8» §3 §8 M80 så os... f.: n? så E: ?R E: _S_ _omm S: S: 8.2 :od

Eouäh-Nuuv

ä.: å: å... ä:

.Eämm

.oinvoanäeiüu

så vâm nå” EE. 02.0 03m v20 3% v?” ä.: “ä” S.: os... L...? §3 mä... so... §3 os... S.: 32 :E §3 nä_ S: _å_ Lä: §2 5a :av ».25 §2 om: så

?om ?nå

zovu=mimt=

så S:

N

8:2 8.3_ 52:5_ 8:2 ense E58 Emacs sêux EES oss

nä. :å så 8a os, t; 8a :cm §2 23 23m RE än; a: a: §8 2:0 58 3:a _zö N38 §8 ?E :E

100 Bilaga 3

.Eaömm

0.0.6... §3 0:... mi.: 2.2 me... ;av S.:

m8 ?om S? _dm_ 5.3 mi.. äs

.Eäomm

§8 om? N31 5.» Se... 8.:. mi.: ?dömd

omo ›xDm 8_ 32 8.: n.: 2a

250mm

:Sw En... :o: ,så as... m3.. 3.2 ?saa

05 32 §2_ 87.. 2.2 56m Nñm

...Fäomm

Svd wood »Nv muo_.m.o md? En_ ;än 2.2

euäomm

E3 000m 2:4. ...mod 2.9. 1.23 E: om.:

.auwâE

a.: :än §2_ S.: m... §2

.nick

_asøqaåaêøcøm

N ._23 32.2 3.2.2 SLEm 55m 2:a 5:a aim 020: a

Bilaga 3 101

å

ma... så 82m... oomv mmmm anod »._mm 1:3

.o_ | | | 1 .. | | | n | 1 | | r u | u u

.a

.o_ ...Ro mmmm | 82: n u .28 | | u u | mvom m.m»» n m.m_v | To_.v._ | u 23m n u | 1 u

a m

-..aEEcm

2a. mmmm 828 m8 »moo mo»v _oom o.omv »mom wo_.».» 1:3 3.3 Tea.:

mo_ n | | | | .. | | .. | | | u

:E3 .

å

om,... oommwo ...m3 m».o» vmmv oomm §3 oomv ?så movo o».o» _oo.o »mod _vv.o

m: m9_

_w=.c:a.5

_o_ | I | u .. n | n | r

å v

ommm oommmm mmvm ZZ: ammo

mmm_

.._o_.__wu:_:u:_=_›a

_o_ 2% u | | S.. n .. n | å: »mmv _mmm _.mm» ».omv .. m_».o om.: a I moo.o

.

_aEu

82a 33%

å

_ så ommm a u | ...m3 | | | | _vw_ ä.. mmmm å: »omv | 0.:_ vv».o om.: 1 u omom v_m.o 2.2

:o

v?

u

GE_

ammo owmm 0.9.9_ 823 ...Sv o._m_ mmmv mmmm »omv 2.2 Zen... 83 »m._» m_m.o »m5

.mzmâvoê

o: | 1 u | u n R: n u | G3

:eåêåuo

.ü

_å_ u

ommm Yo_.».» 88a mmmv mmmm år?

_cozzi_

8 08e u | §8 u | n u mdv_ mom_ ».omv n 3.3 38 »m._» u n _mi_ omm.o o_.om

:SE

3.:..

mo_

m

o 8% ommm 08.» 823 88 mo_.m._ m5. oo_._ _ám 1.2.» 23m ».vv_ St. mmmm _mm_ ».omv m»o.o mmdv med »v».o a.: vvo.o Yo_._.m mmm_ _mm.o vmom §25

:oeäâiâxrø

.ovm:mEmc=

m

:aaah v5.2.3,... .m=_§› usmmå: »mmaZ mmmnz ommaz Eovmaz ovmaz ovmøm mvmam mvmsm _vmE mvmE EmvmE ?så vvmE EvvmE mvmEU mvmEU vvmEU

mmmD omm: »mmD mmmD ommD ovmD mmmsn_ and: :å: c

102 Bilaga 3 SOU l976:4l

ä

§8 3% ...Em §2 3a 3:

.o_ o | n a n u | a u | | u u | n | | å: | | | | 1 r | | u | u

.å

vdon 0.20 odmo 33 m2_

.o_ n u u › u | | I | | | | | u | | | å: | u I å: u u x u 1 u n u

a

-E8

o o

...don 1:.: 0.03 mon _._._.n 7o_.o._ 38 S:

mo_ | u u | u n | | | | | | .. u | | m: | | u u n n n 1 u

:S5

_o__2=a._D

s

omod cdon man o_o.o 2G :C ER m8_ 1.3._ 3a m3_

_o_ | u | | | | .. 0 n n | n 1 .. å: n u. | | s | .. 1 |

...o_._.mm=_=u:__u_›a

å n

.o_ om.: ...mon | 32 §2. | 0.20 n n i: | on_d | To_.n._ _mmd nood | | n | å: n I å: En :å L...? | u u S: mmod | 0.9.0._ mi_

?En

toes... 1:3 Yo_._.m 1:3 Yo_._.o Yo_.o._ ?o_o.o 72.2

a.. mn.

§2 _o_d 2:. §8 oss o__._ :i 3:. omod 3.3 så ma... omod ZZ... o_o.o 0.30 0.3_ mood

:o

_ _n å? å: | | ä.: SR emo_ omo_

v?

G2!

u

?Sim 1:3. 1:a_ ?o__.n 72.5 79.3

mmm

o: oonn ...än S? o...? _n_.o 83 odS no.__ o_.__ 3: 82 »Emm noo.o nnnd nmod _oo.o ovod 06m_ 3.3 SR _S_ så 5._ 3.3 mood moo.o 23

E5523

.o _ä_

u

mnnn ...men mmvn 0.5.» nn_.o Sun_ 0.20 omdn dom_ 5G odd_ wood To_.o._ 2% vmod noo.o LE_ mo_.o 32 nood 79.90 mmâ n._._.n Yo_.o._ mn_.o o_o.o omod 33 menn om_.o mood mono

.oåzocäêeiøu

om S: å... m8_

m

o vonn §8 a.: »din on_d mo.: 92e 3% vndn §2 nmdn nä_ anod To_.n._ ommd mod o_o.o ?md mood nå_ 0%_ :i §3 wmo_ E: _mo_ Lä.: nnd_ mmnn :dv 3% ...En om: n_o.o ?om

:ovw:m=.m§_

Ã__..:_wn._=._aE

v

Em

.m=_: uzmmEc

n

:aaah cam man M93_ 093_ 58:2 ...så 23m EREH 020% :anse E58_ v28 2.8 330 E23_ oxå 035 _zö nEoU 3:00 3.2._ 332

nå_ :må 22m o? _Sø QLN §2 odd. _øh RE an: _E_ mik_

Bilaga 3 103

ä. b_ | | | | I I |

s

m8...

b_ I | I | | |

a

23 72.2 §6 32%

.e | | I

å

_o_ | 8.2 82 m8... :ä ä? I

:m

_ | E: om? os... 5.9. 8.: I

u

70:_

v5 m? m8... 8.? _od_

.mzmwåoE

om_ v I

.G

s :E

oo :So nä_ ä? m8... mo? mm.: I

:Qxm

0b_

32 22.» 08.0 En? om,... 2:3

S:

.musa

o

äs_

_oUw:mEmU:

Nm

2.2.5 .m:__x Emme:

_

:G2 En: :Em :m v23_ 2:6 020: a

104 31/0803 sou 1976:41 Tabell 5 sammansättning av de fyra Aka-härdarna Viktsmängd gram/ton HM) vid driftlidens början

Np237

4 vid bränsleupp-

Bilaga Omgivningsrisker

och till-

arbetning, avfallsbehandling

-

hörande transporter en Förstudie

C Srenqziist, N Green, LDeve/l, S F Johnson, H-E Lewin, H Nordlund och C -O Widell,

AB A Iomenergi

Innehållsförteckning

. . . . . . . . . . . . . . . . . . 106 l Lagar och regler 1.1 Kontroll av klyvbart material . . . . . . . . . . . . 107 1.2 Kriticitetssäkerhet . . . . . . . . . . . . . . . . 107 1.3 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 108 Transporter 1.4 Dosnormer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 108 . . . . . . . . . . . . . . . . . 109 2 Riskanalysmodeller . . . . . . . . . . . . . . . . . 113 3 Bränsleupparbetning 3.1 i kärnkraftverket . . . . . . . . . 113 Bränslehanteringen 3.2 . . . . . . . . . . . . . 117 Upparbetningsanläggningen 3.3 av Pu-berikat bränsle . . . . . . . . . . 119 Tillverkning 4 Avfallshantering . . . . . . . . . . . . . . . . . . 121 4.1 . . . . . . . . . . . . . . . . . 121 Korttidsforvaring 4.2 . . . . . . . . . . . . . . . . . 124 Solidiñering _ . 4.3 Kontrollerad . . . . . . . . . . . . . . . 125 lagring 4.4 . . . . . . . . . . . . . . . . 126 Slutlig deponering av radioaktivt material . . . . . . . . . . . 130 5 Transporter . . . . . . . . . . . . . . . . . 132 6 Avsiktliga störningar 6.1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 133 Sabotage 6.2 Stöld . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 134 Referenser 135

106 Bilaga 4

På uppdrag av Aka-utredningen har genomförts en förstudie av potentiella haverier och risker för omgivningen i samband med processer i bränslecykelns senare led och därmed sammanhängande transporter. Rapporten behandlar den del av bränslecykeln som börjar med uttaget av bestrålade bränsleelement ur reaktorn för avklingning i förvaringsbassängen. Efterföljande processer är transport till upparbetningsanläggning, upparbetning av utbränt bränsle, tillverkning av plutoniumberikat bränsle, förvaring av vätskeformigt avfall, solidiñering, långtidslagring och slutlig deponering samt andra icke specificerade transporter. Avsikten har varit att inom den begränsade ram som givits dels belysa vilka typer av haverier som kan förekomma och något om deras karaktär, dels ange och informera om utländska insatser och erfarenheter inom området. Dessutom redovisas lagar och regler som säkerhetsmässigt styr verksamheten vid anläggningarna. Studien har huvudsakligen baserats på en genomgång av tillgängliga litteraturuppgifter och grundar sig endast i några få fall på egna kompletterande beräkningar. Angivna konsekvenser hänför sig alltså till beräkningsfall i referenserna med specifika data beträffande befolkningsfördelningar, meteorologiska förhållanden osv. I de fall uppgifterna avser anläggningar i exempelvis Förenta staterna kan alltså skillnader mellan svenska och amerikanska förhållanden i dessa avseenden även ge skillnader i omgivningspåverkan. Det är förhoppningen att rapporten även skall lämna underlag för att formulera fortsatta mera djupgående svenska insatser inom området.

1 Lagar och regler

Lagar och bestämmelser som reglerar bränsletillverkning, byggande och drift av kärnkraftverk i Sverige gäller även för hantering av utbränt bränsle, transport av plutonium efter upparbetning och transport av avfall till slutlig deponering. De två viktigaste lagarna är Atomenergilagen [1] och Strålskyddslagen [2], men även Miljöskyddslagen [3] och en del av Byggnadslagen [4] måste beaktas. Lagen om skyddsåtgärder vid olyckor i atomanläggningar [5] och Atomansvarighetslagen [6] reglerar åtgärder och skadeståndsansvar vid olyckor. Central förvaltningsmyndighet enligt Atomenergi- och Atomansvarighetslagen är Statens kärnkraftinspektion (SKI) och enligt Strålskyddslagen Statens strålskyddsinstitut (SSI). Atomansvarighetslagen trädde i kraft samtidigt med Sveriges ratificering av Pariskonventionen [7] och tilläggskonventionen [8] till denna. Pariskonventionen kommer i framtiden att kompletteras med Brüsselkonventionen for skadeståndsansvar vid sjötransport [9]. Nukleär verksamhet i Skandinavien kommer dessutom att styras av Nordiska Miljöskyddskonventionen [10]. Det finns ännu ingen svensk lag som reglerar deponeringen av radioaktivt avfall utom dumpning i havet. Detta regleras i Londonkonventionen [ll] och anslutande svensk lag [l2]. Vid hantering av utbränt bränsle fram till avfallsdeponering måste, som vid all nukleär verksamhet, främst följande säkerhetsfrågor beaktas:

3170804 107

- kontroll av klyvbart material för att hindra otillåten spridning - mot kriticitet förebyggande åtgärder transportfrågor - vid normaldrift strålskydd för personal och befolkning - mot haveri skydd beredskapsåtgärder

1.1 Kontroll av klyvbart material Sverige ratificerade den 9 januari 1970 fördraget om icke-spridning av kärnvapen [l3]. Därmed underkastade Sverige i princip hela sitt innehav av nukleän material internationell kontroll (safeguards). Nukleärt material kan dock i praktiken inte ställas under IAEAs kontroll förrän ett kontrollavtal slutits mellan den ratificerande staten och IAEA. Ett sådant kontrollavtal [14] har nu slutits mellan IAEA och Sverige. Avtalet trädde i kraft den 14 april 1975. Detta avtal har efterträtt det s k trepartsavtalet från 1972 mellan IAEA, Förenta staterna och Sverige enligt vilket IAEA övertog den kontroll av enbart USA-material, som tidigare utövats av Förenta staterna. Kontrollavtalet har utarbetats efter ett modellavtal [15] från IAEA. Till ett kontrollavtal hör detaljerade föreskrifter bl a avseende landets indelning i redovisningsenheter s k MBA (Material Balance Area), så valda att nukleän material, som ankommer till eller lämnar området effektivt kan kontrolleras och bokföras. Vidare finns anläggningsbeskrivningar, så detaljerade som anses nödvändigt för kontrollens praktiska genomförande. Varje MBA rapporterar omgående till Statens kärnkraftinspektion (SKI) varie överföring till eller från området. SKl har i myndighetsinstruktionen SFS 1974:427 ålagts ansvaret för utformningen av safeguards-kontrollen i Sverige. SKI representerar Sverige gentemot IAEA och är bl a skyldig att i förväg rapportera till IAEA internationella överföringar av större kvantiteter nukleärt material. Utöver rapportering av överföringar sker periodiska redovisningar av det totala innehavet från alla MBA till SKl och från SKI till IAEA. Ofta återkommande inspektioner av alla MBA genomföres av IAEA. Safeguards-kontrollen får upphöra när det nukleära materialet har övergått till avfall från vilket klyvbart material rimligtvis inte kan återvinnas.

1.2 Kriticirerssäkerhe! Att exakt fastställa de villkor som måste uppfyllas för att uppnå kritici-

tetssäkerhet är i regel mycket komplicerat. Åtgärder som skall vidtagas för

att förebygga kriticitet i bränslecykelns tekniska processer och vid transporter innehåller därför extra säkerhetsmarginaler. Allmänt gäller att anordningar och åtgärder i detta sammanhang redovisas for kontrollmyndigheter, i Sverige SKI, som efter granskning kan lämna tillstånd för verksamheten ifråga. Däremot finns fn. inga speciella bestämmelser utfärdade för detaljreglering. Bestämmelserna för transport av radioaktivt material [l6, 17] innehåller emellertid föreskrifter för utformning av emballage och det klyvbara in-

108 Bilaga 4

nehållets mängd och beskaffenhet. Dessa föreskrifter, som återger IAEAs rekommendationer [18] för transport av klyvbart material, innehåller inga normer för de beräkningar av kriticitetssäkerheten, som krävs för att kunna uppfylla de ställda kraven.

1.3 Transporter Sedan 1959 har ett intimt internationellt samarbete bedrivits i 1AEAs regi för att utforma rekommendationer till medlemsländerna beträffande de krav, som skall ställas på utformningen av emballage och på själva transporten av radioaktivt material. Dessa transportregler har getts ut i IAEAs Safety Series som nr 6 1961 [l8]. Sedan dess har denna rekommendation reviderats tre gånger, senast 1973. Målsättningen vid arbetet med transportreglerna har varit att ställa så höga krav på emballagens beskaffenhet, speciellt på emballage för utbränt bränsle och högaktivt avfall, att även efter svåra transportolyckor den utläckande radioaktiviteten inte skall kunna förorsaka högre stråldoser för omgivningen än av [CRP rekommenderade högsta tillåtliga [19]. lAEAs transportregler har accepterats av alla medlemsstater och av internationella organisationer, som sysslar med transporter. l stater, som har lagfäst transportbestämmelser för farligt gods, bildar IAEAs regler grundstommen i bestämmelserna om radioaktivt material. Vid transport till, inom och från Sverige tillämpas följande bestämmelser: - Vid järnvägstransport: Statens Järnvägars författningar SJF 621 [16]. Vid transport på utländska järnvägar måste även de s. k. KID-bestämmelserna [20] beaktas. - Vid flygtransport: IATAs bestämmelser (211, som i sin helhet har accepterats av Luftfartsverket. Bestämmelser för civil luftfart. Driftbestämi melser D 1.8. - Vid sjötransport: IMOG-koden [22], som i sin helhet har accepterats av Sjöfartsverket. Sjöfartsverkets kungörelse l970:Al0. - Vid internationella ADR-bestämmelser vägtransporter: [23] lagstadgat genom Kungl. Majzts kungörelse SFS 1974:35 [l7]. - För vägtransporter inom Sverige finns ännu inga officiellt gällande bestämmelser för transport av farligt gods. Tillsynsmyndigheterna enligt Atomenergilagen [1] och Strålskyddslagen [2], SKI resp. SSI, tillämpar IAEAs transportregler för radioaktivt material [l8]. För att få transporttillstånd av behöriga myndigheter, måste emballagets konstruktör och framtida användare i detalj redogöra för emballagets konstruktion och tilltänkta innehåll samt visa att alla krav i bestämmelserna uppfyllts. För själva transporten föreskriver myndigheterna de villkor som skall uppfyllas avseende t. ex. bevakning och beredskap.

1 .4 Dosnormer Effekterna avjoniserande strålning på människan har sedan lång tid studerats i samband med arbete med radioaktivt material, medicinska behandlingar, drift av kärntekniska anläggningar och militär verksamhet. Baserat på all

Bilaga 4 109

tillgänglig information har ICRP, International Commission on Radiological Protection, utarbetat rekommendationer för begränsning av stråldosen såväl i radiologiskt arbete som för personer i omgivningen av kärnför personal tekniska anläggningar. ICRP [19] och i linje därmed svenska myndigheter har satt de tillåtna doserna för enskilda individer utanför en kärnteknisk anläggning till 1/10 av de doser som kan tillåtas för personal anställd i radiologiskt arbete. Sålunda gäller Följande dosgränser för personer utanför en kärnteknisk anläggning

Helkroppsbestrålning 500 mrem per år Sköldkörteldos, vuxna 3 000 mrem per år barn under 16 år l 500 mrem per år I ett förslag till normer för utsläpp från kärnkraftverk [24] har SSI, (Statens strâlskyddsinstitut), angivit att anläggningarna skall utföras så att doserna för den kritiska gruppen begränsas till: Hela kroppen 10 mrem per år Enskilt organ 30 mrem per år För befolkningen i allmänhet anger ICRP att dosbelastningen utöver den medicinska och naturliga strålningen av genetiska skäl bör understiga 5 rem per generation (30 år) vilket motsvarar 170 mrem per år genomsnittligt sett. Utgående från en målsättning om 10 mrem härrörande från enbart kärnkraften och en effektförbrukning per invånare om cirka 10 kW har i SSI föreslagit att utsläppen vid normaldrift från anläggningar i bränslecykeln frånsett reaktorn integrerat över hela jordens befolkning skall begränsas till en totaldos om 0.5 manrem per år och installerad MWe. Den allmänna målsättningen för utformning av anläggningar och processer är att den genomsnittliga belastningen för haverier skall vara ännu lägre. De angivna dosgränserna är beräknade från pessimistiska antaganden om dos-effektsamband och satta så att risknivån skall vara tillräckligt låg. [nte ens statistiskt beräknas några effekter kunna påvisas. Akuta effekter uppkommer först vid betydligt högre doser t. ex. [25] Illamående 30 000-100 000 mrem Dödsfall 100 000-300 000 mrem Detta gäller helkroppsdoser erhållna inom någon timme till något dygn. Påtagligt ökad risk för fosterskador anses föreligga vid över 10000 mrem till fostret.

2 Riskanalysmodeller

Riskanalys är en metod att kvantitativt utvärdera säkerheten hos ett system. Kvantitativt anges konsekvenserna av haverifall med frigörelse av radio-

aktivt material samt sannolikheten för deras inträffande. Med risk avses

l Totaldos i betydelsen kombinationen, ofta produkten, av konsekvensens storlek och sannolikheten totaldosbidrag integrerat för denna konsekvens. Ett helt spektrum av potentiella haverier, deras san- över kommande tid (= nolikheter och konsekvenser behöver normalt analyseras för att en tillräckligt dosinteckning)

1 lO Bilaga 4

nyanserad bild skall erhållas av verksamheten ifråga. Mer specifikt kan riskanalysen syfta till att skapa underlag för: - Jämförelse mellan olika tekniska alternativ, inom ett begränsat system eller mellan olika system. - Jämförelse mellan specifika risker och de kostnader som en elimination av dessa risker innebär. En avvägning ger förutsättningar för systemändringar. - Information om risknivå i systemet. Det ger underlag för jämförelse med andra risker eller med nyttan av verksamheten ifråga.

Som ett moment i riskanalysen erfordras en haverianalys som syftar till: - Fastläggande av haveriförlopp, konsekvens och sannolikhet som underlag för riskanalys.

Utan att gå närmare in på sannolikheter kan haverianalysen även syfta till identifiering av haveriorsaker och -förlopp som underlag för säkerhetsåtgärder eller lämplig systemutformning. Arbetsinsatsens storlek beror på syftet med analyserna, erforderlig precision och systemets komplexitet inklusive svårigheter att beräkna haverisannolikheter och -konsekvenser, l Närförläggningsutredningen [25] och i Rasmussenstudien [26], som båda, men med olika inriktning, analyserat risker för omgivningen vid drift av kärnkraftverk, har man kvantifierat detta och jämfört med andra typer av risker. Dessa studier har varit mycket djupgående och krävt insatser motsvarande flera tiotals manår. Behandlingen av utbränt bränsle och avfallshanteringen har ännu inte blivit föremål för lika ingående och fullständiga analyser. Under de allra senaste åren har dock modern riskanalys börjat tillämpas. l ett tyskt arbete [27] diskuteras riskfrågorna relativt ingående ur teoretisk synpunkt. Det specifika problemet för avfallsbehandlingen anges vara tidsdimensionen dvs. risken för spridning av starkt toxiska radioaktiva ämnen på lång sikt efter slutlig deponering. En motsvarande långtidsaspekt finns även för vissa förbränningsgaser från olja, gas och kol. Speciell uppmärksamhet måste ägnas åt frågan om hur man skall avväga olika behandlingsalternativ särskilt för slutdeponeringen, med hänsyn till riskerna i ett korttidsperspektiv i förhållande till de långsiktiga riskerna. USAEC (AEC = Atomic Energy Commission) redovisar säkerhets- och riskfrågorna översiktligt i ett arbete från 1974 över olika behandlingsalternativ [28]. l rapporten ges en riskkalkyl för en stor befolkningsgrupp utanför en tänkt lokal för slutlig deponering av högaktivt avfall. I andra amerikanska rapporter lämnas redovisningar av speciella riskmoment. Vid BNWL (Batelle Northwest Laboratory) har på uppdrag av USAEC utarbetats ett schema för riskanalys av avfallsbehandlingssystem [29, 30]. Dess mål är att ange dosbelastning och sannolikhet för olika haverifall. I en rapport daterad juni 1974 anges att en första tillämpning, på ett av de representativa behand- Sedan januari 1975 upp- lingssystemen för högaktivt avfall, kräver ytterligare något års arbete. Därdelat på NRC (Nuclear efter kommer turen till alternativa system. Regulatory Commission) Figur 1 anger en modell for de olika moment som kan ingå i en risk/nytoch ERDA (Energy Research and Development taanalys (risk/benefit, även kallad acceptansanalys). Föremålet för analysen Administration) är ett system, i detta fall ett av stegen i avfallsbehandlingen. Systemet,

4Bübga›4 lll

muuzz

uuxu

uuamu

m... u M

wmmwmuaouum

:anj

p

?Am

»cuxm

pweuoz muuc

am :ax

äs_

wwaumxm uxowum

_|

L

i_

ioccmm

3%: .H

q

:..\w=ma\m›:

Iauuxømm uwmcmxøxmm wâazuátwatåø:

_ _ F t

ñl

I så.

| l

:§05

|

uñnuwcuouad

I I l I

Emuøzm

l

Emumäm :åazztl

u_ . |.J

T :SWE

112 Bilaga 4

som måste vara definierat och beskrivet i detalj, studeras för att identifiera olika möjliga haveriförlopp och deras konsekvenser. l detta sammanhang är det i första hand aktuellt att beräkna hur stor frigörelsen blir av radioaktivt material för specifika haverifall. Därefter undersöks spridningen från haveriplatsen till omgivningen och vidare till människan och andra organismer. Många olika s. k. exponeringsvägar kan behöva undersökas. Ibland dominerar en eller några få av dessa. Primärt beräknas erhållna stråldoser. En mer fullständig analys tar i beaktande resulterande hälsoeffekter, antingen dessa är akuta och reella eller sena, statistiskt förväntade, eventuellt helt hypotetiska, samt antal berörda personer i varje drabbad grupp. Som skademått kan användas den totala stråldosen till en befolkningsgrupp uttryckt t. ex. som manrem, eller motsvarande totala förväntade hälsopåverkan. Det andra momentet av riskanalysen går ut på att tillordna varje haveriförlopp och därmed resulterande skadliga effekter ett kvantitativt sannolikhetsmått. I en del fall kan man stödja sig på erfarenhetsunderlag. Exempel på detta kan vara sannolikheten för vissa typer av transportmissöden. I andra fall krävs att sannolikheten för hela sekvensen beräknas med ledning av sannolikheter för delbelopp. Sammantaget representerar den skadliga effekten och sannolikheten vad vi kallar risk. En värdering av risken kan ske mot nyttan med verksamheten ifråga varvid olika typer av jämförelser bör komma till användning. Denna typ av värdering gäller närmast hela den aktuella verksamheten som sådan och har hittills knappast fått kvantitativ tillämpning. Som nämnts ovan har dock i några fall riskjämförelser genomförts. En annan typ av värdering, kostnad/nytta-analys (cost/benefit), avser jämförelser av kostnaderna för miljöförbättrade åtgärder och den nytta (t. ex. riskreducering) åtgärderna medför. Metoden brukar anföras för beslut angående reningsanordningar gällande avgaser och liknande men bör också kunna tillämpas för haverisektorn. De olika processerna i bränslecykeln och däri ingående behandlingssteg torde ha helt olika risknivåer för omgivningen och det är riskanalysens uppgift att identifiera de riskabla momenten. Några av de faktorer som påverkar konsekvensbilden är - av radioaktivt material Mängd som sprids vid haveriet - Haveriförloppet - Det radioaktiva materialets spridningsegenskaper - Aktuella exponeringsvägar - Meteorologiska och andra spridningsförhållanden - Radiotoxiciteten - Storleken och dess fördelning på drabbad befolkningsgrupp

I de följande avsnitten ges uppgifter på aktivitetsmängder och deras spridning för olika haverlsituationer. Egna konsekvensberäkningar har ej genomförts inom ramen för denna begränsade insats. I vissa fall refereras i litteraturen angivna konsekvenser. Dessa kan skilja sig avsevärt från en specifik beräkning för svenska förhållanden. På haverisannolikheten inverkar bl. a. .följande allmänna faktorer:

sou 1976:41 3170304 113

- Konstruktion - Materialoch montagekvalité - Kontroll och säkerhetsanordningars funktion och testning

3 Bränsleupparbetning

3.1 Bränslehanteringen i kärnkraftverket

3.1.1 Förfaranden

Varje år avställs reaktorn for omladdning med färskt bränsle. Hela härden byts dock inte ut vid varje tillfälle utan endast en tredjedel till en femtedel ersätts med nya bränslepatroner. De patroner som skall ersättas flyttas en i taget över till någon av bränslebassängerna; allt under ca 15 meters vattentäckning. De utbrända bränslepatronema förvaras under ca sex månader i bränslebassängerna för att radioaktiviteten och värmeutvecklingen skall minska. Före transporten till en upparbetningsanläggning laddas bränslet i speciella transportbehållare, som sänks ned i ett avbalkat fack i bränslebassängen. När behållaren är lärdigladdad sätts locket på plats och behållaren rengörs noggrant utvändigt innan transporten verkställs. Säkerheten i samband med hantering av bränsle inom reaktorstationen behandlas av myndigheterna i anslutning till övriga reaktorsäkerhetsfrågor. För fullständighets skull har emellertid bränslehanteringen i reaktorn tagits med i denna studie.

3.1.2 Aktivitetsmängder

Aktivitetsinventariet i de bränslepatroner som skall bytas har beräknats för en BWR (kokarvattenreaktor) med en effektbelastning på 30 MW/ton U och en utbränning av 28 500 MWd/ton U. Vidare antas att en femtedel av härden byts ut varje är, vilket motsvarar 133 patroner. Varje patron innehåller ca 180 kg U fördelat på 64 stavar. Tabell l visar aktivitetsin-

Tabell 1 Innehållet per patron av ur risksynpunkt viktiga ämnen vid två tidpunkter. Effektbelastning 30 MW/ ton U. Utbränning 28 500 MWd/ ton U. Bränslevikt ca 180 kg U/ patron.

2 dygn avklingning 6 mån avklingning

Ämne Aktivitet Mängd Aktivitet Mängd

MWd/ton U [32] 8

114 Bilaga 4

ventariet per patron av de viktigaste ämnena dels två dygn efter reaktorstopp dels efter sex månaders avklingning och förutsättningar enligt ovan [31]. Som synes medför den långa förvaringstiden i bränslebassängen en avsevärd minskning av bränslets aktivitet, i synnerhet för flyktiga klyvningsbl. a. halogener och för ädelgaser med undantag för krypton 85. produkter Bränslet i en PWR (tryckvattenreaktor) är uppbyggt av 157 bränsleknippen om vardera cirka 200 stavar. Varje bränsleknippe innehåller där något högre aktivitet än en BWR-patron.

3.1.3 Missödestyper Allvarliga utläckage av fissionsprodukter till omgivningen under bränslets handhavande i reaktorstationens bränslebassäng skulle erhållas om någon av följande tre incidenter inträffade: - tas oavsiktligt upp ur bassängen Bränslepatron - Mekaniska skador på bränslet t. ex. fallande laster eller korrosionsskador - Kylmedelsförlust i bassängen

Mekaniska skador på bränslet medför att de i spalten mellan kapsling

och kutsar befintliga lättilyktiga frssionsprodukterna läcker ut. Den mängd

av flyktiga fissionsprodukter som högst är tillgänglig för utläckage anges till [33] - 85 10 % ädelgaser utom krypton - 30 % krypton 85 - 10 % halogener

allt räknat som procent av stavens aktivitetsinnehåll vid tiden för missödet.

Dessa siffror gäller för stavar som utsatts för den största effektbelastningen

i reaktorn. och stron-

Övriga frssionsprodukter frigörs i lägre grad. Cesium

tium har beräknats utläcka till ett belopp motsvarande 0.1 % respektive 0.3 % av stavinnehållet (341. Vattnets reningseflekt på den utläckta aktiviteten, s. k. dekontamineringsfaktorn DF, anges till [33] 130 för elementär jod och l för metyljodid och ädelgaser.

Man räknar vidare [33] också med att 99.75 % av halogenerna föreligger i elementär form och de resterande 0.25 % i organisk form. Motsvarande dekontamineringsfaktor för fissionsprodukter i parikulär form (Cs, Sr) antas till 1000. Vid överhettning och smältning kan däremot större aktivitetsmängder ädelgasinnehåll, mefrigöras från bränslet, upp emot 100 % av patronernas dan mindre flyktiga produkter frigörs i lägre grad. När aktiviteten når reaktorhallen erhålles strållarm från de fast installerade strålningsvakterna. Reaktorhallen utryms och omkoppling till hjälpventilation sker. Därmed skapas ett undertryck i byggnaden och ventilationsluften l DF = tillförd aktivipasserar partikel- och kolfrlter, som reducerar utsläppet till atmosfären-c tet/frigjord aktivitet

sou 1976:4] Bilaga 4 115

Lyft av bränslepatron ur förvaringsbassângen Vid missöden i hanteringsförfarandet av utbrända bränslepatroner skulle det största utläckaget av fissionsprodukter till omgivningen erhållas, om en skadad och nyligen uttagen bränslepatron togs upp ur bassängen. Temperaturstegringen i bränslet medför att en större andel av lissionsproduktema blir tillgängliga för läckage och följande aktivitetsmängder skulle då maximalt kunna tillföras omgivningen om alla stavar (BWR) antas defekta [34]

40000 Ci ädelgaser 5 000 Ci halogener 70 Ci strontium 10 Ci Cesium

Bränsleparroner krossas av fallande las! Betydelsefulla mekaniska skador på bränslet, som ger utläckage av aktivitet, kan orsakas av att en bränslepatron tappas vid laddningsmanövrar eller av fallande tunga laster från traversen, om denna arbetar över bassängen. Missöden av denna typ skulle även kunna utlösa kriticitetsolyckor. Verkningama av sådana olyckor bedöms bli förhållandevis ringa och temperaturen i bränslet stiger inte över vad som förekommer under normaldriften. Sådana kriticitetsincidenter kan därför bedömas ge endast mekaniska kapslingsskador och utläckningen av radioaktivitet uppskattas på samma sätt som för dessa, tabell 2.

K ylmedeIJir/ust i bassängen

Överhettning och nedsmältning av bränslet kan endast inträffa om vattnet

förloras från bassängen. Detta skulle kunna inträffa genom: - Fel på bassängkylningen, medförande bortkokning av bassängvattnet. - Vattenförlust beroende på läckage från bassängsystemet. WASH-l400 [35] anger att fel på bassängkylningen beräknas kunna inträffa mindre än l gång per 10 år och att värmeutvecklingen i det bestrålade bränslet - som direkt kan jämställas med förutsättningarna i denna studie -

Tabell 2 Läckage via skorstenen till atmosfären från skadat bränsle i förvaringsbassängerna (Ci) l början av förvaringsperio- l slutet av förvaringsperio-

l motsvarar ca 3 patroner

116 Bilaga 4

får vattnet i bassängen att koka av på fyra veckor. Sannolikheten att bassängkylningen inte går att iordningställa inom fyra veckor bedöms till 1 på 1000000 [35]. Läckage av vatten ur bränslebassängerna, som leder till att bränslet smälter, bedöms ha betydligt mindre sannolikhet än det ovan beskrivna fallet beroende bl. a. pâ den tekniska utformningen av bassängerna och bränslerackama. Skulle dock en nedsmältningsolycka inträffa strax efter en omladdning blir utsläppsmängderna avsevärt större än i fallet med en ur bassängen upphissad bränslepatron. I WASH-1400 anges vissa utsläpp efter en nedsmältbränsle blir dessa utsläpp av följande storlek. ning [35]. Med här aktuellt

Ädelgaser 45 000 000 Ci

Jod 100 000 Ci Cs 3 000 Ci Ba, Sr 800 Ci

3.1.4 Konsekvenser Svårartade missöden i samband med bränslehanteringen kan enligt det foregående leda till att radioaktivitet läcker ut ur stationen till omgivningen. Den omedelbara och huvudsakliga verkan därav är att driftpersonalen, personer på stationsområdet, de närboende och den i vindriktningen befintliga delen av befolkningen utsätts för bestrålning från den luftburna delen av

Tabell 3 Utsläpp och dess verkan efter bränslemissöde. Utsläppshöjd 100 m Erhållen maximal dos Haverifall Uppskattat utsläpp på avståndet l km Ädelgas Jodb Väderleks- Total hel- Sköldkörc, Ci läge kroppsdos teldosf rem rem

l En skadad patron lyfts oavsiktligt upp ur bassängen 3 000 2 000 Neutral 0.000? 4.4 Stabil 00007 rel. lägre 2 Kriticitetsmissöde eller mekanisk skada på bränslet i bassängen. 200 stavarinvolverade 140 2 Neutral 0.0000l 0.005 Stabil 0.00002 rel. lägre 3 4000()0 46000 Neutral 0.3 100 3 Nedsmältning Stabil 0.5 rel. lägre

“beräknat för 37Kr ekvivalenter bberäknat för 1311 ekvivalenter Cberäknat från inhalation (mjölkrestriktioner krävs)

Bilaga 4 117

den utläckta radioaktiviteten. På längre sikt kan verkningar kvarstå bl. a. på grund av radioaktiv beläggning på mark och gröda. Av dessa skäl kan t. ex. mjölken från betande kor inom ett med radioaktiva ämnen belagt område under en tid bli otjänlig som människoföda. Utsläppen av radioaktivitet och deras verkan, i enlighet med de beskrivna missödena, har sammanställts i tabell 3. Som framgår av tabellen förväntas inte ens ett nedsmältningshaveri medföra några akuta strålskador utanför anläggningen (se ovan 1.4).

3.2 Upparbemingsanläggningen Det utbrända bränslet tas om hand i en upparbetningsanläggning för att man dels skall kunna tillvarata kvarvarande uran och bildat plutonium, dels kunna överföra fissions- och aktiveringsprodukter i lämplig form för vidare behandling före förvaring. Den nedan beskrivna processen och haverianalysen har till större delen hämtats från en redovisning för Barnwell Nuclear Fuel Plant, USA BNFP (upparbetningskapacitet 1500 ton U/år) [36].

3.2.1 Processen Det inkommande bränslet förvaras under vatten i ställ av aluminium. Från bränsleförvaringen går bränslet till kapning och avkapsling. Kapslingsavfallet överföres till ett speciellt förråd medan själva bränslematerialet går till en upplösare. Det upplösta bränslet överföres till kolonner för extraktion av uran och plutonium från fissionsprodukterna. Den extraherade uran- och plutoniumlösningen koncentreras genom indunstning. Den koncentrerade lösningen får passera genom en jonbytare som separerar plutonium. Det erhållna plutoniet koncentreras till 250 g/l och överföres till flaskor, vardera på 101. Det kvarvarande uranet omvandlas till U03-ulver vilket överförs till UF5 som lagras på transportllaskor. De återstående ftssionsproduktema, i lösning tillsammans med rester av plutonium och uran, koncentreras genom indunstning och överföres till tankar för högaktivt avfall. Aktiviteten i det bränsle som upparbetats framgår av tabell 4. Härvid har förutsatts en utbränning i BWR med 28 500 MWd/ton, en effekttäthet av 30 MW/ton och 7 månaders avklingning.

Tabell 4 Aktivitet i bränsle för upparbetning [3ll. Avklingningstid 7 månader

118 Bilaga 4

3.2.2 Missödessituationer Bränslehanleringsmissöde med kapslingsskada Mängderna av flyktiga ämnen är vid denna tidpunkt, 7 mån., tämligen små. Samtliga ädelgaser, utom krypton 85, är avklingade och av halogenerna återstår en ringa mängd, se tabell 4. Exempel på missöden, som kan inträffa under hanteringen är - fallande bränslepatroner - som i värsta fall kan betyda att en patron bryts oförsiktiga manövrer, sönder kylmedelsförlust Sannolikheten för sådana missöden har bedömts uppgå till 2-3 gånger under 40 år. Deras verkningar blir små [36] och till följd av avklingningen avsevärt lägre än motsvarande vid kärnkraftverket, som behandlats tidigare.

Fel på avgassystem Detta har till följd att luftburen aktivitet direkt från processen kan slippa ut. En av de svåraste händelserna av detta slag skulle vara att upplösarens avgaser gick direkt ut utan jodfiltrering. Detta har för den aktuella anläggningen (BNFP) bedömts kunna innebära en sköldköneldos om högst några hundra mrem via exponeringsvägen över mjölk. Denna typ av missöde uppskattas kunna inträffa 1 gång per 5 år.

M issöden i processerna Följande missöden behandlas i samband med säkerhetsredovisning av anläggningarnas konstruktiva utformning. - Brand i upplösaren - i indunstare för avfall Explosion lågaktivt - i indunstare för avfall Explosion högaktivt - Brand i plutoniumjonbytaren - Kriticitet

Vid dessa missöden som bedöms kunna inträffa en gång på 40 år räknar man med att kunna avskilja en avsevärd del av luftburen radioaktivitet i anläggningens filtersystem. Detta reducerar utsläppet till högst någon Ci utom i fallet kriticitet som kan medföra utsläpp av bl. a. några hundra Ci jod 131. Inte i något av dessa fall beräknas personer i omgivningen bli utsatta för några nämnvärda doser. Kriticitetsfallet skulle innebära högst några tiotals mrem. I tabell 5 anges rapporterade missöden vid upparbetning av reaktorbränsle. Ett samtidigt fel på filtersystemet kommer att medföra avsevärt högre doser, då ett normalt fungerande filtersystem i detta fall beräknas avskilja ca 99.99 % jod och 99.999 % panikulär aktivitet [371 Sannolikheten för ett samtidigt frlterbortfall får emellertid bedömas som ytterst liten.

sou 1976:41 Bilaga4 119

Tabell 5 Rapporterade mlssöden vid upparbetnlng av reaktorbränsle

Tidpunkt Platsa Missödets art Typ av ak- Kontamination utan-

tivitet in- för anläggningen!”

volverad

1958 Hanford Fel på silvernitrat- jod 131 Ingen filter för begränsning av utsläpp av jod 1959 Idaho Kriticitet. Lösning ñssions- ingen överpumpad från sä- produkter ker till icke säker geometri. 4 1019 fissioner 1959 Oak Ridge Indunstarexplosion plutonium 0.6 g plutonium vid rengöring med fenolhaltigt rengöringsmedel 1960 Hanford Brand i upplösare uran-pluto- Ingen nium 1961 Idaho Kriticitet. Lösning fissions- ingen överpumpad från produkter ker till icke säker geometri. 6 10” ñssioner 1963 Hanford Explosion i jonby- plutonium Ingen tare

“Samtliga i USA ”Inga personskador erhölls varken i eller utanför anläggningen

Spridning från pIutonium/örräd

En särskild utredning av omgivningskonsekvenser till följd av haveriartad spridning av transuraner från förråd genomlöres för Aka-utredningen av FOA. Denna fråga behandlas därför inte närmare i föreliggande studie.

3.3 Tillverkning av Pri-berikar bränsle

3.3.1 Processen

Vid tillverkning av blandoxidbränsle genomlöper plutoniet följande moment:

- i förråd lagring - och Zn-stearat blandning Pu02, U0; pressning avdrivning, sintring slipning tvättning, torkning e av stavar chargering, svetsning - leverans

120 Bilaga 4

Hantering av det okapslade materialet sker i täta handskboxar, ofta förbundna med tunnlar för att underlätta förflyttning mellan boxarna. Boxoch absolutfilter ger en praktiskt taget 100 %-ig partikelavskiljning och utsläppsluften övervakas kontinuerligt med larmkopplad monitering. Boxarna har ett ständigt undertryck gentemot produktionslokalen vilket övervakas med larmgivare. Tillverkning av blandoxidbränsle sker tills vidare i försöksskala. I Förenta staterna finns fem anläggningar i drift med tillverkningskapaciteter varierande mellan 3-20 ton blandoxidbränsle per år med ett innehållav upp till 5 % plutonium [38]. Även i Europa finns erfarenheter av plutoniumberikat bränsle. Frågan om användning av plutoniumberikat bränsle för kommersiell kraftproduktion är föremål för särskilda överväganden bl. a. inom NRC i Förenta staterna. l det pågående arbetet med utveckling av teknik för framställning av plutoniumberikat bränsle förekommer transporter mellan olika anläggningar av ren PuOg. Det sker i transportbehâllare innehållande högst några kilogram PuOz. Totalt sett är det mycket begränsade mängder som transporteras på detta sätt. l kommersiell skala kan det visa sig lämpligt att plutonium i första hand transporteras som färdiga bränsleelement.

3.3.2 Störningar

Vid bränsletillverkningen kan omgivningen påverkas genom - av aktivitet från frigörelse boxkedjan - kriticitetshaveri

frigörelse av aktivitet från boxkeayan Detta kan ske genom - eller brand explosion - lilterbortfall - mekanisk skada

De i processen ingående materialen är ej explosiva, ej heller de gaser eller vätskor som används. Gasblandningen till ugnarna är ej brännbar och PuOg och UO2 är ej pyrofora. Ugnama, vars arbetstemperatur för avdrivär ca 800° och för sintring l 500-1 700°C övervakas under drift. Boxarna är försedda med larmkopplad temperaturvakt. Vid brand i lokalen kan plexiglasen mjukna eller handskama brinna upp och aktiviteten spridas. Större bränder är dock osannolika med hänsyn till den låga brandbelastningen i dessa lokaler. Filterbortfall kan ske genom felkoppling i ventilationssystemet eller genom någon defekt i ñltermaterialet. Omkopplingar av ventilationssystemet sker ej under drift och en fortlöpande kontroll av filtermaterialet har visat att dess kvalitet är oförändrad även efter flera års drift. Fallande last eller transporttruck som kör in i boxsidan är tänkbara orsaker till aktivitetsspridning. Genom misstag vid in- eller utsvetsning av material så att hål uppstår

Bilaga 4 121

på plastpåsen kan spridning åstadkommas. Likaså om plutoniumbehållaren tappas vid transport mellan box och förråd kan plastpåsen punkteras och lock till innerbehållaren lossna. Dessa bägge sista tillbud bör få relativt begränsade verkningar som kan åtgärdas av den lokala drift- och strålskyddspersonalen.

K riticitetsha veri Största risken for ett kriticitetshaveri föreligger vid hantering av plutoniumoxiden i oblandad form, dvs. vid urlastning av transportbehållare, uttag av material ur förrådet eller i de två forsta produktionsstegen som omfattar uppvägning och blandning.

3.3.3 Konsekvenser

Frigörelxse av aktivitet från boxkedjan ger upphov till inandningsrisker som

i huvudsak begränsas till den aktuella produktionslokalen. En kriticitetsolycka innebär luftburen jod-, plutonium- och ädelgasaktivitet jämsides med höga neutron- och gammadoser i såväl produktionslokalerna och kringliggande utrymmen som i omgivningen. Eftersom ett kriticitetshaveri är gränssättande redovisas här de troliga konsekvenserna av ett sådant.

Direkt besträlning Den direkta stråldosen och gammastålning beräknas vid p. g. a. neutroner det högsta troliga fissionsutbytet, 1013 sönderfall, orsaka en dos överskridande 25 rem inom ett område med ca 60m radie från källan [39]. Skärmning av väggar etc. reducerar detta avstånd.

Doser i omgivningen p. g. a. aktivitet Doser till personer i omgivningen kan uppstå till följd av dels helkroppsfrån ädelgaser, dels inandning av bl. a. jod och plutonium. Dosen bestrålning p. g. a. plutonium kan, med rimliga antaganden med avseende på spridningen, på 150-200 m från haveriplatsen motsvara den som ger ett tillåtet årsintag for personal i radiologiskt arbete (ca 15 rad fördelat över 50 år) och joden kan orsaka en sköldkörteldos på några hundra mrem.

4 Avfallshantering

4.1 Korttids/ö/varing

4.1.1 Allmänt

Det avfall som avskiljs i upparbetningsanläggningen indunstas högaktiva så långt det är möjligt och överförs for lagring i tankar i anslutning till upparbetningsanläggningen. Mer än 99.9 % av det använda bränslets icke-

122 Bilaga 4

flyktiga klyvningsprodukter, ca 0.5 % av det använda bränslets uran, 0.5-1 % av dess plutonium och totalmängden av de övriga transuraner, som bildats i bränslet under dess bestrålning, hamnar med hittills använda metoder i detta högaktiva avfall. Tankarna beräknas rymma 400-4 000 m3 flytande avfall och bygges in i betong under jord [40]. Avfallet som beräknas förvaras i denna form i några år, måste hela tiden kylas, för att avlägsna den värme, maximalt ca 11 kW/m3, som nuklidernas sönderfall ger.

4.1.2 Aktivitetsinnehåll För varie ton bränsle som upparbetas beräknas 600-800 liter högaktivt vätskeformigt avfall erhållas. Antas att avfallet tylls på 600m3-tankar fås följande aktivitetsinnehåll vid fylld tank vid olika avklingningstider, tabell6.

4.1.3 Missöden

Flera oberoende händelser kan orsaka att aktivitet frigörs till omgivningen från nämnda tankar [4l]: - korrosion fel på kylsystemet vätgasexplosion yttre påverkan (jordbävning, sabotage etc.) De missöden som hittills inträffat har samtliga berott på korrosion. Från USA har flera incidenter med läckande avfallsbehållare rapporterats [42]. l samtliga fall är det tankar av vanligt kolstål och av äldre modell som läckt. Det största av dessa läckage omfattar 435 m3 innehållande 40000 Ci 37Cs, 14000 Ci °°Sr och 4 Ci 23°Pu och upptäcktes så sent som 8 juni 1973 vid en förvaringsanläggning i Hanford. Vid tidigare läckage har det aktiva materialet antingen fångats upp i den yttre betonginneslutningen

Tabell 6 Högaktivt flytande avfall i enskild tank motsvarande en årsproduktion avfall (Ci)

Tid efter bränslets uttag från reaktorn = svalningstid (år)

lnnehåll 1 5

Mindre flyktiga fissionspro- 670 000 000 200 000 000 dukter (Tc. Ru. Ag, Sb, Cs) icke-flyktiga ñssionspro- 930 000 000 150 000 000 dukter (Sr. Y, Zr, Nb, Ce, Pm, Sm, Eu) Transuraner 450 000 220 000 Totalt l 600 000 000 350 000 000 Effekt (MW) -55 ».12

sou 1976:41 BiIaga4 123

Tabell 7 Konsekvenser av kylningsbortfall i tankar för högaktivt avfall

Frigörelse till atmosfären .Händelse Sur lösning Alkalisk lösning

Självkokning i tio 300 Ci/min. Ru 300 Ci/min. samtl. FP timmar l 000 Ci/min. övr. FP Permanent bonfall 90 96 av Ru, Cs; 50 96 av Ru, 25 % av Cs, av kylning 5 96 av övriga l 96 av övriga

eller stannat kvar i närmaste omgivande jordlager genom markens jonupptagande förmåga. Man anser sig ha goda skäl anta att inte heller vid det senaste läckaget någon förorening av grundvattnet inträffat. Det största utsläppet av radioaktivitet fås sannolikt om kylningen bonfallet. Konsekvensen av kylningsbortfall har analyserats [43] och återges i tabell 7. l det första fallet antas att kylningen avbryts tillräckligt länge för att självkokning skall inträffa och fortgå i 10 timmar (fel på kylsystemet). Det andra fallet inträffar då kylningen under längre tid upphör. Detta kan bli resultatet vid en explosion på grund av för hög vätgashalt. Om inga effektiva motåtgärder vidtas efter en sådan explosion, frigörs aktivitet till atmosfären under loppet av någon vecka. Frigörelsen i dessa skisserade fall, som innebär direkt spridning till omgivningsatmosfáren, blir så omfattande att speciella inneslutningsåtgärder synes påkallade. Under alla förhållanden måste haverisannolikheten bringas ned till mycket låga nivåer.

4.1.4 Konsekvenser för omgivningen

Med hänsyn till haveriets relativt långsamma förlopp kan antalet fall av allvarliga akuta strålskador reduceras om snabba utrymningsåtgärder kan vidtas utanför anläggningsområdet. Utan speciella inneslutningsåtgärder måste man räkna med stark kontamination av stora landområden i vindriktningen från haveriplatsen. Studier av de aktuella haverifallen och åtgärder för att mildra deras konsekvenser bedömes viktiga.

4.1.5 Avskiljning och disponering av krypton 85-avfall Av det använda bränslets flyktiga klyvningsprodukter återstår vid tiden för upparbetning i huvudsak krypton 85. men även vissa mängder tritium ochjod finns närvarande. Utan avskiljningsanordningar kommer därför stora mängder krypton 85 att frigöras vid upparbetningen. Både i USA och Europa pågår sedan några år förberedelser för att avskilja krypton 85 från övriga avgaser [38]. En möjlighet till lämplig förvaring kan vara uppfyllning på gastuber. En 50 l behållare om 180000 Ci krypton 85 erfordras för att lagra kryptonet från 20 ton bränsle.

124 Bilaga 4

För tillfällig förvaring av dessa tuber - några månader till år - kan med fördel de vattenkylda avfallsbassängerna för det fasta avfallet användas (se avsnitt 4.3). Vid längre tids Förvaring i vattenbassäng ökar risken för korrosion, varför en omdisponering av gasen är nödvändig. För den slutliga disponeringen av gasen, som bör utsträckas 100-150 år framåt då den avklingat till låg nivå, finns flera alternativ att välja på [44, 45, 46, 47] t. ex. Förvaring av gasbehållarna i torra utrymmen ovan jord, förvaring under jord, nedsänkning av gasbehållarna på stora havsdjup och insprutning av gasen i porösa underjordsformationer.

4.2 Solidmering

4.2.1 Allmänt För överföring av det flytande avfallet i fast form har flera metoder utvecklats bl. a. kalcinering glastillverkning Kalcinering av högaktivt avfall har utförts i industriell skala [48]. Vid Idaho Nuclear Co i USA har man kalcinerat 9 000 m3 flytande avfall under tiden 1963-1974. l virvelbädden, som innehåller aluminiumoxidpartiklar uppvärmda till 400°C, införs en koncentrerad avfallslösning. Tillsammans med aluminiumoxider byggs de aktiva produkterna från avfallslösningen upp på bäddpartiklarnas ytor. Slutprodukten i processen är partiklar med diameter mindre än en millimeter, som transporteras med tryckluft till förvaringsbehållare av syrafast stål. Metodutveckling för ingjutning av det högaktiva avfallet i glas pågår i en rad länder. Vid den franska anläggningen PIVER i Marcoule hade man t. ex. i början av 1974 producerat 16 ton högaktivt glas av borsilikattyp med ett totalt aktivitetsinnehåll om 6 MCi. Glasprocessen innebär att det högaktiva avfallet försätts med kemiska tillsatser som efter indunstning och kalcinering vid en fortsatt upphettning till omkring 1 OOOC ger en glasmassa [32l

4.2.2 Aktivitetsinnehåll Vid en i Förenta staterna utvecklad kalcineringsprocess [48] erhålles ca 85 l fast avfall av varje behandlad kubikmeter flytande avfall. Varje behållare antas här rymma 200 l fast avfall [49] och aktivitetsinnehållet beräknas för 5 år gammalt avfall uppgå till ca 1.5 MCi. Varje sådan behållare rymmer avfallet från upparbetning av bränsle motsvarande 2.5 ton uran.

4.2.3 Missöden 1 processen svarar flera anordningar för avskiljning och uppsamling av frigjord aktivitet. Plötsliga fel i reningssystemen kan innebära måttliga aktivitetsutsläpp,

Bilaga 4 125

mindre än 200 Ci totalt. De svåraste utsläppen av radioaktivitet erhålles vid haveri i själva processen. Tre haverifall har analyserats [50] nämligen dumpning av avgasñlter, explosion i scrubber och komponentläckage. Resulterande aktivitetsutsläpp beräknas [50] bli från bråkdelar av Ci/s till något tiotal Ci/s. Direktstrålningen från den luftburna aktiviteten i utsläppet till människor i närheten kommer att bli relativt låg. Det största antagna utsläppet kommer vid normal väderlek att ge högst l0 mrem/h vid marknivå. Strålningen från markdeponerad aktivitet från de svåraste utsläppen beräknas ge högst 2 mrem/h. inandning av aktivitet orsakar den största hälsorisken. Den maximala dosen som skulle erhållas av människor i vindriktningen under en tid av l5 minuter beräknas härröra från strontium 90 och torde kunna uppgå till ca 700 rem (vid 0.5 km).

4.3 Konrrollerad lagring

4.3.1 Allmänt Den kontrollerade lagringen av det fasta avfallet, som beräknas pågå under maximalt 50-100 år, blir säkrare och mindre komplicerad än

motsvarande

lagring av avfallet i flytande form. Flera olika förvaringslaternativ studeras bl. a. förvaring i kylda vattenbassänger och “torr” förvaring med luftkylning. l bassängerna förvaras avfallsbehållama i långa rader under flera meters vattentäckning. Bassängvattnet cirkulerar kontinuerligt genom renings- och kylsystem [48, 491. Vid luftkylda arrangemang, som vid Piver-anläggningen i Marcoule, lagras avfallsbehållarna i 13 m djupa golvbrunnar under forcerad luftkylning [32].

4.3.2 Missöden - konsekvenser

Nämnbar frigörelse av aktivitet från det solidifterade avfallet erhålles endast om temperaturen i behållarna stiger och når den temperatur, då de flesta av de radioaktiva isotoperna förångas. Vid förlust av bassängvattnet eller vid bortfall av den forcerade luftkylningen förmår normalt luftkonvektionen motverka detta. Förhindras däremot värmeavledningen genom nedsatt konvektionsverkan, t. ex. av rasande bassängmaterial, kan lätt förångning fås hos de mest övertäckta behållarna (501. Förångningstemperaturen beror på vilken solidiñeringsmetod som utnyttjas. För kalcineringsförfarandet ligger den kritiska temperaturen omkring 900°C [5l]. Laboratorieförsök visar att cesium har hög frigörelsegrad, medan strontium, cerium och rutenium har en faktor 1000 lägre frigörelsegrad

[41]. Resultaten visar att en genomsnittlig frigörelse av en procent cesium

per timme kan förväntas i temperaturintervallet 1050-1 200°C. Med ledning härav och med antagandet att förångning fås i 100 behållare med 10 år gammalt kalcinerat avfall motsvarande en total aktivitetsmängd av ca l MCi per behållare ger en uppskattning av frigörelsen av radioaktivitet följande resultat, 8.

tabell

126 Bilaga 4 Tabell 8 Frigörelsetakten av radioaktiva isotoper från nvfallsbehållare vid förångning p. g. a. kylmedelsbortfall. Gäller 100 behållare

På grund av de frigjorda ämnenas höga förångningstemperatur och tillgången på effektiva filter, kommer mesta delen att kondenseras och tas upp i filtren före utsläpp till omgivningen. Vidare antas att speciella nödåtgärder vidtas, som begränsar utsläppets varaktighet till en timme. Till omgivningen kommer i sådana fall att frigöras några Ci cesium 137 och några mCi strontium 90. Personer i omgivningen kommer att påverkas i första hand genom in-

andning av de radioaktiva ämnena (mCs 9°Sr). Sker utsläppet under “nor-

mala” väderleksförhållanden (nära neutral skiktningJ = 0.5) begränsas riskområdet, dvs. där helkroppsdosen är mindre än 0.5 rem/år till avståndet 0.5 km. från utsläppspunkten.

4.4 Slutlig deponering 4.4.1 Allmänt De utländska, främst amerikanska, studierna innefattar olika deponeringsalternativ [281 Ett av de mest fördelaktiga är av flera skäl deponering i saltformationer. Detta alternativ har även studerats mest ingående ur risksynpunkt {28, 52). l Sverige synes deponering i urberg vara den mest aktuella lösningen. Ett alternativ kan vara lagring i sedimentära bergarter. Förkastningar i hårda bergarter kan ge upphov till permeabla brottzoner och ökad grundvattenströmning. Detta är möjligen en nackdel med urbergsdeponering. Stabilitet gentemot och frånvaro av starkt destruerande geologiska aktiviteter som jordbävningar och vulkanism är å andra sidan utmärkande för stora delar av den svenska berggrunden. I en bilaga till Akas lägesrapport diskuteras de allmänna geologiska förutsättningarna närmare [32]. En slutlig deponering av högaktivt avfall planeras för närvarande föregås av många års kontrollerad lagring på sådant sätt att materialet under denna tid är åtkomligt för tekniska åtgärder och processer. Förutsättningarna för en säker slutdeponering behöver preciseras och testas genom såväl teoretiska som experimentella arbeten under en följd av år. De specifikationer beträffande bl. a. material, deponeringsteknik och deponeringsplats som uppställs med ledning härav, behöver sedan verifieras med olika åtgärder.

Bilaga 4 127

4.4.2 Avfallets karaktär Det material som skall deponeras förutsätts vara i sådan form att utlakningshastigheten blir tillfredsställande låg i kontakt med vatten. Bl. a. olika former av glas har denna egenskap. Det högaktiva avfall som skall deponeras utgörs i första hand av klyvningsprodukter med vissa resthalter av transuranelement. Detta avfall kan av tekniska och säkerhetsmässiga skäl komma att uppdelas i olika fraktioner. En fraktion utgörs av cesium 137 och strontium 90, som tillsammans utgör en väsentlig andel av klyvningsprodukternas aktivitet. Extremt långlivade klyvningsprodukter, bl. a. jod 129 kan utgöra

en annan fraktion. Återföring av transuraner till reaktorn för omvandling

till mer kortlivade produkter - som är en teoretisk möjlighet - kan reducera halten av transuraner i avfallet. Tills vidare förutsättes att solidiñering sker med det högaktiva avfallet samlat i en fraktion. Produktionstakter och aktivitetsmängder for det högaktiva avfallet anges närmare i Akas lägesrapport [32]. För utredningens räkning har även vissa egna beräkningar genomförts i detta arbete. Här ges en sammanfattande bild av dessa förutsättningar som underlag för en diskussion om den slutliga deponeringen. För upparbetning av 600 ton uran per år beräknas totala klyvningsproduktmängden bli 20 ton per år. Med en rest av 0.5 % uran och plutonium samt hela innehållet av högre transuraner ökas viktsmängden till 23.5 ton/år. Detta material inneslutet i 60 m3 glas kan komma att fördelas på kanske 300 behållare vardera med volymen 0.2 m3. Tabell 9 återger det högaktiva avfallets aktivitetsinnehåll av klyvningsprodukter och transuraner efter svalningstider upp till l 000 år efter uttag ur reaktorn. Huvudparten (99.5 % eller mer) av plutoniet beräknas kunna återföras till reaktorerna i nytt bränsle. Upprepad återföring reducerar de ackumulerade mängderna plutonium en del. Utan återföring kommer stora aktivitetsmängder av vissa plutoniumisotoper att behöva tas om hand. Viktsmässigt blir det närmare 10 ton per år vid en upparbetning av 600 ton/år. Tabell 10 visar det högaktiva avfallets innehåll av dessa plutoniumisotoper efter olika

svalningstider efter uttag ur reaktorn. Efter 10 år_ är den svagt betastrålande

MPu, med halveringstiden 13 år, dominant ur aktivitetsmängdssynpunkt men utan större betydelse ur risksynpunkt. Efter 100 år dominerar alfastrålarna mPu (halveringstid 86 år) och efter 1 000 år de mycket långlivade alfastrålarna 24°Pu och mPu.

Tabell 9 Aktivitetsmängder i högaktivt avfall med en rest av 0.5 % uran och plutonium efter olika svalningstider

Innehåll Ci/600 ton upparbetat uran i avfallet efter

10 år 100 år l 000 år

Klyvningsprodukter 200 000 000 20 000 000 10 0()0 Uran + transuraner 1 500 000 200 000 50 000 Värmeutveckling per 2 000 200 4 avfallsbehållare [W]

128 Bilaga.4 Tabell 10 Aktivitetsmängder av plutonium - utan återföring - i det högaktiva avfallet efter olika svalningstlder

4.4.3 Deponeringsalternativ Som närmare diskuteras i bilaga till Akas lägesrapport synes deponering på några hundra meters djup i tätt berg väl under havsnivå vara fordelaktig av flera skäl. Yterosionen har i svenskt urberg under miljontals år varit betydligt mindre än nämnda djup. Det har vidare ansetts önskvärt att deponera avfallet under havsnivå och avskilt från sjöar och vattendrag. Eventuella vattenrörelser blir då särskilt långsamma. Själva deponeringslokalen kan tänkas utformad på flera sätt. Vertikala färre borrhål från markytan som fylls med ett större antal behållare är ett tänkbart alternativ. Nedtransport till horisontella schakt med individuell placering av varje behållare i tunnlar med vertikala grundare borrhål är ett annat alternativ [28].

4.4.4 Haverityper En säker förvaring innebär krav på begränsad utlakning och transport av aktivt material till biosfáren på lång sikt. Även relativt ogynnsamma situationer måste förutses vid fastställande av specifikationer för material och deponeringsplats. Förutom mer extrema men långsamma förändringar som kan påskynda en besvärande spridning måste vid en riskanalys beaktas plötsliga katastrofer av typen meteoritnedslag eller vulkanutbrott. En kvantitativ analys av normalriskerna till följd av utlakning och transport med vattenrörelser vid deponering i urberg saknas men synes nödvändig för en verifikation av säkerheten hos deponeringstekniken. Utöver detta normalfall har man i utländska riskanalyser behandlat eller omnämnt följande extrema haverityper [52]: - Erosion - Meteoritnedslag - Vulkanism - Förkastning - och Sabotage krigshandling - Oavsiktlig borrning - Oforutsedd söndervittring.

Bilaga 4 129

4.4.5 Erosion och naturkatastrofer

Risken att yterosion under långa tidsrymder skall frigöra deponerat material elimineras som redan omnämnts genom val av tillräckligt borrdjup. Gera och Jacobs [41] har analyserat sannolikheten för meteoritnedslag i detta sammanhang. Beräknad frekvens för nedslag av meteoriter som beräknas ge kratrar med 300 m djup torde vara 10”-103/km2 år. Det innebär 50-500 nedslag per miljon år på vår planet. Kratrar med mindre djup erhålles med större sannolikhet. Konsekvensen har inte närmare analyserats i litteraturen men om man antar att 30 behållare dvs. en tiondels årsproduktion skadas allvarligt och att 1 % av innehållet blir luftburet innebär det spridning av 6 kg plutonium. Globalt sett har man erfarenhet av 5 000 kg plutonium 239 [52] spridda i atmosfären genom kärnvapenprov. som sådant blir öde- Meteoritnedslaget läggande men man får också räkna med en kontamination i omgivningen. Jämförelsevis mycket allvarligare primärkonsekvenser erhålles av meteoritnedslag i vatten eller i tätbefolkade områden.

Med hänsyn till dels den låga sannolikheten dels de begränsade effekterna

synes risken av meteoritnedslag på deponeringsplatsen för högaktivt avfall inte bereda några problem. Frekvensen av meteoritnedslag är jämnt fördelad över jordytan. Vulkanaktivitet är däremot koncentrerad till vissa områden. För svenskt vidkommande torde risken till följd av vulkanism blu än lägre. Förkastningar i hårda bergarter kan ge upphov till permeabla brottzoner och ökad vattenrörlighet. l plastiska saltfonnationer tätas uppkomna sprickor vilket inte är fallet i urberg intill visst djup. Förkastningsrörelser är dock normalt långsamma, med hastigheter under några mm per år. Ett extremfall på 4 cm/år har rapporterats från Förenta staterna [4l]. En riskanalys måste r bygga på uppgifter om frekvens och storlek av förkastningar samt hur dessa kan påverka vattenrörelserna.

4.4.6 Oavsiktlig penetration genom borrning

Permanent deponering förutsätts ske i forrnationer med låg brytvärdighet [32]. Vidare förutses utmärkning ske i terräng och på kartor och att ansvaret för kontroll och mätningar lägges på lämplig myndighet. Om informationen om deponeringsplatsen går förlorad på lång sikt genom ändrad samhällsstruktur el. dyl. kan oavsiktlig penetration av enstaka behållare eller lager ske vid djupborrning. Detta förutsätter tillgång till avancerad teknik, vilket sannolikt innebär dels att problemet uppmärksammas dels att åtgärder kan vidtas för begränsning av konsekvenserna.

4.4.7 Oförutsedd

söndervittring

Omkristalliseringsprocesser, termiska chocker och urlakning är processer som kan påskynda spridningen av solidifierat avfall. Vid bedömningen av riskerna på lång sikt måste man beakta dessa processer. l naturen förekommer dock glasartade mineraler som sedan miljontals år varit intakta och ej vittrat sönder. 9

130 4 Bilaga

4.4.8 Riskanalys av normalfallet

haverifallen som berörts ovan förefaller mindre De hypotetiska extrema att analysera än ett ogynnsamt norrnalfall. Ett sådant refekomplicerade rensfall skulle kunna innebära en forcerad utlakning i en söndervittrande produkt med vissa möjligheter till spridning via grundvattenrörelser. Möjen torr deponeringsplats kan bli beligheten att på lång sikt upprätthålla måste bl. a. grunda sig på kunskaper om vatgränsad. Riskbedömningen tenrörelser på stora djup samt laknings- och vittringshastigheter. Utlakningshastigheten från borsilikatglas och fosfatglas har studerats både och en laboratoriemässigt [53] och i fált [55]. Den är temperaturberoende funktion av kornstorleken. Enstaka enkla konsekvensanalyser av utlakfrån glasblock till mark har genomförts [53]. Även omvandningsförlopp lingsprocesser i glas som påverkar stabiliteten har börjat studeras [54]. och sedimentering i bergssprickor är fak- Jonbytesprocesser, utfállningen Vid en analys av exponeringsrisken bör torer som begränsar en spridning. försök göras att kvantifiera nämnda transport- och retentionsmekanismer.

5 Transporter av radioaktivt material

eller förvaringsplatser av bestrålat bränsle Transport mellan olika anläggningar och aktivt avfall sker huvudsakligen med bil, tåg eller med båt. Transport av obestrålat material samt plutonium sker även med flyg. En vanlig storlek på transportbehållare för bestrålat bränsle är en som väger 30-50 ton och tar 7-12 BWR-bränslepatroner. Men behållare med vikter upp till 100 ton och som tar 24 BWR-bränslepatroner förekommer. Vid alla radioaktiva transporter tillämpas regler som baserats på rekommendationer av IAEA [l8]. Med de speciella anpassningar till olika utgivna transportsätt som tillkommit genom internationella transportorganisationer sålunda för alla transporter till lands, till sjöss gäller rekommendationerna och i luften. Bestämmelserna innebär exempelvis vid transport av bestrålat bränsle att detta måste förvaras i provade och godkända behållare. För ett krävs bl. a. att behållaren, utan att skännningsförmågan vägodkännande sentligt påverkas eller att det radioaktiva innehållet sprids utanför behållaren, motstår

- fritt fall på 9m mot en oeftergivlig yta - l-metersfall mot änden av en 15 cm tjock vertikal stålstång - brand under 30 min. vid 800°C samt - i vatten till 15m djup nedsänkning De höga säkerhetskraven vid konstruktion och tillverkning av behållarna och en skärpt kontroll vid transporten av radioaktiva material har medverkat till att olycksriskerna vid sådana transporter kunnat hållas väsentligt lägre än för transporter av vanligt gods. År 1971 inrapporterades i Förenta staterna 2 255 olyckor vid transporter med radioaktivt material av farligt gods. Av dessa avsåg 10 st transporter varav 3 st orsakade en kontamination utanför behållarna. I Förenta staterna har under de senaste 25 åren transporterats mer än

Bilaga 4 131

3 600 behållare med bestrålat bränsle. Inte i något fall har det radioaktiva innehållet vid dessa transporter gett upphov till personskador. Endast lokal kontamination runt olycksplatsen har inträffat i några fall. Då antalet inträffade transportolyckor, som involverat radioaktivt material, varit så få måste bedömningarna beträffande olycksfrekvens i viss utsträckning baseras på tillgänglig statistik avseende transporter med farligt gods, dvs. klor, starkt giftiga produkter, eldfángt material m. m. Kraven på säkerhet och kontroll vid transport av radioaktivt material är högre än vad som i allmänhet gäller for transport av farligt gods. Den använda statistiken innebär därför sannolikt en överskattning när den appliceras på transporter av radioaktivt material. Amerikansk statistik år 1969 [56] avseende olyckor med dödsfall, personskador eller egendomsskador överstigande 250 $ visar for tunga lastfordon en frekvens av 1.5 olyckor per miljon transportkilometer. Frekvensen har nästan konstant under den senaste IO-ârsperioden. För fordon

legat

med farligt gods var motsvarande frekvens l olycka per miljon transportkilometer. Dödsfall eller personskador inträffade vid hälften av de med tunga lastfordon rapporterade olyckorna dvs. med en frekvens av 0.7-0.8 per miljon transportkilometer. Motsvarande värde for Sverige är lägre och uppges till ca 0.5. Skadans omfattning vid en olycka är beroende bl. a. av fordonets hastighet vid olyckstillfället. Skadeomfattningen ökar om brand uppstår och särskilt om denna har en varaktighet av någon timme eller mer. I samband med transport av farligt gods rapporteras brand ha uppstått i l-2 % av inträffade olyckor. Brandens varaktighet anges till mindre än 1/2 timme i ca 90 96 av brandtillfállena och till längre än 1 timme i l % av brandtillfállena. inträffade olyckor kan graderas efter skadans omfattning. Skillnaden i sannolikhet för en olycka med lastbil, järnvägsvagn eller fartyg är liten vid samma omfattning av olyckan. För en grov gradering kan därför-oberoende av transponsätt den olycksfrekvens per miljon transportkilometer anges som redovisas i tabell 11. Skadans omfattning vid en olycka i samband med transport av radioaktivt material är starkt beroende av materialets sammansättning och fysikaliska

Tabell ll Sannolikhet för transportolyckor graderade efter olyckans omfattning

Hastighet vid Brandens var- Olycksfrekvens

4 132 Bilaga

fonn, den andel som frigöres till omgivningen och i vilken utsträckning skadas och skärmningseffekten går förlorad. Skadebilden transportbehållaren dessutom av sådana faktorer som den meteorologiska situationen påverkas och befolkningsförhållanden vid olycksplatsen. i en transportbehållare med bestrålat bränsle helt Om bränslepatronerna skulle i samband med en olycka skulle detta medföra en väsentlig friläggas dos till En helt oskyddad person på ca 30 meters avstånd omgivningen. kan beräknas erhålla en dos på 1000 rem inom en halvtimme. En sådan dos medför med säkerhet dödliga skador. På dubbla avståndet skulle dosen reduceras till 25 96. Om en mindre andel av behållarens innehåll frilägges minskas den erhållna dosen i motsvarande grad. Ytterligare minskning av dosen erhålles om även annat material än transportbehållarens avgivetvis skärmar strålningen. Sannolikheten för att bränslepatronerna skall friläggas vid en transponoav de säkerhetsregler som tillämpas, ytterligt liten. En lycka är, på grund sådan olycka faller inom klassifrceringen extrema olyckor enligt ovan, eftersom förblir intakta även vid relativt svåra olyckor. transportbehållama Vid sjötransport kan en behållare hamna i vattnet vid lastning eller lossklarar säkert i de flesta fall sådana missöden utan ning vid kaj. Emballaget att skadas. Eftersom emballage och bränslestavar korroderar mycket långsamt står därför en lång bärgningstid till förfogande. Om bränslet vid säkerligen en förlisning eller annan olycka av något skäl ej kan bärgas löses det upp över en period av många år varvid de radioaktiva produkterna långsamt Innehållet av °°Sr, som är en av de riskdokan spridas i omgivningen. minerande nukliderna i bränslet, kan därför bli avgörande för skadans omfattning och behovet av motåtgärder. avfall från upparbetningsanläggningar transporteras i samma Högaktivt typ av behållare som bestrålat bränsle. Riskerna i samband med dessa avär mindre än vid transporter av bestrålat bränsle, eftersom fallstransporter huvuddelen av de flyktiga frssionprodukterna är helt borta på grund av sin kortare halveringstid. Fissionsproduktsaktiviteten i dessa avfallstransdomineras helt av ”Sr och 37Cs. Dessa nuklider kan dock leda till porter behov av omfattande saneringsåtgärder, om en väsentlig del av aktiviteten frigörs i samband med en olycka. alltid plutonium På grund av risken för icke önskad kriticitet transporteras och under beaktande av mycket rigorösa i mycket begränsade mängder säkerhetsbestämmelser. Inte minst beaktas de potentiella riskerna för stöld av transportbehållare innehållande plutonium. Riskerna för omgivningen i samband med dessa transporter har i amerikanska utredningar bedömts som mycket små.

6 Avsiktliga störningar

Utöver störningar som beror på ofullkomligheter i den tekniska utrustningen verksamhet att i olika situationer också räkna med har man i industriell sådana som av yttre påverkan härrör från ingrepp i avsikt att just framkalla Sådana kan ha formen av sabotage eller stöld. störningar. ingrepp

Bilaga 4 133

6.1 Sabotage Sabotage mot militära eller industriella mål kan ske under krigstillstånd och genomförs då i avsikt att störa och försvaga fienden [57]. Aktioner från denna utgångspunkt kan bedömas vara mycket osannolika under annat än beredskapstillstånd eller i direkt krigsläge. Politiska ytterlighetsriktningar kan också ha accepterat sabotage som ett medel att störa samhälleliga funktioner. Även utpressningssituationer med hot om sabotage kan förekomma. I dessa fall avses hotet om sabotage utgöra påtryckningsmedel för att uppnå speciella syften. Upplevda oförrätter kan hos enskilda individer utgöra motiv för sabotage mot den egna arbetsplatsen. Då det i dessa fall gäller personer med ingående kunskaper om anläggningen kan stora skador orsakas av även begränsade ingrepp. Valet av medel och metod för sabotagets genomförande beror på bl. a. resurser och motiv. Erfarenheterna visar att störningar genom sabotage hittills varit relativt ovanliga under fredstid [S81 Genom i förväg lämpligt vidtagna åtgärder synes risken för sabotage och följderna därav väsentligt kunna begränsas. Sådana åtgärder kan avse såväl anläggningens konstruktiva utformning och lokalisering som rent administrativa insatser. De senare utgörs av olika former av kontroll vid anställning av den egna personalen, begränsat tillträde för utomstående, teknisk och personell bevakning av anläggningen, utarbetande av beredskapsplamot sabotageförsök m. m. Genom en väl vald anläggningsteknisk uppbyggnad med på viktiga punkter åtskilda dubblerade skyddsystem torde anläggningen kunna utformas på ett sådant sätt att sabotagemöjligheterna minskas till den grad att anläggningen förlorar en stor del av sin attraktivitet som sabotagemål. Risken för avsiktliga störningar av nämnd art mot nukleära anläggningar kan, lika litet som vid andra typer av industriell verksamhet, helt uteslutas. Liksom vid exempelvis ett kol- eller oljeeldat kondenskraftverk kan ett kärnkraftverk utsättas för sabotage i anslutningsledningar till stamlinjenät eller transformatorstationer. Denna typ av sabotage slår visserligen ut verket som energikälla men ger inga radiologiska risker för omgivningen. Erfarenheten tyder på att sabotagen vanligtvis syftat till att skada anläggningen som sådan eller delar av den och inte haft avsikten att skapa någon risk för omgivningen. Få skäl talar för att denna risk skulle vara högre för nukleära anläggningar med dessas omfattande inbyggda säkerhetssystem. Riktlinjer med detaljerade anvisningar för att säkra skyddet av kärnkraftanläggningar har utarbetats såväl i Sverige som i utlandet. Ansvariga instanser följer med uppmärksamhet dessa frågor och vidtar löpande de anpassningar som säkerheten kräver. Drift av kärntekniska anläggningar regleras i vårt land av svenska tillståndsgivande myndigheter. Innan tillstånd för sådan drift erhålles analyseras anläggningens säkerhetsfrågor. Sådana säkerhetsanalyser täcker ett mycket brett spektrum av potentiella olyckor. För alla dessa postulerade olyckor

har säkerhetsåtgärder vidtagits som ska förhindra eller begränsa olyckornas

konsekvenser. Konsekvensen av ett sabotage kan alltså inte bli större än

134 Bilaga 4

av dessa olyckor såvida inte säkerhetsanordningarna satts ur spel eller sabotören orsakat en ännu svårare olycka än som postulerats i säkerhetsanalysen. Studier som utförts betr. sabotage och dess konsekvenser har bl. a. lett till slutsatsen att sabotage inte skapar några unika förhållanden som ställer krav på nya inslag i säkerhetsanalysen medan däremot sannolikheten för vissa typer av haverier kan öka om sabotage inräknas som utlösande faktor.

6.2 Stöld Även stöld av klyvbart material i avsikt att framställa en atombomb har beaktats [59, 601. Vanligen används för bränsleelement i kärnkraftreaktorer av lättvattentyn en anrikning mindre än 5 % uran 235. Stöld av obestrålade sådana element kan ha intresse för vapentillverkning endast vid tillgång till anrikningsmöjligheter. Användning av plutoniumberikade element utgör i detta avseende en ökad risk genom att plutoniet kemiskt kan separeras från uranet och därefter utnyttjas för vapentillverkning. lnnan det sålunda erhållna plutoniet kan utnyttjas för vapentillverkning måste det dock först omvandlas till metallisk form. På grund av plutoniets fysikaliska, kemiska och biologiska egenskaper kräver sådana processer extraordinära insatser. Bl. a. måste hela metallhanteringen äga rum i inert atmosfär eller i vakuum. När bränsleelementen satts in i reaktorn har stöldnsken kraftigt reducerats. Bestrålade element utgör dock genom sitt innehåll av klyvningsprodukter en potentiell risk. Innehållet av klyvningsprodukter, som gör elementet starkt radioaktivt, försvårar samtidigt dess handhavande och torde medföra att sådana element placerade i en förvaringsbassäng inte utgör någon stöldbegärlig vara. Om det vid klyvningsprocessen bildade plutoniet efter upparbetningen separeras från uranet och klyvningsprodukterna uppstår en ny situation med potentiell risk för stöld av klyvbart material. Denna risk innebär betydande säkerhetsproblem och medför att allt handhavande, lagring och transport av plutoniet måste ske under övervakning och med omfattande administrativ kontroll. En ökad produktion av plutonium har befarats kunna resultera i en ökad möjlighet för illegal tillverkning av kärnladdningar. Bl. a. svenska studier i hithörande frågor betonar svårigheterna för en sådan tillverkning [59]. Man anser en sådan möjlig endast med tillgång också till ett stort antal kvalificerade medarbetare representerande många olika vetenskapliga och tekniska områden. Härvid bör också noteras att det i kärnkraftreaktorerna framställda plutoniet på grund av sin isotopsammansättning är mindre väl lämpat för framställning av kärnladdningar. Även ekonomiska skäl talar för att illegala organisationer skulle välja andra medel att nå sina mål. För en ren terrorinsats kan en organisation tänkas sänka ambitionsnivån till explosioner med relativt ringa effekt. Även för konstruktion av denna enklare typ av kärnladdning beräknas något tiotal kvalificerade medarbetare behöva engageras. Det anses tveksamt om illegala organisationer har dessa möjligheter. av klyvbart material försvåras be- En illegal åtkomst genom befintliga

Bilaga 4 135

vaknings- och kontrollorganisationer. Ehuru mycket osannolikt är dock det troligaste fallet att försök till sådan åtkomst sättes in mot en transport av klyvbart material. Det kan därför vara önskvärt att anläggningar för anrikning, upparbetning och bränsleelementtillverkning ges sådan lokalisering att transportbehoven minskas. Dessutom kan det transporterade materialets stöldbegärlighet minskas genom att det klyvbara materialets koncentration begränsas. Genom internationell överenskommelse har inom IAEA byggts upp ett system for kontroll av klyvbart material. Detta kontrollsystem innehåller bl. a. även periodiska fysiska inventeringar av mängden klyvban material. Genom denna internationella övervakning avser man att förhindra att klyvbart material kommer på avvägar utan att detta upptäcks.

Referenser 1 Lag om rätt att utvinna atomenergi m. m. (atomenergilag). SFS 1956:306 med ändringar. Instruktion for Statens Kärnkraftinspektion. 2. Strålskyddslag. SFS 1958:110 med ändringar. instruktion för Statens strålskyddsinstitut. 3 Miljöskyddslag. SFS 1969:387 med ändringar. Instruktion för koncessionsnämnden for miljöskydd. 4 Kungl. Majzts kungörelse om lokaliseringsprövning beträffande industriell verksamhet enligt 136a§ byggnadslagen (1947:385) m. m. SFS 1972:781. 5 Lag om skyddsåtgärder vid olyckor i atomanläggningar m. m. SFS 1960:331 med ändringar. 6 Atomansvarighetslag. SFS 1968:45 med ändringar. 7 Convention on Third Part Liability in the Field of Nuclear Energy. (Paris Konvention) 1960. 8 Convention Supplementary to the Paris Convention on Third Part Liability of Nuclear Energy. 1963. 9 Convention Relating to Civil Liability in the Field of Maritime Carriage of Nuclear Material. (Brüssel Konvention). 1971. 10 Nordisk miljöskyddskonvention. 1974. 11 Convention on the .Prevention of Marine Pollution by Dumping of Wastes and other Matter. (London Konvention). 1972. 12 Lag om förbud mot dumpning av avfall i vatten. SFS 1971:1154. 13 Treaty on the Non-Proliferation of Nuclear Weapons. (NPT, icke-spridningsfordraget). 1970. 14 Safeguard-avtal mellan IAEA och Sverige av den 14 april 1975. 15 The Structure and Content of Agreements between the Agency and States Required in Connection with the Treaty on the Non-Proliferation of Nuclear Weapons. 1971. IAEA, INFC1RC/l53. 16 Föreskrifter om transport av farligt gods. SJF 621. (Utgåva 2) (Statens Järnvägars ” Författningar). (Gtfl). 17 Kungl. Majzts kungörelse om internationell vägtransport av farligt gods. SFS 1974:35. 18 Regulations for the Safe Transport of Radioactive Materials. IAEA Safety Series No 6. 1973. 19 Normer och rekommendationer utgivna av The International Commission on Radiological Protection. (ICRP-normer).

136 Bilaga 4

20 RID: Reglément international concemant le transport des marchandises dangereuses per chemins de fer. (Internationellt reglemente angående befordran av farligt gods på järnväg). Bilaga 1 till CIM. (Internationellt fördrag angående godsbefordran på järnväg). 21 IATA: Restricted Articles Regulations (RAR) utgiven av IATA. (Flygforetagens internationella organisatiion) f. n. 17th Edition. 22 IMDG-kod: International maritime dangerous goods kod. Utgiven av IMCO. Ianstatliga rådgivande sjöfartsorganisationen). 23 ADR: Accord européen relatif ou transport International des marchandises dangereuses par route. (Europeisk överenskommelse om internationell transport av farligt gods på väg). 24 Förslag till bestämmelser for begränsning av utsläpp av radioaktiva ämnen från kärnkraftstationer. Statens Strålskyddsinstitut. 25 Närförläggning av kärnkraftverk. SOU 1974:56. 26 Reactor Safety Study USAEC. WASH-1400 1974. (Draft). 27 Mc GRATH P. E. Radioactive Waste Management Potentials and Hazards from a Risk Point of View. 1974. (KFK-1992). 28 High-level radioactive waste management alternatives. 1974. (WASH-l297). 29 SMITH T. H. et al. Methodology for risk analysis of nuclear waste management systems. 1974. (BNWL-SA-4899). 30 SMITH T. H. and WINEGARDNER W. K. Risk analysis of nuclear waste management systems. Power Eng. 79 (l975):2 p. 3. 31 ELKERT J. et al. AB Atomenergi, Sweden. 1972. (lnternal report AE-RF-72-374.) 32 Kärnkraftens högaktiva avfall. Lägesrapport från Akai-utredningen den 24 juni 1974. Malmö 1974. (Industridep. DsI 1974:6). 33 Assumptions used for evaluating the potential radiological consequences of a fuel handling accident in the fuel handling and storage facility for bolling and pressurized water reactors. Division of Reactor Standards. US Nucl. Regulatory Comm. Regualtory guide ser. 1.25. 34 PELLETIER CHARLES A. (Comp). Results of independent measurements of radioactivity in process systems and effluents at bolling water reactors. Directorate of Regulatory Operations. US Atomic Energy Commission. May 1973. 35 Reactor safety study. An assessment of accident risks in US commercial nuclear power plants. (WASH-l400, app. l. Draft.) 36 Barnwell nuclear fuel plant. Environmental report. 1972. (DOCKET 50332-27.) 37 Midwest Fuel Recovery Plant. 1972. (DOCKET 50268-38.) 38 Proceedings of Joint Topical Meeting on Commercial Nuclear Fuel Technology Today. Toronto, Canada, April 28-30, 1975. (75-CNA/ANS-lOO.) 39 GYLLANDER CH. och VENNER L. AB Atomenergi, Sweden. 1970. (lnternal report AP-DS-16640-l10.) 40 The safety of nuclear power reactors (light water cooled) and realted facilities. 1973. (WASH-1250.) 41 GERA F, JACOBS D. G. Considerations in the long-term management of highlevel radioactive wastes. 1972. (ORNL-4762.) 42 MlCKLIN P. Environemental Hazards of Nuclear Wastes. Bull At. Sci. 30 (1974):4 p. 36. 43 BLOMEKE J. O, EMERSON L. C. A safety analysis of tank storage in Blanco, R. E. and Parker, FL, Waste treatment and disposal semiannual progress report. July-Dec. 1965. 1966 p. 35. (0RNL-TM-l465.) 44 NICHOLS J. P., BlNFORD F. T. Status of noble gas removal and disposal. 1971. (ORNL-TM-35l5.) 45 LASER et al. Off-gas treatment and krypton disposal in the HTGR-fuel element reprocessing in Symposium on the Management of radioactive wastes from fuel reprocessing. Paris 27 Nov.-1 Dec. 1972. OECD Paris 1973. p. 77.

Bilaga 4 137

46 RElST P. C. The disposal of waste radioactive gases in prous underground media. Nucl. Appl. 3 (1967) p. 474. 47 ROBERTSON J. B. Behaviour of xenon 133 gas after injection underground. 1969. (IDO-22051.) J?- oo Siting of fuel reprocessing plants and waste management facilities. 1970.(0RNL- 4451.) J:- \O Management of commercial high level and transuramum-contaminated radioactive waste. Environmental statemant. 1974. (WASH-l539. Draft.) u: O LAKELY L. T., BOWER J. R., eds. lCCP Waste calcining facility safety analysis repon. 1963. lD0-l4620. u: ›- SCHNEIDER K. J. High level waste in human and exologic effects of nuclear power plants. Ed. by L. A. Sagan Springfield, 1974, Chap. 8 p. 187. u» N CLAIBORNE H. C. and GERA F. Potential containment failure mechanism and their consequences at a radioactive waste repository in bedded salt in New Mexico. 1974. (ORNL-TM-4639.) HEIMERE W. et al. Studies on the behaviour of radioactive waste glasses, in symposium on the Management of Radioactive Wastes from fuel reprocessing. Paris 27 Nov.-1 Dec. 1972 Proc. OECD, Paris 1973. MERRIT W. F. Permanent disposal by burial of highly radioactive wastes incorporated into glass in Disposal of Radioactive Wastes into the Ground Vienna 29 May-2 June 1967 Proc. lAEA, Vienna 1967. (ST1/PUB/l56) p. 403. GROVER J. R. Glasses for the ñxation of high level radioactive wastes, in Symposium on the management of radioactive wastes from fuel reprocessing Paris 27 Nov.-l Dec. 1972. OECD, Paris 1973, p. 593. 56 Environment survey of transportation of radioactive materials to and from nuclear power plants. 1972. (WASH-l238.) 57 Åtgärder mot sabotage vid värmekraftanläggningar. CDL-företagens beredskapsnämnd, Stockholm 1974. 58 TURNER S. E., MCCULLOUGH C. R.. LYERLY R. L. Industrial Sabotage in Nuclear Power Plants. Nucl. Safety ll (1970( p. 107. 59 GYLDEN N., HOLM L. W. Risker lör kärnladdningsframställning i det fördolda. 1974. (FOA 4 rapport C4567-73.) 60 Safeguards Against the Theft or Diversion of Nuclear Materials Adapted by the Nuclear Safety Staff. Nucl. Safety 15 (1974) p. 513.

5 och luftburen

Bilaga Uppkomst spridning

av

aktivitet vid hantering och förvaring av plutonium och högaktivt avfall

Kay Edvarson, FOA

Innehållsförteckning

1. Inledning . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. 140 2. Genomgång av den allmänna riskbilden . . . . . . . . . . . . . . . . . .. 140 2.1 Det radioaktiva materialets egenskaper . . . . . . . . 140 2.2 Det luftburna materialets sammansättning, mängd, partikel- 142 spektrum och löslighet . . . 2.2.1 Flytande avfall . . . . . . . 142 2.2.2 Plutonium och övriga transuraner 142 2.3 Spridning och deposition. . . . . . . . . . . . . . 143 2.4 De aktuella nuklidernas strålningsegenskaper och radioekologiska betydelse . . . . . . . . 145 2.4.1 Rutenium, Iantanider m.l1. . 145 2.4.2 Strontium 89 och 90 145 2.4.3 Cesium 134 och 137 146 2.4.4 Plutonium . . 146 2.4.5 Americium och curium 148 2.4.6 Extremt långlivade nuklider 148 3 Modeller För beräkning av dosbelastning 148 3.1 Doskriterier. 148 3.2 Dosfaktorer . . . . 149 3.3 Närområdets utsträckning 152 3.4 Befolkningstäthet. . 152 4 Exempel på konsekvensbilder . . . 152 4.1 Storexplosion i lager med högaktivt avfall 152 4.2 Storexplosion i plutoniumlager 154 4.3 Småexplosioner 154 4.4 Transportolycka med brand. . . . . . . . 155 Referenser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .. 155

140 Bilaga 5

1 Inledning

De omgivningsrisker som är förenade med hantering, transport och förvaring av plutonium och högaktivt avfall är av tre huvudtyper. Vid en olyckshändelse, som medför att relativt stora mängder radioaktivt material under en kort tidsrymd sprids i omgivningen, kan de stråldoser som drabbar personer i närheten av olycksplatsen bli så höga (storleksordningen l00 rem extemdos eller mera) att akuta strålskador uppstår. Under samma omständigheter kan individer även på större avstånd erhålla stråldoser som medför, att sannolikheten för att de kommer att få sena allvarliga skador (cancer etc.) blir väsentligt högre än normalt även om ingen risk för akuta skador föreligger. Vid dessa två risktyper är fördelningen av de individuella doserna i den berörda befolkningsgruppen bestämmande för riskbilden, och det är av speciellt intresse att identifiera de individer som erhåller de högsta stråldoserna. Vid lägre dosbelastningar, som exempelvis kan uppträda på större avstånd från en olycksplats, eller som en följd av små, enstaka eller reguljära utsläpp är den individuella risken låg och man är väsentligen intresserad av totalrisken, vanligen uttryckt som kollektivdos (manrem). I denna översikt behandlas de tänkbara riskbilder som kan uppstå vid hantering, transport och förvaring av plutonium och högaktivt avfall. De missöden, som i detta sammanhang är av väsentligt intresse är, då det gäller högaktivt avfall, av två huvudtyper, dels kylmedelbortfall dels någon form av momentan mekanisk påverkan som förstör inneslutningen och i samband med explosion eller brand åstadkommer en snabb frigörelse av innehållet. I fråga om plutonium är brand och explosion orsakade av yttre påverkan eller av en kriticitetsolycka de väsentliga typerna av tänkbara missöden. Utöver dessa händelser, som alltså kan orsaka spridning av så stora aktivitetsmängder att akutskador eller andra allvarliga omgivningsefTekter kan uppstå, måste man också ta hänsyn till förekomsten av sådana mindre läckage, som inte rimligen kan orsaka akutskador eller väsentliga individuella risker men ändå ger ett beaktansvärt bidrag till kollektivdosen. I denna rapport behandlas inte de tekniska förutsättningarna för uppkomsten av olika missöden och deras närmare förlopp, då dessa frågor studeras i annat sammanhang. lngångsvärden i fråga om aktivitetssammansättning, mängder, förvaringssätt o.d. har hämtats från Atomenergis studie ”Risker i bränslecykelns tekniska processer och vid transport”.

2 Genomgång av den allmänna riskbilden

2.1 Det radioaktiva materialets egenskaper Utgångspunkten för beräkningarna av riskbilden är att materialet härrör från en BWR med en effektbelastning på 30 MW per ton U och en utbränning av 28500 MWd per ton U. I tabellerna 1 och 2 ges aktivitetssammansättningen per ton U i det högaktiva avfallet och i tabell 3 aktivitetssammansättningen i den nyseparerade plutoniumfraktionen. Det högaktiva avfallet innehåller ett stort antal radioaktiva ämnen. De flesta av dessa är mycket svårflyktiga under de betingelser som kan vara

sou 1976:41 31708615 141 Tabell l Klyvningsprodukter i högaktivt avfall i kCl per ton upparbetat uran

Tabell2 Transuraner i högaktivt avfall i Ci per ton upparbetat uran

Tabe||3 Aktivitetssammansättning i nyseparerat plutonium

142 Bilaga 5

aktuella i samband med oavsiktligt utsläpp i atmosfären. Detta gäller zir-

konium och niob, de sällsynta jordartsmetallerna, och även det uran och de transuraner som finns kvar i avfallet. Dessa svårflyktiga ämnen kan endast spridas i atmosfären i någon nämnvärd omfattning om avfallet blir extremt varmt eller genom explosion och brand som medför att materialet fragmenteras och sprids som fmfördelade fasta partiklar. Strontium kan idessa sammanhang vara något mera lättflyktigt, och strontiumisotoperna 89 och 90 intar därför en ställning mellan de svårflyktiga ämnena och cesium 137 som är relativt lättflyktig. Ruteniumisotoperna

103 och 106 kan likaså under vissa betingelser vara lättflyktiga.

Transuranema ger normalt upphov till svårllyktiga oxider i luft och nämnvärd spridning i atmosfären kan väntas förekomma endast i samband med brand, kemisk explosion eller explosion orsakad av en kriticitetsolycka. l de två första fallen kommer det luftburna materialet att bestå av fasta partiklar, normalt med som huvudkomponent. Vid en kriticitetsolycka

PuOZ

tillkommer en viss mängd nybildade fissionsprodukter som i extremfall kan vara av betydelse.

2.2 Det Iuftburna materialets sammansättning, mängd, partikelspekt-

rum och löslighet Man kan särskilja ett antal typfall som väl täcker in det spektrum av missöden som kan leda till väsentliga dosbelastningar i omgivningen.

2.2.1 Flytande avfall Vid kylmedelsbortfall i det flytande avfallet kommer till en början små mängder av i stort sett ofraktionerat material att frigöras som en följd av självkokning. Den totala mängd som frigöres under 10 timmar har uppskattats till knappt l procent (AE). Efter ett så långvarigt kylmedelbortfall att total indunstning skett kommer i huvudsak rutenium- och cesiumisotopema att förångas. Efter flera hundra timmars torrkokning kan på så sätt huvuddelen av Ru och Cs samt någon procent av övriga lissionsprodukter ha frigjorts (AE). Partikelspektrum och paniklarnas löslighet kommer säkerligen att variera starkt. För konsekvensberäkningen kommer det antagandet att göras att de partiklar som hamnar utanför olycksplatsen är av storleksordningen några pm eller mindre. Nukliderna antas vidare vara svårlösliga i lungvävnader, med undantag för cesium- och strontiumisotoperna, vilka också antas vara tillgängliga för växtupptag. Dessa antaganden är maximalt pessimistiska i fråga om ljärrverkningar. Vid kylmedelbortfall vid förvaring av fast avfall kommer den helt dominerande delen av den frigjorda aktiviteten att utgöras av cesiumisotopema och man kan räkna med, att erhålla en aerosol bestående av små, relativt lättlösliga partiklar.

2.2.2 Plutonium och övriga transuraner I fråga om transuranerna är aerosolpartiklarnas löslighet och partikelspektrum av mera väsentlig betydelse än vad gäller det högaktiva avfallet och

Bilaga 5 143

dessa frågor har därför studerats mera ingående. Då ursprungsmaterialet eller plutoniumnitratlösning kommer

utgörs av metalliskt plutonium, PuOZ

de aerosolpartiklar som bildas att huvudsakligen bestå av svårlöslig med inblandning av oxider från övriga närvarande transuraner.

Pu02

Den mängd av det tillgängliga materialet som blir luftburet i egentlig mening, dvs. bundet till partiklar mindre än några tiotal um varierar givetvis starkt, men en generell iakttagelse från missöden och experimentella undersökningar är att endast en mycket liten del blir luftburen.

Vid försök där plutoniumdioxidpulver upphettats till 1000°C har sålunda

några tiotusendelar av materialet blivit luftburet inom en timme och liknande värden har observerats vid indunstning och påföljande upphettning av plutoniumnitratlösningar. Under de flesta förhållanden som undersökts har väsentligt lägre värden observerats. Dessa försök har varit så utförda, att man knappast kan tänka sig en reell brand- eller småexplosionsolycka som skulle ge en större andel luftburet material då det gäller bearbetning eller förrådshållning av plutonium. Den luftburna andelen torde bli avsevärt mindre, men man kan knappast göra några kvantitativa uppskattningar av detta utan detaljstudier av enskilda anläggningar. Vid en annan serie försök har förhållandena vid transportolyckor med påföljande brand i motorbränslet simulerats. Mängden luftburet material varierade starkt med underlaget och uppgick i regel till några tusendelar eller mindre. Det ogynnsammaste fallet, då underlaget var rostfritt stål och vinden var mycket stark gav ungefär fyra procent luftburet material. Väsentligt högre värden än dessa förekommer endast vid bränser i kontaminerat brännbart material. De luftburna partiklamas storleksfördelning varierar med bildningsbetingelserna. Vid antändning av metalliskt plutonium har man normalt funnit att panikelstorleken är ungefär logaritmiskt normalfördelad med massamediandiametrar (MMD) från bråkdelar av um och en spridning på en faktor 1.5-3. De högsta MMD-värdena förekommer i samband med speciella förhållanden (hög fuktighet etc) och normala värden vid hantering av metalliskt plutonium är några få um eller mindre. Vid andra typer av missöden än brand i metalliskt plutonium bör partikelspektrum bli högst variabelt och de bildade partiklamas sammansättning kommer också att variera med de speciella betingelserna. Det är emellertid osannolikt att man skulle få en aerosol som ur dosbelastningssynpunkt vore mera ogynnsam än vad som gäller vid plutoniumbrand.

2.3 Spridning och deposition

Vid missöden som ej är förenade med brand eller explosion kommer det radioaktiva material som lämnar inneslutningens omedelbara närhet att vara bundet till partiklar av storleksordningen 10 ;cm eller mindre. Partiklarna blandas med luften och det uppstår ett aerosolmoln, som driver iväg med vinden. Aerosolen blandas successivt med den omgivande luften så att molnet växer och aerosolkoncentrationen sjunker i motsvarande grad. Molntillväxten beror i hög grad på väderlekstypen, i vissa fall kan molnet vara väl sammanhållet i höjd- och sidled på stora avstånd från utsläppspunkten, medan man i andra fall får en mycket snabb utspädning av aerosolen. Detta slag av aerosolspridning har studerats ingående och flera olika beräknings-

144 Bilaga 5

modeller finns tillgängliga. För överslagsberäkningar, som endast syftar till att ge en storleksordningsmässigt riktig spridningsbild brukar man ofta använda den modell som har utvecklats av Pasquill. l den modellen ges spridningen vertikalt och horisontellt tvärs vindriktningen för förekommande väderlekstyper och man kan med hjälp av dessa spridningsvärden beräkna molnform och koncentrationsfordelning. Spridningsbilden påverkas av nederbörd, som medför att aerosolpaniklama tvättas ut och deponeras på marken. Effekten av denna uttvättning är tämligen liten inom de relativt små avstånd från utsläppspunkten där molnkoncentrationen är så hög att individdoserna är av intresse. Då aerosolpaniklama är så små som här, är deras fallhastighet obetydlig och de kommer att föras till marken och deponeras där i huvudsak på grund av den vertikala diffusionen. Som ett mått på denna deposition brukar man använda den s. k. depositionshastigheten. som är kvoten mellan den deponerade mängden per ytenhet och den tidsintegrerade markluftkoncentrationen. Denna depositionshastighet beror av aerosolens egenskaper och väderlekstypen men man kan som en rimlig första approximation anta att den är konstant. För de typer av material som är aktuella i detta sammanhang kan den antas vara mellan en och tio mm per sekund med tre mm per sekund som ett representativt genomsnittsvärde. Mängden inandat material är direkt proportionell mot den tidsintegrerade markluftkoncentrationen och detsamma gäller mängden deponerat material per ytenhet vid konstant depositionshastighet. Den externa bestrålningen från det framsvepande molnet beror i viss mån på aktivitetsfordelningen i höjd och sidled, men kan approximativt antas vara direkt proportionell mot den tidsintegrerade markluftkoncentrationen. Man kan således anta bestämda relationer mellan de stråldoser, som olika slag av bestrålning från en bestämd nuklid orsakar. Vid olyckor som är förenade med omfattande brand eller explosion kommer förhållandena i närområdet att bli väsentligt annorlunda än vid de relativt stilla utsläpp som man annars kan räkna med. Vid stora explosioner kommer således en betydande del av den frigjorda radioaktiviteten att bilda ett närbeläggningsområde bestående dels av material som kastats ut från explosionspunkten dels av material som förts upp i explosionsmolnet och därefter bildat ett avlångt utfallsområde i vindriktningen. Vid storbränder bildas ett brandmoln innehållande brandgaser, oförbränt drivmedel o.d. samt allsköns fasta partiklar som på grund av uppdriften genom värmeutvecklingen och den starka turbulensen kan vara tämligen stora. Materialet i detta moln bildar ett närbeläggningsområde liknande det som uppstår vid explosioner. Fördelningen av det frigjorda materialet i dessa beläggningsområden bör variera starkt med de speciella betingelserna vid olyckan. De två flygplansolyckorna vid Palomares i Spanien och Thule på Grönland då det kemiska sprängämnet i kärnladdningar detonerade kan antas ha gett spridningsbilder som liknar de som kunde uppstå vid extremt ogynnsamma betingelser då inneslutningen totalforstörts av en kraftig explosion eventuellt i kombination med brand. Det kan också vara befogat att göra jämförelser med närbeläggningen från mycket svaga kärnladdningsexplosioner ( 0.1 kton). Trots att de initiala spridningsbetingelsema i väsentliga avseenden var sinsemellan

Bilaga 5 145

helt olika vid de två kärnladdningsmissödena (då ingen nukleär explosion inträffade) och helt olika dem vid kämladdningsexplosioner, finner man, att spridningsbildema är tämligen likartade i dessa tre fall, om man ser till den andel av det frigjorda materialet som deponeras per kvadratmeter markyta. Man finner t. ex., att det område som har en markbeläggning större än 10” per m2 är av storleksordningen en kilometer i vindriktningen och har en yta av några tiotal hektar. Den högsta markbeläggningen är av storleksordningen 10* per m2 på områden med en yta av högst några tusen m2 intill explosionsplatsen. Det finns skäl att anta att olyckor orsakade av mycket kraftiga explosioner (motsvarande hundratals kg eller mer TNT) ger en spridningsbild av ungefär samma omfattning. Vid en kombination av explosion och Storbrand, vilket inträffade vid Thuleolyckan, blir spridningsforhållandena så komplexa och beroende på de speciella förhållandena, att man knappast kan göra några generella förutsägelser av spridningsbilden. Allmänt sett bör en Storbrand medföra att det frigjorda materialet genom att det blandas med rökgasema initialt späds i en större volym och fors till större höjd än som annars varit fallet. Detta innebär att närbeläggningens omfattning minskar relativt sett och en större andel sprids på stora avstånd. Vid småexplosioner och bränder av måttlig omfattning bör spridningsbilden utanför det omedelbara olycksområdet vara i stort sett densamma som for motsvarande utsläpp orsakade av läckage o. d. Inom de närbeläggningsområden som uppstår vid brand och explosion är spridningsmekanismerna så komplexa och varierande att det inte är möjligt att ange något enkelt samband mellan markluftkoncentrationen och mängden deponerat material.

2.4 De aktuella nuklidemas strâlningsegenskaper och radioekologiska

betydelse 2.4.1 Rutenium, lantanider m. fl Flertalet av de radionuklider som förekommer i det högaktiva avfallet har sådana egenskaper att man kan bortse från sekundär spridning via livsmedel. Detta gäller de nuklider som är isotoper av de sällsynta jordartsmetallerna (Y, Ce, Pm, Eu), rutenium, zirkonium, niob och antimon. De doser som orsakas av dessa nuklider härrör väsentligen från extembestrålning från aerosolmolnet eller material på markytan samt från inandning av aerosolpartiklar. Extembestrålningen ger en någorlunda jämn dosfordelning i kroppen medan de inandade svårlösliga partiklarna primärt ger bestrålning av lungor och mag-tarrnkanalen. Så småningom kommer en del av den radioaktivitet som fastnat i lungvävnaden att transporteras till olika organ i kroppen, i forsta hand ben och ge dosbidrag, som dock är mindre än lungdosen.

2.4.2 Strontium 89 och 90 Dessa strontiumisotoper ger ingen gammastrålning och därmed inte heller någon nämnvärd extembestrålning. I akutskedet, i omedelbar anslutning 10

146 Bilaga 5

till ett utsläpp, ger därför endast inandning av aerosolpartiklar någon vädosbelastning. Strontium antas vara relativt Iättlöstligt i lungvävsentlig naden och en relativt stor andel kommer att fixeras i benvävnaden, vilket innebär att bendosen för strontium 90 blir ungefär lika stor som lungdosen. Efter akutskedet kommer den dominerande dosbelastningen från strontiumisotopema att orsakas av intern bestrålning genom intag av i första och vegetabiliska livsmedel producerade inom det behand mjölkprodukter lagda området. Om ett utsläpp sker omedelbart före eller under betessäsongen kommer till en början mjölkprodukter att helt dominera som potentiell källa till intembestrålning på grund av direktkontaminering av betet. På längre sikt kommer dosbidraget till största delen att härröra från växternas rotupptag och fördelas tämligen jämnt på olika dietkomponenter. Strontium 89, som i detta sammanhang alltid spelar en helt underordnad med strontium under roll jämfört 90, ger praktiskt taget hela sitt dosbidrag det första halvåret efter ett utsläpp. 1 fråga om strontium 90 kommer huvuddelen av aktivitetsintaget via mjölk att ske under de första två åren efter ett utsläpp och efter några få år har aktivitetsnivån i mjölk sjunkit till en relativt låg nivå, som därefter avtar långsamt. Aktivitetsnivåerna i vegetabiliska livsmedel varierar i huvudsak på samma sätt med det undanlika markerade. taget att de relativt höga nivåerna under det första året inte är i livsmedel under De ingående studier som gjorts av aktivitetsnivåema och efter de stora atmosfáriska kärnladdningsproven gör det möjligt att väl förutsäga de aktivitetsnivåer och dosbelastningar som kan ortämligen sakas av ett utsläpp från civil verksamhet eftersom allt tyder på att tillvia mark - vegatation är i stort sett densamma för strontium gängligheten 90 i ett sådant utsläpp som i de globalt spridda kärnladdningsresterna.

2.4.3 Cesium 134 och 137 Både cesium 134 och 137 ger vid sönderfall upphov till gammastrålning och kommer därför att kunna orsaka extern bestrålning från aerosolmolnet och från markdepositionen. Det cesium som finns i inandade partiklar kommer snabbt att lösas och fördelas tämligen jämnt i kroppen. Lungdosen blir därför ungefär densamma som helkroppsdosen. Cesium tas liksom strontium upp av växter och djur i så stor utsträckning att internbestrålning via livsmedel kan ge väsentliga dosbidrag. l stort sett i samma livsmedel som stronger cesium upphov till höjda aktivitetsnivåer skillnaden också förekommer i tium, den enda väsentliga är, att cesium i nämnvärd omfattning. Efter ett engångsutsläpp kommer köttprodukter att härröra från livsmedel, under en stor del av dosbelastningen producerade får en tämligen låg, långsamt avde två första åren, varefter man normalt aktivitetsnivå i vegetationen och därmed i livsmedel. tagande För cesium liksom i fråga om strontium har man genom undersökningarna av radioaktiv kontaminering från kärnladdningsproven fått goda möjligheter att beräkna de dosbelastningar som kan orsakas av livsmedelskontaminering.

2.4.4 Plutonium

Plutonium tas endast i mycket liten omfattning upp i mag-tannkanalen och det helt dominerande dosbidraget kommer därför, åtminstone på kort

Bilaga 5 147 _

sikt, att härröra från inandat plutonium i de situationer då aktiviteten primärt spritts i atmosfären. På lång sikt kan emellertid upptag via mark - växter - vara av en viss mag-tarmkanalen betydelse. De aerosolpartiklar som är aktuella i detta sammanhang är nom1alt mycket svårlösliga. Den andel som fastnar i lungvävnaden stannar där under lång tid, man brukar räkna med en halveringstid på 1000 dagar. Några procent av detta plutonium kommer så småningom att föras till olika organ, i första hand lever och ben samt de s. k. lymfnoderna medan resten utsöndras. De organdoser som orsakas av en given mängd inandat plutonium varierar i viss utsträckning med partiklamas storleksfördelning och löslighetsegen-

skaper. Den beräkningsmodell som utarbetats av [CRP har visat sig ge

en god överensstämmelse med de observerade organkoncentrationer som orsakats av plutonium från de atmosfáriska kämladdningsproven. Ett speciellt problem, som i princip gäller alla långlivade nuklider, men som speciellt uppmärksammats i fråga om plutonium 239, är den mycket långsiktiga inhalationsrisk som uppstår genom att radioaktivt material som deponerats i markens ytsikt åter förs upp i markluften genom dammbildning 0.d. (resuspension). Kvoten mellan markluftkoncentrationen och mängden deponerad radioaktivitet i den översta centimetem av markskiktet, den s. k. resuspensionsfaktorn, har bestämts för ett antal olika ämnen och betingelser i övrigt. Så har man t. ex. studerat olika naturligt förekommande ämnen, globalt spritt plutonium från kämladdningsproven och plutonium vid Rocky Flats och Nevada Test Site. Den första tiden efter ett utsläpp varierar sannolikt resuspensionen avsevärt beroende på marktyp samt nederbörds- och vindförhållanden och kan under ogynnsamma förhållanden vara så hög som

10* m, medan ett mera normalt värde antas vara 10° m . Så småningom sjunker resuspensionsfaktorn till ungefär 10° m , vilket är ett typiskt värde

för naturligt förekommande spårämnen. Om man utgår från de värden som härletts från observationer vid Nevada Test Site, och som sannolikt ger extremt höga värden för de första åren efter ett utsläpp, ñnner man att inhalationsdosinteckningen blir av samma storleksordning för de bidrag som kommer från molnpassagen, från resuspension under de första fem åren och från resuspension under all framtid. Den globalt spridda radioaktiviteten från kämladdningsproven har medfört, att man har mätbara plutoniumnivåer i olika livsmedel. De mätningar som gjorts har bekräftat de laboratorieexperiment, som visar att växters och djurs upptag av plutonium är mycket ringa. Det bidrag till organkoncentrationerna i människa som härrör från intag av föda och vatten är hittills helt försumbart i jämförelse med den andel som inandats. Om man antar, att plutoniums tillgänglighet för växter förblir oförändrad kommer emellertid det totala dosbidraget från plutonium 239, på grund av livsmedelskontamination att bli av samma storleksordning som dosbidraget från inandning. Vissa undersökningar tyder på att tillgängligheten för växter ökar med tiden, åtminstone i vissa miljöer, vilket skulle kunna innebära att bidraget via livsmedel skulle dominera. På kort sikt, dvs. åtminstone några hundra år efter utsläppet bör emellertid inhalationsdosbidraget i de flesta situationer vara helt dominerande. I fråga om de relativt kortlivade isotoperna m Pu och “Pu är under

148 Bilaga 5

alla omständigheter inhalationsdosen helt dominerande, medan 24° Pu forhåller sig ungefär som mPu.

2.4.5 Americium och curium De långlivade alfastrålande americium- och curiumisotopema ger vid inandning ungefär samma dos per curie som plutoniumisotopema till lungor och övriga organ. Americium och curium tas upp av både växter och djur i högre grad än plutonium vilket leder till att dosbelastningen orsakad av livsmedelskontaminering blir relativt sett väsentligt högre för dessa ämnen. På kort sikt kommer emellertid inhalationsdosen alltid att vara helt dominerande.

2.4.6 Extremt långlivade nuklider

De nuklider med halveringstider på mer än hundratusen år som förekommer i det högaktiva avfallet är ur akutskadesynpunkt helt betydelselösa i jämförelse med kvarvarande transuraner under tiotusentals år. Vid en total avskiljning av transuranema skulle de vara av intresse efter ett par hundra år. Det är knappast möjligt att beräkna den totala dosinteckning som ett skulle orsaka och man kan också diskutera det utsläpp av sådana nuklider meningsfulla i att beräkna en sådan över miljontals år. Man kan emellertid med säkerhet är väsentligt mindre än de säga, att dessa dosinteckningar som skulle orsakas av samma viktsmängd cesium 137 eller strontium 90.

3 Modeller för beräkning av dosbelastningar

3.1 Doskriterier Akutverkan närhet bestäms av molndos, inhalai utsläppets omedelbara tionsdos och dosraten från den radioaktiva beläggningen. Som ett approximativt mått på akutskaderisken i närområdet kan man ta summan av molnunder de första trettio dagarna och den externdos från dos, inhalationsdos som erhålls under tre timmar. Denna sammantagna dos bör beläggningen erhåller om utrymning sker efter ungefär vara den som personer i området molnpassagen. Som en formell gräns for akutskadeområdet har antagits en sådan sammanlagd dos på 30 rem. Sedan aerosolmolnet lämnat ett omrâde är nonnalt extembestrålningen från markbeläggningen det enda strålriskmoment som behöver föranleda avspärrning eller restriktioner i fråga om vistelse inom området. I de räksätts neexempel som ges, har antagits att gränsen for sådana restriktioner vid en total externdos på 30 rem. kan de individuella doserna bli så Även utanför de angivna områdena kollektivdosen som ett mått höga, att man inte utan vidare kan använda Som en undre gräns for de områden, där man kan bortse på totalskadan. från de individuella riskerna har använts en inhalationsdos till lungorna på 10 rem.

5 149

Bilaga

Då det gäller livsmedelskontaminering är problemen delvis annorlunda beskaffade eftersom möjligheter i princip finns att distribuera livsmedel så att mycket höga individuella dosbelastningar undviks. Det är därför snarare risken for skador på betesdjur o. d. som bestämmer vid vilken nivå lokala restriktionsåtgärder är befogade. Under betessäsongen blir de betande djurens dosbelastning betydligt högre än människans och varierar avsevärt med de lokala betingelsema-. Storleksordningsmässigt bör denna gräns vara ungefár densamma som svarar mot en inhalationsdos till lungorna (på människa) på 10 rem då det gäller högaktivt avfall. I fråga om rena transuraner torde gränsen sättas av den individuella risken for människor inom området.

3.2 Dosfaktorer

1 tabellerna 4 och 5 återges värden på externdos under 3 timmar, 30 dagar och oändlig tid, molndos samt organdoser från inhalation. Externdosen

Tabell 4 Dosfaktorer a)

för klyvningsprodukter i remkmz per kCi

Nuklid DE DE DE ME(y) MIL MIL MlB MILe

2195 0.036 9.3 55.0 0.034 10.6 35.4 5.0 3.49 Ru 103 0.025 4.6 11.3 0.007 0.94 2.1 0.34 0.20 Ru106 0.010 2.4 43.2 0.003 19.8 206 52.9 30.7 Sbl25 0.021 5.0 248 0.006 4.3 68.6 30.2 17.1 Csl34 0.079 18.6 679 0.023 0.64 3.1 3.1 3.1 Cs137 0.028 6.7 1420 0.008 0.54 2.9 2.9 2.9 Ce14l 0.003 0.56 1.2 0.001 2.0 4.0 0.63 0.37 Ce144 0.002 0.48 6.8 - 18.1 162 37.8 22.0 Pml47 - - 0.002 - 1.3 20.0 8.5 4.8 Sml51 - 0.003 5.2 - 0.43 10.1 25.7 12.3 Eul54 0.057 13.5 3810 0.018 11.2 246 362 184

a) DE: Extern bestrålning från markdepositionen L: Lungor ME (y): Extern y-bestrålning från molnet B; Ben MI: Intern bestrålning genom inhalation Le; Lever

Tabe115 Dosfaktorer för transuraner i remkmz per Ci

150 Bilaga 5

avser dosen i luft över ett oändligt plan. Lungdosen är beräknad med hjälp av ICRPs lungmodell, varvid cesiumisotoperna antagits vara lättlösliga (klass D), strontiumisotoperna relativt lättlösliga (klass W) och alla övriga nuklider svårlösliga (klass Y). Den aerodynamiskt viktade mediandiametern (AMAD) har antagits vara 1 ,um. Dotternuklidens dosbidrag är i förekommande fall inräknad i modernuklidens. Värdena är beräknade under antagande av att depositionshastigheten är 3 mm per sekund och att den externa dosen från aerosolmolnet är 30 procent av det värde som gäller för ett moln med oändlig utsträckning i atmosfären. Detta innebär alltså att en deposition på 1 Ci m4 motsvarar 100 Ci sec m3vid beräkning av den externa molndosen och 0,073 Ci inhalerad mängd vid beräkning av inhalationsdosen. Dosfaktorema är givna i rem km2Ci, dvs. den dos som skulle erhållas i ett område där depositionen vore jämt fördelad och 1 Cikm”. Om befolkningstätheten inom ett område är konstant och a personer per km? blir kollektivdosen från en utspridd aktivitetsmängd som ger l rem kmz a manrem även om aktiviteten är ojämt fördelad. De reella doser som kan väntas vid ett utsläpp är lägre än de som kan beräknas ur tabellerna 6 till 9. För individer, som befinner sig i det fria i närområdet kan medelkroppsdosen från externbestrålningen (deposition och moln) uppskattas till hälften av de angivna värdena: Vid beräkning av dosen från externbestrålning under längre tider, måste hänsyn också tas till skärmningseffekter av olika slag vilket gör att doserna bör reduceras till en tredjedel. De reella doserna från inandat material är sannolikt också mindre än de beräknade, beroende på att människor vistas inomhus under molnpassagen m. m. För de överslagsberäkningar som är aktuella i detta sammanhang kan det därför vara befogat, att genomgående reducera de i tabellerna angivna doserna till en tredjedel.

Tabell 6 Doser i remkmz vid utsläpp av klyvningsprodukter från upparbetning av ett ton uran. Förvaringstid ett år. Nuklid DE DE DE ME(y) MIL MIL MIB M1Le

Sr90 Y9l - - - - 112 333 55.0 32.3 Zr95 0.86 225 1330 0.82 257 857 144 84.5 Ru103 0.04 8 19 0.01 1.6 3.5 0.6 0.3 Ru106 2.2 512 9330 0.62 4280 44500 11400 6630

Ce144 0.7 182 2570 0.10 6860 61400 14300 8340

sou 1976:41 Bilaga5 151

Tabell 7 Doser i remkml vid utsläpp av transuraner i det högaktiva avfallet från ett ton uran. Förvarmgstid ett år. Nuklid DE DE MlL MlL MIB MlLe 3h 30d 30d 50a 50a 50a

Am 243 22 - 10* 8.2- 10-3 13.3 316 933 442 Cm 242 57-10* 1.3- 10-3 8790 55700 13400 7550 Cm 243 0.10- 10-3 24-10-3 15.7 358 706 349 Cm 244 048-10* 0.1 - 10-3 1640 36200 56800 28700 z 0.32- 10-3 0.088 10800 101000 95500 49300

Tabell 8 Doser i remkml vid utsläpp av högaktivt avfall från upparbetninø, av ett ton uran. Förvaringstid 100 år.

Nuklid DE DE DE ME (r) MIL MlL MIB MILe 3h 30d oo 30d 50a 50a 50a

Sr 90 85 269 895 - Cs 137 0.27 65 13800 0.077 5.3 28 28 28

Tabell 9 Doser i remkmz vid utsläpp av ett kg nyseparerat plutonium.

Nuklid DE DE MIL MlL MlB MIbe 3h 30d 30d 50a 50a 50a

Pu 238 145-10* 3.50- 10-3 298 6960 17700 8520 Pu 239 0.16-10* 004-10-3 30 725 2140 1010 Pu 240 0.03 - 10* 001-10-3 52 1240 3650 1730 Pu 241 2.49-10* 072-10-3 2.6 839 15700 6980 5 172-10* 4.27-10-3 383 9760 39200 18200

152 Bilaga 5

Strontium 90 och cesium 137 är de enda klyvningsprodukterna i det högaktiva avfallet som kan orsaka någon väsentlig livsmedelskontaminering. Den genomsnittliga dosfaktorn härifrån antas for strontium 90 vara 1000 rem km? per kCi (bendos) och för cesium 137 300 rem kmz per kCi (helkroppsdos).

3.3 Näromrâdets utsträckning För stora bränder och explosioner antas att A(l) = k- Im, där l år depositionen, uttryckt i andelar av det frigjorda materialet per m2, A(l) är ytan av det område där depositionen är större än l och k = 1 m2”. Detta uttryck som är helt empiriskt och gäller då 10” 1 10”5, beskriver storleksordningsmässigt förhållandena efter olyckorna, vid Palomares och Thule samt beläggningsfáltet efter en 0,01 kton kärnladdningsexplosion. Vidare antas att dessa områden är elliptiska med storaxeln (i vindriktningen) fem gånger längre än lillaxeln, vilket innebär att beläggningsintensiteten på avståndet a meter i vindriktningen är omkring 16 a3m2. I fråga om lugna utsläpp har exemplen baserats på beräkningar enligt Pasquills metod med en medelvindhastighet på 2 m/s och väderlekstyp f. Under dessa förhållanden är beläggningsintensiteten i vindriktningen 0.1 a-7 m* vid kortvariga utsläpp och 0.02a“ m4 vid långvariga. Motsvarande områdesytorges av uttrycket A = k - 1“där k = 4.4 - 10* m1” vid kortvariga utsläpp och k =2.6-103 m0” vid långvariga.

3.4 Befolkningstäthet Befolkningstätheten har i räkneexemplen antagits vara 20 per kmzvilket är ett ungefärligt medelvärde för södra Sverige (jfr figur 1).

4 Exempel på konsekvensbilder

4.1 Storexplosion i lager med högaktivt avfall

Med storexplosion avses i detta sammanhang en snabb energifrigörelse motsvarande detonation av tonmängder eller mer av kemiskt sprängämne. Exempel på sådana händelser är krigshandlingar, som flyganfall med kraftiga sprängbomber eller sabotageraider. Storbrand, dvs. förbränning i luften av tiotals ton drivmedel eller dylikt skulle ha liknande konsekvenser i fråga om spridning av luftburet material, och möjligen är en kombination av sprängning och brand det mest effektiva sättet att avsiktligt åstadkomma omfattande spridning av radioaktivitet. De tekniska möjligheterna att genomföra en sådan avsiktlig skadegörelse beror naturligtvis i avgörande grad på anläggningens utformning. En ovanjordanläggning utan speciella skyddsanordningar mot spräng- och brandverkan är uppenbarligen mycket sårbar i detta avseende medan en rimligt väl skyddad underjordanläggning bör vara praktiskt taget immun. Det är svårt att föreställa sig någon verksamhet som med rimlig sannolikhet oavsiktligt skulle leda till stor-

Bilaga 5 153

,ñ x. ,

/wm ,.

,[7

_

\\ u

Ҥ25

,

/

a»

.xá

7» .

yá?

.\ s

\ 0

x \

.L

»UK

.\ \ oo \ \ Q f .a

.kf

3\\

A|.1\:k.\\.

. w

avgå,...

u, QN»

\ Q

. .

áwá

AL

Ȋ \ Q %

vq.›L...u;../»..\

4./

.ar \\$ x

i»

n) Q

8 x Q \ Q m.

_ u w Q

m

.. Q . x od _

x ,lm .

\l.u.l\lf“

.A h ,i

u .

.

Figurl Bq/blkningsrälhet (inv per km?)

154 Bilaga 5

explosion eller storbrand. Den enda typ av naturkatastrof som skulle ge denna form av atmosfärisk spridning torde vara stora meteoritnedslag. Vid en storexplosion med frigörelse till atmosfären av ett år gammalt avfall från ett ton upparbetat uran får man inom de närmaste hundratalen meter en tretimmars externdos av storleksordningen några tiotal rem och en externdos från molnet av samma storleksordning. De människor som vistas inom detta område innan explosionsmolnet drivit bort riskerar en inhalationsdos till lungorna på tusentals rem om de saknar andningsskydd. Det område där den sammanlagda dosen från extembestrålning och internbestrålning av lungorna under 30 dagar är större än 30 rem blir ungefär

0.3 km? , vilket alltså är den yta där akutskaderisken är beaktansvärd. Den

totala externdosen under all framtid skulle överstiga 30 rem inom ett område på omkring 2 kmz. Ytan av det område där inhalationsdosen till lungorna under 50 år överskrider 10 rem är av storleksordningen 4 kmz. Kollektivdosema från ett sådant utsläpp skulle vara av storleksordningen 2 Mmanrem helkroppsdos genom externbestrålning och 2 Mmanrem lungdos genom inhalation. Strontium - 90 i livsmedel skulle i ogynnsamma fall ge 15 Mmanrem bendos och Cesium -134 och -137 bortåt 2 Mmanrem helkroppsdos. Om avfallet vore 100 år gammalt skulle storleken på de ovan angivna ytorna minska till ungefär en sjundedel och kollektivdoserna minska till ungefär en tiondel.

4.2 Storexplosion i plutoniumlager I detta fall skulle det enda dosbidraget av betydelse komma från inhalation. Om man antar att 1 kg plutonium frigöres i inhalerbar form skulle 30dagarsdosen till lungorna överstiga 30 rem inom ett område på ungefär 3 ha. Den totala lungdosen skulle överstiga 10 rem inom ett område på omkring en kmz. Kollektivdosema skulle bli ungefär 60 kmanrem till lungorna och 750 kmanrem till skelettet.

4.3 S mâexplosioner

Då den initierande händelsen är en explosion av högst några tiotal kg sprängämnen blir spridningsförhållandena for den del av aktiviteten som bildar aerosolpartiklar i stort sett desamma som vid ordinära typer av utsläpp. Om inneslutningen sprängts sönder får man dessutom ett i stort sett cirkulän utkastområde som kan ha en radie av storleksordningen 100 meter. Om exempelvis högaktivt avfall från ett ton uran spreds inom ett sådant område skulle externdosraten där vara av storleksordningen några hundra rad per timme. Fördelningen av material mellan utkastområde och aerosolmoln bör variera starkt. Om man antar att högaktivt avfall från ett ton uran blandas i aerosolmolnet får man en total 30-dagarsdos överstigande 30 rem på ett område av storleksordningen 100 kmzoch en total 30-dagarsdos till lungorna överstigande 30 rem inom ett område cirka tio gånger större. Kollektivdosema blir ungefär desamma som vid storexplosion.

Bilaga 5 155

4.4 Transportolycka med brand

En bilolycka med drivmedelsbrand av måttlig omfattning som drabbar en transport av 10 kg plutonium skulle kunna medföra att 0.1 kg plutonium blev luftburet. Den resulterande 30-dagaisdosen till lungorna skulle vara några tiotal rem i olycksplatsens omedelbara närhet. Den totala skelettdosen skulle överstiga 10 rem inom ett område på ett tiotal kmz. Kollektivdosen till skelettet blir omkring 75kmanrem och till lungorna omkring 6 kmanrem.

Referenser

ICRP Publication 2 Report of committee ll on permissible dose for internal radiation, Pergamon Press, London 1959 International Commission on Radiological Protection: Task Group of the ICRP on lung dynamics. Deposition and retention models for internal dosimetry of the human respiratory tract. Health Physics 12, 173, 1966 ICRP Publication 10 Report of Committee 4 on evaluation of radiation doses to body tissues from internal contamination due to Occupational exposure Pergamon Press. Oxford 1968 ICRP Publication 19, The Metabolism of Compounds of Plutonium and other Actinides. Pergamon Press, Oxford 1972 Medical Research Council: Criteria for controlling radiation doses to the public after accidental escape of radioactive material. HMSO, London, 1975 Medical Research Council: The toxicity of plutonium. HMSO, London 1975 lonizing Radiation: levels and effects. Report of the United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Volume l: Levels, UN, New York, 1972 Meteorology and atomic energy. USAEC, Washington D.C., 1968 Plutonium and other transuranium elemts: Sources, environmental distribution and biomedical Effects. WASH-1359 USAEC, Washington D.C., 1974 lAEA symposium on population dose evaluation and standards for man and his environmental. Portoroz 1974 11. Beattie Y R et al Assessment of environmental hazards from reactor lission product releases. Report AHSB (S) R 135, HMSO, London 1973 l2. Bech H et al The radiation field in air due to distributed gammaray sources in the ground USAEC report HASL-l95, 1968 13. USERDA/lAEA international symposium on transuranium nuclides in the environment, San Fransisco, 1975 O”Brien H et al The distribution ofabsorbed dose-rates in humans from exposure to environmental gamma-rays. Health Physics 30, sid 71, 1976 15. Bryant P M et al The future implications of some longlived ñssion product nuclides discharged to the environment in fuel reprocessing wastes. National Radiological Protection Board. Report NRPB-R8, 1972 Krey P W Remote plutonium contamination and total inventories from Rocky Flats, Health Physics 30, sid 209, 1976 Martell E A Actinides in the environment and their uptake by man. NCAR Technical Note, NCAR-TN/STR-IIO, 1975 Fourth international symposium on packaging and transportation of radioactive materials. CONF-74090l, 1974 Sehmel G A et al Resuspension of plutonium at Rocky Flats. Battelle Pacific Northwest Laboratories Report BNWL-SA-5085, 1974

156 Bilaga 5

20. Soldat J H et al Models and computer Codes for evaluating environmental radiation doses. Battelle Pacific Northwest Laboratories Report BNWL-l754, 1974 Volchok H L et al The respirable fraction of plutonium at Rocky Flats, Health Physics 23, sid 395, 1972 Volchok H L et al The respirable fraction of 90Sr, 239Pu and Pb in surface air. USAEC report HASL-278, 1974 23. Witherspoon J P Population exposure estimates as derived from an environmental assessment of LWR fuel cycle facilities. Part I: Population exposures from Operating facilities. Symposium on population exposures, Knoxville 1974. Health Physics Society Report CONF-74l0l8. 1974

Bilaga 6 157

Bilaga 6 Lagring av plutonium

Olof Hindbeck, AB A romenergi

Innehållsförteckning

l. Inledning och orientering 158 1.1 Lagringsbehov för plutonium i UOz-cykeln 158 1.2 Olika . . . . . . . 158 typer av plutoniumlager 1.3 Tekniska problem och samordningsbehov . . . . . . . 158 1.4 Generella krav på anläggningar för hantering och Förvaring av

2. Beskrivning av anläggningar och utrustning för lagring av plutonium . . . . . 160 2.1 Yttre 160 byggnadsskal 2.1.1 . 160 Processlager 2. l .2 160 Storlager 2.2 . 160 Lagerlokaler 2.2.1 Konstruktioner, materialhantering, planlösningar for lagring av plutoniumoxid 160 2.2.2 Lager for plutoniumnitratlösningar 161 2.3 Lagringsbehållare . . . . . . . . . 161 2.3.1 Värmeutveckling vid lagring av oxid . 161 2.3.2 Behållare för lagring av oxid 162 2.3.3 Behållare För lagring av nitratlösning 162 2.4 Anslutande materialhantering och processer 163 2.5 Kapacitets- och kostnadsuppgifter 164 3. Säkerhets- och skyddsfrågor 165 3.1 Förebyggande åtgärder . 165 3.1.1 Kriticitet . . 165 3.1.2 Strålning . . . . . 166 3.1.3 Brand och explosion 167 3.1.4 Sabotageaktioner . 167 3.1.5 Personalinstruktion 168 3.2 Larmsystem . . . . . 168 4. Sammanfattning och synpunkter 169 Referenser 170

158 Bilaga 6

l Inledning och orientering

1.1 Lagringsbehov för plutonium (Pu) i U0_,-bränslecykeln

Behov att under kortare eller längre tider lagra plutonium i olika kemiska och fysikaliska former kan lokaliseras till följande avsnitt av bränslecykeln: slutstegen av upparbetningsprocessen - mellan gränsytan upparbetning och bränsletillverkning begynnelsestegen av bränsletillverkningen. Lagringen sker därvid under varierande förutsättningar, vilket yttrar sig som skillnader i lagringstid, kvantitet, materialrörlighet m. m. Dessa olikheter präglar lagrens utformning, lokalisering och koppling till andra processer.

1.2 Olika typer av plutoniumlager Tre huvudtyper kan urskiljas: Det enklaste fallet representeras av de mindre in-line lager som av driftstekniska skäl kan finnas inplacerade i upparbetningsprocessen resp. bränsletillverkningsprocessen. Dessa lager behövs för att ge en viss elasticitet i materialllödet vid tillfälligt stopp i någon del av processen. Lagringstiderna blir korta, kvantiteterna relativt små. Sådana lager omfattas icke av utredningen. Den andra typen av lager kännetecknas av kapaciteter som i vissa fall kan uppgå till något 10-tal ton Pu. Lagringstiderna torde i normala fall knappast överskrida ett år. Dessa lager är i regel inrymda i någon större byggnad avsedd för upparbetning eller bränsletillverkning. Lagren fungerar dels i direkt anslutning till en sådan process, dels även som buffert i gränsytan mellan geografiskt och administrativt åtskilda processer. Lager av denna typ kommer i fortsättningen att benämnas processlager. Den tredje lagertypen utgöres av fristående anläggningar, avsedda för långvarig och stationär förvaring av stora kvantiteter Pu. Lagringstiden kan här uppgå till ett 10-tal år, kvantiteterna till l00-tals ton Pu. Lager av denna typ finns tills vidare endast på planeringsstadiet och benämnes i fortsättningen srorlager.

1.3 Tekniska problem och samordningsbehov Med viss förenkling kan lagringens funktion sägas vara att emottaga den Pu-haltiga slutprodukten från upparbetningen, att förvara denna produkt och att slutligen till bränsletillverkaren överlämna en för bränslefabrikationen användbar ingångsprodukt. Denna enkla bild kompliceras emellertid av flera problem. Grundläggande är förhållandet att Pu-materialets kemiska och fysikaliska egenskaper forändras med tiden, vilket leder till vissa svårigheter. Sålunda uppstår dels säkerhetstekniska problem (ökad strålning, ökat kylningsbehov, läckage, fara för gasexplosion m. m.), dels även produktionstekniska. En lång lagringstid leder sålunda till ökad halt av americium-24l (och motsvarande förlust av ñssilt Pu-24l), till pulvertekniska förändringar vid lagring i form av oxid

Bilaga 6 159

(= PuO.) och till ökad fororeningshalt vid lagring i form av nitratlösning. Om fororeningshalterna redan från början ligger för nära de maximigränser

som angivits i bränsletillverkarens specifikationer på ingående PuOz eller

Pu-nitratlösning, kan. förlängd lagringstid innebära krav på kassation och omarbetning. Saken kompliceras ytterligare av säkerhetsbetingade restriktioner beträffande transport av Pu i form av lösningar från upparbetningsanläggning till bränsletillverkning (= vanligen geografiskt åtskilda), vilket kan innebära försämrat utgångsläge for bränsletillverkaren med hänsyn till hans möjligheter att innehålla uppställda specifikationer på färdigt bränsle.

, Det råder med andra 0rd ett uppenbart behov av samordning mellan

upparbetning och bränsletillverkning.

1.4 Generella krav på anläggningar avsedda för hantering och förvaring

av p/utønium Generellt krävs av byggnader för ovan angivet ändamål att dessa skall vara så utformade, utrustade och dimensionerade att de under alla tänkbara förhållanden forhindrar utsläpp av aktivitet till omgivningen och samtidigt möjliggör skydd for anläggningens egen personal. Man söker uppfylla dessa krav bl. a.

genom dimensionering av det yttre, täta byggnadsskalet till sådan hållfasthet att detta (inklusive erforderliga dörrar, ventilationsñlter etc.) inte kan genombrytas vid tänkbara naturkatastrofer eller på grund av brand, gasexplosion eller mekanisk åverkan (t. ex. nedfallande flygplan) - av aktivitet genom att upprätta inre barriärer mot spridning och genom tillämpning av principen om dubbel inneslutning av Pu genom val av konstruktions- och inredningsmaterial som försvårar eller omöjliggör uppkomst och spridning av brand _ - och dimensionering av hangenom kriticitetsförebyggande utformning terings- och lagerutrymmen - av ett driftsäkert genom anläggning ventilationssystem for kylning av Pu-lagret, evakuering av explosiva gasblandningar bildade genom radiolys i lagerbehållare, och for ventilation av arbetslokalerna som skydd mot ev. luftburen aktivitet genom dimensionering och utformning av erforderliga strålskydd på basis av förväntad isotopsammansättning, kvantitet Pu, lagringstid, materialhanteringens mekaniseringsgrad m. m. - från alla delar

genom sådan planlösning att snabbevakuering av personal

av anläggningen är möjlig i alternativa kritiska lägen - som omegenom anläggning av ett omfattande, automatiskt larmsystem, delbart upptäcker, signalerar, lokaliserar och eventuellt utlöser motåtgärder mot alla avvikelser från normaltillståndet som kan vara av betydelse for funktion och säkerhet (exempelvis brand, explosiv gas, översvämning, kriticitet, aktivt vätskeläckage, luftburen aktivitet, övertemperaturer i lagrat material, otillåten inpassering, bortförande av Pu m. m.).

160 Bilaga 6

2 Beskrivning av anläggningar och utrustning för lagring av

Pu

2.1 Yttre byggnadsskal

2.1.1 Processlager

Lager av denna typ synes i regel utgöra en del av en större byggnad, avsedd antingen för upparbetningsoperationer eller för Pu-bränsletillverkning. Det Förekommer exempel på att lagerlokalens vägg även utgör yttervägg. De mest extrema skillnader förekommer när det gäller dimensioner och hållfasthet på ytterskalet. Det svagaste ytterskal som påträffats i denna studie består av en stålkonstruktion med väggar av ca 0,6 mm korrugerad plåt (37). Byggnaden ifråga har erhållit ABC-licens för lagring av 2000 kg Pu i form av nitratlösning. Ett synnerligen starkt skal finner man å andra sidan i en planerad amerikansk reprocessing-anläggning (8) med tillhörande pro-

cesslager för max 20000 kg PuOZ. Skalet (= väggen) utgöres här av ca

180 cm betong.

2.1.2 Storlager

De enda detaljuppgifter som kunnat påträffas gäller en planerad spansk anläggning (56) för maximalt 57 ton Pu i form av oxid. Anläggningen sammansättes av ett antal moduler (20,5 x 3 m) och skyddas av betongväggar med tjocklek 30 cm.

2.2 Lagerlokaler

2.2.1 Konstruktioner, materialhantering, planlösningar för lagring av

plutoniumoxid Lagring av Pu sker uteslutande i kraftiga betongvalv, inredda och utrustade antingen för manuell betjäning med eller utan maskinella hjälpmedel, eller för helmekaniserad och avståndsmanövrerad materialhantering. l manuellt betjänade lagerlokaler av äldre typ synes personalen ha blivit utsatt för relativt höga dosrater. Behov att lagra större mängder Pu med ökade halter av högre isotoper har därför framtvingat en utveckling mot bättre strålskydd, t. ex. genom inredning av valv med hyllkonstruktioner av betong och med rörliga skydd likaså av betong. Planlösning och förvaringscell se ref. (19) sid. 61 resp. 65. Ett planerat, helmekaniserat processlager, avsett för lagring av l 800 kg i samverkan med en bränsletillverkning, bygger liksom det föregående

Pu02

på en valvkonstruktion, här dock med observationsfönster. Valvets väggtjocklek: 90 cm. Behållarna med placeras i hyllkonstruktioner och

Pu02

separeras med ca 30 cm betong. Planlösning se ref. (42) sid. 107. Ett betydligt större, halvmekaniserat processlager, avsett för lagring av

max 20 000 kg PuOZ i samverkan med en upparbetningsanläggning, tillämpar

en helt annan förvaringsteknik (8). Materialet förvaras i detta fall i dubbla stålbehållare nedsänkta i ett 1,8

Bilaga 6 161

m tjockt, armerat betonggolv. Öppningarna i golvet är täckta med försänkta,

lyftbara pluggar (= strålskydd, åkbart golvplan). Materialhantering sker på golvplanet med hjälp av ett manuellt betjänat, specialutrustat fordon. Det mest avancerade exemplet på långt driven mekanisering är ett processlager (av obekant storlek), som betjänar en våtkemisk Pu-återvinningsprocess (20). För att minska antalet slussningar av Pu mellan processlinjen och lagret har man direktanslutit detta till boxlinjen. Lagret, som är Puaktivt och inertgasfyllt, betjänas av en staplingsmaskin. Pu-inventariet kontrolleras kontinuerligt med en dator. (Inga övriga detaljer kända). Ovan lämnade exempel hänför sig alla till processlager. Några detaljuppgifter beträffande planerade storlager för oxid har ej påträffats. En viss skillnad i förutsättningar torde dock föreligga. Ett storlager för ackumulerad lagring av Pu under en period av 10-15 år (t. ex. i avvaktan på introduktionen av snabba reaktorer) kommer att innehålla engångsbestrålat Pu, vilket innebär en fördel ur strålskyddssynpunkt. Den långa lagringstiden kommer å andra sidan att öka dosraten från Am-241. Lagrens storlek och de fåtaliga materialförllyttningarna gör det troligt att någon typ av halvmekaniserad materialhantering blir den lämpligaste lösningen.

2.2.2 Lager för Pu-nitratlösningar

Lagring av Pu-nitratlösningar synes med enstaka undantag förekomma endast i upparbetningsledet, beroende på att flertalet tillverkare av Pu-bränsle numera använder pulverformiga ingångsmaterial. Liksom vid lagring av oxid använder man här lokaler av valvtyp. Förilyttningar av nitratlösningar sker med hjälp av rörledningar och ventiler. Med hänsyn till läckagerisken och önskan att kunna detektera läckage använder man gärna dubbla rör och fuktdetektorer mellan det yttre och det inre röret. Ventiler måste därtill vara inbyggda i handskboxar för att möjliggöra underhållsarbeten. Förvaringskärlen måste anslutas till ett ventilationssystem för att hindra ansamling av explosiva gasblandningar, som bildas genom radiolys (= främst vätgas och syrgas). (5), (12), (18), (26), (37), (36), (53).

2.3 Lagringsbehâllare

2.3.1 Värmeutveckling vid av

lagring PuOZ

Beroende på oxidens isotopsammansättning och fukthalt under (8) inträffar lagringen sönderfallsreaktioner som alstrar värme (vanligen ca 10-20 W/ kg

PuOZ) och invändigt gastryck (förgasning av fukt, möjligen även radiolys).

Behållarna måste därför kylas till sådan temperatur att de med tillräcklig I “Slussning“: Vid förmarginal fyller sin uppgift som tät inneslutning. Möjlighet att evakuera flyttning av Pu till eller bildad gas genom absolutfilter bör också finnas. från ett slutet, a-tätt box- Förskjutning mot större halter högre isotoper i LWR-plutonium har be- system avsett för Pu-arräknats resultera i en ökad tabell 1 (gäller ameri- bete. förhindras sprid- Värmeutveckling enligt kanska ning av Pu genom införhållanden) (13). svetsning av Pu-materia- En spansk studie (56) av ett planerat storlager, avsett för långtidslagring let i plastpåsar med hjälp av engångsbestrålat Pu med en ingående isotopsammansättning ungefär av en speciell slussningsmotsvarande ett läge i tabellen mellan 1975 och 1980, anger att Värmeut- teknik.

ll

162 Bilaga 6 Tabell] Värmeutveckling i PuO: producerad i lättvattenreaktorer % Pu-238 -239 -240 -241 -242 W/kg PuO?

vecklingen stegras till ca 23 W/ kg PuO, under antagande att omvandlingen Pu-241- Am-241 är fullständig (efter lagring 700 år). En tysk utredning (28) pekar också på den med lagringstiden och Am-bildningen stegrade värmeutvecklingen. Inom en tidsrymd av 30 år anges här värmeutvecklingen öka med en faktor 3 å 4.

2.3.2 Behållare för lagring av oxid

Det primära kravet på en behållare för lagring av PuO, är givetvis att den

skall utgöra ett effektivt skydd mot spridning av innesluten oxid. Konstruktionema baseras på luftkylning med hjälp av kylllänsar. Även vid lagring av framtida högbestrålat Pu anses luftkylning vara tillräcklig (24). Två exempel kan lämnas: - I ett halvmekaniserat använder man som ytter-

processlager (8) för PuOZ

kärl en luftkyld, tätforsluten behållare avsedd for tryck upp till 700 kPa. Denna behållare, som utgör den egentliga barriären mot spridning av aktivitet och dimensionerats att motstå “maximalt tänkbara olyckor, fyra mindre behållare som vardera innehåller 8 kg Det

inrymmer PuOz.

yttre kärlet förvaras vid lagring i en luftkyld förvaringscell nedsänkt i ett betonggolv. Ytterkärlet beräknas under normala betingelser ha en temperatur omkring 100°C; oxidens temperatur beräknas bli 260°C. Anslutningar finns för ventilation av ytterkärlet. - av

1 ett planerat storlager för långtidslagring PuO: (56) avser man att

använda inre stålbehållare med en väggtjocklek på 6 mm och en volym

på ca 4,5 dm3. Varje sådan behållare innehåller 4,5 kg PuOz. Den in-

neslutes i en yttre stålbehållare (inga dimensioner), som i grupper på 125 st. placeras i valv-moduler på ca 60 m2. Genom kylning med luft beräknas temperaturen på PuO 2 komma att ligga under 120°C. Behållaren är dimensionerad för ett inre övertryck av ca 6 000 kPa, vilket motsvarar det beräknade trycket vid 100°C efter 700 år.

Man bör slutligen beakta möjligheten att försvåra stöld och sabotage behållarna med förslutningsanordningar som kräver genom att konstruera (svåråtkomliga) specialverktyg, genom ökad tyngd på behållaren och genom av en förseglingsteknik (33), somär svår att förfalska och som användning möjliggör snabb upptäckt av stöld i efterhand.

2.3.3 Behållare for lagring av Pu-nitratlösningar

Vad som ovan sagts om värmeutveckling vid lagring av PuO, (avsnitt 2.3.1)

delar även lagring av Pu-nitratlösningar. Allmänt anses gäller i tillämpliga

Bilaga 6 163

lagring av nitratlösningar utgöra ett svårare tekniskt problem än lagring av pulverformig oxid. Förutom kylningsproblemet, som är betydligt besvärligare än i oxidfallet, tillkommer här följande komplikationer: a-radiolys, resulterande i gasutveckling (huvudsakligen vätgas och syrgas), vilket kan leda till betydande tryckstegringar i slutna system (3) (29), vartill kommer explosionsrisken vid vätgashalter över 4 % (8) risk för vätskeläckage från tankar, rörledningar, ventiler etc., vilket framtvingar skyddsåtgärder i form av dubbla väggar, inneslutning av vissa komponenter i a-täta handskboxar samt detektorer for upptäckt av ev. läckage - korrosion av tankar, kylslingor och neutronabsorbatormaterial, vari-

genom nitratlösningens fororeningshalt ökar och specificerade maximi-

halter eventuellt överskridas. (Därtill kommer även krav på regelbunden inspektion av absorbatorerna.)

Geometriskt säkra lagertankar for Pu-nitratlösningar brukar vara skivformade, ringformade eller cylindriska (24). Med hjälp av neutronabsorbatorer brukar koncentrationer upp till 200-250 g Pu (liss) per liter lösning vara möjliga. För att möjliggöra mindre avstånd mellan skivtankar kan absorbatormaterial monteras mellan dessa (39). En “träd-“Jiknande tankkonstruktion med möjlighet att utan neutronabsorbatorer lagra lösningar upp till 400 g Pu/liter har också föreslagits (45). Ersättning av de vanliga Cr- Ni-stålen med titan som konstruktionsmaterial for lagertankar har prövats (38) (39), varvid titan varit väsentligt överlägset ur korrosionssynpunkt. Kylningen av tankinnehållet är ur säkerhetssynpunkt en mycket väsentlig funktion, och sker genom inlagda kylspiraler och ett pumpsystem med flerfaldiga reservmöjligheter. En viss, ytterligare reserv kan eventuellt också

skapas genom att i nödlägen lita till luftkylning genom ventilationssystemet.

Den genom radiolys bildade gasen måste kontinuerligt avlägsnas genom ventilation av det fria utrymmet i tanken. Monitering av vätgashalten i tankatmosfären har föreslagits.

2.4 Ans/urande materia/hantering och processer l kontaktytorna mellan - - foreupparbetning lagring bränsletillverkning kommer materialhantering i samband med omlastning mellan transportoch lagerbehållare, vid provtagning i kontrollsyfte (safeguardredovisning, analyskontroll m. m.), vid interna förflyttningar mellan lager och process samt vid förflyttningar inom lagret vid avskiljande av icke-godkänt material. Därtill kan även komma behov av helt andra operationer, t. ex. homogenisering av lagerposter med olika isotopsammansättning, torkning av fuk-

tigt PuOz-pulver, avsiktlig inblandning av främmande ämnen, våtkemisk

ombearbetning av som förändrats

PuOz genom långvarig lagring (= pul-

veregenskaper, Am-tillväxt), omvandling av nitratlösningar (= transportförbjudna i USA fr. o. m.juni l978)tiIl andra former av fasta nitratprodukter, m. m. En konsekvens blir att vissa anslutande lokaliteter utanför den egentliga lagerlokalen måste stå till förfogande for materialhantering, både vid processlager och storlager. För processlager kan dock antagas att lagerverk-

164 Bilaga 6

samhetens behov av anslutande våtkemiska operationer (ex. upplösning, rening och omfállning av utan stora svårigheter kan omhändertagas

PuOz)

i samverkan med en upparbetningsanläggning. En bränsletillverkare å andra sidan har normalt ingen våtkemisk verksamhet att stödja sig på, (såvida bränsletillverkningen inte baseras på s. k. ”samfállning”), varför ett engagemang på den våtkemiska sidan i det fallet kan bli både svårare och dyrare. För ett fristående storlager, som ju överhuvudtaget inte skulle behöva sysselsätta processteknisk personal, bör problemet bli ännu mer markerat.

2.5 Kapacitets- och kosmadsuppgifter Den ekonomisk-tekniska information som påträffats eller kunnat framräknas är tyvärr knapphändig. Följande sammanställning har dock kunnat göras: - En bränslefabrikant i USA synes behöva en lagringskapacitet för Pu som uppgår till ca 10-20 96 av Pu-innehållet i hans nominella årskapacitet (utleveranser). (14), (24), (42). - Pu-tätheten i dessa lager varierar inom vida gränser, från ca 10-100 kg Skillnaden torde bero på lagrets

PuOz per m2 golvyta (= enbart valvet”).

konstruktion, Pu-kvalitet, mekaniseringsgrad m. m. (8), (42), (56). - till Anläggningskostnaden För storlager har i 1974 års priser beräknats - 57 ton) (56)

1,2 mkr/ton PuO2 (lagringskapacitet

- 0,8 mkr/ton PuOz (lagringskapacitet 310 ton) (24)

- Ett obekant antal mindre (USA) med en sammanlagd lagprocesslager ringskapacitet på 35 ton synes ha kostnadsberäknats till genom-

PuOz

ca 4 mkr per ton (24).

snittligen PuOz

- Lagringskostnader. Åsikterna om kostnaderna För lagring av Pu går vida isär hos olika bedömare. Orsaken kan vara skillnader i kalkylforutsättningar och definition av kostnadsbegreppet, oklarhet om man avser Pu (tot.) eller Pu (liss), typ av lager (= process- eller storlager; det senare måste vara helt självförsörjande ifråga om bevakning, strålskydd, brandskydd etc.) eller på senare tid kostnadsökningar på grund av åtgärder mot befarat sabotage eller stöld av plutonium. Den successivt ökande halten av Pu-24l kommer också (vid oförändrad lagringstid) att innebära ökade kostnader for förlust av flssilt Pu, samtidigt som behovet av Am-rening kan väntas öka. Även transportrestriktioner för Pu-nitratlösningar påverkar behovet av extra-operationer omoch därmed även kostnadsbilden. Uppgifter om kostnader kring lagringen for lagring av Pu har sammanställts i tabell 2.

Tabelll Kostnader för lagring av Pu Referens Årtal Lagringskostnad, $ per g Pu, år

* 1970 0,25 (16)

Bilaga 6 165

Utöver ovan angivna lagringskostnader tillkommer räntekostnaden på värdet av lagrat Pu. Denna kan för närvarande uppskattas till ca l S per g Pu och år.

3 Säkerhets- och skyddsfrågor

3.1 Förebyggande åtgärder

3.1.1 Kriticitet Som allmän regel vid beräkning och dimensionering av lager för ftssilt material (i detta fall plutonium) gäller att minst två osannolika, av varandra

oberoende och samtidiga händelser måste behöva inträffa innan kriticitet

får kunna uppstå. (Enbart t. ex. vattenfyllnad får alltså inte åstadkomma kriticitet.) Beräkning av kritiskt säkra värden på dimensioner, massor, volymer etc. som underlag för dimensionering av lagret sker med utgångspunkt från n en antagen isotopsammansättning hos lagrat Pu - Pu-materialets form och täthet/koncentration geometriska - närvaro av moderator- och rellektortnaterial - säkerhetsfaktorer. godtagbara Området är väl dokumenterat [(2) (4) (8) (14) (30) (31) (34) (35) (41) (43) (44)] och behöver ej ytterligare behandlas här. Några praktiska synpunkter på kriticitetsproblemet i Pu-lager: - Man rekommenderar att så långt möjligt basera säkerheten på tekniska och inte på administrativa åtgärder. Genom olika slag av mekaniska spärrsystem kan man t. ex. bygga in skydd mot otillåten anhopning av plutonium och därmed minska risken för felaktig materialhantering, även i samband med sabotage. (Exempel: fixerade lagerpositioner, spärr mot dubbelsatsning, spärr mot samtidig förflyttning av flera lagerbehållare, blockering av fria ytor mellan lagerpositioner m. m.) - Eventuella måste vara så beskaffade och monterade hyllkonstruktioner att de kan motstå brand och kraftig mekanisk åverkan utan att ge vika eller välta och därmed förorsaka ansamling av Pu. - kan förhindras med tekniska Om inte dubbelsatsning medel, får en oavsiktlig dubbelsatsning av en enstaka lagerposition (= med dubbla kvantiteten Pu) inte förorsaka kriticitet. - Det framhålles att om inte dubbelsatsning och översvämning med vatten kan elimineras som risker, kommer detta att innebära en betydande försämring av golvutnyttjandet i lagren. Genom installation av neutronskärmning i form av betongväggar mellan lagerpositionerna kan å andra sidan vinster göras genom ökning av mängden Pu per m2 golvyta. - Den med hänsyn till kriticitet möjliga övre gränsen för golvutnyttjandet

i ett Pu-lager har beräknats ligga i närheten av 100 kg PuOz/mz.

166 Bilaga 6

3.1.2 Strålning Beroende på isotopsammansättning och lagringstid utsänder plutonium olika slag av strålning (a, y, n), från vilken personalen måste avskärmas. Därvid bör observeras att högbestrålat Pu - med större halt högre isotoper - avger mer y- och n-strålning än lågbestrålat Pu. Sönderfall av Pu-24l till Am-241 förorsakar också en ökning av y-strålningen, snabbare vid högre ingående halt Pu-24l. Mot a-aktivitet skyddas personalen genom dubbel, a-tät inneslutning av Pu samt av ett ventilationssystem som genom olika grad av undertryck gentemot omgivningen styr luftströmmarna från inaktiva till aktiva lokaler. Eftersom luftburet Pu endast Förekommer i partikelform, kan ventilationsluften tillåtas gå ut i omgivningen efter passage av lämpliga stoftñlter. Ventilationsluften moniteras kontinuerligt på a-aktivitet i lokaler där Pu hanteras. Mot övrig strålning skyddas personalen antingen genom installation av lokala strålskydd av t. ex. betong, stål, bly eller blyglas, borhaltiga material m. m. eller genom installation av avståndsmanövrerad, mekaniserad utrustning för hantering av Pu-materialet. Gäller det Pu-nitratlösningar installeras rörledningar med avståndsmanövrerade ventiler. Det är givetvis väsentligt att det strålskydd, som i olika former finns inbyggt i lageranläggningen dels verkligen utnyttjas av personalen, dels fungerar tillfredsställande. Ett utbildningsprogram samt lämpliga administrativa rutiner skall säkerställa detta. Hälsofysiker måste engageras för övervakning av kontaminerings- och strålningsnivåer, moniteringsutrustning och arbetsmetodik, för introduktion av personal samt för kontinuerlig radiologisk hälsokontroll (urinprov, helkroppsmätningar etc.). Ref. (19) ger ett praktiskt exempel på vad som kan uppnås ifråga om sänkt dosrat genom installation av lämpligt utformade strålskydd. Ett äldre. manuellt Pu-lager uppvisade sålunda dosrater upp till 500 mrem/h vid lag-

ring av högbestrålat Pu. l ett nykonstruerat (likaså manuellt) lager kunde

dosraten med hjälp av strålskydd av betong sänkas till värden under 50 mrem/ h med bibehållande av samma antal lagerpositioner per ytenhet som i det gamla lagret. Ventilationssystemet, som enligt ovan har stor betydelse som a-skydd och för borttransport av värme från Pu-lagret, bör vara dimensionerat med erforderlig reservkapacitet för eventuell framtida utbyggnad. En normal luftväxlingshastighet i lokaler för hantering av Pu uppgår till ca 10-15 lokalvolymer/h. Fläktarna i ventilationssystemet måste ovillkorligen kunna anslutas till reservkraftnätet. Ventilationen övervakas kontinuerligt genom mätning av tryckdifferenser och temperaturer, i vissa fall även vätgashalt

(= lagring av Pu-nitratlösning). Återströmning av luft måste kunna för-

hindras med avståndsmanövrerade ventiler, och luftñltrens funktion bör inte äventyras av tryckvågor och temperaturstegringar inom vissa gränser. Referenser: (7) (8) (14) (l9) (42) (46).

Bilaga 6 167

3.l.3 Brand och explosion Lämpliga förebyggande åtgärder på konstruktionsplanet kan sammanfattas enligt följande: l första hand bör åtgärder vidtagas för att förhindra uppkomst av brand genom att undvika närvaro av brännbart material i Pu-lager och i eventuella anslutande lokaler för hantering av Pu. l enlighet härmed väljer man konsekvent icke-brännbara material for t. ex. hyllkonstruktioner, emballage, lager- och transportbehållare, strålskydd m. m. Inga brännbara vätskor tillåtas och explosiv gas från radiolys av Pu-nitratlösningar måste kontinuerligt kunna evakueras. Byggnader, dörrar, observationsfönster, ventilationskanaler och vätsketankar måste dimensioneras mot tänkbara tryckvågor från gasexplosioner. - Om brand trots allt uppkommer måste spridning försvåras eller förhindras genom förebyggande åtgärder (= brandsäker byggnadskontruktion, brandsäkra dörrar, brandspärrari ventilationssystemet i form av ventiler och brandsäkra filter m. m.)

Brandskyddssystemet skall omfatta - detektorer for upptäckt av brand signalsystem för alarmering och lokalisering av brandhärden - automatiskt aktiverade släckare släckningsanordningar, (även manuella för småbränder).

På släckningsmedlet ställer man det primära kravet att det inte får medföra risk for kriticitet i Pu-lagret. Det får inte heller förorsaka reaktioner som leder till giftiga, explosiva eller korroderande produkter eller leda till efterföljande rengöringsproblem eller filterskador. För Pu-lager rekommenderas automatiska sprinklersystem av lågtryckstyp arbetande med Halon 1301 (= flytande komprimerad gas av en organisk förening). Referenser: (7) (8) (14) (19) (21) (22) (35) (46) (47).

3.1.4 Sabotageaktioner Med sabotageaktioner menas här dels avsiktlig skadegörelse ledande till säkerhetsrisker och okontrollerbar spridning av Pu inom och utom anläggningar, dels avlägsnande av Pu från anläggningen genom direkt stöld eller genom utpressningshot. Det ideala, helt effektiva försvaret mot alla former av våld och sabotage skulle medföra prohibitiva kostnader. Även för en presumtiv angripare bör det emellertid finnas en övre gräns för kostnader och resurser. Strategin synes vara att söka uppskatta höjden av denna övre gräns, och därefter anpassa det egna försvaret på en tillräckligt hög resursnivå. l detta sammanhang är det av stor betydelse hur man skall kunna upptäcka och forhindra intrång av obehöriga personer (även egen personal inom otillåten inre zon) - införsel av utrustning for sabotageändamål - bortforande av Pu. olovligt

168 Bilaga 6

Skydd mot intrång av obehöriga personer förutsätter dels upprättandet av en larmad, yttre skyddsbarriär med inbyggda möjligheter att direkt avvisa eller gripa obehöriga personer, dels en inre, larmad kontrollbarriär vid gränsen till den inre Pu-zonen. I bägge fallen krävs att behöriga personer skall kunna identifieras och tillåtas passera. Skydd mot införsel av utrustning för sabotageändamål förutsätter stränga restriktioner för passage av fordon till den inre zonen. Skydd mot olovligt bortförande av Pu förutsätter installation av dörrmonitorer (med tillräcklig känslighet för Pu) för kontroll av utpasserande personer, förpackningar etc., samt någon metod att kontrollera Pu hos avgående fordon. Vissa tekniska åtgärder för att försvåra stöld av Pu har berörts i tidigare avsnitt. Det kan här påminnas om möjligheterna att använda tunga, svåröppnade och lägesfixerade lagerbehållare och att bygga in spärrar mot samtidig hantering av flera behållare. Det har även föreslagits inblandning av tillsatser i lagrat för att göra detta mindre begärligt som stöldobjekt.

PuOz

Generellt gäller vid all bevakning att en avvägning får göras mellan insats av elektronik och vaktpersonal. En tendens kan observeras att av kostnadsskäl flytta tyngdpunkten från personell till elektronisk bevakning. Synnerligen avancerade system av det senare slaget synes redan ha utvecklats. Referenser: (7) (8) (14) (32) (33) (49) (50) (51).

3.1.5 Personalinstruktion En väl genomtänkt och avvägd personalinstruktion i kombination med återkommande utbildning och kunskapskontroll utgör en grundförutsättning för att säkerhetsföreskrifter skall kunna begripas och följas. I onormala, kritiska situationer av de slag som täcks av avsnitten 3.l.1-3.1.4 kan personalens förmåga att agera riktigt bli helt avgörande för utgången.

3.2 Larmsystem Ett välplanerat, snabbt och funktionssäkert larmsystem är av grundläggande betydelse för skydd och säkerhet i anläggningen. Larmens uppgift är generellt att detektera avvikelser signalera till kontrollpersonal lokalisera platsen utlösa åtgärder (i vissa fall, t.ex. sirener, sprinklersystem). Larmen kan översiktligt indelas i fyra huvudtyper: Processlarm Driftslarm Bevakningslarm Brand- och strållarm Processlarm avser l detta fall larmer som täcker hanterings- och lagoch kan gälla lufttemperatur i Pu-lager, vätgashalt i nitrat-

nngsprocessen

tankar, luftfuktighet (= indikation på läckage) på utrustning för hantering av nitratlösningar.

Bilaga 6 169

Driftslarm kan gälla avbrott i el-eller Vattenförsörjning, felaktiga tryckdifferenser eller temperaturer i ventilationssystemet. Bevakningslarm utlöses vid otillåten passage genom den yttre skyddsbarriären och mellan inre zongränser, vid obehörigt bortförande av Pu, vid öppnande av en nödutgång m. m. Brand- och strållarm utlöses vid indikation på brand (rök, temperatur), vid kriticitetsolyckor och vid indikation på för höga halter luftburen a-aktivitet i arbetslokalerna. Referenser: (7) (8) (14) (19) (21) (22) (35) (37) (46) (47).

4 Sammanfattning och synpunkter

1 avvaktan på ett beslut angående eventuell termisk återföring av Pu, har två lagringssituationer studerats. Den ena avser kontinuerlig återföring av Pu genom upparbetning, kortvarig lagring och tillverkning av Pu-berikat bränsle. Den typ av Pu-lager som behövs i detta fall har kallats ”processlager”. Den andra situationen avser långvarig, ackumulerad lagring (= 10-15 år) av stora kvantiteter Pu för framtida användning i snabba reaktorer. Anläggningar, som behövs för denna typ av lagring, har här kallats “storlager“. Vad Pu-materialet beträffar kan konstateras att detta antingen lagras i vätskeform (= Pu-nitratlösning) eller i fast form (= Pu-oxidpulver). Lagring av Pu-nitratlösning har vissa fördelar på kort sikt, men lämpar sig av olika skäl icke för långvarig lagring. Den normala och accepterade lagringsformen synes därför bli Pu-oxid. Ur renodlad materialsynpunkt är lagring av Pu inte helt problemfri, beroende på att vissa materialegenskaper undergår tidsberoende förändringar. Dessa förändringar under lagringstiden kan innebära att materialet blir oanvändbart som utgångsmaterial för Pu-bränsletillverkning, och därför måste passera vissa processer för ombehandling, så att de önskade egenskaperna återställes. Det faktum att det lagrade materialet innehåller Pu medför naturligtvis också problem på säkerhetsområdet, vilka dock synes kunna lösas genom konstruktiva och organisatoriska åtgärder. 1 vissa fall krävs även behandling av materialet genom någon form av process (t. ex. omvandling

till annan materialform, torkning, blandning etc.).

- Som framgår av det föregående är alltså både processlager och på längre sikt - även storlager beroende av tillgång till visst processtekniskt stöd i form av utrustning och Pu-erfaren personal. Även andra skäl, såsom säkerhet. ekonomi, miljöpåverkan m. m., talar för geografisk samlokalisering av upparbetning, lagring och Pu-bränsletillverkning. (7) (9) (10) (12) (24) (37) (48) (59). De mest påtagliga vinsterna av samlokalisering skulle troligen göras på transportomrâdet. Kommande restriktioner i form av förbud för transport av Pu-nitratlösningar (l l), detaljerade föreskrifter för transportbehållare och fordon samt framför allt snabbt ökande kvantiteter Pu (59) med ökande halter högre isotoper (= ökad värmeutveckling och strålning) kommer att medföra kostnader, tidsförluster och svårigheter av olika slag (12) (13) (15) (24) (42). Samlokalisering eliminerar dessa problem. Genom samlokalisering skulle det också bli möjligt att gemensamt utnyttja

170 Bilaga 6

viss utrustning och vissa tjänster (t. ex. bevakning, brandskydd, strålskydd, hälsokontroll, aktiva reparationsverkstäder och allmänt tekniskt underhåll). Icke minst på personalsidan vore det en fördel att gemensamt förfoga över en större grupp processtekniker och specialister med Pu-erfarenhet, särskilt som tillgången på sådan personal inom landet är liten och minskande. Generellt borde man också kunna vänta sig att samlokalisering skulle innebära bättre Förutsättningar för samordning av resp. verksamheter med resultat att onödigt långa lagringstider med åtföljande materialförändringar och kostnader kan undvikas. Avstår man från termisk återföring och satsar på ackumulerad lagring i storlager, kommer de största vinsterna av samlokalisering först att bli uppenbar vid en senare tidpunkt då plutoniet börjar utnyttjas för bränslefabrikation. En viktig fråga är givetvis huruvida det är möjligt att förutse introduktion av någon ny teknologi, som på något avgörande sätt kommer att kunna påverka vår nuvarande bild av situationen på Pu-området och våra åtgärder för framtiden. Frågan är svår att besvara eftersom den har en kommersiell aspekt. Indikationer finns dock på utländska FoU-projekt som kan tänkas bli av viss betydelse för framtiden. Någon mer inträngande undersökning av dessa frågor har inte kunnat göras i denna studie.

Avslutningsvis kan konstatateras att studien uppvisat en komplex bild

av de talrika problem och inbördes beroenden som omger lagring av Pu. En viktig iakttagelse torde vara behovet av en samordnad och konsekvent planläggning av samspel och rollfördelning mellan upparbetning, Pu-lagring och Pu-bränsletillverkning.

Referenser

l G. Lurf. Technical and economic status and prospects for nuclear energy in the power economy of the Federal Republic of Germany, Part Ill (maj 1972. AEC-TR 7445. 2 .l. N. Paglieri, CA. Rogers. Criteria for criticality safety limits and controls at Hanford Enigineering Development Laboratory (april 1973). HEDL-TME 73-36. 3 Pressure build-up of plutonium nitrate solutions in sealed shipping containers (juli 1969. ARH-1093. 4 S. J. Altschuler, C. L. Schuske. Models for the safe storage of lissile metal (sept. 1971). RFP-1585. 5 D. C. Hunt, G. Tuck. Plutonium handling safety analysis of the Rocky Flats nuclear safety facility (nov. 1967). RFP-977. 6 Allied General Nuclear Services (AGNS). Amendment no. 6. (Application for Construction Permit etc., Barnwell Nuclear Fuel Plant). DOCKET 50332-31 (juli 1973). 7 Allied General Nuclear Services (AGNS). Amendment no. 7. (Application for Construction Permit etc., Barnwell Nuclear Fuel Plant). DOCKET 50332-32. 8 Allied General Nuclear Services (AGNS). Barnwell Nuclear Fuel Plant, Preliminary Safety Analysis Report (juli 1974). DOCKET 50332-38. 9 Fourth International Symposium on Packaging and Transportation of Radioactive Materials (referat). Nuclear News, Nov. 1974. l0 Westinghouse Nuclear Fuel Division. Environmental Report, Westinghouse Recycle Fuels Plant, avsnitt 9 och 10 (juli 1973).

Bilaga 6 171

11 The Nuclear Industry 1974. WASH-1174-74. 12 B. Wolfe, A. B. Carson, RJ. Sloat. Reprocessing and recovery aspects of the fuel cycle. Atomic lnd., Forum, 740319, New Orleans 13 C. L. Brown. Reprocessing and transportation: Criticality Safety Plutonium Recycle, okt. 14-18, 1974. Joint Center for Graduate Study, Richland, Wash 14 Westinghouse Nuclear Fuel Division. License Application, Recycle Fuels Plant (RFP), Anderson, SC (juli 1973). DOCKET 701432, Vol. 2-4 15 D. A. Hoover. Packaging and transportation of Plutonium from fuel processing plants (nov. 1973). ARH-SA-72 B. Bergman. H. Krämer. Technischer und wirtschallicher Stand sowie Aussichten der Kernenergie in der Kraftwirtschaft der BRD (febr. 1972). Jül-872-HT Nuclear Fuel Services lnc. (NFS). Request for change of technical specifications for Operating License CSF-l. (NFS Processing Plant, West Valley). DOCKET 50201-82 Nuclear Fuel Services lnc. (NFS). Request for change of technical specifications for Operating License CSF-l. (West Valley). DOCKET 50201-85 H. A. Moulthrop, J. L. Kemp. Description of ARHCO”s new compact plutonium storage facility. Rocky Flats symposium on safety in plutonium handling facilities (april 1971). CONF 710401 J. D. Carpenter. Safety considerations in the new Rocky Flats Plutonium Recovery Plant. Rocky Flats symposium on safety in plutonium handling facilities (april 1971). CONF 710401 2 R. m. Cough. The categorization and posting of nuclear facilities for fire protection purposes at SADCO. Rocky Flats symposium on safety in plutonium handling facilities (april 1971). CONF 710401 C. Hall, J. M. Peterson. Materials for shielding nuclear radiations from plutonium

processing. Rocky Flats symposium on safety in plutonium handling facilities

(april 1971). CONF 710401 23 Proceedings of the third international symposium on packaging and transportation of radioactive materials, (Richland, Wash, aug. 1971). BNWL-Sa-3906 24 U.S. Atomic Energy Commission. The generic environmental statement on the use of recycle plutonium in mixed oxide fuel in LWRs (GESMO). Vol. 1 och 3. WASH-1327 N u: J. Höchel m. 11. Der Brennstoff Kreislauf. Schriftenreibe des Deutschen Atomforums, heft 19, (1972) N ox CEA: Ia Sous-Commission des Masses Critiques Recommendations concernant les stockages de matiere fissile (juni 1970). CEA-Nl291 Proceedings of the second lndo-German seminar (Jülich. sept. 1972). Jül-Conf.-10

NN 00x1 Institut für Reaktorsicherheit der TUV e.V., Köln. Mitteilungen (sept. 1973). Folge

3/73 N 0 J. R. Weiss, C. E. Pietri. Calculation of hydrogen generation from plutoniuminduced alpha radiolysis of nitric, sulfuric and perchloric acids. Radiation Effects 1973, Vol. 19, sid. 191 b.) O C. L. Schuske, S. J. Altschuler. Models for the safe storage of dry and wet lissile oxides. Nuclear Technology, Vol. 19, aug. 1973 C. L. Schuske, S. J. Altschuler. Storage Capacity for Fissile material» as a function of facility size. Nuclear Technology, Vol. 20, dec. 1973. bd k) T. E. Sampson m. 11. Portal monitor for diversion safeguards. Nuclear Technology, Vol. 23, aug, 1974 C, Sastre. Security seals for safeguards. Nuclear Technology, Vol. 23. aug. 1974

bli» JåLo-J C. L. Schuske, D. Dickinson, S. 1. Altschuler. Surface density method employing

unity shape factor (s/v) for the storage of lissile materials. Nuclear Technology. Vol. 23, aug. 1974

172 Bilaga 6

35 American Nuclear Society. Guide for nuclear criticality safety in the storage of lissile materials. N 16.5 (ANS-8.7) 36 Kerr-McGee Corporation. Applicams Environmental Report, Plutonium Fuel Plant (Cimarron). DOCKET 701193-6 (dec. 1973) 37 Nuclear Fuel Services Inc. (NFS). Environmental Report, Plutonium Fuel Plant, West Valley. DOCKET 701292-1 (juni 1971) 38 K. H. Koch. Beschreibung einer Anlage für die Konversion von Plutoniumnitrat. Kerntechnik 15 (1973) 39 A. K. Williams, W. B. Summer, L. L. Thomas. Large-scale Conversion of LWR plutonium to a solid form (AGNS plutonium Conversion facility). Trans. ANS Vol. 21, sid. 247 (1975) 40 Noteringar från Panel on plutonium utilization in thermal power reactors 25-29 nov. 1974, Karlsruhe 41 S. J. Altschuler, C. L. Schuske. A model for the safe storage of lissile solutions Nuclear Technology; Vol. 17 (febr. 1973) 42 R. C. Smith m. 11. Pu-fuel technology: Radiation exposure from Pu in LWR fuel manufacture. Nuclear Technology, Vol. 18 (maj 1973) 43 R. C. Lloyd m. ll. Criticality ol plutonium nitrate solutions in slab geometry. Nuclear Technology; Vol. 18 (juni 1973) 44 S. J. Altschuler, C. L. Schuske. A study of criticality parameters affecting the ling and storage of Fissile metal. Nuclear Technology; Vol. 18 (april 1973) 45 C. L. Schuske, S. J. Altschuler. A storage vessel for iissile solutions. Nuclear Technology; Vol. 18 (juni 1973) 46 American National Standards lnst. (ANSI). Criteria for siting-design and operation of plants for the manufacture of mixed-oxide (U-Pu) fuels (draft). ANS1:N 287 (juli 1974) 47 National Fire Protection Association. Facilities handling radioactive materials, 1970, sid. 801-21 E. Deonigi. lncentives for plutonium recycle in LWRs Trans. ANS, Vol. 19, sid. 347 Nuclear Fuel Exchange. rep. nr 9/10, sid. 7 R. C. Becker. Physical security - today. Nuclear Materials Management, Vol. ll, no 3, sid. 215. (Fa II 1973) W. Marcuse. Application of the conceptual design facility requirments for sa-

feguards to five AEC license exempt contractors. Nuclear Materials Management.

Vol. 11, no 3. sid. 79. (Fall 1973) S. Janardhanan m. ll. Safety aspects in plutonium handling (1973). B.A.R.C/1-259

llrUi CMR) Kerr-McGee Corporation. Cimarron Plutonium production plant (Statement).

DOCKET-70l193-2 (1973) UI -Ä American National Standard lnst. (ANSI). Nuclear material control systems for fuel reprocessing facilities (a guide to practive). ANSI N 1513-1974 ll! LJ! General Electric. Plutonium utilization i BWRs (semiannual report. jan-juni 1972). NEDC-lO796 U1 O\ A Uriarte Hueda m. ll. Plutonium Storage Study (april 1975). Trans. ANS, Vol. 20, sid. 618-620 G. H. Bryan, J. L. Ryan. Solid plutonium nitrate shipping forms. CONF 740901-2

LIILII %\I S. Hagsgård. Studie över förutsättningarna för en svensk upparbetningsanläggning

(jan. 1971). lntern AE-rapport UI *O J. O. Blomeke, C. W. Kee, R. Salmon. Shipments in the nuclear fuel cycle projected to the year 2000. Nuclear News, June 1975

Bilaga 7 Metodstudie för att påvisa grundvattenförande zoner i berggrunden O. Brorzen och L. Eriksson, SGU

Innehållsförteckning l Inledning . . . . 174

Magnetiska 4.2 . 181 Slingramsmätningar 4.3 Potentialmätningar 181

4.5 Utvärdering av de elektriska markmätningarna 187 4.6 187 Radonmätningar 4.7 Seismiska mätningar 192

174 Bilaga 7

1 Inledning

För att under lång tid och utan tillsyn förvara högaktivt fast avfall i berggrunden behövs en plats, där berget är så helt och fritt från rörligt grundvatten som möjligt. Dessutom bör förvaringsplatsen tillgodose olika krav rörande läge, transportförhållanden och andra tekniska och samhälleliga synpunkter. Redan vid platsvalet måste man därför kunna ta områden med lämpligt

fram

berg. Beträffande grundvattnet gäller det att i tid kunna påvisa, kartlägga och undvika berggrundens vattenförande sprickor och krosszoner, som annars skulle kunna tänkas påverka eventuella bergbrunnar i sin omgivning. Detta erfordrar en i viss mån ny tillämpning av geologiska och geofysiska undersökningsmetoder, som hittills använts för att finna malm och grundvatten, (L. Eriksson 1975). En för ändamålet avpassad teknik måste utprövas och sedan kontrolleras med borrningar i ett lämpligt försöksområde. Ett sådant försöksområde bör omfatta några kvadratkilometers yta, där berget i stor utsträckning går i dagen. Då kan man från dagytan lättare fastställa sambandet mellan mätresultaten och berggrundens beskaffenhet. Mätområdet bör helst innehålla sprick- och grundvattenfattiga bergpartier av den typ man eftersträvar, och i övrigt bestå av en bergart, som också har stor utbredning utanför försöksområdet, så att resultaten får en vidare giltighet. På uppdrag av Aka-utredningen har Sveriges geologiska undersökning under 1974 undersökt 20 områden spridda över hela landet, för att finna lämpliga försöksområden. Detta arbete har också givit ett visst underlag för en allmän bedömning av landets berggrund i avseende på förvaringen av högaktivt fast avfall. Under 1975 har geologiska och geofysiska undersökningar och försöksmätningar utförts inom ett av områdena. Kontrollborrning har också påbörjats. Dessa arbeten redovisas i följande rapport.

2 Val av mätområde

Efter genomgång av flera hundra olika områden med hjälp av befintligt kart- och arkivmaterial utvaldes tjugo områden, spridda över hela landet, för närmare undersökning. Efter bildtolkning av okorrigerade flygfoton i skala 1:60 000 till 1:20 000 kunde ytterligare några områden sållas bort. Kvarvarande områden undersöktes sedan fotogeologiskt på uppförstorade okorrigerade flygfoton i ungefärlig skala 1:5 000, och efter översiktlig besiktning på marken utvaldes de sju bästa till sprick-kartering på samma foto-underlag. Sex av dessa områden uppvisar ett genomsnittligt sprickavstånd större än 2 m, och representerar bra och mycket bra berg i bergtekniskt avseende. Ändå var de inbördes skillnaderna ganska stora, och två av områdena var klart bättre än de övriga. Det ena är uppbyggt av granit och det andra av gnejs av en typ, som är mycket vanlig i stora delar av Sveriges berggrund, se figur l. Gnejs har också statistiskt sett mindre rörligt grundvatten än granit (Wenner 1951). Av dessa skäl valdes det senare området. Det har beteckningen Aka-område 2, och ligger ca två mil väster om Lövånger i Västerbottens län, topograñska kartan 21 K, ruta 9i.

sou 1976:41 Bilaga 7 175

O Swan71m; .u. ›. Figur] Sød/mønrgrztysømrâzløn i .Sverige SGU /975

176 Bilaga 7

Ett allmänt intryck från denna del av arbetet är att det på många håll i vårt land finns områden, där berggrunden uppvisar tillräckligt stora, enhetliga och sprickfattiga partier, för att vara av intresse för förvaring av högaktivt fast avfall. Den iakttagna sprickigheten gör det rimligt att man kan uppnå permeabilitetsvärden (equivalent mass permeability) omkring 10” m/s eller därunder, och värden på sprickporositeten omkring 0,01 96. Mängden rörligt grundvatten i sådant berg är mycket liten, och flödet vid

normala gradienter är på sin höjd någon tiondels liter per år och m2. Dessa

siffror är uppskattningar, som enbart skall ge en första uppfattning om vilka vattenmängder man har att räkna med. Beräkningar, grundade på direkta mätningar måste utföras vid fortsatta undersökningar.

3 Beskrivning av mätområdet

Mätområdet utgör en del av ett ca 6 kmz stort höjdområde, som når 175 m ö h, ca 70-100 m över närliggande låglänta partier. Nord- och västsidan är branta (upp till ca 30° lutning), medan den ganska flata hjässan med svag lutning sänker sig mot sydost. Geologiskt kan området uppfattas som ett i NW upplyft, mot SE sluttande block, vars branter markerar de begränsande förkastningslinjerna. Av fototolkningen i skala 1:40 000 framgår, att dessa linjer ingår i två system av större spricklinjer, med NE-lig respektive NNWlig riktning. Några mindre sådana spricklinjer finns också inom mätområdet, figur 2. Dessutom kan det finnas spricklinjer, som framträder mindre klart i förhållande till de av inlandsisen påverkade landformerna.

å- Tydlig spricklinje ---- Mindre tydlig spricklinjc

:ii Rom för dotoljkorta

Markkartcrot område 0 1 Zkm

Figur2 Karta över målområdet

Bilaga 7 177

På marken inom försöksområdet motsvaras de iakttagna spricklinjerna av jord- och myrfyllda sänkor, av vilka den tydligaste på sin SW-sida begränsas av en nästan rak brant hällkant. I övrigt uppvisar berget mycket stora, flata berghällar av ofta småveckad, granit- och pegmatitgenomvävd sedimentgnejs, sammansatt av kvarts, fáltspat, glimmer och något granit. Skiktriktningen är övervägande ESE, och skikten står nära lodrätt. Det granitiska materialet uppträder som ljusa, oregelbundna ådror, körtlar och linser, som i slingriga former drar igenom berget. Trots deras oregelbundna förlopp tycks riktningar omkring N, dvs. ungefär tvärs mot gnejsens skiktriktning, överväga, vid sidan av sådana som är parallella med skiktningen. På enstaka ställen ser man också, att den ursprungliga skiktbyggnaden är avbruten och sidoförskjuten, utan att någon öppen spricka finns. Likaså är de granitiska ådrornas kontakter med gnejsen i allmänhet helt täta. Ett speciellt inslag i gnejsen utgörs av en i dagytan starkt rostig, finkornig, sannolikt magnetkis-, svavelkis- och grafitförande bergart, som i någon meter breda st_råk uppträder inom området, främst dess sydvästra del. Hällarnas flata form, liksom bergets form i stort, står i samband med en tydlig bankning, dvs. flata sprickor som delar berget i stora flak med någon meters tjocklek, vilka följer bergets form. Sådana bankningssprickor brukar bli mindre vanliga på större djup och till slut upphöra helt. Deras kupiga, mot bergets sidor sluttande form kan bidra till att leda bort vattnet från de högsta partierna och härigenom sänka grundvattenytan.

Övriga sprickor i hällarna är i allmänhet nära lodräta och följer övervägande

bergets skiktstrukturer i ESE, eller går i NNE, dvs. ungefär vinkelrätt mot denna, figur 3. De avviker således från de större spricklinjerna som framkommer vid flygbildstolkningen. Markkarteringen visar också, att sprickorna ligger glest, så att avståndet mellan dem ofta är något tiotal meter, samt att sprickorna vanligen upphör mot någon oregelbundenhet i gnejsen. Detta gör att det inte bildas något tätt sammanhängande nätverk av sprickor. Man har därför skäl att räkna med att stora partier av berggrunden, under det djup, som påverkas av bankningssprickorna, består av mycket helt och berg, med mycket låg genomsläpplighet för vattnet. Till grundvattenfattigt detta bidrar erfarenheter från andra håll att också de lodräta sprickorna i regel avtar i antal och storlek mot djupet, jämför figur 4. Framför allt gäller detta de mindre sprickorna, som ofta försvinner redan 10-20 m under ytan. Vår kartering återger därför endast sprickor med mer än ca Sm längd, vilka redovisats som punkterade linjer, om de återkommit över större längd. Sammanhängande markerade sprickor, som är mer än 20 m långa, markeras med heldragna streck. Markkarteringen ger en god bild av berggrundens beskaffenhet, eftersom berget går i dagen i så stor utsträckning inom området. Ändå måste konstateras att de största och starkast markerade spricklinjerna, som framträder redan på flygfotona, inte kan studeras på detta sätt, eftersom de bildar jordtäckta sänkor. Detta visar betydelsen av de geofysiska metoderna, som medger undersökningar av berggrunden också när den är dold under jordtäcket.

178 Bilaga 7

Ö Fällkniv _Ã_ safu.. - - - sçrsekuøimiun u Stuwsing 1 Btwdssvyknim R Rutig hit

Fvfotdknirv8.511000 Mukkumnnqäs. sparsam, 1 Mm human-na.:FlypildKi :uu Figur3 Sprickkarla över målområdet. SGU 1975

sou 1976:41 Bilaga 7 179

/ L

l/

3m - 13

/

2 1 Upper Crystal Dommläge

å i. / 2 Two Forks

*g 3 Dommlöge

Jm

1/3

I. 3 Morrow Point Dammlöge

å,

I, / 3 t. Blue Meso Dommlöge

,å 3 ä I. ./ 3 .i I. J 3 30m *Q ,3

-6

/ 1 1,. 3 /

103m _ 4/

L10° _1o7 _10“5 _1o5 30* _1o34m ,s

Sprickbetingod permeobilitet

Figur 4 Samband mellan sprickbetingad vatlengenomsläpplighel (permeabilitel) och djup. resultat av ca 5 000 mätningar vid _Ijva dammlägen i berggrund av urbergskaraklär i USA, elin Snow (1968)

4 Geofysiska undersökningar

De geofysiska undersökningarna omfattar dels mera översiktliga magnetiska, elektriska och radiometriska mätningar från flygplan över ett ca 200 km? stort område, som avser att ge en bild av det centrala mätområdets förhållande till omgivningen, och dels mer detaljerade magnetiska, elektriska och seismiska markmätningar i den södra delen av det karterade området. Dessutom har vissa försök utförts med mätningar av radonhalten i jordlagrets luft. Markmätningarna har kunnat genomföras tack vare vänligt tillmötesgående från berörda markägare, och ett uppoffrande kontaktarbete av ingenjör Kuno Persson, SGU. De geofysiska undersökningarna syftar till att ge erfarenhet av hur de olika metoderna bäst skall användas för att påvisa och kartlägga störningar i berggrunden, som kan utgöra vattenförande sprickor och krosszoner. Till underlag för arbetet har använts en av Lantmäteriverket framställd flygfotobaserad korrigerad karta i skala 1:5 000 med höjdkurvor och ett på platsen upprättat staksystem.

4.1 Magnetiska mätningar

De magnetiska mätningarna, figur 5, ger en bild av fördelningen av magnetiska mineral, magnetit och magnetkis, i berggrunden. Ofta förekommer

180 Bilaga 7 E å - å

ä â- . a °

*r -å

O

K \ n

;g

må

Figur5 Magnetiska mätningar. SGU 1975

Bilaga 7 181

dessa i mer eller mindre sammanhängande stråk eller skikt. Avbrott, deformationer och sidoförskjutningar i dessa kan vara tecken på motsvarande störningar i berggrunden. Mätningarna i området visar att sådana magnetiska stråk framför allt finns i dess sydvästra del, där deras allmänna riktning motsvarar den förhärskande skiktriktningen i gnejsen, som den kunnat iakttas i hällarna. Deras läge överensstämmer också väl med de rostiga stråk som man kan se i dagytan, och det är tydligt att det är roststråkens förlopp som avspeglas i mätkartan. (De smala magnetstråk, som ligger i linje från 900 W/500 N i NNE-lig riktning kan möjligen motsvara en basisk gångbildning, som hittills inte observerats i häll.) Man ser också att de magnetiska stråken inte är jämna och sammanhängande utan uppvisar flera avbrott och oregelbundna, ofta i nord-sydlig riktning utdragna former, som skulle kunna markera motsvarande deformationer i berggrunden. En jämförelse med häll-karteringen, figur 3, visar att det i många fall inte finns några motsvarande betydande sprick- eller krosszoner i berget. Detta leder till slutsatsen att flertalet av dessa störningar sannolikt beror på den småveckning och granitgenomådring, samt de sidoförskjutningar utan öppna sprickor, som kännetecknar berggrunden i området.

4.2 Slingramsmämingar

Vid slingramsmätningen uppmäts styrkan och fasförskjutningen i det magnetfält, som bildas kring elektriska ledare -i berggrunden genom induktion från växelströmmen i en bärbar spole på markytan. Vattenförande zoner utgör en typ av sådana ledare. Vid tunnelarbeten har svaghetszoner i berggrunden, som påvisats av slingramsmätningar på markytan återfunnits på 300m djup och där varit rikligt vattenförande. Andra ledande ståk i berggrunden kan innehålla elektriskt ledan mineral. Detta utnyttjas för malmletning. Mätkanan, figur 6, visar i stort samma drag som den magnetiska mätningen, vilket betyder att de magnetiska stråken också är elektriska ledare. Avbrotten i de magnetiska stråken motsvaras däremot inte av några markanta tvärgående elektriska ledare, vilket talar emot att dessa störningar skulle vara starkt vattenförande zoner. Detta stämmer med hällkarteringen, som visar helt berg på dessa platser. Slutligen visar övervägande att det finns ett centralt, drygt 500m brett och 2km slingramskartan långt bälte diagonalt över undersökningsområdet, som är fritt från slingramsindikerade ledare.

4.3 Porentialmämingar

Vid de kombinerade potentialmätningarna ansluts en spänningskälla med hjälp av kabelutlägg till berggrunden. Potentialfördelningen uppmäts på ytan med mätelektroder. Så bestäms berggrundens skenbara elektriska motstånd, (resistivitet), och dess förmåga till elektrisk uppladdning vid anbringandet av en genomgående ström (inducerad polarisation, IP). Zoner med låg resistivitet motsvarar goda ledare, som liksom vid slingrams-

182 Bilaga 7 SOUl976Z41 E §

fas 0

w-MmNQQRRS ›+ o Ö

TSEIJN

500 W

1000W

Figurö S/ing/wnsmäIII/ngar, SGU 1975

Bilaga 7 183

mätningen kan utgöras av vattenförande stråk eller kan innehålla elektriskt ledande mineral. IP-effekter förorsakas främst av ledande mineralkorn. Den spontana potentialen (SP) uppstår utan att någon yttre spänning påfores p. g. a. kemiska effekter i berggrunden och återspeglas i den. Den uppmäts mot en fast referenselektrod, och erfordrar inga motsvarande kabelutlägg. Potentialmätningarna är mer arbets- och kostnadskrävande än slingramsmätningama, och for att täcka försöksområdet har tre skilda strömutlägg behövts. Detta har givit upphov till de skarvar, som syns på mätkartorna. Potentialmätningarna uppvisar variationer också inom det diagonala bältet, som saknar slingramsstörningar. Mycket av variationen och strukturen har försvunnit i bifogade kartor, där de olika rastervalörerna valts for att få fram de drag som verkar mest intressanta i avseende på eventuella spricklinjer. Resistivitetskartan, figur 7, uppvisar liksom de tidigare mätningarna ett diagonalt och centralt fält, med hög resistivitet. Dessutom finns tre tydliga zoner med låg resistivitet i detta fält. En av dem går mot nordväst från 500 N/750 W, och ser ut att utgöra en fortsättning på de magnet- och slingramsdrag, som ligger omedelbart sydöst om denna punkt. Zonen sammanfaller med den längsta och tydligaste spricklinjen från fototolkningen inom mätområdet. se figur 2. Zonen är inte särskilt starkt markerad utan framträder som ett pärlband med något sänkt resistivitet. De båda andra zonerna har mycket lägre resistivitet och är kraftigt markerade på mätkartan. De skjuter ut som uddar i nära sydlig riktning från den magnetiska och slingramsmarkerade norra delen av mätområdet. På marken motsvaras de av jordtäckta, flacka och något myrlänta sänkor, där berggrunden inte går i dagen. Omkringliggande hällar visar emellertid normalt berg, vilket i överensstämmelse med mätkartan anger, att dessa zoner kan ha begränsad Iängdutsträckning. Slutligen ser man på resistivitetskartan en snabb övergång från hög till låg resistivitet mot sydväst. Denna gräns markeras också på IP-kartan, figur 8, som en smal zon med tydligt avvikande, lägre IP-värden. På marken framträder denna zon som en serie mindre starkt markerade sänkor, vilka i stor utsträckning är jordtäckta. Förekommande berghällar uppvisar här en kraftigare uppsprickning efter linjer med samma riktning som den lP-markerade gränszonen. SP-kartan, figur 9, visar mycket god överensstämmelse med tidigare magnet- och slingramsmätningar.

4.4 VLF -mätningar

Vid VLF-mätning registreras den elektriska och den magnetiska komponenten av den elektromagnetiska signalen från avlägset belägna radiosändare inom VLF-bandet, som ger upphov till störningsfált i elektriska ledande kroppar eller krosszoner i en ganska bred sektor kring sändarfáltets utbredningsriktning. Sådana mätningar har utförts både från flygplan och från marken. Markmätningarna, figur 10 och ll, ger en bild, som med god överensstämmelse motsvarar såväl slingrams- som resistivitetskartan. Den goda överensstämmelsen beror delvis på att berggrunden inom mätområdet i stor utsträckning saknar tjockare jordtäcke, bortsett från vissa sänkor, Skulle det ha funnits ett utbrett och tjockare jordtäcke, så skulle detta kunnat

184 Bilaga 7 sou 1976:41

2,00 3,50 m

-1/.0 - -

Borrhål

m

0,10 1,40 2,00 3,50-

RQ

E m

§ % -0

Figur7 Polenl/a/mälningar, rasist/vilar. SGU 1975

sou 1976:41 Bilaga 7 185 cwmmqmmnømgçü

|Pi%avRP

Figur8 PoIenria/mämingar, induverad po/arisarion, SGU 1975 13

186 Bilaga 7

Emm

-m-(-200)

mV -200-

m -

Figur9 Potentialmätningar, spontan potential, SGU [975

Bilaga 7 187

verka skärmande just på VLF-mätningen. De goda resultaten av dessa markmätningar är särskilt värdefulla vid utvärderingen av motsvarande mera regionala VLF-mätningar från flygplan.

4.5 Utvärdering av de elektriska markmätningarna

De olika elektriska mätningarnas resultat visar att slingramen, som är ett väl etablerat standardinstrument, ger utmärkta möjligheter att undersöka ett större område i avseende på elektriska ledare i berggrunden. De kombinerade potentialmätningarna är mera kostsamma, men gör det möjligt att inom utvalda områden, som är fria från slingramsdrag upptäcka ytterligare elektriska indikationer. En jämförelse av resultaten med den geologiska markkarteringen visar att potentialmätningarna med mycket god täckning återger de jordfyllda sänkorna inom mätområdet, medan inga indikationer erhållits i de delar där berghällarna uppvisar helt och sprickfattigt berg. Särskilda mätningar av jordtäckets elektriska ledningsförmåga har utförts, som använts till beräkningar av dess inflytande på potentialmätningarnas resultat. Dessa visar att det inte är jordtäckets fördelning och egenskaper som återges i mätkartorna, utan att de erhållna elektriska indikationerna måste bero på störningar i själva berggrunden under sänkorna. Detta innebär att de zoner, där man på grundval av hällkaneringen

kunnat misstänka att störningar i berggrunden förekommer, också kom-

mit fram vid potentialmätningarna, medan områden utan elektriska indikationer uppbyggs av hela och sprickfattiga berghällar. De kombinerade

potentialmätningarna kan följaktligen användas till att på motsvarande

sätt kartlägga misstänkta zoner och områden med bra berg också där berggrunden är dold av ett normalt jordtäcke.

4.6 Radonmätningar

Radonhalten i den luft (gas) som finns i jordtäckets porer har bestämts i en bruten profil, som går över ett urval av de jordtäckta sänkorna inom mätområdet. Radongasen bildas vid det radioaktiva sönderfallet av det uran som av naturen finns i berggrunden. Gasen ansamlas i och söker sig uppåt genom bergets öppna sprickor. På så sätt kan berggrundens sprickor återspeglas i jordluftens radonhalt. Om jordtäcket är för tjockt eller vattendränkt, hindras radongasen att komma upp till det djup där proven tas. Där inget jordtäcke finns kan ingen provtagning ske. Av figur 12 framgår att en viss förhöjning av radon-halten uppmätts nära profilens nordvästra ände, men att mätningarna i stora delar av profilen forhindrades av vatten och myr. Om mätningarna, som ursprungligen planerats, kunnat genomföras på senvintern, hade man kunnat mäta radonhalten i den luft som finns i snötäcket, och sannolikt fått en bättre bild,

eftersom man då också kunnat mäta över hällområdena. Fastän de uppmätta

variationerna har ett visst intresse kan man dra den slutsatsen att radonmätningar över jordtäckta områden i vårt land, där jordtäcket ofta är vattenrikt, har begränsat värde för att finna svaghetszoner i underliggande berggrund.

188 Bilaga 7 sou 1975:41

% i

ruotmalfülhet

u-MmFQBRRQ

Anomoü av

C

Figur [0 VLF-mäming, Z-Imaginär, SGU 1976

sou 1976:41 Bilaga 7 189

5,00

- -

.Om -1,.I.0 1,40 5,00

k ”7

1 f”

vr

z. .ä

I-igurll VLF-mälnirzg, resislivirel, SGU /976

190 Bilaga 7

289 §8.

:som

.E0336

EE

_

noe!

23.37%

naøsøfauä»

å

ma-

COUU° :Sw .ufo

1]

...m1 å

o u II .Ja

dä.

zoo.:

Figur 12 Radønmälning, SGU 1976

sou 1976:41 Bilaga 7 191

0 Mm Lån; uoov 12W?! IIWV omv SUV

*e b

\›\

b :rss *u :s-v -a

g

V *se

ça-v-g#-=°u-*gw

J § *I

å* ._/

/ så* (MN /5

”to

g

n å

Figur 13 Seismisk bestämning av gånghaslighel (km/s) och jorddjup (m). SGU 1975

192 Bilaga 7

4.7 Seismiska mätningar

Seismiska mätningar används sedan flera år för att bestämma jordtäckets tjocklek och för att bedöma den underliggande berggrundens beskaffenhet genom att mäta med vilken hastighet och fördröjning mekaniska svängningar går genom marken. Sådana undersökningar är ganska kostsamma, och utförs i regel som enstaka linjemätningar över kritiska avsnitt, men ej yttäckande. En intressant metodstudie har nyligen redovisats av R. Stanfors (1975). Någon utprövning av gängse teknik förefaller därför överllödig, men seismik har använts,figur 13, för att undersöka några av de jordtäckta sänkorna i mätområdet. Resultaten visar att gånghastigheten nära ytan i

allmänhet är ganska hög, 5 050 i 480 m/s. På något större djup ökar den

till 5 240 m/s och spridningen minskar till i 402 m/s, möjligen p. g. a. minskat antal ytnära sprickor. Dessa gånghastigheter tyder på mycket gott berg. En låghstighetszon med gånghastigheten 3 400 m/s påträffades vid koordinat 550 N/800 W, där också jorddjupet visade ökad tjocklek. Denna punkt ligger i den jordtäckta sänkan, som tidigare tolkats som en större spricklinje från ilygbilden, och som ytterligare framkommit i resistivitetskartan, figur 7. Utöver dessa mätningar med gängse teknik utfördes försök att kvantitativt bestämma berggrundens elasticitetskonstanter och deras beroende av sprickfrekvensen med en av K. Å. Magnusson föreslagen och tidigare oprövad teknik. Mycket tydliga utslag erhölls, och följande medelvärden, grundade på 39 mätprofiler av 30m längd, kan beräknas för gnejsen i området: Youngs elasticitetsmodul 60 i 8 GPa Skjuvmodul 27 i 5 GPa (Volymsmodul 37 GPa) Poissons tal 0,23 i 0,07 Dessa värden tyder på mycket god hållfasthet, och ligger högre än de flesta litteraturvärden för granit. Modulernas beroende av sprickfrekvensen framgår av figur 14.

4.8 Geoüsiska flygmätningar

Ett rektangulärt område 20x 10 km, med största längden i sydost, dvs. parallellt med traktens vattendrag och större dalgångar, har undersökts magnetiskt, elektriskt (VLF) och radiometriskt från flygplan, på mäthöjden 30 m över trädtopparna. Mätllygningen skedde i ost-västlig riktning, och det elektromagnetiska sändarfáltet (Rugby) har en sådan orientering att ledare parallellt med dalstråken undertrycks, medan tvärstörningar, som skulle kunna representera utpräglade grundvattenförbindelser med de större vattendragen, registreras med hög känslighet. För att få god upplösning valdes avståndet mellan llyglinjerna till 100m, vilket är hälften av det som används vid rutinmässiga flygmätningar. Detta har emellertid avsevärt försvårat och försenat behandlingen av mätresultaten. En granskning av VLF-kartan i 1:10 000 visar att området för markmät-

Bilaga 7 193

Vemos ulnsticitutsmodul

80 “ 70 so : . . .

1 z. . o 0

. 0 50 “ “o . LO u. 30 .. m 10 -q Sprickfnkvcns 0 T I I I : 0; 1 2 3 L antal sprickor/ 10mm

Skjuvmodul (SPO) A

LO -

30 w

° °. 0 1 å. . . 2D ° o.:

10 - Sprickfrekvens 0 A V I I I 1 0,3 1 2 3 L antal sprickor/ 10 mutor

Figur [4 Youngs e/aslicilølsnzodu/ sam! slqj/uvmozlzllsom jilnkI/orl av Spriclxj/iv/nrøtisøn, SGU I 975

194 Bilaga 7

ningarna hör till de störningsfriare inom flygmätningens yta. Särskilt noteras att ingen kraftig, rak och långsträckt störning, som skulle kunna ange någon betydande grundvattenförbindelse med traktens vattendrag, har påvisats genom flygmätningen. En detaljerad utvärdering av flygmätningsresultaten i jämförelse med markmätningarna återstår att göra.

5 Kontrollborrningar

För att få reda på vilka förhållanden i berggrunden som förorsakat de geofysiska störningarna där berggrunden är dold av jordtäcket, har borrningar utförts på de platser som utmärkts på figur 7. I samtliga hål har kross- och skölzoner påträffats, som motsvarar de från markytan uppmätta potentialmätningarna. Deras betydelse ur grundvattensynpunkt skall undersökas senare under 1976, eftersom sådana undersökningar var svåra att genomföra under vintern. Mineralogisk undersökning har visat att vissa av skölzonerna innehåller något smektit, dvs. svällande lennineral med hög jonbyteskapacitet. Störningar i berggrunden som uppträder först på större djup, eller vilka närmar sig markytan utanför mätområdet på grund av sprickytornas lutning, kan inte kartläggas med de använda markmätningarna. De kan i stället påvisas genom borrhålsundersökningar. Instrumentering finns för att utföra slingram- och kombinerade potentialmätningar i borrhål, och framtagning av ett förhållandevis enkelt VLF-instrument för borrhål förbereds. Störningszoner i berggrunden på ett avstånd upp till 50 a 100 m från borrhålen bör härigenom kunna påvisas med metoder som motsvarar de utförda markmätningarna.

6 Slutsatser

Flygmätningarna, liksom flygfototolkningen, visar att försöksområdet utgör en störningsfattig del av den undersökta trakten. Området saknar utpräglade grundvattenförbindelser med omgivningens vattendrag. Detta överensstämmer med markobservationerna, där berggrunden går i dagen i stor utsträckning. Följaktligen bör man på motsvarande sätt kunna ta fram områden med gynnsam berggrund även i jordtäcken, vilket kräver kontroll genom särskilda motståndsmätningar på marken. Det är tveksamt om det är någon vinst med att minska linjeavståndet till 100m. De markbundna mätningarna med slingram och magnetometer ger en god bild av berggrundens struktur, och tidigare erfarenhet visar att starkt vattenförande zoner i berggrunden kan påvisas på detta sätt. De kombinerade potentialmätningarna kan påvisa kross- och sprickförande zoner i berggrunden vilka inte kommit fram vid slingramsmätningen. VLF-mätningar på marken ger vid ringa tjocklek på jordtäcket samma information som de mera kostnadskrävande potentialmätningarna. Radon-mätningarna har begränsad tillämplighet. _ Speciell seismisk teknik tillåter bestämning av berggrundens elasticitetskonstanter. De utförda mätningarna i kombination med sprickkanering

Bilaga 7 195

och -räkning tyder på att berggrunden i försöksomrâdet har mycket god hållfasthet. Goda möjligheter bör finnas att i en från samhälleliga och tekniska synpunkter lämplig trakt ta fram en plats med gynnsam berggrund genom att välja ett störningsfattigt område medelst flygfotogeologisk undersökning och flygburen geofysik, undersöka detta magnetiskt och med slingram, och slutligen utföra kombinerade potentialmätningar eller, om jordtäckets tjocklek tillåter, VLF-mätningar, av de bästa partierna. De utvalda partierna bör undersökas med borrhål.

Statens 1976

offentliga utredningar

Kronologisk förteckning

. Arbetsmiljölag.A. . Bakgrundtill iörslag om arbetsmiljölag.A. . Rapporti psykosocialafrågor. A. . Internationellakonventionerinom arbetarskyddet.A.

wmümülåwhâe

. Säkerhetspolitikoch totalförsvar.Fö. . Deltidsanställdas villkor.Ju. . Deltidsarbete1974. Ju. . Regionalatrafikplaner- lânsvisasammanfattningar.K . Sexuellaövergrepp.Ju. 10. Skolansekonomi:U. 11. Bostadsbeskattning ll. Fi. 12. Företagensuppgiftslämnande. Fi. 13. Byggnadsindex för husbyggnaderoch anläggningar.Fi. 14. Kårobligatorium?U. 15: Utbildningi förvaltninginom försvaret.Del 3. Fö. 16. Folkhögskolan. U. 17. Skadori arbetet.A. 18. Lokalatrafikföreskrifterm. m. K. 19. Denmilitäraunderrättelsetjänsten. Fö. 20. Kulturåt alla.U. 21. Trafikbuller.Del 3. Bullerfrån fritidsbåtar.K. 22. Sverigesexport1975-1980.Bilaga2 till 1975 årslångtidsutredning.Fi. 23. Produktansvarl. Ersättningför läkemedelsskada, Ju. 24. InternationelltpatentsamarbeteIl. H. 25. internationelltpatentsamarbeteIl. Bilagor.H. 26. Bostadsverket.Samordning-decentralisering. B. 27. Deninternationella bakgrunden.Bilaga1 till 1975 års långtidsutredning.Fi. 28, Vattenkraftoch miljö 3. B. 29. Verkstadsindustrins arbetsmarknad. l. 30, Använt kârnbränsleoch radioaktivtavfall.Del l. I. 31. Använt kärnbränsleoch radioaktivtavfall.Del ll. l. 32. Spent nuclearfuel and radioactivewaste.I. 33. Musiken-människan-samhället; U. 34. Arbetstidsförkortning- när7hur?A. 35. Dryckesförpackningar och miljö.Jo. 36. Anonymitetoch tvångsmedel.Ju. 37. Smugglingsbrottoch tulltillägg.Fi. 38. Yrkesinriktadrehabilitering.A. 39. Hemvist.Fi. 40. Kommunalutveckling.Fi. 41. Använt kärnbränsleoch radioaktivtavfall.Bilagor.l.

Statens offentliga utredningar 1976

Systematisk förteckning

Justitiedepartementet Delegationen för jämställdhetmellanmänochkvinnor1. Deltidsanställdasvillkor.[6] 2. Deltidsarbete1974. [7] Sexuellaövergrepp.[9] Produktansvarl. Ersättningför Iâkemedelsskada. [23] Anonymitetoch tvångsmedel.[36]

Försvarsdepartementet Säkerhetspolitik och totalförsvar.[5] Utbildningi förvaltninginom försvaret.Del 3. [15] Den militäraunderrättelsetjänsten. [19]

Kommunikationsdepartementet Regionalatrafikplaner- länsvisasammanfattningar. [8] Lokalatrafikföreskrifter.[18] Trafikbuller.Del 3. Bullerfrån fritidsbåtar.[21]

Finansdepartementet Bostadsbeskattning Il. [11] Företagensuppgiftslämnande. [12] Byggnadsindex för husbyggnaderoch anläggningar.[13] 1975årsIángtidsutredning. 1.Sverigesexport1975-1980.Bilaga 2 till 1975 årslångtidsutredning. [22] 2. Deninternationella bakgrunden.Bilaga1 till 1975 års långtidsutredning. [27] Smugglingsbrottoch tulltillâgg.[37] Hemvist.[39] Kommunalutveckling.[40]

Utbildningsdepartementet Skolansekonomi.[10] Károbligatorium? [14] Folkhögskolan. [16] Kulturåt alla.[20] Musiken-månniskan-samhâllet. [33]

Jordbruksdepartementet Dryckesförpackningar och miljö.[35]

Handelsdepartementet Patentpolicykommittén. 1.internationelltpatentsamarbete ll. [24] 2. internationelltpatentsamarbetell. Bilagor.[25]

Arbetsmarknadsdepartementet Arbetsmiljöutredningen. 1.Arbetsmiljölag. [1] 2. Bakgrundtill förslagom arbetsmiljölag. [2] 3, Rapporti psykosocialafrågor.[3] 4. Internationellakonventionerinom arbetarskyddet.[4] Skadori arbetet.[17] Arbetstidsförkortning - när?hur?[34] Yrkesinriktadrehabilitering,[38]

Bostadsdepartementet Bostadsverket. Samordning-decentralisering. [26] Vattenkraftoch miljö 3. [28]

Industridepartementet Verkstadsindustrins arbetsmarknad. [29] Ake-utredningen. 1.Använtkärnbränsle ochradioaktivtavfall.Del I.[30] 2, Använtkärnbränsleochradioaktivtavfall.DelIl. [31] 3. Spentnuclearfuel and radioactivewaste.[32] 4. Använt kärnbränsleoch radioaktivtavfall.Bilagor.[41]

Anm. Siffrornainom klammerbetecknarutredningarnasnummeri den kronologiskaförteckningen

Nordisk (NU) 1976

utredningsserie

Kronologisk förteckning

. Nordiskenaturgasudredninger Maktstruktureroch styrelseformerinom teatern . Adult Education Nordisksamarbeideom energisparingi byggsektoren Nordenoch fackpressen

SWONQMPWP-

ILO og kvinner i arbeidslivet Aikuiskasvatus Pohjoismaissa . CooperationAgreementsbetweenthe Nordic Countries . Medborgarskapför barn och jämlikhetvid naturalisation . Nordiskkonvention om gränskommunaltsamarbete

KUNGL. BIHBL.

- 3 SEPi978

?TOCKHOLM

ISBN 91-38-03033-0

LiberFörlag

|SSN 0375-250X Allmänna Förlaget