Kunskapsläget på kärnavfallsområdet : rapport

Ur KB:s samlingar

Digitaliserad år 2015

Kunskapsläget på

ärnavfallsområdet 19

KASAM

STATENS RÅD FÖR KARNAVFALLSFRÅGOR Swedish Notional Council forNuclear Waste

Mhx i Statens offentliga utredningar W w 1998:68 PM Miljödepartementet

Kunskapsläget på

kärnavfallsområdet

1 998

Rapport av Statens råd för kämavfal1sfrågorKASAM Stockholm 1998

SOU och Ds kan köpas från Fritzes kundtjänst. För remissutsändningar av SOU och Ds svarar Fritzes Offentliga Publikationer uppdrag av Regeringskansliets förvaltningsavdelning.

Beställningsadress: Fritzes kundtjänst 106 47 Stockholm Orderfax: 08-690 91 91 Ordertel: 08-690 91 90 E-post: fritzes.0rder@liber.se Internet: www.fritzes.se

Omslag: "Landskap textil av Maria Triller Foto Tord Lund.

NORSTEDTS TRYCKERI AB ISBN 91-38-20933-0 Stockholm 1998 ISSN 0375-250X

Innehån

Förord Sammanfatning Det etiska ansvarets räckvidd i tiden Har vi en tydlig beslutsprocess 27 Radiozktiva utsläpp och radioaktivt avfall från annan

7. Mikrocrganismernas inverkan på ett djupförvar

11. Kan Sxerige tvingas ta emot utländskt kärnavfall for sluförvaring 185

Förord

Denna kunskapsläget på kämavfallsonirådet är den sjätte i serien av rapport om kunskapslägesrapporter från KASAM till regeringen. De tidigare rapporterna publicerades Allmänna Förlaget år 1986 ISBN 91-38 09767-2, år 1987 genom ISBN 91-38-009938-1, år 1989 ISBN 91-38-12264-2, år 1992 ISBN 91-38- 12749-0 och âr 1995 ISBN 91-38-13952-9, SOU 1995:50. Var och KASAMs kunskapslägesrapporter kan naturligtvis inte ge en en av heltäckande bild kunskapsläget inom hela det relevanta området. KASAM av försöker istället vid varje utgivningstillfälle att behandla ett antal frågeställningar på något sätt har aktualitet i debatten och för vilka det kan finnas behov av som korrekt och samtidigt lättillgänglig översikt. Som målgrupp for kunskapsen lägesrapportema utöver den officiella mottagaren som är regeringen ser - - KASAM inte minst politiker och allmänhet i kommuner som berörs av lokaliseringsprocessen for ett djupförvar for det använda kämbränslet, miljöorganisatiooch andra har ett intresse for kämavfallsfrågan. ner som

För underlaget till de olika kapitlen har följande personer svarat: Kapitel Anne-Marie Thunberg, KASAM Kapitel Kjell Andersson, Karinta-Konsult KASAM och Olof Söderberg, Nationell samordnare på kämavfallsornrådet M1996:C Kapitel Bengt Erlandsson, Lunds universitet, Robert Hedvall, Studsvik Radwaste och Sören Mattsson, KASAM Kapitel Lennart Devell, MSE-Konsult Kapitel Nils Rydell, KASAM Kapitel Johan Berglund,GeoMap West och Jimmy Stigh, KASAM Kapitel Eva-Lena Tullborg, Terralogica AB och Jimmy Stigh, KASAM Kapitel Shankar Menon, Menon Consulting AB Kapitel Kjell Andersson, Karinta-Konsult KASAM Kapitel 10: Kjell Andersson, Karinta-Konsult KASAM Kapitel ll: Olof Söderberg, Nationell samordnare på kämavfallsornrådet M l 996:C

KASAM har f.n. våren 1998 följande sammansättning:

Ledamöter Camilla Odhnoff, fil. dr, f.d. landshövding ordf, Rolf Sandström, prof. materialteknologi vice ordf.- Göran Andersson, prof. elektriska energisystem Britt-Marie Drottz Sjöberg, prof. socialpsykologi Willis Forsling, prof. Oorganisk kemi Gert Knutsson, prof. hydrogeologi Sören Mattsson, prof radiofysik Anneli Salo, fil. 1ic., fd. avd. dir. omgivningsstrålskydd Jimmy Stigh, prof. geologi

Anne-Marie Thunberg, teol. dr etik

Lotta Westerhäll, prof offentlig rätt

Sakkunnig Olof Söderberg, fil. dr, överdirektör

Expert Nils Rydell, civ. ing., f.d. överingenjör

Sekreterare Tor Leif Andersson, docent

Konsulter Kjell Andersson, fil. dr

Harald Åhagen, ingenjör

Direktadress till KASAMs sekretariat: Vitriskestigen 611 63 NYKÖPING tel 0155 2154 40; fax 0155 -2106 32 -

KASAM överlämnar härmed sin kunskapslägesrapport för 1998 till regeringen.

Stockholm i maj 1998

Camilla Odhnofi‘ Ordf., KASAM

Sammanfattning

Kämavfallsfrågan har kommit att fungera som en symbolfråga för hur dagens generation tar ansvar för de långsiktiga följderna av människans påverkan överhuvud på miljön. Men hur långt in i framtiden kan vi trovärdigt ta ansvar Finns det en tidsmässig gräns för vårt moraliska ansvar Hur agerar vi trovärdigt i nuet utifrån dagens insikt de långsiktiga konsekvenserna av våra handlingar om Detta är nyckelfrågoma i kapitel 1 Det etiska ansvarets räckvidd i tiden. De belyses mot bakgrund KASAMs tidiga bearbetning och ställningstagande reav dan 1987 och den rika internationella debatt som kom något senare i tiden. Kort tecknas två huvudlinj er i sökandet efter övergripande principer. Den ena betonar rättvis fördelning mellan generationer av risker och bördor, den andra följer en lika möjligheter-princip med tyngdpunkt på rättvis resursfördelning med utrymfor handlingsfrihet för kommande generationer. me För båda linjerna uppstår dock stora svårigheter, när man skall ta steget över till konkreta handlingsstrategier i nuet. Osäkerhetsproblemen visar sig i det långa tidsperspektivet stora och aktualiserar frågan om den demokratiska trovärvara digheten i de beslut vi idag fattar. Beslutsunderlagets trovärdighet minskar längre in i framtiden det sträcker sig. Språnget i tiden är för långt mellan beslut och åtgärder och den avlägsna framtid vi gör utfástelser mot. Med hjälp av been kedja generationer och rullande nu eller ansvarsöverförangrepp som av de mellan generationer kan dock detta för trovärdigheten avgörande tidsintervall överbryggas. En viktig slutsats kan sammanfattas med följande. Vi har ett ansvar att söka den optimala lösningen utifrån de kunskaper vi har idag. Eftersom våra kunskaden långsiktiga utvecklingen av forvaret är ofullständiga, blir bedömper om ningen konsekvenserna vår lösning osäker. Därför skall vi välja en lösning av av är så öppen att den lämnar handlingsutrymme framtida generationer. Det som finns dock ofrånkomligen brytpunkter i tiden, både för värdet av en bevarad handlingsfrihet och för vårt för konsekvenserna av vårt handlande. Vår ansvar moraliska ansvarsmöjlighet avtar i en glidande skala övertid. I kapitel 2 behandlas beslutsprocessen. KASAM anordnade tillsammans med Nationelle samordnaren på kärnavfallsområdet ett seminarium i Umeå den - 8-10 april 1997 med syftet att i en bredare krets diskutera beslutsprocessen. I kapitlet ges en sammanfattning av intrycken från seminariet och från den fortsatta diskussionen därefter. KASAM konstaterar att under senare år åtskilligt i be-

slutsprocessen tydliggjorts, bl.a. regeringsbeslut. Ytterligare preciseringar genom är dock nödvändiga, särskilt beträffande valet av platser för platsundersökningar. Detta skede i platsvalet är av största betydelse för aktuella kommuner. Det framgår bl.a. av olika regeringsbeslut att SKB måste göra en omfattande redovisning. Denna skall bl.a. omfatta platsvalskriterier och Systemanalys med redovisning en av metodfrågan. Det är dock oklart hur denna redovisning skall granskas, vilken roll myndigheterna skall ha i denna granskning och efter vilka principer valet av platser skall göras. Därefter följer tre kapitel som behandlar temat Riskjämförelser och Säkerhetsanalys. Kapitel 3 ger en beskrivning av hur radioaktivt avfall uppkommer inom olika delar av energisektorn, alltså inte bara inom kärnenergisektorn. Kämkraftindustrins utsläpp av radioaktiva ämnen, stråldoser och avfallsproblem är väl kända och diskuterade. De radiologiska problemen i samband med oljeutvinning är mindre uppmärksammade i Sverige, i första hand beroende på att vi inte har någon egen sådan verksamhet. Stråldosema till personalen från avlagringar i rörledningar och cisterner av naturligt radioaktiva ämnen, har sitt i som ursprung berggrund och havsvatten, kan bli betydande och nödvändiggör regelbunden rensning, vilken ger upphov till ett låg- och medelaktivt avfall, som ibland behöver tas om hand för lagring på land. Vattenkraftens radiologiska påverkan är främst förknippad med radonproblemen i underj vilket på samma sätt som för övrigt inomhus- och underjordsarbete måste åtgärdas med förbättrad ventilation. Förbränning av biobränslen ger under normala förhållanden upphov till mindre utsläpp av naturligt radioaktiva ämnen, större för torv än för ved flis. Sedan biosfaren kontaminerats med radioaktivt nedfall från stormaktemas kämvapenprov i atmosfären, har utsläppen ökat. Nedfallet från Tjernobyl har

gjort att biobränsle från vissa områden i landet innehåller så högamCs halter

nu att askan måste omhändertas på särskilt iordningställda deponier. Liknande typer av deponier används redan när det gäller aska från kol. För kolaskan motiveras detta i första hand av innehållet av giftiga tungmetaller m.m. Kapitel 4 ägnas området transport av använt kärnbränsle. Transporter tämav ligen nybestrålat använt kärnbränsle från kärnkraftverken i Barsebäck, Forsmark

och Ringhals till mellanlagret CLAB som ligger Simpevarp-halvön alldeles

intill kärnkraftverket där har gjorts under lång följd är med fartyget Sigyn. en av Dessa transporter har inte tilldragit sig något större intresse från allmänheten och de har också genomförts utan några tillbud eller missöden. KASAM har uppfattat att när man nu börjar diskutera ev. transporter på land av använt kärnbränsle inkapslat för djupförvar från en framtida inkapslingsanläggning till ett framtida -

djupförvar, som kan komma att ligga vid kusten eller i inlandet, så märks en rädsla och osäkerhet inte minst bland politiker och övriga invånare i kommuner kan komma att beröras av sådana transporter. KASAM vill med detta kapisom tel försöka nyanserad bild vad rimligen skulle kunna hända vid såge en av som dana transporter och vilka risker det skulle kunna innebära för invånare som bor eller vistas längs transportvägen. Den slutsats som dras är att riskerna för att allmänheten skall skadas av dessa transporter vad gäller joniserande strålning är obetydliga. Dock är det fråga om mycket tunga transporter med fordonsvikter runt 100 ton, ställer krav på ett bärkraftigt vägnät. En risk som endast berörs som marginellt i kapitlet är risken för invasion demonstranter. Inte minst nyligen av inträffade händelser i Tyskland visar att landtransporter av använt kämbränsle är mycket sårbara för angrepp från olika organisationer som vill föra en kamp mot fortsatt användning kärnkraft och att massiva polisuppbåd har krävts för att en av skulle kunna genomföra de planerade transporterna. I Sverige har vi hittills man inte haft några sådana aktioner, kanske delvis därför att vårt transportsystem för använt kämbränsle är öburet. Kapitel 5 sammanfattning av ett par KASAM-seminarier som hölls ger en under 1997 med syfte att överbrygga klyftan mellan å ena sidan kravet på fullständighet och vetenskaplig stringens i redovisningen av säkerhetsanalyserna inför fackmyndighetemas prövning tillståndsansökningar och å andra sidan av kravet på begriplighet för dem utan egna fackkunskaper vill bilda sig en som uppfattning slutförvarets säkerhet. I kapitlet behandlas säkerhetsanalyegen om användning i olika skeden arbetet med att konstruera ett säkert slutförsens av den metod använder för att analysera den framtida utvecklingen av forvar, man och säkerhetsanalysens innehåll. Bl.a. konstateras att den senaste utformvaret ningen bränslekapseln innebär att de tidigare analyserna av de tillverkade barav riärema inte längre är relevanta. Det fortsatta arbetet med säkerhetsanalysen diskuteras mot bakgrund de krav SKI ställer på säkerhetsanalysen inför de av kommande tillståndsprövningarna. Nästa avdelning i rapporten består två kapitel som har anknytning till omav rådet Kunskap om berget. Det första dessa båda kapitel kapitel 6 ger en beskrivning av området av - sprickor i berg. Kunskapen på detta område har ökat mycket under senare år och därtill har inställningen till sprickomas betydelse genomgått en förändring geåren. Under kärnavfallsprogrammets första år var intresset för ett nom sprickfritt berg mycket stort men efterhand har man insett att ett lagom mycket uppsprucket berg och ett djupförvar är omgivet sprickzoner i vilka rörelsom av i berggrunden kan tas kan eftersträvansvärt. I stor skala bör ser upp vara mera

berggrunden runt ett förvar ta upp och fördela eventuella framtida spänningsförändringar utan att skapa helt nya spricksystem. Man har konstaterat att stor en del av de sprickor och deformationszoner finner i berggrunden idag är man reaktiverade, d.v.s. det har skett en rörelse i dem vid olika tillfällen. Dagens storskaliga system av sprick- och defonnationszoner är bildat för flera hundra miljoår sedan. i ner Kapitel 7 handlar om bakterier. På senare tid har man fått ökad kunskap om bakterier som finns i mycket djupa grundvatten och hur dessa eventuellt kan påverka den kemiska miljön runt en kopparkapsel i ett KBS3-fdrvar och därmed utgöra ett hot mot ett sådant forvar. Sulfatreducerande bakterier kan omvandla sulfat till sulfid. Höga sulfidhalter i kapselns omedelbara närhet ökar korrosionsrisken och bör därför undvikas. Tillgängliga forskningsresultat tyder dock på att den bakteriella aktiviteten innanför bentoniten kommer mycket låg på att vara grund av låg tillgång till vatten. Kapitel 8 handlar om rivning av kärnkraftverk. I takt med att kärnkraftverk uppnår sin pensionsålder kommer de drift och därefter rivas. Av de att tas ur ca 440 kärnkraftverk som enligt IAEA var i drift år 1995 kommer ca 370 att uppnå 40 års ålder under perioden 2010 2030. Runt om i världen pågår ett in- tensivt utvecklingsarbete vad gäller teknik för att riva kärnkraftverk och for att återställa platser där kärnkraftverk varit belägna till s.k.green field conditions, d.v.s. att återställa markområdena i samma skick som de hade innan kraftverken byggdes. Även friklassning skrot från kämkraftindustrin är ett intressant av - om än kontroversiellt ämne som behandlas i detta kapitel. - Rapporten avslutas med tre kapitel inom området Kärnavfall och kämavfallsforskning i andra länder. En översikt av verksamheten på kämavfallsornrådet ifyra länder Finland,

Storbritannien, Frankrike och Kanada ges i kapitel I dessafyra länder tilläm-

pas olika procedurer for miljökonsekevensbedömningar och allmänhetens medverkan i metodval och platsval. Den senaste tidens händelser kan betydelsege fulla lärdomar for svensk del. Således har kämavfallsprogrammen i Kanada och Storbritannien rönt motgångar i metodvärdering och platsval, medan platsvalsprogrammen i Finland och Frankrike uppvisar betydande framsteg. KASAM drar slutsatsen att statsmaktemas ansvarstagande och lokalbefollmingens faktiska möjligheter till insyn och påverkan är två viktiga faktorer for kämavfallsprogrammets trovärdighet och resultat. En separat redogörelse for den forskning inom kämavfallsornrådet som be-

drivs i EU-regi, ges i kapitel 10. KASAM noterar att det svenska deltagandet i

fjärde ramprogrammet är lågt, även med hänsyn tagen till det faktum att Sverige

blev medlem relativt sent. KASAM konstaterar med tillfredsställelse att Sverige genom KTH har hand om koordinationen av forskningsområdetPåverkan av acceleratorbaserad teknik på kämsäkerheten. Därigenom f°ar svenska forskare tillgång till medel för forskning som leder till ökad kunskap om transmutation. Generellt sett har det svenska kämavfallsprogrammet som drivs av SKB - -

kommit långt i jämförelse med de flesta EU-länders program. I sammanhanget

bör även nämnas det internationella samarbetet vid Äspölaboratoriet som sker

utanför EU-programmet. KASAM menar dock att industri och myndigheter har goda skäl att stimulera till ett ökat svenskt deltagande i det femte ramprogrammet, som nu inleds. Redan de större möjligheterna till påverkan, som detta skulle medföra, och de forskningsmedel som EU har till förfogande är skäl nog för en sådan inriktning. Förutsättningarna for att utforma bra forskningsprojekt i samarbete med andra EU-länder bör också öka genom den inriktning som nu kan skönjas med bl.a. insatser gällande riskvärdering och former for allmänhetens deltagande i härtill hörande beslutsprocesser. Rapporten avslutas med ett kapitel kapitel 11 om eventuell deponering av - utländskt kämavfall i Sverige. Frågor ställs ofta om Sverige skulle kunna tvingas att ta emot utländskt kämavfall for slutlig förvaring i Sverige eller om vi själva skulle kunna skicka vårt avfall utomlands. Kapitlet ger klara besked på vad lagar och bestämmelser säger beträffande detta, både vad avser den svenska lagstiftningen och EU-lagstiftningen. Genomgången visar att svensk lagstiftning innehåller en principiellt grundad bestämmelse om förbud mot slutförvaring i Sverige av utländskt kämavfall, att motsvarande synsätt finns i andra EU-stater med betydande kämkraftproduktion, att det i samband med Sveriges anslutning till - EU har klarlagts att de svenska lagreglema är förenliga med EUs regelsystem, att en internationell konvention som undertecknades hösten 1997 tydligt erkänner varje stats rätt att själv besluta om import av utländskt använt kämbränsle och radioaktivt avfall till sitt territorium samt att både EG-kommissionen och Rådet har uppfattningen att det finns möjligheter till frivilligt samarbete mellan medlemsländer om slutligt omhändertagande av radioaktivt avfall.

Det etiska ansvarets räckvidd i tiden

Hur tar vi i nuet trovärdigt for åtgärder och beslut, vilkas konsekvenser ansvar sträcker sig så långt in i framtiden, att vi totalt har lämnat den mänskliga tidsskalan Finns det tidsmässig gräns for vårt moraliska ansvar Hur fastställer en vi i så fall denna utan att vi samtidigt avsäger oss Vårt ansvar for framtida konsekvenser och så att i nuet kan med framtidsansvaret inbyggt i våra åtagera gärder Ungefär så kan de övergripande frågorna for detta kapitel formuleras. Frågorna är ingalunda KASAM har för sin del levt med dem alltsedan sin nya. på kärnavfallsornrådet 1986. Internationellt har forsta rapport om kunskapsläget de också alltmer kommit att stå i fokus for debatten såväl om hur dagens generation tar sitt for kämavfallet mera allmänt om vårt ansvar för de långansvar som siktiga följderna människans påverkan överhuvud på miljön. Det finns nu ett av så rikt material att analyserande översikt av detta naturligt hör hemma i en en kunskapsläget på kärnavfallsområdet. De grundläggande etiska anrapport om svarsfrågoma utgör integrerad del arbetet på att finna en framnumera en av komlig väg att hantera kämavfallet. Genombrottet for ett sådant synsätt är dock till tiden något senare än KASAM:s första och principiellt grundläggande bearbetning, varför det är naturligt att börja med kort sammanfattning av huvuddragen i denna. Därefter en vidgar vi perspektivet att ta den bredare etiska diskurs, som utgjort genom upp bakgrunden också for KASAM, for att sedan kort teckna övergripande principer, såsom dessa utformats i olika sammanhang. Vi möter här två huvudlinjer. Enligt den ligger betoningen på rättvis fördelning mellan generationer av risker ena en och bördor. Den andra följer lika möjligheter-princip med betoning av en en rättvis resursfordelning över generationer, inriktad också på att ge utrymme for

handlingsfrihet. Båda linjerna hamnar dock i stora svårigheter, när skall omvandla princiman konkret handlingsstrategi. Ett huvudskäl är det långa tidsperspektiperna till en vets osäkerhetsproblem, vilka ägnas ett särskilt avsnitt med tyngdpunkt på osäkerhet i olika tidsdimensioner. Slutavsnittet söker med hjälp av begreppen "en kedja generationer" och "rullande nu" finna ansvarslänk mellan nuet och av en framtiden, med hjälp vi kan skapa trovärdig besluts- och åtgärdsprocess. vars en

1.1 KASAM tidigt ute

Redan i rapporten "Kunskapsläget på kämavfallsornrådet" 1986 presenterade KASAM under rubriken "Slutforvar- inte enbart ett tekniskt-naturvetenskapligtekonomiskt problem" ansats för att utifrån etiska utgångspunkter belysa en slutförvaring kämavfall. Ansatsen rörde sig i spänningsfaltet mellan av vårt ansvar idag för de långsiktiga konsekvenserna och den osäkerhet hur vi det om utövar ansvar vi accepterat som vårt, den långa tidsrymden skapar. Den prövades som och utvecklades ytterligare vid det tvärvetenskapliga seminariet med temat Etiskt handlande under osäkerhet 1987, där huvudfråga gällde vår en generations ansvar för kämavfallet i förhållande till kommande generationer. Utan att här söka följa hela resonemangsräckan kan sammanfatta huvudleden i denna med följande. Vi står med ett absolut ansvar att hantera avfallet så att vi inte överför större risker på kommande generationer än vad vi själva är beredda att acceptera. Men eftersom vi inte kan överblicka samtliga framtida konsekvenser, präglas vårt ansvar av ett osäkerhetsdilemma: handlar med tanke på det långa tidsperspektivet under åtminstone viss osäkerhet. Därför måste vår systemlösning utformas under hänsyn till den ofrånkomliga osäkerheten. Möjlighet måste finnas att reparera och kontrollera. Denna slutsats är dock inte bara ett försök att hantera ansvarets osäkerhetsdilemma. Den följer också att KASAM redan 1986 hävdade relationen av att till kommande generationer inte bara skall bestämmas hänsyn till riskerna for liv, av hälsa och miljö. Vi bör också på kommande generationer tillämpa samma människosyn som vi anser vara grundläggande för på själva och vårt synen oss ansvar. Enligt denna syn, som vi brukar beteckna den humanistiska, framstår som det som ett värde att också garantera kommande generationer samma rätt som oss själva till integritet, etisk frihet och ansvar. Vår bedömning de framtida av konsekvenserna av våra tekniska system måste även väga in denna eller med rätt en nyckeltenn ge utrymme for handlingsfrihet. Handlingsfriheten värde som ett att väga in i vårt val av strategi får naturligtvis samtidigt ökad tyngd dels av osäkerheten, dels insikten att varje tekniskt är konstruerat felbara om systern av människor. Detta är kort bakgrunden till den dubbla slutsats det tvärvetenskapliga semina-

riet 1987 drog, känd som KASAM-principenzEtt slutförvar bör utformas så

att det dels gör kontroll och åtgärder onödiga, dels inte omöjliggör kontroll och åtgärder. Med andra 0rd bör vår generation inte lägga ansvaret för slutförvaret på senare generationer, men bör å andra sidan inte heller beröva kommande generationer deras möjligheter att ta Målsättningen formulerades alltså ansvar. som

ll

dubbel: Driftssäkerhet och reparerbarhet, kontroll obehövlig men samtidigt möjlig, förvar under säkra former, också utrymme for förändring. men Med denna målsättning ifrågasattes också den dittills förhärskande synen att det är vår generations att finna en sådan lösning av avfallsproblemet att ansvar förvaret, efter att ha förslutits, inte kräver någon övervakning. Det måste dessföljd bl att KASAM betraktade handlingsfrihet som ett värde, utom, som en a av stå kommande generationer fritt att använda avfallet resurs. Möjligheten som en till återtagbarhet ingick därmed i kravspeciñkationen på forvarets utformning. Målsättningen utformades under fullt bevarande av vår generations ansvar. Det handlade inte att bortse från de långsiktiga konsekvenserna av vårt om handlande idag eller att frånhända dagens generation ansvar för dessa. Snaraom det, framgick den moralfilosoñska delen av ett senare seminarium re var som av med Osäkerhet och beslut 1990, fråga att vid den för varje beslut nödtemat om vändiga konsekvensanalysen inte bara väga in framtida hälso- och miljörisker. Lika viktigt är att väga in också etiska ingångsvärden som värdet av att utöva handlingsfrihet och autonomi, respekt for rättvisa och jämlikhet, värden ansvar, for övrigt ingår i vissa välfärdsteorier och i föreställningen om vad ett gott som måste med andra ord även beräknas med medveten hänliv är. Konsekvenserna till kommande generationers rätt att utveckla och tillämpa dessa. syn visade den moralfilosofiska diskussionen vid seminariet 1990 Intressant nog då diskuterade och på nytt prövade värdet framtida människors handatt det av ingå viktig komponent i nytto- och riskkalkyl. Den kan lingsfrihet kan som en en det dels i den kraft det instrumentella värde denna princip kan ha vår göra av generation kan göra fel och kommande generationers handlingsfrihet kan ha värde medel undvika framtida skador. Möjlighet finns att reparera förvaret som att på hand eller använda avfallet. Dels kan den göra det i kraft eller annat sätt ta om den utgör ett värde i ett i vid mening gott liv. av att Därmed vi utifrån perspektiv åter i huvudlinjema i ansatsen från är ett annat 1986 och den fördjupade belysning denna fick vid det tvärvetenskapliga semina- Senare diskussioner, inte minst på det internationella planet, har tillriet 1987. med den fortsatta utvecklingen på kämavfallsområdet, ytterligare försammans djupat frågeställningarna. Men innan vi anknyter till detta material, bör först en övergripande aspekt läggas på det vidare etiska sammanhang, i vilket kämavfallsfrågan ingår och också, redan antytts, utgjort ramen för KASAM:s som som tidiga ställningstaganden.

1.2 Framtidsetik

- samtidighetsetik

Rubriken ovan anknyter nära till den tysk-amerikanske filosofen Hans Jonas banbrytande arbete Ansvarets princip. Utkast till en etik för den teknologiska civilisationen l973/ 1979, svensk utgåva 1994 och medvetet är något tillspetsad. Det är inte fråga om "från"-"till" utan med Hans Jonas om att etiken ställs inför

"handlingar om

också inte längre det enskilda subjektets med en exempellös kausal räckvidd i framtiden, åtföljda ett förutvetande likaså, hur ofullav som ständigt det än är, går långt utöver allt tidigare" s.l9. Därtill kommer " järrverkningamas storleksordning" och ofta också oåterkallelighet. Handlingamas tids- och rumshorisonter har radikalt ökat. Hur bygger vi i dagens ansvarstagande in framtidshorisonten Hur hanterar vi

att skifte av tyngdpunkt på främst individen etiskt subjekt till samhället som som tydligt ansvarssubj ekt eller till offentlig etik med betoning av de långsiktiga konsekvenserna av vetenskap, teknisk utveckling och politiska beslut Kan vi någonsin nå den grad av vetande som med Hans Jonas 0rd omfattning motsvarar våra handlingars kausala dimensioner" Måste vi inte etiskt ställning ta också till en klyfta, som aldrig kan överbryggas, mellan Vetandets forutsägande kraft och handlandets makt långt in i framtiden

I frågor som dessa har vi inte i grad etisk tradition samma en att falla tillbaka på som när det gäller individens beteende i relation till andra i samtiden, utan befinner oss i stort sett på obearbetad etisk mark. Medvetenheten om det oundvikliga ansvaret för framtiden integrerad del etiken kommer som en av också relativt sent i tiden. Bl den ökande miljömedvetenheten a och det ekologiska tänkandets genombrott alltifrån 60-talet har spelat avgörande roll. Inte minst en speglas denna förändring i växande litteratur, främst i USA, där begreppet en intergenerationell rättvisa, dvs vårt för rättvis fördelning ansvar en mellan nu levande och framtida generationer, intar en central plats.

När det gäller den internationella diskussionen förvar kämavfall det om av är uppenbart, att den roll principen intergenerationell rättvisa under år om senare kommit att spela har klar anknytning till Världskommissionens en för miljö och utveckling rapport Vår framtid, 1987 ibland kallad gemensamma Brundtlandkommissionens rapport, och dess nyckelbegrepphållbar utveckling samt senare FN-konferensen om Miljö och utveckling i Rio de Janeiro 1992. Det framgår tydligt av det gemensamma ställningstagande Kommittén for radioaktivt av avfall inom OECD:s kämenergibyrå, publicerades 1995, The Environmental som and Ethical Basis of Geological Disposal.

Denna anknytning gor också att frågan om vårt ansvar för kämavfallet tydligt sätts in i ett bredare miljöpolitiskt sammanhang. Kärnavfallet utgör del ett en av stort och allvarligt avfallsproblem, ja, av människans påverkan överhuvud på livsmiljön med tänkbara hotande ekologiska effekter följd. Det är visserlisom gen unikt genom den radioaktiva strålningsrisken men delar samtidigt med flera andra långlivade giftiga ämnen, t ex kvicksilver, det mycket långa tidsperspektivet. Samtidigt skiljer det sig från just exemplet kvicksilver genom att radioaktiviteten avklingar med olika halveringstider för olika ämnen. I ett vidare perspektiv är de flesta överens om att vi behöver en bredare diskussion om etiska värderingar i relation till våra utsläpp till luft och vatten av främmande ämnen och de effekter for kommande generationer dessa kan ha. Här intar kämenergins avfallsproblem en särställning sin fasta form känd genom av volym och direkt mätbara farlighet. Kärnavfallet har därför på ett positivt sätt blivit det område, där frågan om vårt ansvar i nuet konkret och påtagligt knyts samman med ansvaret for de tänkbara konsekvenserna av vårt handlande så långt in i framtiden att denna ligger bortom mänsklig foreställningsfönnåga. Samtidighetsetik och framtidsetik’ sammanfaller. Därför är det inte överraskande att delfrågan kämavfall modellmässigt tycks få stor betydelse genom att man just i relation till denna tvingas att medvetet väga in långsiktiga etiska aspekter. Det är med den som prövosten man ger sig i kast med att bryta ned övergripande principer i åtgärder och beslut idag utan att göra avkall på hänsynen till de långsiktiga konsekvenserna. I det arbetet framstår också alltmer den inledande frågan om hur vår generation fattar trovärdiga beslut med räckvidd långt in i framtiden som en nyckelfråga. Därför finns det anledning att först granskande aktualisera de viktigaste övergripande principerna.

1.3 Från principer till handlingsstrategi

Det finns en rad olika fonnuleringar, generella och mera specificerade, och med olika tyngdpunkter. IAEA Internationella atomenergiorganet fastslår i sina principer för hantering av radioaktivt avfall Safety Series Nr l ll:F, 1996 i den

del som gäller skydd för framtida generationer, att "radioaktivt avfall skall han-

teras på ett sådant sätt att förutsebar påverkan på framtida generationers hälsa

inte överstiger idag acceptabla nivåer". Under rubrikenBördorför framtida ge-

nerationer" heter det: "Radioaktivt avfall skall hanteras på ett sådant sätt att det inte lägger otillbörliga bördor på framtida generationer". Tyngdpunkten ligger här på uppgiften att minimera de risker och bördor, som överförs till kommande

generationer. Principen om intergenerationell rättvisa innebär här, vilket också framgår av kommentaren, att den generation som njuter fördelarna, också skall bära huvudansvaret för att skapa ett säkert förvar. Att bördor skulle utjämnas mellan generationer är uteslutet. Det ovan nämnda OECD-dokumentet drar i stort sett samma slutsats, när det med bl a principen om intergenerationell rättvisa som etisk bas väljer strategi för en långsiktig hantering kämavfall. Även i sin analys det svåra av om man av etiska problemkomplexet intergenerationell rättvisa är medveten om att "varje generation lämnar ett arv till framtiden, innefattande en blandning bördor och av

förmåner" s 12, är inriktningen klar. Sedd det åvilar dagens

ur ansvar som generation leder principen om intergenerationell rättvisa till val strategi, av en vars huvudsyfte är att minimera "den resursanvändning och riskbörda, som överläm-

nas av den nuvarande generationen vilken producerar avfallet till kommande generationer" s 12.

Både IAEA-principema och OECD-dokumentet ligger tydligt på linje med en allmänt förekommande tolkning av Brundtlandkomissionens begrepp hållbar

utveckling som etisk princip, i Vår gemensamma framtid s 22 formulerad med

orden en utveckling som "tillgodoser dagens behov utan att äventyra kommande generationers förmåga ability att tillgodose sina behov". Med hjälp av övriga i sammanhanget aktuella texter, bl a Rio-deklarationen om miljö och utveckling, 1992, har denna tolkats i termer av att intergenerationell rättvisa innebär att minimera överförandet av direkta och indirekta bördor för kommande generationer

se t ex Hans Berkhout i OECD-seminarierapporten Environmental and ethical

aspects oflong-lived radioactive waste disposal, 1995, s 123. Inte minst gäller detta "oåterkalleliga bördor", på vilka den i Rio-deklarationen fastslagna försiktighetsprincipen bör tillämpas. Enligt denna är tidiga insatser för att minska skadliga miljöeffekter att föredra och oåterkalleliga effekter skall helt undvikas. I flertalet fall är naturligtvis, konstateras det, radioaktiv förorening oåterkalen lelig milj Intergenerationell rättvisa handlar enligt de nu nämnda principerna huvudsakligen om en rättvis risk- och bördefördelning mellan generationer, så att varje generation söker bära konsekvenserna av de risker och bördor den genererar eller söker finna vägar att kompensera efterföljande generationer. Det finns dock flera exempel på principkomplex med vidare tolkning en av intergenerationell rättvisa. Ett sådant ger Bayard L. Catron i sitt bidrag till den

ovan nämnda OECD-seminarierapporten s 134 fl. I en omforrnulering av

Brundtlandkommissionen anges som huvudprincip: "Ingen generation får i onödan beröva kommande generationer dessas möjlighet opportunity att åt-

njuta grad livskvalitet som vi själva har". Avgörande är naturligtvis samma av hur det i principen viktiga begreppet livskvalitet tolkas. Catron hävdar för sin del att formuleringen är vald för att fastslå en lika möjligheter-princip, som inte ensidigt fokuserar tänkbara risker utan också väger in resurser och fördelar, vilket förutsätter hänsyn också till framtida generationers valmöjligheter och handlingsfrihet. Risker och fördelar kan inte helt åtskiljas och en strikt tidsgräns kan inte heller dras mellan generationer vad gäller hanteringen av de risker, som ingår i det arv som alltid är en blandning av risker och fördelar och som till kommande generationer just i denna oskiljbara blandning överför utvecklingsmöjligheter. På det generella principplan där hittills rört oss förutsätts, oavsett tyngdpunkt, att dagens generation har ansvar för kommande generationer och därmed för det kämavfall vi idag producerar. Båda huvudlinjema ställs dock inför stora svårigheter, när principerna skall omsättas i handling och man konkret söker balansera risker och fördelar mellan generationer enligt principen om intergenerationell rättvisa. Olika metoder kostnads/nytta-analys eller diskontering av som kostnaderna har prövats men generellt avvisats som ohållbara över lång tid och

när det gäller människors liv och hälsa i framtiden se t ex i OECD-

seminarierapporten Berkhof s 118 ff och Catron s 130 ff samt OECDdokumentet s 17. Det är omöjligt att extrapolera alla nödvändiga faktorer så långt in i framtiden krävs. Och även om man skulle kunna komplettera den som allmänna principen intergenerationell rättvisa med en tillämpningsprincip om om kompensation för tänkbara risker, går det inte att beräkna värdet på längre sikt av en sådan kompensation. Också de som sökt se hållbarhetsbegreppet och de kompletterande principerna om försiktighet och "förorenaren betalar" som en möjlighet att komma ur den återvändsgränd som kostnads/nytta-analys visat sig föra in råkar i svårigheter, när de söker dra konkreta slutsatser för det idag gängse huvudaltemativet geologiskt slutförvar. Å sidan står det klart att den större delen bördoma reduena av till ett minimum- bl bärs den ekonomiska bördan av dagens generation ceras a eller nästa. Å andra sidan är tillslutet slutförvar oåterkallelig miljöförändring en och bör därför undvikas. Vidare skulle ett sådant förvar, konstruerat utan att förutsätta fortsatt mänsklig kontroll, omöjliggöra kommande generationers frihet att välja hur de vill hantera avfallet och i förlängningen äventyra tillgång till ännu outnyttjade resurser. Därför aktualiseras också alltmer frågan om möjligheten att återta avfallet i framtiden nödvändig att studera och ta hänsyn till. Denna som möjlighet finns f ö också inbyggd i IAEA:s principer för hantering av radioaktivt avfall, princip 5 om bördor på kommande generationer.

Även när försök gjorts tillämpa hållbarhetsbegreppet på att andra alternativ, visar det sig att det inte ger något entydigt utslag för val den eller andra av ena strategin. Vi ställs likväl inför uppgiften att balansera mellan fördelar viss av en strategi och det pris kommande generationer kan få betala för detta val. Frågan aktualiseras därmed, med vilken säkerhet vi kan uttala oss om de olika vikterna i den vågskål, som åtminstone bör väga jämnt, principen rättvisa mellan om om generationer skall tillämpas, alltså rättvisa både dagens och kommande generationer. Det handlar då inte bara om att söka en rätt balans med hänsyn till generationer långt in i framtiden mellan fördelar och bördor/risker utan också mellan dagens generation och närmast kommande. Låt oss se om vi här har något att hämta från dem sökt komma fram till som mera specificerade principer. Ett sådant exempel ger den uppsättning principer som utarbetats av en arbetsgrupp inom ramen för The National Academy of Public Administration, NAPA, USA och US Department of Energy, DOE

OECD-seminarierapporten, 134 ff. Övergripande är klar förpliktelse mot

s en framtida generationer, till vilka förhållandet bestäms med formuleringen "Varje generation är god man trustee för kommande generationer". Granskar de man efterföljande principerna, finner man krav på företräde för nuet och den nära framtiden, dock med den insnävningen att det måste vara fråga omvitala intressen eller grundläggande behov. Följdriktigt försvagas också företräde för nuet så snart det är fråga om oåterkallelig skada eller hot om katastrofala effekter. Dock har långsiktiga hypotetiska risker lägre prioritet än nära i tiden liggande konkreta risker. Det intressanta är inte så mycket principerna som sådana. Också de försätter oss i en rad deñnitionsproblem, t ex vad gäller vitala intressen och grundläggande behov. Det viktiga är i stället skälet till det företräde för nuet principerna utgår från: den svårighet att med anspråk på trovärdighet och legitimitet göra beräkningar av tänkbara effekter långt in i framtiden, beror våra begränssom av ningar i form av bl a osäkerhet om framtiden när det gäller att balansera dagens behov mot behov i en avlägsen framtid. Den litteratur, lett fram till som NAPA/DOE-principema, tycks räkna med brytpunkt vid 100-150 år fram i en tiden med innebörden att de etiska övervägandena blir annorlunda under denna tid än de som gäller längre fram i tiden. Motiveringen är bl att vi under såa en dan tidsperiod har åtminstone viss grund för att föreställa att de närmaste oss generationerna är tillräckligt lika oss för att vi skall kunna göra trovärdiga antaganden om deras prioriteringar och värderingar. Naturligtvis finns inte heller här någon entydig formel eller gräns, men vi har likväl fått anvisning om en möjlighet att ta ytterligare ett steg för att inringa denna artikels grundproblem. Men låt

först något granska nyckelfrågan om det långa tidsperspektivets osäkerhetsoss problem.

1.4 Osäkerhetens olika tidsdimensioner

När KASAM:s tvärvetenskapliga seminarium om Etiskt handlande under osäkerhet 1987 analyserade det för seminariet centrala begreppet osäkerhet arbetade med olika osäkerhet i relation till skilda tidsdimensioner: den man typer av mänskliga, den samhälleliga, den biologiska och den geologiska. Människan är till vissa grundläggande egenskaper och kvaliteter märkligt konstant över tid, Till denna konstans hör att hon har vissa i sig inbyggda begränsningar, ofullkomligheter, och att vi därför alltid måste räkna med risken för mänskliga felhandlingar liksom med ofullständig kunskap. Dessa begränsningar utmärker varje människor skapat system. De utgör naturligtvis en förblivande osäkerav hetsfaktor och kan till sina verkningar inte valideras förrän i efterhand. Paradoxalt utgör därmed människans konstans en oförutsebar osäkerhet. nog Går vi till samhället säger erfarenheten att vi rör oss med hög grad av oss osäkerhet och att förutsägelser i någon slags rimlig mening om framtida samhällen är omöjliga. Samhället är inte säkrare än de stabiliserande faktorer det förmår skapa inom sig i form institutioner, kunskaps- och värderingsöverföav ring. Detta förhållande behöver dock inte något uteslutande negativt. Säkervara het samhällsutvecklingen kan nämligen, konstaterades vid seminariet om som 1987, vinnas endast till priset att utvecklingen låses, fömyelsemöjlighetema av täpps till, öppenhet ersätts av slutenhet och rigorös övervakning.

Övergår vi till att räkna ibiosflirtid respektive geologisk tid blir tidsdimensio-

andra, för geologisk tid så radikalt annorlunda att vi vad gäller förändnema ringstakten i berggrunden rör med en tideräkning bortom mänsklig föreställoss ningsförmåga. Bedömningen säkerhet/osäkerhet får därmed helt andra tidsav dimensioner, jämförbara med den takt i vilken kämbränslets radioaktivitet mera avklingar och med kravet på att hålla kämavfallet isolerat från biosfären under mycket längre tidsrymd än människans kända historia. Det är därför, som en konstaterades i KASAM:S rapport Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1995 "självklart de skall slutförvara kärnbränsle söker den mest oför-

s 95, att som

änderliga miljö för slutförvaringen bränslet som står till förfogande", eller av geologisk förvaring. Tidsskalan för osäkerhet är alltså helt annan, vilket dock inte betyder att en osäkerheten är upphävd. Även mätt med det geologiska tidsmâttet är inga andra

uttalanden om säkerheten möjliga än de arbetar med begrepp riskantasom som ganden och sannolikheter. Den helt annorlunda tidsskala den geologiska som tiden förutsätter kan dock förklaringen till att i säkerhetsföreskrifter för vara man avfallshanteringen med giltighet 10.000 år eller sig kunna fastställa mera ansett målsättningen att enligt dagens skydda människans hälsa för den långa normer

tid det radioaktiva avfallet kräver. Den stabilitet vi geologiskt kan räkna med

över extremt långa tidsperioder ligger, Andrew C Kadak noterar i artikeln som An intergenerational approach to high-level waste disposal Nuclear News July 1997 bakom formuleringen målsättningen. Den är också, vilket framgår av av OECD-dokumentet, bestämmande för den internationella idag råder samsyn som om fördelarna med förvaring långlivat radioaktivt avfall i djupa och stabila av geologiska formationer. Om målsättningen behöver vi inte hysa någon tvekan, eftersom vi dels har rimligt säker kunskap om bergets stabilitet, dels tryggt bör kunna anta att morgondagens människa har toleransnivå för radioaktivisamma tet som vi har idag. Granskar den internationella diskussionen säkerhet/osäkerhet i olika om tidsperioder, kan vi också göra den intressanta iakttagelsen använder den att man relativa förutsägbarhet den långsamma geologiska tiden för att upphäva ger osäkerheter i andra tidsdimensioner. Om vår oförmåga att förutsäga t ex samhällets stabilitet och den osäkerhet, också på mycket kort sikt, det här är fråga om behöver vi inte bekymra oss, förutsatt att inriktar alla våra ansträngningar på att konstruera ett geologiskt förvar med riktmärket att detta skall uppfylla den långsiktiga målsättningen att inom för den naturliga radioaktiviteten tillramen försäkra framtida generationer samma skydd som idag. Här ställs vi dock inför ett centralt problem, Kadak i den nämnda som ovan artikeln karakteriserat med formuleringen eni tiden "språngvis" tillförlitlighet. Den tillit till berget och dess egenskaper över extremt långa tidsperioder vi som har goda geologiska skäl att hysa som säkrast möjliga plats för vår tekniska konstruktion av ett förvarssystem lyfts in i nuet garant för att vi skall kunna som en uppfylla målsättningar med räckvidd in i framtid, vilken osäkerheten i en en om övrigt ökar mer avlägsnar oss från nuet. Problemet ärtidsintervallet mellan beslut och förvarssystemets konstruktion och möjligheterna utvärdera de att om säkerhetsföreskrifter, som bygger på förpliktelse mellan generationer en att skydda framtida generationer enligt dagens också kan uppfyllas. Kan normer, överhuvudtaget en generation med anspråk på bevarad trovärdighet göra utfastelser, för vilkas tillförlitlighet den hämtar bevisen ur beräkningar framtiden, om antingen det är fråga om bergets egenskaper och/eller hållbarheten förvarsav systemets konstruktion Har vi underskattat det tidsmässiga avståndsproblemet

med följd att vi i stället överbelastar dagens generationer med framtidsförpliktelser, när vi utsträcker dessa till utfästelser så långt in i framtiden, att alla våra beräkningar om det tänkbara utfallet måste rymma en rad osäkerheter Finns det i så fall möjligheter att trovärdigt överbrygga detta utan att göra avkall på det anvår generation har för det avfall vi producerar Är det kanske ett grundfel svar att vi i våra bindande utfástelser och säkerhetsberäkningar sträckt oss alltför långt in i framtiden

1.5 En kedja av generationer

Såväl internationell som svensk debatt och bearbetning av kämavfallsproblematiken visar på en intressant förskjutning, som tydligt också kan avläsas i OECDdokumentet från 1995. Uppmärksamheten har alltmer kommit att riktas på beslutsprocessen och trovärdigheten i denna med den räckvidd idag fattade beslut och åtgärder har långt in i framtiden. Förskjutningen förklaras inte bara av erfafortsatt forskning och teknisk utveckling, vilka lett till antaganden renheterna av om en stegvis genomförandeprocess. Minst lika viktiga faktorer är dels den fördjupade etiska debatten, dels behovet av en demokratisk förankring av de beslut som måste fattas bl a vad gäller system- och platsval. Tyngdpunkten tycks därmed ha förskjutits bort från garantier måluppfyllelsen långt in i en fjärran om

framtid intergenerationell rättvisa till frågan om hur vi idag fattar trovärdiga

av

beslut utan att göra avkall på förpliktelsen mot framtida generationer men sam-

tidigt inte göra anspråk på att kunna uppjj/lla mer än vi har trovärdigt underlag för. En nyckelfråga blir i detta perspektiv hur vi hanterar spänningen mellan det demokratiska kravet på trovärdighet och en förpliktelse in mot framtiden, vars alla konsekvenser vi inte kan överblicka. Ett viktigt bidrag till en belysning av denna fråga gav Lars Ingelstam i ett föredrag om Accelerated Progress and So-

cial Complexity. Reflexions the Limits of T echnologyvid Ingenjörsvetenskap-

on sakademins konferens om transmutationstekniken 1997-10-24. lngelstams utgångspunkt nödvändigheten att söka en förståelse av komplexa tekniska var system i dessas kulturella och sociala sammanhang. Vi börför övrigt snarare i flertalet fall tala om socio-tekniska system. Förståelseproblemet är inte bara vetenskapligt utan också samhälleligt-demokratiskt och är i denna dimension en fråga förtroende och trovärdighet, en fråga som blir särskilt tillspetsad, när om socio-tekniska system planeras för att fungera under mycket lång tid framöver. Det radioaktiva avfallet är här ett typexempel men långt ifrån det enda.

Det finns, konstaterar Ingelstam, "en odiskutabel förbindelse mellan förståelsemöjlighet och demokrati. Den demokratiska styrformen vilar på två antaganden: att den vanlige medborgaren kan bilda sig uppfattning frågor en om som rör honom och hans framtid och att han tillräckligt väl kan förutse konsekvenserna av sina handlingar för att ta for dem. En analys vårt högteknologiska ansvar av specialistberoende och massmediapåverkade samhälle leder till starka tvivel." Det säger sig självt att forståelsemöjligheten och därmed förtroendet blir särskilt svår att nå när det gäller system, där det krävs hög nivå teknisk, endast för en av experter tillgänglig och specialiserad kunskap och dessutom tidsintervallet är långt mellan konstruktion och möjlighet att upptäcka denna håller vad den om har lovat eller är ett misslyckande. På grund det långa tidsintervallet är det av också uteslutet att demonstrera utfallet. Frågan blir då om det finns en möjlighet att överbrygga tidsintervallet eller finna en länk mellan nu och framtid, så att förståelsemöjligheten och trovärdigheten kan bevaras även for komplexa socio-tekniska system, avsedda fungera att över lång tid men utan att vi kan demonstrera att de kommer att göra det utifrån de krav vi ställer på långsiktig säkerhet. Denna länk är, hävdar Ingelstam, institutionell konstans, varmed han nödvändigheten att i samhällets institutiomenar ner bygga in kontrollmekanismer för att kontinuerligt och med full insyn pröva, om man når de resultat som har utfästs. Detta förutsätter också kvaliteter som gör att man kan lita på att ansvarsförpliktelser uppfylls över tid, också över person- och generationsskiften. Därför är, med en tidigare formulering avsnitt 1.4 Osäkerhet i olika ovan tidsdimensioner, uppmärksamhet på de stabiliserande faktorer ett samhälle förmår skapa inom sig i form institutioner, kunskaps- och värderingsformer" av lika nödvändig som inriktning på att utforma tekniska system med hänsyn till kravet på långsiktig säkerhet. Ännu har vi dock "begränsad kunskap hur om man utformar institutionella förhållanden bevarar kvaliteten i future action" som Ingelstam, s 9 under bevarande det öppna, demokratiska samhället. Samtiav digt är denna väg den enda framkomliga, vi med bevarad demokratisk troom värdighet i nuet vill hålla fast vid förpliktelsen mot framtida generationer. Här kan vi dock falla tillbaka på ett tänkande som i överföringsprocessen av generella principer för rättvisa mellan generationer till trovärdigt konkret handlande i nuet på kämavfallsornrådet funnit ett begrepp väl Lars som svarar mot Ingelstams term institutionell konstans med innebörden att nuet och framtiden knyts samman av människor och institutioner fungerar bärare försom som av pliktelser och utvecklingsmöjligheter från generation till generation: rullande nu. Begreppet har skapats som ett försök att hantera det dilemma vi ställs inför

utifrån en ofrånkomlig insikt om de långsiktiga konsekvenserna av vårt handlande. Å sidan kan vi inte frånsäga ansvaret för dessa. Å den andra kan vi ena oss inte uppge att vi samtidigt har ett ansvar for att möta grundläggande förpliktelser mot dagens generation, bland annat den i en fungerande demokrati avgörande förståelsemöjligheten och den därmed sammanhängande trovärdigheten. En forutsättning for denna är ett beslutsunderlag, som gör att vi med rimlig säkerhet kan bedöma konsekvenserna. Ofrånkomligt stöter vi här en tidsgräns. Denna sätts av människors föreställningsförmåga det som ligger bortom mänskliga mått kan människan inte heller förstå. Den sätts också av förhållandet att osäkerhetema i kunskapsunderlaget, till vilket också räknas möjligheterna att avgöra hållbarheten över tid i systemets tekniska konstruktion, ökar längre fram i tiden vi kommer. Beslutsunderlagets trovärdighetsgrad minskar så att säga över tid. Även vetenskapen har sin tidsmässiga trovärdighetsgräns. Detta innebär att vår ansvarsmöjlighet förändras med avståndet i tiden. Det moraliska ansvaret avtar med andra 0rd i en glidande skala övertid. "Rullande nu"-konceptet tar hänsyn till detta genom att förutsätta en över tid löpande besluts- och testkedja och genom att i beslutsprocessen bygga in möjligheter dels att granska tidigare beslut, identifiera viktiga osäkerheter, för vilka ytterligare forskning krävs, dels att göra konstruktionsförbättringar under användande av senare förvärvad kunskap och erfarenhet. Dagens generation har ansvar att förse nästa generation med färdigheter, resurser och möjligheter att hantera också de problem dagens generation vidareför. På samma sätt är nästa generation förpliktad att göra detsamma for nästa och nästa... Nya generationer utvärderar det forflutnas politik genom att använda ny information och sina egna värderingar och prioriteringar. En denna art, som fungerar som ett flöde mellan generationer, process av stämmer också väl med förutsättningarna för den tekniska utvecklingen, eller vad som i tillgängliga dokument ofta kallas "den tekniska konstruktionstiden". För att trovärdigt bedöma säkerheten krävs en utvecklingsprocess med tid for test, forskning, där osäkerhet råder, konstruktionsforbättnngar etc. Å sidan ena kan vi inte, bland annat med tanke på den långa tidshorisonten, låsa oss tekniskt. Å klar målsättning for konstruktionen. Därför måste andra sidan måste vi ha en vi ännu lämna öppet när och den "rullande nu"-processen kommer till den om punkt, då den förvarsmetod som idag betraktas som den optimala, och som det är vårt ansvar att utveckla, övergår till ett slutförvar eller alternativt det vi idag betraktar som avfall omvandlas till en resurs.

Denna öppenhet för olika framtida möjligheter ligger redan i de idémässiga förutsättningarna för det "rullande nu"-konceptet. Dessa går nämligen tillbaka på hur vi utifrån nuet kan föreställa vad rättvisa mellan generationer kräoss ver av dagens generation, och därmed återvänder med andra formuleringar till de tankar som motiverade KASAM:s ställningstagande 1987. När filosofen John

Rawls i sin klassiska bok A Theory of Justice 1971 söker fastställa principer för rättvisa använder han ett moraliskt filter som han kallarokunnighetens slöja s

136 ff. Han föreslår att vi skall föreställa situation i vilken vi måste fatta oss en ett beslut om vilka principerna för ett rättvist samhälle är utan att veta exaktvem vi kommer att vara och var kommer att leva i samhället. Rawls tillämpar samma tänkande på våra förpliktelser gentemot kommande

generationer s 284 se också K.S. Shrader-Frechette, Burying Uncertainty,

1993, s 191 Vi vet inte vilken generation vi tillhör, inte heller hur samhället ser ut. Därför kan inte göra oss några andra trovärdiga föreställningar om framtidens människor och samhälle och deras prioriteringar än dem vi har om oss själva och vårt samhälle. Inte överraskande drar Rawls slutsatsen att "varje förnuftig människa- som inte vet till vilken generation, socialklass, begåvningsgrupp osv hon hör- accepterar principen om lika fördelning av risker, resurser och tillgångar som rättvis" över generationer. När han söker specificera vad detta innebär, utgår han från den övergripande principen om rättvisa i fördelning av möjligheter och fastställer en tredelad uppgift för dagens generation: l att eftervärlden bevara de vinster vår kultur och civilisation gjort; 2 att vidmakthålla våra rättvisa institutioner intakta samt 3 att till efterkommande överlämna ett större kapital, inneslutande kunskap och utvecklad teknologi än vad mer mer vi själva fått från tidigare generationer för att kompensera för vad vi förbrukat och bereda möjligheter till ett bättre liv i ett rättvisare samhälle än dagens. Vi kan med andra ord i en avlägsen framtid inte förutsäga vare sig tänkbar skada eller fördel av specifika åtgärder. Det bästa vi kan göra är därför att "provide for posterity" förse kommande släkten med vad vi själva har fått och samtidigt bevara så mycket handlingsfrihet som möjligt för framtida generationer. Rawls tankeexperiment för att fastställa dagens förpliktelser mot kommande generationer svarar väl mot idén om ett "rullande nu" och dess förutsättning av ett ansvarsöverförande mellan en kedja generationer.Tyngdpunkten ligger på av det nära ansvaret från generation till generation.

1.6 Slutsatser

Om slutligen prövar att dra några preliminära slutsatser kan de bli följande: l Ur ansvarssynpunkt är det med den kunskap dagens generation har om de långsiktiga konsekvenserna inte trovärdigt att vi förhåller oss passiva, ex i avvaktan på framsteg eller för att invänta att idag osäker kunskap skall bli säker. Vi kan inte inteckna eventuella förbättringar i framtiden, lika litet som våra beslut kan bygga på hypotetiska antaganden. Troligen kan vi inte heller göra anspråk på att kunna täcka samtliga kostnader- det förutsätter bl a antaganden om ekonomisk stabilitet. Samtidigt som satsningen på forskning och utveckling fortsätter, är det vårt ansvar att söka den idag optimala lösningen för att vinna en gradvis demonstration av hållbarheten i den tekniska konstruktionen i dess samspel med bergets egenskaper. 2 Den optimala lösning vi idag väljer, mot bakgrund av ingående prövning av alternativ, behöver samtidigt vara en öppen lösning och lämna fritt rum generationer efter oss. Den övergång till användning av begreppet djupförvar i stället for slutförvar, som kan iakttas ialltfler aktuella dokument, förefaller därvid riktig. 3 Det beslut vi idag kan fatta och som ter sig oundgängligt med tanke på det ansvar som åvilar dagens generation är inget slutligt beslut utan ett led i en längre beslutskedja med inbyggda utvärderingsmöjligheter. Dock måste också dagens beslut bestämmas av att förvaret enligt det kunskapsunderlag vi nu har är rimligt säkert på lång sikt. Vi väljer förvarssystem, som om detta skulle kunna bli ett slutförvar men håller öppet for kommande generationer om det också blir det och erkänner därmed att det finns en brytpunkt i tiden, efter vilken vårt ansvar ändrar karaktär. 4 Ser vi förhållandet mellan generationer som en ansvarskedja behöver, som en oundgänglig del av vår insikt omi stort sett oförutsebara verkningar årtusenden framöver av vårt handlande, en helt annan uppmärksamhet än vad som hittills skett ägnas frågan om hur vi främjar stabiliserande faktorer i samhället i form av institutioner, överföring från generation till generation av kunskap, värderingar och ansvarsförpliktelser. Vi kan inte göra anspråk på att ta fullt ansvar för en framtid, som ligger utom vårt räckhåll föreställnings- och kunskaps- och tekniskt konstruktionsmässigt. I denna mening avtar det ansvar som kan göra anspråk på trovärdighet med anståndet i tiden. Det återstår ännu att utveckla de fulla konsekvenserna av detta.

Not: Generationsbegreppet är svårdeñnierat och olika definitioner och försök till avgränsningar förekommer. Med uttrycket dagens generation avses i artikeln nu levande ‘generationer’. När det talas om förhållandet mellan dagens generation och framtida generationer förutsätts att generationerna är invävda i varandra utan möjlighet till en fast avgränsning. Utvecklingen fungerar som ett flöde från generation av risker, bördor, tillgångar och utvecklingsmöjligheter.

Referenser

Bayard L. Catron, Lawrence G. Boyer, Jennifer Grund, John Hartung, The Pro-

blems of Intergenerational Equity i C. Richrad Cothem, ed, Handbok for Envi-

ronmental Risk Decision Making: Values, Perceptions, and Ethics, Chelsea, MI: Lewis Publishers, 1995.

Environmental and ethical aspects of long-lived rdioactive waste disposal. Pro-

ceeding of an International Workhop organised by the Nuclear Agency in cooperation with the Environment Directorate, Paris, 1-2 September 1994, OECD DOCUMENTS, 1995.

Etik och kärnavfall. Rapport från ett seminarium om etiskt handlande under osäkerhet i Stockholm den 8-9 september 1987, SKN Rapport 28, KASAM/Statens kämbränslenänmd, mars 1988.

Lars Ingelstam, Accelerated Progress and Social Complexity. Reflexion the

on

Limits of Technology manus, 1997.

Hans Jonas, Ansvarets princip. Utkast till en etik för den teknologiska civilisationen, övers Per Carleheden, Daidalos 1991.

Andrew C. Kadak, An Intergenerational approach to high-level waste disposal, Nuclear News July 1997.

Osäkerhet och beslut. Rapport från ett seminarium om beslut under osäkerhet i anknytning till kämavfallsfrågan på Hässelby slott, den 4-6 april 1990, SKN Rapport 45, Statens karnbréinslenéimnd/KASAM, februari 1991.

John Rawls, A Theory of Justice, Harvard University Press 1971.

K.S. ShIader—Frechette, Burying Uncertainty, University of California Press, 1993.

The Environmental and Ethical Basis of Geological Disposal. A Collective opi-

nion of the NEA Radioactive Waste Management Committee. OECD 1995.

The Principles of Radioactive Waste Management, Safety Serie No. 1 1 lzf, Inter-

national Atomic Energy Agency, Wien 1995. Vår gemensamma framtid. Världskommissionen for miljö och utveckling, Prisma/Tidens förlag 1988. Löpande KASAM-rapporter.

Har vi en tydlig beslutsprocess

Hur det använda kärnbränslet och det radioaktiva avfallet skall tas om hand är en komplicerad fråga med många vetenskapliga, tekniska, etiska och politiska aspekter. Beslutsprocessen sträcker sig över tiotals år, innehåller en kedja med en mängd viktiga beslutspunkter och involverar många aktörer med ofta skilda intressen. Frågans komplexitet och kontroversiella natur ställer extra höga krav på en öppen och tydlig beslutsprocess. I mars 1997 anordnade KASAM i samarbete med den Nationelle samordnaren på kämavfallsområdet ett seminarium i Umeå beslutsprocessen med ett brett deltagande bl.a. från SKB, myndigheom ter, kommuner och miljöorganisationcr. Framställningen i detta kapitel bygger till stor del på dokumentation från detta seminarium, men också på annat materioch KASAMs bedömningar. Seminariet i Umeå har dokumenterats i egna rapporten Kämavfall och Beslut, SOU 1997:180.

2.1 Olika sorters beslut

Man måste skilja mellan olika typer av bes1ut. En särställning har de beslut styrs lagar och författningar. Sådana beslut innebär oftast att en myndigsom av het efter ansökan tillstånd för åtgärd eller en verksamhet. Andra beslut ger en kan tas på mer informella grunder. När det gäller tillkomsten av nya kärntekniska anläggningar finns de viktigaste reglerna i lagen 198413 om kämteknisk verksamhet KTL och i lagen l987:l2 hushållning med naturresurser NRL. Också strålskyddslagen om 1988:220 är central i sammanhanget, även om tillstånd att uppföra anläggningenligt KTL. Tillstånd behöver också sökas enligt andra lagar, i första arna ges hand plan- och bygglagen 1987: 10, miljöskyddslagen 1969:387 och vattenlagen 1983:291. Regeringen har föreslagit prop. l997/98:45 att flera här aktuella lagar dock inte KTL och strålskyddslagen den l januari 1999 sammanfors - i en ny miljöbalk. Förslag om följdlagstiftning till miljöbalken har också lagts fram prop. 1997/98:90. Beslutsprocessen innebär emellertid också att åtskilliga andra beslut av mindre formell karaktär behöver fattas. Det gäller beslut av alla inblandade parter, som SKB, tillsynsmyndigheter och kommuner. Det är naturligtvis inte möjligt, och inte heller önskvärt, att skapa detaljerade regler for hela denna be-

slutsprocess. Det är emellertid möjligt att identifiera några områden, där ökad en offentlig insyn och därmed möjligheter till styrning är önskvärd. Ett bra - - exempel på ett sådant område är frågorna hur det skall gå till att välja ut platser om

för platsundersökningar se nedan. Det bör tilläggas att den nuvarande ordning-

en med regeringens granskning SKBs forsknings- och utvecklingsprogram av utgör ett sätt för det allmänna att regelbundet få insyn i och inflytande över inriktningen av SKBs arbete. När en beslutsprocess analyseras kan man använda den modell visas i som figur Beslutsprocessen initieras frågeställning kräver ett ett av en som svar, beslut. Till frågeställningen finns ett initialtbeslutsunderlag. För att förbättra beslutsunderlaget har beslutsfattaren "resurser" till förfogande i sin beslutsprocess. Dessa resurser kan vara intern eller extern utredningskapacitet eller andra medel som kan finnas till förfogande. Med styrning menas efter vilka regler eller principer beslutet tas. Det kan vara en viss lag eller mer informella principer som fonnulerats i ett tidigare skede. Figur 2.2 åskådliggör vår beslutsmodell med exemplet drifttillstånd för en kämteknisk anläggning, för vilken regeringen redan har givit tillstånd för uppförande. Det antas att regeringstillståndet innehåller som villkor att tillstånd för drift skall prövas av SKI enligt KTL och av SSI enligt strålsskyddslagen. Enligt vår modell styrs alltså beslutet av KTL och strålsskyddslagen. Resurser inför beslutet utgörs av SKIs och SSIs expertis, eventuellt kompletterad med konsulter. KASAM återkommer till beslutsmodellen i avsnitt 2.5. På senare tid har miljökonsekvensbeskrivningar, MKB, alltmer aktualiserats som ett verktyg i beslutsprocessen. Det är viktigt att skilja mellan MKB som beslutsunderlag MKB-dokument och som process MKB-fdrfarande. Formella juridiska krav finns i Sverige endast när det gäller MKB besom slutsunderlag, däremot inte när det gäller MKB-förfarandet. Men viktiga aktörer ibland används termen parter har frivillig väg och i samarbete påbörjat MKB-förfaranden som syftar till att ge sökanden råd innehållet i de MKBom dokument som skall ingå i kommande ansökningar. Det blir då ytterst viktigt att skilja mellan MKB-förfarandet och förfarandet vid prövning av ansökan. Parterna kan i MKB-processen vara överens vad är viktiga frågor att behandla om som i ansökan och ändå komma fram till olika uppfattningar om den ansökta anläggningen skall tillåtas eller

styrning

frågeställning beslut BESLUTS- I I FATTARE beslutsunderlag

resurser

Figur 2.1 : En beslutsmodell

KTL, strâlskyddslagen

i ansökan Villkor för drift SKI och SSI I I

SKIs och SSIs experter konsulter

Figur 2.2: Drifttillstånd för en kämtelcnisk an-

läggning en tillämpning av beslutsmodellen

2.2 Den formella beslutsgången

De centrala lagarna vid prövning av tillstånd att uppföra kämteknisk anläggen ning är KTL och NRL. Här följer en kort beskrivning av prövningsförfarandet som det ser ut i dag. Det är regeringen som har att pröva frågan tillstånd såom väl enligt KTL som enligt NRL, men prövningen går till på olika sätt, även om samordning eftersträvas. När det gäller KTL-ärendet skickas ansökan till regeringen, som vidarebefordrar den till SKI för handläggning. Där kan man förutse en ingående granskning och ett omfattande remissförfarande, där SSI som ansvarig myndighet för strålskyddet har en särställning. Efter granskningen ger SKI en rekommendation till regeringen om beslut som kan vara tillstyrkan, tillstyrkan med villkor eller avslag. Därefter fattar regeringen beslut i ärendet. NRL-ärendet handläggs inom miljödepartementet, som också för ansvarar remissförfarandet. Berörd kommun har här särställning den kommuen genom nala vetorätten. Den frågan, och under vilka speciella förhållanden som regeringen kan utnyttja den s.k. vetoventilen och således besluta om lokalisering mot kommunens vilja, behandlas senare i detta kapitel. Tillstånd måste också sökas enligt ett antal andra lagar, av vilka miljöskyddslagen särskilt kan nämnas. Här har Koncessionsnämnden för miljöskydd viken tig roll, bl.a. därför att den ordnar med ett offentligt möte som en del av sin behandling av ärendet. Nämnden kan ge regeringen rekommendationer till villkor för tillstånd. Enligt miljöbalken kommer detta förfarande i huvudsak att tas över av en miljödomstol. Samordningen av beredningen av tillstånd enligt olika tillämpliga lagar görs ytterst inom regeringskansliet. Av särskild betydelse är därvid samordningen av prövningama enligt KTL och NRL. I ett beslut 1995-05-18 gjorde regeringen uttalanden om hur denna samordning bör till i praktiken vad gäller deen taljundersökning. Enligt beslutet finner regeringen det rimligt att kommunfullmäktige i berörd kommun får tillgång till SKIs och därmed även SSIs yttrande enligt KTL respektive strålskyddslagen före sitt ställningstagande till ansökan enligt 4 kap. NRL. Samordningen befrämjas också fungerande MKBav en process, som kan ge ett sammanhållet beslutsunderlag för beslut enligt olika 1agar. Detta ger bättre översikt för alla parter, inte minst för kommunen. KASAM observerar att de senaste åren har inneburit en utveckling beav slutsprocessen i riktning mot ökade möjligheter till insyn och påverkan från berörda kommuner och allmänhet. Några inslag i denna utveckling är :

Från kommunalt håll finns ett starkt intresse av att komma sist i beslutsked- jan, vilket bl.a. innebär att man vill ha tillgång till SKIs ställningstagande i KTLärendet innan kommunen tar ställning till NRL-ärendet. Ovan nämnda regeringsuttalande och SKIs förfarande vid den nyligen avslutade prövningen utav byggnad av CLAB tillmötesgår detta intresse. SKI och SSI har också i CLAB-ärendet prövat ett hearingforfarande i sam- band med att ansökan enligt KTL lämnats in. Myndigheterna har poängterat att detta skall ses som ett led i att utveckla nya procedurer som kan användas också i kommande prövningar av tillståndsärenden. Detta förfarande ökar berörd kommuns möjligheter att påverka beslutsunderlaget. Figur 3 visar hur prövningen av SKBs ansökan att fåbygga ut CLAB med en andra forvaringsbassäng CLAB-2 har handlagts. Figuren visar bl.a. det offentliga möte som SKI och SSI anordnade då ansökan inkommit, ett offentligt möte som hölls gemensamt av koncessionsnämnden for miljöskydd och SKI inför yttrande till regeringen enligt NRL och KTL, samt hur kommunen inför sitt yttrande enligt NRL har tillgång till SKIs yttrande enligt KTL.

2.3 Översikt över beslutskedjan

För att SKBs nuvarande planer skall kunna genomföras fordras att KBS-3metoden blir godkänd i sina huvuddrag samt att tillstånd ges för att anlägga och ta i drift en inkapslingsanläggning och ett djupförvar. Det innebär att tillståndsgivande myndigheter måste ta ställning såväl i frågan om metod för djupförvaring som till plats for ett djupförvar metodval resp. platsval. SKB genomför for närvarande ett platsvalsprogram som innefattar momenten nationella och regionala översiktsstudier samt förstudier i 5-10 kommuner. Avsikten är att därefter genomföra platsundersökningar på minst två platser, varefter en plats ska bli föremål för detaljundersökning.

KTL PRÖVNING NRL PRÖVNING - - SKBs ansökan SKBs ansökan enligt KTL enligt NRL v v Offentligt möte organiserat av SKI och SSI 1997-08-11

SSIsyttrande

SKIs preliminära Y granskningsrapport Oskarshamns kommun Y Y Offentligt möte med koncessionsnämndenför miljöskydd och SKI 1998-03-04 Y SKIs yttrande Kommunfullmäktiges ytttill regeringen ‘ rande till regeringen 1998-03-13 planeras till maj 1998

Regeringsbeslut

Figur 3: Handläggning av CLAB-2

SKBs arbete t.o.m. momentet platsundersökningar kräver inga formella beslut om tillstånd av någon statlig myndighet. Sådana tillstånd behövs först för att få genomföra en detaljundersökning. Enligt ett ställningstagande av regeringen 1995-05-18 skall en detaljundersökning betraktas som påböijande av en kärnteknisk anläggning, och därför prövas enligt NRL och KTL. Den prövningen, som ger kommunerna en stark position bl.a. genom vetorätten, kommer alltså att ske enligt vad som framgått av avsnitt 2.2. Att SKBs nuvarande arbete sker utan formellt beslutade tillstånd av myndigheter innebär emellertid ingalunda att verksamheten saknar insyn och styrmöjligheter från det allmännas sida. KTL innehåller bestämmelser med syfte att ge tillsynsmyndighetema och regeringen insyn i och inflytande över den allmänna inriktningen av SKBs arbete. Bestämmelserna innebär bl.a. att SKB vart tredje år måste överlämna ett forsknings- och utvecklingsprogram till regeringen. Programmet granskas ingående av tillsynsmyndighetema under medverkan av andra statliga myndigheter, universiteten, miljö- och naturskyddsorganisationer samt de länsstyrelser och kommuner som är direkt berörda av SKBs arbeten. Med utgångspunkt från rekommendationer av SKI och KASAM gör sedan regeringen, i ett särskilt beslut, sin bedömning av den allmänna inriktningen av SKBs arbete. Det förekommer även att regeringen uttalar sig om vissa konkreta inslag i SKBs och planer. Dessa återkommande regeringsbeslut har i praktiken en program styrande inverkan på SKBs fortsatt arbete. I avsnitt 2.4 och 2.5 diskuteras i detalj sättet att fatta beslut i fråga om mer metodval resp. platsval. Det finns emellertid anledning att först översiktligt behandla frågan i vilken ordning olika beslut bör tas. Inledningsvis bör framom hållas att det i praktiken finns flera beslutsfattare som kan ha goda skäl att påverka ordningsföljden mellan olika beslut beslutskedjan. Exempelvis kan regeringen uttala sig i anslutning till bedömningen av SKBs forsknings- och utvecklingsprogram. Vidare har kommunerna en stark position genom sin vetorätt i anslutning till prövning av en anläggning enligt NRL. Det finns olika möjliga, delvis motsägande, principer för beslutskedjan. Man kan hävda att rent logiska skäl talar för att metodvalet måste komma först. Regeringen har i beslut 1995-05-18 sagt att metodvalet görs i samband med prövning av inkapslingsanläggningen. Detta skulle kunna leda till följande beslutsordning alt l:

Metod, Inkapslingsanläggning Platsundersökningar med bl.a. borrhålsundersökningar Detaljundersökning med bl.a. undersökningsschakt på förvarsdjup.

En annan möjlighet, med samma principiella utgångspunkt är att beslut om metod, inkapslingsanläggning och platsundersökningar tas samtidigt alt. 2:

Metod Inkapslingsanläggning Platsundersökningar Detaljundersökning.

Man kan emellertid också åberopa logiska skäl för att tillstånd for inen kapslingsanläggning inte bör ges innan vet att de kapslar skall tillverman som kas där kan placeras i ett djupforvar. Följden kan då bli att beslut metod, om detaljundersökning och inkapslingsanläggning fattas samtidigt, dock inte innan platsundersölcningama är avslutade alt. 3:

Platsundersökningar Metod Detalj undersökning Inkapslingsanläggning.

En fjärde möjlighet är att beslut om metod och platsundersökningar fattas först vid ett tillfälle och därefter, vid ett annat tillfälle, fattas beslut detaljunderom sökning och inkapslingsanläggning alt. 4:

Metod, Platsundersökningar Detaljundersökning Inkapslingsanläggning.

Alternativ 4 följer inte regeringens uttalande i maj 1995 att metodvalet skall göras i samband med prövning av inkapslingsanläggningen. Det finns emellertid varianter av alternativen 3 och i dagsläget kunna tillmötesgå olika som synes krav som ställs på beslutsprocessen. En möjlighet tycks ligga nära till som hands är att myndigheterna eller regeringen uttalar sig den Systemanalys om som SKB måste presentera före valet av platser for platsundersökningar, och som en-

ligt regeringens beslut skall redovisa alternativ till KBS-3 se avsnitt 2.5. Ett

sådant ställningstagande, skulle kunna göras i samband med granskningen som av SKBs FUD-program 1998 eller 2001, skulle kunna följas ett formellt godav

kännande av metod i anslutning till prövningen av tillstånd för uppförande av inkapslingsanläggningen. Ett annat argument för att beslutskedjan bör följa alternativen 3 och 4 är att MKB ställer krav på att alternativa lokaliseringar måste redovisas också för inkapslingsanläggningen. Frågan har aktualiserats bl.a. av länsstyrelsen i Västerbottens län i granskningen av FUD-95. Alternativa lokaliseringar av inkapslingsanläggningen kan knappast konkretiseras innan det finns förslag till en plats för djupförvaret, eftersom huvudaltemativet till Oskarshamn rimligen måste vara vid djupförvaret. Det kan vara av intresse att se vad olika aktörer sagt i frågan. Oskarshamn har vid ett flertal tillfällen framfört att för kommunens vidkommande kan ett ställningstagande rörande en inkapslingsanläggning inte ske innan en ansökan om detaljundersökning av en plats for djupförvaret föreligger. Kommunen anser att detta är nödvändigt för att säkerställa att slutförvaring kan ordnas för kapslar med använt bränsle. KI noterade i sitt yttrande över FUD-95 kravet från Oskarshamn att det "innebär att frågan tillstånd att lokalisera och bygga inkapslingsanläggningen om i kommunen inte kan prövas förrän platsundersökningama är genomförda om det kommunala vetot skall respekteras". KASAM rekommenderade i sitt yttrande över FUD-95 att SKB modifierar sin tidsplan så att ansökan för lokalisering och uppförande inkapslingsanläggning och detaljundersökning av en kandidatav en plats för djupförvaret sker samtidigt. Regeringen berörde dock inte detta i sitt beslut.

2.4 Metodvalet

Innan vi försöker precisera dagsläget i metodfrågan kan det vara motiverat att återge några historiska "milstolpar". Den s.k. villkorslagen tillkom år 1977 krävde att reaktorägaren, innan en som reaktor fick tillföras kämbränsle, skulle visa hur och var en "helt säker" slutny lig förvaring av det använda kämbränslet kunde ske. Lagen erbjöd två alternativ för det använda kämbränslet: upparbetning och slutförvaring av det högaktiva avfallet eller slutförvaring kämbränslet utan upparbetning. Kraftindustrin valav de att basera de första tillståndsansökningama enligt villkorslagen på det första alternativet. När de två sista reaktorema, Forsmark 3 och Oskarshamn skulle startas hade upparbetningslinjen övergivits och kraftindustrin baserade sina ansökningar

om laddningstillstånd på att det använda bränslet skulle direktdeponeras utan upparbetning, enligt den s.k. KBS-3 metoden 1983. När regeringen beslutade om laddningstillstånd konstaterades att "den i KBS-3 rapporten redovisade metoden för hantering av och slutlig förvaring använt kämbränsle har visat sig av

vara godtagbar med hänsyn till säkerhet och strålskydd" DsI 1984:19. Vill-

korslagen hade då ersatts med nya krav i KTL dels på "en metod som kan godtas med hänsyn till säkerhet och strålskydd", dels på för forskning och ett program utveckling. Sedan dess har KBS-3 varit industrins huvudaltemativ, något uttryckligen som har accepterats av myndigheter och regering i samband med granskningen av SKBs återkommande forsknings- och utvecklingsprogram I detta samman- . hang kan påpekas att det s.k. WP-Cave konceptet, först utretts dåvarande som av statens kämbränslenänmd, SKN, övergavs SKB alternativ i samband av som med FoU-Program 89. I den s.k. PASS-rapporten 1992 jämförde SKB KBS-3 med andra alternativ bl.a. djupa borrhål och kom till slutsatsen att KBS-3 var det bästa alternativet av de undersökta. PASS-rapporten fick dock kritik flera av remissinstanser. Regeringen har också medverkat till att minska altemativbredden genom ett uttalande i beslut den 20 december 1990 FoU-Program 89: om

"de alternativ med djupa borrhål och långa deponeringstunnlar under Östersjöns botten, SKB studerar, framstår enligt regeringens bedömning som som mindre lämpliga som ett sluzyörvar. "

Samtidigt har regeringen också vid flera tillfällen framhållit att metodvalet ännu inte är gjort och att SKB skall studera andra alternativ. Således framhöll regeringen i beslut den 16 december 1993 om FoU-Program 92 särskilt att SKB inte bör binda sig för någon specifik hanterings- och förvaringsmetod innan en samlad och ingående analys av tillhörande säkerhets- och strålskyddsfrågor redovisats. I ett beslut den 18 maj 1995, med anledning att SKBs kompletterat FoUav Program 92, sade regeringen följande:

Regeringen konstaterar, med ledning den redovisning SKB har lämav som nu nat, att besluten enligt 4 kap. naturresurslagen och 5 § kärntekniklagen om uppförande av den planerade inkapslingsanläggningen kan komma att innebära

stora bindningar med avseende på fortsatta hanterings- och förvaringsmetoder. Dessa beslut bör därför såvitt nu kan bedömas inte fattas innan en säkerhet-

sanalys av slutfiirvarssystemet i sin helhet redovisats och den planerade slutförvaringsmetoden kunnat visas lämplig.

Regeringen gjorde således en direkt koppling av metodvalet till beslut om uppförande inkapslingsanläggningen, vilket också särskilt poängterades i en unav derlagspromemoria som togs fram inom miljödepartementet i anslutning till beslutet. I beslut den 19 december 1996 FUD-Program 95 uttalade regeringen folom jande med anknytning till metodval och altemativbredd:

SKB skall i sitt fortsatta forsknings- och utredningsarbete genomföra en syste-

manalys hela slutförvarssystemet inkapslingsanläggning, transporter och av slutförvar . Denna Systemanalys skall medge samlad säkerhetsbedömning av en hela slutförvarssystemet inklusive hur principer för säkerhet och strålskydd praktiskt tillämpas i säkerhetsanalysarbetet. 1 systemanalysen skall vidare ingå redovisning de alternativa lösningar till KBS-3 metoden som SKB redovien av i tidigareforskningsprogram eller aktualiserats i internationella studier. sat som Även olika varianter KBS-3 metoden bör redovisas. I redovisningen skall viav

dare ingå konsekvenserna för det fall det planerade slutförvaret inte alls kommer till stånd nollalternativet liksom det pågående internationella arbetet med

transmutation.

Nuläget beträffande metodvalet kan således sammanfattas på följande sätt: SKB har valt KBS-3 huvudaltemativ, vilket har accepterats av regering 0 som och myndigheter Regeringen har ställt vissa krav på SKB 0 SKB bör inte binda sig vid KBS-3 innan man har redovisat en - Systemanalys Systemanalysen skall redovisa de alternativa lösningar till KBS-3 metoden SKB redovisat i tidigare forskningsprogram eller som som aktualiserats i internationella studier Nollalternativet bör belysas ingående än vad som hittills - mer skett Forsknings- och utvecklingsarbete kring alternativet transmutation bör redovisas. Regeringen har uttalat att beslut metod for djupforvaring tas i samband 0 om med prövning ansökan att bygga en inkapslingsanläggning av

I detta sammanhang bör påpekas att reglerna upprättande av en MKB också om innebär krav på att alternativ, inklusive ett nollaltemativ, skall redovisas. Oavsett vad regeringen hittills har uttalat är det dock svårt att se hur en platsundersök-

ning skulle kunna påbörjas i en kommun medborgarna inte har förtroende om för SKBs metod. För att uppnå detta fordras rimligen att alternativ till SKBs hu-

vudaltemativ belysts tillräckligt ingående.

Det står sålunda klart att SKB nu måste prestera ingående redovisningar mer av alternativ till KBS-3-metoden. Sådana redovisningar kan komma ingå i det att forsknings- och utvecklingsprogram SKB väntas redovisa i höst FUDsom Program 98. Det bör emellertid påpekas att regeringens beslut för ger utrymme olika tolkningar i fråga hur ingående sådana redovisningar skall om göras. Tre olika tolkningsmöjligheter ges i det följande kombinationer alternativen av är också möjliga.

En sammanhållen teknisk redovisning baserad på redan gjort arbete SKB av och av andra En komplettering med en ingående redovisning metod eller flera av en annan

metoder plus nollalternativet

En fördjupad diskussion om etiska principer och värderingar för metodvalet. Det första alternativet innebär inga insatser jämfört med vad SKB redovinya sat i sina planer. Det andra alternativet innebär att SKB ingående forskgör mer nings- och utredningsinsatser av teknisk karaktär för alternativ metod eller en flera. Det tredje alternativet innebär fördjupad diskussion mellan SKB och en andra parter, inklusive en bredare allmänhet, vilka etiska principersom bör om ligga till grund för val av metod. Ett exempel på etisk frågeställning har en som bäring på metodfrågan är återtagbarhet och frågan mänskligt intrång om i ett förvar. En annan fråga kan gälla avvägning mellan de stråldoser personalen som skulle kunna få vid behandling avfallet och doser till våra efterkommande, av som är svårare att uppskatta särskilt för mycket långa tider.

Jämfört med de två första alternativen innebär alternativ 3 att styrningen av metodvalet kommer att göras mindre med tekniska och med etiska principmer er. Tillvägagångssättet skulle också innebära att allmänheten, företrädesvis i förstudiekommunema, kunde utnyttja som en resurs.

2.5 Platsvalet

SKBs program för platsvalet med översiktsstudier, förstudier 5-10 kommuner,

platsundersökningar minst 2 platser och detaljundersökning på plats väl en är känt. När det gäller tillståndsproceduren inför detaljundersökning klarlade en regeringen i beslut 1995 att ansökan skall ansökan uppföra ses som en om att en

kämteknisk anläggning. Med andra 0rd gäller det förfarande som beskrivits ovan i avsnitt 2.2. KASAM fokuserar här på valet av platser för platsundersökningar, som den första beslutspunkten efter pågående förstudier. Man kan indela detta beslut i två steg. Det första steget är att SKB utifrån det underlag man samlat in från förstudiema väljer minst två platser där önskar fortsätta med platsundersökningar. man Det andra steget är att de berörda kommunerna tar ställning till SKBs val. När det gäller det första steget har SKB redovisat ett relativt stort antal platsvalsfaktorer indelade i fyra grupper: c Säkerhet 0 Teknik 0 Mark och miljö Samhällsaspekter I Flera remissinstanser har vid granskningen av FUD-95 efterlyst en precisering dessa faktorer, vilket skulle tydliggöra vilken roll de kan spela i olika skeden av platsvalet. En fråga omedelbart inställer sig är vilken betydelse säkerheav som kommer att ha i de olika skedena. I MKB-Forum i Kalmar län har deltagarten enats följ ande formulering protokoll från sammanträde 1995-01-23: na om Översiktsstudier kan infonnation kommun är olämplig, men har i 0 ge om en övrigt mycket begränsad information i säkerhetsrelaterade frågor. Beträffande förstudiema kan inte förvänta sig detaljerad information om o man säkerhetsrelaterade faktorer. Däremot förstudie information om vilka ger en områden inom kommun, kan ha säkerhetsmässiga föruten som gynnsamma sättningar eller om sådana områden salcnas. Först vid platsundersökning kan man få information för platsspecifika säo en kerhetsanalyser. Resultatet de förstudier SKB genomför i olika kommuner är således av som att identifierar ett antal områden bedöms ha gynnsamma säkerhetsmäsman som siga förutsättningar. För att få reda på tillräckliga säkerhetsmässiga förutsättom ningar finns för att anlägga ett djupförvar behövs ytterligare undersökningar. Ett första steg är platsundersökningar, enligt nuvarande planer skall genomföras som på minst två platser. inte möjligt basera valet platser för dessa platsundersökningar på Det är att av ytterligare bedömningar platsemas säkerhetsmässiga förutsättningar. I stället av blir det andra kriterier blir avgörande för urvalet av platserna. som Det andra stegeti urvalsförfarandet är att de berörda kommunerna tar ställning till SKBs förslag att påbörja platsundersökningar. I praktiken torde det om komma att röra sig minst två kommuner. För dessa innebär detta steg i platsom

valet något av en paradox. Formellt sett är de beslut måste fattas ringa som av betydelse möjligen kan det bli fråga om att ge tillstånd enligt plan- och bygglagen. Å andra sidan kommer kommunerna sannolikt att uppleva detta steg som mycket betydelsefullt. Man går från att flera 5-10 till vara en av att vara en av kanske två, och ganska omfattande geologiska undersökningar skall göras. Vilka faktorer som kommer att avgörande i detta skede kan svårt vara vara att förutsäga. I grunden blir detta ett politiskt beslut i aktuella kommuner. Rimligen bör forstudiearbetet och den nationella samordningen underlätta för kommunerna att i ett tidigt skede precisera på vilka grunder ett sådant beslut skall Förtas. troende för den valda metoden och tidig kännedom om SKBs platsvalskriterier kommer sannolikt att nödvändiga förutsättningar för kommun ska vara att en kunna ställa sig positiv till en platsundersökning. De medel som kan ställas till kommunernas förfogande under förstudiearbetet kan delvis användas till bygga upp kunskaper inför ställningstagandet till platsundersökningar. En fråga gäller myndigheternas möjlighet att stödja kommunerna med bedömningar säkerheten, vilket har efterfrågats. Myndigheterna har av här att precisera vad kan uttala sig och hur detta kan ske med hänsyn till man om att de måste bevara sitt oberoende inför kommande prövningar enligt KTL. Enligt regeringsbeslut 1996 bör SKB, innan platsundersökningama påbörjas, samråda med SKI och SSI om de förutsättningar som bör gälla för undersökningsarbetet. KASAM har här berört några av de förutsättningar gäller för valet som av platser för platsundersökningar. Frågan behandlas också det nationella MKBav Forum på kämavfallsområdet organiseras Samordnaren. Uppenbarligen som av kommer beslutsunderlaget att bestå gjorda förstudier, också översiktsav men av studier. Starka synpunkter har framförts bl.a. KASAM, SKI och förstudieav kommuner om att SKB måste precisera sina platsvalsfaktorer, och hur dessa skall användas, inför denna del av platsvalet. Regeringen har ställt sig bakom dessa synpunkter. Regeringen har också i beslut 1996-12-19 ställt ytterligare krav på SKB inför valet av platser för platsundersökningar: 0 SKB skall genomföra Systemanalys hela slutförvarssystemet en av inkapslingsanläggning, transporter och slutforvar. Systemanalysen skall ock-

så innehålla en redovisning av alternativa metoder se avsnitt 2.4

0 SKB skall genomföra en säkerhetsanalys slutförvarets långsiktiga säkerhet. av KASAM konstaterar att myndigheter och regering ställer krav på omfattande redovisningar inför valet av platser för platsundersökningar, och att Systemanalysen skall ha en funktion också inför detta beslut inte bara för ansökan om en inkapslingsanläggning. Betydelsen detta förstärks att SKI och SSI till av av stor

del har motiverat de synpunkter på SKBs kommande Systemanalys de nu gemensamt har tagit fram promemoria 1998-03-05 med att systemanalysen skall ingå i redovisningen inför platsundersökningama. Dessa krav synes vara i överensstämmelse med beslutets betydelse, principiellt, ekonomiskt för SKB och politiskt för kommunerna i fråga. Samtidigt noterar KASAM att formerna för detta betydelsefulla beslut inte regleras i regeringsbeslut eller författningar. Figur 2.4 a-b visar beslutet val av platser för platsundersökningar med utom gångspunkt från den beslutsmodell beskrivs i avsnitt 2.1. Figur 2.4a visar som det första steget, d.v.s. SKBs beslut att föreslå två platser. Frågetecknen i figuren föranleder följande kommentarer: Med platsvalskritetier hur platsvalsfaktorema skall användas i platsmenas valet. Enligt bl.a. KASAM, SKI och kommuner återstår det att visa hur detta skall göras. Regeringen har möjlighet att beslut SKBs FUD-program påverka genom om hur platsvalet skall till. Enligt regeringsbeslut i december 1996 bör SKB samråda med SKI och SSI skall gälla för platsundersökningama. Även det om de förutsättningar som om inte står helt klart vad detta samråd innebär kan det indirekt komma att påverka urvalet av platser. MKB-förfaranden på regional och nationell nivå kan ge SKB riktlinjer för hur underlaget för platsvalet skall redovisas, och kan därför närmast betraktas som

för SKB liksom för kommunerna, nedan. Exakt hur dessa MKB-

en resurs se förfaranden kommer att utformas år dock oklart. Enligt punkt 2 kan regeringen använda FUD-forfarandet som ett styrmeovan del, yttranden och remissunderlag kan också komma att tjäna som en remen surs för SKB.

Platsvalskñterier l

FUD-beslut 2

Samrådmed SKI och SSI 3 Översiktsstudier Förstudier Platsvalsfaktorer Förslag till två platser för

:l

: S platsundersökningar Systemanalys Metodredovisning Säkerhetsanalys

FUD Granskning 5 -

MKB -förfarande 4

Konsulter

Figur 2.4a: Valet av platser för platsundersökningar. SKBs beslut att föreslå två platser

Figur 2.4b visar det andra steget, d.v.s. kommuns ställningstagande till SKBs en förslag. På motsvarande sätt leder detta till ett antal kommentarer: Enligt punkt 4 kan beslutsunderlaget komma att påverkas av MKBovan förfarandet. MKB-Forum i Kalmar län har identifierat detta som ett mål för motsvarande uttalanden finns ännu inte från övriga kommuner arbetet, men eller län. Angående platsvalskriterier, se punkt

Platsvalskriterier 7

Förtroendeför metod 8

Översiktsstudier PBL 9 Förstudier Platsvalsfaktorer -- Stun a ning s agan e l t d t"SKB s osag f r l BERORD ~ SKB f 5 ‘mg . l ?__ KOMMUN Systemanalys Metodredovisning i Å Säkerhetsanalys MKB-underlag 6

SKI/SSI 12

samordnaren l l

MKB förfarande 1 O

Konsulter

Figur 2.4b: Valet av platser för platsundersökningar. En kommuns ställningstagandetill SKBs forslag

En kommun kan inte förväntas ställa sig positiv till SKBs förslag dess om medborgare inte har förtroende för SKBs metod. Om så kommer falatt vara let kommer att bero av flera faktorer, bl.a. MKB-forfarande och SKBs metodredovisning. Det finns inga krav i lagstiftningen på formella beslut kommunen. Eventuav ellt kan det dock bli fråga om ett ärende enligt plan- och bygglagen. 10. MKB-förfarandet är för alla parter, särskilt for kommunema. Hur en resurs detta kommer att ske är dock oklart. ll. Den nationelle samordnaren skall främja infonnationsutbytet mellan förstu diekommunema, och är därför närmast för kommunerna i platsvalsen resurs processen. Samordnarens program är dock ännu i ett inledande skede och det är for tidigt att bedöma vilken funktion det praktiska arbetet kommer att få.

l2.K0mmuner efterfrågar SKIs och SSIs kompetens i platsvalsprocessen och de deltar i olika MKB-förfaranden. Myndigheternas roll i detta skede av platsvalsprocessen, och särskilt hur de skall förhålla sig till SKBs forslag, är dock med tanke på deras behov av en oberoende ställning i förhållande till SKB inte preciserad.

2.6 MKB-processen

Som redan poängterats är kämavfallsfrågan mycket komplex till innehållet, den förutsedda beslutsprocessen lång och med många medverkande aktörer med olika intressen. Särskilt i denna typ frågor kan en väl fungerande MKBav ett utmärkt hjälpmedel att få fram bra beslutsunderlag. Regeringen process vara har uppmärksammat detta och bl.a. i beslut 1995-05-18 pekat på länsstyrelsemas roll i sammanhanget. Även lagstiftningen inte innehåller regler för MKBom har det visat sig att den stora möjligheter för ansvarskännande processen ger parter att själva utforma den på ett ändamålsenligt sätt. Som redan poängterats i avsnitt 2.1 kan MKB-processen möjlighet for aktörerna att ge vissa riktlinjer ge till projektören SKB avseende vilka frågor skall behandlas i en ansökan som utan att aktörerna för den skull binder sig vad gäller frågan om den sökta anläggningen skall byggas eller MKB-processen också kommunerna insyn ger och möjligheter att bygga sin kompetens inför NRL-prövningen. upp Av särskilt intresse är den MKB-process byggts inom ramen för ett som upp

MKB-Forum i Kalmar län se Tabell 2.1. Där har deltagarna gemensamt tagit

fram arbetsordning med ett s.k. basdokument som anger ett program för verken samheten. Arbetet indelas i tre faser: avgränsningsfas, utredningsfas och redovisningsfas. Under avgränsningsfasen diskuteras vilka frågor som bör utredas och belysas i MKB-dokumentet. De frågor parterna anser viktiga att belysa som lyfts fram, vilket dokumenteras i en p1aneringsrapport. Den huvudsakliga verksamheten under utredningsfasen är SKBs utredningsskall leda fram till MKB-dokument och ansökan. Frågeställningar arbete som slutforvarssystemet är mycket komplexa och därför kommer de olika parterom att behöva bygga kunskap och förståelse infor de beslut som senare måste na upp fattas. Detta görs i MKB-processen parallellt med SKBs utredningar. Under utredningsfasen behandlas således de frågor identifierats under avgränsningssom fasen for ytterligare kunskapsuppbyggnad. Formema för dennagen0mlysning seminarier, utfrågningar, inbjudna förekan vara diskussioner i MKB-Forum, dragshållare mm.

Redovisningsfasen inleds med att SKB lämnar in ansökan, eller been annat slutsunderlag t.ex. infor val av platser för platsundersökningar med bilagt MKBdokument. När en ansökan lämnats in påbörjas den formella tillståndsprövningen. Även i detta skede kan man, vilket nyligen har tillämpats av SKI och SSI i

handläggningen av CLAB-2 ärendet se avsnitt 2.2, genomföra t.ex. utfråg-

ningar för att säkerställa att beslutsunderlaget är tillräckligt också för kommunens ställningstagande. Då har emellertid "värdskapet" för övergått processen från MKB-Forum till SKI. Samordnaren har nu etablerat ett Nationellt MKB-forum på kärnavfallsamrådet. I detta forum diskuteras sådana MKB-frågor berör än komsom mer en mun och som initierats genom arbetet på kommun- och länsstyrelsenivå. Hittills har tre frågeställningar identifierats, nämligen frågan alternativ till KBS-3, om lokaliseringsfrågan samt Systemanalys KBS-3 metoden. Dessa frågor har inav ledningsvis behandlats vid ett möte i februari 1998 och tas på nytt upp senare under året. Arbetet följer den indelning av MKB-arbetet i tre etapper som redovisats ovan, d.v.s. avgränsning, utredning och redovisning.

2.7 Kommunernas veto och vetoventilen

KASAM har i flera sammanhang, senast i yttrandet över FUD-95, behandlat frågan om det kommunala vetot och den s.k. vetoventilen. Frågan behandlades även på KASAMs och Samordnarens seminarium i Umeå, april 1997. I en skrivelse till miljöministem i juni 1997 har förstudiekommunema uppmärksammat frågan med avseende på detaljundersökningen. Kommunerna ifrågasatte rimligheten av ett förfarande som innebär att vetorätten kan utövas inför detaljundersökningen, men inte senare. Det framgår emellertid regeringens förslag till miljöbalk av prop. 1997/98:45 att någon ändring i sak gällande bestämmelser inte är av nu aktuell.

Tabell 2.1: MKB-förfarandet i Kalmar län

Fas i MKB- Aktörer Aktiviteter Produkt förfarandet

Avgränsningsfas Alla parter Möten med MKB-Forum. P1anenngsrapport

Aktiviteterikommunen Råd till SKB om vad MKBdokumentet skall innehålla

Utredningsfas Ansökan med SKBs utredning SKB Utredningar, Projekt MKB-dokument

Fortsatt MKB ar- Alla parter Hearings, seminarier etc. Kunskaper bete förberedelse för granskning

Redovisningsfas SKI/SSI i sarn- Offentligt möte Förbättrad ansökan verkan med kommunen

SKB, kommun, länsstyrelse,SKI, SSI, allmänhet

Enligt regeringens beslut i maj 1995 skall detaljundersökningen ses som första led i uppförandet av en kämteknisk anläggning. Då sker också NRL-prövningen. Det fortsatta prövningsförfarandet läggs därmed fast i form av villkor knutna till ett KTL-tillstånd om detaljundersökningen. Det undandrar sig dock KASAMs bedömning om en kommun, t.ex. genom att ställa villkor för en tillstyrkan till en detaljundersökning, i praktiken kan komma att utöva sin vetorätt också i ett senare skede.

2.8 Diskussion och slutsatser

Detta kapitel har handlat om beslutsprocessen i samband med val metod och av val av plats, och den tidsmässiga kopplingen mellan olika beslut, inklusive beslut om en inkapslingsanläggning. Också frågor om MKB-förfarandet och kommunernas vetorätt har uppmärksammats. KASAM konstaterar att under senare år har åtskilligt i beslutsprocessen tydliggjorts genom regeringsbeslut. Centrala aktörer har också genom utveckling av MKB-process och prövningsförfarande medverkat till bättre förutsättningar för insyn och delaktighet i beslutsprocessen från allmänhet och kommuner. Ytterligare preciseringar är dock nödvändiga. KASAM vill stimulera till fortsatt diskussion genom att peka på följande. Inget av de fyra alternativ till ordningsföljd mellan viktigare beslut som renodlats i avsnitt 2.3 är invändningsfritt. För närvarande synes inriktningen vara att

först fattar SKB och berörda kommuner beslut om platser för platsundersök-

ningar. Parallellt härmed kan regeringen komma att uttala sig i metodfrågan efter det att SKB presenterat den Systemanalys med metodredovisning som regeringen efterlyst. Ett sådant uttalande av regeringen kan göras i det regeringsbeslut som fattas med anledning av SKBs FUD-program 1998 eller 2001. I ett andra skede aktualiseras frågor om prövning av ansökan SKB att uppföra inkapslingsav en anläggning och/eller utföra en detaljundersökning för ett djupförvar. Vid denna formella tillståndsprövning måste, om det ännu inte har skett, ställning tas i fråga om metodval. Den här beskrivna beslutsordningen kan anses vara en kombination av alternativen 3 och 4 som ovan beskrivits i avsnitt 2.3. Följande bör emellertid uppmärksammas i samband med metodval och val platser för av platsundersökningar. När det gäller metødfrågan har regering och myndigheter genom olika uttalanden godtagit KBS-3 som huvudaltemativ. Samtidigt är det, enligt samma beslut, för tidigt för SKB att binda sig vid KBS-3. Den Systemanalys, som SKB skall ta fram skall redovisa bl.a. de alternativa lösningar som SKB undersökt, nollalternativet och transmutation. Den kan göras till enbart en fråga teknisk om redovisning, men den kan också göras till en fråga om värderingar och etiska principer för hur det högaktiva avfallet skall tas om hand. Även denna Systemanalys skall gjord före valet platser för platsom vara av undersölmingar, och även om myndigheterna SKI och SSI officiellt har utgivit riktlinjer för systemanalysens innehåll, är det inte entydigt hur granskningen av systemanalysen skall till och i vilket sammanhang den skall göras. Vad är t.ex. innebörden av en granskning som ett led i FUD-förfarandet jämfört med en granskning som ett led i prövningen av tillstånd enligt KTL och NRL att uppföra

en inkapslingsanläggning och/eller utföra en detaljundersökning Givetvis är metodredovisningen och en granskning av densamma av stort värde för aktuella kommuner, som på något sätt har att ta ställning till frågan om platsundersökningar. Ett formellt ställningstagande i metodfrågan kan också göras av regeringen vid beslut angående ett FUD-Program t.ex. FUD-2001. Valet av platser för platsundersökningar är ett mycket stort beslut, särskilt i det kommunala perspektivet. Här efterfrågas tydliggöranden av vilken roll de olika platsvalsfaktorema Säkerhet, Teknik, Mark och Miljö, Samhällsaspekter skall spela, och hur de skall vägas samman. Förtroende för den av SKB foreslagna metoden och för SKBs platsvalsprogram i sin helhet torde utgöra viktiga förutsättningar för att en kommun skall kunna ta steget till att delta i en platsundersökning. En annan fråga av betydelse är hur myndigheterna skall kunna stödja kommunerna i detta skede utan att binda sig inför kommande tillståndsprövningar och vilken funktion samrådet mellan SKB, SKI och SSI skall ha. Över huvud taget återstår det att klarlägga i detalj hur alla de redovismer ningar som nu krävs av SKB inför detta skede i platsvalsprogrammet skall behandlas och vilken funktion de skall ha.

3. Radioaktiva utsläpp och radioaktivt avfall

från kärnkraft

energiproduktion

än annan

3.1 Introduktion

All energiproduktion medför miljöpåverkan. Ett slag av sådan påverkan är ut-

släpp radioaktiva ämnen och därtill hörande bestrålning av anställda, allmänav het och omgivning. För allmänheten är det i forsta hand konsekvenserna av stora reaktorolyckor är intresse. Även sannolikheten för att sådana olyckor som av om skall inträffa är utomordentligt låg kan de ge höga stråldoser till stora grupper av människor. Under normala förhållanden kan mindre grupper av anställda i kämtekniska anläggningar eller personer som hanterar det därifrån kommande radioaktiva avfallet erhålla stråldoser är den storlek som i genomsnitt åstadsom av kommes den naturliga bakgrundsstrålningen l mSv/år eller for enstaka indiav vider till 10 gånger detta värde. Ur strålskyddssynpunkt har den ökade anupp vändningen t.ex. flis och torv komplicerats eftersom dessa i dag i varierande av utsträckning är kontaminerade med radioaktivt nedfall i forsta hand från kärnreaktorhaveriet i Tjernobyl. Även oljeutvinning påverkar strålningsmiljön for anställda och allmänhet. I samband med energiproduktion användes ibland också radioaktiva ämnen och joniserande strålning for kontroll av processer, nivåer och utvinningsgrad, t ex inom oljeindustrin. Avsikten med denna uppsats är att redovisa fakta och att ge underlag for den pågående diskussionen om olika energiproduktionsslags strålningspåverkan. Hittills är det främst kärnkraftens utsläpp och avfall som stått i centrum för diskussionen. Är det riktigt ibland sägs att man släpper ut mer radioaktiva ämsom vid eldning med biobränslen än vid användning av kämkraft nen Ur radiologisk synpunkt kan skilja på två olika energiframställningsproman cesser: sådana där det i samband med förbränning sker en anrikning av i bränslet re- 0 dan existerande radioaktiva ämnen kol, olja, gas, biobränslen ofta i kombination med att mindre delar av aktiviteten frigöres och släpps ut i omgivning-

en; sådana där radioaktiva ämnen skapas kämlcraft och återfinns i avfall el- 0 nya ler utsläpp.

egentligen: energiomvandling

I detta sammanhang förtjänar det att påpekas att strålning och radioaktiva ärrnen förekommit i människans omgivning under hela vår historia och kommer att göra det allt framgent. Förutom kosmisk strålning vi för rad olika exponeras en naturligt radioaktiva ämnen, som förekommer i mark, föda, byggnadsmatefial, bränsle mm. För att få en helhetsbild av de olika energiproduktionsslagens miljöpåverkan måste den totala miljöpåverkan också bedömas, dvs inte bara den del har som med joniserande strålning och radioaktiva ämnen att göra. I de flesta samrranhang står strålningen för en liten del av påverkan. Det finns ett stort antal ämnen, såväl organiska som oorganiska, inklusive tungmetaller, har kända skadesom verkningar på människor och miljö. Några brytes med tiden medan andra ner som t ex tungmetaller bevarar sin toxicitet längre än de mest långlivade radioaktiva ämnena. Jämförelse med sådana ämnen arsenik, bly, beryllium, kadmisom um, krom och nickel som t ex frigörs vid kolförbränning eller gruvdrift kar. ge perspektiv på frågor om hantering av mycket långlivat radioaktivt avfall. Jämförelser mellan den totala påverkan från olika energiproduktion har också typer av

gjorts Christensen et al, 1994. Sådana jämförelser kommer göras i detta

att kapitel, då det enbart syftar till att redovisa ett underlag för jämförelse när det gäller radiologisk påverkan och att redovisa de bedömningsgrunder beträffande radioaktivt avfall inom olika områden samhället i dag har. som

3.2 Sveriges

energianvändning

Sveriges totala årliga energianvändning uppgår till 350 TWh och de olika ca energislagens andel framgår översiktligt tabell 3.1. Tabellen skiljer inte av om energin användes för uppvärnming, bilkörning, industri- eller hushållsändamål. Sammanställningen illustrerar oljans fortsatt dominerande roll 40% energiav användningen samt att vattenkraft, kärnkraft och biobränsle vardera för svarar l7-l9%. Kol- och gasandelen är 6%. Om bara på elektrisk energi, ca man ser vilken svarar för knappt 40% den totala energianvändningen 1993-96, eller av ca 140 TWh, blir proportionerna: Kärnkraft 48% och vattenkraft 45%. Det är ofta dessa siffror citeras och diskuteras i massmedia. som

Tabell 3.1: Den slutliga energianvändningen inom Sverige har legat kring 350 TWh per år SCB 1994, tabell 116, sid 103; SCB 1995, tabell 117, sid 103; SCB 1996, tabell 118, sid 107.

avfall och torv koks 12 13 13 3,6 Kol 0. stadsgas 8 8 8 2,3 Naturgas 0. Totalt 345 349 359 100

I tabell 3.2 har den energiproduktion, åstadkoms förbränning som genom sammanförts. Förbränningen medför dels en anrikning radioaktiva ämnen från av bränslet till askproduktema, dels ett utsläpp radioaktiva ämnen. av

Tabell 3.2: Energi producerad med hjälp av förbränning.

3.3 Kärnkraft

Det är inte avsikten att i detta kapitel redogöra for detaljerna i kämkraftens radioaktiva utsläpp och exponering människor och miljö utan att av snarare ge en sammanfattning av de stråldoser till människor som verksamheten medför. Alltsedan det första svenska kärnkraftverket för kommersiell elproduktion i större skala startades 1972 har ett betydande erfarenhetsmaterial erhållits beträffande utsläpp och stråldoser till såväl anställda som kringboende. Tabell 3 sammanfattar några av dessa data.

Tabell 3.3: Beräknade årsdoser uSv/är från utsläpp av radioaktiva ämnen till vatten och luft från svenska kärnkraftverk till kritiska grupper" i dess omgivning. Källa SSI, 1991-1997. Bidragen från det C och de övriga radionuklider som kärnkraftverken släpper ut redovisas var for sig. För definition avkritisk grupp: se ordlista. Observera också att enheten i denna tabell är luSv/år 1/1000 mSv/år.

Uppskattade årsdoser till medlemmar i kritisk grupp uSv

Kärnkraftverk 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996

Barsebäck övr. 1,86 0,29 0,86 0,56 0,15 0,09 0,17 0,26 C 0,92 0,92 0,96 0,30 0,32 0,6 0,6 0,6 Forsmark övr. 0,87 0,48 0,50 0,26 0,35 0,10 0,06 0,08 C 0,57 0,57 0,62 0,28 0,29 0,4 0,4 0,4 Oskarshamn övr. 2,90 2,24 1,72 0,90 0,75 0,44 0,42 0,36 C 0,45 0,45 0,49 0,17 0,15 0,2 0,2 0,2 Ringhals övr 1,59 2,38 1,39 3,4 19 36 24 10 C 11,0 l 1,0 11,4 8,5 8,6 6,7 6,7 6,7

Dosbidragen från C baseras på teoretiska beräkningar C-utsläppets av storlek, medan bidragen för övriga radionuklider baseras på mätningar av verkliga utsläpp. För samtliga anläggningar har SSI satt ett begränsningsmål på 0,1 mSv IOOuSV per år till kritisk grupp. Som jämförelse kan anges att medeldosen

till en svensk till följd av naturlig bakgrundsstrålning kosmisk strålning, natur-

ligt radioaktivt °K i kroppen och extern strålning från mark och byggnader är ca 1 mSv per år. Strâldosen från radondöttrar i lungor och luftvägar anses motsvara en helkroppsbestrålning av ca 2 mSv/år. Detta bidrag kan variera kraftigt från plats till plats. Det framgår av tabellen att utsläppen från samtliga anläggningar har legat under i de flesta fall mycket under- detta begränsningsmål. Det jämfört med andra anläggningar höga värdet for Ringhals beror på bränsleskador i block 1 i kombination med att tördröjningstidema i luftutsläppssystemet är relativt korta. Detta beror i sin tur på att Ringhals 1 tillhör den äldsta generationen av svenska reaktorer och därmed har ett äldre utsläppssystem.

Beträffande personalen inom kämkraftverksamhet ger tabell 3.4 den totala kollektivdosen. Antalet anställda under perioden 1992-96 var drygt 6 000. Deras medeldos har under perioden varierat mellan 2,9 och 4,3 mSv per år med individuella maximivärden upp mot 50 mSv per år. Av tabell 3.4 framgår att det är de anställdas bidrag till kollektivdosen, som kraftigt dominerar över den kollektivdos som uppkommer bland allmänheten till följd av de utsläpp kärnkraftverken gör.

Tabell 3.4: Svensk kämkrafts årliga bidrag till kollektivdosen uppdelat på personal, närboende och övriga.

Kollektivdos, manSv 1992 1993 1994 1995 1996 Personalen 21,3 28,4 18,1 19,1 22,9 Allmänheten: lokalt och 0,09 0,32 0,53 0,32 0,18 regionalt Allmänheten: Globalt C 34 34 41 40 41

De i tabell 3.4 redovisade värdena hänför sig till en energiproduktion på ca 65 TWh eller 7,4 GWår. Det svenska begränsningsvärdet för kämkraftdriftens kollektivdosbidrag är 5 manSv per år och installerad GWe1 när det gäller stråldoser till allmänheten. Detta motsvarar 37 manSv per år för dagens svenska kärnkraftproduktion. Det uppskattade värdet i tabell 3.4 Allmänheten: lokalt och regionalt + globalt överensstämmer väl med begränsningsvärdet. En intressant fråga är hur dessa svenska data stämmer överens med intemationella erfarenheter. För detaljer refereras här till en detaljerad genomgång av FN:s vetenskapliga strålningskommitté, UNSCEAR 1993, som sammanfattas i nedanstående tabell 3.5.

°Seordlistan

Tabell 3.5: Kämkraftproduktionens beräknade totala strålningsbidrag till allmänheten normaliserat till en produktion av l GWår elektrisk energi enligt FN:s vetenskapliga strålningskommitte UNSCEAR 1993. Omräknat till svensk kämkraftproduktion 65 TWh/år skulle detta innebära ett bidrag som framgår av den högra kolumnen.

Källa Kollektivdos

manSv manSv per per 65 GWårel TWh Lokal och regional komponent Gruvdrift och uranbearbetning 1,5 ll Bränsletillverlming 0,003 0,02 Reaktordrift atmosfär 1,3 9,6 vatten 0,04 0,3 Upparbetning

Global komponent inkl. fast avfall

Gruv- och malningsrester mRn ut- 150 1100

släpp under 10 000 år Reaktordrift

1GWår 8,76 TWh

Tabellen visar att även andra delar av kämbränslecykeln än de som diskuterats ovan för svenskt vidkommande ger ett strålningsbidrag till människor och miljö. Det dominerande bidraget beräknas komma från de globalt ökade radonnivåema till följd uranbrytning samt de likaledes globalt ökadeC-nivåer till följd av av

såväl reaktordrift som ev upparbetning och avfallsförvaring. Uppskattningen av dessa bidrags storlek är förstås mycket osäker. Radonutsläpp av denna typ kan också förekomma t.ex. i samband med kolbrytning. När det gäller de direkt j ämförbara värdena skulle man om de internationella medelvärdena tillämpades förvänta sig att dagens svenska reaktordrift 65 TWh per år skulle ge en årlig kollektivdosinteckning på ca 10 manSv. Det i tabell 3.4 uppskattade värdet allmänheten: lokalt och regionalt för Sverige är 30 gånger lägre. När det gäller mera långsiktig påverkan av globalt spridda radionuklider antas det från UNSCEAR beräknade värdet 400 manSv till 1/3 eller 130 manSv Cutgöras av bidrag. De svenska uppskattningama stannar vid ca 40 manSv tabell 3.4.

3.4 Geotermisk energi

Geotermisk energi finns lagrad i form av värme i berggrunden eller bildas genom radioaktivt sönderfall i jordens inre. Då man utvinner geotermisk energi tar man upp varmt vatten eller ånga ur djupa borrhål. Människan har i årtusenden använt varmt grundvatten för bad och för uppvämining. Geotermisk energi har använts för att producera elektricitet i ungefär 100 år. Förekomsten av radioaktiva ämnen i varma källor har varit känd sedan 1911 Whitehead, 1980. I dag utnyttjas geotennisk energi framförallt i Island, Italien, Japan, Nya Zealand, Ryssland och USA. I mindre skala utnyttjas den i flera andra länder, bl a Sverige. Så kan t.ex. nära 50% av värmetillförseln i Lunds fjärrvännenät härledas till geotennisk energi. Radioaktiva ämnen i urans sönderfallskedja dominerar aktiviteten i de geotenniska flödena. Ur strålskyddssynpunkt har man hittills främst intresserat sig för det mRn löses i vattnet och luftas bort under distributionen till använsom

darna. I Island har funnit 2-10 kBq/m3 2-10 Bq/1itermRn i vatten från

man Vanna källor NKA, 1989, vilket kan jämföras med det svenska gränsvärdet på 100 Bq/liter för att vatten från kommunala vattenverk och privata brunnar skall betraktas som tjänligt Livsmedelsverket, 1997. I medeltal är radonutsläppet

150 TBq GWår och den därav orsakade kollektiva effektiva dosen har

per uppskattats till 2 manSv per GWår. Den årliga persondosen l km från en anläggning som producerar 100 MW termisk energi är ungefär 0,01 mSv. Stråldosema till personalen vid de djupa borrhålen kan bli betydande om man inte har god ventilation i lokalerna. Fast radioaktivt avfall förekommer endast i mindre skala i form av material som transporteras upp med vattnet ur berggrunden.

3.5 Vattenkraft

Vattenkraft medför inga radioaktiva utsläpp i naturen och genererar inget radioaktivt avfall. Verksamheten påverkar inte människans strålningsmiljö mer än vad traditionellt anläggningsarbete och inomhus- och underjordsarbete gör. De som arbetar i vattenkraftverkens underjordiska generatonum kan t ex utsättas för forhöjda radon- och radondotterkoncentrationer. Man har beräknat att kollektivdosen för norska vattenkraftsarbetare är ungefär 2 manSv per år. Den årliga elproduktionen är ca 110 TWh 1994. Detta ger 0,02 manSv per TWh eller 0,2 manSv per GWår.

3.6 Vindkraft

Elproduktion med vindkraftverk ger inga radioaktiva utsläpp och genererar inget radioaktivt avfall utöver vad som erhålles vid materialutvinning för komponenttillverkning och vid skrotning.

3.7 Solenergi

Solstrålningen som genereras av kärnprocesser i solens inre är avgörande för allt liv på jorden, vattnets kretslopp och energiforsörjningen. Att direkt utnyttja solstrålningen i större solkraftverk är än så länge problemfyllt. För framtiden diskuterar man möjligheten att använda solenergi för produktion av vätgas. I dag utnyttjas solfångare och solceller i mindre skala. Utnyttjandet av solenergi i solfångare eller solceller påverkar inte strålningsmiljön.

3.8 Förbränning av kol

Kol i form av stenkol eller brunkol är i dag det dominerande bränslet för världens energiproduktion. I Sverige är däremot andelen kol bara ca 4%. I medeltal är koncentrationen av naturligt radioaktiva ämnen i kol lägre än i jordskorpan för övrigt, men varierar kraftigt mellan olika kolgruvor. Från USA rapporteras urankoncentrationer på mellan 0,1 och 100 ug/ g kol med ett medelvärde på strax under 2 ug/g. Uppmätta aktiviteskoncentrationer ges i tabell 3.6 nedan.

Tabell 3.6: från Martin et al., 1997. I stenkol är de olika produkterna i urans U och toriums Th sönderfallskedjor i radioaktiv jämvikt. U och Th-haltema i enskilda kolprov kan variera kraftigt beroende på provens ursprung. Kka1ium

Det finns enstaka exempel på kolgruvor där man uppmätt aktivitetskoncentrationer som är 100 gånger högre än de högsta värdena i tabellen ovan. I kraftverken forbrännes kol som ett finkomigt pulver. De radionuklider som tillförts kraftverket lämnar det på fyra olika sätt, nämligen som: 0 bottenaska, som avsätts i parmans nederdel; 0 flygaska, som följer rökgasema ut ur pannan och avskiljes i efterföljande reningsutrustning; 0 den del av flygaskan, som passerar reningsutrustningen och går ut i atmosfären; 0 gasfonniga ämnen, som passerar reningsutrustningen. En effekt av förbränningen är att radionuklidema i bränslet koncentreras. Av det ursprungliga kolet i bränslet återstår efter förbränningen bara 5-20% i form av aska som innehåller praktiskt taget allt radioaktivt material, som fanns i bränslet, men nu i en koncentration, som är ungefär en faktor 10 högre än i bränslet. Aktivitetskoncentrationen i flygaska har visat sig öka med minskande partikelstorlek vilket betyder att den aska som kommer ut har en högre aktiviteskoncentration än den som stannar i filtret Mustonen och Jantunen, 1985. Det produceras årligen stora mängder kolaska, storleksordningen 100 miljoner ton per år i världen. En del användes som byggnads- och konstruktionsmaterial, medan resten deponeras på land eller dumpas i havet. Utläckage av radionuklider och utsläpp av radon från askhögar har radiologiska konsekvenser såväl för anställda som for allmänheten. När det gäller skorstensutsläpp är det såväl radionuklider i gasforrn som den partikelbundna aktivitet som inte fångas i filtren som kan ge stråldos till allmänheten. Fördelningen mellan mängden bottenaska och flygaska brukar ligga på 3/1. Upp till 99 % av flygaskan kan emellertid samlas in innan utsläppet i atmosfä-

ren. I moderna kraftverk har man ett reningssteg för att ta bort svaveldioxid ur rökgasema fore utsläppet. I detta förbrukas gips och vatten som kan innehålla förhöjda nivåer av radioaktiva ämnen. Förbränning av kol ger avfall som innehåller förhöjd koncentration av radionuklider från U- och Th-seriema samt ‘’K, i allmänhet till 10 gånger högre upp

och så mycket som 100 gånger för några radioaktiva ämnen 2‘°Pb och°Po.

Typen av kol har, liksom kraftverkets konstruktion och effektiviteten i filtren for flygaska, betydelse för utsläppets storlek. Trots omfattande studier är det fortfarande svårt att för det enskilda verket förutse, ens ungefärligt, anrikningsfaktorema för de olika radionuklider som släpps ut. Utsläppen av naturligt förekommande radioaktiva ämnen från kolkraftverkens skorstenar ger ett litet tillskott till den naturliga bakgrundsnivån mindre än 1%. Den effektiva dosen till kringboende beräknas vara av storleksordningen 0,001 mSv/år för ett 1000 MWh koleldat kraftverk. Läckage av radionuklider från askhögar tycks inte vara något större problem medan användning av aska som byggnadsmaterial har visat sig leda till ökad och onödig exponering av både de boende och av byggnadsarbetama. En viktig exponeringsväg är från resuspension av aska från deponiema via den gröda och de grönsaker m.m. som produceras i området. Dosbidrag till enskilda personer på så mycket som 0,25 mSv/år har rapporterats i omgivningen till en avfallsdamm intill ett koleldat kraftverk i

USA. Övertäclcning kan reducera detta problem.

Den utspädning det radioaktiva C med icke-radioaktivt kol sker vid av som

eldning med fossila bränslen Suesseffekten minskar stråldosbidraget från C

Vid kolanvändning är det inte i första hand de radiologiska problemen som bör diskuteras utan risker från toxiska organiska föreningar, tungmetaller, koldioxid, svavel- och kväveoxider m.m., m.m.

3.9 Förbränning olja

av

I råoljereservoarema finns naturligt förekommande radioaktiva ämnen i varierande koncentration. Dessa kan fällas ut tillsammans med andra mineralföroreningar på insidan av rör och behållare. De dominerande radioaktiva ämnena i avfallsproduktema är radium och dess dotterprodukter. Typiskt är aktivitetskoncentrationen i dessa beläggningar ca 100 gånger högre än i berggrunden. Tabell 3.7 ger typiska koncentrationer i högaktiva beläggningsrester. Värdena representerar dock inte nödvändigtvis de högsta som uppmätts. I beläggningar på insidan rörledningar har funnit aktivitetskoncentrationer avmRa och mRa av man

på upp till 1MBq/kg, varför redan 200 timmars årligt arbete med rengöring av ledningar, förrådstankar och pumpar intill avlagringar och avfall kan ge en extemdos av 2 mSv/år. I medeltal räknar man med att en anställd tär 1 mSv/år Martin et al., 1997. I Norge fann Kristensen 1994 en sammanlagd årlig extern och intern stråldos på ca 0,5 mSv for personal som i land rengjorde kontaminerad utrustning, vilket var betydligt högre än for de anställda på oljeplattformama.

Tabell 3.7: Aktivitetskoncentrationen i högaktiva beläggningsrester 1 kBql000 Bq

226Ra ZIOPb ZIOPO 228Ra 228Th 224Ra Aktivitetskonc. 200 50 50 100 100 100 kBq/kg

Den personal som utför det egentliga borrningsarbetet utsätts också for neutronoch gammastrålning från preparat som används för att få information om borrhålen, s.k. borrhålslogging. Den effektiva dosen kan uppgå till åtskilliga mSv per år Inskip et al., 1991; UNSCEAR, 1993. För de som arbetar till havs blir den naturliga bakgrundsstrålningen lägre än på land, främst på grund av lägre radonnivåer. Sättet att hantera avfall och utsläpp från oljeindustrin varierar från land till land. Från brittiska oljeplattfonnar släppte man under 1994 ut närmare 400 GBq i havet. Mindre fraktioner togs om hand och förvaras land. På norska plattformar betraktar man material med en aktivitetskoncentration över 70 kBq/kg som radioaktivt avfall och antingen återfor man det till den tömda reservoaren eller lagrar det på land. Närmare 100 ton avfall med en medelkoncentration på 150-200 kBq/kg finns förvarat i Norge. Inom EU räknar man med att behöva ta omhand ca 2 000 ton liknande avfall per år. Den största mängden olja används inom transportsektorn. De utsläpp som är förenade med bilkörning har inte närmare penetrerats. Däremot finns en del resultat när det gäller oljeeldade värmeverk och kraftverk. Askhalten i olja är mycket låg. Mängden flygaska som produceras i ett oljeeldat kraftverk är bara fjärdedelen av den mängd som produceras i ett koleldat kraftverk. Då koncentrationen av radioaktiva ämnen i olja är mycket lägre blir koncentrationen i askan

också låg Eisenbud och Petrow, 1964; NCRP, 1987. De luftbuma utsläppen

från ett oljeeldat verk är ungefär en hundradedel av de som släpps ut från ett motsvarande koleldat verk USAEC, 1973; Okamoto, 1980 trots att ett modernt

koleldat verk släpper ut mindre än 1 % av den totala flygaskeproduktionen genom skorstenen, under det att ett modernt oljeeldat verk släpper ut större delen. Utsläppen m23°’232Th och "°’mRa från ett verk producerar 1000 MWår av som elektrisk energi är l MBq Energy Report Series, 1985. Den ekvivalenta lungdosraten till personer inom en radie på 16 km från ett annat verk har beräknats till 0,00002-0,0004 mSv/år NCRP, 1987. Den årliga individuella effektiva dosen till personer i en kritisk grupp kommer att uppgå till 0,0001 mSv. Den kollektiva dosen uppskattas till 0.5 manSv/GWår UNSCEAR, 1993.

3.10 Förbränning av gas

Naturgas innehåller upp till 50 Bq/liter av radon UNSCEAR, 1988 som har diffunderat in i gasen från omgivande berggrund. Man kan bortse från toron

"°Rn på grund dess korta halveringstid. mRn tränger till atmosfären

av upp genom sprickor i berggrunden, genom ventilation eller förbränning av naturgasen. Radongasen kan sedan inandas av arbetare eller allmänheten och ger då ett internt dosbidrag. Gas som forbrännes i ett elektriskt kraftverk resulterar i ett kollektivt effektivt dosbidrag på 3 manSv eller 0,03 manSv per GWår UNSCEAR, 1988. Den årliga effektiva medeldosen till personer i USA som använder gasspisar for matlagning i hemmen uppskattas till omkring 0,000004- 0,0000l mSv, vilket ger en kollektivdos på över 500 manSv för USA:s befolkning. Förbränning av naturgas för uppvärmning i enskilda hushåll ger upphov till en effektiv medeldos på 0,02-0,05 mSv eller ett kollektivdosbidrag på mer än 290 manSv NCRP, 1987. Extern bestrålning och inhalation mRn av är av ringa betydelse for underhållpersonal som arbetar med naturgasnätet. Mer forskning krävs beträffande hur långlivade mRn döttrar byggs i olika delar upp naturgasnätet Gesell, 1975. Tunna lager mRn-dottem °Pb har av av upptäckts på innerytoma av rören i gasnätet Rogers, 1991.

3.11 Förbränning rötslam från avloppsreningsverk

av

Avloppsreningsverken producerar stora mängder rötat avloppsslam med en tonvikt av omkring 20%. Svenska reningsverk har i dag svårt med att bli av med slammet. På kontinenten bränner man det för att få ner volymema. Försök med förbränning har också utförts i Sverige. Vi vill i detta sammanhang fasta uppmärksamheten på de höga aktivitetskoncentrationer man kan erhålla i askan.

Även antar så låg anrilmingsfaktor 10, skulle aktivitetskoncentom man en som rationen 7Cs i aska från rötslam från Gävle ända fram till 1992, dvs 6 år efter av Tjemobylhaveriet, ha legat över 5 kBq/kg.

3.12 Förbränning

av sopor

Sopor innehåller varierande halter av naturligt radioaktiva ämnen och7Cs m.m. från omgivningen. Hushålls- och industrisopor kan också innehålla radioaktiva produkter som antingen får kastas i sopoma enstaka brandvarnare innehållande 2‘Am, strumpor till gasollampor m.m. eller sådana kastas misstag eller som av okunnighet.

3.13 Förbränning av biobränslen och torv

Med biobränslen avses bränsle bestående av biomassa, d.v.s. material med biologiskt ursprung som inte eller endast i ringa grad har omvandlats kemiskt SOU, 1992. Till biobränslen räknas olika trädbränslen, halm, vass etc. Med denna definition räknas således inte torv till biobränslena. Torv och olika biobränslen utnyttjas däremot ofta samtidigt i värmeverken varför det är logiskt att här behandla dem i samma kapitel.

Trädbränslen flis

Trädbränslen är benämningen på bränsle från ved och kan även innefatta grenar och ris som blir över i samband med skogsavverlming. Till denna rubrik kan man också hänföra energiskog och återvunnet trädbränsle rivningsvirke. Efter det man har skördat energiskogen tuggas den sönder till flis som sedan användes bränsle. Medan flis från det förra materialet innehåller höga halter av7Cs som så innehåller energiskog låga eller mycket låga halter av7Cs beroende på växtplatsen. Användningen av trädbränslen och då i forsta hand flis for energiproduktion i lokala värme- eller kraftvärmeverk är en växande energikälla i Sverige och uppgick 1996 till 12 TWh Värmeverksföreningen, 1996. Detta var ungefär 20% av den använda bränslemängden. Produktionen och användningen av lutar inom massaindustrin uppgick 1996 till 31 TWh tabell 3.8. Inom massa och skogsindustiin användes under 1996 sammanlagt 16 TWh trädbränslen. Den to-

tala energiproduktionen vid förbränning gav 1996 67 TWh tabell 3.8. I tillgänglig statistik kan en del av det som redovisats under rubriken biprodukter i massa- och skogsindustrin också ha redovisats under rubriken trädbränsle värmeverk.

Tabell 3.8: Energi producerad i Sverige vid förbränning av olika biobränslen och torv.

De naturligt förekommande radionuk1idema°K, 235U, SU och Th är jämnt fördelade från markytan och hela vägen nedåt i den zon som är aktuell för olika trädslag. Majoriteten av ämnena i det radioaktiva nedfall som orsakats av stormaktemas kämvapenprov i atmosfären samt av Tjemobylhaveriet har visat sig vara fixerat i de översta jordlagren ned till ett djup av 30 cm Flertal undersökningar både i Sverige, Norden och övriga Europa. Av de olika radionuklider kunde detekteras kort efter olyckan, Mn, "’°Co, °°Tc, ‘°3Ru, ‘°°Ru, "°"‘Ag, som 5Sb, ‘3Cs, 7Cs och Ce är det bara mCs tack sin långa halveringssom vare tid T1/230,15 år ännu finns kvar i lätt mätbara mängder. Efter reaktorhaveriet i

emobyl deponerades totalt ca 4 PBq7Cs i Sverige med en mycket ojämn för-

delning.

I tabell 3.9 är sammanställt aktivitetskoncentrationema mätt i Bq/kg torrvikt

for ett antal olika radionuklider som förekommer i torv och flis samt koncentrationen i flygaska från Hedvall, 1997. Siffrorna är de som man kan förvänta sig i dag 1998. Strax efter Tjemobylolyckan kunde man uppmäta stora aktivitetskoncentrationer för fler kortlivade radionuklider, t.ex. upp till 2000 Bq/kg för °3Ru och °°Ru i torvflygaska.

Tabell 3.9: Aktivitetskoncentrationema mätt i Bq/kg tonvikt för ett antal olika radionuklider som förekommer i torv och flis samt koncentrationen i flygaska från Hedvall, 1997. Torv Bq/kg Flis Bq/kg

Radionuklid bränsle flygaska bränsle flygaska

Hur har då aktivitetskoncentrationen förändrats i trädbränsle under åren från 1986. Nylén och Ericsson 1989 visade att aktivitetskoncentrationen avmCs minskade från 10 kBq/kg till 4 kBq/kg i tallbarr mellan 1986 och 87. Detta berodde huvudsakligen på att biomassan ökade. En snabb sänkning aktivitetsav koncentrationen i barren under sommaren 1986 kan förklaras avtvättning genom av regnvatten. En längre mätserie på aktivitetskoncentrationen av7Cs i granbarr från norra Skåne visar endast en halvering aktivitetskoncentratonen från av 1987 till 1997. Tages hänsyn till den fysikaliska halveringstiden blir den biologiska reduktionen endast 25-30% på en IO-årsperiod Mattsson och Erlandsson,

1998. Om man överför dessa iakttagelser till skogsområdena i mellersta Svenge, som fick mottaga betydligt mer nedfall än Skåne, så borde detta återspeglas i en mätserie från värmeverket i Enköping där prover insamlades från 1987 till

1997 tabell 3.10. Mätserien som omfattar både flis och flygaskeprover uppvi-

sar mycket stora variationer. Detta kan förklaras med de mycket stora variatioi depositionen 37Cs inom insamlingsområdet för flis till värmeverket. nema av Det har alltså visat sig mycket svårt att utgående från energiproducentens geografiska belägenhet dra några slutsatser om förväntade värden på aktivitetskoncentrationen i flisbränslet och, som en följd därav, även i askproduktema.

Tabell 3.10: Aktivitetskoncentrationen Bq/kg av7Cs och OK i flis, flygaska och bottenaska insamlat i form av årliga stickprov vid Enköpings värrneverk Erlandsson, 1998. Materialen innehåller också ett antal andra radionuklider, främst naturliga.

7Cs-koncentration Bq/kg

---

Torv

Torv är en organisk jordart som bildats under de senaste 10 000 år geiorn att växter på grund av syrebrist har fonnulmat helt. Torv använt som bränsle betecknas ibland som biobränsle och ibland fossilt bränsle. Energiproduksom tionen i Sverige genom förbränning av torv främst i fjärrvärmeverk va under

1996, 4 TWh NUTEK, 1996. Torv står alltså for en mycket liten del 6% av den energiproduktion som sker med hjälp av förbränning. I torv uppmättes efter Tjemobylolyckan ett flertal kortlivade radionuklider såsom Mn, "°Co, °8Tc, ‘°3Ru, ‘°°Ru, "°’"Ag och 4Ce. I dag är det bara mCs och i liten utsträckning 4Cs förekommer i mätbara koncentrationen Natursom ligt radioaktiva änmen i uran- och toriumseriema förekommer också i torv. Torv från vissa täkter kan ha så hög koncentration av radioaktiva änmen att en anen vändning bränsle är rekommendabel man tar hänsyn till att det sker som om ytterligare anrikning då torven förbrännes och övergår till olika askprodukter. en I torv är produkterna i de radioaktiva sönderfallskedjoma inte i radioaktiv jämvikt beroende på elementens olika löslighet i vatten och deras olika förmåga att adsorberas på torven. Radionuklidhaltema i mossen kan variera kraftigt, såväl i sidled i djupled. Speciellt har sådana variationer rapporterats for uranhalsom ten. Som ett resultat storrnaktemas kämvapenprov i atmosfären deponerades i av början på 60-talet stora mängder fissionsprodukter. 37Cs-halter i finsk bränntorv före Tjemobylolyckan har uppmätts av Mustonen och Sinkko 1981 till att vara omkring 50 Bq/kg. Tabell 3.11.

Tabell 3.11: Aktivitetskoncentration i torr torv före Tjernobyl. Medelvärden for 66 torvprover Mustonen och Sinkko, 1981

Aktivitetskoncentration Bq/kg 238U 226Ra 228Ra 228Th 235U 40K l37Cs 2l0Pb Torv 6,4 2,5 2,1 23 46 84 - — Bottenaska 30 30 14 14 1,5 360 170 85 Flygaska 160 117 46 44 8,2 385 810 970

Reaktorhaveriet i Tjernobyl kraftig ökning avmCs-depositionen i landet gav en med mycket ojämn fördelning. Totalt deponerades som redan nämnts ca 4 en PBq 37Cs. En SSI utförd inventering av torvmossar i 6 nedfallsdrabbade län av ‘37Cs -halter i inaskade torvprov på mellan l och drygt 40 kBq/kg, med ett gav medelvärde på 10 kBq/kg, motsvarande ca 500 Bq/kg i torr torv.

Halm och andra energigrödor

Uppgifterna betydelsen förbränning halm for uppvämmingsändamål är om av av knapphändiga liksom informationen halmaskans radionuklidinnehåll. Under om

1991 producerades mindre än 0,5 TWh förbränning halm genom av men man har uppskattat att det finns en potential for 11 TWh SOU, 1992. Förutom halm kan vass, gräs och andra s.k. energigrödor användas. Dess beräknade potential är 2 TWh per år. Då energiproduktionen är liten har vi valt att vidare analysera aktivitetskoncentration och stråldoser. Om växande gröda utsätts for nedfall måste man vara uppmärksam på aktivitetskoncentrationen i bränsle och askor. Om säden eller gräset växt efter det att nedfallet kommit blir nivåerna låga eftersom upptaget via röttema är lågt.

Radioaktiva utsläpp vid förbränning flis och torv av

Produktionsuppgiftema från olika vänneverk i Sverige är mycket knapphändiga. Hedvall et al. 1996 har med utgångspunkt från insamlade data från 13 värmeverk spridda över Sverige beräknat att produktionen 1 MWh vid fliseldning av ger mellan 6 och 9 kg aska och vid torveldning 12 till 13 kg. Osäkerheten, beroende på bränslets kvalitet och verkets kondition har uppskattats till 25%. Den totala genererade tenniska energin, totala aktiviteten av‘37Cs, medelaktivitetskoncentrationen samt totala askmängden for torv och flis for omkring 150 värrneproducerande medlemmarna i Värmeverksforeningen har beräknats för de olika värmeverken tabell 3.12. Av tabellen framgår att det under eldningssäsongen 1990/91 omfordelades 111 GBq 7Cs mellan bränsle och aska.

Tabell 3.12: Total genererad tennisk energi, total aktivitet avmCs, samt medelaktivitetskoncentrationen per kg aska for torv och flis för omkring 150 värmeproducerande medlemmarna i Vänneverksföreningen. I tabellen finns även med den beräknade askmängden.

1986/87 1988/89 1989/90 1990/91

Torv

Flis

I ett yttrande från SSI daterat 1997-02-27 över en ansökan om tillstånd för ett

flis torv eldat värmeverk i Gävle kommun framhålles att: Till dess beslut hur skall förfara med aska innehållermCs att om man som bör aska vars halt överstiger 5kBq/kg deponeras på för detta ändamål särskilt iordningsställd deponi. Aska 7Cs-halt är lägre än 5 kBq per kg vars bör utan inskränkning kunna: l deponeras på egen eller kommunal deponi eller 2 återföras till skogsmark som jordförbättringsmedel. Inför återupp repade skogsgödslingar inom samma markområde med cesiumkontami nerad aska bör man överväga om detta är lämpligt med hänsyn till lokala förhållanden." Mot bakgrund detta yttrande är det av intresse att försöka få en uppfattning av om hur bränsleforsörjningen i ett flis och torv eldat värmeverk går till och vad detta betyder för askans mCs innehåll. Ett samband mellan depositionen av‘37Cs i området och aktivitetskoncentrationen i bränslet har framtagits av Hedvall et al. 1997 figur 3.1. Ett problem härvidlag är att bränsle ibland transporteras långa vägar och därför nödvändigtvis inte speglar de lokala förhållandena. Om man emellertid tar vänneverket i Enköping, för vilket bäst information om det använda flisbränslet finnes, och använder sig av en medelaktivitetskoncentration för

åren 1994-97 på 11500 Bq/kg i flygaskan tabell 3.10 och en annlmingsfaktor

mellan bränsle och flygaska på 43, erhålles medelaktivitet på 270 Bq/kg i en bränslet. Detta värde stöds av resultaten stickprovsmätningar tabell 3.10. av Bränsle till värrneverket i Enköping har hämtats från ett område staden norr om där deponeringen enligt SGAB:s karta 1986 låg mellan 20 och 40 kBq/mz figur 3.1. En aktivitetskoncentration av7Cs på 5 kBq/kg i flygaskan motsvarar med en anrikningsfaktor på 43 en koncentration på 115 Bq/kg, vilket erhålles för en deposition på mellan 12 och 17 kBq/m2. Värdet gäller dagens förhållanden och motsvarar en ursprungsdeposition på mellan 15 och 25 kBq/mz. Detta betyder att man i områden med högre deposition enl. SGAB:s karta inte skulle kunna ta skogsprodukter för eldningsändamål utan att få en flygaska aktivitetskonvars centration kommer att överstiga SSI:s gränsvärde. Denna zon är inlagd på SGAB:s karta i figur 3.2. Skulle man endast undanta för biobränsleproduktion sådana områden där deponeringen är 100 kBq/mz eller högre skulle man behöva ett gränsvärde på 50 kBq/kg. Denna situation är ny for energiproducentema Vårmeverksföreningen, massa- och skogsindustrin. Med dagens transportsituation kan bränslet ha sitt ursprung långt från energiproduktionsorten. Producenten måste därför hålla kontinuerlig kontroll på Cs-nivån i såväl bränsle som askor. Handhavandet av kontaminerad torv vid skörd, förbränning och deposition av askproduktema kan ge upphov till både externa och interna stråldoser. Wijk och Jensen 1990 föreslår att man skall ta hänsyn till aktivitetskoncentrationen från följande nuklider då tillstånd till t0rvtäkt:235238U, mTh, °Ra, Pb, man ger Po och 7Cs. Den koncentrationsnivå vid vilken in åtgärder för man sätter att sänka strålbelastningen är för mCs i Sverige efter Tjernobylolyckan 5 kBq/kg för användning för eldningsändamål, 1 kBq/kg i torv med 50% tonvikt om man vill använda torven i samband med grönsaksproduktion och 3 kBq/kg om man använder den för gräsmattegödsling. Förbränningsprocessen innebär alltid anrikning radioaktiva ämnen i en av slagg och aska genom att kolet lämnar bränslet i form koldioxid. Samma av mängd radioaktiva ämnen som finns i bränslet förekommer också någonstans i restproduktema slagg, aska och rökgaser. Då restproduktmängden är mindre än bränslemängden så kommer aktivitetskoncentrationen radioaktiva ämnen av att öka från bränslet till restprodukten. Askhalten i bränntorv är ca 5%.

Aktivitet i bränsle Bq/kg

‘T I I 1

/ o mn-

" o Sufi

50 kBq/kg/

1000 --

120 /k 5 kB q g - . - 100 - x vu / -

d ° G o Hud Å X o Bod " o

Skå — Ö Sk: -

x Äng 10 — — r. .

1 1 l 1 1 I 1 l 1 u 1 1 l 10 100 17

Deposition kBq/ml

Figur 3.1: Figuren visar empiriskt samband mellan depositionen ‘37Cs ett av kBq/ m2 och aktivitetskoncentrationen 7Cs Bq/kg torrvikt i olika slags av bränslen. Figuren är hämtad från Hedvall et al., 1996.

Figur 3.2: Inom det streckade området nedfallet från Tjemobylolyckan högvar re än 20 kBq/mz. Från figur 3.1 erhålles då aktivitetskoncentrationen 120 att är Bq/kg i flisbränslet, vilket motsvarar 5 kBq/kg i flygaska.

Återföring aska efter eldning med biobränslen

av

Mängden aska från biobränsleeldning såväl som från eldning med torv och kol är betydande och måste tas omhand. När det gäller kol- och torvaska finns väl beskrivna regler, men dessa gäller framförallt icke-radioaktiva ärrmen När det . gäller aska från biobränslen finns ett stort intresse att kunna återföra näringsav ämnena till den mark på vilken biobränslet odlats. Om detta göres kommer marken på sikt att utarmas på vitala näringsämnen. I dag domineras strålningsproblemen av en enda radionuklid, ‘37Cs. I vilken utsträckning denna kommer att utgöra problem beror på hur stor mängd sprids ytenhet samt också på som per halten kalium i askan ju mer kalium desto lägre upptag cesium i växtligheav ten.

3.14 Behov begränsningar av radioaktiva utsläpp och

av avfall

Radioaktiva utsläpp från förbränningsanläggningar kan ge ett stråldosbidrag till via inandning, deposition på marken samt via strålning och läckage från personer avfallsdeponier.

Beträffande stråldoser till kringboende kritisk grupp har Mustonen 1989

beräknat att utsläppen från ett 1000 MW torveldat värmekraftverk ger en effektiv dos genom inandning på 0,001 mSv per år. fore Tjemobylolyckan. Hedvall och Erlandsson 1992 beräknade dosen till kritisk grupp intill torvvären meverket i Sandviken till 6 pSv/år eller 0,2 mSv/GWår. Hedvall et al.l996 beräknade att den effektiva dosen från inandning till 2uSv/år motsvarande 0,35 mSv/GWår. Stråldosen till kringboende till följd av inandning blir således normalt mycket låg. Detta gäller även extemstrålningen från på marken deponerat material. Deponering förbränningsrester som kan anses miljöfarliga regleras av med tillstånd enligt miljöskyddslagen. Frågor rörande joniserande strålning och radioaktiva ämnen är dock undantagna från denna lag. När det gäller aska från torvförbränning utfärdade SSI 1986 anvisningar for hantering och deponering. Formellt krävs det ett särskilt tillstånd enligt lagen om kämteknisk verksamhet for hantering material innehållande mer än 200 ug/g naturligt eller utarmat av eller torium. För transport material innehåller mer än 70 kBq/kg uran av som gäller särskilda regler utfärdade Statens räddningsverk SRV. av Vid mätningar på 1 avstånd från container innehållande flygaska med en rn en 37Cs-koncentration på 12-22 kBq/kg registrerades en högsta dosrat på 0,005 mSv/h. Persondosimetrar med lägsta detektionsnivå på 0,01 mSv uppvisade någon mätbar bestrålning under en 4-veckors period. l fall all aktivitet i ett tunt ytskikt skulle enmCs-deposition på 1 värsta

kBq/m2 2 nGy tim, dvs 50 nGy/dag, eller 0,02 mGy/år. Om man

ger ca per ca tillåter ett bidrag på 0,1 mSv/år från biobränsleeldning skulle man kunna depo-

6,0 kBq/mz. Om lägger ut 0,1 kg/m2 så skulle man kunna acceptera en

nera man koncentration 60 kBq/kg i askan. I deponiema är avfallslagrens tjocklek av emellertid betydande, kanske metervis. En meter över ett mycket tjockt skikt med TS-koncentrationen 1 kBq/m3 blir dosraten 0,2 nSv/tim. Över verkliga ca

avfallslager skulle man kunna förvänta sig 0,1-1 uSv/tim Ravila och Holm,

1996 Efter Tjernobyl utfärdade SSI anvisningar rörande hantering och deponering torvaska från torv med högt ‘37"3Cs innehåll. Innan ett askparti deponeras på av vanlig soptipp eller for torvaska särskilt avsedd tipp bör ett prov tas från den as-

ka som skall deponeras. Proverna slås till månadsprov. samman ett Askmängd, månadsmedelvärde 37Cs och tippens med kvartalsvis av namn noteras rapportering till SSI. Om månadsmedelvärdet överstiger 50 kBq/kg bör SSI kontaktas. Då flis har lägre halt av naturligt radioaktiva ämnen och toriumseriur uranema och Cs-halten är lägre blir såväl utsläpp aktivitetskoncentration som i askan lägre större andel flis utnyttjas. som

3.15 Jämförelse mellan

aktivitetsutsläpp och stråldoser

från olika

energiproduktionsanläggningar

Som tidigare nämnts baseras Sveriges energiförsörjning huvudsakligen på olja 40%, vattenkraft, kärnkraft och biobränsle vardera l7-l9%, kol 4% och gas 2%. Kärnkraftindustrins aktivitetsutsläpp, stråldoser och avfallsproblem väl är kända och diskuterade. Oljeindustiins radiologiska problem är mindre uppmärksammade i Sverige, i första hand beroende på att vi inte har någon oljeutegen vinning i landet. Som storkonsumenter olja måste vi emellertid hänsyn till av ta problem som uppkommer i hela kedjan från utvinning till förbränning. Stråldoserna från avlagringar av i berggrund och havsvatten befintliga naturligt - - radioaktiva ämnen kan bli betydande och rensningen denna ledningar av typ av ger upphov till ett låg- till medelaktivt radioaktivt avfall, ibland behöver lagras som på land. Vattenkraftens radiologiska påverkan är förknippad med radonproblemen i underjordsutrymmen, vilket på sätt för övrigt inomhus- och samma som underjordsarbete måste åtgärdas med förbättrad ventilation. Om detta inte göres kan personalstråldoserna bli betydande. Förbränning biobränslen under av ger normala förhållanden mindre mängder naturligt radioaktiva ämnen. Nedfallet från reaktorolyckan i Tjernobyl har gjort att biobränsle från vissa områden i landet innehåller så höga 7Cs nivåer att askan måste omhändertas på särskilt iordningställda deponier. Liknande typer deponier användes redan det gäller av när aska från kol. Detta motiveras i första hand av innehållet av giftiga tungmetaller mm och inte av de radioaktiva ämnena. Det är viktigt de radioaktiva i att ämnena utsläpp och avfall från andra energiproduktionsanlägg-ningar än kärnkraft bedömes på samma sätt och efter regler reglerar kämkraftens utsläpp och samma som avfall. Även inom ett så avgränsat område strålningsområdet som är det svårt att rättvist jämföra effekterna olika slag energiproduktion. En första svårighet av av är att andra energiproduktionssätt än kärnkraft överhuvudtaget inte förknippas med strålning eller radioaktivt avfall. Utsläppen innehåller radioaktiva ämnen

med kortare eller längre halveringstid. Särskilt när det gäller bedömningen av konsekvenserna av utsläpp av radionuklider som har lång halveringstid och vars dosbidrag kommer efter lång tid finns betydande svårigheter. En annan svårighet är att olika energiproduktionsslag släpper ut olika radioaktiva ämnen. Det är riktigt att flis och torveldade vänneverk, per producerad energienhet kan släppa ut mer 7Cs till luften än vad ett kärnkraftverk gör. Så var fallet faktiskt fallet redan fore Tjernobyl följd nedfallet från kämvapenproven i atmosfären. Å - som en av andra sidan släpper kämkraftindustrin ut andra radionuklider, som inte förekommer i biobränslena och aktiviteten i kärnkraftindustrins avfall är mycket högre. Totalt blir kärnkraftindustrins strålningspåverkan på såväl allmänhet som anställda, per producerad mängd energi större än t ex fliseldningens. Den totala radiologiska påverkan från torveldning bedöms som större än från tliseldning, men mindre än från kol.

Tabell 3.13: Bidrag till allmänhetens kollektivdos från svensk energiproduktion Som jämförelse ges den naturliga bakgrundsstrålningens bidrag till kollektivdosen.

Källa Kärnkraft Kol Olja Flis Torv Naturlig strålning Årlig energiproduk- 7,4 3,2 9,7 8,6 0,5 tion GWår

Kollektivdos per en- Lokalt och regionalt: 1,3 20 0,5 l 2 het producerad energi Globalt: "C: 17 manSv/GWår Totalt: 200 enl UNSCEAR, 1993 Årligt kollektivdos- Lokalt och regionalt: 10 64 5 9 1 9000 bidrag manSv Globalt: 130 Totalt enl UNSCEAR 1500

l utan bidraget från radon och radondöttrar

Referenser

Christensen, T., Fuglestvedt, A. och Benestad, Ch. 1994. Kemiske riskfaktorer ved enkelte industrielle processer energiproduksjon. Bilagsrapport 6 till RAS-430 Nordiska Kontakorganet for Atomenergi N KA.

Eisenbud, M. och Petrow, H. G. 1964. Radioactivity in the atmospheric effluents of power plants that use fossil fuels. Science, 144, 288-9.

Energy Report Series 1985. The environmental impacts of production and use of energy sources. Part IV the comparative assessment of the environmental impacts of energy sources. ERS-14-85, Nairobi, January 1985.

Erlandsson, B. 1998. Aktivitetskoncentrationen Cs-l37 i flis, flygaska och av bottenaska i årliga stickprov från Enköpings vänneverk. Personligt meddelande.

Gesell, T. F. 1975. Occupational radiation due to Rn-222 in natural exposure gas and natural gas products. Health Phys., 29, 681-7.

Hedvall, R. och Erlandsson, B. 1992. Radioactivity in peat fuel and ash from a peat-fired power plant. Environ. Radioactivity, 16, 205-228.

Hedvall, R., Erlandsson, B. och Mattsson, 1996. Cs-l37 in lhels and ash products from biofuel power plants in Sweden. Environ. Radioactivity, 31, 103-17.

Hedvall, R. l 997. Activity concentration of radionuclides in production energy from peat, wood chips and straw. Thesis, Lund 1997.

Inskip, P. D., Wang, Z. och Fen, Y. 1991. Suitability of Chinese oil well loggers for an epidemiological study of the carcinogenic effects of neutrons. Health Phys., 61, 637-40

Kristensen, D. 1994. Radioactive avleiringeri oljeproduktion strålehygie- - en nisk utreding, Strålevem Rapport 1994:7, Statens Strålevem, Österås, Norge.

Livsmedelsverket, 1998. Har du radon i ditt dricksvatten Livsmedelsverket, Stockholm

Martin, A., Mead, och Wade, B. O. 1997. Materials containing natural radionuclides in enhanced concentrations. Report EUR 17625. Luxembourg: Ofñce for Official Publications of the European Communities ISBN 92-828-0l91-

Mattsson, och Erlandsson, B 1998. Personligt meddelande

McLennan, C. 1904. On the radio-activity of natural gas. Nature, 70, 103- 08.

Mustonen, R. 1989. Naturlig strålning i samband med energiproduktion i Norden. Bilagsrapport 4 till projekt RAS-430.

Mustonen, R. och Sinkko, 1981. Radioactivity of peat, coal and their combustion products. Report STL-B-36, STUK, Helsingfors, Finland På finska.

Mustonen, R., och Jantunen, M. 1985. Radioactivity of size fractionated fly ash emissions from peat- and oil-ñred power plant. Health Physics, 49, 125 a 60.

NCRP 95 1987. Radiation exposure of the U.S. population from consumer products and miscellaneous sources. National Council on Radiation protection and Measurements Washington, D.C., USA , NKA 1989. Nordic liason committee for atomic energy 1989. Project RAS-430. National Institute of Radiation Hygiene, Norway.

NUTEK. 1996. Energilägeti Sverige 1996, Stockholm 1996.

Nylén, T. och Ericsson, A. 1989. Uptake and retension of Cs-137 in scots pine. Regional congress of the International Radiation Protection Association IRPA on the radioecology of natural and artificial radionuclides. Visby, Sweden, 10-14 September 1989.

Okamoto, K. 1980. Contamination of seafood by radioactivity produced from burning of coal and other fossil fuels. Radiat. Eff. Aqat. Org., 45-58.

Ravila, A. och Holm, E. 1994. Radioactive elements in forest industry.Sci. Total Envron., 157, 339-356

Rogers, V. C. 1991. Disposal altematives for oil and gas NORM. Abstract, 36th Annual Meeting of the Health Physics Society. Health Phys., 60,

SCB 1994-1996 Statistiska centralbyråns årsböcker 1993-1995.

SGAB 1986. Map of Sweden showing the fallout levels of Cs-137 after the Chemobyl accident. Swedish Geological Company, Box 1424. S-75l 44, Uppsala, Sweden.

SSI 1991-1997. Statens strålskyddsinstimt. Kämkraftindustrins aktivitetsut- släpp yrkesexponeringen 1989-1996. SSI-rapportema 91-05, 91-1 92-15, 93- - 23, 94-05, 95-13, 96-15 och 97-19.

SSI 1998. Remissyttrande över ansökan om tillstånd till miljöfarlig verksamhet, Gävle Kraftvärrne AB, Gävle

SOU 1992. Biofuels in the future. Allmänna Förlaget, SOU 1992:90 SSSN 0375-250X.

UNSCEAR 1988. Sources, effects and risks of ionising radiation. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation. UNSCEAR Report to the General Assembly, New York.

UNSCEAR 1993. Sources and effects of ionizing radiation. United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, UNSCEAR Report to the General Assembly, New York.

USAEC 1973. Comparative risk-cost-benefit study of alternative energy. Wash—1224—A, US Atomic Energy Commission, Washington, DC.

Whitehead, N.E. 1980. Radon measurements at three New Zealand geothermal areas. Geothermics, 279-86.

Wijk, H. och Jensen, M. 1990. Torv och strålskydd. Institute of Radiation Protection, Stockholm, Sweden. SSI-report 90-15. ISSN 0282-4434.

Ordlista

Absørberad dos: Stråldos", den mängd energi per viktsenhet som en bestrålad kropp tagit upp. Enheten är l gray Gy; l Gy 1 joule/kg

Aktivitet: Antalet sönderfall per tidsenhet i ett radioaktivt material; anges i enheten becquerel Bq; l Bq 1 sönderfall/sekund

Dos: Betecknar i detta kapitel normalt effektiv dos se denna storhet

Dosrat: Stråldos per tidsenhet

Effektiv dos: stråld0s. För att jämföra stråldoser från olika bestrålningssituationer räknar normalt ut den helkroppsbestrålning, som kan förväntas ge man samma risk för allvarlig skada som den aktuella bestrålningen av en del av kroppen. För att göra detta behöver man ta hänsyn till olika organs och vävnaders varierande strålkänslighet.

ICRP: International Commission on Radiological Protection, Internationella strålskyddskommissionen.

Isotøp: Atomer som har samma atomnummer och antal protoner men olika antal neutroner

Joniserande strålning: strålning som har tillräcklig energi for att slita loss elektroner från atomer och molekyler, dvs. kan alstra joner.

Kollektivdos: Om stråldosema nu och i framtiden, orsakade av ett års arbete summeras för alla individer i närområdet samt lokalt och globalt erhålles den s.k. kollektivdosen, dvs den totala strålningspåverkan, som ett års verksamhet ger upphov till Ex SSI referensvärde: 5 manSv per år och GWelinsta1lerad effekt.

Enheten är mansievert manSv

Kritisk grupp: I anslutning till en anläggning, släpper ut radioaktiva ämnen som till omgivningen. Betecknar en tänkt människor på grund levnadsgrupp som av vanor, ålder eller vistelseort får det högsta stråldostillskottet från utsläppet.

Naturlig strålning bakgrundsstrålning: Strålning från strålkällor ingår som som en naturlig del av miljön. Hit räknas den kosmiska strålningen och strålning från naturligt radioaktivt kalium °K i kroppen och extern strålning från mark och byggnader. Tillsammans ger dessa naturliga strålkällor människor i Sverige en stråldos på ca l mSv per år. Detta värde är den bakgrund mot vilken vi i detta kapitel bedömer tillskotten från olika energiproduktionsanläggningar. Stråldosen till lungor och luftvägar från radondöttrar i inomhusluft anses i Sverige i medeltal motsvara en helkroppsbestrålning av ytterligare 2 mSv/år. Då denna ca uppskattning innehåller betydande osäkerheter och då detta bidrag kan variera kraftigt från plats till plats är det mindre lämpligt att i jämforelsetalet inkludera detta bidrag.

Radioaktivitet: egenskap hos ett ämne att sända ut joniserande strålning

Radioaktivt ämne: ämne som innehåller atomer med instabila atomkämor, som genom sönderfall blir stabila. Vid sönderfallet utsädes joniserande strålning

Strålning: transport av energi i form vågor eller partiklar av

4. kärnbränsle

Transporter av använt till djupförvar

4.1 Bakgrund

I sin planering för slutförvaringen av det använda bränslet från de svenska kämkraftreaktorema arbetar SKB efter en huvudlinje som innebär att det använda bränslet så småningom ska inkapslas i ett tjockt och starkt metallhölje. Därefter kommer det att föras till ett djupförvar i stabil svensk berggrund. Ett antal förstudier pågår som ett led i en lokaliseringsprocess för djupförvaret. Om djupförvaret lokaliseras vid kusten kan transporterna i huvudsak ske med båt, d.v.s. med fartyget Sigyn eller efterföljare, från det centrala mellanlagret för använt bränsle CLAB, som ligger invid Oskarshamnsreaktorema. Placeras djupforvaret i en inlandskommun blir det också aktuellt med landsvägs- och/eller jämvägstransporter. I det följande redovisas översiktligt hur och i vilken omfattning transporterna kan tänkas ske mellan CLAB och djupförvaret, de regler som gäller för transport av använt kärnbränsle och annat långlivat avfall. Vidare redovisas kraven på transportbehâllama och de tester som görs för att verifiera att kraven uppfylls. Därefter refereras svenska och andra länders erfarenheter. Exempel ges på relevanta risk- och konsekvensanalyser varefter kunskapsläget sammanfattas. Faktamaterialet till detta kapitel har hämtats från internationella transportregler för radioaktivt material, från internationella konferenser inom området, från SKBs planering och erfarenheter samt övriga svenska erfarenheter och utredningar. Vid de två senaste internationella konferensema avseende transport av radioaktivt material PATRAM ’92 och PATRAM 95 rapporterades erfarenheter och resultat från ett flertal länder. En del av detta refereras här. Nästa konferens hålls i mitten av 1998. Dokumentationen från ett panelmöte, som hölls i USA i november 1997 på initiativ av Nuclear Waste Technical Review Board NWTRB 1997, som är KASAMs motsvarighet i USA, har också kunnat utnyttjas. Vid detta tillfälle redovisade bl.a. berörda myndigheter och forskningslaboratorier med mångårig erfarenhet på området sina studier, resultat och bedönmingar. Temat var just säkerhetsfrågor i samband med transport av använt kärnbränsle. Panelen hölls mot bakgrund av och som ett led i förberedelserna i

USA att, som i Sverige, direktdeponera använt kämbränsle från kärnkraftverken utan upparbetning.

4.2 Hur skall transporterna ske och i vilken omfattning

Till djupförvaret transporteras det inkapslade använda bränslet från inkapslingsstationen, som SKB räknar med att förlägga i anslutning till CLAB, med fartyg till en kusthamn och därifrån, om så erfordras, på järnväg eller landsväg till djupförvaret. I princip kan inkapslingsanläggningen alternativt komma att förläggas i anslutning till djupförvaret eller på någon annan plats, men en lokalisering i anslutning till CLAB kan betraktas som ett törstahandsaltemativ i SKBs planering. Läggs djupförvaret nära kusten kan fartygstransporter kompletterad med användning av terrninalfordon räcka. Under deponeringsperioden beräknar SKB att omkring 200 behållare med inkapslat bränsle kommer att transporteras årligen. Därtill kommer transporter av en del andra avfallstyper samt av bentonitlera, sand m.m. att ske. Deponeringsskedet beräknas omfatta omkring 30 år. SKB har i genomförda förstudier redovisat hur transporterna kan ske till ett djupförvar, såväl i en inlandskommun SKB 1995 som i en kustkommun SKB 1996 . Transporterna beräknas påbörjas tidigast år 2010 och i full omfattning ske under en 20-årsperiod mellan 2020 och 2040.

4.3 Transportregler för använt kärnbränsle

Transport av farligt gods, som också innefattar radioaktiva ämnen, styrs säkerhetsmässigt av en rad olika internationella regler som även gäller i Sverige. Regler finns för varje transportslag d.v.s. för transporter på landsväg, med järnväg, till sjöss och med flyg. De delar av reglerna som avser radioaktiva ämnen bygger på internationella rekommendationer som utfärdats av FNs atomenergiorgan IAEA IAEA 1990 och 1996 . Reglerna för förpackning, märkning och skimming mot strålning är anpassade bl.a. efter de radiologiska egenskaperna hos innehållet. Små strålkällor för t.ex industriellt eller medicinskt bruk kräver inte lika kvalificerad förpackning

som använt kärnbränsle. Överstiger aktivitetsnivån vissa värden måste en s.k. B-

behållare användas. För cesium-137 är denna nivå nära 1 TBq 1 TBq 10 Bq.

Använt bränsle avger mycket kraftig strålning som måste avskärmas för att bränslet ska kunna hanteras, lagras eller transporteras. I CLAB sker detta genom att bränslet förvaras i vatten, som når flera meter över bränslestavama. Vid transport av använt kärnbränsle utnyttjas alltid B-behållare, som är cylindriska stålbehållare med en godstjocklek av ungeför 30 cm som skärmar tillräckligt för den kraftiga strålningen och som också effektivt innesluter det radioaktiva materialet. De konstrueras på sådant sätt att lqiticitet, d.v.s. fortsatt kedjereaktion, i realiteten kan uteslutas. När det använda kärnbränslet transporteras från kamkraftverken används B-behållare som är utrustade med kylflänsar, som underlättar värmeavgivningen och begränsar temperaturen. Efter omkring 30 års lagring i CLAB, då det är dags att transportera bränslet till djupförvaret, behövs inga kylflänsar, eftersom radioaktiviteten och därmed värmeavgivningen minskat med 90% och således bara är en tiondel av vad den var ett år efter uttaget ur reaktorn. Transport av använt kämbränsle omfattas också av kämkraftinspektionens föreskrifter för fysiskt skydd av klyvbart material, vilka är ägnade att förhindra att något av detta kommer på avvägar. Särskilda rutiner för bevakning, överlämning, kommunikation och rapportering tillämpas för det fysiska skyddet.

4.4 Transportbehållare av typ B

B-behållama är konstruerade för att strålskänna och innesluta det använda kärnbränslet och för att tåla hårda belastningar och även svåra transportolyckor som brand och kollisioner utan att erforderlig skärmning och inneslutning äventyras. I figur 4.1 visas principen för en B-behållare för transport av inkapslat använt bränsle till djupförvar. Kapseln med använt bränsle är den enhet som ska djupförvaras. Den är vid transport innesluten i en transportbehållare av stål, som beräknas få en cylinderrnantel som är 20-30 cm tjock. Transportbehållarens båda ändar är omgivna av stötdämpare för att mildra krafterna vid eventuell kollision. Transportfordonet har lastbärare som håller behållaren på plats. Inuti kapseln, som kan komma att bestå av en yttre mantel av 5 cm koppar med gjuten stålinsats med kanaler för bränsleelementen, finns det använda kärnbränslet i sina omkring 4 m långa kapslingsrör. I hela kollit finns således ett flertal barriärer mot omgivningen: urandioxidkerarnen, bränslekapslingcn, den dubbla slutför-

varskapseln se även figur 5.2 och slutligen transportbehållaren. Avfallskapsel

med innehåll och transportbehållare beräknas tillsammans väga ca 55 ton.

Strålskäminingen ska vara sådan att stråldosraten d.v.s. stråldosen tidsenper het blir högst 2mSv per timme ytterytan av behållaren lmSv milliSieen vert en tusendels Sievert. Vidare skall dosraten understiga 0,1 mSv per timme på 1 rn avstånd från kollit. Dessa krav är satta för att inte någon ska utsättas för en extra stråldos är högre än l mSv år som per . Strålningen från transporter av använt kärnbränsle ger alltså inte någon nämnvärd extra stråldos till allmänheten någon vistas flera timmar även om intill transportfordonet. Ytterligare ett exempel kan illustrera detta. Den som bor eller vistas 10 m från vägen, där säg 100 fordon med använt bränsle varje år passerar och stannar t.ex. för rött ljus under två minuter kan maximalt få stråldos en av 0,004 mSv per år, vilket är mindre än en procent den naturliga bakgrundsav strålningen. B-behållare är som nämnts även konstruerade för att klara svåra haverifall. Konstruktionskraven som gäller är fall från 9 m mot stumt underlag, fall från l m mot metallstav som träffar svagaste punkten på behållaren, brand under 30 minuter vid 800 °C samt nedsänkning i vatten till 200 m djup. Efter hela denna sekvens av påfrestningar ska inte skäminingsegenskapema försämras än till mer 10 mSv per timme på l m avstånd och läckaget får inte ha ökat än till vissa, mer av IAEA, angivna värden. En B-behållare med 2 ton använt bränsle, som transporteras från CLAB till djupförvaret kan bland övriga klyvningsprodukter och aktinider innehålla 7 000 TBq cesium-l37. Högst 1 TBq av cesium-l37, d.v.s. 0,01% i detta fall, får läcka ut under en vecka efter den tidigare nämnda haverisekvensen. I avsnittet om konsekvens- och riskanalyser behandlas vad ett tio gånger större läckage kan leda till för stråldoser.

4.5 Tester B-behållare av

Att transportbehållarna tål de belastningar som de är konstruerade för, i provas realistiska typtester, som så nära som möjligt följer den angivna haveriovan sekvensen. Hur testerna ska genomföras har föreskrivits i anvisningar från IAEA. Efter testerna ska storleken på eventuellt läckage fastställas, vilket kan ske med trycksättning och uppmätning av tryckutjämningen. Det är osannolikt, men inte omöjligt, att haverisekvenser kan vara allvarligare

Dettakanjämförasmeddedosgränser gäller.Förpersonaliradiologiskt som arbetegällerhögst mSv/år, 50 dockhögst100mSvsammanlagt underfempåvarandra följandeår.För annan personal gäller,liksomförallmänheten,mSv/âr. 1

än de, som de internationellt föreskrivna testnorrnema avser att täcka. I USA har studier gjorts, som visar att endast 1% av alla de transportolyckor, som studierna omfattade skedde under förhållanden som var värre än de som anges för Bbehållartestema NWTRB 1997 . Ingående analyser och tester har skett av sådana haverier som ligger utanför konstruktionskraven och deras konsekvenser och några resultat diskuteras senare i avsnittet konsekvens- och riskanalyser. Man kan tycka att fall från mer än 9 m mycket väl kan ske, och det är riktigt. Går behållaren sönder då Svaret är att det finns stora marginaler. För det första gäller i konstruktionskraven att behållaren ska tåla 9-metersfallet mot stumt underlag. För konstruktörerna innebär detta att all rörelseenergi som utvecklas under fallet ska tas upp av behållaren. Vid testerna simuleras ett stumt underlag av ett kraftigt arrnerat betongfundament på vilket en tjock jämplatta placerats. I praktiken finns inget helt stumt underlag. Ett fall på 20 m mot en stor betongplatta motsvarar ungefär 9 rn mot stumt underlag. Ett fall på 80 m mot en asfaltbelagd väg motsvarar omkring 3 m mot stumt underlag. B-behållare har släppts från 700 m höjd från helikopter mot hård mark utan skador. Resultaten från en testserie vid Sandia National Laboratory Ammerrnan och Bobbe, som avsåg fallprov från olika höjder upp till 36 meter mot stumt underlag enligt testreglema, visar att antaganden avseende skador och läckage är på den säkra sidan i förekommande konsekvens- och riskstudier. Analyser har också skett av konsekvenserna efter bränder som varar mer än 30 minuter och vid högre temperaturer än 800°C, vilket skulle kunna inträffa, om än med ytterst låg sannolikhet. Här bör också påpekas att temperaturen inuti behållaren bara långsamt stiger och inte når brandhärdens temperatur förrän efter flera timmar. Om bränslekapslingen är mycket skadad och man eventuellt också skulle få god tillgång på luft skulle en oxidation av bränslet kunna ske, vilket förstör den keramiska strukturen och i så fall ökar frigörelsen. Förutsättningarna är således svaga att det plötsligt vid en kollision eller brand skulle börja läcka ut någon större mängd radioaktivt material. Skälen för detta är flera: behållarens styrka och täthet, bränslet är kapslat och det radioaktiva materialet finns till helt övervägande del i det keramiska bränslet. Även det hittills om aldrig skett något läckage kan ett sådant inte uteslutas, vilket också transportreglema försiktigtvis anser kunna inträffa. Läckage från transportbehållaren antas också ske i allt större grad vid allt svårare kombinationer av mekanisk påfrestning och brand enligt en tidig amerikansk riskanalys. Vad konsekvenserna skulle kunna bli, beskrivs närmare i avsnittet om risk- och konsekvensanalyser. Om bränslet dessutom är inneslutet i förvaringskapseln för slutförvar erhålles ytterligare minst en barriär mot spridning.

Förutsättningarna är således helt annorlunda jämfört med transporter av t.ex. klor, ammoniak, gasol, salpetersyra och bensin för att ta några andra ämnen som under senare år varit orsaken till allvarliga tillbud eller olyckor. Väsentliga skillnader utgör antalet och tjockleken på barriärema mellan det farliga ämnet och omgivningen. För tankvagnar eller tankbilar är den enda barriären mot spridning till omgivningen en omkring l tjock plåt medan enbart den yttre barriären är cm omkring 30 cm tjock för en B-behållare avsedd for använt kärnbränsle. Vidare finns inga vätske- eller gasformiga radioaktiva ämnen i avklingat använt bränsle med undantag for ädelgasen krypton-85, som är tämligen harmlös.

4.6 Beredskap för transportolycka

Om en olycka skulle inträffa i samband med transport använt kärnbränsle utav nyttjas samhällets vanliga räddningstjänst kompletterad med specialistresurser från den nationella strålskyddsberedskapen. Med olycka här, och i den menas statistik som redovisas från olika länder, avvikelse från normalt beteende. Det en kan vara en kollision, dikesköming eller motsvarande. Händelsen behöver en inte alls leda till något läckage eller några stråldoser för att i statistik och utredningssammanhang kallas for olycka. SOS-centralema har uppgifter om hur når tjänstgörande strålskyddsinman spektör TSI, en resurs som Statens strålskyddsinstitut SSI håller i beredskap dygnet rLmt. TSI kan ge råd om lämpliga skyddsåtgärder och kan ordna med kontakter för strålskyddsmätningar på olycksplatsen. Sådana mätningar kan utföras av de laboratorier SSI har kontrakterat i sin beredskapsorganisation som och som finns på flera platser i landet. Skulle behov uppstå dekontaminering, av d.v.s. rengöring från radioaktivt material, på olycksplatsen kan detta utföras av existerande specialistorganisationer efter samråd med SSI. En sådan utveckling av en transportolycka med typ B-behållare, utnyttjas för använt bränsle, är som mycket osannolik och har, så vitt känt, inte inträffat. Mer detta i om senare avsnitt. Alla transporter av använt kärnbränsle meddelas i förväg till berörda myndigheter. Transporterna med Sigyn är omgärdade med omfattande säkerhetsåtgfrder. Sigyn själv uppfyller internationella krav på flytbarhet för fartyg avsedda för farligt gods. Om Sigyn ändå skulle sjunka finns utrustning i form flen flytav bojar som markerar platsen för förlisningen. Särskilda lyftöglor finns tillgängliga för att underlätta bärgning. På varje B-behållare finns sonder for positionssgna-

lering, som underlättar att bärga behållare som eventuellt hanmar utanför fartyget vid en förlisning SKB 1992.

4.7 Svenska erfarenheter av transport av använt

kärnbränsle

I Sverige och även utomlands finns mångårig erfarenhet av transporter av använt kärnbränsle och radioaktivt avfall. Det svenska sjötransportsystemet med SKBs fartyg Sigyn är väl beprövat Dybeck och Gustafsson 1992 . Det har varit i drift sedan 1983 och transporterar bl. a. använt kärnbränsle från de kustförlagda kärnkraftverken till CLAB. Under perioden 1985-97 transporterades nära 1000 behållare med använt kärnbränsle, motsvarande mer än 2700 ton bränsle. Transporter per landsväg av behållare med använt kärnbränsle har skett från

den nedlagda Ågestareaktom söder Stockholm till Studsvik. Därifrån har

nu om bränsebehållama vidaretransporterats med bil till CLAB. Alla dessa transporter har genomförts utan missöden.

4.8 Utländska erfarenheter

Vid internationella konferenser inom transportområdet rapporteras om erfarenheter, säkerhetsåtgärder och riskanalyser från flera länder. Här ska några typiska och för det aktuella ämnet relevanta bidrag refereras.

USA

Omkring 2000 transporter har skett använt bränsle under de senaste 30 åren av utan att något läckage inträffat eller att någon person bland allmänheten blivit exponerad, trots att åtta transportolyckor med B-behållare för använt kärnbränsle skett Pope 1992 . Med transportolycka i detta sammanhang menas att händelrapporterats till och registrerats av ansvariga myndigheter enligt vissa kritesen rier. Det behöver således inte ha lett till någon skada på behållaren eller något läckage. Behållama är som tidigare beskrivits konstruerade att hålla för svåra haverier. Realistiska tester vid Sandia National Laboratory i USA med jämvägsoch lastbilar lastade med B-behållare som körts antingen rakt mot en bevagnar tongvägg eller kolliderat med varandra i hög fart har visat att behållarna håller

för dessa svåra påfrestningar. Av de åtta transportolyckoma med B-behållare för använt bränsle skett i som USA inträffade hälften på järnväg och hälften på motorväg. Vid hälften dessa av händelser var behållarna tomma. Endast i ett fall uppstod skada inte trisom var vial Chashwell och McClure 1992 . Den olyckan skedde vid en dikesköming med lastbil. Händelsen inträffade 1971 på en av USAs motorvägar och har beskrivits av SKB i en faktarapport om transporter av använt bränsle utgiven i juli förra året och finns ockå rapporterad vid PATRAM ’85. Den omnämndes även vid förra årets panelmöte med NWTRB. Olyckan orsakades av att föraren av den radioaktiva transporten tvingades väja för ett mötande fordon och körde i diket. Ekipaget välte och behållaren kastades av trailern. Föraren omkom när förarhytten bröts sönder. Efter några timmar och kontroll av strålskyddsexperter kunde dessa konstatera att behållaren var intakt och att något läckage inte skett. Planerna att transportera använt kämbränsle, som för närvarande lagras vid kärnkraftverken, till ett slutförvar finns utarbetade och granskas tidigare som nämnts bl.a. av NWTRB. Ett grundläggande federalt kriterium är att transportrutten ska vara utvärderad och funnen lämplig. Vid panelen ifråga påtalades betydelsen av god dokumentation och kvalitetskontroll vid tillverkningen av transportbehållama och som underlag för licensieringen.

Storbritannien

Vid 90-talets början hade man i Storbritannien transporterat omkring 13 000 behållare med använt bränsle under en trettioårsperiod. Ingen transportbehållare hade skadats under dessa år. En enda urspårning vid en bangård hade inträffat utan att skada behållaren eller omgivningen. Under 1984 genomförde CEGB, som var det statliga kraftforetaget som på den tiden drev alla kärnkraftverk i landet, en realistisk test i full skala för att demonstrera B-behållamas hållfasthet genom att man lät ett lokomotiv med farten 160 km i timmen köra på en transportbehållare, som användes för transport av använt bränsle Mummery och Pannett 1989. Lokomotivet krossades helt och B-behållaren fick yttre mekaniska skador men förblev intakt.

Tyskland

Omfattande demonstrationer har stört transporter av använt bränsle och radioak-

tivt avfall i Tyskland vid ett flertal tillfällen och medfört stora polispådrag. Den radiologiska säkerheten har emellertid hela tiden varit hög. Använt bränsle transporteras på järnväg från de tyska kärnkraftverken till anläggningar för upparbetning i Frankrike och Storbritannien. Under den första hälften av 90-talet

transporterades årligen 70-170 vagnslaster med använt bränsle. Återtransport

av förglasat avfall efter upparbetning beräknas ske i 15 transporter per år fram till

år 2003. Detta sker också i huvudsak per järnväg Alter 1995.

Frankrike

Detaljerade statistiska uppgifter om radioaktiva transporter har publicerats av de franska myndigheterna för perioden 1981-1990 Hamard m.fl. 1992 . Mängden använt bränsle som transporterades ökade från 900 till 1800 ton per år under perioden. Maximala stråldosen per år till någon bland transportpersonalen under perioden var 6 mSv vid transport av använt kämbränsle. Den sammanlagda årliga stråldosen till transportpersonalen var hela tiden lägre än 0,01 manSv per år, vilket motsvarar att 10 personer får en extra stråldos på l mSv. För alla transporter av radioaktivt material uppmättes den sammanlagda årliga stråldosen under perioden till 0,3-0,4 manSv för transportpersonalen. Man har i tidigare studier bedömt att totala stråldosen till allmänheten var betydligt lägre än vad transportpersonalen utsattes för.

4.9 Konsekvens- och riskanalyser

Konsekvensstudie i Kanada vid transporthaveri med använt kärnbränsle

I en konsekvensstudie från Kanada Kempe 1995 valdes två representativa haveriscenarier som avsåg använt kämbränsle. Det ena scenariet täckte svår kollision kombinerad med läckage. Det andra täckte brand kombinerad med läckage. Det första scenariet innebar ett läckage del själva bränslematerialet i av en av en omfattning som ungefär motsvarade vad konstruktionslcriteriema maximalt tillåter. Det material som antogs läcka ut bedömdes spridas på marken över en yta av storleksordningen 1000 kvadratmeter, vilket motsvarar en á två ordinära villatomter. De direkta stråldosema, för vid eller nära olycksplatsen personer beräknades till nivåer som motsvarar den naturliga bakgrundsstrålningen under ett år. Konsekvenserna bedömdes således bli mycket små. Föroreningen av radioaktivt material efter det antagna läckaget ligger ytligt på marken, är svårlös-

ligt och kan lätt avlägsnas. Sannnolikheten för detta scenario bedömdes vara så låg som l på 10 000 att det överhuvudtaget skulle inträffa under hela transportperioden på säg 10 år. Det andra scenariet avsåg en frigörelse av cesium från bränslet i samband med en brand. Cesium, som är ett fast ämne vid normal temperatur, kan fdrflyktigas en del vid de temperaturer som uppnås efter långvarig brand eftersom typiskt 1-5% har ansamlats i kapslingsspalten under reaktordriften. Det allra mesta av cesiet ligger emellertid inneslutet i det keramiska bränslematerialet och kan inte

frigöras vid så låga temperaturer som är aktuella vid en brand upp emot l00O°

C. För att cesium skall frigöras i större omfattning krävs minst 1600° C. Såväl stråldoser som sannolikhet beräknades vara lägre i det andra scenariet än i det forsta. Många kommer säkert ihåg från Tjernobylnedfallet att just cesium med sina två isotoper Cs 137 och Cs 134 tillhör de mest dominerande i konsekvensavseende. I inkapslat äldre bränsle som skall transporteras till slutförvar finns dock inte något cesium-134 kvar eftersom det klingat av genom radioaktivt sönderfall. Vidare behöver man inte befara problem med kortlivade jodisotoper, som vi fick efter Tjemobylolyckan, eftersom dessa i praktiken försvunnit redan innan bränslet transporterats från kärnkraftverket till CLAB.

Konsekvensstudie för haveri med Sigyn

Konsekvensanalyser av potentiella haverier genomförs också i Sverige och redan i slutet 70-talet Appelgren m.fl. 1978 och i början av 80-talet Olsson av m.fl. 1982 studerades detta för sjötransport använt bränsle inför etableringen av SKBs sjötransportsystem. Olika haveriscenarier analyserades, t.ex. att en skaav

dad och läckande transportbehållare med använt bränsle förlorades i Östersjön

på 100 djup och inte bärgades. Stråldosema, som domineras av konsumtion av rn fisk, beräknades med pessimistiska antaganden och blev högst 0,03 mSv över en 50-årsperiod för mest belastad Den normala bakgrundsstrålningen under grupp. samma tid ger omkring 100 mSv.

Riskstudier

En litteraturgenomgång publicerade studier av transportrisker rapporterades av

Blenkin m.fl. 1995 vid PATRAM ‘95. Arton studier hade analyserats i detalj.

Flera studier uttryckte riskmåttet i form av dödsfall per transportkilometer och jämförde några olika typer av farligt gods. En av slutsatserna var att risken gene-

rellt var lägre vid transport av radioaktivt material än for övrigt farligt gods. Man fann inte någon generell skillnad i risk mellan att transportera farligt gods på landsväg jämfört med järnväg. En diskussion om for- resp. nackdelar med transport av använt kärnbränsle på landsväg eller järnväg återfinns i NWTRB 1997. I en tidig amerikansk NRC 1977 riskstudie visas att de icke radiologiska skadorna, d.v.s. vanliga kroppsskador, brännskador och dödsfall som kan inträffa vid alla typer av transporter, vida översteg risken med det radioaktiva innehållet.

4.10 Sammanfattning

Transport av använt kärnbränsle har skett i ökande utsträclming under mer än 30 år i flera länder utan att varken personal eller allmänhet exponerats for någon strålning betydelse. Denna höga grad av säkerhet har uppnåtts genom de rigoav rösa säkerhetskrav som gäller internationellt for denna typ av transporter. Kravet på skärmning med en flera decimeter tjock yttre stålmantel på transportbehållaren, som behövs för att skydda mot direkt exponering från den kraftiga strålningen från bränslet, även ett naturligt skydd mot skador vid kollisioner och ger bränder under transporterna. Förutsättningarna for spridning av radioaktivt material efter transportolycka med använt kärnbränsle är mycket begränsade. Förutom av den tjocka yttre barriären med bultade lock och tätningsringar i transportbehållaren, begränsas eventuellt läckage dels av bränslekapslingen dels av själva det keramiska bränslematerialet vid brand eller kollisioner. Är bränslet dessutom inneslutet i en kapsel avsedd för djupforvaring erhålles ytterligare en, eller snarare två barriärer mot frigörelse till omgivningen. Erfarenhetsmässigt har heller aldrig, så vitt känt, något läckage inträffat vid transport av använt bränsle. Vid studier av möjliga konsekvenser efter kollision och brand antas emellertid att läckage uppstår på transportbehållaren. Även extrema och hypotetiska haverier har analyserats. Studier i olika länder

visar att transporter av radioaktivt material, inklusive använt bränsle, är mycket

säkrare än transporter annat farligt gods. Även vid extremt svåra transportav olyckor blir de radiologiska konsekvenserna små eller inga alls.

Referenser

Alter U. Summary of nuclear material transport in the Federal Republic of Gennany 1990-94 PATRAM 95 p 584-591

Ammerman D.J., Bobbe J.G. Testing of the structural evaluation test unit PATRAM 95 p 1123-1130

Appelgren A., Bergström U., Devell L. Stråldoser vid haveri under sjötransport av kämbränsle KBS TR 57 1978

Blenkin J.J. et al. A literature survey and review of transport risk assessments PATRAM ‘95 p 893-901

Chashwell C.E., McClure J.D. Transportation accidents/incidents involving radioactive materials 1971-1991 PATRAM ‘ 92 p 1076-1082

Dybeck P. Gustafsson B.

, A decade of successful domestic transports of radioactive waste in Sweden sea 1982-1992 PATRAM ‘92 p 211-218

Hamard et al. Estimation of the individual and collective doses received by workers and the public during the transport of radioactive materials in France between 1981 and 1990. PATRAM ‘92 p 67-73

IAEA Regulations for the safe transport of radioactive material. 1985 Edition As amended 1990 IAEA Safety Series No 6 1990

IAEA Regulations for the safe transport of radioactive material. 1996 Edition IAEA Safety Standards Series No ST-l 1996

Kempe T.F. An examination of environmental contamination following a hypothetical usedfuel transportation accident PATRAM ‘95 p 931-938

Mummery C.B., Pannett R.F. Ten thousand movements of irradiated fuel from CEGB power stations Review of recent experience. PATRAM ’89 p 1109-1114

N WTRB. US NUCLEAR WASTE TECHNICAL RE VIE W BOARD Meeting of the panel on the waste management system, spent fuel transportation safety NWTRB November 19-20, 1997. Transcripts by e-mail.

Olsson G., Sundblad B., Devell L., Edlund O. Radiologiska konsekvenser vid förlust av behållare med använt kärnbränsle vid ötransport Studsvik NW-82/348, 1982

PA TRAM 92 The 10th International Symposium on the Packaging and Transportation of Radioactive Material. September 13-18, 1992 Yokohama City, Japan

PA TRAM 95 The 11th International Symposium on the Packaging and Transportation of Radioactive Material. December 3-8, 1995 Las Vegas, USA

Pope R.B. et al. Historical overview of domestic spent nuclear fuel shipments in the United States. PATRAM ‘92 p 121-128

SKB Transportsystem för använt kämbränsle och radioaktivt avfall. Systembeskrivningar SKB 1992

SKB Förstudie Malå. Transportmöj ligheter till ett djupforvar i Malå kommun

SKB PR D-95-0O4 mars 1995

SKB Förstudie Nyköping. Anläggningsutformning, bemanning och transportmässiga förutsättningar SKB PR D-96-O22 sept 1996

a

5. Säkerhetsanalysen av slutförvaringen

5.1 Bakgrund

Regeringen uttalade sig om säkerhetsanalyser för slutförvaringssystemet i sitt beslut efter SKBs komplettering av FUD-Program 92. Regeringen konstaterade bl.a. att beslut om uppförande av den planerade inkapslingsanläggningen kan komma att innebära stora bindningar med avseende på fortsatta hanterings- och förvaringsmetoder. Dessa beslut bör därför såvitt nu kan bedömas inte fattas innan en säkerhetsanalys av slutförvarssystemet i sin helhet redovisats och den planerade slutförvaringsmetoden kunnat visas lämpligf Regeringen fann att en

samlad säkerhetsanalys bör ingå som underlag i eventuella ansökningar att få

uppföra den planerade inkapslingsanläggningen. Medborgarna i de kommuner där SKB planerat eller genomfört förstudier för slutförvaringen har fäst stort avseende vid frågan om en slutförvaring är säker eller kan innebära allvarliga risker för dem själva eller framtida generationer. Frågan om det går att slutförvara det använda kämbränslet har också tagits upp i diskussioner om det är ansvarsfullt att fortsätta att driva de nuvarande kämkraftaggregaten en begränsad tid eller på obestämd tid. Säkerhetsanalyser av slutförvaringen har alltså betydelse på flera nivåer, för statsmakten, för de centrala och lokala myndigheterna, för medborgare i kommuner som berörs av lokaliseringen av olika anläggningar och för medborgare som i övrigt engagerar sig i frågor om kämkraftens framtid. Säkerhetsanalyser av slutförvaring av kämbränsle på stort djup i den svenska berggrunden har också gjorts i flera omgångar och av såväl SKB som SKI. De har redovisats som tekniska rapporter med utförliga beskrivningar av kunskapsunderlaget, beräkningsmetoder och beräkningsresultat. Dessa rapporter har av många uppfattats som svårbegripliga. KASAM arrangerade under 1997 två seminarier med särskild inriktning på att överbrygga klyftan mellan kravet på fullständighet och vetenskaplig korrekthet i redovisningen av säkerhetsanalysema inför fackrnyndighetemas prövning av tillståndsansökningar, och kravet på begriplighet för dem som utan egna fackkunskaper vill bilda sig en egen uppfattning om slutförvaringens säkerhet. Detta kapitel utgår från material som redovisades vid dessa seminarier och intryck från diskussionerna, som upptog den största delen av tidsprogrammet. Debattörema ägnade den mesta tiden frågor som gäller kraven på, förutsättningarna för och

möjligheten att förstå säkerhetsanalysen snarare än frågor om radionuklidspeciering, fordelningskoefficienter och darcyflöden. Även dessa har dock senare sin plats i säkerhetsanalysen. Därför beskrivs även delar av pågående arbeten med säkerhetsanalyser, som bakgrund till dagsläget.

5.2 Säkerhetsanalysens uppgift att visa det är

- om som

farligt också utgör risk

en

Använt kämbränsle är farligt. Det innehåller radioaktiva ämnen som avger joniserande strålning. Man kan inte hantera eller uppehålla sig i närheten av ett bränslcelement som tagits ut ur en reaktor, inte bränsleelementet är inneslutet om

i en tjockväggig behållare eller har placerats djupt under ytan av en vattenfylld

bassäng. Radioaktiva ämnen blir särskilt farliga om de ansamlas i våra kroppar genom att vi äter, dricker eller inandas dem. Men att radioaktiva ämnen i använt kärnbränsle är farliga betyder inte nödvändigtvis att använt kärnbränsle utgör någon fara för människor och miljö. Om bränslet omges av så tjocka strålskärmar att dess strålning inte når ut och de radioaktiva ämnena är så väl inneom slutna att de inte kan slippa ut i vår livsmiljö så utgör bränslet inte någon risk för människor eller andra varelser i något av hanteringsleden. Det är säkerhetsanalysens uppgift att visa hur effektivt vi kan avskärma och innesluta de radioaktiva ämnena i bränslet, och hur robust och varaktigt detta skydd kan förväntas bli. Den måste också visa vilka risker det blir, om skyddsbarriärema skadas. Är risken med slutförvaringen att omgivningen kring forvaret blir radioaktivt förorenad i lika stor omfattning som de mest utsatta områdena efter Tjernobyl Eller är risken ungefär densamma som den risk biosfären i vårt land alltid utsatts for genom att radioaktiva ämnen frigjorts från berggrunden genom erosion och vittring

5.3 Säkerhetsanalysens användning

Såväl SKB som tillsynsmyndighetema behöver analysera hur slutförvaret ñmgerar och hur säkert det är. SKB behöver göra analyser i flera omgångar, från de första konstruktionstörslagen genom det fortsatta forsknings- och utvecklingsprogrammet och fram till driften och förslutningen av anläggningen. I ett första skede används analysen for att ge konstruktören uppfattning egenskaperna hos det planerade fören om

varet, hur delarna samverkar och vilken förmåga kombinationen av spridningsbarriärer har att isolera de radioaktiva ämnena från vår livsmiljö. På detta tidiga stadium är naturligtvis kunskaperna i många avseenden ofullständiga. Man har fått göra rimliga antaganden snarare än sälcra utredningar om barriäremas egenskaper. Man har utgått från tidigare erfarenheter av berggrunden och material i de tillverkade barriärema, men dessa har gällt för andra av användningsområden. Analysema blir vägledande for forskningsprogrammet att de visar inom vilka områden befintlig kunskap i första hand behöver genom kompletteras. Under utvecklingsarbetets gång behöver varianter och alternativ till ursprungskonstruktionen analyseras för jämförelse mellan olika lösningar. SKB måste på så sätt känna sig för om den väg de följer kan leda ända fram till målet. När utvecklingsarbetet närmar sig verkställighet, platsundersölmingar och prototyptillverkning enskilda barriärer, behövs analyserna som underlag för av kravspeciñkationer på berggrunden och på de tillverkade barriärema. I ansökan att få uppföra anläggningar måste ingå en komplett säkerhetom sanalys hela förvaringssystemet eftersom de olika hanteringsstegen inav kapsling, eventuell mellanlagring, transporter och deponering var för sig ställer krav måste tillgodoses, samtidigt de leder fram till en långsiktigt säker som som slutförvaring. Även SKI måste i god tid starta arbeten med säkerhetsanalyser för att kunna bilda sig uppfattning vilka krav behöver ställas på förvaret i sin en egen om som helhet och på enskilda barriärer, och för att ha egna bedömningsunderlag när tillståndsansölmingar från SKB skall prövas vid olika tillfällen.

5.4 Hur analyserar man framtiden Seenariemetodik

Säkerhetsanalysen ett slutforvar måste behandla dels deponeringsskedet när av det använda kämbränslet placeras tillsammans med buffertmaterialet i förberedda positioner i berget dels den fortsatta utvecklingen av slutförvaret efter förslutningen. Deponeringen bränslet kan prövas i full skala i den prototypanläggav

ning SKB kommer att inrätta i anslutning till Äspölaboratoriet. Detta arbete

som kommer att göras med kapslar och buffert samma utseende som i det verkliga av förvaret. Kapslama kommer inte att innehålla radioaktivt bränsle, men analysen säkerheten vid deponeringen kommer ändå att bygga på ett gott erfarenhetsav underlag. Den fortsatta utvecklingen av förvaret kan inte studeras i förväg på samma

sätt. SKB planerar att bygga slutförvaret i två I det första deponeras steg. 5-10 % av bränslet. F örvaret kommer att hållas öppet för inspektion och mätningar under

en tidsperiod som ännu inte är bestämd, kanske några årtionden. Värdet av en sådan observationsperiod skall inte förringas. Den kan värdefull bekräftelge er. se av den beräknade temperaturutvecklingen i den närmaste omgivningen av bränslekapslama, eftersom temperaturen ändras snabbast den första tiden efter deponeringen. Den också möjlighet stickprovsvis kontrollerahur ger att bufferten påverkas av vännen från bränslet och det tillrinnand: grundvattnet. av Men en observationsperiod kan naturligtvis aldrig sträckas ut så långt i tiden att den ger någon avgörande information om utvecklingen under årtusenden.

Analysen av säkerheten på lång sikt görs med hjälp antaganden den av om framtida utvecklingen barriäremas tillstånd och förhållanden, framav av yttre förallt klimatet. Ett sådant antagande, kallasscenario, beskrivs så utförligt som som behövs för beräkningar av konsekvenserna antagandet för säkerheten. av Ingen kan göra anspråk på att kunna förutse den framtida utvecklingen i dess helhet, men en omsorgsfull inventering tänkbara utvecklingar och händelser av är ändå befogad. Med hjälp av scenarieanalyser kan ett slutförvar konstrueras så robust, att det tål de framtida påfrestningar vi kan förutse, iden utsträckning vi

anser befogad. Det går dock inte att fastställa med hjälp säkerhetsanalys av en hur stora resurser vår generation skall lägga på förebygga skador, ner att som hypotetiskt kan drabba framtida generationer. Hur försiktighetsprincipen skall tillämpas på säkerhetsanalysens resultat är ytterst ett politiskt avgörande.

Det närmast tillhands liggande antagandet framtiden berggrunden om är att och klimatet förblir som de är idag. Detta antagande används både SKI och av SKB som en utgångspunkt för den långsiktiga analysen. Antigandet kommer att stämma med verkligheten under någon tid efter förslutningan dock allra högst några tusen år. Berggrunden förändras visserligen mycket långsamt klimamen tet kommer att förändras avsevärt inom årtusenden.

Klimatforskare och kvartärgeologer tvekar inte klimautvecklingen under om de närmaste hundratusen åren. Vårt klimat är på väg istid. Om den mot e1 ny utvecklas enligt ett liknande mönster den senaste, så börjar den som med en långsam avkylning tills sibiriska förhållanden med djup tjäle och tundravegetation inträtt om 5- 10 000 år. Glaciärema kommer växa ill inlandsisar att med kulminationer om ca 20 000 år, 60 000 år och l10 000 Mellan kulminationema kan istäckena dra sig tillbaka klimatet kommer ändå bemen att vara tydligt kallare än nu. Först 120 000 år förväntas vämeperiod om ca en lik den vi lever i för närvarande.

I en säkerhetsanalys med längre tidshorisont än några år måste därför tusen

ingå minst ett istidsscenario. SKBs Tekniska Rapport 91-32, SKB/TVO Ice age scenario, och SKI Site-94, kapitel 9.3.2 ger två exempel. Istidsscenariot måste ge utförlig beskrivning av hurevig tjäle breder ut sig över landet, hur den följs en av en framryckande isfront, hur landytor pressas ned av istäcket och höjer sig igen när isen drar sig tillbaka, kortvarigt eller slutgiltigt, samt hur alla dessa förändringar kan påverka bildningen och omsättningen av grundvatten i berggrunden. Tidsskalan behöver inte vara riktig. Det viktiga är att kunna beskriva de stora förändringar som kan uppkomma i berggrunden under en istidsperiod. Precis när de uppkommer har mindre betydelse. Det finns ett rikt underlag till en sådan beskrivning av nästa istid. Istid råder i vår nutid Grönland och den antarktiska kontinenten. Den senaste istiden har efterlämnat många spår i Skandinavien och på havsbottnama runt om i världen. Dessa spår går att tolka med olika metoder, så att forskarna kan redogöra för de viktigaste huvuddragen i den senaste istidens förlopp. Den kommande istiden antas i huvudsak likna den senaste, som för Sveriges del tog slut för ca 10 000 år sedan. Nuvarande förhållanden avlösta ett istidsscenario utgör centralscenariet, av enligt SKIs tenninologi, i den långtida säkerhetsanalysen. Till detta fogas ett antal scenarier, är illustrationer av vad som kan tänkas hända än som snarare vad kommer att ske. Dessa kan vara att en jordbävning inträfprognoser om som far på större eller mindre avstånd från förvaret eller att någon borrar eller spränger i förvaringsberget i framtid, när ingen längre minns eller kan ta reda en på vad finns dämere. Sådana, närmast spekulativa, scenarier kan inte väljas som utifrån vad vi vet framtiden utan vad vi anser skäligt att ta med i beräkningom ama. Under rubriken scenarier analyseras också konsekvenserna av möjliga fel trots tillverkningskontrollen, kan förekomma i enstaka exemplar av seriesom, tillverkade produkter som bränslekapslar och bentonitblock. Inom varje scenario, exempelvis jordbävningsscenariet, kan man behöva analysera olika beräkningsfall. Med beräkningsfall menas då ett antagande bland flera möjliga, exempelvis jordbävningens styrka och närhet till förvaret. om

5.5 Myndigheternas krav på en säkerhetsanalys

SKI har redovisat sina utgångspunkter för föreskrifter om säkerhet vid slutförvaring använt kärnbränsle i SKI Promemoria 97017. I dessa ingår bl.a. av Allmänna krav på säkerhetsanalys av slutförvarets långtidsñmktionf Kraven

gäller bl.a. tidsperspektiv och allmän inriktning analysen, - av - scenarier och modeller samt hur olika typer av osäkerheter skall hanteras i säkerhetsanalysen. - SKI hävdar att slutförvarets funktion behöver analyseras for tider sträcker som sig över hundratusentals år och mer. Funktionen hos barriärema i slutförvaret skall analyseras utifrån hur de påverkas av två grupper av faktorer dels yttre betingelser såsom klimatförändringar och deras foljdverlcningar, dels inre betingelser såsom egenskaper hos de tillverkade barriärema inklusive rimliga antaganden tillverlcningsfel och andra om ofullkomligheter. I säkerhetsanalysen skall man ta hänsyn till osäkerheter och variationer i yttre och inre betingelser. ‘ En säkerhetsanalys skall redovisa en uppsättning scenarier så långt som som möjligt täcker in alla yttre händelser kan påverka slutforvarets framtida som funktion. Till detta kommer att ha modeller som tillräckligt väl beskriver processerna, t.ex. bränsleupplösning och radionuklidtransport. Flera olika angreppssätt bör om möjligt användas for att ge en så allsidig bild av risk och säkerhet som möjligt.

5.6 Säkerhetsanalysens innehåll

Översikt

Slutförvaret skall isolera de radioaktiva ämnena i det använda kämbränslet från vår livsmiljö. Den forsta åtgärden för att åstadkomma detta är att placera bränslet på stort djup i berggrunden. Därifrån kan radioaktiva ämnen endast lyftas till

markytan genom stora förkastningar i berggrunden, att transporteras med

genom grundvatten eller genom att människor hämtar upp dem. Förkastningar på hundratals meter förekommer inte i vår berggrund i den pågående geologiska nu epo-

ken. Mänskliga intrång är risk inte går att konstruera bort, eftersom

en som ett förvar som går att bygga också går att tömma. Men transport med grundvatten kan fördröjas eller förhindras genom att bränslet barriärer spärrar omges av som

vägen for grundvattnet se figur 5.1.

Urandioxidkutsar inkapslade i höljerör av zirkalloy, svårlösliga. Fördröjer urlalmingen radionuklider om bränslekapseln vattenfylls. av Bränslestativ massivt gjutjäm. Fördröjer inträngningen av vatten om det av går hål på kopparmanteln. Koppannantel. Förhindrar inträngning av vatten så länge den förblir tät. 4. Bentonitbuffert. Förhindrar grundvattenströmning fram till kopparmanteln. Begränsar och fördröjer utläckage av radionuklider. Berggrunden. Transporterar radionuklider i sprickor med rörligt grundvatten. Flertalet radionuklider fördröjs under transporten genom att de häftar vid sprickväggama under längre eller kortare tid. Alla radionuklider späds ut.

Figur 5.1: Barriärema i KBS3-systemet

Säkerhetsanalysen är därför till största delen inriktad på beskrivning och beräkning grundvattnets förmåga att tränga igenom barriärema, och att därefter av transportera radioaktiva ämnen från bränslet till biosfáren. Dessa förlopp beskrivs enklast och mest överskådligt, om man indelar förvaret och dess omgivande miljö i tre delar, som fungerar på olika sätt. Den första är de tillverkade barriärema. Deras uppgift är att innesluta radionuklidema så att de inte kommer ut till berget. Den andra är berggrunden omkring förvaret. Berggrunden kan inte innesluta radionuklidema, eftersom den innehåller rörligt grundvatten som kan

transportera radionukliderna, men den kan fördröja och späda ut dem. Den tredje är biosfären, där radionuklidema fördelas mellan sediment i våtmarker, ytvatten med havet som slutstation och grundvatten. Våtmarker kan torrläggas och bli åkermark, djur i vattendragen kan ingå i vår näringskedja och grundvatten kan avtappas med brunnar för hushållsbruk eller bevattning av grödor. Dessa är några av radionuklidemas vägar från grundvattnet till människan. I säkerhetsanalysen arbetar man med matematiska modeller de olika hänav delseförloppen men underlaget till modellerna är en detaljerad beskrivning av förloppen. Därför görs denna redogörelse for säkerhetsanalysen beskrivsom en ning med redovisning av de viktigaste egenskaperna hos de tre delarna av förvaret. Beskrivningen utgår från den utformning av ett slutforvar med sina barriärer som SKB redovisade i sin senaste FUD-rapport, den från 1995.

De tillverkade barriärerna

Bränslekapseln

Den innersta barriären är den vattentäta bränslekapseln, figur 5.2 SKB SR 95 fig 5.3-2, tillverkad av material är motståndskraftiga mot påverkan som av grundvatten vid de förhållanden som råder djupt nere i berggrunden. Som den har beskrivits på senare tid består den av en gjuten och svetsad, cylindrisk innerkropp av stål med längsgående, kvadratiska fickor där bränsleknippena placeras. Sedan bränslet satts dit försluts innerkroppen med ett platt lock som bultas fast.

"////////////// . . n n R

..

. . .

.

.xw Kapselyta m2 17,67 x ..

x U pp S a a V k d .um k t

I

x w Kopparkapsel 7410

Insats 13610 .w w Bränsleelement 3640 ~m .w n Totalt 24660

Figur 5.2: En möjlig utformning av kapselns hölje och insats. Källa SKB.

Innerkroppen av stål omsluts av en 5 cm tjock mantel av koppar med fastsvetsad bottenplatta och topplock. Det måste finnas ett glapp när innerkroppen sänks ner i manteln vid montaget. Det glappet försvinner när kapseln utsätts för yttre övertryck från grundvattnet och den omgivande bentoniten sedan förvaret tillslutits. Koppam är tillräckligt mjuk för att pressas in mot innerkroppen. Det blir inte längre något spalt mellan stålet och koppam. En så konstruerad kapsel fungerar som två barriärer, koppannanteln och stålcylindem, som var för sig har stor betydelse för den tid det tar innan vatten fyller bränslefickoma så att radionuklider kan lakas ut ur bränslet och få möjlighet att läcka ut ur kapseln.

Bentoniten

Kapseln placeras i en vertikal, borrad grop. Omkring kapseln packas ett lager av bentonit. Bentonit är en lera som sväller när den kommer i kontakt med vatten. I gropen kan leran inte utvidga sig mer än tills den fyller upp sitt utrymme. Den fortsätter att svälla men nu fungerar svällningen så att leran blir allt tätare sammanpackad. På så sätt blir den praktiskt taget vattentät trots att den innehåller vatten. Vattenmolekylema rör sig hit och dit i de mikroskopiska hålrum som finns även i den sammanpackade leran, en rörelse som kallas diffusion, men vattnet rinner inte genom leran. På så sätt skyddar bentoniten kapseln från skadliga föroreningar som skulle kunna finnas i det fritt strömmande grundvattnet i sprickor omkring kapselgropen. Eftersom kompakt men genomfuktad bentonit är något plastisk jämnar den ut de lokala påkärmingar som uppstår om gropens vägg skulle förskjutas vid någon rörelse i berggrunden.

Kapseln och bentoniten, ett långvarigt partnerskap

Den värdefullaste tiden ur säkerhetssynpunkt är den tid under vilken kopparmanteln är tät. Så länge det inte finns några genomgående hål i kopparn kan vattnet i bentoniten inte tränga in till stålcylindem och bränslet och ingen radioaktivitet kan komma ut. Det kan dock finnas defekter i kapseln från tillverkningen, eftersom det finns gränser för hur små defekter som kan upptäckas när de färdiga kapslama kontrolleras. Det finns också en möjlighet att koppar kan spricka när den krymps ihop mot innerkroppen. Om det av någon sådan orsak blir ett måttligt stort hål genom kopparn kommer vatten att sippra in till stålkroppen. Vatten reagerar kemiskt med stål, stålet korroderar eller, i vardagstal, rostar. Vid korrosionen förbrukas vatten och bildas

vätgas. Vätgasen bygger upp ett tryck inne i kapseln. Vatten pressas genom bentoniten så länge grundvattentrycket utanför är högre än gastrycket innanför. Den fortsatta insippringen av vatten sker genom diffusion som är ett långsamt förlopp. Vätgasproduktionen fortsätter så länge det finns vatten eller vattenånga inne i kapseln. Korrosionen leder förr eller senare till att det går hål även på innerkroppen så att vatten kan tränga in till bränsleutrymmet. Men eftersom korrosionen samtidigt förbrukar vatten kan det ta lång tid innan bränsleutrymmet fyllts. Hur lång den tiden blir beror av hur stort hålet i kapseln är, hur mycket vatten som sipprar in mot hålet genom bentoniten, hur snabbt stålet rostar, i vilken grad rosten täpper igen passagerna for vattnet och därmed bromsar den fortsatta korrosionen och längs vilka vägar vätgasen och vattnet tränger in till bränsleutrymmet. Slutligen kommer rosten, som tar större plats än det stål som den bildats av, att få innerkroppen att svälla, kopparmanteln att töjas ut och passagerna ut till bentoniten att vidgas. Arbeten, som bl.a. redovisats i SKBs Tekniska Rapport 97-19, pågår med att göra beräkningsmodeller av alla dessa förlopp, så att de kan tas med i säkerhetsanalysen. Radionuklidema kan, precis som vattnet, inte rinna genom bentoniten. De rör sig, diffunderar, mycket långsamt i alla riktningar i det vatten som finns i nätverket av mikroskopiska porer i leran. Vissa radionuklider fastnar kortare eller längre tid på lerpartiklama, andra rör sig tämligen obehindrat i vattnet eller längs lerpartiklama, men eftersom de sprider sig alla håll breder de ut sig i bentonitvolymen som ett moln, innan de når fram till utsidan. Det finns goda beräkningsmodeller för denna diffusiva rörelse genom bentoniten i dess ursprungliga skick, exempelvis i SKBs Tekniska Rapport 91-33. Den nya kapselkonstruktionen innebär dock att de tidigare berälmingsmodellerna av samfimktionen mellan kapsel och bentonit inte längre är användbara. Vätgastrycket inne i kapseln fortsätter att stiga tills det blir lika högt som porvattentrycket i bentoniten, som i sin tur är lika med grundvattentrycket plus bentonitens svälltryck. Därefter kommer vätgasen att pressas ut genom bentoniten och denna transport kommer att pågå så länge vätgas fortsätter att produceras. Hur passagen kommer att se ut och hur gastransporten påverkar radionuklidläckaget är ännu inte klarlagt.. Läckaget av radionuklider från bentoniten till den omgivande berggrunden kan redovisas som gram per år eller Becquerel per år, olika för olika radionuklider. Dessa kvantiteter kan ses som ett mått på den risk förvaret skulle innebära om radionuklidema, utan att fördröj as eller fastna i berggrunden, samlades upp i en enda vattenåder som försörjer en eller flera hushållsbrunnar. Detta ger ett

mått på hur väl de tillverkade barriärema fyller sin uppgift att isolera de radioaktiva ämnena.

Berget

Väl utanför bentoniten kommer radionukliderna in i sprickor i det omgivande

berget eller upp i det porösare fyllnadsmaterialet överst i gropen. I sprickorna

kommer radionukliderna växelvis att vara lösta i vattnet och att häfta fast på sprickväggarna. Det finns också mikroskopiska sprickor i sprickväggama där någon bråkdel av radionukliderna tränger in för att aldrig komma ut igen eller komma ut så sent att deras aktivitet blivit väsentligt reducerad. De radioaktiva ämnena rör sig därför långsammare än grundvattnet genom berget. Hur mycket långsammare Detta är svårt att mäta eftersom transporttidema mäts i tusentals år medan direkta mätningar för att finna svaret högst kan pågå i något tiotal år.

Försök pågår dock i Äspölaboratoriet för att säkrare besked i denna viktiga

fråga. Förutom att radionukliderna sönderfaller under tiden de transporteras så späds de ut efterhand som grundvatten från sprickor nära kapslarna sipprar in i större grundvattenådror. Analysen av berggrundens bidrag till säkerheten kan inte göras med samma tillförlitlighet som analysen av kapseln och bufferten, eftersom det inte går att mäta de olika sprickomas längd, bredd och vidd på samma sätt som man kan mäta och kontrollera kapslama och bufferten. Istället gör man mätningar på sprickor i ett begränsat antal punkter i berggrunden. I samband med en platsundersökning borras hålen från markytan, vid en detaljundersökning borras de även från tunnlar på förvaringsdjup. Med hjälp av dessa mätdata och andra iakttagelser skapar man sig en föreställning, modell, sprickoma i berggrunden, deav ras längder och lutningar, och av variationen i sprickomas egenskaper. Det går inte att göra en helt riktig modell. För att göra det skulle behöva borra överman allt för att ta reda på hur sprickorna ser ut överallt, men efter en sådan undersökning kan man inte gärna använda berget för slutförvaring längre. Modellen behöver inte heller vara helt naturtrogen för att kunna användas för en säkerhetsanalys. SKB kan förvissa sig om att ingen kapsel hanmar mitt i eller mycket nära en vattenförande spricka, när man bygger förvaret, men man kommer inte an veta hur långt det är från varje kapsel till dess närmaste spricka. Det viktiga är att säkerhetsanalysen täcker in den variation i avstånden mellan kapslar och sprickor som kommer att finnas i verkligheten samt den variation i sprickomas egenska-

lll

per som också kommer att finnas i verkligheten. Detaljundersökningama ger stickprovsvis data om detta som bearbetas med statistiska metoder. Man kan med hjälp av sådana metoder bedöma hur stora variationer i avstånd och sprickegenskaper man behöver ta med i beräkningarna för att på den säkra vara sidan. Därefter gör man upprepade beräkningar så att man täcker in dessa variationer. I SKI Site 94 redovisas resultat av en omfattande analys enligt denna princip av radionuklidtransport genom berggrunden. På så sätt kan berggrundens bidrag till förvarets funktion och säkerhet beräknas trots att berggrunden inte kan mätas, kontrolleras och beskrivas på ett i detalj korrekt sätt.

Biosfären

Nära markytan blir grundvattnet en del av biosfären. Grundvatten som kommer från stora djup strömmar normalt ut i lågpunkter i terrängen eller i ett vattendrag eller direkt i havet. I vårt land med sin höga grundvattennivå är lågpunkter i terrängen ofta våtmarker, sjö eller myr. De radioaktiva ämnena kan fastna i bottensediment eller följa med vattendrag till hav. De kan på vägen tas upp av vattenväxter eller djur som ingår i våra näringskedj or. Innan grundvattnet når markytan kan det också avtappas av brunnar för hushållsbruk eller bevattning. Tillförseln av radionuklider till biosfären kan omräknas till stråldoser, om vi utgår från att framtidens människor äter och dricker som vi gör nu, och om vi har tillgång till data om näringsväxters och fiskars upptag av olika radioaktiva ämnen i naturen. SKI redovisar i rapporten Site 94, kapitel 14 sådana beräkningar av biosfärsfaktorer, uttryckta i Sv/Bq, för alla de viktiga radionukliderna i kärnbränslet. Analysen har gjorts av SSI i samarbete med SKI och gäller den förläggning av

förvaret på Äspö, SKI valde underlag för Site 94, därför att det farms

som som omfattande berggrundsdata från den platsen. Beräkningarna visar att den största delen av stråldosen fås av dricksvatten från en brunn som avtappar den vattenåder som transporterar utsläppet från slutförvaret. Det är lätt att avfärda som meningslös en stråldosberälcning, som använder vår nutida livsstil som grund för beräkningar av stråldoser om tusentals år, men när det är dricksvatten som ger stråldosen så kan beräkningen inte påstås vara helt utan prognosvärde. Som komplement till dosgränser, som förutsätter en biosfärsanalys, har SSI övervägt att uppställa gränser för den beräknade tillförseln till biosfären av radionuklider av olika karaktär, alfastrålare och betastrålare. Sådana radioaktiva ämnen tillförs biosfären på naturlig väg att mineral i berggrunden vittrar. genom Den över långa tider genomsnittliga storleken av denna tillförsel är känd. Om

tillförseln av radionuklider från ett slutförvar är någon bråkdel av den naturliga tillförseln, bör livsbetingelsema för organismer i biosfären, inklusive människan, inte påverkas på något betydelsefullt sätt.

5.7 Vad behöver göras i det fortsatta arbetet med säkerhetsanalysen

En utgångspunkt för det fortsatta arbetet är SKIs krav på säkerhetsanalysen, som dock ännu endast föreligger som ett diskussionsunderlag. Kraven gäller bl.a. tidsperspektivet, scenariema, modellerna och osäkerheterna.

Tidsperspektivet. Skall vi ha mera av samtid och mindre av istid Har vi rätt att begränsa beslutsunderlaget

SKI hävdar att slutförvarets funktion behöver analyseras för tider som sträcker sig över hundratusentals år och mer, även upp till miljontals år. Det går att göra analys ett slutförvars innehåll radioaktiva ämnen över en så lång tid, en av av eftersom radioaktivitet, till skillnad från nästan alla andra förlopp i och på jordskorpan, inte påverkas några yttre faktorer som tryck, temperatur eller kemisav ka förändringar. Man kan sedan bestämma sig för att bränslet inte längre utgör någon risk, när dess innehåll radionuklider klingat av till något gränsvärde, av nås hundratusen år eller kvarts miljon år eller en miljon år, beroende som om en på vilka riskjämförelser man gör. Detta är inte enbart fråga beslutsunderlagets fullständighet. En lika viken om tig fråga är hur långt in i framtiden vi vill sträcka ut vårt ansvar för vad vi gör i vår tid Vårt land kommer enligt all klimatexpertis att drabbas en ny istid, av kommer att bort alla spår det nuvarande samhället, utom möjligen som sopa av deponier för riskavfall. Har för alla konsekvenser av våra handlingar ansvar fram till nästa istid Behöver vi känna inför dem som återkoloniserar lanansvar det efter nästa istid Om vi att beräkningar av eventuella radionuklidutanser släpp efter nästa istid eller ännu avlägset skall ingå i beslutsunderlaget, blir mera beslutet bättre det Skall vi låta våra val teknik och plats och kostnader för av av ett slutförvar för använt kämbränsle påverkas av skillnader i beräknade men ändå hypotetiska risker efter en ny istid Samma frågor kan ställas om andra giftigrundämnen, vi utvinner berget, använder i samhället och slutligen ga som ur måste göra kvitt på något sätt. En etisk diskussionen kring denna fråga om oss vårt långtida måste föras, den har ett bredare tillämpningsområde än ansvar men

enbart slutförvaringen av det använda kämbränslet, se även kapitel l i denna kunskapslägesrapport.

Scenarier

SKI hävdar att en säkerhetsanalys skall redovisa uppsättning scenarier så en som långt som möjligt täcker in sådana inre och yttre händelser som kan påverka slutförvarets framtida funktion. Behovet av scenarieanalyser är odiskutabelt. Inre händelser av typen kvarlämnade eller kvarglömda material i förvaret behöver analyseras på grund av sin betydelse för föreskrifterna för anläggningsarbetena. Yttre händelser av typen en ny istid eller rörelser i berggrunden behöver analyseras for att ge underlag för dimensioneringen av de tillverkade barriärema, så att de blir tillräckligt robusta mot påkärmingar som vi förväntar skall uppkomma. Andra yttre händelser av typ mänskligt intrång i förvaringsberget av något skäl är mer spekulativa. Vilket värde har analyser av sådana spekulativa händelser som beslutsunderlag Ett mindre spekulativt scenario diskuterades vid seminariet. Det kan bjuda emot att fatta ett beslut utan återvändo deponeringen det använda bränslet, om av allrahelst om vi i Sverige skulle bli ett av de första länderna att fatta ett sådant beslut. Det kan också finnas förhoppningar om att något annat och mycket bättre handlingsalternativ skall uppenbara sig om vi väntar ett tag till med att bestämma oss. Då måste den pågående lagringen förlängas. Detta kan göras som en fortsättning av mellanlagringen i CLAB, eller som en mellanlagring i ett djupförvar. I det senare fallet skulle alltså djupförvaret inredas, och bränslet deponeras i demonstrationsskala eller i full omfattning, men förvaret skulle inte tillslutas. Ett öppet djupforvar ger andra förutsättningar för grundvattnets kemi och strömning och for bentonitbuffertens vattenupptag än det tillslutna. Det ger också större risker för intrång och förorening av forvaret. Det kommer att behövas en säkerhetsanalys av den förlängda mellanlagringen, oavsett lagringsmetod, för att belysa om vi skall lita mer på samhällets och människornas stabilitet i ett hundraårsperspektiv än på berggrundens och kapslamas stabilitet i ett hundratusenårsperspektiv.

Modeller

Det måste finnas modeller som tillräckligt väl beskriver processerna i slutforvaret. Den allvarligaste begränsningen i de säkerhetsanalyser gjorts hittills är som att det inte funnits någon slutgiltig kapselkonstruktion att modellera. Därför har

analyserna börjat med att det vid någon antagen tidpunkt uppstått ett hål nåav gon antagen storlek på kapseln och att vattnet fyll kapseln inom kort tid. Detta har varit utgångspunkten för beräkningar av urlakning av radionuklider, diffusion av vattenburna radionuklider genom bentonitbufferten, transport med rörligt grundvatten genom berget och överföring av radionuklider till människan via olika vägar genom biosfáren. Startsträckan, de förlopp som kan leda fram till att det går hål på kapseln och till att vattnet fyller bränsleutrymmet så att radionuklider kan lakas ut, har inte ingått i analysen. Som beskrivits i avsnittetDe tillverkade barriärema ger den senaste kapselkonstruktionen helt nya förutsättningar för analysen. Ett genomgående hål i kopparmanteln får inte i första hand till följd att kapseln vattenfylls utan att stålcylindem innanför börjar korrodera. Korrosionen påverkar den fortsatta vatteninträngningen på flera sätt. Vatten förbrukas och vätgas bildas vid korrosionen. Vattenfyllningen av bränsleutrymmet i kapseln kommer att fördröjas. Vätgasen kommer att läcka ut genom bentoniten när dess tryck blivit tillräckligt högt. Dessa processer får stor betydelse för radionuklidemas urlakning ur bränslet samt läckage ut till och genom bentoniten, men dagens kunskaper om allt detta räcker knappast som underlag för en ny beräkningsmodell. Det kommer att behövas experiment med och mätningar på någon modell eller prototyp av kapseln och bentoniten i sin deponeringsgrop innan en ny säkerhetsanalys görs.

Osäkerheter i säkerhetsanalysen

Säkerhetsanalysen skall täcka in osäkerheter och variationer, vad gäller de framtida förhållandena i slutförvarets omgivning och egenskaperna hos de tillverkade barriärerna och berggrunden. Osäkerheter finns i analysen, och de har getts en så framträdande plats när säkerhetsanalysen redovisats, att detta kan ge intrycket att säkerhetsanalysen mest består av osäkerheter. Det är viktigt för förståelsen av säkerheten att gå närmare in på vad ordet osäkerhet har för innebörd i olika sammanhang. Osäkerheter om de framtida utsläppen eller stråldosema från förvaret kan, litet förenklat, sorteras i två fack, osäkerheter på grund av att det vetenskapliga underlaget inte är gott nog för analyser och beräkningar av möjliga händelseförlopp samt osäkerheter i dataunderlaget för beräkningama. Osäkerheter i beräkningarna på grund av att det finns brister i dataunderlaget kan hanteras med väl beprövade metoder. Betydelsen av sådana osäkerheter kan beräknas och redovisas som felmarginaler eller som gränser mellan vilka de framtida utsläppen eller stråldosema med stor sannolikhet kommer att hamna.

Betydelsen av osäkerheter i analysen på grund av händelseförlopp vi har som dåliga kunskaper om, kan begränsas byggnadsmässiga åtgärder. Förlägggenom ningen av förvaret till stort djup i berggrunden, som reducerar inverkan framav tida klimatförändringar, är en sådan åtgärd. Varje händelseförlopp eller kemisk eller fysikalisk process som inte kan beräknas med tillförlitliga osäkerhetsmarginaler måste värderas särskilt med avseende på deras betydelse för analysen i sin helhet. Vissa processer kan kanske lämnas utan avseende därför att de rimligen inte kan påverka resultaten analyav sen utöver de felmarginaler som ändå finns i analysen. Fortsatt forskning kan ge möjligheter att göra andra processer beräkningsbara så att de kan tas med i analysen, men det kan kvarstå processer och framförallt framtida händelseförlopp som vi inte kan få tillräcklig kunskap om och som inte kan sorteras bort på grund av att de är relativt betydelselösa. En sådan restpost av osäkerheter kan fresta aktörerna och beslutsfattarna inom området att uppskjuta beslut om slutförvaringen i förhoppning att restposten skall minska med tiden genom nya forskningsrön. Men de måste då väga ett uppskjutet beslut mot de osäkerheter, som en fortsatt mellanlagring på obestämd tid kan föra med sig vad gäller vidmakthållandet av en allsidig kompetens om slutförvaringens praktiska problem, och kommande generationers om engagemang och villighet att sätta av resurser för att lösa de problem som vi lämnar över till dem. Det ges ingen garanti för att restposten av osäkerheter minskar bara för att man ser tiden an.

5.8 Sammanfattning

Säkerhetsanalysens uppgift är att visa hur effektivt de radioaktiva ämnena i det använda kämbränslet kan avskärmas och inneslutas, och hur robust och varaktigt detta skydd kan förväntas bli. Den skall också visa vilka riskerna med slutförvaringen kan bli om skyddsbaniärema skadas. Analysen måste sträcka sig långt in i framtiden. Ingen kan göra anspråk på att kunna förutse den framtida utvecklingen i dess helhet, men en omsorgsfull inventering av tänkbara utvecklingar och händelser är ändå befogad underlag som för förvarets konstruktion och lokalisering. Analysen görs som en s.k. scenarieanalys. Olika antaganden den framtida utvecklingen barriärema i görs om av förvaret och av yttre förhållanden, framförallt klimatet. En viktig fråga är hur långt in i framtiden vårt ansvar för slutförvaringen sträcker sig. Vårt land kommer att drabbas av en ny istid som kommer att sopa

bort alla spår av det nuvarande samhället. Behöver vi känna för dem ansvar som kan komma att återkolonisera vårt land efter nästa istid Måste slutförvarets funktion analyseras hundratusentals år in i framtiden och skall vi låta våra val av teknik och plats for ett slutförvar påverkas skillnader i beräknade ändå av men hypotetiska risker i avlägsen framtid Samma frågor kan ställas andra en om giftiga grundämnen, vi utvinner berggrunden, använder i samhället och som ur slutligen måste göra oss kvitt på något sätt. En diskussion behöver föras vårt om

etiska ansvars räckvidd i tiden se särskilt kapitel detta, sådan dis-

om men en kussion har ett bredare tillämpningsområde än enbart slutforvaringen det av använda kämbränslet.

Beskrivningen av säkerhetsanalysen utgår från den utformning barriärsysav temet som SKB redovisade i sin senaste FUD-rapport från 1995. Kapseln skiljer sig från tidigare utföranden på så sätt att den, än tidigare konstruktioner, mer fungerar som två barriärer kopparmanteln och den innerkropp stålgjutgods - av som håller bränslet på plats. Kopparmanteln förhindrar grundvatten från att trånga in till bränslet sålänge den är tät. Om det går hål på kopparmanteln kom-

mer stålgjutgodset att fördröja vattenfyllningen bränsleutrymmet att av genom stålet förbrukar vatten när det korroderar rostar. Eftersom grundvatten inte kan rinna bentoniten utan endast kan difgenom fundera in i och genom bentoniten kommer tillförseln vatten till ett hål i kopav parmanteln att bli obetydlig. Korrosionen går motsvarande långsamt. Det kan därför komma att ta mycket lång tid innan kapseln fylls med vatten även det om tidigt skulle bli något hål måttlig storlek koppam. av genom Denna nya kapselkonstruktion innebär att de tidigare analyserna de tillverav kade barriärema inte längre är användbara. Samfunktionen mellan kapseln och

bentoniten måste kunna beskrivas i form beräkningsmodell dagens av en men kunskaper räcker knappast underlag för sådan modell. Innan säsom en en ny kerhetsanalys kan göras behövs experiment med och mätningar på någon proto-

typ av kapseln och bentoniten i sin deponeringsgrop för att få ett tillförlitligt underlag for en ny berälcningsmodell.

Referenser SKI Projekt-90. V01 I och II. SKI Technical Report 91:23 SKB 91. Slutlig förvaring av använt kämbränsle. Berggrundens betydelse för säkerheten Maj 1992. SKB SR 95. Mall för säkerhetsrapporter med beskrivande exempel. December 1995. 4. SKI Site-94. SKI Report 97:5. SKB Technical Report 97-19. Assessment studies for a copper canister with cast steel inner component. Alex E Bond m.fl. AEA Technology, Harwell, UK. Maj 1997.

6. i

Sprickor berg

6.1 Inledning

I sökandet efter lämplig slutforvaringsplats för använt kämbränsle i Sverige, presenterades i mitten av 70-talet tankar om att använda det svenska urberget. Alltsedan dess har stora forskningsinsatser gjorts for att karaktärisera bergets egenskaper som barriär runt ett tänkt förvar. I detta avseende har förekomsten av och egenskaperna hos enskilda sprickor och sprickzoner varit av central betydelse. Idéerna om hur en lämplig förvaringsplats bör se ut, med avseende på geografiskt läge, topograñskt läge, berggrund, djup, samt läge i förhållande till omgivande sprick- och defonnationszoner etc., har successivt vuxit fram under de år gått. Målsättningen i början var att finna en tillräckligt stor volym av som sprickfn berggrund. Efterhand växte plintmodellen fram, d.v.s. målet blev att hitta en homogen bergplint, skyddad av omgivande svaghetszoner, där eventuella framtida rörelser i jordskorpan kan tänkas tas upp.

6.2 Sprickors uppkomst

Den övre delen jordskorpan kan betraktas som spröd, men på ca. 15-20 kiloav

meters djup i den typ av jordskorpa vi har i Sverige vid ca. 200-400°C, beter

sig delar berggrunden mjuk trögtlytande massa. I en spröd jordskorpa av som en leder deformation utöver bergets elastiska gräns till mekaniska brott, som skapar dislokationer, det vill säga sprickor. Jordskorpans egenskaper förändras mot djupet, då ingående mineral successivt blir mer forrnbara. Denna typ avmjukare deformation av berggrunden leder till att mekaniska brott uppstår lika lätt och att porutrymmen skapas. Bergarter är sammansatta av olika mineral i varierande proportioner, med helt olika fysikaliska egenskaper. Därför varierar avgränsningen mellan ett sprött och ett plastiskt beteende från bergart till bergart. Tidsfaktom spelar också en avgörande roll for om sprickor bildas eller En snabb spänningsuppbyggnad kan sålunda leda till brott även på större djup. Registrerade jordskalv, vilka kan ses som oberoende bevis på att en rörelse ägt rum, har dock skett i den övre delen av jordskorpan i modern tid i Sverige.

Så länge isotrop lika i alla riktningar spärmingsbild uppträder i berggrun-

en den, eller så länge som bergets elastiska gräns inte överskrides, kommer inga sprickor att bildas. När däremot spänningsfáltet i berggrunden är anisotropt,

d.v.s. då spänningen tiyck- eller dragspänning i en viss riktning är större än i en annan, deformeras berggrunden för att försöka återskapa ett isotropt spärmingsfält. Om den elastiska gränsen överskrids kommer en permanent deformation av berggrunden att ske genom plastisk deformation och spröda brott. Hur berggrunden deformeras är beroende på omgivande fysikaliska parametrar, såsom tryck, temperatur och på de fysikaliska egenskaper hos bergarten som deformeras. Vid initieringen av en spricka i homogen, isotrop berggrund har troligen mikroskopiska sprickor stor betydelse. De bergspänningar som orsakar uppspräckningen lokaliseras och ökar lokalt runt spetsen av mikrosprickoma, som sammanlänkas och bildar en synlig spricka. Hydraulisk uppspräckning kan vara en

annan viktig faktor vid uppkomsten av sprickor. Detta sker vätska eller gas

sätts under sådant tryck att bergets hållfasthet överskrids. Vätskan kan ha existerat i form av miksoskopiska inneslutningar eller i slutna spricksystem, kan men också bildas i samband med omvandling av berggrundens mineral. Varmt vatten som tillförs från värmekällor i jordskorpan kan vara ytterligare ett ursprung. En rad geologiska situationer kan skapa förutsättningar för brott i berggrunden. Några av de viktigaste är: l spänningsförändringar på grund av rörelser i litosfårens jordklotets ytskikt plattor; 2 förändringar i belastning från överlagrande berggrund, på grund av erosion eller deposition; 3 spänningar orsakade av volymsförändringar i samband med temperaturvariationer; 4 förhöjt vätsketryck, på grund av förändringar i temperatur eller andra fysikaliska förändringar av litosfaren. Utöver geologiska faktorer kan sprickor uppkomma vid spärmingsförändringar i samband med mänsklig aktivitet, t.ex. gruvdift, tunneldrivning, eller sprängning.

6.3 Några definitioner

Med den generella termen spricka menas vanligen ett sprött brott i berggrunden. En sprickzon är flera tätt liggande sprickor, där både och tätt är relativa begrepp som kan variera beroende på sprickfrekvensen i omgivande berggund. En mer allmän term är deformationszon, vilken innebär att man inte uttalar vilken typ av deformation som ägt rum. Deformation i zonen kan ha varit både plastisk och/eller spröd och har inte sällan ägt rum vid flera olika geologiska tidsperioder. Termen skjuvzon betecknar en zon där skjuvning ägt rum. Tennen används vanligen enbart då en ansenlig del av skjuvningen skett genom mjuk, plastisk deformation. Mikrosprickor är inte synliga med blotta ögat, men har troligen stor betydelse för de mekaniska egenskaperna i en homogen berggrund, både avseende upp-

komsten av synliga sprickor se ovan och för elementransport. Milcrosprickor

kan ha uppstått i samband med att berggrunden bildades, eller i samband med senare geologiska händelser på grund av lokala spänningsvariationer. I en större skala har denna typ av sprickor dock liten betydelse, eftersom en större bergmassas fysikaliska egenskaper med avseende på hållfasthet och vatten/elementtransport är helt beroende av befintliga svaghetszoner såsom sprickor, bergartskontakter, defonnationszoner etc.. Av denna anledning har internationell forskning avseende kämavfallsförvar koncentrerats på synliga sprickor.

Enskilda sprickor kan indelas i tre huvudgrupper efter deras bildningsbetingelser

se figur 6.1, nämligen:

0 Extensionssprickor dragsprickor; sprickväggarna har då dragits isär från det bildade sprickplanet, med minimala rörelser parallellt sprickplanet. 0 Skjuvsprickor; rörelse har skett parallellt med sprickplanet. Denna typ av spricka kallas även förkastning. v Kompressionssprickor trycksprickor; fyllda, taggiga sprickor. Sprickfyllnaden består av svårlösliga mineral som utgör restproduktema då sammantryckningen orsakade upplösning och borttransport av mer lättlösliga komponenter. Denna typ av spricka förutsätter en volymsminskning och förekommer normalt bara i sedimentära bergarter.

ode

1 J odeIII

Figur 6.1: Skiss över tre huvudtyper av sprickor baserat på deras bildningssätt. efter figur i Rock fractures and fluid flow, 1996

I ingenjörsgeologiska och bergmekaniska sammanhang brukar sprickor beskrivas med utgångspunkt från hur sprickan fortplantar sig, d.v.s. hur sprickväggama rör sig i förhållande till varandra enligt figur 6.1.Mode I fractures är liktydigt med dragsprickor ochmode eller mode III fractures är skjuvsprickor. Trycksprickor sprickväggama rör sig mot varandra kan beskrivas som mode fast med negativ riktning. De flesta sprickor är inte renodlade mode eller III, utan har komponenter av samtliga tre. Det är viktigt att påpeka att sprickor ofta reaktiveras vid senare spänningsuppbyggnad i jordskorpan. När en spricka väl har bildats, så utgör den ett svaghetsplan i berggrunden i samband med fortsatt och/eller förnyad deformation av berggrunden. Detta är fallet oavsett om spänningsfáltet som orsakar deformationen förändras eller När vinkeln mellan sprickplanet och den största huvudspänningen under sammantryckning blir för stor, kommer friktionen mellan sprickytoma förhindra att rörelse sker. Detta skapar förutsättningar för att nya sprickor bildas.

Dragsprickor

Dragsprickor är ofta öppna eller fyllda med sprickmineral och vatten. På den rena sprickytan förekommer ofta en speciell plymstruktur, som uppstår i samband med själva uppspräckningen. Sprickorna kan bildas under en enda händelse eller som ett resultat av en rad händelser. Sprickmineral växer vanligen från väggen och in mot centrum .W sprickan. Det är inte ovanligt att man enbart genom att studera ett tvärsnitt av sprickan kan utläsa mer i detalj i vilken riktning sprickväggama rört sig i förhållande till varandra och om mineraltillväxt skett i flera steg.

Skjuvsprickor

Vid skjuvning rör sig sprickväggama i sidled i förhållande till varandra och en fdrkastning " bildas. Även skjuvning är orsaken till att förkastning bildas om en och fortplantas, så är normalt vissa partier av en skjuvspricka utsatta för sammantryckande krafter, medan andra är utsatta för isärdragande krafter. Anledningen är att ett sprickplan är en ojämn yta. Hur stor del av en sprickyta som står under respektive tryck är, förutom graden av ojärnnhet, beroende av hur berget på ömse sidor av sprickan förkastas i förhållande till varandra figur 6.2. Termen förkastning används vanligen endast i samband med markanta relativa rörelser och omfattar ofta rörelser i fler än ett sprickplan.

Figur 6.2: En skjuvspricka med medurs rotationsrörelse mellan blocken kan vara orsakad av olika lokala spänningsmönster. Svarta och vita pilar illustrerar två olika huvudspänningar lokalt runt en spricka, båda skulle kunna orsaka som samma skjuvriktning i sprickan. Friktionen mellan sprickplanen är dock helt olika i de två fallen.

Förkastningar klassificeras på grundval av de relativa rörelserna mellan berget på ömse sidor och på hur fdrkastningsplanet förhåller sig till horisontalplanet. Figur 6.3 illustrerar några huvudtyper av fdrkastningar som förekommer.

@3767 579

Ursprungligt Normal Revers Moturs sinistral Medurs dextral

Sned oblique Överskjutning thrust Avglidning detachement

Figur 6.3: Huvudtyper av förkastningar.

Hur kan man då bestämma vilka rörelser skett i förkastning I som en en större skala kan man genom att ihop geologin på ömse sidor förkastningen passa av bestämma relativ riktning och förkastningsbelopp. I detalj skala finns ofta specifika strukturer på skjuvplanen med hjälp kan bestämma den relativa vars man rörelsen. Metoden ger normalt bara indikationer på den senaste rörelsen i reaktiverade förkastningar.

6.4 Detektion sprickor/sprickzoner

av

Genom bl.a. fjärranalys, geofysiska mätmetoder och direkta faltobservationer har man möjlighet att bestämma sprickors och sprickzoners existens, läge och omfattning. Metoderna kompletterar varandra och viss metod kan en vara mer lämpad att använda för en kategori sprickor/sprickzoner, helt olämplig för men en arman. Sprickor som man kartlägger vid direkta fáltobservationer t.ex. ses normalt inte alls i samband med fjärranalys, där man i stället kan identifiera zo-

ner och sprickor i större skala tiotal meter och uppåt.

ärranalys/Bildanalys

I ett tidigt stadium är fjärranalys ett viktigt hjälpmedel i samband med identifieringen av sprickmönster och större sprickzoner i ett område. Man använder sig då av satellit- och flygbilder, men även topograñska kartor och digitala topoav grafiska databaser.

Geofysiska metoder

För att kunna bedöma den intakta berggrunden i ett område avseende dess spricksystem finns rad geofysiska hjälpmedel att tillgå. Från markytan uten nyttjar man framförallt seismiska, elektriska och magnetiska metoder. På senare år har också utvecklingen av radar gjort den användbar för kristallin berggrund. Gemensamt for alla metoder är att de endast ger mer eller mindre goda indikationer på läge av sprickzoner. Enskilda sprickor, speciellt de saknar som porvolym, är svåra att detektera med dessa metoder. Vattenföring är ofta betyen dande faktor för huruvida en spricka/sprickzon skall kunna detekteras eller inte, likaså vittring och viss mineralogi.

Fältobservationer

Direkta fáltobservationer på markytan, i tunnlar och i borrhål/borrkärnor ger naturligtvis bäst möjlighet till en säker, tredimensionell lokalisering och karakte-

risering av sprickor och sprickzoner. Genom att noggrant mäta sprickor/sprickzoners orienteringen har man goda förutsättningar att korrelera sprickor mellan observationspunkter. Karaktären av en spricka/sprickzon, med avseende på dess geometri och sprickmineralogi, kan ge ytterligare belägg för sådana samband. När avståndet mellan observationspunktema ökar, ökar också osäkerhetsfaktom. En begränsande faktor på ytan förutom tid/kostnad kan låg vara blottningsgrad. Under markytan är observationema av naturliga skäl glesare. Orienteringen och exakt läge på observationer i borrhål är ytterligare en begränsande faktor.

6.5 Sprickor i tid och

rum

Med få undantag beter sig alla bergartsbyggande mineral sprött vid de fysikaliska förhållanden som råder vid jordytan. Däremot skiljer mineralens elastiska egenskaper ganska avsevärt d.v.s. deras förmåga att motstå belastning med hjälp av reversibel forrnförändring, vilket gör att mineral och bergarter kan ha olika sprickfrekvens och sprickmönster även de utsätts för och samma om en deformationshändelse. En del bergarter kan därför helt undgå sprickbildning, då deformation sker i kringliggande bergarter med lägre hållfasthet. Sveriges urberg har sedan det bildades, för mellan drygt 2 miljarder år och 0,9 miljarder år sedan varit utsatt för stora variationer i spämiingsfaltet. Bl.a. har minst fyra bergskedjebildningar och ett stort antal gravsänke-relaterade rörelser ägt rum. Det regionala sprickmönster är förvånansvärt kontinuerligt och konsekvent över stora avstånd tiotals mil, även över geologiskt viktiga gränser. Detta tyder på att större delen av de regionala spricksystemen anlades efter den senaste bergskedjebildningen i respektive region. Det storskaliga sprickmönstret varierar dock en hel del, med avseende på riktning och frekvens, från norra till södra delarna av landet.

6.6 Vatten- och elementtransport

Vattentransport i kristallint berg sker i sprickor, men endast en liten del av existerande sprickor är hydrologiskt aktiva. Många sprickor är mer eller mindre täta eller har en porvolym som inte står i kontakt med ett grundvattentlöde. Eftersom sprickors hydrogeologiska egenskaper är så heterogena har det visat sig att det är mycket svårt att skapa realistiska modeller av grundvattenflödet i berg. Sprickor med identiska hydrologiska egenskaper utmed hela porvolymen existerar förmodligen inte. Vanligen är huvuddelen av ett lokalt grundvattenflöde

lokaliserat till kanaler i en eller flera större sprickor. Kanalvägama är komplexa och följer inte nödvändigtvis en enda specifik sprickriktning/ sprickgrupp. F lödet är också variabelt i tid och rum, beroende på variationer i vattentryck och variationer i kanalemas geometri, mineralogi, volym etc. Vattentrycket ändras ständigt i ett fritt flödande grundvatten, dels beroende på hur mycket vatten som tillförs från nederbörden via infiltration från de övre marklagren genom jord/bergkontakten och dels på hur mycket försvinner Även vatten som ut ur systemet. variationer vid flod och ebb spelar roll. I ett djupt liggande grundvatten är tryckgradientema normalt små och därför grundvattenflödet litet. Vad som drastiskt kan förändra situationen är jordskalv. Rörelser i jordskorpan kan då plötsligt ändra sprickgeometrin i berget och därmed också grundvattenflödet. Sådana plötsliga händelser orsakar inte bara förändringar i tryckgradienter utan skapar också nya flödesvägar för grundvattnet. Detta kan i sin tur leda till förändingar i grundvattnets kemi och sprickmineralogi i de aktuella sprickoma. En betydande faktor som påverkar vatten- och transport av olika grundämnen i sprickor är sprickväggamas karaktär och sammansättning, inkluderande eventuell sprickmineralogi. Grundämnen transporteras med vattnet huvudsakligen i form av lösta joner och i viss mån som suspenderade partiklar. Vattenflödet har varierande hastighet i en spricka från centrum ut mot sprickväggen, och även beroende av sprickytornas struktur. Flödets hastighet har i sin tur betydelse för partiklar och joners möjlighet att sorberas och ackumuleras och i sprickväggama, samt till viss del även i värdbergarten . Sorption och diffusion av partiklar och element i omgivande berggrund förhindras normalt inte av om det finns sprickmineral eller annat material på sprickväggama. Diffusiviteten är snarare högre i denna typ av material än i värdbergarten, bl.a. beroende på att porositeten kan vara tio gånger högre. Sorptionen ökar större finns tillgänglig. Det har visat sig att olika grundyta som ämnen och radioaktiva isotoper sorberas i varierande grad. Processen kemisk retardation gör att transporthastigheten därför är långsammare än vad som kunde förväntas enbart utgående från vattnets flödeshastighet. En lång rad studi-

er av halterna av olika grundämnen inklusive radioaktiva isotoper har gjorts,

dels på mindre prover i laboratorieskala och dels i olika typer av fáltbaserade tester med mätningar under naturliga förhållanden. Svårigheter föreligger vid de olika metoderna. När man t.ex. mäter halter av grundämne i sprickors omgivning, kan variationer bero på olika processer utan att man alltid kan säkerställa vilken som dominerat. Hur olika grundämnen beter sig under olika förhållanden i ett grundvattenflöde i sprickor är därför fortfarande långt ifrån klart.

6.7 Djupförvar och sprickor

Berggninden utgör en naturlig barriär runt ett tänkt slutförvar. Hur bra en sådan barriär fungerar beror av berggrundens förutsättningar att hålla kvar eller transportera bort radionuklider i samband med ett eventuellt läckage, med olika tidsperspektiv i beaktande. Eftersom markanta förändringar av de geologiska förhållandena normalt sker mycket långsamt, är det viktigt att bedöma olika framtidsscenarier utgående från sannolikheten for att de inträffar. Tänkbara geologiska scenarier som kan inträffa inom ett tidsperspektiv på 100 000 år är t.ex. jordskalvsaktivitet, aseismisk neotektonism d.v.s. ytnära rörelser i jordskorpan utan att egentliga jordskalv sker eller att en inlandsis bildas. I alla dessa fall är berggrundens hållfasthet och dess respons på inträffade spänningsforändringar av avgörande betydelse för hur dessa händelser påverkar den naturliga bufferten runt ett tänkt förvar. Hur berggrunden beter sig vid olika tänkta scenarier kan modelleras med hjälp av matematiska beräkningar baserade på geologiska modeller och uppmätta parametrar. Geologiska studier är en annan, mer direkt metod som kan beskriva vad som skett i samband med liknande händelser bakåt i den geologiska historien. Till exempel kan man ibland göra en ungefärlig åldersbestämning av rörelser i deformationszoner och finner då att ofta har stora rörelser skett i en och samma zon vid ett flertal tillfällen, trots att omgivande berggrund kan vara mer eller mindre ostörd. Nuvarande spänningar i det svenska urberget orsakar årligen jordskalv av mindre magnitud. Rörelsen mellan berggrundsblock i samband med dessa skalv beräknas understiga l centimeter. Orsaken till att spänningarna byggs upp är omtvistad, men lokaliseringen av skalv varierar markant och man talar om seis-

miska och aseismiska områden. Att i detalj lokalisera skalvens fokus exakt var i

jordskorpan som skalvet skett är svårt, men vanligen sker skalven nära sprickoch deformationszoner, identifierade vid markytan. Det är därför troligt att den spänningsuppbyggnad som skett inom en viss del av jordskorpan, under en viss tid, neutraliseras i samband med en viss förskjutning av berggrundsblock utmed befintliga svaghetsplan. I stor skala bör berggrunden runt ett tänkt förvar ta upp och fördela eventuella framtida spänningsförändringar utan att skapa helt nya spricksystem. Man har konstaterat att en stor del av de sprickor och deforrnationszoner man finner i berggrunden i dag är reaktiverade, d.v.s. det har skett en rörelse i dem vid olika tillfällen. Dagens storskaliga system av sprick- och deformationszoner är bildat för 100-tals miljoner år sedan. Det yngsta urberget med större utbredning i Sverige bildades för ca 900 miljoner år sedan, bl.a. i form av den så kallade Bohusgraniten. Denna har ett delvis annorlunda spricksystem än omgivande berggrund. Detta visar att regionala spänningar, som orsakar uppsprickning i en viss

bergart utan befintliga spricksystem ex. Bohusgraniten, kan tas upp av befint1iga svaghetssystem i en annan, redan uppsprucken berggrund. En svårighet ligger i att förutse i vilken utsträckning dettainte sker. Generellt kan sägas att de större spricksystemen är relativt kontinuerliga över stora områden och många sprickzoner övertvärar gränser mellan geologiskt olikåldriga regioner. Spricksystemen i mindre skala runt ett tänkt förvar styr det lokala grundvattenflödet och hållfastheten på bergmassan som helhet. Alla modeller av spricksystem och geologi i övrigt i denna skala förbättras mer ingångsdata som av finns tillgängliga. SKB:s förvaringsmodell bygger på att anläggningen sker i en bergplint utan större sprickzoner och heterogeniteter, men omgiven av svaghetskan ta upp framtida rörelser i jordskorpan. Med hjälp av ingående lozoner som kala undersökningar runt ett tänkt förvar kan man skapa modeller över spricksystem och grundvattenflöde. I Sverige har omfattande forskningsarbeten angående vatten- och elementtransport genomförts, framförallt vid faltlaboratoriema i

Stråssa, Stripa och Äspö. På uppdrag av SKI har också en hypotetiskt projekte-

ring av lokaliseringen av ett djupförvar genomförts SITE-94. Denna pekade bl.a. på behovet att integrera olika typer av fáltdata inom geologi, hydrogeoav logi, geokemi och bergmekanik för att öka tillförlitligheten i prognoser gjorda utifrån de modeller av naturen som skapas.

Referenser

National Research Council, 1996: Rock fractures and fluid flow. National Academy Press.

Price, N.J. and Cosgrove, J.W., 1990: Analysis of Geological Structures. Cambridge University Press.

Ramsay, J.G. and Huber, M.I., 1987: Modern Structural Geology, volume Folds and Fractures. Academic Press.

Scholtz, C.H., 1990: The mechanics of earthquakes and faulting Cambridge University Press.

SKI-rapporter

SKB-rapporter

Mikroorganismernas inverkan på ett

för kärnbränsle

djupförvar

använt

Mikroorganismer är per definition encelliga organismer vilka endast kan upptäckas med hjälp av mikroskop, därav namnet. Gruppen inkluderar bakterier men också encelliga djur och alger samt jäst och mögelsvampar. Bakterier tillhör gruppen encelliga prokaryota organismer, d.v.s. de saknar en väl avgränsad cellkärna. Bakteriemas storlek är starkt varierande, från några pm ner till ca. 0.2

beroende på art och näringstillforsel lum en tusendels millimeter. De

um, mikroorganismer som kan leva och fortplanta sig under de betingelser som finns i vattenförande sprickor djupt nere i berggrunden är huvudsakligen olika arter av bakterier. Ett exempel på hur sådana bakterier kan se ut ges i figur

7.1 Introduktion

Att bakterier har stor inverkan på vattenkemin i ytliga system som sjö- och en havsvatten har varit känt sedan länge. Att löst syre i vattnet konsumeras vid infiltration grundvatten i mark och att denna konsumtion huvudsakligen är ett av resultat biogena där organiskt material bryts ned av mikroorganisav processer, och bildar koldioxid, är också gammal kunskap. Men att bakterier finns i mer signifikanta mängder i grundvatten på stort djup i kristallin berggrund är ny kunskap vuxit fram under de sista 10-15 åren. Detta har delvis att göra med som att prover av djupt grundvatten blivit tillgängliga. Det är framförallt inom forskningen for djupforvar använt kämbränsle som borrning och provtagning i av kristallint gråberg d.v.s. berg som saknar mineraltillgångar av ekonomiskt intresse har ägt Identifikationen biogena processer på stort djup i bergrum. av grunden leder till en definitionsmässigt diffus övergång mellan det som traditionellt kallats for biosfären och geosfáren. Sverige ligger internationellt sett långt framme då det gäller undersökningar

djupa biosfárer Karsten Pedersen och hans grupp vid Göteborgs Universitet

av även i t.ex. Storbritannien Julie West och medarbetare på Brittish Geologimen

cal Survey och Kanada Simcha Stroes-Gascoyne m AECL har man bedrivit

aktiv forskning inom området. I oktobemurriret av tidningen New Scientist 1997, beskriver Julie West och Ian McKinley resultat från forskningen av kapsel- och buffertstabilitet i relation

till bakteriell aktivitet. Deras slutsatser, baserade på laboratoriestudier och modellering, är att den bakteriella aktivitet förväntas, sannolikt har liten påsom en verkan på kapselns livstid. De beräkningar är gjorda, utgår från det koncept som som planeras för det schweiziska och kanadensiska avfallet. West och McKinley konstaterar också att Trots alla ansträngningar som gjorts för att förstå hur mikroorganismema kommer att uppföra sig i ett avfallsförvar, återstår att fastställa deras reella påverkan. De olika ländernas koncept för förvaring högaktivt avfall skiljer sig beav träffande kapselmaterial, buffertsammansätming, och den kristallina milm.m., jön vår berggrund skiljer sig i många avseenden starkt från andra geologiska

miljöer t.ex. sedimentär berggrund eller saltdomer vad beträffar vattenflöde,

vattenkemi och tillgång på organiskt material. Därför är denna sammanfattning av kunskapsläget koncentrerad på svenska förhållanden och därmed i huvudsak på material framtaget av Karsten Pedersen och hans medarbetare.

7.2 Vad behövs för att bakterierna skall kunna leva

För att bakterier skall kunna leva och aktiva krävs det tillgång på vatten, vara energi och sist men inte minst kol organisk eller oorganisk för deras uppbyggnad. Detta är de grundläggande krav som måste tillgodoses. Hur är det då med miljön djupt nere i berget i termer av temperatur, pH, hydrostatiskt tryck, grundvattnets salthalt etc Bakterier förekommer i många olika miljöer. Det finns bakterier som kan klara temperaturer mellan-S °C och +1 10 °C, pH mellan 2 och 10, och salthalter upp till 30% NaCl. Det är givetvis så att de mest extrema miljöerna har starkt anpassade bakterier och artfloran är således starkt varierande. Det hydrostatiska trycket på 500 meters djup i berget förvarsdjup förväntas inte ha någon avgörande betydelse för bakteriepopulationen. Radioaktiv strålning kan ha en inverkan på bakteriefloran så att resistenta arter gynnas. Undersökningar visar också att även om bakterierna behöver vatten för att leva så föredrar de att sitta på en yta, istället för att röra sig i vattnet. Detta innebär att det antal bakterier som påträffas i ett grundvattenprov är lägre än antalet bakterier som sitter på sprickväggama. Bakterier som lever i vattenförande sprickor djupt nere i berget är anaeroba. De lever alltså i syrefri miljö och använder oxidationsmedel sulfat, trevärt som järn och koldioxid istället för syre. I grundvattenmiljöer på flera hundra meters djup i lcristallint berg antas tillgången på organiskt material den begränsande faktorn för bakterievara

populationens storlek. Det finns dock många tecken som tyder på att gaser som koldioxid, metan och vätgas kan användas av bakterier, och att dessa gaser kan finnas på stort djup i berget och ha ett oorganiskt ursprung figur 7.2. Omfattningen av den bakteriella aktiviteten och tillgängliga halter av ovan nämnda gaser är i fokus för den pågående och planerade forskningen.

7.3 Hur provtar och analyserar man bakterierna

För att kunna provta såväl grundvatten som bakterier på stort djup krävs tillgång till borrhål. Tyvärr medför ofta bonningen, och existensen av borrhålet i sig, risk för en rad olika kontamineringar av grundvattnet. Det är därför viktigt att t.ex. veta vilket vatten som använts som spolvatten vid boriningen, och vilka aktiviteter i form av andra undersökningar hydrauliska mätningar, temperaturrnätningar, etc genomförts i borrhålet. Det är vidare möjligt att borrhålet i sig som sammanbinder vattenförande sprickor i berget och det kan därför finnas risk att det vatten provtas på ett visst djup inte ursprungligen hörde hemma där. som Stora ansträngningar har gjorts för att göra så bra provtagningar som möjligt. Vanligen tas vattenprover i djupa borrhål så sätt att man med hjälp av gummimanschetter avgränsar ett intervall av borrhålet där en vattenförande spricka finns. Vatten pumpas därefter försiktigt bort från sprickan och upp till ytan. Det har ibland ifrågasätts om bakterier i prover från stora djup verkligen hör hemma där de provtagits eller de härrör från annat håll på grund av att flera borrhål om har borrats i området och att vattenflödet på så sätt har störts. Detta är en svår fråga, men mycket tyder på att det finns en aktiv bakteriepopulation även på stora djup. Till exempel har bakterieliknande fossil kunnat påvisas i karbonatbelagda sprickor på två hundra meters djup i lqistallint berg. Eftersom bakterierna ofta bildar matta, s.k. biofilm på sprickytor, så kan en även fasta prover vara av stort värde. Dessa måste i så fall provtas på ett sådant sätt att de inte torkar ut. För att man skall erhålla så rättvisande resultat som möjligt är det av största vikt hålls under stabila och naturliga förhållanden under transport att proverna mellan provtagningsplats och laboratorium samt att de analyseras så snabbt som möjligt. De analyser som utförs ger information om antal bakterier/ml för vatten och antalet bakterier/g om fast material provtagits. Man kan också mäta vilka olika typer av bakterier som finns i provet. Ett annat mått är bakteriernas aktivitet. Eftersom de flesta prover innehåller flera arter av bakterier, är det inte säkert att

alla typer är aktiva, åtminstone inte lika aktiva. Många bakterier i djupa arter av grundvatten är hittills okända men ofta kan de ändå delas in i olika familjer eller grupper med hjälp av DNA-teknik. Antalet bakterier/ml grundvatten som har detekterats på de två platser i Sverige där de djupa biosfarema har undersökts ligger mellan 103 och 10°. Det högsta antalet bakterier fanns i prover från de översta hundra metrama.

7.4 Vilka bakterie-relaterade processer är av intresse för

ett djupförvar

Två olika situationer kan identifieras. Den ena är rådande under den period som förvaret är i drift d.v.s., när tunnlama står öppna, luftens syre har tillträde och vattenomsättningen i berget är kraftigt påverkad av de öppna tunnlama. Efter förslutningen av förvaret förväntas förhållandena successivt återgå till det ursprungliga ostörda, d.v.s. en syrefri miljö och en lägre vattenomsättning än under tunneldriften. Att stora delar av Sverige kommer att täckas av en inlandsis inom de närmaste 50 000 åren är de flesta forskare överens om. Detta kommer givetvis att påverka även den djupa biosfáren. Senare års forskning tyder på att man under en icke bottenfrusen inlandsis kan få ett kraftigt ökat hydrauliskt tryck och att ett syremättat vatten under vissa perioder av en glaciation relativt snabbt skulle kunna nå ner till större djup. Under dessa perioder förväntas den organiska produktionen vara mycket låg och den bakteriella aktiviteten blir följaktligen reducerad. Under dessa perioder kan den oorganiska syrekonsumtionen bli den dominerande. De processer som kommer att dominera under tunneldriften har studerats i

Äspö-tunneln Karsten Pedersen och hans vid Göteborgs Universitet.

av grupp Eftersom grundvattnet i berggrunden vanligen är reducerande uppstår markeen rad kemisk gradient i gränsskiktet där grundvattnet når den luftade tunneln. Detta gränskikt är ytterst gynnsamt för bakterierna. Järn, mangan, sulfid och metan kan här oxideras bakteriellt medan koldioxid reduceras och kan övergå till organiskt kol. Detta ger förutsättningar för de mattor av jämutfållningar som man ofta ser på tunnelväggar där grundvattnet rinner ut på bergväggama. Om förvaret kommer att stå öppet under en längre tid kommer mer av dessa utfallningar att hinna bildas. En fråga som diskuteras är hur lång tid efter förslutningen som molekylärt syre kommer att finnas kvar i förvaret och tunnlama. Detta syre kommer att

kunna konsumeras på två sätt antingen genom bakteriell aktivitet eller genom oxidation av t.ex tvåvärt järn i grundvattnet och mineralen. Att syret kommer att konsumeras effektivt förefaller alla vara överens om. Hur snabbt detta kommer att gå är dock svårare att visa, men forskning pågår. Kan bakterier leva i bentonitbufferten Rådande uppfattning är att de åtminstone kommer att ha en mycket låg aktivitet och den begränsande faktorn verkar vara tillgången på vatten. Kan bakterier klara av den temperaturhöjning som förväntas nmt ett förvar Inte alla och bakteriefloran kommer att variera med temperaturen, men termo- fila bakterier kommer att klara de 60 80°C som förväntas vara den maximala temperaturhöjningen i närområdet. De processer som kan komma att ha betydelse på längre sikt, efter stängningen av förvaret är relaterade till hur bakteriell aktivitet påverkar grundvattnets kemi som helhet, till exempel i termer av pH, halt organiskt material, vätekarbonathalt etc. Ett antal delområden kan antas vara speciellt intressanta.

a Bakteriell aktivitet har en påtaglig inverkan på vattnets vätekarbonathalt.

Detta är av stor betydelse för komplexbildning och eventuell transport av U och andra aktinider med grundvattenet. Samma sak gäller for halten löst organiskt material eftersom bakterier kan konsumera organiskt material. Många radionuklider sorberar starkt på organiska partiklar och kan på det sättet transporteras med vattnet om dessa partiklar finns att tillgå.

b Bakteriema är aktiva i redoxprocesser, vilka i sin tur är av intresse för be-

dömningen av kopparkapselns stabilitet, och mobiliteten hos vissa radionuklider vid ett eventuellt läckage. I båda fallen bör oxiderande förhållanden undvikas. Å andra sidan bör också alltför höga sulñdhalter t.ex. orsakade av sulfatreducerande bakterier undvikas för att garantera maximal stabilitet hos kopparkapseln. Detta gör att speciellt sulfat- reducerande bakterier och deras aktivitet är av in-

tresse och studier i Äspölaboratoriet har speciellt koncentrerats på detta se ned-

an.

c Möjligheten att radionuklider sorberar direkt på bakterierna och därmed får en

större rörlighet har också diskuterats, men för närvarande finns inget som tyder på att detta skulle vara av större betydelse. Däremot kan t.ex. de mattor av järnutfällningar och mikrober som bildas längs tunnelväggama i ett öppet bergrum ha hög kapacitet att sorbera radionuklider.

7.5 Sulfatreducerande

bakterier resultat från Äspö

-

Sulfatreducerande bakterier reducerar sulfat till sulfid oxidera genom att organiskt material och producera koldioxid. Sulfid är ett ämne orsakar korrosion som av koppar. Att bedöma potentialen för sulfidproduktion i slutförvarets närhet är därför av stort intresse. De sulfatreducerande bakterierna tycks föredra salthalt mellan 6-8 g/l Cl en för optimal aktivitet förutom tillgång på organiskt material och sulfat. En del sulfatreducerande bakterier kan använda vätgas reduktionsmedel istället för som organiskt kol. Laboratorieundersökningar tyder dock på att sulñdproduktionen i

så fall blir ganska låg. Resultaten från Äspö sammanfattningsvis följande

ger bild av de sulfatreducerande bakteriemas förekomst och aktivitet: Bakteriell sul-

fatreduktionen äger företrädesvis i de marina bottensedimenten Äspö.

rum runt

Där finns tillgång på såväl organiskt material sulfat. När Äspötunneln

som byggdes förändrades grundvattenflödet, så att detta vatten drogs i de sprickor ner

som tunneln kortsluter, huvudsakligen där tunneln under Östersjön. De

passerar sulfatreducerande bakterierna har sannolikt anpassat sig till det ändrade flödet och deras aktivitet fortsätter. Mycket av den sulfid bildas faller ut jämsom som

sulfider. På större djup 200 m där tunneln går under land, betydligt

syns mindre effekter av de sulfatreducerande bakteriemas aktivitet. Även sulfatom reducerare har påträffats i vattenprov så djupt 600 meter, tyder de tillgängsom liga resultaten på att deras aktivitet är relativt låg, d.v.s. masstransporten flödet har en avgörande betydelse för bakteriemas aktivitet.

7.6 Sammanfattning

Den tidigare rådande uppfattningen att bakterier endast existerar i de ytligare delarna av marklagret har visat sig felaktig. Mikrober existerar till stora djup i jordskorpan. Detta ger förutsättningar för att de även kan delta i fler geokemiska processer än man tidigare känt till. Endast ett fåtal av de bakterier identifierats på stora djup är tidigare känsom da arter. Detta är ett starkt argument för att dessa härrör från ytan genom kontaminering vid borrningsförfarandet. I stället indikerar detta bakterier att anpassat sig till dessa speciella förhållanden, kanske redan för mycket länge sedan. Artsammansättningen varierar starkt mellan olika närliggande borrhål. Detta innebär att lokala förhållanden styr sammansättningen och att förutsägelser om vilka arter som dominerar i berggrunden inom område är svåra ett att göra.

Metan och väte löst i grundvatten på stora djup kan tjäna som energikälla till ekosystem. Detta innebär att ekosystemet i berggrunden på stora djup delvis kan vara oberoende av ekosystemet på ytan. Förekomsten av molekylärt syre och sulfid på förvarsnivå är av betydelse för kopparkapselns korrosion och i händelse av ett läckage också for de radioaktiva elementens mobilitet. Förekomsten av båda dessa ämnen är delvis relaterad till bakteriell aktivitet. Syre i grundvattnet konsumeras under nuvarande ostörda förhållanden i marklagret eller relativt ytligt i berggrunden. Denna konsumtion är huvudsakligen bakteriell, men det finns även en Oorganisk buffert i tvåvärt järn, finns tillgängligt i mineral. Under förvarets drift kommer luftens syre som att komma i kontakt med kapsel, buffert och berget på stort djup. Efter förslutningen antas det att detta förbrukas. Vilka processer som kommer att domisyre nera och hur snabbt dessa verkar kommer förhoppningsvis att besvaras av nu pågående forskning. Hur mycket bakteriell syrekonsumtion man kan påräkna vid en ökad djuppenetration ett syresatt grundvatten under en glaciation är däremot en svårare av fråga. Under dessa förhållanden dominerar kanske den oorganiska bufferten. Två viktiga bakteriella oxiderar organiskt material i syrefri processer som miljö har identifierats: Reduktion trevärt järn, som finns som härnatit eller jämoxyhydroxider 0 av längs sprickväggarna. Reduktionen sulfat och svavel till sulfid genom medverkan av svavelredu- 0 av cerande bakterier.

Höga sulfidhalter i kapselns omedelbara närhet ökar korrosionsrisken och bör därför undvikas. De tillgängliga forskningsresultaten tyder dock på att den bakteriella aktiviteten, och därmed den eventuella sulfidproduktionen i bentonitbufferten kommer att mycket låg, på grund liten tillgång på vatten och ett vara av mycket begränsat flöde.

Figur 7.1: Fotot visar en svavelbakterie som tillhör släktet Thiohrix. Denna trådbildande bakterie får sin energi genom att reagera syre med svawelväte under bildning av elementärt svavel. De nmda"pärlorna inuti trådarna svavel som ger kolonier av derma organism en vit färg. Foto: Karsten Pedersen

M.. v .

s

kw

. . . ,, . . x x 0 . x

.

. ...

.

m z u o

. s ,. å

ü . . å , g u . . %

i.

Rivning

kärntekniska

av anläggningar

8.1 Inledning

Många länder har kärnkraftverk som är avställda eller kommer att vara avställda inom en snar framtid. Från många håll har det uttryckts en osäkerhet om kärnkraftindustrins förmåga att riva dessa anläggningar på ett säkert sätt. Intemationella program har startats, exempelvis OECD Nuclear Energy Agency’sCo— operative Programme on Decommissioning, for att visa att nedlagda kämlcraft-

verk kan rivas till s.k. green field conditions d.v.s. så att området därefter kan användas till vad som helst på ett sådant sätt att arbetarna, allmänheten och

miljön skyddas mot oacceptabel påverkan av strålning samt att detta kan göras till en acceptabel kostnad 1. I KASAMs rapport om kunskapsläget på kämavfallsområdet 1987 ingick ett kapitel nedläggning kärntelmiska anläggningar. Under de elva år som har om av gått sedan dess har många kärnkraftverk och kärnbränsleanläggningar avställts och, i del fall, rivits. Erfarenheterna från dessa projekt har gett oss väsentligt en ökade kunskaper på detta område, vilket är särskilt aktuellt mot bakgrund av Sveriges Riksdags beslut 1997 om avställning av en reaktor. I detta kapitel beskrivs några pågående rivningsprojekt och den teknik som nu tillämpas därvid. En översikt görs över situationen i Sverige beträffande beredskap för att kunna riva kärnkraftverk samt lagar och förordningar som gäller i Sverige. Slutligen sammanfattas aktuella inhemska och internationella diskussioner om rivningskostnader och friklassningsfrågor.

8.2 Bakgrund

Som nämndes i KASAMs 1987-års kunskapsrapport, kan en fullständig rivning av ett kärnkraftverk ske i flera etapper. IAEA har definierat tre stadier i rivningsförfarande enligt följ

° "Rivning uttrycket är som används SvenskKämbränslehantering av AB SKB fördetengelska ordet "decommissioning vilketdockkan täckahela processen av avställning drifi, demontering/bomransport av av system ochkomponenter samt demolering byggnader. av

Stadium Säker avställning med övervakning och periodisk inspektion

Stadium 2: Koncentration av radioaktivitet i minsta möjliga utrymme. Mindre övervakning och mindre tätt periodisk inspektion än för stadium 1

Stadium Allt radioaktivt material över ñiklassningsgränser avlägsnas. Området friklassas s.k. "green field conditions.

Se figur 8.1 som hämtats från referens 7.

Enligt av IAEA utgiven rapport "Nuclear Power in the World, April 1996 2, var 437 kärnreaktorer i drift under december 1995. I visas åldersrapporten fördelning av reaktorema i ett stapeldiagram. Med det diagrammet bas och som ett antagande av en 40-årig driftperiod for varje reaktor, kan första approxien mation göras om behovet reaktorrivning samt även när detta behov kan av väntas uppstå. Resultatet visas i tabell 8.1 nedan.

Tabell 8.1: Avställningstakt för världens kraflreaktorer

Period Antal reaktorer uppnår 40-års som "pensionsålder"

Det ska noteras att ovanstående tabell gäller avställning reaktorer, dvs. när av reaktorer kan väntas tas ur drift efter 40-års driftperiod. Själva rivningen kan en vara senare beroende på ett antal faktorer, t.ex.:

0 längden av perioden for säker avställning som varierar avsevärt i olika län-

der, 0 lagstiftning och institutionella faktorer, 0 tillgång till slutforvar för radioaktivt avfall, 0 för anläggningen specifika aspekter. Om t.ex. avställd reaktor vid ett verk en där andra reaktorer fortfarande är i drift, kan det finnas anlägggemensamma ningsdelar vars drift kunde störas rivningsarbete på den avställda reaktorn. av

awn PWR 1 I ‘ Reactor Building Hcuclov Building 1 1-v": i

Turbine Building i 1 Turbine BuiIcm9

vNl\z\\P I

Stage 2

Reamer Buildmg Reactor Building

Figur 8.1: Schematisk beskrivning av de tre rivningsstadierna för kärnkraftverk inklusive demolering av byggnader. Från referens

Vid många kraftverk i en rad länder pågår intensivt arbete pålife extension förlängning av driftperioden för reaktoranläggningar, vilket på ett signifikant sätt kan påverka det grundläggande antagandet om en 40-årig driftperiod. Förutom kraftreaktorer, var det över 320 forskningsreaktorer i drift år 1991, vilka kan väntas ställas av före kraftreaktorema. De flesta kommer att rivas, relativt snart efter avställning, av personal från forskningsinstitutet i fråga. Utrednings- och utvecklingsarbete inom området rivning av kämtekniska anläggningar pågår både nationellt och inom internationella organisationer som International Atomic Energy Agency IAEA, Wien, - EU-kommissionen EU, Bryssel, - OECD Nuclear Energy Agency OECD/NEA, Paris. - IAEA:s arbete riktar sig i huvudsak mot att utarbeta internationellt accepterade riktlinjer för olika aspekter av rivningsarbete och att sammanställa kunskapslägesrapporter om teknologier som utnyttjas. Två tekniska rapporter under bearbetning är: o Rivning av kämtekniska anläggningar, är reaktorer, som - Metoder för att minimera det radioaktiva avfallet från rengöring och rivning av kämtekniska anläggningar. EU har, mellan 1979 och 1994, genomfört tre stycken femåriga program som gav stöd till forsknings- och utvecklingsarbete på rivningsteknik i de olika medlemsländerna. Programmen inkluderade även delfinansiering av demonstrationsprojekt på reaktorer och en bränsleupparbetningsanläggning. Sedan slutet av det tredje femårsprogrammet har EU-frnansierade FoU-insatser minskat betydligt och begränsas till småpr0jekt,såsom insamling av data om olika rivningstekniker, m.m. Detta kan tas som ett tecken på att tekniken för rivning av kämkraftverk numera anses vara känd och etablerad. OECD/NEA’s Co-operative Programme on Decommissioning startades år 1985 för att utbyta erfarenheter och information om pågående rivningsprojekt. Målet med programmet var att samla sådana data, som sedan kan användas för att planera den framtida industriella fasen för rivning av kommersiella kärnkraftverk. Efter två femårsperioder förnyades programavtalet år 1995 för ytterligare fem år. Sverige har, genom Svensk Kämbränslehantering AB, svarat för programmets koordineringsfunktion från dess start. Programmet, som omfattade 10 projekt 1985, har för närvarande 1998 35 deltagande projekt från 13 länder. Utöver informationsutbyte, har programmet inrättat speciella arbetsgrupper för att studera viktigare centrala frågor av gemensamt intresse. Bland de frågor som analyseras för närvarande är rivningskostnader och återanvändning av material från rivningsprojekt.

8.3 Översikt över pågående projekt utomlands

Projekten i NEAs program representerar ett brett urval av rivningsprojekt som omfattar allt från experimentreaktorer till kommersiella reaktorer och upparbetningsanläggningar från pilot- till fullskala. Listan över deltagande projekt framgår av tabell 8.2, som även ger viss information om rivningsstadium, kostnader, mm. Det bör noteras att listan endast omfattar projekt som ingår i NEAprogrammet. Rivningsarbete pågår på många flera projekt i många länder. l de länder som deltar i NEA-programmet rivs även många andra anläggningar, speciellt laboratorier och fabriker som uppfördes i samband med kämvapentillverkning. Av de 35 projekten i tabell 8.2, har 8 anläggningar rivits till stadium 3 och respektive områden friklassats, dvs. förklarats fria från radiologiska restriktioner. Ytterligare 13 projekt ska drivas till stadium Fyra anläggningar har placerats i

olika grader av säker avställning stadium l eller 2. På resten av projekten

pågår aktivt arbete. Planering och genomförande av rivning skiljer sig från land till land, även från projekt till projekt i samma land. Förutom skillnader i anläggningstyper, kan även skillnader i organisatoriska och ekonomiska faktorer samt lagar starkt påverka uppläggningen och förloppet av ett rivningsprojekt. I det följande ges korta beskrivningar av några projekt som belyser detta.

m å 3 E 5 s

n. C 2 2 9

I 8 E .m H 5

E . . .N .m .m .m .m s .m

N m. m n

. E

x E N m w m N m m m

n b .

.m

m d .m m m

å

S .. . m .. 0 .

.. ..

m N 5 m m m m m N

n

_

J

M

M

o x

I E

M

o 8 u n

9 s

å S o M M m M M M M M

u o å E

A .m

Eurochemic upparbetningsanläggning Belgien

Eurochemic ägdes ursprungligen av ett konsortium av 13 länder men överfördes stegvis till belgiskt ägarskap efter avställning år 1975. Platsen har byggts om till en central käm-avfallshanteringsanläggning och utnyttjas även som ett centralt mellanlager för behandlat kämavfall. Företaget Belgoprocess etablerades for att ta hand om alla aktiviteter på platsen, inklusive rivningsprojektet. Några av kännetecknen för projektet är: Det planeras och genomförs med egen personal under en relativt lång tid. - Ett pilotprojekt utfördes på två små byggnader for att kontrollera teknik och kostnader samt träna personal. Det pågår ett målinriktat utvecklingsarbete på tekniksidan för att lösa problem inom projektet. signifikanta framsteg har uppnåtts såsom 0 Dekontaminering av betongytor: En raknings-teknik har utvecklats med ett diamantborrhuvud som ger en jämn yta förenklar mätning for friklassning, mindre sekundärt avfall och som är bekvämt att hantera för arbetarna. 0 Dekontaminering av metalliska komponenter med torr blästring. Omkring 85% av alla metalliska delar väntas kunna rengöras från radioaktivitet till friklassningsnivåer. 0 Ventilerade andningsmasker och tillhörande utrustning har utvecklats för arbete i alfakontaminerade zoner.

BR3 Belgien

BR3 var den första västeur0peiska tryckvattenreaktom. Reaktom avställdes år 1987. Rivningsprojektet har fått stöd från EUs forskningsfonder. Projektets första fas bestod av kemisk dekontaminering av primärkretsen rengöring från beläggning med -

radioaktivt material för reduktion av stråldos,

jämförelse av tre olika kaptekniker på tenniska skyddet i reaktorkärlet. - Primärkretsen dekontaminerades i april 1991. Metoden som tillämpades var Siemens CORD-process, som applicerades i tre omgångar. Totalt minskades

strålningens dosrat med en faktor 10 i medeltal.

De tre kapningsmetodema som testades var mekaniska metoder sågning, - "electro-discharge bearbetning EDM, -

Plasmaskäming i undervattenskammare.

-

Mekanisk sågning visade sig vara överlägsen de andra metoderna att genom det blev mindre sekundärt avfall och tidsåtgången var acceptabel jämfört med de andra metoderna. Således användes olika typer av mekanisk sågning under projektets andra fas, då de invändiga delarna i reaktorkärlet lyftes ut och segmenterades för placering i avfallsbehållare. Under fas 2 segmenterades också en sats invändiga delar, som hade bytts ut från reaktorkärlet för 30 år sedan, detta for att få erfarenhet av hantering av aktivt material efter 30 års "säker avställning. Projektet håller på att utveckla metoder för dekontaminering metallkompoav nenter till friklassningsnivå. Både blöta och torra blästringsmetoder har provats.

G2/G3 Frankrike

G2 och G3 var två gaskylda grañtmodererade reaktorer i drift mellan som var 1958 och 1980. Rivningsprojektet har resulterat i ett stadium 2 for anläggningen, med härddetaljer och andra interna delar inkapslade i reaktorkärlet förspänd av betong. De externa kretsarna inklusive ånggeneratorerna har demonterats. Projektets huvudaktivitet var borttagandet av de externa kretsarna, bestod som av 1500 2000 t kolstål i varje reaktor. En smältanläggning INFANTE bygg- des på plats för att smälta det kontaminerade materialet från kretsarna. Totalt smältes ca 4600 t vid INFANTE mellan April 1992 och Juni 1994 även material från andra kämtekniska anläggningar ingick i denna mängd. Göten som uppkom förvaras i väntan på ett slutförvar for mycket lågaktivt avfall eller för ett projekt for återanvändning av material inom kärnkraftindustrin. Själva anläggningen INFANTE rivs för närvarande. En större smältanny läggning håller på att byggas i närheten.

AT-l Frankrike

AT-l var pilotanläggningen för upparbetning av bridreaktorbränsle från reaktorema Rapsodie och Phénix. Anläggningen avställdes år 1979. Rivningsprojektet, som delvis är finansierat av EU, startades år 1982 och väntas färdigt år vara 1999. Projektets mest intressanta del var användningen den ljärrkontrollerade av rivningsmaskinen ATENA för arbete i de högaktiva cellerna. ATENA installerades på golvet i de åtkomliga rensade cellerna och dess 6 långa ledade m arm sträcktes för rivning av komponenter i annars icke åtkomliga högaktiva celler

medelst lämpliga manipulatorer. Detta arbete utfördes mellan 1990 och 1992 och efterföljdes av rivning av förrådsceller, verkstad, mm. Sedan 1995 har slutstädning pågått i cellerna, inklusive dekontaminering av betongytoma. Man har varit tvungen att ta borrprov för att kontrollera hur djupt in i väggarna radioaktivt material förekom.

KKN Niederaichbach Tyskland

Anläggningen vid KKN Niederaichbach var en 100 MWe gaskyld tungvattenmodererad reaktor. Den togs i drift 1972, avställdes 1974 och sattes isäker avställning status stadium l år 1981. Tillståndet för rivning till stadium 3 beviljades 1987, efter utdragna utfrågningar och domstolsprocesser. Ett huvuddrag i projektet var användningen av en specialkonstruerad, tjärrmanövrerad rivningsmaskin för att ta bort av de aktiverade komponenterna i reaktorkärlet. Denna högprecisions, roterande masttyp-maskin med manipulator utnyttjade många tekniker för demontering av de vertikalt orienterade invändiga detaljerna i trycktubsreaktom. Bland annat användes slipning, plasmaskäming, rörkniv, skruvborttagning, dammsugning. - Fjärrmanövrerad nedmontering och segmentering av KKNs härdkomponenter ägde under 1990-93. 522 t material togs ut med ett totalt radioaktivitetsinrum nehåll 8.6 10‘2Bq. Material har packats i 139 st avfallsbehållare, som skall x transporteras till Konrad slutförvar. Omkring 20 % av det uttagna materialet innehöll mindre än 200 Bq/g. Denna fraktion har skickats till smältanläggningen Siempelkamp i Krefeld för återanvändning, efter smälting, inom kämkraftindustrin t.ex. för att tillverka avfallsbehållare. Nästa åtgärd var borttagning av all aktiverad betong under april-november 1993. Därefter dekontaminerades alla ytor i byggnaden och ca 200 000 "friklassnings-mätningar gjordes, med efterföljande kontrollmätningar utförda av kämkrafts- och miljömyndigheter. Anläggningen befriades från att lyda under atomenergilagen, byggnaden demolerades ochgreen field status åstadkoms i juli 1995. Figur 8.2 visar bilder av KKN-anläggningen i drift och minnesstenen där anläggningen stod. Ett intressant särdrag KKN-rivningsprojektet var att det utfördes under ett av fastpriskontrakt med en huvudentreprenör.

MZFR Tyskland

MZFR var en 200 MWt tungvattenmodererad tryckvattenreaktor i drift som var i Karlsruhe från 1965 till 1984. Anläggningen håller på att rivas till ett Stadium 3 i flera steg efter varandra, med ett separat tillstånd for varje steg. Anläggningens rivning kommer att innebära att tar bort 72 000 t betong och 7200 t metall. man Ungefär 1000 t av betongen och 1680 t av metallen kommer att deponeras som radioaktivt avfall. Rivningen har börjat med nedmontering den konventionella delen. Turbiav

nen 150 t och generatom 130 t kommer att återanvändas vid andra verk.

De första fem stegen av projektet har avverkats. Bland annat har sekimdärsystemet rivits och primärkretsen dekontaminerats. Målet med dekontamineringen var att få så mycket som möjligt det kontaminerade materialet under 200 av Bq/g, vilket värde for närvarande är det högsta som tillåts vid Siempelkamps smältanläggning. Material under denna gräns kan återanvändas inom kärnkraftindustrin.

M

Tillståndet for det sjätte steget gavs i april 1997. Vid slutet av steg 6 kommer reaktorkärlet och dess interna delar vara de enda aktiva komponenterna vid verket. Steg 7 kommer att bestå av segmentering och borttagning av dessa komponenter och projektets sista steg kommer att bestå av rumsdekontaminering, friklassningsmätningar samt demontering av byggnaderna.

Greifswald Tyskland

Det finns åtta ryska tryckvattenreaktorer typ VVER vid Greifswaldverket i nord-

östra Tyskland ca 15 mil S om Trelleborg. Fyra hade varit i drift, en höll att

tas i drift, en var färdig att startas och två höll på att byggas år 1990, när det fattades ett beslut att ställa av och riva hela anläggningen. Rivningsprojekt vid .Greifswald är förmodligen det största reaktorrivningsprojektet i världen och är viktigt även av flera andra orsaker bl.a.: 0 Det gäller rivning av ett kärnkraftverk som har levererat omkring 17 000 MWår av elkraft genom åren. Anläggningen ska rivas fullständigt på ett sådant sätt att platsen kan återanvändas utan radiologiska begränsningar. 0 Det finns ett antal liknande reaktorer VVER i Ryssland och annorstädes som är färdiga for rivning. 0 En central idé i projektet är att kapa ut stora komponenter från reaktorbyggnader. De uttagna komponenterna flyttas till ett mellanlager där de förvaras for senare behandling dekontaminering och/eller segmentering. 0 Kraftverket har tidigare varit den största arbetsgivaren i distrikten. Att både byggverksamhet och lcraftproduktion upphört har lett till en drastisk minskning av personalstyrkan. Som en konsekvens har man tillämpat filosofin att utföra så mycket som möjligt av rivningsarbete med egen personal. Mellanlagret för bränsle och uttagna komponenter håller på att byggas. En färdigställd hall i lagret har redan tagits i bruk for att mellanlagra lågaktiva l00 Bq/g metall- komponenter från anläggningarna. När reaktorema avställdes fanns det bränsle i tre av reaktorema, i fyra av bränslebassängema samt i den centrala bassängen for bränsleförvaring. Enligt nu gällande tillstånd ska alla bränsleelement flyttas till torrförvar i CASTOR-typ kärl och kärlen ska placeras i mellanlagret fore juni 2000. Omflyttning av bränsleelement till CASTOR-kärlen är alltså en högprioriterad projektaktivitet.

JPDR Japan

Japan Power Demonstration Reactor JPDR var en 90 MWt kokarreaktor som var i drift mellan 1963 och 1976. Målen med rivningsprojektet, som sattes igång 1981, var att o få handgripliga erfarenheter om rivning, 0 utveckla/demonstrera lämpliga teknologier, 0 samla proj ektbaserade data om personaldos, avfall, kostnader, m.m. Projektet började med ett femårs forslcnings- och utvecklingsprogram på olika tekniker av intresse samt förberedelse av en rivningsplan. Utvecklingsarbetet fortsatte även efter att själva rivningsarbetet startades 1986, med storskaliga prov på olika tekniker. JPDR-projektet kännetecknas av det stora antal tekniker som utnyttjats och demonstrerats i de olika projektaktiviteterna. Reaktoms interna delar kapades med plasmaskäming. Röranslutningar till reaktorkärlet avlägsnades med sprängteknik eller med kapskivor. En s.k.arc saw användes for att segmentera reaktorkärlet. Demolering av biologiska skyddet av betong gjordes med diamantsågning och borrning, vattenstrålar med slipmedel eller sprängteknik. Flera metoder användes vid dekontaminering av betongytor. JPDR uppnådde stadium 3 "green field status under 1996. De data som samlades under projektets gång håller nu på att analyseras och utnyttjas i ett FoUprogram for den framtida rivningen av kommersiella kämkraftverk.

WAGR Storbritannien

Windscale Advanced Gas-cooled Reactor WAGR var en 100 MWt prototypreaktor som togs i drift 1962 och avställdes 1981. Rivningsprojektet, som delvis är EU-finansierat, körs som ett demonstrationsprojekt for brittiska reaktorer. De högaktiva interna delarna av reaktorn håller på att demonteras med en tjärrmanövrerad, centralt placerad rivningsmaskin. Tidigt under rivningsarbetet etablerades en rutt för avfallstransport ur reaktorkärlet till en specialbyggd anläggning for avfallspaketering, genom att två av ånggeneratorema hissades upp några meter. Sedan har alla 4 ånggeneratorema lyfts helt ut ur kärlet och transporterats till slutförvar vid Drigg c:a 40 km från WAGR, där de har gjutits in i betong. Rivningsprojektet vid WAGR har varit mycket påverkat av finansiella och politiska beslut som var svåra att förutse vid projektets start. Det statliga kraftverksbolaget Central Electricity Generating Board drog sig ut ur projektet två år

efter projektets start, vilket tvingade till minskning av den årliga budgeten. Projektet måste då drivas långsammare, med förlängd tidsplan och högre totalkostnad som resultat. Senare omorganiserades hela United Kingdom Atomic Energy Authority UKAEA som är WAGRs ägare. En stor del, AEA-Technology, bröts ut, privatiserades och är nu ett börs-noterat företag.

Fort St Vrain USA

Fort St Vrain anläggningen i Colorado var en 330 MWe högtemperatur gaskyld reaktor och var den enda reaktor av den typen som togs i kommersiell drift. Den levererade elström till nätet mellan 1976 och 1989. Verkets ägare, Public Service Company of Colorado, beslöt att totalriva anläggningen till ett stadium 3 efter en utredning som jämförde omedelbar rivning med alternativet att "säkert förvara" i 55 till 60 år. Bränslet flyttades till en tillfällig specialbyggd torr forvaringsanläggning på plats. Därefter startades rivningsprojektet i Juli 1992. Några av de mest intressanta aspekterna som kännetecknade Fort St Vrains rivningsprojekt är: 0 Fastpriskontrakt baserade på anbud, 0 Sågning med diamanttråd användes for att skära loss locket på reaktortryckkärlet av forspänd betong, 0 Alla genomforingar i reaktorkärlet avtätades, varefter kärlet fylldes med vatten unikt for ett gaskylt reaktorprojekt. De interna delarna segmenterades under vatten, 0 Mycket kort rivningsperiod 39 månader, 0 Bra relation med allmänheten tack vare mycket väl fungerande kommunikationer med kommunen, delstats- och federala myndigheter samt med media. Ett gaseldat kraftverk har sedan byggts på platsen.

Andra projekt

NEAs program omfattar for närvarande 35 projekt. Några karakteristiska drag hos 10 av dessa har beskrivits kortfattat ovan. De beskrivna projekten har valts for att belysa hur omständigheter och problem kan variera från projekt till projekt. Även de andra projekten, inte har beskrivits här har, vart och ett, sina som speciella drag som påverkar dess utförande.

8.4 Den svenska situationen

Som syns ovan deltar inte något svenskt projekt i NEA-programmet. Sverige har dock, jämfört med många andra länder, hög beredskap for rivning kämen av kraftverk, vad gäller infrastruktur, teknisk kunskap och fonderade Bland pengar. annat kan följ ande utpekas: Sverige har ett sedan många år väl fungerande slutforvar SFR for låg- och medelaktivt radioaktivt avfall. SFR är dock för närvarande enbart licensierat for att ta emot driftavfall. Sverige har också ett mellanlager för använt kämbränsle CLAB vilket gör att bränslet från en avställd reaktor, utan avsevärt dröjsmål, kan transporteras bort från reaktoranläggningen. Dessutom finns ett utprovat transportsystem som kan föra bränsle och avfall Sjövägen från de olika kärnkraftverken till CLAB respektive SFR. Det har samlats erfarenheter från rivning och teknik används vid rivning, som bl.a. genom o rivning av forskningsreaktom R1 i Stockholm och experimentanläggningar i Studsvik o byte av ånggeneratorer vid Ringhals o projekt FENIX vid Oskarshamn renovering Oskarshamn l reakav torn och andra större modemiseringsarbeten. Koordineringsfunktion av NEA-programmet har gjort det möjligt att hålla sig å jour med den tekniska utvecklingen i omvärlden. År 2010 beräknas det finnas tillräckliga medel i kämavfallsfonden for att täcka kostnader for rivning av kärnkraftverken och för att ta hand bränsle om och övrigt radioaktivt avfall. Även svenska myndigheter har en framförhållning for rivning av kärnkraftverk. Statens Strålskyddsinstitut har utkommit med preliminära överväganden och ställningstaganden vad avser avveckling av kämtekniska anläggningar 3. För att komplettera denna beredskapsbild ges nedan en beslqivning den av lagstiftning som gäller för rivning kämtekniska anläggningar i Sverige samt av en jämförelse mellan kostnadsuppskattningar for rivning i Sverige, Tyskland och USA.

Lagstiftning

De lagar styr rivning kärnkraftverk i Sverige är i huvudsak som av Lagen kämteknisk verksamhet SFS 1984:3 som bl.a. ålägger den som - om har tillstånd för sådan verksamhet att svara för att kämavfall uppkommit i verksamheten hanteras och slutförvaras 0 som på ett säkert sätt, anläggningarna avvecklas och rivs på ett säkert sätt vid slutet av 0 verksamheten. Strålskyddslagen SFS 1988:220 bl.a. kräver att den som har bedrivit - som verksamhet med strålning är ansvarig för att det radioaktiva avfall som uppkommit i verksamheten hanteras, och när det behövs, slutförvaras på ett från strålskyddssynpunkt tillfredsställande sätt. Lagen finansiering framtida utgifter för använt kämbränsle m.m. SFS - om av 1992:1537 ålägger att kämkraftverksinnehavama att varje år för Statens som Kämkraftinspektion redovisa kostnadsberäkning för alla åtgärder för en omhändertagande allt använt kämbränsle och radioaktivt avfall samt for av rivning av kämkraftverken. kärnkraftens avveckling 1997:1320. - Lagen om kommer flertalet föreskrifter, gäller under verkens driftperiod, Dessutom som tillämpbara under dess avveckling och rivning. Bland dessa finns att vara även föreskrifter dosgränser och personalstrålskydd för verksamhet med joniseom rande strålning, föreskrifter utsläppsgränser för radioaktiva ämnen, m.m. om SKIs allmänna föreskrift, träder i kraft 1999, täcker även det operativa skesom det avveckling s.k. avställningsdrift, lagring och hantering av använt kärnav bränsle och kämavfall inklusive själva rivningsfasen. SKI överväger om en speciell föreskrift för avveckling/rivning behövs t.ex. avseende alla steg i kedjan, rivning, behandling/hantering och slutförvaring etc. SKI kan alltid planering, meddela villkor för den enskilda anläggningen t.ex. Barsebäck 1 om detta annödvändigt från säkerhetssynpunkt. ses

Kostnadsuppskattningar för rivning

för rivning kärnkraftverk har varit omdiskuterad fråga under Kostnader av en år både nationellt och internationellt. Redan år 1989 etablerades, inom många NEA-programmet, specialgrupp för att identifiera möjliga orsaker till de stora en kostnadsskillnader rapporterades för de olika projekten inom programmet. som

Stora skillnader noterades även av Statens Kämkraftinspektion SKI mellan SKBs kostnadsuppskattningar för rivning av svenska kärnkraftverk och uppskattningar gjorda utomlands på rivning av likadana anläggningar. En konsult anlitades för att jämföra de svenska uppskattningarna med dem som gjorts för tyska och amerikanska anläggningar. I följande stycken sammanfattas resultaten av de två utredningarna.

NEA-programmets kostnadsgrupp 4

Kostnaderna jämfördes från 12 projekt. För att i möjligaste mån göra direkta jämförelser, förbereddes en kostnadsmatris, med kostnadsgrupper ñnfördelade i kostnadsposter samt perioden under vilket de uppkom. Dessutom delades varje kostnadspost under rubrikerna: arbete, kapitalkostnader och övrigt. upp Inkomna data måste rafñneras och omarbetas i flera omgångar i en dialog mellan och proj ektledama för att man skulle kunna göra jämförelsema. gruppen De två viktigaste lärdomama från kostnadsgruppens arbete var att det är mycket vanskligt att göra direkta jämförelser mellan kostnadsuppskattningar från olika länder. Angivna siffror, utan mycket definitioner kostnadspostsinnehåll, kan lätt missförstås och noggranna av missbrukas; det fanns ingen internationellt standardiserad lista över kostnadsposter eller metodologi för kostnadsuppskattning för rivningsproj ekt. Den sistnämnda bristen håller på att åtgärdas idag, Ett samarbete har etablerats, under NEA-prograrmnets kostnadsgrupp, för att ta fram en enhetlig, standardiserad lista över kostnadsposter och definitioner mellan programmets kostnadsgrupp, International Atomic Energy Agency IAEA och EU-kommissionen EU. Det är till stor nytta att detta arbete koordineras med pågående arbete i USA på "Harzardous, Toxic and Radioactive Waste Remedial Action" inom Energidepartementet, Försvarsdepartementet och Environmental Protection Agency motsvarigheten till Naturvårdsverket.

Jämförelse mellan svenska och utländska kostnadsuppskattningar

Vanskligheten med direkta kostnadsjämforelser mellan rivningsprojekt demonstrerades mycket tydligt när kostnadsuppskattningar gjorda av SKB för rivning av de 12 svenska kraftreaktorema jämfördes med liknande uppskattningar gjorda lqaftforetag i Tyskland respektive USA. Då den direkta jämförelsen visade att av de svenska uppskattningarna var signifikant lägre än de utländska, anlitades det

schweiziska företaget NAC International Statens Kämlcraftinspektion SKI av för att undersöka vilka orsaker kunde ligga bakom skillnaderna. NAC Intersom national presenterade sin analys i två rapporter till SKI 5, 6. De nominella skillnaderna i uppskattningama, efter viss "normalisering" för att möjliggöra en meningsfull kostnadsjämförelse, framgår tabell 8.3: av

Tabell 8.3: Referensreaktorer och normaliserade kostnadsuppskattningar 6

Land Reaktor Typ Effekt Startår Kostnad MW MSEK

SV°9° Oskarshamn 3 BWR 1160 1985 1258 Ringhals 2 PWR 875 1975 902

Tyskland Brunsbüttel BWR 770 1975 3225 Biblis A PWR l 146 1977 2631

USA WNP-2 BWR 1095 1984 1763 Trojan PWR 1095 1976 1425

Beräknadeefter växelkurs 1994-01-01: l DEM 4.8 SEK l USD 8.3 SEK

Det framgår av NAC Internationals analys att Tidsåtgången och maninsatsema för vissa av huvudaktivitetema såsom avställningsdrift och rivningsarbete varierar med upp till en faktor 4 mellan de olika länderna. Detta kan förklaras av institutionella eller infrastrukturella orsaker såsom 0 Storleksbegränsningar i kollistorlek till det tyska slutförvaret gör att uttagna komponenter måste kapas ned i betydligt mindre bitar än i Sverige, där standard ISO containrar används för transport och slutförvar. 0 Bristen i USA på en CLAB-liknande anläggning kan ta emot som använt bränsle för mellanlagiing medför att varje kämkraftverksoperatör själv måste lösa sitt problem med reaktorns bränsle, och så länge det finns bränsle i reaktoranläggningen, måste det finnas eller en mer mindre komplett driftsorganisation.

Tillgången till ett effektivt avfallshanteringssystem redan är i drift, och - som inkluderar både transport och slutförvar, ger en mycket signifikant kostnadsfördel för Sverige. Sammanfattningsvis ger NAC International följande förklaringar till de till synes stora kostnadsskillnaderna i tabell 8.3:

Tyskland/Sverige Av de redovisade skillnaderna på 1967 MSEK för BWR och 1729 MSEK för PWR utgör:

Resten kan förklaras av viss undervärdering av den svenska kronan i växelkursen.

USA/Sverige Tabell 8.3 redovisar högre kostnader i USA, en skillnad på 505 MSEK för BWR och 523 MSEK för PWR. I sina uppskattningar USA högre löner färre mantimmar än Sverianger men ge, med totalt lägre lönekostnader för rivning. Men den fördelen vägs mer än väl upp av posterna för byggnadsrivning, avfallshantering och försäkringar. Totalt kan dessa poster tillsammans förklara 69 % BWR-skillnaden och 63 % den av av för PWR. Växelkursjusteringar kan vara förklaringen till nästan hela kvarvarande skillnaden för BWR och allt utom 10 % den för PWR. av

8.5 Rivningsavfall och friklassning

Radioaktiva ämnen i material, som har uppstått i verksamhet under myndigen hetskontroll, kan friklassas om de uppfyller vissa fiiklassningskriterier. De internationella kriterierna för friklassning är att individdosen underskrider lOpSv/år och kollektivdosen underskrider l manSv/års verksamhet, alternativt att skyddet har bevisats vara optimerat.

Om villkor for användning av materialet behöver sättas av strålskyddsskäl, gäller det inte längre friklassning utan användning under myndighetskontroll med dosgränser och optimering. Kostnaden for omhändertagande av de stora mängder kontaminerat material uppkommer vid rivning kämkraftverk utgör en betydande del upp till som av 25% totalkostnadema for sådana projekt. Således har minskning av mängden av material måste deponeras radioaktivt avfall varit ett högprioriterat mål som som

för projektledare. Återvinning av material eller dess direkta återanvändning el-

ler deponering for användning utan radiologiska restriktioner är ett sätt att uppnå detta mål. Dessutom bidrar återvinning, speciellt av metaller, till bevarande världens naturresurser samt miljövård. De kriterier som finns för friklassning av återvinningsbart material tillämpas dock på olika sätt i olika länder, vilket beav gränsar möjligheterna for återvinning. Diskussioner om friklassning för återvinning pågår huvudsakligen inom International Commission Radiation Protection ICRP, som har tagit fram - on de grundläggande principerna för skydd mot joniserande strålning 8. International Atomic Energy Agency IAEA som har försökt översätta de allmänna principerna till rekommendationer om nuklidspeciñka friklassningsnivåer. EU-kommissionen EU som håller med egna rekommendationer till länder inom den europeiska unionen. NEA programmets Task Group on Recycling and Reuse, som kan betraktas representanter för de framtida användarna av rekommendationer och som kriterier IAEA och EU häller på att ta fram. NEA-programmets grupp har som studerat återvinning i sin helhet, inklusive dagens praxis, lämpliga teknologier samt har analyserat internationellt föreslagna rekommendationer och kriterier för friklassning l 2. I samband med arbete och diskussioner i detta område används ett antal uttryck för att definiera vissa specifika händelser och villkor. Några väl etablerade svenska termer finns ännu inte inom friklassningsområdet:

En typ undantag som på engelska kallas gäller strålkällor som

av inte kan regleras med lagstiftning, t.ex. K-40 i människokroppen, kosmisk strålning vid markytan m.m. En typ undantag eng. Exemption användes tidigare for att beteckannan av na allt radioaktivt material utanför myndighetskontroll, dvs. både material som helt undantas kontroll samt även det som har varit reglerat och sedan friklassats. Senare har uttrycket begränsats till att gälla endast radioaktivt material som aldrig tas under myndighetskontroll.

Friklassning Clearance gäller material som friklassats från myndighetskon-

troll. År 1988 utgav IAEA och NEA i samarbete dokumentet Safety Series 89 9 för att styra policyn förexemption och clearance. Det föreslogs att allmänheten inte borde utsättas för mer än 10 pSv/år/verksamhet practice

motsvarande en livstidsrisk för cancerfatalitet på 5 1O7. Baserat på detta har

x både IAEA och EU utkommit med rekommenderade nuklidspecifika koncentrationsnivåer för friklassning c1earance 10, l Förutom dessa dokument har både IAEA och EU utgivit var sin s.k. "Basic Safety Standards 14, 15 för skydd mot joniserande strålning. Båda dokumenten anger listor över nuklidspecifikaexemption nivåer. För nuklider av intres-

se för kämlcraftsindustrin i detta sammanhang lågaktivt avfall är exemptionsni-

våema en faktor 10 högre än ñiklassningsnivâema. Både IAEA och EU har i sina rekommendationer endast tagit hänsyn till radiologiska risker i samband med friklassning av material. NEAs studiegrupp har försökt betrakta återvinning i ett bredare sammanhang och tagit med både radiologiska och icke-radiologiska risker i sin analys. Gruppen jämförde återvinning av 50 000 t stålslqot, utnyttjat så att den maximala individdosen var begränsad till 10 uSv/år, med deponering av densamma som radioaktivt avfall och nyproduktion av lika mycket stål i USA. Resultatet av jämförelsen framgår av Tabell 8.4 och visar att de radiologiska riskerna i samband med båda alternativen är mycket små jämfört med de icke radiologiska, de icke radiologiska riskerna är mycket lägre för fallet med återvinning därför att produkttillverlming startar med skrot. Huvudsakli gen undviks riskerna vid malmbrytning. Strålskydd och hantering av radioaktivt material har hittills huvudsakligen gällt artificiella nuklider som uppkommer i kämbränslecykeln Nuclear Industry NI. Under de senaste åren har det blivit en ökande medvetenhet om naturligt förekommande radioaktivt material Naturally Occurring Radioactive Material NORM och dess ökade koncentration i flera industrier utanför kämbränslecykeln Non-nuclear Industries NNI. Detta teknologiskt koncentrerade NORM inom NNI har samma aktivitetsnivåer som lågaktivt kämavfall och är jämförbart med kandidatrnaterial för "exemption" och c1earance inom NI, men förekommer i mycket större mängder. Lagar för reglering av sådant NORM är under bearbetning både i USA och Europa. I USA har ett koncept utgivits till Suggested State Regulations on Natu-

rally Occurring Radioactive Material NORM. Som nämndes tidigare har EU i Europa givit ut ett direktiv, i maj 1996, med reviderade säkerhetsnormer Basic

Safety Standards gällande strålskydd både for arbetare och allmänheten. Direk-

tiven täcker radioaktivitet både i Nl och NNI och måste ratificeras ECav medlemsländerna inom 4 år fore maj 2000 l5.

Tabell 8.4: Sammanfattning av hälsorisker med olika sätt att hantera radioaktivt metallskrot.

Impact categories RecycIe/reuse Dispose and replace

Radiological risk 10 to 10" fatal risk to Potential elevated 0 cancer o cancer metal workers and public risk to miners o 10: to 10" population risk per year of practice

Non-radiological risks c Accidents workplace o About 7 fatalities or serious 0 About 14 fatalities or injuries to workers seriousinjuries to workers 0 Accidents 102 fatality risk to workers 0 transportation 0 10" fatality risk to workers and and public 0 Chemical exposure public 0 10‘ fatal cancer risk to from smelting 0 10" fatal cancer risk to workers; workers; 10‘ to public 0 Chemical exposure 10 to public 1 fatal risk to 0 cancer from eoke production 0 None workers; 10 to public

Risk estimates represent maximum individual lifetime risk associated with 50 OOO-t a throughput, operated so that individual dosedoes not exceed 10 pSv/a.

Maximum individual lifetime risk of cancer fatality resulting from one year of exposure at the maximum permissible concentration the United States.

Det är viktigt, för allmänhetens förståelse, att all radioaktivitet måste regleras på ett begripligt konsekvent sätt. I de nyutgivna reglerna från US Nuclear Regulatory Commission för friklassning av kämkraftanläggningsplatser, har angivit man ett kriterium av 250 pSv/år som medeldos till medlem kritisk bland av grupp allmänheten Jfr Safety Series 89:s 10 uSv/fir. Individdosnivån på 250 pSv/år är

också foreslageni koncept till regler beträffande NORM-avfall i USA.

EU:s Basic Safety Standards delar upp industrier som hanterar radioaktivitet i två olika typer: practices där radionuklider hanteras med hänsyn till deras radioaktiva, fissila eller fertila egenskaper, work activities där naturligt förekommande radioaktivitet koncentreras i produktionssystem, produkt, biprodukt eller avfall. Som exempel kan nämnas att practices gäller NI och "work activities" omfattar NNI såsom fosfat- och oljeindustrier. Dagens reglering av NORM material är mycket inkonsekvent jämfört med regler för hantering av liknande material inom NI som framgår av följande: De allmänna friklassningsgränsema för specifik aktivitet i Sverige för material från kämkraftsindustrin är 500 Bq/kg för beta- och gammastrålare och 100 Bq/kg för alfastrålare dvs. 0.5 respektive 0.1 Bq/g. Enligt gällande direktiv 84/467/Euratom 0984 undantas - EU:s nu radioaktivitet med koncentration lägre än 100 Bq/g eller för Solid natural material 500 Bq/g myndighetskontroll. Dessutom tolkas direktiven olika i olika länder: o I Holland används 100 Bq/g-nivån för exemption av avfall från olje/gasindustnn. Oxidskal från rörsystem på oljeplattform, med aktivitetsnivå understigande denna nivå, hanteras, inte som radioaktivt, men som kemiskt avfall. 0 I Tyskland däremot används 500 Bq/g-nivån för samma typ av material l3. Vid offshore anläggningar från många länder, mals sådant skal med speciñk aktivitet på flera hundra Bq/ g till pulver, blandas med vatten och pumpas ut i havet l 3. Betong från rivning av kärnkraftverket MZFR, Karlsruhe, Tyskland, användes som ballastrnaterial på vägarna i Karlsruhe. Friklassningsnivån var 0.5 Bq/g för beta-gamma och 0.05 Bq/g alfastrålare l. Nyligen gavs tillstånd till ett företag i norra Tyskland för att använda slagg från smältning av skrot från olje/gas-industrin for samma ändamål: fyllnadsmaterial för vägar. Friklassningsnivån var i detta fall 65 Bq/g Ra 226. Det krävdes en utspädning med en faktor vilket gjorde en effektiv fnklassningsnivå på drygt 16 Bq/g l3.

EU-direktivet 84/467gällerfortfarande men skall ersättas av direktiv96/29/Euratom ofta kallat BSS, Basic Safety Standard som antogs av rådet maj1996.Fråndetta 13 datum harmedlemsländerna fyraårpå sig att implementera direktiveti nationella regelverk. Det nya direktivet, som alla praktikenstöder på,harnuk- i sig lidspeciñkas.k.undantagsnivåer, som ersätter de nivåer somanges här.

Skillnaden i friklassningsnivåer for radioaktivitet från de två olika källorna är mycket svår att förklara från strålskyddssynpunkt, eftersom användningsområdet är detsamma. Exemptionnivåema i EU-direktivet gäller endast radioaktivitet inom NI. Det finns ingen motsvarande lista för work activities" NNI. I vissa rapporter utgivna av EU, förekommer dock uttalanden som verkar antyda att en inkonsekvent dubbelstandard och andra kriterier skulle kunna gälla för exemption/clearance av material från NNI. Som exempel: 0 "The same radiological criteria as for exemption in NI cannot be applied" l6. 0 The concept of tnviality of individual doses does not seem to be relevant l6. Trivialitctskonceptet är grundstenen för Safety Series 89s lOuSV/a 0 Table A of Annex l EC BSS not meant to apply to natural radioactive substances ansing in bulk from oil and gas production. Presentationer och diskussioner vid ett möte, som hölls i Amsterdam i September, 1997, om radioaktivitet i NNI, speglade också dessa åsikter. Frågan om samma eller olika kriterier skall gälla för exemption/friklassning av material från NI respektive NNI verkar inte vara avgjord ännu. Det kommer att bli mycket svårt att, från strålskyddssynpunkt, motivera olika normer. Skillnaden beror ofta på att flertalet länder och organisationer använder individdoskriteriet 10 uSv per år och därur härleder friklassningsnivåer. Beroende på omständigheter i landet t.ex. hur material används och vilka volymer som är aktuella kan olika friklassningsnivåer erhållas Bq/g. Det är givetvis eftersträvansvärt att fastställa friklassningsnivåer som så många länder som möjligt kan enas om, särskilt för material som transporteras mellan länder t.ex. skrot. I sådana diskussioner måste acceptansen hos t.ex. allmänheten också beaktas.

8.6 Sammanfattning

Rivning av kärnkraftverk pågår i många länder. Utförda projekt, bland annat inom OECD/Nuclear Energy Agencys program, har visat att det är tekniskt möjligt att riva kärnkraftverk och avlägsna all artificiell radioaktivitet från anläggningsplatsen. Det har också demonstrerats att detta kan göras på ett sätt så att arbetar-

allmänheten och miljön skyddas mot oacceptabel påverkan från radiologisk na, strålning. Sverige har särskilt hög beredskap för rivning av kämkraftverk, vad gäller en teknisk kunskap, fonderade och infrastruktur för att ta hand om det pengar en rivningsavfall uppstår. Beredskapen omfattar även myndigheterna som har som börjat förbereda nödvändiga överväganden och ställningstaganden. De relativt låga kostnader har uppskattats i Sverige, jämfört med vissa andra länder, har som efter närmare analys visat sig bero mycket på den infrastruktur som är redan på plats och på andra institutionella faktorer. Återvinning kontaminerat material från rivning av kämtekniska anläggav ningar kan, på ett signifikant sätt, minska rivningskostnadema. Friklassningsnivåer för radioaktivt material och andra kriterier för att möjliggöra återvinning diskuteras i många internationella organisationer. Under senare år har diskussioomfattat även radioaktivt material från icke"nukleära industrier, där nanerna turligt förekommande radioaktivitet teknologiskt koncentreras till ungefär samnivåer somipåträffas i lågaktivt kämkraftsavfall, men uppstår i mycket större ma mängder.

Referenser

The NEA Co-operative Programme on Decommissioning The First Ten Years 1985-1995 OECD Nuclear Energy Agency, Paris, 1996.

Nuclear Power Reactors in the World, April 1996 Reference Data Series No. 2 International Atomic Energy Agency, April 1996.

Strålskyddsöverväganden i samband med avveckling av kämteloriska anläggningar. Statens Strålskyddsinstitut Huvudenheten för kämenergitillsyn. 6 Februari 1996.

OECD/NEA Co-operative Programme on Decommissioning Report from the Task Group on Decommissioning Costs CPD/DOC2l4 June 1991

Comparisons of Cost Estimates of Nuclear Power Reactor Decommissioning in Sweden, Germany and the United States, Revision NAC Intemational, Zurich September 1995

Selected Detailed Analysis of Swedish and German Decommissioning Estimates, Final Report NAC International, Zurich September 1995

PAUL R Comparison of the Methodology of Decommissioning Cost Estimations in Sweden and Germany SKB Arbetsrapport 95-25 Mars 1995

1990 Recommendations of the International Commission Radiological Proon tection. ICRP 60 Pergamon Press 1991

INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY Principles for the Exemption of Radiation Sources and Practices from Regulatory Controll. IAEA Safety Series No 89, Vienna 1988

INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY Clearance Levels for Radionuclides in Solid Materials Interim Report for Comment IAEA TECDOC-855 January 1996

Recommended Radiological Protection Criteria for the Recycling of Metals from the Dismantling of Nuclear Installations. European Commission Draft February 1995

OECD NUCLEAR ENERGY AGENCY Nuclear Decommissioning Recycling and Reuse of Scrap Metals OECD 1996

VAN VEERS A W et Current Practices of Dealing with Natural Radioactivity from Oil and Gas Production in EU Member States. Nuclear Science and Technology. European Commission EUR 17621 EN 1997

International Basic Safety Standards for Protection against Ionising Radiation and the Safety of Radiation Sources. IAEA, FAO, ILO, OECD/NEA, WHO and PAHO, 1994

EUROPEAN COMMISSION Council Directive 96/29/Euratom of 13 May 1996 laying down basic safety standards for the protection of workers and the general public against the dangers arising from ionising radiation.

MARTIN A et Materials containing natural radionuclides in enhanced concentrations. Nuclear Science and Technology. European Commission EUR 17625 EN 1997

9. Internationellöversikt

En allmän tendens är att kämavfallsprogrammen i olika länder lämnat stadiet av allmän kunskapsuppbyggnad och metodutveckling. I stort sett har man valt metoder för omhändertagande och djupförvaring av använt kärnbränsle och kärnavfall. Nu pågår mer tillämpad forskning och utveckling, bl.a. annat i underjordiska berglaboratorier. I några länder sker detta parallellt med program för att välja plats för ett djupförvar. Samtidigt som programmen har kommit in i ett skede av genomförande fortgår bevakningen av den tekniska och vetenskapliga utvecklingen, bl.a. om transmutation. I några länder har programmen rönt motgångar beroende på bristande stöd från allmänheten. Här beskrivs kortfattat den senaste tidens utveckling i några länder av särskilt intresse i sammanhanget: Finland, Storbritannien, Frankrike och Kanada. Beskrivningen begränsas till använt kämbränsle och högaktivt avfall förutom för Storbritannien, där en platsvalsprocess avseende slutförvaring av medelaktivt långlivat avfall nyligen har stoppats efter en offentlig utfrågning.

9.1 Finland

Tidigare exporterades det använda bränslet från Lovisa kärnkraftverk till Ryssland för upparbetning. Nu förbjuder Finlands kämenergilag export och import av kärnavfall. Bränslet från de båda finska kärnkraftverken i Lovisa och Olkiluoto planeras nu att placeras i ett gemensamt förvar. I likhet med situationen i Sverige har kraftbolagen bildat ett särskilt bolag, Posiva Oy, som svarar för kämavfallshanteringen. Liksom i Sverige ansvarar den som producerar avfallet, d.v.s. kämkraftbolagen, för dess omhändertagande och slutdeponering. Staten övervakar programmet. Handels- och industnministeriet har det övergripande ansvaret för tillsynen, medan Strålsäkerhetscentralen övervakar säkerheten, utfärdar föreskrifter och ger utlåtanden om säkerheten. Kraftbolagen ansvarar for alla kostnader som sammanhänger med slutforvaringen. Medel reserveras fortlöpande i en kärnavfallsfond, som administreras av ministeriet. I dagens penningvärde beräknas kostnaderna för slutförvaringen till 3.8 miljarder mark. Även de tekniska planerna har stora likheter med de svenska. Det använda bränslet innesluts i kapslar bestående av en kärna av järn som omges av en kop-

parcylinder med en tjocklek av 5 cm. Kapslama deponeras 400-700 meter Lnder markytan och omges av ett lager med skyddande bentonitlera. Platsvalsprocessen i Finland började med en omfattande inventering av berggrunden som resulterade i ett stort antal möjliga områden. Nu har undersökuingarna koncentrerats till fyra platser: Olkiluoto vid Bottenviken 0 Romuvaara i Kuhmo i östra Finland nära ryska gränsen Lovisa vid Finska viken Kivetty i Äänekoski i mellersta Finland Två av de möjliga platserna, vid Olkiluoto och Lovisa, ligger nära de båda kärnkraftverken. Posiva har etablerat lokalkontor i de samhällen som ligger närmast de fyra potentiella slutförvarsplatsema, och bolaget bedriver där informations- och kontaktverksamhet. Enligt statsrådets tidigare beslut om utredningsarbetet för slutdeponeringen skall valet av slutförvarsplats göras före utgången av år 2000 och slutförvaringen inledas år 2020. För slutförvarsanläggningen behövs statsrådets principbeslut som skall stadfastas av riksdagen. För att fatta principbeslut behövs: 0 kommunfullmäktiges acceptans för lokaliseringen vetorätt 0 preliminär bedömning av anläggningens säkerhet av STUK o en miljökonsekvensbedömning Det finska programmet har nu således konkretiserats så långt att det finns fyra kandidatplatser för ett slutförvar, och beslut om plats skall tas år 2000. Finlands Miljöministerium har nu med anledning av detta sänt ett brev med anmälan till de svenska myndigheterna om dessa planer. Denna anmälan bygger på artikel 3 i konventionen om miljökonsekvensbeskrivningar i ett gränsöverskridande sammanhang utarbetats FNs ekonomiska kommission för Europa, ECE, den som av s.k. Esbokonventionen. I brevet ber ministeriet naturvårdsverket, som är ansvarig svensk myndighet, att meddela om de svenska myndigheterna och/eller medborgarna ämnar delta i förfarandet vid bedömningen av miljökonsekvenserna och sitt utlåtande det finska för miljökonsekvensbedömatt ge om programmet ningar.

9.2 Storbritannien

Storbritannien har sedan länge haft inställningen att tills vidare under en femtioårsperiod vänta med aktiva åtgärder för djupförvaring och platsval för det högaktiva avfallet. Denna inriktning kvarstår, även om det under senare år har fram-

kommit rekommendationer att man borde ändra denna policy. Det använda bränslet förvaras vid kärnkraftverken och vid Sellafield. Även Storbritannien således har valt inta passiv hållning beträffande om att en det högaktiva avfallet har man bedrivit ingående studier gällande djupförvaring av låg- och medelaktivt avfall. Ansvaret för detta arbete vilar på bolaget Nirex. Det bör påpekas att detta avfall som till stor del kommer från upparbetningsan- , läggningen i Sellafield, innehåller betydligt större mängder av långlivade radionuklider än det avfall som deponeras i det svenska slutförvaret för driftavfall, SFR i Forsmark. Nirex arbete har varit målinriktat på att utveckla metoder för deponering och att utse plats för djupförvaret. År 1987 presenterades The Way en rapporten Forward som angav principer för platsvalsprocessen. I inledningsskedet övervägdes ett stort antal olika typer geologiska media för ett slutförvar. År 1989 av angavs två kandidatplatser, och år 1995 gav man in en ansökan om att bygga ett forskningslaboratorium Rock Characterization Facility på en tänkt slutförvarsplats vid Sellafield i Cumbria. Nirex hävdade formellt i den procedur som

följde se nedan att ansökan gällde bara ett berglaboratorium. I verkligheten ut-

gjorde anläggningen dock ett led i att undersöka om platsen var lämplig för ett slutförvar, och den kan närmast jämföras vid detaljundersökningen i det svenska programmet. Ansökan hade föregåtts av undersökningar på platsen till en kostnad av över 250 miljoner pund. I enlighet med det engelska systemet ankom det på Cumbria County att ta ställning till denna ansökan. Ansökan avvisades. När Nirex överklagade ansökan måste den behandlas i ett "Planning Inquiry med en procedur i domstolsliknande former. Förhandlingarna som pågick under nästan sex månader kom att handla om ett stort antal frågor, som t.ex. platsvalsprocessen, anläggningens

förläggning intill gränsen för det skyddadeLake District" och säkerheten hos

ett slutförvar på platsen. Cumbria County hävdade bl.a. att platsvalsprocessen hade genomförts utan insyn från allmänheten och att den medvetet styrts till den plats som Nirex föredrog med hänsyn till dess närhet till Sellafield. Cirka ett år efter att förhandlingarna avslutats kom en rapport från den Inspector som lett förhandlingarna med rekommendationer till regeringen. I enlighet med dessa rekommendationer avslogs Nirex ansökan, med hänsyn till att platsen inte bedömdes lämplig för ändamålet. Kämavfallsprogrammet i Storbritannien måste nu omprövas. Bland annat pågår en utvärdering av en kommitté till House of Lords. Regeringen har också ett rådgivande organ, Radioactive Waste Management Advisory Committee RWMAC till sitt förfogande. Det återstår att se vilka konsekvenser omprövningen kommer att få. Platsvalsprocessen som Nirex genomförde och former för

allmänhetens deltagande hör till de frågor som diskuteras. Det engelska systemet med domstolsliknande prövning uppmuntrar inte till dialog mellan olika parter på det sätt som förekommer i Sverige inom ramen för MKB-förfarandet.

9.3 Frankrike

Frankrike har ett stort kämkraftprogram med 29 reaktorer och en upparbetningsanläggning i Le Hague. Den producerade avfallsvolymen blir i motsvarande grad omfattande med ett stort antal avfallskategorier. Inriktningen har hittills varit att upparbeta allt använt bränsle och att slutforvara förglasat högaktivt avfall. En utredning som publicerades år 1995 indikerar emellertid att Frankrike kan komma att överväga att direktdeponera en del av kämbränslet utan upparbetning. Det statliga organet ANDRA har totalansvar för avfallsprogrammet. Det franska programmet omfattar också forskning om transmutation och ytnära förvaring. För dessa delar av programmet ansvarar det franska atomenergiorganet CEA. Under 1980-talet valde ANDRA efter en systematisk urvalsprocedur fyra kandidatplatser för ett förvar. Planerna mötte emellertid omfattande protester i de utvalda områdena, vilket föranledde regeringen att tillfälligt stoppa platsvalsprogrammet. År 1991 beslutade parlamentet lag innebär att två om en ny som platser skall väljas för underjordiska laboratorier, varav en plats senare eventuellt skulle kunna utvecklas till ett förvar. En medlem av parlamentet, Christian Bataille, tillsattes som medlare med syfte att dessa två platser skulle kunna identifieras. Bataille hade mandat att ge kommunerna ekonomisk kompensation med 10-15 miljoner FF per år. Efter att ha gjort översikt över landet med avseende på geologi och andra förutsätten ningar kunde Bataille avge en rapport med namngivande av ett antal frivilliga kommuner. Efter ytterligare undersökningar föreslog ANDRA tre platser. Där genomfördes utfrågningar med deltagande av lokala politiker och allmänhet, också från grannkommuner. ANDRA väntar nu på regeringsbeslut om att få börja bygga laboratorium på någon eller några platserna. Även lagen från år 1991 utav om går från att två laboratorier ska byggas föreslår ANDRA nu att man använder alla tre platserna. Ett beslut väntas under 1998. Programmet granskas varje år av en särskilt tillsatt kommission, National Evaluation Commission, CNE, bestående personer med hög vetenskaplig av kompetens på relevanta områden. Kommissionen har varit kritisk till delar av ANDRAs Kritiken gäller särskilt de tre platser som valts och program. en av

kommissionen föreslår att ANDRA tar fram ett alternativ till den platsen. Om ANDRA vill bygga ett förvar på någon av platserna måste man ha ansökt om detta hos Parlamentet senast år 2006. CNE har även diskuterat möjligheten till forsöksdeponering under en begränsad period, något som skulle motsvara den första etappen av ett förvar i det svenska programmet.

9.4 Kanada

I Kanada avser man, liksom i Sverige, att direktdeponera det använda kämbränslet utan upparbetning. Förvaringen planeras till 500- 1000 meters djup i kristallint berg. Programmet har varit indelat i fyra faser: forskning, metodvärdering, platsval och byggande av ett förvar. Atomic Energy of Canada Ltd, AECL har haft ansvaret för programmet som har varit mycket omfattande med bl.a. fältstudier och ett underjordiskt laboratorium. Forskningsfasen avslutades 1992, varefter AECL skulle ta fram en miljökonsekvens-beskrivning for metoden för slutförvaring. Detta MKB-dokument lämnades in till myndigheterna år 1994. Därefter påbörjades en period med kommentarer från allmänhet och ett hearingförfarande. Det omfattade tre faser: en fas med sociopolitiska frågor, en andra fas gällande teknik och en tredje fas med lokala utfrågningar på ett stort antal platser i Kanada. Avsikten var att utvärdera AECLs koncept för slutförvar. Dessa utfrågningar hölls av den kanadensiska myndigheten som för ändamålet hade tillsatt panel bestående av experter inom både teknik och sociologi. Proen ceduren innehöll också ett system för olika organisationer och för allmänheten att ansöka om medel för att kunna ge synpunkter på AECLs redovisning. I mars 1998 publicerades panelens rapport. I huvudsak är slutsatsen att slutförvaringen bedömdes som tekniskt godtagbar, men att den inte har den grad av acceptans behövs för att programmet skall kunna bedrivas vidare med som platsundersökningar. Panelen angav ett antal rekommendationer för att man ska kunna uppnå stöd från allmänheten. Bland rekommendationerna kan nämnas: Skapande av en ny myndighet för kämavfallshantering Granskning av säkerhetsmyndighetens krav Framtagande av en plan for allmänhetens deltagande Utveckling av en procedur för etiska och sociala bedömningar Utveckling av och jämförelse med andra alternativ för att ta om hand det använda kämbränslet.

Innan detta har gjorts och innan man har en bredare acceptans for avfallshanteringen bör man inte fortsätta med platsvalet, menade expertpanelen. Regeringen har ännu inte tagit beslut med anledning panelens slutsatser, dessa av men innebär rimligen en allvarlig motgång for kämavfallsprogrammet i Kanada.

9.5 Sammanfattning

Denna sammanställning visar en splittrad bild av kämavfallsprogrammen i olika länder. I Kanada och Storbritannien har rönt betydande motgångar, programmen i det ena fallet i platsvalet, i det andra fallet redan i utvärderingen den metod av som valts för förvaring. Även i Schweiz har programmet rönt liknande motgång-

ar. I Finland å andra sidan fortsätter programmet det varit planerat under som en längre tid. Man står nu inför val av plats for ett slutförvar år 2000, vilket innebär att Finland förutom USA är det land som ligger längst fram när det gäller att finna en lösning på avfallsproblemet. Även i Frankrike finns pågående platsen valsprocess som dock kommer att ta mer tid att underjordiska laboratorigenom er först skall byggas och vara i drift under ett antal år innan det slutliga platsvalet görs. I USA finns redan en utsedd plats, Yucea Mountain i staten Nevada, där undersökningar pågår i berget. Processen i USA är dock svår att förutse på grund av komplicerade organisatoriska förhållanden och på grund att Nevada fortfaav rande motsätter sig planerna. Ett gemensamt problem i flertalet länder är att utforma lämpliga procedurer for allmänhetens insyn och deltagande. De omvärderingar måste göras i som nu Kanada och Storbritannien måste leda till lösningar på detta problem om programmen skall kunna komma vidare. Det finns emellertid också andra erfarenheter. I Frankrike har det kraftiga motstånd som fanns på tilltänkta platser ersatts av en procedur med större inflytande från allmänheten, och i varje fall tills som vidare i stort sett accepteras lokalbefolkningen. l Finland pågår platsvalet i av enlighet med planerna och med nära kontakter med lokalbefolkningen. Det kan finnas många orsaker till att läget är olika i skilda länder. KASAM kan dock konstatera att i de båda länder uppvisar störst stabilitet i som programmet har regering och parlament tagit ett tydligt ansvar, i Finland Statsrågenom

dets beslut om utredningsarbetets mål och tidtabellen angående slutdeponering-

en och i Frankrike genom en ny lag som styr upp platsvalet. Parlamentsleda-

moten Batailles mandat och skickliga agerande har haft stor betydelse i Frankri-

ke. Beslutet att parlamentet år 2006 ska ta ett nytt beslut bl.a. valet metod om av bidrar sannolikt också till att öka förtroendet for det franska programmet. De metoder som används for allmänhetens medverkan har sannolikt också stor betydelse. I Storbritannien bidrar procedurema till att bygga polariupp ett serat förhållande mellan industri å sidan och lokala myndigheter och miljöena grupper å andra sidan. Det kanadensiska systemet har inbjudit till medverkan, men här har granskningen kommit att handla om system- och metodfrågor vilket inte har kunnat ges verklig lokal förankring. Det franska platsvalsforfarandet nya medför aktivt lokalt deltagande. Det finska systemet uppvisar styrd procedur en

for MKB som dock lämnar stor frihet till parterna for information och dialog.

10. EUs

forskningsprogram

EUs forskningsprogram bedrivs med fyraåriga s.k. Den del ramprogram. av forskningen som berör kämteknik kallas Nuclear Fission Safety och bedrivs inom ramen for Euratom-fördraget. Det fjärde ramprogrammet har pågått under perioden 1994-97, och det femte ramprogrammet är nu på väg att inledas. Sveriges medlemskap i EU inleddes år 1996, vilket innebär att Sverige inte har haft något egentligt inflytande på programmets utformning. Däremot har det varit möjligt att delta i proj ektverksamheten, dock i mindre omfattning än om Sverige varit medlem i EU under hela programperioden. I praktiken överlappar programperiodema på två sätt. Dels avslutas del en projekt, som påbörjats under periodens senare del, först under 1998 och 1999, dels kommer det första ansökningstillfállet för det femte ramprogrammet först sent under 1998.

10.1 Programmets struktur och genomförande

EUs forskningsprogram genomförs till största delen som s.k.Cøst-Shared Actions, vilket oftast innebär att EU finansierar halva kostnaden för forskningen, medan den andra hälften måste komma från nationella medel. EU-projekten måste också ha deltagare från flera länder. En forskningsorganisation som vill starta ett EU-proj ekt måste således göra följ ande: Finna samarbetspartners i andra länder Säkerställa att halva proj ektkostnaden kan betalas av finansiärer i de enskilda länderna det behöver dock inte finnas beslut detta innan ansökan görs i om Ta fram ett färdigt projektforslag med innehåll och organisation. I praktiken blir ofta initiativtagaren koordinator. Förslaget granskas sedan av särskilda granskare som gör en rekommendation till EU-kommissionens tolfte direktorat DGXII innan beslut tas. Ibland framkommer på detta sätt förslag till modifieringar av projekten. Om ett projekt godtas svarar koordinatom för redovisning till EU av såväl kostnader teksom niskt innehåll. Det finns också möjlighet att söka medel till Concerted Actions, innebär som att EU stöder informationsutbyte mellan organisationer inom ett visst forskningsområde. Inga medel utgår i detta fall till forskning. Å andra sidan står EU

för alla kostnader som uppkommer for resor m.m. Ansöknings- och prövningsförfarandet är detsamma som för Cost-Shared Actions. Det händer att en Concerted Action används som ett sätt att ta fram underlag for förslag till ett riktigt projekt, d.v.s. den blir en förstudie till en Cost-Shared Action.

10.2 Det fjärde ramprogrammet

Inom Nuclear Fission Safety har det fjärde ramprogrammet varit indelat i ornrådena reaktorsäkerhet, kämavfall, strålskydd, nya koncept och tillvaratagande av erfarenheter från händelser i första hand Tjernobyl. Hela programmet innefattar enligt EUs databas CORDIS 148 projekt varav 45 kan hänföras till kärnavfallsornrådet april 1998. En studie av databasen visar att en relativt stor andel över 25 % av projekten, som påbörjats under innevarande programperiod, handlar om kategorisering och behandling av olika avfallsforrner. Rivning av kärnkraftverk och egenskaper hos lera är två andra stora områden som tillsammans också upptar över 25 % av projekten. I övrigt uppvisar databasen en relativt stor spridning på forskningsfrågor om närområdet kring ett slutförvar, geologi, förglasat avfall och naturliga analogier. Ett fåtal projekt handlar om säkerhetsanalys. För den del programmet som handlar om strålskydd har projekt om strålav ningens biologiska effekter en stor andel, ca 30 %. Dosimetn och mätmetoder är ett annat relativt stort område med ca 20 % av projekten. Andra områden på projektlistan handlar om epidemiologiska studier, ekosystem, åtgärder för strålskydd, radon och medicinsk användning av strålning.

10.3 Sveriges deltagande

KASAM har använt CORDIS med syfte att få en uppfattning om hur det svenska deltagandet varit under det fjärde ramprogrammet. För att få en jämförelse med ett annat land med liknade förutsättningar samtidigt medlemskap i EU, samma

koncept for djupforvar, mm finns också Finland med i nedanstående tabell 10.1.

Som framgår av tabellen har Sverige deltagit i åtta av de 45 avfallsprojekt som fanns med i databasen vid sökningstillfállet april 1998. Endast ett av dessa projekt har svensk koordinator.

Tabell 10.1: Statistik över projekt i Nuclear Fission Safety Programme

De åtta projekten inom kärnavfallsområdet med svenskt deltagande gäller följande frågor: Oklo fas studium av hur radionuklider rör sig i berget efter kärnreaktioner i en naturlig reaktor; Källtermer för säkerhetsanalys avseende använt kämbränsle; Beräkningar och försök avseende egenskaper hos omättad lera; Mikrostrukturella och kemiska parametrar hos bentonitlera av betydelse för dess egenskaper som barriär mot transport av radionuklider; Modeller för beräkningar av den långsiktiga säkerheten hos kämavfallsförvar i geosfären;

Transport av radionuklider i ett naturligt flödessystem i Palmottu i Finland en

analogi till hur nuklidema kan röra sig i närheten av ett slutförvar; Studium av sprickfyllnader av betydelse för hydrologin vid ett slutförvar; Studium av möjligheterna till hydrologiska förutsägelser av betydelse för säkerhetsanalysen för slutförvar bl.a. genom analyser av geokemiska data. Dessutom deltar Sverige i projekt avseende separation och accelerator-baserad teknik som ger kunskaper om transmutation. Av särskilt intresse är också ett projekt om riskperception och risk-kommunikation, som i tabellen räknats in un-

der "Övrigt. Projektet koordineras av Handelshögskolan i Stockholm.

10.4 Det femte ramprogrammet

I förslag som finns när denna rapport skrivs sägs att programmet Nuclear Fission Safety skall fokusera på: 0 fissionsenergins säkerhet och konkurrensförmåga for att förbättra möjligheterna for europeisk industri på världsmarknaden. Nya koncept med potential för långsiktiga fördelar med avseende på ekonomi, säkerhet, hälsa och milj 0 säkerhet och effektivitet hos industriell och medicinsk användning annan av strålning samt skydd mot naturliga strålkällor. Samma förslag anger fem områden med specifika frågeställningar: Kämteknikens säkerhet och konkurrensförmåga - Åldrande reaktorsystem, metoder för provning och övervakning, modernisering av kontrollsystem, djupforvaring, avfallsforrner, samt aktinidseparation och transmutation; Riskvärdering och riskhantering - Integrerad riskanalys och behandling av osäkerheter, probabilistisk säkerhetsanalys, organisatoriska aspekter på säkerhet, olika parters inflytande stakeholder involvement, utveckling av konsensus om kämavfallets hantering och förvaring; Förbättringar av befintlig teknik - Passiva säkerhetssystem, avancerade kontrollsystem, material kan nya som minska kraven på underhåll, bränslen, mindre och enklare reaktorer, nya optimering av kämbränslecykeln; Innovativa koncept - Nya koncept som kan ge fördelar med avseende på säkerhet, avfallshantering och mindre risk for spridning av klyvbart material; Hälsa och miljöskydd. - Enligt den budget som Kommissionen forslagit januari 1998 forslås ñssionsoch fusionsprogrammen tillsammans få budget på 1140 miljoner ECU. Det en ca bör poängteras att största delen, 80 %, kan komma att till fusionsforskca ges ningen, vilket skulle ge fissionsprogrammet en budget på något under 200 miljoner ECU totalt för en fyraårsperiod.

10.5 Diskussion

Sveriges deltagande i det fjärde ramprogrammet med åtta projekt inom kämav-

fallsornrådet kan tyckas vara lågt, även med hänsyn till att medlemskapet i EU

inleddes under pågående programperiod. Generellt sett är det svenska avfallsprogrammet långt kommet i jämförelse med de flesta EU-ländema både med avseende på anläggningar och forskning. Just detta kan möjligen vara en orsak till att EU-forskning inte har prioriterats i Sverige. En faktor kan också vara att internationellt samarbete förekommer på många andra sätt. Bland annat finns

internationell forskning vid Äspölaboratoriet.

Av särskilt intresse är att Sverige genom KTH koordinerar forskningsprojektet "Impact of the accelerator-based technologies on nuclear fission safety. I projektet deltar också CTH och Uppsala universitet. På detta sätt får Sverige medel för forskning som leder till ökade kunskaper om transmutation. Arbetet har nationell finansiering genom SKB. Genom utfommingen av det femte ramprogrammet kan förutsättningarna för ett större svenskt deltagande dock komma att bli bättre. De prioriteringar som nu kan skönjas i det programmet berör frågor av gemensamt intresse för alla nya länder med ett kämavfallsprogram, och där internationellt utbyte kan vara särskilt fruktbart. Det finns också andra skäl till aktivt deltagande i EUs forskning. Rent generellt bör EUs medel på området komma svenska forskare till godo. Deltagande också möjlighet till inflytande över både program och de slutsatger ser som kan dras av forskningen. Slutligen bör sägas att forskningsprogrammet som sker inom DGXII inte är den enda delen EUs organisation där kämavfallsfrågan behandlas. Särskilt än av inom DGXI görs omfattande insatser som är mera programinriktade än forskningsintensiva. Här deltar både svenska myndigheter och svensk industri på ett aktivt sätt.

y .

Wåá§Ãx;§§iE$§§$KsÄŧ䧧FJE§

;emma 203% ’vée:::~3 V rs ’§3:"11‘.

~:3;g{;: € :1f;’1;r§E2 ;;g §35- :§91:.:-§za,;:.

V ,"..4}

rå

âgâäfitâüå-â Å L .::+:;.:3a.ii§:á.

1 -.

11. Kan utländskt

Sverige tvingas ta emot kärnavfall för slutförvaring

Sammanfattning

Det finns i svensk lagstiftning principiellt grundad bestämmelse om förbud en mot slutförvaring i Sverige utländskt kärnavfall. Ingenting tyder på att det av finns opinion inom eller utanför riksdagen för att ändra detta principiella en - synsätt. Motsvarande synsätt finns i andra EU-stater med betydande kärnlcraftsproduktion. I samband med Sveriges anslutning till EU har klarlagts att de svenska lagreglema är förenliga med EUs regelsystem. En internationell konvention undertecknades hösten 1997 erkänner entydigt varje stats rätt att som själv besluta import utländskt använt kämbränsle och radioaktivt avfall till om av sitt territorium. Samtidigt framhåller företräder EU, liksom även Inorgan som ternationella Atomenergiorganet IAEA, att det är önskvärt med samverkan mellan för att finna och genomföra lämpliga lösningar av frågor som rör stater slutligt omhändertagande av radioaktivt avfall. KASAM:s slutsats är att det inte finns någon grund för farhågor att Sverige skulle kunna tvingas ta emot utländskt kämavfall för slutförvaring mot sin vilja. Denna slutsats gäller kärnavfallet härstammar från ett annat EU-land oavsett om eller har annat utländskt ursprung.

1 1.1 Bakgrund

I den allmänna debatten förekommer ibland uppgifter om att Sverige, genom sitt medlemskap i Europeiska Unionen EU‘ skulle kunna tvingas att ta emot ut- , ländskt kämavfall för slutförvaring. I maj 1997 anordnade länsstyrelsen i Västerbottens län och Malå kommun ett offentligt informationsmöte i Malå på tematVar placeras EU-ländemas kämavfa11. Det skedde ett led i kommunens inforrnationsverksamhet inför folksom omröstningen den 21 september 1997 om Svensk Kämbränslehantering AB:s undersökningsarbeten i Malå. Vid mötet medverkade tjänstemän från svenska

Delar av denna framställning förutsätter att läsaren känner till den grundläggande strukturen inom vad som sedanden1januari 1996 den är Europeiska UnionenEU ochföredenna tidpunkt deEuropeiska Gemenskapema EG. Olika organ benämns eftervaddekallades vid den tidpunktde åberopasframställningen. i Läsaren uppmärksammasattt EG-komrnssionen fortfarande hardenna benämning.

undersökningsarbeten i Malå. Vid mötet medverkade tjänstemän från svenska expertmyndigheter, EG-kommissionens miljödirektorat och IAEA. Följande framställning bygger i huvudsak på det faktamaterial låg till grund för föresom dragningarna vid detta informationsmöte. Dessutom har utnyttjats sådan dokumentation tillkommit under tiden efsom ter nämnda inforrnationsmöte. Viktigast sådant material är Gemensam av en konvention om säkerheten vid hantering använt kämbränsle och säkerheten av vid hantering radioaktivt avfall", Sverige undertecknade den 29 av som september 1997. Regeringen väntas inom kort föreslå riksdagen att godkänna denna konvention.

11.2 Svensk lagregel förbud mot

om slutförvaring i Sverige av utländskt kämavfall

Enligt 5 a § lagen 198423 om kärnteknisk verksamhet kärntekniklagen är slutförvaring av utländskt kämavfall i princip förbjudet i Sverige. I sin helhet har paragrafen följande lydelse:

Det är förbjudet att utan särskilt tillstånd här i riket slutförvara använt kämbränsle eller kämavfall från en kämteknisk anläggning eller kärnteknisk verksamhet i ett en arman annat land. Detsammagäller sådanlagring som sker i avvaktan på slutlörvaring mellanlagring. Tillstånd får medgesendast om det finns synnerliga skäl och genomförandet det av program som avses i 12 § inte försvåras. I fråga om tillstånd till införsel eller utförsel kämavfall gäller de av begränsningar som anges i 20 a och 24 strålskyddslagen1988:220.

Bakgrunden till denna bestämmelse är följande. Kämtekniklagen bygger på principen att allt kämavfall från de svenska reaktorema skall tas om hand på ett säkert sätt inom landet. En princip annan är att det endast är avfall från de svenska reaktorema skall hand ivårt som tas om land. Bland Europas kämkraftsländer finns motsvarande synsätt, alltså att varje land skall ta hand om sitt eget kämavfall. Tyskland och Storbritannien tillämpar båda numera principen att varje land skall for sitt eget kämavfall och avfall svara att från andra länder inte tas emot för slutförvaring. I Frankrike finns sedan 1991 lagstiftning av vilken uttryckligen framgår att importerat radioaktivt material inte får förvaras i Frankrike, även det upparbetats där. Av den 10 oktober om ett svar

1996 på fråga till EG-kommissionen framgår att Gemenskapen inte tvingat en någon medlemsstat att ta emot radioaktivt avfall från andra medlemsstater och att kommissionen att detta förhållningssätt bör bestå i framtiden. anser Här bör anmärkas att begreppet kämavfall inte är entydigt. Enligt kämtekniklagen är det använda kärnbränslet inte kämavfall eftersom det innehåller kämämnen. Dessa kan användas för framställning nytt kärnbränsle av upparbetning. Upparbetning tillämpas i vissa länder, dock inte i Sverige. Den definition används i kärntekniklagen innebär att det svenska använda kämsom bränslet blir kämavfall först när det har placerats i slutförvar. Den vanliga tykämavfall är i stället filtermassor, skrot och annat industriavfall som pen av blivit radioaktivt. I dagligt tal används ofta begreppet kämavfall for såväl detta avfall för det högaktiva använda kärnbränslet. som 5 § kärntekniklagen trädde i kraft den l januari 1993. I sin ursprungliga lya delse innebar bestämmelsen ett uttryckligt förbud för regeringen att med ett visst undantag innebörd kommenteras närmare i det följande bevilja tillvars stånd för slutförvaring använt kärnbränsle eller kämavfall från en kämteknisk av anläggning i ett annat land. Bestämmelsen har senare kompletterats så att samförbud från den 1 juli 1995 också gäller mellanlagring. ma

11.3 Hur skall den svenska lagregeln förbud tolkas

om

och tillämpas

För att få på frågan hur den svenska lagregeln om förbud skall tolkas svar om och tillämpas, är det nödvändigt att ta del de motiveringar som redovisades av för riksdagen i samband med att 5 § fick sin nuvarande lydelse åren 1993 och a 1995. Motiveringama finns i första hand i 1992/93:98 jämte bet. 1992/93 prop. NU ll och i 1994/95:l18 jämte bet. 1994/95 NU 21. I det följande reprop. dogörs för den huvudsakliga innebörden av dessa uttalanden.

Motiv enligt 1992/93:98 och bet. 1992/93:NU 11 för förbud mot slutprop. förvaring utländskt kärnbränsle eller kämavfall i Sverige av

I propositionen påpekas 29-30 att riksdagen flera gånger har fastslagit som grundläggande princip för Sveriges agerande att varje land skall ta fullt anen för det kämavfall uppkommer i landet. Av detta följer att slutförvaring svar som kämavfall från kärnteknisk verksamhet i utlandet inte skall förekomma i Sveav rige. Det konstateras att principen inte hade kommit till uttryck i kämtekniklagen

i dess dåvarande lydelse, att principen "utgör utgångspunkt men en vid tillståndsprövningen avseende olika former hantering kämavfall av av och kämämne. Dessa giundprinciper för den svenska politiken på kämavfallsområdet borde nu komma till uttryck i lagen.

Efter en diskussion den lämpligaste lagtekniska lösningen av i fråga om utfominingen ett förbud presenterade regeringen av sina överväganden de inom ternationella aspekterna frågan. Som bakgrund för dessa av överväganden redovisades innebörden av EG:s regler på avfallsområdet, IAEAs riktlinjer för inter-

nationella transaktioner med kämavfall, reglerna i Euratomfördraget, principer och lagregler i Tyskland, Storbritannien och Frankrike samt en dom av EGdomstolen i ett mål gällde omhändertagande i den belgiska som regionen Valloniet av icke radioaktivt avfall härrörde från andra som stater. Sammanfattningsvis ansåg regeringen att varken närmandet till EG eller Sveriges internationella

åtaganden i övrigt utgör ett hinder mot ett förbud slutförvaring mot i Sverige av utländskt kärnbränsle och kärnavfall prop. 32. s. Det borde emellertid enligt regeringens mening finnas möjlighet medge en att undantag från förbudet. Denna undantagsmöjlighet"bör bara uttnyttjas restriktivt när det finns synnerliga skäl prop. 33. s. En allmän utgångspunkt för att bevilja sådana undantag borde enligt propositionen varaatt det utländska material som totalt sett kan komma att förvaras i Sverige inte med avseende på mängd eller aktivitet får överstiga någon procent det beräknade svenska kärnav avfallet prop. 33. s. En ytterligare vägledning vad i detta sammanhang av som menas med begreppet synnerliga skäl finns 46 i propositionen:Synnerliga skäl kan s. exempelvis föreligga det vid samlad bedömning visar om en sig lämpligast från säkerhets- och strålskyddssynpunkt att liten mängd material slutförvaras en i Sverige. Det kan gälla fall i samband med provning av ex. bränslekapsling eller reak-

tordelar, då mycket små mängder avfall bildas, eller sekundäravfall filtermassor m.m. som bildas vid behandling i anläggningar i Sverige. Undantag som strider mot det svenska avfallsprogrammet får inte medges. Däri ligger dels att det använda kämbränslet eller kärnavfallet måste vara av ett slag som kan hanteras inom ramama för det svenska programmet och dels att undantaget skall avse mycket begränsade mängder.

Riksdagens näringsutskott bet. l992/93:NU ll instämde i regeringens uppfattning både vad gällde det föreslagna förbudet mot slutförvaring och behovet av en undantagsbestämmelse. När det gällde denna undantagsbestämmelse ville dock utskottet betona det angelägna i att sådana tillstånd meddelas med stor restriktivitet bet. s. 5.

Motiv enligt 1994/95:l18 och bet. 1994/95:NU 21 för förbud mot melprop. lanlagring utländskt kärnbränsle eller kärnavfall i Sverige av

1994/95:1 18 föreslog regeringen bl.a. att förbudet i 5a § KTL mot slut- I prop. förvaring i Sverige kämavfall från utlandet skulle utvidgas till att gälla melav lanlagring i avvaktan på slutförvaring. Som motiv anfördes bl.a. prop. 18 att mellanlagringen utgör "ett led i det s. slutliga omhändertagandet avfallet. Det är ett slutstegen i kämbränslecyav av Principen varje skall fullt för sitt avfall måste därför gälla keln. att stat ta ansvar för mellanlagring. Införsel och mellanlagring utländskt material i Sveriäven av skall slutförvaras utomlands är dessutom olämplig av principiella ge som senare bakgrund den långa tid mellanlagringen avser. Det svenska skäl mot av som slutligt omhändertagande använt kärnbränsle och kärnavfall programmet för av är inte heller utformat för sådan hantering. en propositionen också frågan ett förbud mot mellanlagring av I togs upp om material med utländskt skulle kunna komma i konflikt med EU:s regursprung konstateras 18 att de överväganden regeringen gjorde inför ler. Det som

beslutet förbud slutförvaring prop. 1992/93:98 sid. 29 ff även är till-

om mot lämpliga på mellanlagring. Ett förbud mot mellanlagring strider inte mot Eura-

eller andra EU-regler. Att slutsatserna i den propositionen är tomfördraget mot

stöds också den nyssnämnda deklarationen. Denna

riktiga av gemensamma deklaration redovisas nedan, avsnitt 11.4. påpekades vidare särskilt prop. 18 att förbudet endast avser Det s. mellanlagring sker i avvaktan på slutförvaring. Det bör inte omfatta lagring som i Sverige utländskt använt kärnbränsle eller kämavfall under en begränsad av för andra syften, då materialet är föremål för undersökningar av oliperiod ex. heller lagring utgör ett led i behandlingsprocess bör omfatka slag. Inte som en Därmed att förändra avfallets egenskaper med tas. avses en process som avser volym, form, aktivitetsinnehåll och kemiska egenskaper m.m. I desavseende på fall det inte fråga åtgärder kan ett led i det slutliga omhänsa är om som ses som dertagandet använt kärnbränsle eller kärnavfall." av Ytterligare förtydligande förbudet görs 26 i propositionen. Där erinras ett av s. uttalandet i föregående stycke att förbudet inte omfattar "lagring som om om sker under begränsad period för andra syften, då materialet skall underen ex. eller behandlas här. Om syfte med lagringen är att radioaktiviteten skall sökas ett materialet kylas inför slutförvaring, blir dock bestämmelsen tillminska och en det också finns andra skäl för lagringen i Sverige. För att man i lämplig även om

praktiken skall kunna tala om mellanlagring i avvaktan på slutförvaring mäste lagringen avse en relativt lång tidsperiod. Riksdagens näringsutskott bet. 1994/95:NU 21 ställde sig bakom propositio-

nen och erinrade om vad utskottet hade anfört år 1992 i samband med förbuatt det mot slutförvaring infördes.

Exempel på beslut regeringen enligt undantagsregeln i 5 av a § KTL att ge tillstånd till slutförvaring eller mellanlagring utländskt av använt kärnbränsle eller kämavfall

Ett exempel på tillämpningen av undantagsregeln är regeringens beslut år 1994 med anledning av en ansökan från Studsvik AB tillstånd i Sverige få slutom att förvara utländskt kämbränsle inklusive s.k. sekundäravfall ingår i material som som genomgår olika tester i Studsvik. Regeringen medgav högst 25 kg att använt kämbränsle samt högst 250 kg lågaktivt kämavfall härrörde från utländsk som kämteknisk verksamhet infört till Sverige under perioden december 1994 till juni 1997 fick slutförvaras i Sverige. Motiv för detta att acceptera var att Studsviks verksamhet medförde viss kompetensutveckling en av värde för Sverige, att en återförsel det aktuella avfallet skulle medföra vissa stråldoser av samt att de aktuella mängdema obetydliga i förhållande till det svenska slutförvar varsprogrammet. Dessa förhållanden ansågs utgöra de synnerliga skäl som lagen kräver för undantag från huvudregeln att utländskt kämavfall inte får slutförvaras i Sverige. Regeringens beslut var i överensstämmelse med SKIs yttran-

de i ärendet. Regeringen medgav i ett senare beslut 1996 att mängden fick uran utökas till 50 kg.

SKIs styrelse som behandlar frågor detta slag har visat stort intresse för av frågan och också deklarerat att stark restriktivitet bör råda i dessa frågor. en

11.4 Regeringens

bedömning av det svenska förbudets förenlighet med regelsystemen inom EU

Frågor om bestämmelserna i kämtekniklagen är förenliga med EU-reglema behandlas särskilt dels i prop. l994/95:l9 Sveriges medlemskap i Europeiska om unionen, dels i prop. 1994/95:1 18 lagstiftning med anledning om av Sveriges anslutning till Europeiska atomenergigemenskapen.

I prop. l994/95:l9 föreslog regeringen att riksdagen skulle godkänna anslutningsfördraget samt slutakten till fördraget mellan EU:s dåvarande medlemslän-

der och de ansökande länderna Norge, Österrike, Finland och Sverige. Propositionen innehåller detaljerad redovisning svenska överväganden och en av under de förhandlingar skedde inför Sveriges anslutning till ståndpunkter som EU den 1 januari 1996. sammanhang har det särskilt intresse att redovisa de överväganden I detta gjordes bakgrund lydelsen fördraget den 25 mars 1957 om uppsom mot av av Europeiska atomgemenskapen Euratom samt de revideringar som rättandet av skett senare. konstaterades prop. 275- 277 att väsentlig utgångspunkt för Sveri- Det s. en medlemskapsförhandlingama att Sverige skulle kunna bedriva sin ge vid var beträffande kärnkraften och hanteringen kämavfallet, att Euraegen politik av delvis föråldrat och delar fördraget inte tillämpas enligt tomfördraget var att av bokstaven. Medlemsskapsförhandlingama resulterade i att Sverige och medlemsländerna förklaring beträffande tillämpningen av Eurakom överens om en gemensam tomfördraget. Denna förklaring finns återgiven i propositionen 276 samt bilaga ll 8 och har följande lydelse. som s.

Gemensam förklaring tillämpning Euratomfördraget om av

avtalsslutande erinrar att fördragen om Europeiska De parterna, som om gäller alla medlemsstater utan någon diskriminering och utan att det Gemenskapema tillämpningen reglerna den inre marknaden, bekräñar att det är varje påverkar av om egenskap avtalsslutande part enligt Euratom-fördraget, som avgör i medlemsstat, i sin av överensstämmelse med sin specifika nationella politik den skall producera kämenergi om eller inte. Varje medlemsstatavgör vilken politik den skall föra när det gäller slutstegen i

kämbränslecykeln.

förklaring har Sverige, ansåg regeringen, uppnått Genom denna gemensamma det mål eftersträvades i förhandlingen prop. s. 277. som bestämmelse i kärntelcniklagen förhindrar slutför- Utformningen av den som utländskt använt kämbränsle och kämavfall 5 a § komvaring i Sverige av propositionen s. 280 f.: Ett liknande förbud gäller sedan menterades också i i Frankrike. Förbud denna art strider inte mot Euratomfördradecember 1991 av radioaktivt avfall påverkar således inte den politik get. Reglerna inom EG om det gäller hantering och slutförvaring av radioaktivt avfall Sverige vill föra när och använt kämbränsle."

I detta sammanhang konstaterades i propositionen också att det inom Gemenskapen finns en handlingsplan för hantering radioaktivt av avfall och saon omfattar perioden 1993-1999, och att denna plan syftar till komplettera att Gemenskapens forsknings- och utvecklingsplan. Sammanfattningsvis redovisade regeringen i denna proposition följande bedörrming vad gäller Euratom 275:

Förhållandenainom kämenergiområdet är helt annorlunda än de gällde då som Euratomfördraget undertecknadesår 1957.Detta har lett till att Euratomfördraget delvis är föråldrat. En anslutning till Euratom påverkar inte den politik Sverigevill föra beträffande kärnkraften och hanteringen av kämavfallet.. Den svenskalagstiftningen behöver bara ändrasi begränsadomfattning som en följd av anslutningen.Regeringenåterkommer till riksdagen med förslag till de lagändringar som behövs.

Förslag till ett antal mindre lagändringar presenterades i prop. 1994/95: 118 om lagstiftning med anledning Sveriges anslutning till Europeiska av atomenergigemenskapen. Endast ett dessa lagförslag har intresse i detta sammanhang. av Det gällde förbudet mot mellanlagring i Sverige utländskt av använt kämbränsle och kärnavfall se föregående avsnitt. I propositionen redovisas också vissa allmänna synpunkter på lagstiftningsbehovet 9-1 Härvid redogjordes för kritik framförts en som av bl.a. Naturskyddsföreningen. Den kritiken gick ut på beslutsunderlaget att och remissförfarandet hade varit otillräckligt och beslut bör grundas att ett påen offentliggjord och remissgranskad, systematisk genomgång Unionens av gällande rättsakter på området. Regeringen anförde förhandlingsresultatet att på Euratomområdet samt innehållet i fördraget och i rättsaktema under Euratom hade redovisats i propositionen EU-medlemskap, och fortsatte om s. ll: "Förhandlingarna medlemskap har bl.a. resulterat i om en gemensam förklaring om tillämpningen av fördraget, där vissa grundläggande frågor om fördragets mer av och de sekundära rättsaktema på området faller utanför detta lagstiftramen av ningsärende. De förslag lämnas i detta sammanhang som avser främst att ändra lagstiftningen i de fall det behövs för komplettera de direkt att verkande Euratom-reglema.

11.5 Andra uttalanden regeringen om det svenska

av

förbudets förenlighet med regelsystemen inom EU

Den svenska regeringens inställning till slutförvaring eller mellanlagring i Sverige av utländskt använt kämbränsle eller kärnavfall har också uttryckts i andra sammanhang än i propositioner till riksdagen. Ett första exempel är följande: EGs ministerråd antog den 19 december 1994 en resolution om hantering av radioaktivt avfall Council Resolution on radioactive-waste management, 94/C

379/01. Inför beslutet gjordes från svensk sida följande deklaration inofficiell

översättning till svenska:

SVENSK DEKLARATION I SAMBAND MED RÅDETS RESOLUTION OM HANTERING AV RADIOAKTIVT AVFALL

Sverige gör följande uttalande i sambandmed att Rådet antar Resolutionen om hantering av radioaktivt avfall. Sverige anser att hantering av radioaktivt avfall bygger ett nationellt ansvarstagande. Denna princip underströks starkt av Sverige i sambandmed förhandlingarna om medlemsskap i Europeiska unionen och ledde till en gemensam förklaring av de avtalsslutandeparterna om tillämpning av Euratomfördraget, som ingåri anslutningsakten. I denna förklaring sägs följande: Varje medlemsstat avgör vilken politik den skall föra när det gäller slutstegen i kärnbränslecykeln. Sverigestolkning av Fördragen och Deklarationen i anslutning till tillträdesakten innehåller att I varje medlemsstathar rätt att förbjuda slutförvaring av utländskt använt kärnbränsle och kärnavfall på sitt territorium, 0 varje medlemsstat har exklusiv rätt att besluta om samarbetsformermed andra medlemsstater i fråga om slutförvaring av använt kämbränsle och kärnavfall samt om omfattning och syfte med sådantsamarbete. l överensstämmelsemed denna inriktning förbjuder svensk lagstiftning slutförvaring av utländskt använt kämbränsle och kärnavfall på svenskt territorium. Den svenska regeringen har också föreslagit förbud mot mellanlagring av sådantutländskt använt kämbränsle och kärnavfall som är avsett att slutförvaras.

Ett andra exempel knyter an till den i avsnitt 11.4 nämnda handlingsplanen inom EU för åren 1993-1999 avseende hantering av radioaktivt avfall Community

Originaltexten påengelska återges som bilaga

Plan of Action in the field of radioactive waste. En stående kommitté, Advisory Committee on Programme Management ACPM, har inom EU uppgiften att ge råd till Kommissionen rörande den nämnda handlingsplanen. I brev från Miljödepartementet till Kommissionen i anslutning till ett möte med ACPM i december 1996 hänvisades uttryckligen till den i det forsta exemplet nämnda svenska deklarationen, som också återges in extenso i brevet. Den svenska ståndpunkten har upprepats vid senare möten med ACPM.

1 1.6 EU-perspektivet

Euratomfordraget m.m.

Fördraget om upprättande av den europeiska atomenergigemenskapen, Euratom, undertecknades år 1957 samtidigt med EG-fördraget. Idag utgör Euratomfördraget en del av EU-medlemsstatemas rättsordningar, men fördraget är delvis föråldrat. Försök att modernisera det har gjorts, men har strandat på oenigheter mellan medlemsländerna om kämkraftspolitiken. Frågorna om hantering av kämkraftens radioaktiva avfall ägnades ringa uppmärksamhet när fördraget ingicks. En bestämmelse finns dock i artikel 37, enligt vilken varje medlemsstat är skyldig att underrätta Kommissionen om sina planer for deponering av radioaktivt avfall för att ge underlag att bedöma om radioaktiv förorening av luft, vatten eller mark i en angränsande medlemsstat riskeras. Kommissionen har i en rekommendation 91/4 om tillämpningen av denna artikel mer i detalj angett vilka typer av anläggningar som kan beröras av bestämmelsen och vilka uppgifter som bör sändas till Kommissionen. Kommissionen har att inom sex månader avge sina eventuella synpunkter. Någon tillständsprövning är det dock inte fråga om. Av de direktiv som utfärdats med stöd av fördraget har i detta sammanhang störst intresse det, som gäller kontroll vid transporter av radioaktivt avfall mellan medlemsstater samt in i och ut ur Gemenskapen direktiv 92/3/Euratom. Direktivet behandlar frågor om tillstånd och dokument i samband med transport av radioaktivt avfall från ett EU-land till ett annat. För att transporten skall fâ genomföras måste det land som skall ta emot avfallet ge sitt godkännande I detta sammanhang finns också anledning att på nytt erinra om den Handlingsplan för hantering av radioaktivt avfall som Rådet antog i en resolu-

2Härkan nämnas att dettadirektivhar införtsi det svenska regelsystemet genom SSI:sföreskrifter kontroll om vid in-ochutförsel radioaktivtavfallSSI av FS 1995:4.

tion i juni 1992 och som avser perioden 1993-1999. Planen syftar bl.a. till att främja samarbetet mellan medlemsländerna när det gäller en säker hantering och slutförvaring av radioaktivt avfall. Utöver denna handlingsplan finns ett Meddelande från EG-kommissionen i mars 1994 till Rådet, Parlamentet och Ekonomiska och Sociala Kommittén A Community Strategy for Radioactive Waste Management och den tidigare nämnda resolutionen av Rådet i december 1994. Handlingsplanen 1993-1999 är, liksom strategidokumentet och resolutionen 1994, politiska dokument som framhåller önskvärdheten av samarbete mellan medlemsstatema och mellan Gemenskapen och tredje land. Det betonas att varje medlemsstat har ett ansvar for att försäkra sig om att radioaktivt avfall som uppkommer där hanteras rätt, samtidigt som det också betonas att det finns möjligheter till frivilligt samarbete mellan medlemsstaterna. Rådet har också pekat på

bästa möjliga användning eng.:optimum use av nationella avfallsanläggning-

ar och, när det är lämpligt, samverkan mellan medlemsstatema. Följande utdrag ur det av EG-kommissionen i mars 1994 framlagda strategi-

dokumentet COMM 9466 final illustrerar detta synsätt. Under rubriken

"Egenformåga i fråga om slutförvaring av radioaktivt avfall och solidaritet inom Gemenskapen eng.; Self-sufficiency in radioactive waste disposal and Com-

munity solidarirty sägs följande inofficiell översättning till svenska3:

Principen om egenförmågai fråga om slutförvaring är också en del av EG:s strategi när det gäller icke-radioaktivt avfall... När det gäller radioaktivt avfall är principen om egenfönnåga väl lämpad att användas på Gemenskapsnivå Det skulle vara oansvarigt för . en avancerad ekonomisk enhet med det storlek Gemenskapenhar att inte slutförvara sitt eget avfall. Gemenskapenhar redan ingått överenskommelser som förbjuder export av radioaktivt avfall till ACP-stater aVth Lomé-konventionen och till de delar av medlemsstatema som ligger utanför Europa. Påmotsvarande sätt har Gemenskapen rätt att vägra ta emot radioaktivt avfall från andra länder den i utsträckning sådantmottagande skulle innebära en nettoimport av ytterligare radioaktivt material. Egenförmågapå den nationella nivån gäller som princip i ett antal medlemsländer. Samtidigt som det står klart att medlemsstaterbör sträva efter förmåga att var för sig kunna slutförvara sitt eget radioaktiva avfall, verkar det vara beklagligt, och åtminstone förhastat, om dessasträvandenleder till att en medlemsstaternekar att hjälpa en annan medlemsstati enstakafall, särskilt om ett sådantbistånd skulle öka kärnsäkerheten. En mer öppen attityd till slutförvaringsfrågan bör visas. Kommissionen har för åtskilliga år sedan rekommenderat en sådan mer öppen attityd. Då förordadesnågon slagsregionala lösningar som omfattar flera länder. Sådanalösningar kan ha stora fördelar för länder som inte har,

3Denengelska originalversionen av motsvarande avsnitt återges som bilaga

eller har endastmindre omfattande, kärnenergiprogram.Fördelarna skulle beståi ett man i sådanaländer inte skulle behöva uppföra enstakaförvarsanläggningar till kostnader som knappast är försvarliga. Det synes därför lämpligt att hålla frågan öppen om ett solidariskt handlandeinom Gemenskapeni fråga om denna typ av slutförvaring.

Åtgärd

Utveckla en handlingslinje som bygger på solidaritet särskilt i fråga om högaktivt avfall.

Rådet behandlade Kommissionens strategidokument i december 1994 och utta-

lade, med anledning därav, bl.a. följande i resolutionen 94/C 378/01 inofficiell

översättning till svenska‘:

Rådet, som erinrar om Kommissionens Meddelande om en gemensam strategi för hantering av radioaktivt avfall, Noterar att alla medlemsstater, men i olika omfattning, producerar radioaktivt avfall, och att det inom Gemenskapenredanhar skapatsbetydande kvantiteter radioaktivt avfall som väntar på att slutförvaras; 1 VÄLKOMNAR det faktum att Kommissionen har lagt fram ett Meddelande med förslag om delar i en strategi för Gemenskapeni syfte att genomföra Gemenskapens handlingsplan inom området radioaktivt avfall; 2 INTAR STÅNDPUNKTEN att varje medlemsland är ansvarigt för att försäkra sig om att radioaktivt avfall som är producerat inom dessterritorium hanteraspå ett lämpligt sätt och NOTERAR att det i detta sammanhangfinns möjligheter till ömsesidiga överenskommelser om samverkanmellan medlemsstater;

5 INTAR STÅNDPUNKTEN att forskningsprogram inom Gemenskapen bör ges lämplig prioritet och att medlemsstaternabör öka sin samverkan om forskning och utveckling i syfte att bidra till bättre lösningar när det gäller omhändertagande av radioaktivt avfall; 6 BETONAR att tillkomsten av lämpliga anläggningarför behandling, konditionering, lagring och slutförvaring av radioaktivt avfall utgör ett nödvändigt och viktigt bidrag för att skapa en infrastruktur som främjar säkeravfallshantering i allmänhet, AN SER att nationella anläggningar bör användaspå bästa möjliga sätt och där så är praktiskt genomförbart och lämpligt gemensamtav medlemsstater,dock med hänsyn till -

‘ Denengelska originalversionenmotsvarande av avsnitt återges som bilaga

de politiska aspekter som kan läggas på frågan, samt att ytterligare övervägandenbör ske om dessa frågeställningar, bl.a. syfie i att minimera transporter av radioaktivt avfall;

Uttalande EG-kommissionen hösten 1996 om inställningen till nationella av regler om slutförvaring av kämavfall

Hösten 1996 ställde den svenske EU-parlamentarikem Per Gahrton en skriftlig fråga E-2l67/96 till EG-kommissionen angående Slutförvaring av kämkraftsavfall i annat EU-land. Ifrågan hänvisas till en konsultrapport i vilken det hävdas att det varken finns direktiv eller prejudicerande domslut som regleexporten kämavfall för slutlig förvarning mellan EU-statema. Enligt raprar av porten betyder detta att Sverige kan komma bli ett importerande land av kärnavfall Gahrtons citat rapporten. Enligt Gahrton hade vissa namngivna ur tjänstemän vid Kommissionen hävdat att Kommissionen tror att i framtiden kommer ett litet fåtal länder i Europa att ansvara för den slutliga förvaringen och därför inget negativt med ett sådant scenario. ser Gahrton frågade följande: Är det kommissionens målsättning att slutförvaring kämavfall inom EU skall koncentreras till ett fåtal länder Anser Komav missionen att slutförvaring kämavfall kan och bör ske i EU-land som icke av självt varit upphov till avfallet Kommer ett EU-land som har kämkraft och därför eget avfall att omhänderta att kunna vägra ta emot avfall från annat EU-land enbart på grund ett politiskt beslut att inte tillåta import av kämavfall för slutav förvaring Eller kommer ett sådant agerande att betraktas som ett brott mot den Inre Marknadens principer och föranleda ingripande från Kommissionens sida Bjerregaard den 10 oktober 1996. Frågan besvarades av Kommissionären Ritt Av svaret framgår att gällande bestämmelser finns i direktivet om övervakning och kontroll transport radioaktivt avfall mellan medlemsstater samt in i av av Dir. 92/3/Euratom. Enligt detta direktiv kräver alla och ut ur Gemenskapen transporter tillstånd från ursprungsmedlemsstaten. Ett sådant tillstånd kan endast utfärdas efter det att destinationsstaten givit sitt godkännande. Bjerregaard refererade i svaret också till ett Meddelande från Kommissionen till Rådet, Parlamentet och Ekonomiska och Sociala Kommittén den 3 mars 1994 gällde En gemenskapsstrategi för hantering radioaktivt avfall. I detta som av meddelande konstaterades bl.a. att det i många fall kommer att bli nödvändigt att koncentrera hanterings- och lagringsinrättningar och slutförvaringsplatser för radioaktivt avfall ekonomiska skäl, säkerhetsskäl och miljöskyddsskäl och att av

5 Detta är samma meddelande som äromnämnt i närmast föregående avsnitt denna av framställning.

antalet kommer att mycket begränsat. Kommissionen sade Bjerrega-vara anser, ard, att möjligheten till frivillligt samarbete mellan medlemsstater för begrän att sa antalet förvaringsplatser bör hållas öppen.

Vidare påpekas i svaret att endast de medlemsstater har kärnkrañsprov som duktion ger upphov till "kärnavfall, medan alla medlemsstater upphov till ger radioaktivt avfall från bl.a. medicinsk verksamhet. I hänvisas också tilll svaret Rådets ovannämnda Resolution den 19 december 1994 hantering radio-om av aktivt avfall, där det konstateras att varje medlemsstat har för att till attt ansvar se radioaktivt avfall från det landet hanteras på lämpligt där det ock-egna sätt, men så noteras att det finns en möjlighet till ömsesidigt överenskommet samarbete:

mellan medlemsstater. Avslutningsvis konstaterar Bjerregaard att Gemenskapeni hittills inte har tvingat någon medlemsstat att ta emot radioaktivt avfall från and--

ra medlemsstater och att Kommissionen att detta förhållningssätt bör beståt anser i framtiden.

Frågesvar i EU-parlamentet den 19 november 1997 med anledning av en fråga av en svensk ledamot transport radioaktivt avfall inom EU om av

En fråga av den svenska EU-parlamentarikems Hans Lindqvist angående transport av radioaktivt avfall inom EU H-0781/97 besvarades den 19 november 1997 i EU-parlamentet företrädare för Rådet. av en Lindqvists fråga utgick från direktivet 96/29/Euratom EGT L 159, 29.6.1996,

s. l-l14, det s.k. strålskyddsdirektivet Basic Safety Standards, där bestäm-

en melse enligt Lindqvist innebar att det skulle bli fritt fram för Tyskland, Frankrike eller England att förvara sitt radioaktiva avfall i något avfallslager i Sverige.

Lindqvists fråga gick ut på detta riktig tolkning och länder med om var en om bra urberg kan bli avfallsstationer för hela Europa.

Ordförandelandets i Rådet företrädare Wohlfart framhöll direktiv att 96/29/Euratom innehåller grundläggande för hälsoskydd för allmänheten normer och arbetstagare avseende de faror uppkommer joniserande strålsom genom ning. När det gäller transport av radioaktivt avfall hänvisade han till direktivet att 92/3 Euratom, som gäller övervakning och kontroll transporter radioaktivt av av avfall mellan medlemsstaterna, innebär ett strikt övervakningssystem. Överfö-

ring mellan medlemsstater kan genomföras först efter att behöriga myndigheter i det mottagande medlemslandet har lämnat sitt godkännande. Lindqvist sade sig tolka svaret så, att Rådets företrädare det inte säger att finns några risker för att radioaktivt avfall skall komma på villovägar i något medlemsland som inte självt har godkänt införsel från andra länder. Han betecmaade

Wohlfarts uttalande som"ett positivt jag ser fram emot att få föra vidasvar som i Sverige". I den fortsatta diskussionen framhöll Wohlfart att det viktigaste år re den bestämmelse fastställer och befogenheter för det mottagande som ansvar medlemslandet. Den bestämmelsen innebär, påpekade han, att om ex. Sverige inte sådan transport, så är landet skyddat från eventuell lagring av accepterar en radioaktivt avfall. Wohlfart erinrade i detta sammanhang om att denna princip mycket noggrant hade försvarats Sverige i samband med förhandlingarna om medlemav skap och citerade det svenska uttalande är fogat till den slutliga anslutningssom akten När det gäller slutförvaring är det varje medlemsstats ansvar att fastställa

sin egen politik.

svensk EU-parlamentariker, Jonas Sjöstedt, ställde under debatten En annan följande kompletterade fråga: "Om vi har en situation där Sverige, eller något land, nekar till att ta emot transport med radioaktivt avfall, går detta beannat en slut då att överklaga till EG-domstolen Kan EG-domstolen i så fall upphäva en medlemsstats beslut att neka att ta emot radioaktivt avfall Wohlfarts svar på denna fråga löd enligt den svenska översättningen av protokolletWBeträffande den frågan, det är problem inom gemenskapsrätten, borde EG-domstolen om enligt min mening kunna ta upp ärendet.

11.7 Konvention om säkerheten vid hantering av använt kärnbränsle och säkerheten vid hantering av

om radioaktivt avfall

Vid Internationella atomenergiorganets IAEA generalkonferens år 1994 antogs resolution utgjorde startpunkten för arbetet med en konvention om radioen som aktivt avfall. beslutade IAEA:s styrelse arbetet skulle påbörjas I mars 1995 att och teknisk-juridisk expertgrupp sammankallades. Förslag till konventionsen arbetades fram successivt. Förslaget, slutligen benämnt Gemensam kontext vention säkerheten vid hantering använt kärnbränsle och om säkerheten om av vid hantering radioaktivt avfall, öppnades för undertecknande vid IAEA:s geav neralkonferens i Wien den 29 september 1997. Sverige undertecknade konven-

tionen samma dag.

° Citatetär âtergivet från översättning till svenska debatten av den19 november1997.Som framgått den av en föregående redogörelsen för anslutningsförhandlingama mellan Sverige och EG är den korrekta svenska lydeluttalandet "varje att medlemsland avgör vilken politikden skallföra när detgällerslutstegen i kämsenav bränslecykeln" se prop. 1994/95:19 s. 276

Regeringen väntas inom kort föreslå riksdagen att godkänna konventionen. Denna träder i kraft nittio dagar efter det att 25 stater, varav minst 15 stater med minst en kärnlcraftsreaktor, har tillträtt konventionen. Enligt promemoria en av Statens kärnkraftinspektion bedöms den träda i kraft tidigast under år 1999. Konventionen omfattar säkerhetsfrågor hanteringen som avser av använt kämbränsle och av radioaktivt avfall härrör från civil verksamhet. En som grundtanke är att de problem berör använt kämbränsle och radioaktivt avfall som skall omhändertas av den generation har gett upphov till dem och att dessa som problem därmed inte skall lastas över till kommande generationer. För att åstadkomma detta förpliktar konventionen de fördragsslutande parterna att uppfylla ett antal gemensamt antagna säkerhets- och strålskyddsprinciper. Dessa principer har kommit till uttryck, ex. i form internationella standarder eller riktlinjer av bl.a. från IAEA. I inledningen till konventionen anges ett antal grundprinciper skall som vara vägledande för de fördragsslutande parterna. I det följande återges den svenska officiella översättningen av de delar inledningen är särskilt intresse i av som av detta sammanhang:

DE FÖRDRAGSSLUTANDE PARTERNA

vii som inser att det åvilar staten att bestämma handlingslinje för kärnbränslets en kretslopp, varvid vissa stater betraktar använt kämbränsle som en värdefull tillgång som kan upparbetasmedanandra stater väljer att slutförvara det,

ix som bekräftar betydelsen av internationellt samarbeteför att öka säkerheteni hante ringen av använt kämbränsleoch radioaktivt avfall genom bilaterala och multilate rala mekanismer, och genom dennasäkerhetsbefrämjandekonvention,

xi som är övertygade om att radioaktivt avfall, så långt det är förenligt med säkerheten vid hantering av sådantmaterial, bör slutförvaras i den stat i vilket det uppstod, och som samtidigt inser att, under vissa omständigheter,säker och effektiv hantering av använt kämbränsle och radioaktivt avfall kan främjas överenskommelser genom mellan fördragsslutande parter om att användaanläggningarhos en av dem för de andra parternas räkning, särskilt då i fråga avfall härrör från om som gemensamma projekt,

xii som inser att varje stat har rätt att förbjuda import utländskt använt kämbränsle av och radioaktivt avfall till sitt territorium,

har kommit överensom följ ande:

Det kan alltså konstateras att konventionen visserligen betonar betydelsen av internationell samverkan i fråga om omhändertagande av använt kärnbränsle, men samtidigt genom punkt xii entydigt erkänner varje stats rätt att själv besluta - om import av utländskt använt kämbränsle till sitt territorium.

11.8 Slutsats

Den genomgång som här gjorts visar sammanfattningsvis följande. Svensk lagstiftning innehåller en principiellt grundad bestämmelse om förbud 0 mot slutförvaring i Sverige av utländskt kämavfall. Motsvarande synsätt finns i andra EU-stater med betydande kämkraftspro- 0 duktion. o I samband med Sveriges anslutning till EU har klarlagts att de svenska lagreglema är förenliga med EUs regelsystem. 0 En internationell konvention som undertecknades hösten 1997 erkänner entydigt varje stats rått att själv besluta om import av utländskt använt kämbränsle och radioaktivt avfall till sitt tenitorium. Både EG-kommissionen och Rådet har uppfattningen att det finns möjligheter 0 till frivilligt samarbete mellan medlemsländer om slutligt omhändertagande av radioaktivt avfall, något som även framgår av nyss nämnda konvention. KASAMs slutsats är att det inte finns någon grund för farhågor att Sverige skulle kunna tvingas ta emot utländskt kämavfall för slutförvaring mot sin vilja. Denna slutsats gäller kärnavfallet härstammar från annat EU-land oavsett om ett eller har annat utländskt ursrprung. EG-kommissionen och Rådet har givit uttryck for uppfattningen att det är önskvärt med samverkan mellan medlemsstater i syfte att finna och genomföra lämpliga lösningar frågor rör omhändertagande av radioaktivt avfall. av som Också företrädare för Internationella Atomenergiorganet IAEA förespråkar lösningar som bygger på internationell samverkan. En samverkan av innebörd att kämavfall från EUs medlemsstater skulle tas om hand för slutlig förvaring en av i medlemsstat förutsätter emellertid frivillig överenskommelse melen annan en lan de inblandade. Det finns principiellt grundläggande bestämmelser i svensk lagstiftning förhindrar att utländskt kämbränsle och kämavfall slutförvaras i som

Sverige. Ingenting tyder på att det finns en opinion inom eller utanför riksda-~ för att ändra dessa principer. gen -

Bilaga 1

SWEDISH DECLARATION IN CONNECTION WITH THE COUNCIL RESOLUTION ON RADIOACTIVE WASTE MANAGEMENT7

Sweden will in connection with the adoption of the Resolution on Radioactive Waste Management make the following statement:

Sweden considers Radioactive Waste Management to be a national responsibility. This principle strongly emphasizedby Sweden in the negotiations on membership of the was European union and led to joint declaration by the Parties on the application of the a Euroatom Treaty, part of the Final Accession Act. The Joint declaration states that: as

As regards the back end of the nuclear fuel cycle, the responsibility of each Member state to define its own policy.

Swedens interpretation of the Treaties and the declaration in the Accession Act includes:

each Member States right to prohibit the final disposal of foreign spent nuclear fuel and 0 nuclear waste on its territory,

each Member States sole right to decide whether to enter into cooperation arrangeo ments with other Member States on disposal of spent nuclear fuel and nuclear waste and and aim of such cooperation. on the scope

As of this policy Swedish legislation prohibits the final disposal of foreign a consequence spent nuclear fiiel and nuclear waste on Swedish territory. The Swedish government has also proposed ban the intermediate storage of such foreign spent nuclear fuel and nua on clear waste that pending final disposal.

7 Denna deklaration gjordesinförCOUNCIL RESOLUTION 19 of December 1994 on radioactive.waste management 94/C 379/01.

Bilaga 2

Utdrag ur A Community Strategy for Radioactive Waste Management COMM 9466 final, section VI Optimization of the safety of radioactive waste management at Community level.

VI. 4 Self"-sufficiency radioactive in waste disposal and Community solidarity.

The principle of self-sufficiency in disposal also a part of the EC strategy for nonradioactive waste The aim of self-sufficiency at Community level holds good for radioactive waste. would be irresponsible for an advanced economic unit of the size of the Community not to dispose of its own waste. The Community already party to agreements which prohibit the export of radioactive waste to the ACP StateslVth Lomé Convention and the Overseas Community Territories. Equally the Community would be justifled in refusing to accept radioactive waste from other countries as far as would result for ever in a net import of an additional load of radioactive material. Self-sufficiency at national level established policy in some Member States. Whilst Member States should certainly aim individually at being able to dispose of their own radioactive waste, seems however regrettable, and at least premature, to deny the possibility of assistance to another country of the Community in specific cases, notably those putting at stake nuclear safety. This suggests a more open approach to the disposal question. Such an approach has been recommendedby the Commission several years ago. was noted that a regional approach, involving several countries, could offer advantages especially to countries that have no or limited nuclear programmes insofar as would prevent disposal projects, unjustified on economic grounds, being undertaken on an individual basis. appears therefore that the exercise of Community solidarity in these disposal matters should be kept open.

Action

Develop a solidarity approach to disposal especially for high level waste.

Bilaga 3

Utdrag ur Council Resolution of 19 December 1994 on radioactive-waste management 94/C 379/01:

THE COUNCIL OF THE EUROPEAN UNION,

Recalling the Commission communication on a Community strategy for radioactive-waste management,----,

Notes that all Member States produce radioactive waste to varying degrees,and that signiñcant quantities of radioactive waste have already been built up in the Community, awaiting disposal,

WELCOMES the fact that the Commission has put forward a communication proposing elements of a Community strategy in implementation of the Community plan of action in the field of radioactive waste;

TAKES THE VIEW that each Member State responsible for ensuring that the radioactive waste produced on its territory properly managedand NOTES that, in this context, the possibility of a mutually agreed cooperationbetween Member Statesexists;

5 TAKES THE VIEW that Community research programmes should be given appropriate priority and that cooperation in researchand development between Member States should be intensified in order to contribute to improved solutions for the management of radioactive waste;

EMPHASIZES that the establishmentof suitable facilities for the treatment, conditioning, storage and final dispoal of radioactive waste makes a necessary and important contribution to the creation of a safe waste-management infrastructure in general; CONSIDERS that optimum use should be made of facilities at national level and, where practicable and appropriate, between Member States, bearing in mind the political aspects of the matter and that further consideration should be given to the various approaches available, which might result, among other things, in a minimization of transport of radioactive waste;

Statens 1998

offentliga utredningar

Kronologisk förteckning

57. DUKOM Distansutbildningskommittén. Utvärdering av distansutbildningsprojekt med IT-stöd.U. 58.IT ochnationalstaten. framtidsscenarier. Fyra IT-kommissionens rapport 6/98. K. Räddningstjänsten i Sverige . - RäddaochSkydda.Fö. KringHallandsåsen. M. . Livsmedelstillsyn i Sverige. Jo. . Kampanjmedkunskaper ochkänslor.Om . kämavfallsomröstningen i Malåkommun1997.M. En godaffäri Motala. . Demokratiutredningens skrifiserie. SB. Bättre och mer tillgänglig information. Småtöretagsdelegationens rapport N. Nyatider,nya förutsättningar... lT-kommissionens rapport 8/98.K. FUNKIS- funktionshindrade eleveriskolan.U. Socialavgiñslagen. S. 68.Kunskapsläget påkämavfallsområdet 1998. M.

Statens offentliga 1998

utredningar

Systematisk förteckning

Utbildningsdepartementet Campus konst10 för Fristående utbildningar medstatligtillsyn inomolikaområden. 1 1 Vuxenutbildning ochlivslångtlärande. Situationen införochunderförstaåretmed kunskapslyñet. 51 DUKOM Distansutbildningskommittén. Utvärdering distansutbildningsprojekt av med IT-stöd.57 FUNKIS funktionshindrade eleveriskolan.66 — Jordbruksdepartementet Fiskeriadministrationen i ett EU-perspektiv. Översyn ñskeriadministrationen 24 av mm. Livsmedelstillsyn i Sverige.61

Arbetsmarknadsdepartementet Välfärdens genusansikte. 3 Män passar alltid Nivå-ochorganisationsspeciñka processer medexempelfrånhandeln.4 Vårtliv som kön.Kärlek,ekonomiska resurser och maktdiskurser. 5 Ty makten din Myten är om detrationella arbetslivet ochdetjämställdaSverige.6 Utstationering arbetstagare. av 52

Kulturdepartementet Samordning digitalmarksänd av TV. 17

Närings- och handelsdepartementet Statenochexponfinansieringen. 23 Ta vara möjligheterna i Östersjöregionen. 53 Bättre och mer tillgänglig information. Småforetagsdelegationens rapport 64

Inrikesdepartementet Historia,ekonomiochforskning. Fem rapporter om idrott.33

Miljödepartementet Gröna nyckeltal Indikatorerfor ett ekologiskthållbart samhälle. 15 Förordningar till miljöbalken. Bilagor.35 + Det finsk-svenska gränsälvssamarbetet. 39 KringHallandsåsen. 60 Kampanjmedkunskaper ochkänslor.Om kämavfallsomrösmingen i Malåkommun1997.62 Kunskapslägetpå kämavfallsområdet 1998.68

KASAM

STATENS RÅD FÖR KARNAVFALLSFRÅGOR Swedish National Council torNuclear waste KASAM, Statens råd för kärnavfallsfrågor, inrättades år 1985 och är nu en fristående kommitté under Miljödepartementet med uppgift att utreda frågor kärnavfall och avställning av kämtekniska anläggom ningar och att lämna regeringen och vissa myndigheter råd i dessa frågor. Ledamöterna består kvalificerade vetenskapsmän från - som av Svenska och nordiska universitet och högskolor representerar obero- ende sakkunskap inom olika områden av betydelse för slutförvaringen av radioaktivt avfall, inte enbart inom teknik och naturvetenskap utan också inom områden som etik, psykologi, juridik och samhällsvetenskap. I KASAMs uppgifter ingår att granska det program för forskningsoch utvecklingsverksamhet om bl.a. slutförvaring av använt kärn- bränsle de svenska kämkraftföretagen upprättar tredje år. - som var En viktig del KASAMs verksamhet är att erbjuda ett forum för av oliktänkande och för sakkunniga inom och utom landet att diskutera kärnavfall och därmed anknutna frågor. Ett antal seminarium skilda teman har därför hållits. Det åligger också KASAM att var tredje år i ett särskilt betänkande redovisa sin självständiga bedömning kunskapsläget kämavfallsav området. Denna skrift utgör KASAMs redovisning till regeringen av Kunskapsläget kärnavfallsområdet 1998.

KASAM, Miljödepartementet, 103 33 Stockholm

FRITZES

1-1-.N'l‘l.l;; PUB l.l k,ri0Ni-:1

POSTADRESS: 106 47 STOCKHOLM FAX o8—69o91 91. TELEFON:O8-690 91 9o E-POST: fritzes.order@liber.se FRiTzEsINTERNETBOKHANDEL: www.fritzes.se

ISBN 91—38—20933-0 ISSN 0375-250X