Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 2004

Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 2004

Rapport från Statens råd för kärnavfallsfrågor (KASAM)

Stockholm 2004

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

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

Svara på remiss. Hur och varför. Statsrådsberedningen, 2003. – En liten broschyr som underlättar arbetet för den som skall svara på remiss. Broschyren kan beställas hos: Information Rosenbad Regeringskansliet 103 33 Stockholm Fax: 08–405 42 95 Telefon: 08–405 47 29 www.regeringen.se/propositioner/sou/pdf/remiss.pdf

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

Tryckt av Edita Norstedts Tryckeri AB Stockholm 2004

ISBN 91-38-22166-7 ISSN 0375-250X

Till Statsrådet och chefen för Miljödepartementet

Alltsedan sin tillkomst år 1985 har Statens råd för kärnavfallsfrågor (KASAM) regelbundet publicerat rapporter med sin självständiga bedömning av kunskapsläget på kärnavfallsområdet. Enligt de direktiv som regeringen beslutade år 1992 för KASAM:s verksamhet (Dir. 1992:72) gäller att en sådan bedömning skall redovisas vart tredje år.

KASAM överlämnar härmed rapporten Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 2004.

Rapporten är den åttonde på detta tema. De fyra första rapporterna publicerades genom Allmänna förlaget år 1986 (ISBN 91-38-09767-2), år 1987 (ISBN 91-38-009938-1), år 1989 (ISBN 91-38-12264-2) och år 1992 (ISBN 91-38-12749-0). Därefter har tre rapporter givits ut i serien Statens offentliga utredningar (SOU 1995:50, SOU 1998:68 respektive SOU 2001:35). Redovisningarna av kunskapsläget på kärnavfallsområdet åren 1998 och 2001 har också publicerats på engelska (samma SOU-nummer). En engelsk version av 2004 års rapport utkommer senare i år i SOU-serien.

Var och en av KASAM:s kunskapslägesrapporter kan naturligtvis inte ge en heltäckande bild av kunskapsläget på kärnavfallsområdet. Detta är inte heller avsikten. I stället handlar

varje rapport om frågor som är aktuella i debatten vid utgivningstillfället och för vilka det kan finnas behov av en korrekt och samtidigt lättillgänglig översikt. Valet av ämnesområden påverkas i viss mån även av ledamöternas sakkunskap inom olika ämnesområden. En närmare redogörelse för uppläggningen av årets kunskapslägesrapport finns i ett inledande avsnitt.

En långsiktigt hållbar lösning av frågorna om slutförvaring av använt kärnbränsle och annat långlivat, radioaktivt avfall samt rivning av kärnkraftverk kräver en samverkan mellan tre huvudaktörer: Reaktorinnehavarna, staten och invånarna i den eller de kommuner där ett slutförvar eller en inkapslingsanläggning kommer att byggas. Det är KASAM:s förhoppning att 2004 års kunskapslägesrapport skall få spridning även utanför regeringskansliets och specialisternas krets och därmed underlätta för den dialog som är nödvändig mellan kärnkraftindustrin, de statliga myndigheterna, kommunerna, allmänheten och berörda organisationer.

Stockholm i juni 2004

Kristina Glimelius Ordf., KASAM

KASAM har för närvarande följande sammansättning:

Ledamöter Kristina Glimelius (ordf.), professor, SLU, genetik och växtförädling Rolf Sandström (vice ordf.), professor, KTH, materialteknologi Lena Andersson-Skog, professor, Umeå universitet, ekonomisk historia Carl Reinhold Bråkenhielm, professor, Uppsala universitet, teologi Willis Forsling, professor, Luleå tekniska universitet, oorganisk kemi Tuija Hilding-Rydevik, docent, Nordregio, miljö och planeringsprocesser Gert Knutsson, professor em., KTH, hydrogeologi Inga-Britt Lindblad, professor, Umeå universitet, media och kommunikation Sören Mattsson, professor, Lunds universitet och Universitetssjukhuset MAS, Malmö, radiofysik Marie Nisser, professor em., KTH, industriminnesforskning Jimmy Stigh, professor, Göteborgs universitet, geologi

Sakkunniga Hannu Hänninen, professor, Tekniska högskolan i Helsingfors, maskinteknik Olof Söderberg, fil.dr.

Expert Sören Norrby, fil.mag.

Sekreterare Mats Lindman, fil.mag.

Samtliga ledamöter, utom Inga-Britt Lindblad som förordnades efter det att rapporten hade slutjusterats, har medverkat till innehållet i denna kunskapslägesrapport. För underlaget till de olika kapitlen har i första hand följande personer svarat:

Kapitel 1: Sören Norrby, KASAM Kapitel 2: Olof Söderberg, Tuija Hilding-Rydevik och

Mats Lindman, KASAM Kapitel 3: Docent Herbert Henkel och universitetslektor

Bo Olofsson vid Institutionen för mark- och

vattenteknik, KTH samt Gert Knutsson och

Jimmy Stigh, KASAM Kapitel 4: Universitetslektor Bo Olofsson vid Institu-

tionen för mark- och vattenteknik, KTH och

Gert Knutsson, KASAM Kapitel 5: Docent Douglas Baxter, Analytica AB, Luleå

och Willis Forsling KASAM Kapitel 6: Hannu Hänninen, KASAM Kapitel 7: Sören Mattsson, KASAM Kapitel 8: Professor em. Henri Condé, Uppsala univer-

sitet, docent Tor Leif Andersson, Tellus Energi AB, Nyköping, samt Rolf Sandström och Sören Norrby, KASAM

Kapitel 9: Professor Mikael Stenmark, Uppsala universitet

och Carl Reinhold Bråkenhielm, KASAM

Innehåll SOU 2004:67

Inledning

Kärnkraften och energipolitiken

Under efterkrigstiden kan man finna flera exempel på teknikprojekt, som blivit föremål för debatt och diskussion inte bara bland politiker utan också bland en större allmänhet. Öresundsbron föregicks av en omfattande miljödebatt. Järnvägsbyggen, mobiltelefonmaster, vindkraftverk och genteknik har ifrågasatts av folkliga opinioner och politiker. Men ingen av dessa diskussioner kan mäta sig med den debatt, som kärnkraft och kärnavfall skapade med början under 1970-talet, såväl i Sverige som utomlands.

Folkomröstningen om kärnkraften, som genomfördes i mars 1980 fick till följd att en bred majoritet i riksdagen satte ett ”bortre parentestecken” för kärnkraften till år 2010.

Kärnkraftsolyckan i Tjernobyl i Ryssland 1986 aktualiserade kärnkraftens risker. Trots detta modifierades det svenska avvecklingsbeslutet redan 1991 − bland annat till följd av målsättningen att inte tillåta en ökning av utsläppen av koldioxid från fossila bränslen över 1988 års nivå. I de energipolitiska riktlinjer som riksdagen beslutade om 1997 och 2002 anges inte längre något årtal för när kärnkraften skall vara avvecklad.

Den ena kärnreaktorn i Barsebäck stängdes av år 1999. Sedan hösten 2002 pågår överläggningar mellan staten och elproducenterna i syfte att förbereda en överenskommelse om att bland annat skapa förutsättningar för en företagsekonomiskt försvarbar fortsatt drift och successiv stängning av kärnkraften.

Inledning SOU 2004:67

Motsättningarna mellan olika uppfattningar om kärnkraft och kärnavfall har under 1990-talet blivit mindre och idag finns det också andra viktiga miljöfrågor, som fått stor uppmärksamhet. Trots detta innebär frågan om det slutliga omhändertagandet av det använda kärnbränslet ett viktigt nationellt ställningstagande avseende ett tekniskt och moraliskt komplicerat, storskaligt projekt.

I fokus för denna rapport står kärnavfallet samt de vetenskapliga förutsättningarna och samråds- och beslutsprocessen för att finna en säker slutförvaring av de 200−300 ton högaktivt, långlivat avfall, som skapas varje år vid driften av de svenska kärnkraftverken. Totalt finns redan ca 4 000 ton sådant avfall i mellanlager i CLAB (centralt mellanlager för använt kärnbränsle) i Simpevarp i Oskarshamns kommun.

Kärnavfallet − en kunskapslägesrapport

De flesta svenskar skulle nog bejaka påståendet att frågan om kärnavfallet inte enbart är en teknisk och ekonomisk fråga. Kärnavfallsfrågan handlar om något utöver bergarter, grundvattengenomströmning, hållfasthet och svetsningsteknik. Frågorna om kärnenergi och kärnavfall berör även moraliska och etiska värderingar och prioriteringar. − Vem har ansvar för en säker slutförvaring av det högaktiva avfallet? Bör vi avvakta en ny och bättre teknik i framtiden? Om inte, vilken kommun och vilka markägare skall upplåta sitt område för en slutförvarsanläggning? Vad kräver ansvaret för kommande generationer?

I det läge kärnavfallsfrågan befinner sig idag, behöver vi breda och djupa kunskaper om på vilka sätt val av olika tekniska lösningar kommer att påverka samhället i framtiden. Att välja mellan olika alternativ och att prioritera innebär alltid att vi måste väga etiska, ekonomiska, tekniska, miljömässiga, hälsorelaterade och sociala förhållanden mot varandra. Detta är aldrig enkelt, inte minst därför att kunskaperna om och värderingarna av dessa frågor inte är statiska. KASAM hoppas dock att denna

översikt kan utgöra en god grund när det gäller att förmedla fakta och ge perspektiv samt stimulera allmänhet och beslutsfattare att ställa relevanta frågor.

Rapporten belyser bland annat några av de frågor, som har betydelse i den fortsatta samråds- och beslutsprocessen inför byggandet av slutförvar för använt kärnbränsle och annat långlivat, radioaktivt avfall. Här presenteras kärnavfallsfrågan ur ett brett vetenskapligt perspektiv, där både human- och samhällsvetenskapliga liksom tekniska och naturvetenskapliga forskningsrön presenteras på ett lättillgängligt sätt.

KASAM:s kunskapslägesrapport 2004 innehåller nio fristående kapitel. Dessa har sammanförts till tre delar, där varje del representerar några sammanhållna utgångspunkter och där redovisningen följer en röd tråd.

Del I Kärnavfallsfrågan i internationell och svensk belysning tar upp frågor om hur kärnavfallsfrågan hittills har hanterats och organiserats. Delen inleds med en internationell översikt, Kärnavfallshantering i några länder. Denna översikt ger en antydan om hur man i de olika länderna söker lösningar, som bedöms lämpliga i det egna landet. Den visar också tydligt att ansvaret för kärnavfallet i hög grad spänner över både privata och offentliga aktörer, om än i varierande grad. Därefter görs en ingående kartläggning av den svenska processen i kapitlet Kommunerna – en av huvudaktörerna i kärnavfallsfrågan. Mot bakgrund av den internationella översikten visas i detta kapitel att det finns en stark, medveten strävan efter lokal förankring och samförstånd i det svenska samrådsförfarandet.

Del II Att hantera kärnavfallets risker. En översikt över metoder, problem och möjligheter innehåller en översikt av vår kunskap för att beräkna och hantera olika risker samt om metoder för att ta fram underlag för bedömningar, som är förknippade med förvaringen av kärnavfall ur ett naturvetenskapligt perspektiv. Delen inleds med två presentationer av geovetenskapliga metoder, som används för att beräkna berggrundens stabilitet

Inledning SOU 2004:67

och genomsläpplighet: Några geologiska, geodynamiska och geofysiska undersökningsmetoder vid lokalisering av underjordsanläggningar i hårt berg samt Några hydrogeologiska undersökningsmetoder för bestämning av grundvattenbildning och grundvattenströmning. I kapitlet Fraktionering av olika isotoper diskuteras möjligheten att ta hänsyn till olika isotopers egenskaper för att bestämma transporthastigheter för olika radioaktiva ämnen från ett slutförvar för använt kärnbränsle eller annat radioaktivt avfall, för att härigenom ge underlag för riskbedömningar och en säkerhetsanalys. Därefter ges i kapitlet Kopparkapslar − tillverkning, förslutning, beständighet en översikt av de metoder som används för framställning och kontroll av de kopparkapslar, som utgör en av de skyddande barriärerna kring avfallet vid geologisk deponering enligt KBS-3-metoden. I det sista kapitlet, Ett försök till jämförbar klassificering av radioaktivt avfall och kemiskt avfall, diskuteras möjligheten att jämföra riskerna av radioaktivt avfall med riskerna av farligt, kemiskt avfall.

Del III Kärnavfallsfrågan och framtiden är den sista delen. Här problematiseras frågan om vilket långsiktigt ansvar vi har för de olika val vi gör när det gäller hanteringen av kärnavfall. Det första kapitlet, Transmutation − ett alternativ till slutförvaring. En uppmärksammad fråga, behandlar frågan om transmutation ur ett scenarioperspektiv och frågan om realismen i denna teknik. Det avslutande kapitlet, Kärnavfall, etik och ansvaret för framtida generationer, lyfter upp frågan om vårt ansvar för kommande generationer när det gäller vilka val vi gör i kärnavfallsfrågan. Här diskuteras ingående betydelsen av olika etiska förhållningssätt för de beslut som vi fattar − inte bara i denna fråga. Därmed hoppas KASAM öppna för en diskussion inför de ställningstaganden som kommer att behövas under de närmast kommande åren.

Del I Kärnavfallsfrågan i

internationell och svensk

belysning

1 Kärnavfallshantering i några länder

1.1 Inledning

Detta kapitel ger en översikt av hanteringen av kärnavfall i några länder. Översikten är en förkortad och uppdaterad version av motsvarande redovisning i föregående kunskapslägesrapport (år 2001). Tyngdpunkten ligger på högaktivt avfall och använt kärnbränsle (se tabell 1), men viss information om lågaktivt avfall (LLW) och kortlivat medelaktivt avfall (ILW) har också tagits med, eftersom ett antal frågor rörande val av plats för slutförvaring etc. i många avseenden gäller för alla typer av radioaktivt avfall. Dessutom ges en översikt av aktuella aktiviteter rörande avfallshantering inom några av de stora internationella organisationerna (IAEA, OECD/NEA, EU).

Redovisningen omfattar länder med mycket olika kärnkraftspolicy och med mycket olika avfallshanteringsprogram. Här ingår ett antal europeiska länder samt Kanada, Japan och USA. Några av länderna (t.ex. Finland, Frankrike och Japan) har ett växande kärnkraftsprogram, medan de flesta övriga länderna har ett mer statiskt eller avtagande program, som i Sverige. En summarisk bedömning visar att Finland, Sverige och USA har nått längst i fråga om att förverkliga slutförvaring av använt kärnbränsle, både i fråga om teknikval och platsvalsprocess. Frankrike har ett mycket avancerat och omfattande forskningsoch utvecklingsprogram (FoU-program) om metoder för behandling, lagring och slutförvaring av radioaktivt avfall som skall redovisas under år 2006. Tyskland, Japan, Kanada och Storbritannien har alla avancerade forskningsprogram men här åter-

Tabell 1.1. Mängder högaktivt avfall (HLW) och använt kärnbränsle för slutförvaring

Land Antal Planerad Använt kärn- HLW (enligt Anmärkningar

kärnkraft- drifttid (år) bränsle (t HM specifikareaktorer om ej annat tion nedan) * ** anges)

Sverige 11 1 Varierande ca 9 000 0 Beräknad totalmängd

för det svenska

programmet Kanada 14 8 Varierande 3,6 miljoner 0 Beräknad mängd fram

knippen (CANDU) till år 2035

76 000 knippen

(annat) Finland 4 40−60 2 600 till 4 000 0 Beräknad totalmängd

för det finska

programmet

3 Frankrike 59 11 15 000 3 500 m Beräknad totalmängd

från nuvarande reak-

torer och andra kärn-

tekniska anläggningar Tyskland 19 18 Varierande 9 000 22 000 m3 Beräknad totalmängd

för det tyska program-

met. Mängden inklu-

derar inkapsling Japan 51 1 0 ca 40 000 Motsvarande ackumu-

kapslar lerad mängd fram till

år 2020 (1 kapsel =

ca 1,35 t HM) Ryssland 30 30−40 i.u. i.u.

3 Schweiz 5 40 eller mer ca 1 800 ca 1 000 m Beräknad mängd för

reaktorernas drifttid

3 Storbritannien 35 10 30 till 46 ca 1 890 m Beräknad mängd

t.o.m. år 2013 USA 103 15 Upp till 40 83 500 (från 640 t HM Beräknad mängd från

kommersiella (kommersiella) nuvarande reaktorer.

reaktorer), 5 000 avfalls- 105 000 t HM för-

21 000 (från förpackningar väntas från dessa om

andra reaktorer) à 4 till man tar hänsyn till

5 kapslar förlängd drifttid

(militärt)

* Reaktorer i drift

** Avställda reaktorer

i.u. ingen uppgift

t HM = ton Heavy Metal, i detta sammanhang lika med ton uran

CANDU = Canada Deuterium Uranium (reactor)

står mycket att göra innan konkreta lösningar kan presenteras. Även i många andra länder pågår forskning om radioaktivt avfall. Frågor om den långsiktiga finansieringen av omhändertagandet av kärnavfall och rivning av reaktorer tilldrar sig ökat internationellt intresse.

Innehållet i detta kapitel baseras i huvudsak på ”National Profiles”, en uppsättning informationsblad som tagits fram av Phil Richardsson, EnvirosQuantiSci (UK), för ett antal länder över hela världen och som uppdateras regelbundet. Ytterligare uppgifter har inhämtats bl.a. från OECD/NEA, IAEA och EU.

Uppgifterna i tabell 1.1. är hämtade från IAEA-TECHDOC- 1323 Institutional framework for long term management of high level waste and/or spent nuclear fuel (December 2002).

1.2 Kanada

1.2.1 Kärnkraftsprogram

I början av år 2004 fanns 22 licensierade kärnkraftreaktorer i Kanada. Av dessa är 14 för närvarande i drift. En av dem ligger i Quebec, en i New Brunswick och resten i Ontario. Reaktorerna ägs och drivs av de delstatliga kraftföretagen Hydro Quebec, New Brunswick Power och Ontario Power Generation Inc. (OPG). De övriga åtta reaktorerna är avstängda.

1.2.2 Organisationer

Kärnkraften i Kanada regleras av Kärnsäkerhetskommissionen (Canadian Nuclear Safety Commission, CNSC). Denna kommission är en federal myndighet, som prövar och godkänner platser för lagring av radioaktivt avfall och utfärdar riktlinjer för deponering. Atomic Energy of Canada Ltd (AECL) är ett statligt bolag med uppgift att utveckla och främja användningen av kärnkraft och att sälja reaktorer utomlands.

Det direkta ansvaret för hanteringen av radioaktivt avfall i Kanada åvilar dem, som producerar avfallet. Ny lagstiftning om slutlig hantering av använt kärnbränsle trädde i kraft under år 2002. Under Nuclear Fuel Waste Act (NFWA) bildades Nuclear Waste Management Organisation (NWMO), som ägs av kärnkraftindustrin och som skall agera fristående från AECL och den federala regeringen.

1.2.3 Hantering av kärnavfall

LLW och kortlivat ILW

I Kanada gör man åtskillnad mellan avfall som produceras löpande och s.k. historiskt avfall. Det historiska avfallet härrör från tidigare gruvhantering. Studier av olika alternativ för ett slutförvar för icke historiskt LLW utförs av OPG med sikte på driftstart år 2015.

För att kunna identifiera en lämplig plats för deponering av historiskt avfall skapades år 1986 en särskild process (”Cooperative Siting Process”). En arbetsgrupp genomförde omfattande samråd med allmänheten och kommunerna inbjöds att medverka i studier för val av plats. 1994 identifierades till slut två kommuner men en av dessa drog sig strax efteråt ur projektet. Efter en folkomröstning 1995 undertecknade den enda kvarvarande kommunen, som ställde sig positiv till platsstudien, en principöverenskommelse om det fortsatta arbetet. Detta stoppades dock 1996, då den federala regeringen vägrade godkänna villkoren i överenskommelsen. Nu finns emellertid två tänkbara platser som tillkännagavs i början av år 2004 (Port Hope Area Initiative 2004).

Använt bränsle och/eller HLW

Kanada avser inte att upparbeta något av sitt använda kraftreaktorbränsle men en viss mängd högaktivt avfall kommer att genereras från upparbetning av bränsle från forskningsprojekt. Under de senaste 25 åren har kommersiellt använt bränsle lagrats vid kärnkraftverken.

AECL presenterade i mitten av 1990-talet ett koncept för slutförvaring av det använda kärnbränslet. Konceptet innebar att använt bränsle skulle förvaras på ett djup av 500 till 1000 meter i kristallint berg inom den kanadensiska skölden. Slutförvaret skulle enligt de ursprungliga planerna vara klart att tas i bruk år 2025 och vara fyllt efter 40 år, varefter det skulle förseglas och överges. Inget sökande efter en viss plats tilläts dock förrän konceptet godkänts. Deponeringsmetoden granskades 1996−1997 vid en serie offentliga utfrågningar inför en panel av experter utsedda av staten. I mars 1998 konstaterade panelen, att den tekniska utformningen av konceptet verkade tillfredsställande, men att allmänhetens svaga acceptans ännu inte tillät att platsvalsprocessen startade.

Panelen framhöll bl.a. att staten måste vidta åtgärder för att nå ett brett stöd från allmänheten. Den menade vidare att AECL inte borde ansvara för hanteringen av det använda kärnbränslet. I stället borde en ny federal enhet skapas för denna uppgift. Denna enhet borde finansieras enbart av dem som producerar avfallet och ha en styrelse med representanter för alla huvudintressenter. Dessutom borde det bildas ett starkt och aktivt rådgivande organ, med representation från alla intressegrupper. Panelen framhöll slutligen, att sökandet efter en bestämd plats för ett avfallsförvar inte skulle fortsätta, förrän åtgärderna enligt ovan givna rekommendationer genomförts och en bredare allmän acceptans erhållits för det föreslagna sättet att gå vidare.

Naturresursdepartementet (The Ministry of Natural Resources, NRCan) avgav i december 1998 ett officiellt utlåtande över panelens rapport. Man samtyckte till att en delvis oberoende enhet skapades (”semi-independent agency”, dvs. en

organisation formellt knuten till regeringens departement men med stor frihet att agera självständigt i de flesta frågor), som skulle vara ansvarig för det framtida arbetet gällande hantering och förvaring av avfall. Men förslaget att allt platsarbete för ett förvar skulle skjutas på framtiden förkastades. NRCan överlät också allt ansvar för etableringen av den nya enheten till dem, som producerar och äger avfallet. De senare skall också ha full kontroll över styrelsens sammansättning.

Efter en period av osäkerhet togs i det kanadensiska parlamentet år 2002 ett beslut, som byggde på de tidigare utredningsförslagen. Under Nuclear Fuel Waste Act (NFWA) bildades Nuclear Waste Management Organisation (NWMO), som ägs av kärnkraftindustrin och som skall agera fristående från AECL och den federala regeringen. Lagstiftningen ålägger NWMO att genomföra en studie inom tre år och att presentera en plan för omhändertagande av det använda kärnbränslet till den federala regeringen under år 2005. En rådgivande grupp har bildats för att stödja NWMO i dess arbete. Resultaten av NWMO:s senaste arbete finns rapporterat (NWMO 2003). Ett särskilt finansieringssystem har skapats.

1.3 Finland

1.3.1 Kärnkraftsprogram

Det finns två kommersiella kärnkraftverk i Finland, vart och ett med två kraftreaktorer. Det ena kraftverket ligger i Lovisa i närheten av Helsingfors. Det drivs av det i huvudsak statsägda Fortum (tidigare IVO) och har två ryska 440 MW VVERreaktorer. Det andra kraftverket, som har två svenskbyggda kokarreaktorer (BWR) på ca 700 MW, ligger i Olkiluoto ca 10 mil norr om Åbo. Det drivs av TVO, som är privatägt av finsk industri och kraftbolag. En ansökan lämnades till regeringen med begäran om ett ”principbeslut” att bygga ett femte reaktoraggregat vid något av de båda befintliga kärnkraftverken.

Ansökan godkändes av den finländska regeringen och av riksdagen under år 2002. Reaktorn kommer enligt planerna att byggas vid Olkiluoto av ett europeiskt konsortium under fransk ledning.

1.3.2 Organisationer

Det åligger de två kraftföretagen att svara för att avfallet hanteras på ett säkert sätt. De skall också ta fram ett forsknings- och utvecklingsprogram för avfallshantering och finansiera hela operationen. Målen och programmet för avfallshanteringsarbetet ställdes upp i ett regeringsbeslut 1983 och regelverket har fastställts i 1988 års kärnenergilag och förordning. Handels- och Industriministeriet (HIM) övervakar arbetena inom området liksom forsknings- och utvecklingsprogrammet. Ministeriet finansierar också forskning för att säkerställa tillgång till av industrin oberoende expertis. Strålsäkerhetscentralen (STUK) svarar för föreskrifter för och övervakning av säkerheten vid kärnkraftanläggningarna. STUK svarar också för granskning och värdering av planer och arbeten gällande avfallshantering. Avfallsanläggningar måste tillståndsprövas av regeringen. HIM fastlägger varje år de avgifter, som kraftföretagen måste betala till en regeringskontrollerad kärnavfallsfond, som skapats för att täcka framtida kostnader för avfallshanteringen.

Tidigare hade de två företagen olika strategier för hanteringen av använt kärnbränsle. Bränsle från kraftverket i Lovisa sändes tillbaka till Ryssland för lagring och upparbetning, medan det i kraftverket i Olkiluoto mellanlagrades i en bassänganläggning. Efter Sovjetunionens upplösning har tillvägagångssättet för Lovisa-bränslet ändrats så att även detta bränsle numera mellanlagras lokalt på samma sätt som i Olkiluoto. Enligt en ändring i kärnenergilagen år 1994 får inget använt bränsle exporteras efter år 1996. IVO och TVO har bildat ett gemensamt bolag, Posiva, med uppgift att svara för allt arbete med avseende på slutförvaring av använt kärnbränsle.

1.3.3 Hantering av kärnavfall

Avfallsklassificeringen i Finland skiljer mellan låg- och medelaktivt avfall och använt kärnbränsle. Det senare skall inte upparbetas.

LLW och kortlivat ILW Båda kraftföretagen har − vid reaktorstationerna − byggt bergrumsförvar med vertikala silos och horisontella tunnlar. Dessa togs i bruk 1992 respektive 1998.

Använt bränsle och långlivat ILW

Som en följd av regeringens principbeslut år 1983, som bekräftades formellt 1988 då kärnenergilagen och förordningen antogs, beslöt HIM 1991 att djupförvaring är den metod, som skall väljas för använt kärnbränsle.

En lista med 85 möjliga förläggningsplatser togs fram mellan åren 1983 och 1985. Efter närmare undersökningar valdes till slut tre platser ut: Olkiluoto (nära kärnkraftverket) i Euraåminne kommun, Romuvaara i Kuhmo kommun och Kivetty i Äänenkoski kommun. Enligt förslaget i ”TILA-99 Säkerhetsanalys”, som publicerades 1999, förordade Posiva ett förvar enligt ett deponeringskoncept som liknar KBS-3 i Sverige. Förvaret skall förläggas på ett djup av 400 till 700 meter. Slutligt djup bestäms av förhållandena på den valda platsen.

Posiva föreslog, att den slutgiltiga utformningen av förvaret vid den valda platsen inte skulle fastställas före byggstarten. Detta skulle göra det möjligt att i konstruktionsarbetet ta hänsyn till de verkliga geologiska förhållandena. Kostnaden för slutförvaringen av det använda kärnbränslet uppskattas till ca 850 miljoner euro (ca 7 500 miljoner svenska kronor).

Förutom på dessa platser utförde Posiva 1997 noggranna undersökningar på ön Hästholmen nära kärnkraftverket vid Lovisa.

I januari 1998 överlämnade Posiva ett miljökonsekvensbeskrivningsprogram till HIM. Programmet publicerades för granskning och kommentarer. Det sändes också till svenska, estniska och ryska myndigheter enligt kraven i Esbo-konventionen.

Efter offentlig granskning vid ett antal tillfällen under våren 1998 redovisade HIM sina kommentarer rörande programmet till Posiva i juni 1998. HIM krävde kompletterande insatser för att uppskatta den radiologiska säkerhetsrisken för ett nollalternativ (dvs. att den föreslagna anläggningen inte skulle komma till stånd). Dessutom krävdes att återtagbarhet skulle undersökas liksom ett antal alternativa deponeringsmetoder. Posiva publicerade den slutgiltiga miljökonsekvensbeskrivningen i maj 1999 och ansökte därefter hos regeringen om ett principbeslut avseende en lokalisering till Olkiluoto.

En internationell panel utsågs av STUK att granska säkerhetsanalysen i Posivas ansökan om principbeslut. Panelen avgav sin rapport hösten 1999 och enligt denna rekommenderas STUK bl.a. att genomföra ytterligare ett antal granskningsprojekt efter det att regeringen fattat sitt principbeslut. Rekommendationen omfattade bl.a. regelbunden granskning (vart 3−4 år) av Posivas forsknings- och utvecklingsprogram och de däri uppnådda resultaten (så som även sker i Sverige). Rekommendationen omfattade även granskning av Posivas preliminära säkerhetsanalyser samt tillämpning av viktiga delar av rekommendationerna från oberoende granskningar för att öka allmänhetens förtroende för verksamheten.

STUK utfärdade i januari 2000 en egen rapport baserad på panelens granskning och i denna gav STUK stöd åt Posivas önskan att fortsätta med sina planer för Olkiluoto. Enligt lagen krävs kommunens medgivande för att få bygga ett slutförvar för använt kärnbränsle. Därför hölls en omröstning i kommun-

fullmäktige i Euraåminne kommun i januari 2000. Utfallet blev 20 röster för och 7 emot en anläggning där.

Allt granskningsmaterial och ministeriets sammanfattning blev tillgängligt för allmänheten våren 2000.

Principbeslut angående slutförvaret togs av regeringen i december 2000 och riksdagen fattade sitt beslut under våren 2001.

I juni 2002 meddelade Posiva sin avsikt att bygga en tunnel till den första etappen av slutförvaret (ONKALO), som innefattar undersökningar och utvecklingsarbete. Undersökningsfasen planeras sträcka sig till år 2010 och därefter sker utbyggnaden av förvaringsdelen. Deponering av använt kärnbränsle planeras ske med början omkring år 2020. Under år 2003 lämnade Posiva in sin ansökan om tillstånd att börja byggandet av anläggningen.

Posiva har i december år 2003 presenterat ett forskningsprogram om slutförvaringen av kärnavfall och använt kärnbränsle i Finland. Ett sådant program kommer fortsättningsvis att presenteras vart tredje år.

1.4 Frankrike

1.4.1 Kärnkraftsprogram

I slutet av år 2003 fanns 59 kärnkraftreaktorer i Frankrike och en kommersiell upparbetningsanläggning vid den norra kusten av Cap de la Hague. Kärnkraften svarar för ca 70 % av elproduktionen i Frankrike.

1.4.2 Organisationer

Enligt en lag, som antogs 1975, måste den, som producerar radioaktivt avfall, på egen bekostnad svara för avfallets omhändertagande med hjälp av en organisation, som godkänts av myndigheterna. För detta ändamål skapade regeringen 1979 en

särskild organisation, ANDRA inom Atomenergikommissionen (CEA). ANDRA ansvarar för konstruktion, uppförande och drift av förvarsanläggningar liksom för alla undersökningar, som krävs för detta. Organisationen skall också verka för att de, som producerar avfallet, följer uppställda specifikationer för hantering av avfall före deponering.

ANDRA finansieras av de företag, som producerar avfallet, speciellt Electricité de France (EdF), CEA och bränslecykelföretag som COGEMA, som driver upparbetningsanläggningen i la Hague. Dessa företags verksamhet granskas av säkerhetsmyndigheter, som rapporterar till industri- och hälsodepartementen samt några andra departement. Under år 2001 ombildades den regulativa funktionen så att säkerhet och strålskydd fördes samman under ”Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection − DGSNR”. Vidare ombildades vissa stödfunktioner genom en sammanslagning de institutioner, som ansvarar för forskning och utveckling inom områdena säkerhet och strålskydd, genom bildandet av en ny organisation ”Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire – IRSN”.

ANDRA har för närvarande inte ansvar för att ta hand om allt radioaktivt avfall, speciellt inte det som härrör från upparbetningsanläggningar eller material från försvarsrelaterat arbete. I en rapport 1999 från en parlamentarisk rådgivande grupp framförde dock en medlem, att ANDRA borde ges sådant ansvar så snart som möjligt.

1.4.3 Hantering av kärnavfall

Radioaktivt avfall uppdelas i Frankrike i två kategorier − kortlivat och långlivat − beroende på hur lång tid, som det innebär en risk. Långlivat avfall benämns A-avfall. Långlivat avfall benämns B-avfall (motsvarar långlivat ILW i andra länder) resp. C-avfall (motsvarar HLW) och använt kärnbränsle. Det använda bränslet upparbetas till största delen.

LLW och kortlivat ILW (A-avfall)

Dessa avfallskategorier deponeras i en anläggning nära markytan i nordöstra Frankrike.

Använt bränsle och/eller HLW (B- och C-avfall)

Avsikten var ursprungligen att upparbeta allt använt kärnbränsle. Det erhållna låg- och medelaktiva avfallet (B-avfall), högaktivt förglasat avfall och fissionsproduktsavfall (C-avfall) samt använt bränsle som ej upparbetats skulle deponeras i ett djupförvar efter mellanlagring. Emellertid framhölls 1998 i en opublicerad rapport till regeringen, att den framtida strategin måste ta hänsyn till att så mycket som en tredjedel av i Frankrike producerat använt bränsle sannolikt inte, som tidigare förutsatts, kommer att upparbetas. Det föreslogs också, att Frankrike omedelbart skulle försöka återsända till ursprungsländerna en del av det plutonium, som erhållits vid upparbetning av det använda kärnbränslet från dessa länder.

För undersökningar och utveckling av ett djupförvar valdes fyra områden med olika geologiska förutsättningar, såsom lera, granit, skiffer respektive salt. Allt arbete stoppades emellertid på samtliga fyra platser på grund av ett intensivt motstånd från allmänheten. Avfallslagen kompletterades i december 1991 och ANDRA blev under denna ett public service-företag underställt miljö- och industridepartementen och frikopplades organisationsmässigt från Atomenergikommissionen. Denna åtgärd vidtogs för att markera organisationens oberoende och för att nå ökad klarhet och öppenhet.

Lagen No. 91-1381 definierade följande tre huvudområden, inom vilka ANDRA skulle bedriva forskning: • Separation och transmutation • Avfallsinneslutning och effekter av långtidslagring av avfall

ovan jord

• Utveckling av åtminstone två underjordslaboratorier på

platser med olika geologi

Val av plats skall ske först efter lokalt samråd med deltagande av allmänheten. Lagen anger, att utpekandet av en plats för ett underjordslaboratorium, kräver offentlig utfrågning och ett godkännande från regeringens sida. Plats för ett möjligt slutförvar skall inte kunna föreslås förrän tidigast 15 år efter det att lagen trädde i kraft, och även då krävs det en offentlig granskning och en tillståndsprövning. Vidare åligger det de berörda ministrarna att hålla parlamentet fortlöpande informerat om framstegen. Det åligger ANDRA att framlägga en slutlig statusrapport år 2005 och ett förslag till lokalisering av ett slutförvar år 2006.

Man har ännu inte valt någon plats för en anläggning − ICE (Installation Centrale d´Entreposage) − för långtidsmellanlagring av använt bränsle. Det är troligt att anläggningen blir av bassängtyp, liknande CLAB.

För att följa framstegen inom forskningen på dessa områden och för att kunna rapportera till parlamentet föreskriver lagen att det skall finnas en nationell utvärderingskommission (CNE). Denna håller regelbundna utfrågningar inom de viktigaste ämnesområdena. ANDRA m.fl. kompletterar med föredragningar enligt önskemål. Rapporter inges årligen till regeringen, och de granskas av en parlamentarisk kommission för utvärdering av vetenskapliga och tekniska alternativ (OPECST). CNE ansvarar också för den kompletta rapporten över slutförvarsprojektet som skall vara färdig år 2005.

CNE består av 12 personer, varav sex är kvalificerade experter, utsedda av OPECST. Av dessa skall åtminstone två vara från utlandet (för närvarande från Sverige och Spanien). Två experter utses av regeringen och fyra av den franska vetenskapsakademien.

Genom 1991 års lag skapades en ny befattning, ”medlare”, för att förenkla val av plats för och utvecklingen av underjordiska laboratorier. Parlamentsledamoten Christian Bataille förordnades till innehavare av befattningen 1992. Han fick fullmakt att

använda upp till 60 millioner francs (ca 80 miljoner kronor) per år för stöd till kommuner, som ställde sig positiva till fortsatta undersökningar. Han skulle rådgöra med valda politiker, med allmänheten och med lokala miljöorganisationer. I december 1993 framlade han en rapport, vari fyra områden utpekades för fortsatta studier, därav tre med sedimentär berggrund och en med kristallin. Därefter meddelade ANDRA 1994, att ett antal platser hade identifierats som lämpliga. En av dem gränsade till två av de förut utpekade områdena. Detaljerade platsundersökningar påbörjades detta år och totalt borrades 15 hål till ett djup av upp till 1 100 meter på tre olika platser.

Sedan borrningarna avslutats, hölls möten med offentlig utfrågning mellan februari och maj 1997. Regeringen gav i december 1998 ANDRA tillstånd att bygga ett underjordiskt laboratorium i en lerformation under en av de valda platserna, den vid Bure i nordöstra Frankrike. Samtidigt föll av geologiska skäl två andra platser bort, en med märgelsten-berggrund nära Marcoule i departementet Gard och en med granitberggrund i Vienne. Enligt ett regeringsbeslut i augusti 1999 erhölls tillstånd för konstruktion och drift vid Bure fram till år 2006. Regeringen gav emellertid också ANDRA i uppdrag att söka fler kandidatplatser med granitberggrund före år 2002. Trots att man undersökte 20 sådana områden i Bretagne och Centralmassivet avslutades projektet i juni 2000, inte minst på grund av alltför stort motstånd från allmänhetens sida på samtliga platser.

Utgrävningen för det första schaktet i Bure började i september 2001. Genom en olycka under 2002 uppstod förseningar i arbetet, som återupptogs först i april 2003. Ett antal borrhål för geotekniska, hydrogeologiska och andra undersökningar har borrats och instrumenterats, så att inverkan på berget på grund av arbetena med schaktet kan studeras. Ett antal geofysiska mätningar skall genomföras, allteftersom arbetet fortsätter, och korreleras till mätningar, som genomfördes år 1999 vid markytan. Ett antal undersökningsutrymmen skall etableras på olika nivåer, allteftersom schaktet blir djupare. Några av dessa skall placeras i leran vid botten av det möjliga djupförvaret.

1.5 Tyskland

1.5.1 Kärnkraftsprogram

I november 2003 fanns 18 kärnreaktorer i bruk i Tyskland. Ingen av dessa ligger i det forna Östtyskland (DDR), efter stängningen av kärnkraftreaktorn i Rheinsberg 1990 och av de fyra reaktorerna som var i drift (och en femte under byggnad) i Greifswald.

Det socialdemokratiska partiet (SPD) och miljöpartiet i koalition kom i oktober 1998 överens om en utfasning av kärnkraften i Tyskland. Efter långa överläggningar signerades i juni 2000 en överenskommelse (”Juni 2000-överenskommelsen”), mellan regeringen och kraftföretagen om kärnkraftspolicyn. Enligt denna skall alla reaktorer stängas vid slutet av sin förväntade livslängd. Genererad elkraft från vart och ett av kraftföretagen skall maximeras, vilket innebär att nya, effektivare reaktorer kan tillåtas förlänga sin drifttid samtidigt som mindre effektiva stängs. Den elproduktion som man enats om motsvarar en driftstid om i genomsnitt 32 år per reaktor. Inga nya upparbetningskontrakt får tecknas, och efter den 1 juli 2005 skall allt använt bränsle direktdeponeras. Endast upparbetningskontrakt fram till den tidpunkten kommer att fullföljas. En ny atomenergilag tillkom under år 2002, grundad på den nya policyn.

1.5.2 Organisationer

När den federala strålskyddsmyndigheten (BfS) inrättades år 1989, tog den över ansvaret för en säker deponering av alla slag av radioaktivt avfall från det federala institutet för vetenskap och teknologi (PTB). Ett särskilt företag (Bolaget för byggande och drift av avfallsförvar, DBE) hade tidigare bildats med uppgift att vara den ”tredje part” (entreprenör), som skulle verkställa de uppgifter som den åläggs av BfS.

Enligt den nya atomenergilagen från år 2002 svarar avfallsproducenten för mellanlagring av det använda kärnbränslet vid respektive reaktorförläggningsplats. Ansökningar om tillstånd för sådana anläggningar har lämnats in. Tolv sådana anläggningar förväntas finnas år 2005 avsedda som lagringsanläggningar för en tid på 40 år. För vissa av reaktorerna planeras andra lösningar för lagring av använt kärnbränsle.

Enligt kärnenergilagen svarar delstatsregeringarna för all tillståndsprövning. Tidigare var avsikten att allt använt kärnbränsle skulle upparbetas. Ett tillägg gjordes 1994, varigenom också direktdeponering av använt bränsle tillåts. Några kraftföretag har redan annullerat upparbetningsoptioner efter år 2000.

1.5.3 Hantering av kärnavfall

Eftersom allt avfall oberoende av kategori planeras bli deponerat i djupförvar, delas avfallet i huvudsak upp i endast två kategorier, nämligen värmealstrande och icke-värmealstrande. Enligt överenskommelsen mellan koalitionspartierna år 1998 räcker det med ett enda geologiskt förvar för att deponera alla slagen av radioaktivt avfall. Detta kommer att bli förlagt i berg av ännu inte definierat slag och på en plats som ännu inte formellt har identifierats. Detta påverkar naturligtvis allvarligt genomförandet av utvecklingsprogrammet för ett slutförvar.

LLW och ILW(icke-värmealstrande)

Fram till nyligen togs icke-värmealstrande avfall (med alfa-

8 3 aktivitet upp till 4,0 x 10 Bq/m ) omhand vid ERAM-anläggningen (Endlager für Radioaktive Abfälle, Morsleben), vid Bartensleben-saltgruvan. Enligt ett domstolsutslag i delstaten Sachsen-Anhalt i september 1998 måste BfS omedelbart avbryta fortsatt deponering av avfall i det s.k. östra förvarsområdet i

Morsleben-förvaret. I november 2001 tillkännagav BfS att åtgärder behöver vidtas för att på ett säkert sätt försluta förvaret.

En tillståndsansökan för ett nytt djupförvar för icke-värmealstrande låg- och medelaktivt avfall (LLW/ILW) vid den nedlagda Schacht Konrad-järngruvan nära Salzgitter i Niedersachsen togs fram redan 1982. Efter den längsta offentliga utfrågningen i tysk historia − mellan september 1992 och mars 1993 − fortsatte den niedersachsiska delstatsregeringen (som på den tiden leddes av den nuvarande förbundskanslern) att vägra ge tillstånd till en anläggning, tvärtemot de federala myndigheternas önskan. Enligt ”Juni 2000-överenskommelsen” skall de ansvariga myndigheterna slutföra tillståndsprövningen för Schacht Konrad i enlighet med gällande författningar. BfS drog tillbaka sin ansökan om omedelbart ikraftträdande av tillståndet, för att därigenom ge en domstol möjlighet att granska frågan. Miljöministeriet i Niedersachsen gav tillstånd för Schacht Konrad i maj 2002. Ett antal juridiska processer pågår, initierade av motståndare till slutförvaret. Genom överenskommelsen år 2002 är inriktningen att endast ett slutförvar för alla typer av avfall skall byggas och även detta gör att framtiden för Schacht Konrad är osäker.

Använt bränsle och/eller HLW (värmealstrande)

Före 1994 års ändring i kärnenergilagen var upparbetning det enda alternativet att ta hand om använt kärnbränsle. Upparbetningen skedde i Frankrike eller i England. Planer på att etablera en upparbetningsanläggning i Wackersdorf skrinlades år 1989 på grund av en intensiv, ibland våldsam, opposition.

Hemtransport från utlandet av befintligt förglasat högaktivt avfall (HLW) påbörjades i maj 1996, efter det att ett mellanlager i Gorleben i Niedersachsen tidigt i juni 1995 godkänts för detta ändamål. Enligt den nya atomenergilagen är avfallsproducenten ansvarig för att bygga mellanlager för det använda kärnbränslet vid reaktorförläggningsplatsen. Granskningar av tillståndsansökningar pågår.

Tills nyligen förutsattes, att Tyskland skulle utveckla ett djupförvar för HLW (och möjligen också för använt kärnbränsle) i en lämplig saltformation. Saltdomen i Gorleben utvaldes som enda kandidatplats. Enligt ”Juni 2000-överenskommelsen” kommer emellertid hela deponeringsproblemet att granskas på nytt. Man föredrar visserligen djupförvarsmetoden, men fler slags berg måste undersökas, innan något beslut om lokalisering tas.

Allteftersom det blev klart att fler potentiella förvarsplatser med annan berggrund måste undersökas, bildade BMU i februari 1999 en ny kommitté, AKEND, med uppgift att ta fram en ny procedur för platsval. Man presenterade ett program i tre faser för att få till stånd en ny procedur för lokalisering. I en första fas skall förslag till den nya proceduren utarbetas. I en andra fas skall denna procedur politiskt och legalt förankras och beslutas. Den tredje fasen innebär ett genomförandeskede (implementering).

Fas 1 har avslutats genom att AKEND år 2002 har avgivit sin rapport till regeringen. Fas 2 pågår, bl.a. genom diskussion med olika intressegrupper. Denna diskussion avses bli avslutad under år 2004. Under fas 3 skall en platsvalsprocess inledas. De senaste indikationerna visar emellertid på svårigheter: Avfallsproducenterna vill ha Gorleben med som ett alternativ medan BMU vill utesluta det.

1.6 Japan

1.6.1 Kärnkraftsprogram

Japan har för närvarande 54 reaktorer i drift (år 2003) och de ägs av Japan Atomic Power Company och nio andra oberoende elektricitetsföretag. Flera av dessa reaktorer är dock stängda på grund av tekniska problem. Ett behov av ytterligare 13 reaktorer fram till år 2010 har annonserats av japansk industri. Den enda bridreaktorn i landet, experimentreaktorn i Monju, är för när-

varande avstängd på grund av en olycka i december 1995, som bl.a. ledde till kylmedelsförlust (natrium).

1.6.2 Organisationer

Atomenergikommissionen (AEC) och kärnkraftsäkerhetskommissionen (NSC) bestämmer riktlinjerna för hanteringen av radioaktivt avfall. AEC svarar för planering och för den grundläggande policyn, medan NSC är ansvarig för säkerhetskriterier och föreskrifter.

Ministeriet för ekonomi, handel och industri (METI) och Ministeriet för utbildning, kultur, sport, vetenskap och teknologi (MECSST) utfärdar tillstånd för kärnavfallshantering och deponering enligt ”Lag för reglering av hantering av kärnämne, kärnbränsle och reaktorer”. För HLW har en ny lag utfärdats (år 2000): ”Särskild lag för slutdeponering av radioaktivt avfall”. Den senare inkluderar krav på att en plan för slutförvaring skall presenteras vart femte år, med en total revidering vart tionde år. Genom lagen upprättas också en ny genomförandeorganisation för arbete med platsval, konstruktion, drift m.m. av ett djupförvar. Denna organisation är känd som NUMO. Med lagen upprättades också ett finansieringssystem för kärnkraftavfall.

Ett institut (JNC) ansvarar för insatserna på avancerade reaktorer och bränslecykelteknologi samt för forskning och utveckling rörande deponering av HLW. Denna organisation ersatte 1998 den större enheten, ”Kärnkrafts- och Kärnbränsleutvecklingsbolaget” (PNC), som delades upp efter ett antal incidenter vid flera av dess anläggningar.

1.6.3 Hantering av kärnavfall

I det gällande japanska programmet ingår upparbetning av använt kärnbränsle samt användning av plutonium och anrikat uran, inklusive utveckling av teknik för blandoxid (MOX)-

bränsletillverkning. Tidigare har använt bränsle upparbetats utomlands, även om en experimentanläggning för upparbetning var igång vid PNC:s Tokai-anläggningar fram till mars 1997, då det inträffade en explosion där och eld bröt ut. Anläggningen återstartades i november 2000.

En upparbetningsanläggning i kommersiell skala har varit under uppbyggnad sedan 1993 i Rokkasho, i Aomori-prefekturen, där det också finns ett LLW-förvar i drift och ett lager för återfört HLW (från upparbetning utomlands). Japansk Kärnbränsleservice Ltd. (JNFL) driver båda dessa anläggningar.

LLW och kortlivat ILW

Dessa typer av avfall deponeras i ett förvar nära markytan i Rokkasho i Aomori-prefekturen. Anläggningen togs i bruk i december 1992. Förvaret samlokaliserades med den ovan nämnda upparbetningsanläggningen, som beräknas kunna starta under 2005.

Använt bränsle och/eller HLW

AEC angav i 1994 års långtidsplan ”någon gång under 2030-talet eller senast omkring 2045” som den tidpunkt, då en avfallsförvaringsanläggning skulle kunna få driftstillstånd och tas i bruk. I 1994 års långtidsplan upprepades en tidigare framförd plan på att omkring år 2000 skapa en särskild organisation, som skulle genomföra deponeringsprogrammet. I överensstämmelse med detta och med den nya avfallslagen ansökte de japanska kraftbolagen hos regeringen i oktober 2000 om tillstånd att bygga upp en sådan organisation. Regeringen godkände förslaget omgående och ”Organisationen för kärnavfallshantering” (NUMO) bildades i oktober 2000, med säte i Tokyo.

Man räknar med att ett antal lokaliseringsalternativ för ett slutförvar kommer att undersökas med början år 2001. Ett antal

platser för preliminära platsundersökningar kommer att väljas ut under 2004 och ett fåtal platser kommer sedan − omkring år 2010 − att väljas ut för detaljundersökningar. Omkring år 2025 räknar man med att kunna bestämma den slutliga lokaliseringen.

I augusti 1989 bestämdes att ett underjordiskt berglaboratorium skulle byggas vid den nedlagda Kamaishi-gruvan (järn/koppar) i Iwate-prefekturen, trots en stark lokal opposition, som fördröjde projektstarten. Arbetena avslutades i mars 1998, när avtalet med den berörda kommunen gick ut.

Ett ca 150 meter djupt experimentschakt i en uranhaltig sandstensformation som täcker en kristallin berggrund har också använts sedan 1986 i Tono-området i Gifu-prefekturen i centrala Japan.

Tillstånd att bygga en ny underjordisk anläggning i Mizunami inom samma område gavs i december 1995. Ytbaserade undersökningar började sent under 1997 och planeras pågå i upp till fem år. Denna plats kommer att ta över Kamaishis roll som den viktigaste platsen för forskning på kristallint berg och liksom den anläggningen har den betecknats som en anläggning enbart för forskning.

Efter många års diskussioner mellan JNC, Hokkaido-prefekturen och Horonobe stad, träffade dessa tre parter i november 2000 en överenskommelse om ett underjordiskt laboratorium i Horonobe, under förutsättning att det inte skall användas för radioaktivt material. Ett detaljerat forskningsprogram håller på att utarbetas och undersökningsborrningar kommer att påbörjas inom kort. Det underjordiska laboratoriet i Honorobe är tänkt att bli ett centrum för forskning på sedimentära bergarter, medan Mizunami har motsvarande roll vad gäller granit.

I Japan liksom i många andra länder finns ett folkligt motstånd mot kärnkraft och kärnavfall och detta har man försökt möta med information men också genom dialog och möjlighet till inflytande för allmänheten bl.a. i NUMO:s arbete.

1.7 Ryssland

1.7.1 Kärnkraftsprogram

I maj 2003 fanns 30 kärnkraftreaktorer i drift i Ryssland. 11 av dessa är av RBMK-typ, 14 är VVER-reaktorer, 4 är BWR och en är en bridreaktor. Fyra reaktorer har avvecklats. Vidare har man haft hela 118 forskningsreaktorer i drift, men många av dessa är nu avstängda. Förutom kärnkraftverken finns ett antal anläggningar för uranbrytning, bränsletillverkning, upparbetning, isotop-produktion osv. Till detta kommer den militära verksamheten, som innefattar plutoniumproduktion och kärnreaktordrivna fartyg för Nordflottan vid Kolahalvön och för Stilla Havsflottan omkring Vladivostok. Det finns vidare en kommersiell upparbetningsanläggning vid Tjeljabinsk (nu Ozersk). Byggandet av en annan anläggning i Krasnojarsk (nu Zheleznogorsk) har pågått men har nu upphört. Det finns också ett antal upparbetningsanläggningar för använt bränsle från den militära verksamheten.

1.7.2 Organisationer

Tidigare var ansvaret för det radioaktiva avfallet fördelat på fyra olika departement, nämligen • Atomkraftministeriet (Minatom), som hade hand om avfallet

från den civila verksamheten och från produktionen av kärnvapen. Det bildades 1992. Omkring 150 företag är underställda Minatom, varav 15 så kallade ”stängda städer”, där det funnits 13 plutoniumproducerande reaktorer. Några av dessa är fortfarande i drift. Rosenergoatom svarar under Minatom för driften av alla kärnkraftverk och omhändertagandet av där producerat avfall.

• Försvarsministeriet, som ansvarade för kärnavfallet från

flottans fartyg.

• Ministeriet för marina transporter, som ansvarade för avfallet

från kärnreaktordrivna isbrytare. • Ministeriet för byggnads- och bostadspolitik, som driver

anläggningen ”Radon” (som tar hand om låg- och medelaktivt avfall), och som ansvarade för hanteringen av det radioaktiva avfallet från industrin, sjukhusen, forskningen m.m.

”Gosatomnadzor” (GAN) är den myndighet, som reglerar verksamheten i Ryssland. Enligt kärnkraftslagen från november 1995 har denna myndighet ansvar för tillståndsprövning och inspektion av alla kärnkraftsanläggningar, även militära. Enligt lagen måste alla företag, som producerar och hanterar aktivt avfall, begära nytt drifttillstånd. För vissa företag har dessa tillstånd ännu inte blivit klara.

1.7.3 Hantering av kärnavfall

LLW och kortlivat ILW

Förslag har förts fram att utveckla ett förvar för militärt LLW i ett område i norra Ryssland, där permafrost råder, och ett djupförvar för industriellt (”icke-kraftreaktor”) avfall nära Moskva i salt- eller lerformationer. GAN har senare förklarat att man överger tanken på ett slutförvar i permafrost. Man söker för närvarande inte någon plats för deponering av LLW och ILW från reaktordriften. Sådant avfall lagras för närvarande vid kraftstationerna.

Använt bränsle och/eller HLW

Ryssland planerade från början att endast upparbeta använt kärnbränsle från vissa reaktortyper, nämligen VVER-440, VVER-1000, BN-350 och BN-600. Det finns inga planer på att upparbeta RBMK-bränsle. VVER-440-bränsle upparbetas i

RT-1-anläggningen, som drivs av Majak-koncernen i Ozersk i södra Ural. Denna togs i drift 1948 och användes för militärt bränsle men modifierades 1976, så att också civilt bränsle kan upparbetas. Byggandet av RT-2-anläggningen i Zheleznogorsk för upparbetning av VVER-1000-bränsle avbröts 1989 och stoppades helt 1998, enligt uppgift av både tekniska och ekonomiska skäl.

RBMK-bränsle förvaras tre till fem år i reaktorhallarnas bassänger och förs sedan över till särskilda mellanlagringsbassänger vid kärnkraftverken. Sådana mellanlager finns endast vid stationerna i Leningrad, Kursk och i Smolensk.

Vätskeformat avfall, inkluderande HLW av olika ursprung, har under många år injicerats i djupa borrhål i Ozersk, Zheleznogorsk, Dimitrovgrad och Seversk.

IGEM (Institutet för geologi, malmfyndigheter, petrografi, mineralogi och geokemi) har ansvaret för att ta fram en strategi för hantering och deponering av använt bränsle och HLW. Khlopin Radium-institutet i St. Petersburg har vidare fått till uppgift att utveckla ett förbättrat system för behandling av avfall från upparbetning i Zheleznogorsk (om RT-2 ev. börjar användas).

Flera olika djupdeponeringskoncept studeras för närvarande. Eftersom myndigheterna inte anser att återtagbarhet är önskvärd, kan man tänka sig att utnyttja såväl gruvschakt som djupa borrhål för deponeringen.

Då man liksom tidigare vill koncentrera verksamheten och lokalisera den geografiskt nära de platser, där avfallet produceras, har man fokuserat intresset på områdena kring Zheleznogorskoch Ozersk-anläggningarna.

Khlopin Radium-institutet i St. Petersburg har utforskat platser runt Zheleznogorsk. Andra institut har studerat basaltoch granitberggrunden i den baltiska urbergsskölden. Av de åtta platser, som ursprungligen ansetts som lämpliga för vidare undersökningar, återstod 1996 två kandidatplatser. En av dessa har valts och kommer att studeras vidare under förutsättning att verksamheten kan finansieras. Detta arbete har stötts av IAEA:s

Expert Contact Group och medel har ställts till förfogande från PNC i Japan, DOE i USA och av myndigheter i Finland.

Arbetet vid Ozersk har finansierats av den tidigare Sovjetiska vetenskapsakademin. En plats inom anläggningsområdet valdes ut och fyra hål borrades till ett djup av minst 900 meter. Avsikten är att bygga ett underjordslaboratorium för att göra experiment och ”in situ” karakterisering. Färska studier visar dock, att det kan visa sig bli svårt att förlägga ett slutförvar på denna plats på grund av osäkerheter rörande tektoniska spänningsförhållanden. Arbetet inom detta projekt utförs som en del av ett EU-stött PHARE-program och innehåller tekniska bidrag från flera organisationer i väst. Hittills har IGEM-institutet identifierat tre möjliga deponeringszoner samtidigt som det ställt sig tveksamt till den ursprungligen valda platsens lämplighet.

Hanteringen och deponeringen av använt bränsle och annat avfall från försvarsrelaterad industri, speciellt de stora mängderna från kärnreaktordrivna ubåtar, har också blivit ett stort och pressande problem. Mycket av detta avfall − i form av använt bränsle och olika sorters vätskor − förvaras under otillfredsställande förhållanden antingen vid baserna för den ryska Nordflottan på Kola-halvön runt Murmansk och Arkangelsk eller på Stilla Havsflottans baser nära Vladivostok. Vid Nordflottbaserna bedöms att upp till 48 000 bränsleelement med utbränt bränsle ha deponerats i lagringsanläggningar som läcker och är i dåligt skick.

En arbetsgrupp inom IAEA, ”The Contact Expert Group”, rapporterade i februari 1998, att avfallshanteringen i det ryska nordvästområdet var i så dåligt skick, att området borde prioriteras för globala samarbetsprojekt.

Tre alternativ har granskats: Ett nytt bassänglager, ett nytt torrlager eller renovering av de existerande bassänglagren. För ett torrlager skulle, enligt ett avtal i februari 1998, cirka 50 miljoner US dollar ställas till förfogande av Sverige, Norge, Frankrike och Ryssland. Till detta kommer ett EU-stöd, som bekräftades i maj 1998.

USA meddelade i juli 1998, att man var beredd att betala kostnaderna för transport av använt bränsle från Vladivostok till Ozersk eftersom man var orolig för den bristande säkerheten vid de befintliga anläggningarna.

Gruvinstitutet på Kolahalvön har utfört ett antal studier rörande utveckling av underjordsförvar för ishavsflottans HLW. Ett förslag lades fram redan 1994, vari ett fyraårs-program för ett djupförvar på Kola-halvön presenterades. Detta skulle vara av konventionell typ och förläggas i hårt kristallint berg. En experimentanläggning skulle först byggas, men det verkar som om insatserna hittills varit små.

I april 1999 blev det klart att ett amerikanskt företag, ”NonProliferation Trust, Inc.” (NPT) hade bildats för att driva utvecklingen av ett internationellt mellanlager för använt bränsle vid Zheleznogorsk. Detta lager skulle ha en kapacitet på omkring 6 000 ton uran och en livslängd på åtminstone 40 år. Vinsten från denna verksamhet skulle användas för att städa upp vid Rysslands försvarsanläggningar, för att säkra hanteringen av upp till 50 ton plutonium som finns och för att stödja de förvarsprojekt som pågår. För att detta projekt skall kunna förverkligas måste emellertid rysk lag ändras så att import av utländskt avfall kan tillåtas.

President Putin undertecknade i juli 2001 en lag som tillåter införsel av utländskt använt kärnbränsle till Ryssland. Bränslet kan lagras till år 2021, då upparbetning skall kunna börja i den upparbetningsanläggning som är under uppförande vid Zheleznogorsk. Importen måste godkännas av en särskild kommission som etablerades år 2002.

1.8 Schweiz

1.8.1 Kärnkraftsprogram

För närvarande finns det fem kärnkraftreaktorer i Schweiz, fördelade på fyra kraftstationer. Dessutom finns det sex forsk-

ningsreaktorer. Ett moratorium omöjliggör för närvarande att fler reaktorer byggs. Detta kan dock komma att ändras om en reviderad atomenergilag antas.

1.8.2 Organisationer

Den som producerar kärnkraft i Schweiz är ansvarig för omhändertagande av det kärnavfall, som då uppkommer. Kraftföretagen och den schweiziska staten, som ansvarar för avfall från medicinsk, forsknings- och industriell verksamhet, bildade tillsammans år 1972 NAGRA, som är ansvarigt för slutdeponering av det radioaktiva avfallet och därmed sammanhängande hanteringsinsatser. Särskilda bolag har bildats för att genomföra speciella projekt. ZWILAG i Würenlingen har hand om den centrala mellanlagringen och GNW driver det projekt som syftar till att bygga ett slutförvar för LLW och ILW i Wellenberg (se nedan). Kraftföretagen svarar själva för transporter, upparbetning av använt bränsle samt för avfallsberedning och mellanlagring vid verken.

Den federala regeringen får, när det gäller beslut i avfallsfrågor, stöd av Federala samarbetsgruppen för kärnavfallshantering (AGNEB), av Federala kommissionen för kärnsäkerhet (KSA) och av Federala kommissionen för kärnavfallshantering (KNE), som i sin tur är en underkommitté till Federala geologikommissionen (EKG).

Ansvarig myndighet för radioaktivt avfall i Schweiz är den Schweiziska Federala Kärnkraftinspektionen (HSK), som lyder under det Federala Energikontoret (BEW). BEW ingår i sin tur i det federala Departementet för transport, kommunikation och energi (UVEK).

På grund av att det har gått trögt med att få allmänhetens acceptans för plastvalsarbetet har den federala regeringen tillsatt flera arbetsgrupper under de senaste åren. Man har bl.a. diskuterat frågan om ”övervakad mellanlagring på obestämd tid” eller ”geologisk förvaring med passiv säkerhet”. Av denna anledning

beslöt den federala regeringen i juni 1999 att tillsätta en expertgrupp (EKRA), som skulle arbeta med olika förvaringskoncept för radioaktivt avfall. Denna grupp har utvecklat ett koncept, som bygger på övervakad långtidslagring med återtagbarhet.

EKRA drog slutsatsen att geologisk förvaring, som isolerar avfallet, är den enda metod som uppfyller kraven på långsiktig säkerhet. Emellertid måste man även ta hänsyn till allmänhetens krav att avfallet måste vara åtkomligt (återtagbart). Därför föreslår EKRA en stegvis process, som inkluderar en fas med övervakning och en högre grad av åtkomlighet, innan man försluter det geologiska förvaret. Förutom det fullstora förvaret, inkluderar konceptet även en s.k. pilotanläggning, i vilken en mindre del av avfallet placeras i en liten men representativ ”kopia” av den fullstora anläggningen. Anläggningen utformas så att man har möjlighet till ett återtagande av avfallet från pilotanläggningen om dess funktion inte visar sig leva upp till förväntningarna. Givetvis måste denna idé med ett övervakat långsiktigt geologiskt förvar anpassas till geologin på platsen och till de avfallstyper som är aktuella i ett visst förvar.

1.8.3 Hantering av kärnavfall

Till dess att slutförvar för olika sorters avfall har byggts, kommer huvuddelen av avfallet att förvaras i ZWILAG-anläggningen i Würenlingen i Aargau-kantonen i norra Schweiz. ZWILAG togs i bruk i april 2000.

LLW och kortlivat ILW

På grund av den höga befolkningstätheten i Schweiz har man inga planer på att bygga förvar nära markytan ens för kortlivat LLW eller ILW. Enligt gällande planer skall man deponera denna typ av avfall i bergrum i lämplig bergformation på ett djup av flera hundra meter och med tillfartsmöjlighet till förvaret via en

horisontell tunnel. NAGRA fann en lämplig plats 1993, nämligen Wellenberg i kanton Nidwalden i centrala Schweiz. Kommunen accepterade projektet i två olika omröstningar år 1994 med 63 % resp. 70 % ja-röster. Trots detta ledde en folkomröstning i kantonen − angående den gruvkoncession som krävs enligt lagen i den aktuella kantonen − till ett avslag.

Sedan dess har man återigen utvärderat platsens geologiska lämplighet, som också bekräftats av den federala säkerhetsinspektionen. GNW beslutade att begränsa sin ansökan i första steget, att inkludera en förlängd period med övervakning och att tillämpa en stegvis process mot förslutning av förvaret. Med hänsyn till detta tog den federala regeringen upp en ny diskussion med den kantonala regeringen. Denna diskussion ledde till en överenskommelse i juni 2000.

Enligt överenskommelsen etablerades en expertgrupp från kantonen (KFW) för att förbereda och senare övervaka projektet. KFW-gruppen började sitt arbete i juli 2000. Efter en rad överläggningar med GNW, med NAGRA (som fungerar som vetenskapligt och teknologiskt kompetenscentrum för GNW) och med säkerhetsinspektionen (HSK), enades man om vilka modifieringar som skulle göras i projektet. Dessa redovisades av GNW i en rapport som lämnades in i november 2000. I december 2000 meddelade KFW att man bedömde att rapporten var tillfyllest och den kantonala regeringen förklarade sig villig att ta emot en ny ansökan från GNW om en gruvlicens, begränsad till forskningstunneln.

I september 2002 visade dock en folkomröstning i kantonen att det fanns en starkt motstånd även mot detta projekt. Regeringen förklarade därför att Wellenberg inte längre var aktuellt och att inga nya försök att lokalisera ett slutförvar till Wellenberg kommer att ske.

Använt bränsle och/eller HLW

För omkring en tredjedel av det använda kärnbränslet har kraftbolagen kontrakt med upparbetningsanläggningar i Frankrike och Storbritannien. En ny atomenergilag tillåter dock inte upparbetning utöver de kontrakt som redan finns. Förglasat HLW kommer att skickas tillbaka till Schweiz för mellanlagring i ZWILAG och ZWIBEZ (lagringsanläggning som ligger intill Beznaureaktorn). Den första transporten från Frankrike anlände under 2001. Även använt bränsle kommer att mellanlagras vid de båda nyss nämnda anläggningarna, i väntan på slutförvaring.

Schweizisk lag kräver att radioaktivt avfall skall slutförvaras permanent i geologiska förvar. I samband med att regeringen år 1979 tog ställning till fortsatt drift av existerande kärnkraftverk och byggandet av nya sådana ställde den krav på att man i ett särskilt projekt skulle demonstrera säkert slutförvar för alla typer av radioaktivt avfall. Resultatet av projektet – som kallades ”Project Gewähr” (Gewähr står för garanti, borgen, säkerhet) – redovisades av NAGRA år 1985.

I juni 1988 godkändes projektet, som byggde på användning av kristallint berg, av regeringen. Både säkerhetsanalysen och den tekniska byggbarheten accepterades av säkerhetsmyndigheterna. Dessa ansåg det däremot inte visat att det fanns tillräcklig med berg med de angivna egenskaperna, så att den angivna säkerheten kunde uppnås. Eftersom Project Gewähr hade baserats på enbart kristallint berg, begärde nu säkerhetsmyndigheten att arbetet framöver även skulle inkludera andra alternativ.

NAGRA följer en strategi med tre faser. Fas 1 innehåller regionala studier, som baseras på en serie djupa borrhål med tillhörande geologiska översiktstudier. Fas 2 omfattar en detaljerad karakterisering (från markytan) av mindre områden. Fas 3 inkluderar undersökningar under jord.

Alternativet kristallin berggrund

Det regionala fältarbetet i fas 1 avslutades, vad beträffar kristallint berg, under 1989 och rapporten presenterades 1994. De viktigaste rapportdelarna omfattar bl.a. en sammanställning av geologisk information och en funktionsanalys (performance assessment).

Mot slutet av 1994 ansökte NAGRA om federalt tillstånd för två platsundersökningsprogram, en för opalin lera i Zürcher Weinland och en för kristallint berg i Böttstein/Leuggernområdet. Programförslagen granskades av de federala myndigheterna och deras experter.

Ett underjordiskt berglaboratorium i kristallint berg − Grimsel-anläggningen i centrala Schweiz – har varit i drift sedan 1983. När detta laboratorium byggdes, tog man upp ett horisontellt tunnelsystem från en befintlig vattenkraftanläggning vid Grimsel-passet. Ett omfattande provprogram, som inkluderar geologi, bergmekanik etc., har pågått sedan 1984, med stort deltagande även av utländska intressenter.

Alternativet opalin lera Lera från juratiden − opalin lera, OPA − hade betraktats som en tänkbar geologisk värdformation redan 1979, före Project Gewähr. Baserat på skrivbordsstudier under 1986−1987 hade sex andra sedimentära bergformationer utvärderats, vilket resulterat i ett val av två slutkandidater. Den ena var OPA och den andra var ”Undre sötvattenmolassen” (USM), som kan vara upp till 4 km tjock och innehålla områden med hög halt av lera med låg genomsläpplighet. (Molass är en sedimentär lagerföljd av mjuka bergarter längs en nybildad bergskedja.)

Två områden valdes ut för studier av OPA. Dessa liksom de kristallina områdena ligger i de norra delarna av Schweiz. Som en del av fas 1 programmet gjordes under åren 1991−1992 en regional tvådimensionell seismisk studie över en stäcka på

230 km. Utifrån dessa undersökningar gjordes 1994 en preliminär utvärdering av de sedimentära alternativen i samarbete med myndigheterna. USM tilldelades prioritet 2 och betraktas sedan dess som ett reservalternativ. Prioritet 1 tilldelades det östra OPA-området. Efter ytterligare urval i den regionen pekade man ut området vid Zürcher Weinland i kantonen Zürch för vidare undersökningar.

Dessa vidare undersökningar (fas 2) bestod av en tredimensionell seismisk studie över ett område på ca 50 km och ett djupt borrhål vid Benken. I Zürcher Weinland är de sedimentära bergarterna nästan horisontellt inneslutna och den opalina leran har en tillräcklig tjocklek (100−120 meter) på ett lämpligt djup (400−900 meter under marken). Sedan dessa sediment kom på plats har regionen nästan inte utsatts för någon tektonisk rörelse alls och de ursprungliga lagren är fortfarande ostörda, vilket gör att platsen verkar vara idealisk som kandidatplats.

En annan viktig informationskälla vad gäller egenskaperna ”på plats” hos den opalina leran och leror i allmänhet är de arbeten som bedrivs vid Mont Terri-berglaboratoriet i Jura-kantonen inom ramen för ett internationellt projekt under ledning av Schweiz’ hydrologiska och geologiska undersökningar. Denna anläggning ligger nära en undersökningstunnel (för en motorväg) som skär igenom leran på ett djup av ca 300 meter.

Nästa milstolpe i det schweiziska HLW-programmet

Nästa milstolpe i det schweiziska HLW-programmet blir avslutningen av ett projekt som kallas ”Project Entsorgungsnachweis”. Avsikten med detta projekt är bl.a. att kunna demonstrera genomförbarheten av slutförvaring av HLW i Schweiz. Det innebär bl.a. att man skall kunna visa att det finns tillräckligt stora bergvolymer med lämpliga egenskaper för att man skall kunna bygga ett förvar, liksom att kraven på säkerhet och byggbarhet kan uppfyllas. Tack vare god tillgänglighet från markytan och de positiva resultat man hittills har fått, kommer

detta projekt att genomföras enbart med inriktning att förlägga ett förvar i den opalina leran. Detta betyder dock inte att man har uteslutit kristallint berg som alternativ vid det slutliga byggandet av ett slutförvar för HLW.

De viktigaste rapporterna från Project Entsorgungsnachweis kommer tillsammans med annan relevant information att tillställas säkerhetsmyndigheterna för granskning. Ett beslut från myndigheterna om hur man får gå vidare väntas inte förrän tidigast omkring år 2006.

1.9 Storbritannien

1.9.1 Kärnkraftsprogram

I Storbritannien finns för närvarande 19 magnox-reaktorer, 14 avancerade gaskylda reaktorer (AGR) och en tryckvattenreaktor (PWR). För driften av AGR- och PWR-reaktorerna svarar British Energy Generation, som omfattar de tidigare statsägda företagen Nuclear Electric och Scottish Nuclear Corporation. Dessa företag gick samman i januari 1999. Magnoxreaktorerna ägs fortfarande av staten och drivs av Magnox Electric, som i sin tur togs över av British Nuclear Fuels Ltd (BNFL) år 1998. BNFL har annonserat att successivt fram till år 2012 ta Magnox-reaktorerna ur drift. BNFL och Brittish Energy har också påbörjat en studie om avveckling av AGRreaktorerna.

1.9.2 Organisationer

Myndighetsfunktionen inom kärnavfallsområdet i Storbritannien utövas av en kärnkraftinspektion (The Nuclear Installations Inspectorate, NII), som assisteras av Naturvårdsverket (”The Environment Agency”, EA) och Jordbruks- och fiskeridepartementet (”The Ministry of Agriculture, Fisheries and Food”).

Sedan juli 1997 har NII också ansvar för de regler och föreskrifter, som gäller för avfall från de anläggningar som tillhör Försvarsdepartementet (The Ministry of Defence). I Skottland har EA:s ansvar övertagits av det skotska Naturvårdsverket (The Scottish Environmental Protection Agency, SEPA).

Regeringen får stöd i avfallshanteringsfrågor av Rådgivande kommittén för kärnavfallshantering (The Radioactive Waste Management Advisory Committee, RWMAC), vars medlemmar utnämns av en minister. Medlemmarna rekryteras från kärnkraftindustrin, från universiteten och från offentliga institutioner (hälsomyndigheter etc.). På senare tid har också ett antal oberoende experter utsetts. Under 2003 tillsattes en ny kommitté, ”Committee on Radioactive Waste Management”, CoRWM, som skall ge råd till regeringen i frågor om slutförvaring av radioaktivt avfall. Det förefaller som om båda dessa kommittéer kommer att finnas parallellt men med olika inriktning i sina verksamheter.

En stor kommersiell upparbetningsanläggning drivs av BNFL vid Sellafield. En mindre anläggning finns i Dounreay i norra Skottland (där också den nu nedlagda experimentella bridreaktorn var förlagd). Driften av Dounreay-anläggningen ombesörjes av Atomenergimyndigheten (United Kingdom Atomic Energy Authority, UKAEA) och anläggningen används för att upparbeta specialbränsle och höganrikat uran (HEU) från forskningsreaktorer. Anläggningen i Dounreay kommer successivt att tas ur bruk.

För närvarande placeras använt bränsle från AGR- och magnox-reaktorerna under en avklingningsperiod i bassänger vid kraftverken. Detta kommer också att gälla för bränslet från tryckvattenreaktorn vid Sizewell. Bränslet kommer sedan att transporteras till Sellafield för en längre tids mellanlagring och eventuell upparbetning. Torrförvaring av magnoxbränsle har använts endast vid ett av verken. Konstruktionsproblem medförde att bränslebehållarna korroderade.

Upparbetningsanläggningen THORP (The Thermal Oxide Reprocessing Plant) i Sellafield togs i bruk år 1994 och är avsedd

för upparbetning av omkring 7000 ton utbränt oxidbränsle (från AGR, PWR, LWR m.fl.) fram till år 2005.

Regeringen har tagit initiativ till ett förtydligande av ansvaret för befintligt använt kärnbränsle och kärnavfall, ”Managing the Nuclear Legacy”. En ny myndighet ”Liabilities Management Authority” har skapats. Den skall bl.a. ansvara för avfall från tidigare verksamhet hos BNFL, UKAEA m.m. En ny organisation ”National Decommissioning Agency” skall börja arbeta under år 2004 med frågor om nedläggning och rivning av kärnkraftverk.

1.9.3 Hantering av kärnavfall

LLW och ILW

Ansvaret för kortlivat LLW och för HLW ligger hos den som producerar avfallet, Nuclear Industry Radioactive Waste Management Executive (benämnt UK Nirex) ansvarar för slutförvaringen av långlivat ILW (sedan 1982), liksom av framtida LLW och kortlivat ILW. Nirex bildades 1981 av alla företagen inom kärnkraftindustrin och vart och ett av dessa är representerat i styrelsen. Nirex har aldrig haft något ansvar för HLW.

Ett kommersiellt förvar nära markytan för LLW och kortlivat ILW har sedan 1960-talet drivits i BNFL:s regi i Drigg, nära Sellafield. Nirex föreslog ursprungligen att, när detta förvar var fullt, man skulle fortsätta med deponering nära markytan för dessa typer av avfall på en annan plats och att utnyttja en nedlagd anhydritgruva för ett djupförvar för långlivat ILW. På grund av opposition från lokalbefolkningen övergavs emellertid gruvprojektet år 1985.

När tre andra platser föreslogs år 1986 för LLW-förvar nära markytan, som komplement till den ursprungligen enda kandidaten, blev det igen en häftig lokal opposition med omfattande civil olydnad. Dessa platsförslag övergavs i maj 1987, strax före de allmänna valen, varefter djupdeponering föreslogs för allt

LLW och ILW. Detta förslag modifierades i sin tur snart, och man gick tillbaka till alternativet djupdeponering för långlivat ILW, medan LLW och kortlivat ILW skulle sändas till Drigg.

Efter två års kartläggning, omfattande hela landet, valdes år 1991 två platser för fortsatta undersökningar, båda nära de existerande kärntekniska anläggningarna vid Sellafield och Dounreay. En lista över ytterligare tio platser upprättades, men har inte offentliggjorts.

Undersökningsarbetet koncentrerades till Sellafield år 1993 och över 250 miljoner pund användes för karakterisering från markytan. Nirex meddelade 1992 sin avsikt att bygga en anläggning för bergkarakterisering (RCF). Vid denna skulle man bedriva en begränsad utvecklings- och experimentverksamhet innan ett fullstort förvar skulle kunna byggas. Nirex begärde tillstånd till att börja konstruktionen av RCF år 1994 men denna begäran avslogs efter en utfrågning 1995. Den tillståndsgivande inspektören meddelade att Nirex inte kunnat övertyga honom om att deras geologiska tolkningar var korrekta. Han ansåg vidare att konstruktionen var dålig och illa genomtänkt. Nirex meddelade omgående att de skulle dra sig tillbaka från Sellafield men att man förbehöll sig rätten att återkomma i framtiden.

I november 1997 meddelade överhusets kommitté för vetenskap och teknik (UK House of Lords Select Committee on Science and Technology, HoL) att en omfattande, oberoende utfrågning skulle genomföras rörande alla frågeställningar med anknytning till hantering av kärnavfall, även inkluderande Nirex’ framtida roll. Den muntliga utfrågningen började i februari 1998 och slutrapporten publicerades i mars 1999. Den koncentrerade sig på utvecklingen av en s.k. fasindelad avfallshantering, speciellt för LLW och ILW och utmynnade i ett förslag om att utveckla åtminstone ett djupförvar för långlivat ILW. Rapporten framhöll också behovet inom 15 till 25 år av en anläggning nära markytan som ersättning för Drigg.

Använt bränsle och/eller HLW

Enligt gällande planer skall inhemskt HLW lagras vid Sellafield för avklingning i 50−100 år, varefter regeringen skall bestämma hur det skall deponeras. Det enda som gällde sedan tidigare var att deponeringen skulle ske i form av ett djupförvar i en bergart, som skulle bestämmas i ett senare skede, och på en plats, som också skulle väljas senare.

Fram till år 1981 bedrevs undersökningsverksamhet med provborrningar och annan forskning för en möjlig deponering. En viss utforskning av kristallint och sedimentärt berg ägde rum i slutet av 1970-talet, inkluderande detaljerade studier nära Dounreay. Denna verksamhet övergavs på grund av en vittomfattande opposition från allmänhetens sida och numera bedrivs endast allmän forskning. Koncept rörande avfallsdeponering på stort djup fanns åter med i ett förslag till lagtext, som övervägdes av regeringen år 1995, men inget speciellt program fördes fram. Ett tidsschema för utvecklingsarbetet för förvaret presenterades för regeringen 1999, men inget nämnvärt arbete har hittills utförts.

Som tidigare nämnts har det tillsatts en ny kommitté ”Committee on Radioactive Waste Management”, CoRWM, under år 2003. Denna kommitté skall ge råd till regeringen i frågor om slutförvaring av radioaktivt avfall och utarbeta ett program för detta. Programmet skall presenteras år 2005.

1.10 USA

1.10.1 Kärnkraftsprogram

I USA finns det för närvarande 104 kraftreaktorer i drift, fördelade på mer än 80 platser. Under 2001 inbjöd Energidepartementet (Department of Energy, DOE) kärnkraftföretagen till att visa sitt intresse för byggande av nya kärnkraftverk i

USA (vilka skulle bli de första på mer än 25 år). Flera företag har visat sitt intresse för detta.

1.10.2 Organisationer

I USA är det kärnkraftproducenterna som betalar för omhändertagandet av kärnavfallet. Ansvaret för genomförandet av slutförvaringen av använt kärnbränsle och HLW ligger dock hos DOE, närmare bestämt hos dess kontor för hantering av civilt kärnavfall (Office of Civilian Nuclear Waste Management, OCRWM). Enligt kontrakt som ingåtts med kärnkraftföretagen, som en följd av 1982 års lag om kärnkraftspolicy (Nuclear Waste Policy Act, NWPA), skulle OCRWM ha tagit hand om kärnkraftsföretagens använda bränsle för slutförvaring i januari 1998.

Kärnenergikommissionen (Nuclear Regulatory Commission, NRC) är huvudtillsynsmyndighet för slutförvaringen av HLW. Då det gäller transporter av HLW, delar NRC ansvaret med Transportdepartementet (Department of Transportation, DOT). Det amerikanska Naturvårdsverket (Environmental Protection Agency, EPA) har en viktig roll genom att det utfärdar allmänna regler, som blir vägledande även för slutförvaringen av HLW.

1.10.3 Hantering av kärnavfall

Eftersom kommersiell upparbetning av använt kärnbränsle stoppades år 1977, utgör HLW från icke-militära källor endast en liten bråkdel av den mängd, för vilken man måste hitta en hanteringslösning. Mer än 95 volymprocent kommer från militärrelaterad upparbetning under DOE:s jurisdiktion och förvaras i förrådstankar på olika platser under DOE:s kontroll i avvaktan på förglasning. Två anläggningar togs i drift 1996, varav en i South Carolina och en i New York State.

I USA kallas avfall som innehåller små mängder av plutonium och andra långlivade radionuklider för transuran- eller TRUavfall. Avfallet måste innehålla mer än 100 nanocurie per gram (motsvarande 3700 Bq/g) av transuraner (dvs. ämnen med atomvikter högre än för uran) med halveringstider längre än 20 år för att klassas som TRU-avfall. Allt annat avfall, använt bränsle inbegripet, är antingen LLW eller HLW.

LLW

I USA är avfallsproducenterna ansvariga för hanteringen av LLW, och de berörda delstaterna ansvarar för avfallsdeponeringen. Samarbete mellan enskilda stater har etablerats i vissa fall, och i många stater har det gjorts försök att finna lämpliga platser för deponeringsanläggningar. Det senaste utvecklingssteget är att en kommersiell anläggning (Envirocaire) för giftigt avfall i Utah nyligen har fått tillstånd. Denna anlägning får endast ta emot naturligt förekommande och klass A LLW. En ansökan om tillstånd att även ta emot klass B och C avfall har preliminärt accepterats men slutligt tillstånd har ännu inte sökts av företaget (år 2003).

TRU-avfall

Sedan år 1999 deponerar DOE TRU-avfall från kärnvapenproduktion i Waste Isolation Pilot Plant (WIPP) i New Mexico på ett djup av ca 650 meter i en saltformation.

Använt bränsle och/eller HLW

Använt bränsle från civila kärnkraftreaktorer lagras för närvarande vid kraftverken. De tillgängliga bassängutrymmena är inte tillräckliga för att ta hand om de volymer, som sannolikt

kommer att genereras i alla i drift varande och planerade reaktorer (uppskattad mängd ca 87 000 ton). Om man antar att inget slutförvar finns i drift, kommer ytterligare ca 80 000 ton lagringskapacitet att behövas på 2030-talet. För närvarande finns ca 35 000 ton lagrat vid de olika kärnkraftverken och den mängden ökar med ca 2 000 ton per år. År 2046 beräknas mängden använt kärnbränsle kunna vara ca 105 000 ton.

Som påpekats i avsnitt 1.10.2 skulle, enligt 1982 års lag om kärnkraftspolicy, DOE kunna ta emot använt kärnbränsle från år 1998. År 1993 när delstaterna och kraftföretagen insåg att de mål, som fanns angivna i deras kontrakt med DOE, inte skulle komma att bli verklighet i tid, startades en serie rättsliga processer. Syftet med dessa var att tvinga DOE att ta sitt ansvar att börja ta emot använt kärnbränsle för slutförvaring under år 1998 och att försöka hitta vägar att få skadestånd om inte DOE tog sitt ansvar. Efter ett antal rättsprocesser stod det år 2000 klart att, om inte kraftbolagen och DOE kan träffa en överenskommelse, DOE måste processa i minst 20-talet olika fall för att få fastställt vilka skadestånd man måste betala. Dessa skadestånd kan (enligt beräkningar i mars 2003) sammanlagt komma att uppgå till flera tiotals miljarder US dollar, om något slutförvar aldrig byggs.

Under åren 1998, 1999 och den första delen av 2000 gjordes försök att få senaten att införa en ny lagstiftning, som skulle innebära en ändring av den ursprungliga kärnavfallspolicylagen (NWPA) från 1982. Det har även förts fram flera förslag om att bygga ett centralt mellanlager för använt kärnbränsle. Trycket på kraftföretagen att bygga egna mellanlager vid kärnkraftverken skulle då minska. I lagförslagen ville man också ta bort den övre gränsen på 70 000 ton för kapaciteten hos det föreslagna slutförvaret.

En platsvalsprocess för slutförvaret hade tidigare inletts, i vilken ett stort antal platser och geologiska media fanns med som tänkbara kandidater. Men genom om ett tillägg (år 1987) till NWPA försvann den instruktion för platsvalsförfarande, som innebar att ett antal platser måste undersökas, innan en slutlig

kandidatplats kunde utses. DOE kunde därigenom välja en plats i Yucca Mountain, Nevada, nära DOE:s undersökningsplats, som enda kandidat.

Genom 1987 års tillägg (NWPAA) till NWPA inrättades också ”Avfallsförhandlarens kontor” (Office of Waste Negotiator) med uppgift att finna en plats, som berörda parter frivilligt skulle ställa till förfogande för lokalisering av ett övervakat mellanlager för använt bränsle (MRS). Dessutom inrättades Tekniska granskningsnämnden för kärnavfall (Nuclear Waste Technical Review Board, NWTRB), för att granska de vetenskapliga och tekniska insatser som DOE ägnar slutförvaringen av använt kärnbränsle och HLW, inklusive transportfrågor och utformning av avfallskapslar.

Det senaste idéutkastet för ett underjordiskt förvar i Yucca Mountain gäller ett område, som genomlöps av parallella deponeringstunnlar, vilka är tänkta att användas för slutförvaring. Man tänker sig att bygga förvaret i en geologisk formation bestående av vulkanisk tuff och att anlägga det ca 300 meter över grundvattennivån.

Genom ytundersökningar har de flesta egenskaperna i markstrukturen kunnat identifieras och karakteriseras. Omfattande forskning pågår i en experimentanläggning (Exploratory Studies Facility, ESF), som är en spiralformad tunnelkonstruktion, färdigställd år 1997. Huvudprojektet för närvarande är värme-

º prov i driftskala i vilka man planerar värma berget upp till 200 C. Försöket väntas inte vara avslutat förrän tidigast år 2004.

Andra insatser koncentreras på tester, analyser, modeller och konstruktioner, som behövs som underlag för att styrka platsens lämplighet. Nu gällande tidplan förutsätter bl.a. tillståndsprövning 2002−2005, byggande 2005−2008 och idrifttagning 2010.

Aktuell konstruktion skiljer sig något från den, som fördes fram som underlag för en preliminär utvärdering år 1998 (Viability Assessment). Då presenterades en strategi, baserad på en medeltemperaturbelastning, enligt vilken avfallsbehållarna placerades nära varandra. Värmeavgivningen från det använda

bränslet skulle höja temperaturen i det omgivande berget till

º över 100 C. Vatten, som annars skulle kunna korrodera behållarna och exponera avfall på kort sikt, skulle därigenom koka bort. DOE planerar nu att studera en strategi, baserad på lågtemperaturbelastning, som rekommenderats av NWTRB. Värmeproduktionen blir i detta fall ungefär 25 % av den i det tidigare konceptet (ca 40 kW/hektar).

Det föreslås, att förvaret skall hållas öppet och tillgängligt under 100 år från den tidpunkt, då avfall börjar placeras där. Det skulle då bli framtida generationer, som fattar besluten om återfyllning och förslutning. Förvaret benämns därför ”övervakat geologiskt förvar”.

Genom beslut i kongressen och av presidenten beslöts under år 2002 att Yucca Mountain skulle accepteras som slutförvarsplats. DOE kommer nu att ansöka hos NRC om tillstånd att uppföra slutförvaret. NRC:s godkännande krävs innan byggandet kan börja och också för den senare driften av förvaret. NRC förbereder sig för en omfattande granskning innefattande bl.a. ett antal granskningsgrupper.

1.11 Internationella organisationer

1.11.1 Nuclear Energy Agency, NEA

Inom OECD/NEA är det Kommittén för hantering av radioaktivt avfall (Radioactive Waste Management Committee, RWMC) som övervakar arbetet inom kärnavfallsområdet. Arbetet är väsentligen uppdelat på tre områden, som vart och ett leds av en arbetgrupp (Working Party): • Integreringsgruppen för säkerhetsfrågor (Integration Group

for the Safety Case, IGSC). • Forum för förtroendefrågor (Forum on Stakeholder Con-

fidence, FSC). • Arbetsgruppen för avställning och nedmontering (Working

Party on Decommissioning and Dismantling, WPDD).

Utöver dessa grupper finns ett program för samarbete beträffande nedläggning av kärntekniska anläggningar (Co-operative Programme on Decommissioning Projects, CPD) samt en grupp för kontakter på myndighetsnivå (Regulators Forum).

RWMC har själv tagit initiativ till att diskutera ett gemensamt synsätt vad gäller frågor om återtagbarhet, nyttan av underjordiska laboratorier, stegvis beslutsfattande m.m. RWMC har också organiserat internationella granskningsgrupper (peer reviews) som har yttrat sig över olika nationella program. Bland annat har en sådan grupp på SKI:s uppdrag under våren 2000 granskat SKB:s säkerhetsanalys SR-97.

Integreringsgruppen för säkerhetsfrågor IGSC arbetar disciplinorienterat inom området teknisk säkerhet i avfallsförvar med frågor om t.ex. utveckling av funktionsanalysen och hur denna kan användas för att förmedla teknisk information och att utveckla förtroende mellan berörda intressenter, användning av säkerhetsanalyser som beslutsunderlag, scenarioutveckling m.m. Avsikten med FSC är att utveckla frågor om beslutsprocessen och dess struktur, om organisation och förtroende samt om principer för hur olika intressenter (stakeholders) kan involveras.

WPDD ser som sin uppgift att arbeta med policyfrågor om nedläggning och skrotning. Man ställer samman erfarenheter från samarbetsprogrammet beträffande skrotning av anläggningar (CPD) och från annat håll.

Inom CPD har man samlat 20 års erfarenhet från nedläggningar av kärntekniska anläggningar av skiftande slag i olika länder. Totalt omfattas ett fyrtiotal projekt. Förutom att man medverkar till erfarenhetsutbyte och tekniskt samarbete ger CPD även ut rapporter över radiologiska mätningar i samband med nedläggning av reaktorer.

Baserat på information från konsulter och experter i medlemsländerna har NEA givit ut ett antal nulägesrapporter om kunskapsläget rörande djup geologisk deponering. Materialet baseras på resultat av arbeten i olika länder under de senaste tio åren.

I ”Progress Towards Geological Disposal of Radioactive Waste: Where Do We Stand?”, publicerad 1999 (ref. 2, även översatt till svenska år 2000, se referenslistan sist i detta avsnitt), formuleras till exempel ett antal påståenden, som specialisterna inom området verkar vara överens om. Dessa innefattar: • Av de olika möjligheter till slutförvaring som har övervägts

utgör geologisk djupförvaring det lämpligaste sättet för att

långsiktigt ta hand om avfallet. • Under de senaste tio åren har betydande framsteg gjorts när

det gäller både relevant vetenskaplig kunskap och nödvändig

teknik för geologisk slutförvaring. • Tekniken för att bygga och driva förvarsanläggningar är

tillräckligt mogen för praktisk tillämpning. • De tidsplaner som tidigare gjordes upp för att genomföra

geologisk slutförvaring var alltför optimistiska. • Inom de vetenskapliga och tekniska kretsar som arbetar med

avfallsfrågan hyser man ett starkt förtroende för att geologisk slutförvaring är säker i tekniskt hänseende.

• Emellertid finns hos den bredare allmänheten inte nödvän-

digtvis samma starka förtroende som inom vetenskapliga och tekniska kretsar.

• Det behövs fortsatt vetenskapligt och tekniskt arbete med

hög kvalitet. • Det behövs en konsekvent politik och en stram process för

tillståndsprövning, med tydliga beslutspunkter som också

ger utrymme för offentlig debatt.

Rapporten pekar ut ett antal specifika områden, inom vilka väsentliga framsteg har gjorts under de senaste tio åren. Dessa för tillämpningen av deponeringsmetoden nödvändiga framstegen är: • Utveckling och uppförande av anläggningar för behandling

och mellanlagring av avfall. • Erfarenheter från försök i laboratorier och i fält, inklusive

studiet av naturliga analogier.

• Uppförande och drift av underjordiska berglaboratorier. • Erfarenhet av karakterisering av förläggningsplatser. • Utveckling av de tekniska barriärernas utformning. • Förbättring av metoder för säkerhetsanalys. • Förbättrad samordning mellan platskarakterisering, kon-

struktion och säkerhetsanalys. • Utveckling av myndigheternas regelsystem, inkl. krav på

redovisning av säkerhet och strålskydd.

I en rapport från Forum on Stakeholders Confidence (Strategic Directions of the RWMC Forum on Stakeholder Confidence, May 2002) betonas beslutsprocessens betydelse och vissa grundläggande element: • En klar strategi för en långsiktig lösning och stöd från

regering och policyskapande organ, baserad på ansvar och

behov. • En flexibel beslutsprocess som möjliggör inflytande från

allmänhetens och berördas behov. • Engagemang från alla berörda, inklusive kommuner och

myndigheter. • En välstrukturerad process för dialog/interaktion mellan

industri, myndigheter, politiker och allmänhet.

1.11.2 International Atomic Energy Agency, IAEA

År 1995 utgav IAEA skriften ”Principer för hantering av radioaktivt avfall” (Principles of Radioactive Waste Management). Detta är IAEA:s huvuddokument i den dokumentserie som omfattar säkerhetsstandards (Safety Standards Series). IAEA har sedan dess ägnat mycken kraft åt att vidareutveckla de principer som förs fram i dokumentet. Bland annat har man arbetat fram en samstämd uppfattning (consensus) bland medlemsstaterna vad gäller säkerhetsfrågor inom alla viktigare områden beträffande hantering av radioaktivt avfall. Detta viktiga

dokument utgör också en bas − vad gäller tekniska frågor − för den konvention om säkerheten vid hantering av använt kärnbränsle och radioaktivt avfall (Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management), som antogs vid en diplomatisk konferens år 1997.

En konferens, ”International Conference on the Safety of Radioactive Waste Management” ägde rum i Cordova, Spanien, i mars 2000 inom ramen för IAEA:s säkerhetsprogram för år 2000. Det främsta syftet med konferensen var att möjliggöra en öppen dialog mellan olika intressenter − vetenskapsmän samt representanter för avfallsproducenter, för företag ansvariga för avfallshantering, för enheter med myndighetsfunktion och för allmänheten. Slutsatser och rekommendationer från konferensen sammanfattades i ett dokument som förelades IAEA:s Board of Governors General Conference i september 2000. Dokumentet innehåller ett förslag att utveckla en form av rundabordssamtal om samförstånd mellan intressenter. Den följande texten är ett utdrag ur detta dokument.

Framväxten under IAEA:s beskydd av en ”de facto” internationell ordning på strålnings- och kärnkraftsäkerhetsområdet noterades. Inom området säkerhet för radioaktivt avfall består denna ordning av ”Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management” (som nu är i kraft sedan ett par år). Vidare ingår den samling av internationella avfallssäkerhetsnormer, som fastställts av IAEA och andra internationella organisationer, liksom IAEA:s sätt att stödja tillämpningen av dessa normer. Goda framsteg har gjorts rörande utvecklingen på den tekniska sidan och skapandet av sunda deponeringsalternativ för det radioaktiva avfallet, men fortsatt forsknings- och utvecklingsarbete är alltid önskvärt. Oberoende av vilket alternativ, som ett land till slut utnyttjar för högaktivt och långlivat avfall, är det nödvändigt att fortsätta utvecklingen och bedömningen av geologisk djupdeponering. Sådana alternativ kommer med nödvändighet att utnyttjas i större eller mindre utsträckning i framtiden.

1 Sverige ratificerade konventionen år 1999. Den trädde i kraft år 2001.

Internationellt samarbete är väsentligt för att nå samförstånd

både bland tekniker och allmänhet som stöd för de nationella programmen. Följande verktyg är speciellt betydelsefulla i detta avseende:

• ”Joint Convention”, ett tongivande juridiskt instrument, som

förutsätter ett engagemang på hög nivå av kontraktsparterna

rörande säker hantering av radioaktivt avfall.

• Internationella normer, som redan tillämpas.

• Internationella system, som underlättar att säkerhetsnormerna

tillämpas.

Den första granskningskonferensen enligt Joint Convention har nu

hållits och några konstateranden och slutsatser summeras här

nedan:

• Huvudsyftet med konventionen är att främja säkerheten vid

hantering av radioaktivt avfall och använt kärnbränsle.

• Konventionen har redan bidragit till detta bl.a. genom att arbetet

med att ta fram de nationella rapporterna i sig främjat säkerheten

eller att identifiera behov av säkerhetshöjande åtgärder.

• Behovet av att utarbeta långtidsplaner för avfallshantering och

slutförvaring understryks.

• Behov av att planera för avveckling av kärntekniska anläggningar

understryks likaså. • Behovet av samråd mellan involverade parter i processen understryks.

1.11.3 EU-kommissionen

Ansvaret för kärnsäkerhetsfrågor inom EU-kommissionen (EC) flyttades i september 2000 i stor omfattning över från ”Miljödirektoratet (DG-Env) till ”Transport- och Energidirektoratet” (DG-Tren). Strålskyddsfrågorna berördes dock inte av denna förändring. Forskning inom området hantering och deponering av kärnavfall har ingått som del av forsknings- och utvecklingsprogrammet (FoU-programmet) inom ”European Atomic Energy Community” (EURATOM) i mer än 25 år. Verksamheten övervakas

2 Den enhet inom DG-Tren som ansvarar för kärnsäkerhetsfrågor skall under år 2004 lokaliseras till Luxembourg.

av ”Forskningsdirektoratet” och den ingår i EC:s program för ”Forsknings- och Teknologiutveckling” (RTD). Detta program täcker arbeten inom de viktigaste områdena inom vetenskap och teknologi och styrs av ramprogram omfattande perioder av fem år. Verksamheten utförs vid nationella laboratorier tillhörande medlemsstaterna i den europeiska unionen (EU) under ”delad kostnads”-kontrakt. EC:s bidrag till att täcka kostnaderna uppgår vanligen med upp till 50 % av totalkostnaden. Projekten kan också genomföras vid eller i samarbete med gemensamma forskningscentra (JRC).

Efter det att KASAM:s förra kunskapslägesrapport publicerades, har det sjätte av ramprogrammen (2002−2006) startats. Sjätte ramprogrammet skall bidra till skapandet av ett verkligt ”europeiskt område för forskningsverksamhet” (European Research Area − ERA). Det europeiska området för forskningsverksamhet är en vision för den europeiska forskningens framtid, en inre marknad för vetenskap och teknik. Det skall främja spetsforskning, konkurrenskraft och innovation genom förbättrat samarbete och ökad samordning mellan alla olika nivåer. Ekonomisk tillväxt blir allt mer beroende av forskningen, och de enskilda länderna kan inte längre på egen hand lösa många av de problem näringslivet och samhället står inför idag, eller som kan förutses i framtiden. Vid toppmötet i Lissabon i mars 2000 efterlyste stats- och regeringscheferna ett bättre utnyttjande av Europas forskningsinsatser, vilket skulle kunna uppnås genom skapandet av ett europeiskt område för forskningsverksamhet. Ramprogrammet är det finansiella instrument, som skall bidra till att det europeiska området för forskningsverksamhet blir verklighet.

Hittills har ramprogrammen nästan uteslutande genomförts med hjälp av projekt för forskningssamarbete. Detta var mycket effektivt när projekten inleddes, men det har två nackdelar: • Oftast upphörde samarbetet i projektkonsortiet när projek-

tet väl var genomfört.

• I många fall var projekten inte tillräckligt stora för att uppnå

en ”kritisk massa” och få mer långtgående följder, varken

från forskningssynpunkt eller från industriell eller ekono-

misk synpunkt. För att råda bot på detta och bidra till

skapandet av ett europeiskt område för forskningsverksam-

het har två nya instrument utvecklats, som kommer att

tillämpas i sjätte ramprogrammet, nämligen spetsforskningsnät och integrerade projekt.

Principen bakom båda dessa instrument är att snarare finansiera sammanhängande program för forskningsverksamhet än många små projekt, medan man samtidigt ger de europeiska forskarkonsortierna så stor frihet och flexibilitet som möjligt.

Spetsforskningsnät skall stegvis integrera nätverksparternas verksamhet, så att det uppstår ”virtuella spetsforskningscentra”. Integrerade projekt kommer att vara mycket stora projekt som skall ge målinriktad forskning med klart definierade vetenskapliga och tekniska mål för den ”kritiska massa” som krävs.

Sjätte ramprogrammet kommer att innefatta forskning rörande ”Omhändertagande av radioaktivt avfall” inom delprogrammet ”Bränslecykelns säkerhet” och den tillgängliga totalbudgeten är 60 miljoner euro.

Forskningsprioriteringar för området radioaktivt avfall är

1. Forskning om geologiska deponeringar.

a. Förbättring av grundläggande kunskap och utveckling

och testning av teknik.

b. Nya och bättre verktyg.

2. Separering och transmutation samt metoder som ger

upphov till mindre avfallsmängd vid kärnenergiproduktion.

1.12 Avslutning

Gemensamt för alla länder som beskrivs i detta kapitel är att frågorna om hantering och slutförvaring av använt kärnbränsle och kärnavfall från driften av kärnreaktorer har uppmärksammats allt mer både av företrädare för samhällsorganen (parlament, regeringar, tillsynsmyndigheter) och av kärnkraftindustrin. Detta gäller både i länder med ett växande kärnkraftsprogram (t.ex. Finland, Frankrike och Japan) och i länder, som i likhet med Sverige, har ett mer statiskt eller avtagande program.

I de allra flesta länderna finns en gemensam grundsyn på hur kärnavfallsfrågorna bör lösas, även om konkreta tekniska lösningar, tidplaner m.m. skiljer sig åt. Denna gemensamma grundsyn manifesteras genom den internationella kärnavfallskonventionen, som de flesta länder med ett avsevärt kärnkraftsprogram och även länder utan eget kärnkraftsprogram har anslutit sig till. Sverige var ett av de första länderna, som anslöt sig till konventionen.

En samlad bedömning visar att man i Finland, Sverige och USA har nått längst med att förverkliga slutförvaring av använt kärnbränsle, både i fråga om teknikval och platsvalsprocess. I Frankrike pågår ett mycket avancerat och omfattande forsknings- och utvecklingsprogram om metoder för behandling, lagring och slutförvaring av radioaktivt avfall som skall redovisas under år 2006. Tyskland, Japan, Kanada och Storbritannien har också avancerade forskningsprogram, men här återstår mycket att göra innan konkreta lösningar kan presenteras. Även i många andra länder pågår forskning om radioaktivt avfall. Frågor om den långsiktiga finansieringen av omhändertagandet av kärnavfall och rivning av reaktorer tilldrar sig ökat internationellt intresse.

Referenser

Von Maravic H, Haijtink B, Mc Menamin T: 2000; ”European

Commission R&D-activities on radioactive management and

disposal towards the fifth EURATOM Framework

Programme (1998−2002)”. Proceedings of Dis Tec 2000, an

International Conference on Radio-active Waste Disposal,

September 4−6, 2000, Berlin, Germany. Publ. By KONTEC. European Commission, EURADWASTE 1999 − ”Radioactive

waste management strategies and issues”, Fifth European

Commission Conference on Radioactive Waste Manage-

ment and Disposal and Decommissioning, Luxembourg,

15−18 November 1999, EUR 19143 EN, 2000. Grupa, JB, et al 2000: “Concerted action on retrievability of

long-lived radioactive waste in deep underground laboratories”, EUR 19145 EN.

IAEA Board of Governors General Conference, September

2000. Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and

on the Safety of Radioactive Waste Management. First

Review Meeting of the Contracting Parties. 3 to 14 Novem-

ber 2003 Vienna, Austria. SUMMARY REPORT.

JC/RM.1/06/Final version.

Förkortningar

Allmänt AGR, avancerad gaskyld reaktor PWR, tryckvattenreaktor LLW, lågaktivt avfall ILW, medelaktivt avfall HLW, högaktivt avfall

MOX (mixed oxide fuel), blandbränsle, bränsle innehållande både uran- och plutoniumoxid FoU, forskning och utveckling

Kanada OPG, Ontario Power Generation Inc. NFWA, Nuclear Fuel Waste Act CNSC, Canadian Nuclear Safety Commission NWMO, Nuclear Waste Management Organisation AECL, Atomic Energy of Canada Limited NRCan, Ministry of Natural Resources Canada

Finland Fortum (tidigare IVO, Imatran Voima), statsägt kraftproduktionsföretag VVER, rysk reaktortyp TVO, företag, privatägt av finsk industri och kraftbolag STUK, Strålsäkerhetscentralen (finsk myndighet för kärnsäkerhet och strålskydd) ONKALO, den första etappen av slutförvaret (som utnyttjas för FoU) Posiva, SKB:s motsvarighet i Finland

Frankrike ANDRA, organisation med ansvar för slutförvaring (motsvarar närmast SKB i Sverige) EdF, Electricité de France (statligt företag med huvudansvar för landets elförsörjning) CEA, Commissariat à l'Energie Atomique (statligt organ med ansvar för utvecklingen av kärnenergi) COGEMA, (statligt företag som bl.a. driver upparbetningsanläggningen i la Hague) DGSNR, Direction Générale de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection IRSN, Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire

ICE, Installation Centrale d´Entreposage (planerad central anläggning för mellanlagring av använt kärnbränsle) CNE, Comité National d'Evaluation (nationell kommission för utvärdering av kärnavfallsforskning)

Tyskland BfS, den federala strålskyddsmyndigheten PBT, federalt institut för vetenskap och teknologi ERAM, Endlager für Radioaktive Abfälle, Morsleben, slutförvar för LLW och ILW BMU, det federala miljöministeriet AKEND, kommitté med uppgift att bl.a. ta fram en ny procedur för platsvalsprocessen

Japan AEC, Atomenergikommissionen NSC, Kärnkraftsäkerhetskommissionen METI, Ministeriet för ekonomi, handel och industri MECSST, Ministeriet för utbildning, kultur, sport, vetenskap och teknologi NUMO, en genomförandeorganisation för arbete med platsval, konstruktion, drift m.m. av ett djupförvar JNC, ett institut som ansvarar för insatserna på avancerade reaktorer och bränslecykelteknologi samt för forskning och utveckling rörande deponering av HLW JNFL, Japansk Kärnbränsleservice Ltd

Ryssland Minatom, Atomkraftministeriet GAN, Gosatomnadzor” (Kärnsäkerhetsmyndigheten) RBMK, rysk reaktortyp VVER-440, VVER-1000, BN-350, BN-600 ryska reaktortyper IGEM, Institutet för geologi, malmfyndigheter, petrografi, mineralogi and geokemi CEG , Contact Expert Group (expertgrupp inom IAEA)

PHARE, ett stödprogram finansierat av EU NPT, NonProliferation Trust, Inc. (ett amerikanskt företag) (NPT, vanligen avses med NPT, Non-Proliferation Treaty, ett internationellt avtal)

Schweiz NAGRA, organisation ansvarigt för slutdeponering av avfallet och därmed sammanhängande hanteringsinsatser (närmast motsvarande SKB i Sverige) ZWILAG, bolag med ansvar för central mellanlagring av använt kärnbränsle AGNEB, Federala samarbetsgruppen för kärnavfallshantering (knuten till regeringskansliet) KSA, Federala kommissionen för kärnsäkerhet HSK, den Schweiziska Federala Kärnkraftinspektionen EKRA, en expertgrupp för utarbetande av förvaringskoncept för radioaktivt avfall GNW, SKB:s motsvarighet i Schweiz

Storbritannien AGR, avancerad gaskyld reaktor BNFL, British Nuclear Fuels Ltd NII, Nuclear Installations Inspectorate EA, Environment Agency SEPA, Scottish Environmental Protection Agency RAWMAC, Radioactive Waste Management Advisory Committee CoRWM, Committee on Radioactive Waste Management UKAEA, United Kingdom Atomic Energy Authority THORP, Thermal Oxide Reprocessing Plant i Sellafield, upparbetningsanläggning Liabilities Management Authority, en ny myndighet har skapats. Den skall bl.a. ansvara för avfall från tidigare verksamhet hos BNFL, UKAEA m.m.

National Decommissioning Agency, en ny organisation som skall börja arbeta under 2004 med frågor om nedläggning och rivning av kärnkraftverk UK Nirex, Nuclear Industry Radioactive Waste Management Executive, arbetar med frågor om slutförvaringen av långlivat ILW, liksom av framtida LLW och kortlivat ILW

USA DOE, Department of Energy OCRWM, Office of Civilian Nuclear Waste Management (del av DOE) NWPA, Nuclear Waste Policy Act NRC, Nuclear Regulatory Commission DOT, Department of Transportation WIPP, Waste Isolation Pilot Plant i New Mexico NWTRB, Nuclear Waste Technical Review Board

OECD/NEA RWMC, Waste Management Committee IGSC, Integration Group for the Safety Case FSC, Forum on Stakeholder Confidence WPDD, Working Party on Decommissioning and Dismantling

Internationella organisationer IAEA, International Atomic Energy Agency OECD/NEA, OECD Nuclear Energy Agency EU, European Union

2 Kommunerna en av

− huvudaktörerna i kärnavfallsfrågan

2.1 Inledning

Med detta kapitel vill KASAM: • Fästa regeringens uppmärksamhet på de frågor, som är sär-

skilt viktiga för de berörda kommunerna och som även är av stor betydelse för kvaliteten på hela beslutsprocessen, samt på KASAM:s syn på dessa frågor.

• Belysa hur de berörda kommunerna − Östhammar, Oskars-

hamn och Hultsfred − hanterar frågor i samband med platsundersökningar och samråd för ett planerat slutförvar och en inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle.

• Dokumentera händelseutvecklingen i dessa kommuner.

Denna dokumentation är en fortsättning på den redogörelse om kommunernas arbete under SKB:s förstudier som finns i rapporterna ”Plats för slutförvaring av kärnavfall? − Förstudier i åtta kommuner” (SOU 2002:46) och ”Kärnavfall − demokrati och vetenskap” (SOU 2004:00) .

2.2 Kärnavfallsfrågan − en gemensam angelägenhet för industrin, staten och kommunerna

Frågorna om slutförvaring av kärnavfallet förutsätter samverkan mellan tre huvudaktörer: Kärnkraftsindustrin, staten och kommunerna.

1

Rapporten beräknas föreligga i september 2004.

En grundläggande princip i den svenska miljölagstiftningen är att den som förorsakar miljöstörningar är skyldig att bekosta de åtgärder som behövs för att förebygga och avhjälpa olägenheter (”polluter pays principle”). Detta framgår av 2 kap. miljöbalken (1998:808). Principen låg även till grund för den tidigare gällande miljöskyddslagen. Enligt samma princip framgår det av lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet (”kärntekniklagen”) att reaktorinnehavarna ansvarar för avfallet från verksamheten. Det av reaktorinnehavarna gemensamt ägda Svensk Kärnbränslehantering AB (SKB) bär i praktiken detta ansvar.

Staten övervakar att reaktorinnehavarna tar sitt ansvar. Staten agerar genom tillsynsmyndigheterna (i första hand Statens kärnkraftinspektion, SKI och Statens strålskyddsinstitut, SSI) och i vissa fall genom regeringen. Riksdagen har fastställt de lagar som gäller, t.ex. i fråga om samråds- och beslutsprocesser inför anläggandet av kärntekniska − liksom andra miljöfarliga − verksamheter.

De anläggningar som är nödvändiga för att säkert ta hand om kärnavfallet kommer att ligga i någon eller några av landets kommuner. Den kommunala självbestämmanderätten, som gäller vid lokalisering av industrier och användning av mark i Sverige, leder till att kommunernas inställning blir avgörande vid lokaliseringen av de planerade kärnavfallsanläggningarna. Kommunerna, med sina demokratiskt valda företrädare och sina invånare, utgör därför den tredje huvudaktören.

Kommunernas starka ställning kommer till uttryck i 17 kap. miljöbalken. Dessa bestämmelser innebär att en kommun kan hindra regeringen från att tillåta lokaliseringen av en anläggning för mellanlagring eller slutlig förvaring av kärnavfall i kommunen (”kommunens vetorätt”). Regeringen får visserligen, under särskilda omständigheter, tillåta en viss lokalisering av sådan verksamhet även om kommunen har sagt nej. Men denna ”regeringens vetoventil” får inte användas om det finns någon annan plats inom en annan kommun, som kan antas godta en placering där. Utan kommunens medgivande är det mot denna bakgrund i praktiken knappast möjligt för de två andra aktörerna − industrin

och staten − att lösa frågorna om hur kärnkraftens avfall skall tas omhand. Det ger starka skäl för KASAM att följa och uppmärksamma hur berörda kommuner agerar i samband med de platsundersökningar och de olika samråd som SKB nu genomför.

2.3 Var i lokaliseringsprocessen befinner vi oss?

Med syfte att finna en lämplig plats för slutförvaring av använt kärnbränsle genomförde SKB förstudier under 1990-talet i åtta kommuner: Storuman, Malå, Älvkarleby, Tierp, Östhammar, Nyköping, Hultsfred och Oskarshamn. Dessa förstudier resulterade i SKB:s förslag att genomföra fördjupade s.k. platsundersökningar med provborrningar inom tre områden, nämligen Forsmark i Östhammars kommun, Simpevarp i Oskarshamns kommun samt ett område norr om Tierps tätort i Tierps kommun. Det sistnämnda lokaliseringsalternativet involverade även Älvkarleby kommun på grund av behovet av transporter till Skutskärs hamn. SKB föreslog även fördjupande undersökningar, utan ytterligare provborrningar, med avseende på ett lokaliseringsalternativ, som varit föremål för tidigare provborrningar, i Nyköpings kommun. (Se SKB-rapporten Samlad redovisning av metod, platsval och program inför platsundersökningsskedet, ”FUD-K”, december 2000.)

På begäran av SKB sade kommunfullmäktige i Östhammar och Oskarshamn kring årsskiftet 2001/2002 med bred majoritet ja till SKB:s förslag att inleda platsundersökningar. Tierps kommun och Nyköpings kommun motsatte sig däremot fortsatta undersökningar. Av SKB:s förslag kvarstod därmed endast Forsmarksområdet i Östhammars kommun och Simpevarpsområdet i Oskarshamn som aktuella platsundersökningsområden (kartbilder över de aktuella områdena finns i anslutning till avsnitt 2.5.2 respektive 2.6.2).

SKB:s platsundersökningar inom dessa båda områden startade under år 2002. Med ledning av resultat från de första provborrningarna i det inledande platsundersökningsskedet har SKB

efter hand föreslagit en justering av det i december 2000 föreslagna platsundersökningsområdet ”Simpevarp” inklusive Simpevarpshalvön. Det nu för platsundersökningar aktuella Simpevarpsområdet (egentligen ”Simpevarps-Laxemar-området”) omfattar två delområden, nämligen ett område kring Simpevarp och det närliggande Laxemarområdet. Delområdet kring Simpevarp omfattar en del, som fanns med i ursprungsförslaget, nämligen Simpevarpshalvön samt en del, som inte fanns med från början, nämligen öarna Ävrö och Hålö och en del av havet invid dessa. Kommunfullmäktige i Oskarshamn har genom beslut i september 2003 sagt ja till denna justering av platsundersökningsområdet.

En inledande etapp av platsundersökningarna vid Forsmark och Simpevarp beräknas vara avslutad under första halvåret 2005. SKB räknar därefter med att fortsatta platsundersökningar inom dessa områden kommer att ge underlag för en ansökan i slutet av år 2008 för regeringens tillståndprövning enligt miljöbalken och kärntekniklagen med avseende på ett slutförvar för använt kärnbränsle.

SKB arbetar även med att ta fram underlag till ansökningar för regeringens tillståndsprövning enligt miljöbalken och kärntekniklagen med avseende på en inkapslingsanläggning för det använda kärnbränslet. SKB planerar i första hand för att denna anläggning byggs i anslutning till CLAB (centralt mellanlager för använt kärnbränsle) i Oskarshamn. En alternativ lokalisering till Forsmarksområdet studeras samtidigt. SKB räknar med att lämna in ansökningarna för inkapslinganläggningen under år 2006.

SKB:s fortsatta planering har som en utgångspunkt att regeringen omkring år 2010 kommer att fatta beslut om de tillstånd som behövs och att en inkapslingsanläggning och ett slutförvar för använt kärnbränsle skall kunna tas i drift år 2017. Under 2050-talet skulle i så fall allt använt kärnbränsle från det nuvarande svenska kärnkraftsprogrammet ha deponerats och förvaret kunna tillslutas.

Översiktigt tidsschema med anknytning till det nu pågående platsundersökningsskedet åskådliggörs i figur 2.1.

Källa: KASAM.

Figur 2.1. Lokalisering: Vad händer närmast?

I Hultsfreds kommun, som är en av de sex övriga kommuner där SKB har utfört förstudier, pågår inga platsundersökningar och sådana är inte heller planerade. Varken SKB eller kommunen har dock avskrivit tanken på att platsundersökningar skulle kunna aktualiseras i kommunen i ett senare skede, beroende på resultaten av platsundersökningarna i Forsmarks- och Simpevarpsområdena. Det är därför rimligt att betrakta Hultsfreds kommun som en ”reservkandidat” för en eventuell platsundersökning i framtiden. Detta är skälet för att låta den här framställningen också omfatta Hultsfreds kommun.

2.4 Förväntningar och farhågor i berörda kommuner

För att få underlag för detta avsnitt besökte företrädare för KASAM i november 2003 Östhammars, Oskarshamns och Hultsfreds kommuner för samtalsintervjuer med nyckelpersoner i respektive kommun. Dessa samtal har följts upp med informella

kontakter med politiker och tjänstemän i kommunerna. Erfarenheterna av dessa kontakter har lett fram till att avsnittet disponeras kring tre teman.

Först presenteras de frågor kring kärnavfallshanteringen som kommunledningarna anser vara särskilt viktiga i det skede som nu har inletts, med platsundersökningar och utökade samråd enligt miljöbalken. Därefter presenteras de synpunkter som finns i berörda kommuner på frågor om ansvarsfördelningen mellan kommunen och andra aktörer när det gäller kärnavfallsfrågorna. Avslutningsvis redovisas kommunledningarnas syn på vilken inverkan arbetet med kärnavfallsfrågorna har fått på arbetet inom andra kommunala ansvarsområden.

2.4.1 Viktiga frågor för kommunledningarna

Vilka frågor som för närvarande har störst aktualitet för kommunledningarna skiljer sig av naturliga skäl mellan å ena sidan Östhammar och Oskarshamn och å andra sidan Hultsfred. Men bilden av hur de två förstnämnda kommunerna hanterar de frågor som aktualiseras genom SKB:s arbete är ingalunda enhetlig.

Även om det finns vissa olikheter mellan Östhammars och Oskarshamns kommuner, så bör det betonas att de båda kommunledningarna under senare tid har utvecklat ett allt närmare samarbete. Det finns anledning att utgå ifrån att detta samarbete syftar till att stärka båda kommunernas ställning i relation till bolaget.

De inledande stegen i detta samarbete togs hösten 2003. Följande två faktorer synes ha varit avgörande. • Vid denna tidpunkt fick de båda kommunerna en allt

starkare roll i platsvals- och MKB-processerna genom att gå in som part i de utökade samråd med miljökonsekvens-

bedömningar enligt 6 kap. 5 § som SKB då inledde, med

avseende på slutförvar och inkapslingsanläggning.

• Efter 2002 års val kom båda dessa kommuner från och med

år 2003 att företrädas av nya personer som kommunstyrelsens ordförande, om än med samma partitillhörighet (s) som sina respektive företrädare. Dessa nya kommunstyrelseordförande har visat en gemensam syn på värdet av samverkan i den situation som de har att hantera kärnavfallsfrågorna.

Det begynnande samarbetet mellan de båda kommunledningarna manifesterades för första gången utåt vid en internationell kärnavfallskonferens som SKB, i samverkan med Internationella Atomenergiorganet (IAEA) och OECD:s kärnenergibyrå (OECD/NEA), anordnade i Stockholm i december 2003. I ett anförande av kommunstyrelsens ordförande i Oskarshamn, som uttryckligen också talade för sin kollega i Östhammar, sammanfattades de frågor som de ledande politikerna i platsundersökningskommunerna ser som mest betydelsefulla för närvarande.

I anförandet underströks likheterna mellan de båda kommunerna i fråga om geografiskt läge, storlek, kommunal service, näringslivsstruktur och erfarenheter av kärnteknisk verksamhet. Följande gemensamma utgångspunkter angavs för de båda kommunernas agerande i kärnavfallsfrågan (punktsatserna är återgivna i lätt redigerad form, i några fall är direkta citat markerade). • Vi är två kommuner med omfattande erfarenheter från sam-

arbete med kärnkraftsindustrin. • Vi accepterar inte att den mellanlagring som nu sker övergår

till en permanent lösning − vi måste alltså aktivt arbeta för att en slutlig lösning på kärnavfallsfrågan kommer fram.

• Vi har deltagit i inledande förstudier, bedrivit ett omfattande

lokalt demokratiarbete och har våra invånares fulla stöd i att nu delta i platsundersökningar.

• Genom vår starka position i beslutsprocessen har vi säker-

ställt och kommer även i fortsättningen säkerställa att våra

frågor utreds och att beslutsunderlaget i detalj belyser det

lokala perspektivet.

Som en ”god plattform” för de närmaste årens arbete formulerades sex punkter: • Säkerheten är den allt överskuggande frågan − för oss som

beslutsfattare och för vår allmänhet. • En förutsättning för att vi skall kunna finna en lösning på

kärnavfallsfrågan är att processen är transparent. All infor-

mation måste finnas ”på bordet” under hela processen. Det

är bara genom ett sådant arbetssätt som vi kan bygga upp ett

förtroende för aktörerna och för de resultat som kommer

fram. • Som kommuner måste vi aktivt delta i och påverka detta

arbete. Våra insatser kan inte bekostas av våra skattebetalare

utan måste ersättas − så som nu sker − med medel från

Kärnavfallsfonden. • Våra invånare och miljögrupper som engagerar sig i kärn-

avfallsfrågan är en resurs i vårt arbete. Det är vi som bor i

kommunerna som bäst känner vår egen hembygd och som

vet vad vi vill med vår framtid. Våra miljögrupper ställer de

svåra frågorna som måste få svar. • Våra expertmyndigheter Strålskyddsinstitutet och Kärn-

kraftinspektionen är våra oberoende experter. Det är myn-

digheterna som skall bedöma industrins förslag och ge oss

besked om förslagen uppfyller kravet på säkerhet eller inte. • Innan vi vet om krav på säkerhet uppfyllts kan vi inte

spekulera i kompensation eller positiva effekter från en

etablering av ett slutförvar i någon av våra kommuner. Vi

låter inte sådana diskussioner störa oss i vårt arbete med att

kritiskt granska, utreda effekter eller säkerställa säkerhet.

Dessa diskussioner får anstå till dess vi vet resultatet av

industrins val och myndigheternas granskningsresultat.

Under förutsättning att industrins tidsplaner håller kommer vi om cirka fem år att behöva ta ställning till vilken metod för slutförvaring som skall användas i Sverige och var slutförvaringen skall ske. Som kommuner ser vi nu följande ”utmaningar” framför oss: • ”Helt avgörande” är att industrin kan visa att ett säkert slut-

förvar går att bygga och att myndigheterna genom kompe-

tent granskning och egna analyser kommer till samma

slutsatser. • Övriga utmaningar är att se till:

– Att industrins ambitioner att följa sina tidsplaner inte

leder till genvägar och sämre kvalitet på data och analyser.

– Att myndigheterna får de resurser som behövs och kan

knyta till sig kompetens för att till fullo granska och

bedöma industrins ansökan − vi är ”mycket oroliga” att

staten i sin allmänna spariver inte ger SKI och SSI de

resurser som dessa behöver.

– Att vi får till stånd de utredningar och studier som be-

hövs för att vår allmänhet och vi själva som beslutsfattare

får ett fullgott beslutsunderlag.

– Att vi får ”fulla garantier för att vi aldrig kan komma att

tvingas ta emot kärnavfall från andra länder mot vår

vilja”.

Följande måste hända ”innan vi kommuner kan acceptera ett slutförvar”: • Vi måste övertygas att kärnavfallsfrågan kan lösas säkert − vi

är här mycket beroende av våra myndigheter. • Vi måste upprätta ett fullständigt och uttömmande besluts-

underlag som innehåller även ett kommunalt perspektiv för

att kunna säga ja eller nej. Detta underlag måste innehålla en

miljökonsekvensbeskrivning med alla positiva och negativa

effekter redovisade i detalj. Denna MKB måste även innehålla uttömmande socioekonomiska och samhällsvetenskapliga utredningar.

• Negativa effekter måste begränsas. • En ”överväldigande majoritet” av våra kommuninvånare

måste stå bakom ett beslut.

I ett gemensamt pressmeddelande i februari 2004 framhöll de båda kommunstyrelseordförandena att slutförvarsfrågan har många aspekter ”som för båda kommunerna är lika samtidigt som det finns lokala skillnader såväl i politisk tradition som i naturliga förutsättningar”. Det framgick vidare av pressmeddelandet att företrädare för de båda kommunerna hade diskuterat frågor om bl.a. samverkans fortsatta innehåll, beslutsprocessen, myndigheternas resurser och MKB-processen samt att man planerar att arrangera gemensamma seminarier kring ”för kommunerna gemensamma kunskapsfrågor avseende slutförvaringen”.

2.4.2 Synen på ansvarsfördelningen mellan kommunen

och andra aktörer

Vid samtal med berörda kommunledningar gav dessa genomgående uttryck för åsikten att kärnavfallsfrågorna har alltför låg prioritet bland de politiker som verkar på riksnivå. Den kritiken riktas generellt mot både ministrar och riksdagsledamöter. Kommunledningarna anser också att det brister i intresse för frågan även bland det egna länets riksdagsledamöter. De menar vidare att media − i vart fall på riksnivå − ägnar frågan alltför liten uppmärksamhet, liksom att intresset från grannkommunerna borde vara större.

Kommunpolitikerna framhöll också att omvärldens ointresse för kärnavfallsfrågorna gör det svårt för dem att hantera dessa frågor i kommunen. Det gäller ju frågor av särskild nationell betydelse. Man menade att det därför inte är acceptabelt att ansvaret för frågans hantering i praktiken överlämnas till den lokala nivån.

Kommunledningarna betonade vidare att lokalpolitikernas medverkan är en förutsättning för att få gehör för tanken om att förlägga ett slutförvar någonstans i Sverige. För att lokalpolitikerna skall kunna ta ett sådant ansvar behövs det också, betonade man, ett synligt engagemang av politiker på riksnivå. Man erinrade om kommunernas vetorätt i samband med regeringens kommande tillåtlighetsprövning. Man menade att kärnavfallsfrågorna måste hanteras på ett sådant sätt av både industrin, myndigheter och politiker på riksnivå att den lokala opinionen känner förtroende för de lösningar som föreslås. Genomförandet av platsundersökningar bedömdes för närvarande ha ett starkt stöd bland befolkningen i Oskarshamn och Östhammar. Det intervjuade personerna påpekade dock att detta stöd idag inte utgör någon garanti för hur opinionsläget kommer att vara vid den tidpunkt när det blir aktuellt att pröva en ansökan om att anlägga ett förvar på en viss plats.

Som närmare redovisas i det följande (avsnitt 2.5.3 och 2.6.3) har man i Östhammar och Oskarshamn organiserat sitt arbete under platsundersökningsskedet på olika sätt. Den organisation som man har valt i Oskarshamn kan ge intrycket att kommunledningen anser att kommunen bör ta ett särskilt stort ansvar som aktör i kärnavfallsfrågorna. I avsnitt 2.9.1 diskuteras likheter och olikheter mellan attityden i de båda kommunerna i detta avseende.

Med utgångspunkt från en överenskommelse mellan SKB och Hultsfreds kommun om ett kontaktprogram (se vidare avsnitt 2.7.2) genomförs sedan år 2003 i kommunens regi ett ambitiöst seminarieprogram kring kärnavfallsfrågorna. Seminarierna riktar sig till allmänheten. Vilka förväntningar finns då i ledningen för Hultsfreds kommun inför den närmaste framtiden?

Av det föregående (se avsnitt 2.3) framgår att Hultsfreds kommun inte skulle bli föremål för någon platsundersökning enligt SKB:s förslag i FUD-K rapporten. Kommunledningen har dock uppfattningen att om SKB hade föreslagit en platsundersökning i Hultsfreds kommun så skulle fullmäktige med bred

majoritet ha sagt ja. Man är dock till freds med att nu fungera som reservkommun, eftersom man anser att det finns starka sakliga skäl för SKB att närmare undersöka den sorts berggrund som finns i kommunen. Dock betonas att ett eventuellt initiativ från SKB:s sida i en sådan riktning sannolikt kommer att kräva en omfattande information från kommunens sida till invånarna.

2.4.3 Kärnavfallsfrågorna och kommunala ansvarsområden

Vid samtalen med kommunledningarna i Östhammars, Oskarshamns och Hultsfreds kommuner ställdes frågan om vilken inverkan kärnavfallsfrågan hade fått på arbetet inom andra kommunala ansvarsområden. Frågan kan delas upp enligt följande: • I vilken utsträckning använder man sig av − eller avser

använda sig av − erfarenheterna från behandlingen av kärn-

avfallsfrågorna i kommunen vid hanteringen av andra

komplexa frågor? • Har de ansträngningar som lokalpolitikerna lagt ner på kärn-

avfallsfrågorna sedan mitten av 1990-talet fått som konsekvens att hanteringen av andra kommunala frågor har blivit lidande?

Svaren har samband med synen på kärnavfallsfrågorna. Något tillspetsat står valet mellan att betrakta kärnavfallsfrågorna som en i första hand tekniskt komplicerad avfallshanteringsfråga eller som en fråga som även inrymmer betydligt vidare aspekter. Detta andra betraktelsesätt karakteriseras av att frågan, utöver sin tekniska komplexitet, har sådana dimensioner att en tillfredsställande lösning även kräver sådana överväganden som brukar rymmas inom begreppen etik, moral och demokrati.

De intervjuer som genomförts ger intrycket att man i Oskarshamns kommun mer än i Östhammars kommun betonar att erfarenheterna från kärnavfallsfrågornas behandling i kommunen kan användas för att få ett ökat engagemang bland

invånarna vid behandlingen i kommunen av andra komplexa frågeställningar. I båda kommunerna ansåg kommunledningarna att deras sätt att hantera kärnavfallsfrågorna hade lett till ökat förtroende för politikerna och deras vilja/förmåga att hantera även andra svåra frågor. Samma uppfattning fanns i Hultsfred. I samtliga tre kommuner ansåg man att engagemanget i kärnavfallsfrågorna inte har lett till att andra viktiga frågor fått stå åt sidan. Vid en särskild intervju med den förre kommunstyrelseordföranden i Oskarshamn nämnde denne att kritik av den innebörden hade riktats mot honom, särskilt bland partivänner. Han ansåg dock att den kritiken inte hade fog för sig.

2.5 Händelseutvecklingen 2002−2004 i Östhammars kommun

2.5.1 Några basfakta om kommunen

Östhammars kommun ligger i Uppsala län vid kusten till Bottniska viken/Norra Ålands hav och har närmare 22 000 invånare. I centralorten Östhammar bor cirka 4 700 personer, i fyra andra större tätorter cirka 8 800 personer. Under 1970- och 1980-talen ökade invånarantalet i samband med att Forsmarks kärnkraftsverk anlades. Kraftverket ligger vid kusten cirka 20 km norr om Östhammars tätort och cirka 5 km från gränsen till Tierps kommun. Under de senaste åren har befolkningsantalet minskat något. Sommartid tillkommer åtskilliga tusen fritidsboende och turister.

Störst arbetsgivare är kommunen med cirka 1 800 anställda. Det dominerande företaget och näst största arbetsgivare är Sandvik Coromant i tätorten Gimo med cirka 1 600 anställda. Det enda andra stora industriföretaget är Forsmark Kraftgrupp AB med cirka 750 anställda. Forsmarks kärnkraftverk omfattar tre reaktorer, av vilka den senaste togs i drift år 1985. Inom Forsmarks industriområde finns också SKB:s slutförvar

för låg- och medelaktivt driftavfall (SFR), som tar emot radioaktivt avfall från samtliga svenska kärnkraftverk.

Östhammars kommun drabbades av en rad industrinedläggningar under 1980- och 1990-talen. Också inom jord- och skogsbruk och byggverksamhet har antalet sysselsatta minskat starkt. År 2000 arbetspendlade cirka 1 400 personer till kommunen, medan cirka 2 800 arbetspendlade i motsatt riktning.

Socialdemokraterna har sedan länge varit det ledande politiska partiet i kommunen. Vid 1998 års val förlorade dock partiet sin tidigare majoritetsställning, men behöll en dominerande ställning. Efter 2002 års val leds kommunen av en politisk majoritet bestående av socialdemokraterna, vänsterpartiet och miljöpartiet. Fördelningen av de 49 mandaten i fullmäktige är sedan 2002 års val följande (inom parentes anges mandatfördelningen föregående valperiod): c 9 (8), fp 3 (2), kd 2 (2), mp 2 (2), m 8 (9), s 21 (22), v 2 (4), ett lokalt parti benämnt Solidaritet & Samverkan 2 (-).

2.5.2 Fullmäktiges beslut att medge SKB att genomföra

platsundersökning i Forsmark

I december 2001 beslutade kommunfullmäktige (med röstsiffrorna 43−5, en ledamot avstod) medge SKB att genomföra platsundersökningen i Forsmark under förutsättning att avtal kunde träffas med SKB om villkoren för genomförandet. Frågan om avtalets innehåll behandlades av fullmäktige i februari 2002. Det förslag till avtal som fullmäktige godkände (med en reservation) har återgetts i SOU 2002:46 s. 146 f.).

Det aktuella området för platsundersökningen framgår av kartbilden i figur 2.2.

Källa: Svensk Kärnbränslehantering AB.

Figur 2.2. Platsundersökning i Forsmarksområdet

2.5.3 Kommunens organisation för att följa

platsundersökningen

Den referensgrupp som har funnits i Östhammars kommun under förstudietiden beslöt i juni 2002 att anta namnet Referensgruppen för platsundersökning vid Forsmark (Östhammar). Under hösten 2002 diskuterades inom kommunledningen en förändring

2 En redogörelse för Östhammar kommuns arbete under förstudieskedet, se SOU 2002:46, s. 133−151.

av organisationen. Diskussionerna utmynnade i ett beslut i januari 2003 av kommunstyrelsen. Beslutet innebar att kommunstyrelsen skapade två grupper, en referensgrupp och en beredningsgrupp.

En beredningsgrupp fick uppgiften att bereda frågor som skall föreläggas kommunstyrelsen för beslut. Gruppen består av 7 ledamöter (ordförande, s och ytterligare 1 s, samt 1 från vardera m, c, kd, mp och v). Den politiska majoriteten i kommunen (s, v och mp) har alltså majoritet i gruppen. Dessutom ingår i gruppen en adjungerad ledamot från Tierps kommun. Både ledamöter och ersättare finns. Gruppens uppgift är också att besluta och verkställa löpande ärenden.

Beredningsgruppen har vidare som uppgift att bereda ärenden inför behandling i en referensgrupp. Denna referensgrupp betecknas som ”en ny kontaktyta för kommunstyrelsen mot allmänheten och den politiska organisationen”. I referensgruppen ingår ledamöterna i beredningsgruppen (7 personer jämte 7 ersättare) samt vidare en representant för varje i fullmäktige representerat parti (8 representanter), två representanter för Tierp och Älvkarleby kommuner (4 representanter) samt för närvarande 3 representanter för föreningar som är intresserade av slutförvarsfrågan (EFÖ, NSF och OSS) . Det totala antalet ledamöter är sålunda för närvarande 29. För Tierps och Älvkarleby kommuner har utsetts såväl ledamöter som ersättare.

Beredningsgruppen rapporterade i april 2003 till kommunstyrelsen att gruppen avvaktade ”närmare direktiv och förtydliganden från kommunstyrelsen vad avser såväl sin egen som referensgruppens verksamhet”. I rapporten skisserades framtida aktiviteter. Bland annat nämndes att de båda grupperna ”vid behov kommer … att utnyttja tillgängliga expertresurser under platsundersökningsskedet”, att det kan bli aktuellt att i samspel med exempelvis KASAM, SKB, SKI, SSI och Oskarshamns kommun anordna ett till två seminarier per år, att fortsätta med

3 EFÖ = Energi för Östhammar, SNF = lokalavdelningen av Naturskyddsföreningen, OSS = Opinionsgruppen för Säker Slutförvaring – Östhammar.

tidigare informationsinsatser med inriktning på främst Gimo och Forsmarks gymnasier samt att under sommaren 2003 ge ut en broschyr om platsundersökningen. Kommunstyrelsen beslöt i augusti 2003 att anta ”föreliggande förslag som mål för verksamheten under det närmaste året”.

I september 2003 utsåg kommunstyrelsen härutöver en lokal MKB-grupp för SKB:s platsundersökning i Forsmark, MKBgruppen. Uppgiften är att fånga upp och föra vidare till kommunstyrelsen sådana frågor som bör tas upp under det utökade samrådet som SKB då hade börjat genomföra. I denna grupp ingår ordföranden och vice ordföranden i kommunstyrelsen, beredningsgruppen, miljönämnden och byggnadsnämnden (totalt 8 personer) samt närmast berörda tjänstemän (5 personer, dvs. kommunchefen, miljöledaren, miljöchefen, stadsarkitekten och kommunens projektledare för kärnavfallsfrågorna).

ReferensgruppenReferensgruppen

BeredningsgruppenBeredningsgruppen

KommunstyrelsenKommunstyrelsen

Lokal MKB-gruppLokal MKB-grupp

(miljökonsekvensbeskrivning)(miljökonsekvensbeskrivning)

Källa: Östhammars kommun.

Figur 2.3. Östhammars kommuns organisation för att följa platsundersökningen och att medverka i utökat samråd

Kommunens nuvarande organisation för att hantera platsundersökningen och samrådsförfarandet kan illustreras enligt figur 2.3.

2.5.4 Exempel på frågor kring platsundersökningen som

har behandlats inom ramen för Östhammar kommuns organisation

Kommunstyrelsen i Östhammar hade i början av år 2003 beslutat om hur kommunen skulle organisera sig för att kunna följa SKB:s arbete med platsundersökningen (jfr. avsnitt 2.5.3). En mindre beredningsgrupp, bestående av enbart ”politiker” har som uppgift att bereda frågor som skall föreläggas kommunstyrelsen för beslut. Beredningsgruppen skall också bereda ärenden inför behandling i en referensgrupp om ett trettiotal personer, vilka utgörs dels av ”politiker”, dels av företrädare för föreningar som är intresserade av slutförvarsfrågan. Under hösten tillkom en särskild MKB-grupp.

Beredningsgruppen sammanträdde under är 2003 vid sju tillfällen och referensgruppen vid tre. MKB-gruppen har hittills inte haft några möten.

Ett återkommande inslag vid referensgruppens möten har varit information från SKB om de pågående arbetena. Information har vidare lämnats om åtgärder som beredningsgruppen har vidtagit eller har diskuterat. Medlemmarna i referensgruppen har även fått information om seminarier och utbildningstillfällen som ansetts vara av intresse. Kopior av dokument som delges beredningsgruppen skickas regelmässigt även till referensgruppens medlemmar. I vilken utsträckning diskussioner i referensgruppen har påverkat ställningstaganden i beredningsgruppen framgår inte av protokollen.

I beredningsgruppens regi anordnades i maj 2003 ett seminarium på temat ”En kommunal riksangelägenhet i ett internationellt perspektiv”. Vidare slutfördes ett s.k. skolprojekt, där elever från Forsmarks skola framställde informationsmaterial om

slutförvarsfrågan för spridning bland andra elever. Beredningsgruppen lät också framställa en aktualiserad version av en tidigare broschyr som hade distribuerats till kommunens invånare och sommarboende. I den verksamhetsplan som fastställts för år 2004 anges att man avser anordna information till allmänheten i kommunens tätorter under medverkan av miljöorganisationer, SKB, SKI och SSI samt att man även kommer att anordna studiecirklar. Särskild information kommer att ges till vissa skolor. I övrigt räknar gruppen med att delta i seminarier och konferenser som anordnas under året av olika aktörer samt i det utökade samråd som SKB skall genomföra. I slutet av år 2003 tog beredningsgruppen ställning till ansökningar om bidrag till den verksamhet som två lokala grupper (Opinionsgruppen för säkert slutförvar, OSS respektive Energi för Östhammar, EFÖ) avser bedriva under år 2004.

Protokollen från beredningsgruppens möten ger intrycket att det hittills inte varit aktuellt att inom gruppen diskutera om kommunen har anledning att reagera med anledning av den information som SKB har lämnat om platsundersökningen. Det kan dock noteras att beredningsgruppen tagit initiativ till en utbildningsdag kring MKB-frågor i början av år 2004.

Mot bakgrund av överläggningar som skett mellan kommunstyrelseordförandena i Östhammars och Oskarshamns kommuner i slutet av år 2003 (jfr. avsnitt 2.4.1) sammanträffade i slutet av januari 2004 beredningsgruppens medlemmar med företrädare för platsundersökningsorganisationen i Oskarshamns kommun. Mötet gällde samarbete under platsundersökningsskedet. Som framgått resulterade mötet i ett gemensamt pressmeddelande. Ett konkret resultat var beslut om att arrangera gemensamma seminarier. Det första ägde rum i Oskarshamn i april 2004 och behandlade alternativ till KBS-3-metoden. Under hösten planeras ett seminarium äga rum i Östhammar och behandla frågor kring SKB:s samhällsutvecklingsprogram.

2.6 Händelseutvecklingen 2002−2004 i Oskarshamns kommun

2.6.1 Några basfakta om kommunen

Oskarshamns kommun ligger i Kalmar län vid Östersjökusten i höjd med norra Öland och har drygt 26 000 invånare. Av dessa bor cirka 18 500 i centralorten Oskarshamn. Under 1970-talet steg invånarantalet något i samband med kärnkraftetableringen på Simpevarpshalvön cirka 30 km norr om centralorten. Sedan 1994 har antalet invånare sjunkit med 100−200 personer varje år, beroende på minskad sysselsättning inom industrisektorn.

Störst arbetsgivare är kommunen med cirka 2 400 anställda. Det dominerande företaget och näst största arbetsgivare är Scania med cirka 2 100 anställda. Det andra stora industriföretaget, med cirka 900 anställda, är OKG AB. Bolaget äger Oskarshamns kärnkraftverk med tre reaktorer, av vilka den sista togs i bruk år 1985. Inom industriområdet finns också SKB:s mellanförvar för använt kärnbränsle från samtliga svenska kärnkraftverk (CLAB).

År 2001 arbetspendlade cirka 2 350 personer till kommunen, medan cirka 1 350 arbetspendlade i motsatt riktning.

Socialdemokraterna har sedan länge varit det ledande politiska partiet i kommunen. Vid 1998 års val förlorade dock partiet sin tidigare majoritetsställning, men behöll en dominerande ställning. Efter 2002 års val leds kommunen av en politisk majoritet bestående av socialdemokraterna och vänsterpartiet. Fördelningen av de 49 mandaten i fullmäktige (föregående valperiod fanns 51 mandat) är sedan 2002 års val följande (inom parentes anges mandatfördelningen föregående valperiod): c 3 (2), fp 3 (1), kd 6 (6), mp 1 (1), m 7 (9), s 23 (22), v 8 (10).

2.6.2 Fullmäktiges beslut att tillåta SKB att inleda

platsundersökning i Simpevarpsområdet

I mars 2002 beslutade ett praktiskt taget enhälligt kommunfullmäktige i Oskarshamn att tillåta att SKB inleder platsundersökningar inom det område som SKB utpekat innefattande Simpevarpshalvön och ett område väster därom. Beslutet var försett med tretton villkor och förtydliganden (se SOU 2002:46, s. 232 ff.). Som framgått av det föregående (avsnitt 2.3) sade fullmäktige i september 2003 ja till en mindre justering av gränserna för området.

Det aktuella området för platsundersökningen framgår av kartbilden i figur 2.4.

2.6.3 Kommunens organisation för att följa

platsundersökningen

Kommunens arbete med att följa platsundersökningen sker inom ramen för LKO Lokal kompetensuppbyggnad i Oskarshamn − projekt kärnavfall, som ursprungligen startades år 1994. Kommunstyrelsen fungerar som styrgrupp för det s.k. LKO-projektet, medan kommunfullmäktige har rollen som ”beställare” av projektet och har uppgiften att fatta beslut i frågor av större vikt.

Den nuvarande organisationen bygger på vad som gällde under förstudieskedet. Då kom tyngdpunkten att ligga i ett antal arbetsgrupper som knöts till LKO-projektet. Inför platsundersökningsskedet ansåg man inom kommunen att den organisation som gällt under förstudieskedet behövde anpassas till de nya förutsättningarna. I november 2002 fastställde fullmäktige den nu gällande organisationen.

4 En ledamot yrkade återremiss av ärendet, men sedan det yrkandet hade avslagits av fullmäktige förekom inga andra yrkanden. 5 En redogörelse för Oskarshamns kommuns organisation under förstudieskedet finns i SOU 2002:46, s. 209−237.

Kommunerna − en av huvudaktörerna i kärnavfallsfrågan

Källa: Svensk Kärnbränslehantering AB.

Figur 2.4. Platsundersökning i Simpevarpsområdet

LKO-projektets uppgift är att vid en eventuell ansökan om slutförvar/inkapslingsanläggning presentera ett fullgott underlag för ett beslut i kommunfullmäktige. Målsättningen är att alla frågeställningar av betydelse skall vara genomlysta i det underlag som lämnas. Detta innebär att LKO-projektet skall: • Fortlöpande följa säkerhetsfrågorna och SKB:s platsunder-

sökning i Oskarshamn. • Bevaka att kommunfullmäktiges villkor för platsundersök-

ning uppfylls av SKB, myndigheter och regering. • Initiera utredningar över frågeställningar som uppkommer

under platsundersökningsskedet. • Öka medborgarnas kompetens inom kärnavfallsområdet. • Inhämta frågor och synpunkter från kommuninvånarna och

våra grannar. • Upprätthålla internationella kontakter för att följa utveck-

lingen inom andra länders kärnavfallsprogram med tonvikt

på lokalt deltagande.

Arbetet utförs huvudsakligen ”inom ramen för en utvecklad MKB-process”. I denna process är det SKB som ansvarar för att driva samrådet och genomföra utredningar, men kommunen är en av de viktigaste samrådsparterna. Det anges i Oskarshamns kommuns beskrivning av detta arbete att samarbetet med Östhammars kommun behöver utvecklas för att samordna delar av MKB-processen t.ex. för alternativredovisningen.

En heltidsanställd tjänsteman är knuten till LKO-projektet som projektledare. Därutöver finns en halvtidsanställd tjänsteman för att stödja den s.k. Misterhultsgruppen (se nedan) med ett lokalt utvecklingsprogram. Tre experter biträder projektet på konsultbasis. Vid behov anlitas ytterligare experter.

Inom ramen för LKO-projektet finns en utvecklingsgrupp och fyra arbetsgrupper (se nedan). Utvecklingsgruppens uppgift är att utveckla projektarbetet och den s.k. Oskarshamnsmodellen, samordna verksamheterna inom projektet, bereda ärenden till kommunstyrelsen, m.m. Gruppen består av kommunstyrelsens ordförande och vice ordförande, de fyra ordförandena i arbets-

grupperna, den tidigare ordföranden i kommunstyrelsen samt experter och tjänstemän som är knutna till projektet, sammanlagt 12 personer. Arbetet sker i praktiken sålunda i nära samverkan med kommunstyrelsen. Det är kommunstyrelsens ordförande som företräder kommunen i det samrådsförfarande med berörda som SKB enligt miljöbalken har skyldighet att genomföra och som sker inom ramen för MKB-forum för studier av slutförvarssystem i Oskarshamns kommun (se nedan).

Tyngdpunkten i LKO-projektets arbete ligger i de fyra arbetsgrupperna. Varje grupp har att bevaka tre eller flera av villkoren i fullmäktigebeslutet från mars 2002 (avsnitt 2.6.2). Övriga viktigare arbetsuppgifter samt gruppernas benämningar är följande:

Säkerhetsgruppen • Ansvarar för frågor som rör säkerhet och strålskydd vid

inkapsling, transporter och slutförvaring.

Misterhultsgruppen • Ansvarar för att lokalprogram Misterhult definieras och del-

tar i programmets genomförande och uppföljning. • Bevakar lokala miljöfrågor i MKB-processen.

Kommungruppen • Ansvarar för frågor som rör fysisk planering, infrastruktur

och socioekonomiska utredningar. • Gruppen har ett samordnande ansvar för MKB-processen.

Samhällsgruppen • Ansvarar för samhällsvetenskapliga frågor. • Ansvarar för samverkan med grannkommunerna. • Ansvarar för att regionala frågor belyses i platsundersök-

ningsprogrammet. • Följer resultat från enkäter och genomför vid behov egna

enkäter.

• Följer upp de nationella frågorna.

Samtliga medlemmar i grupperna är utsedda av kommunstyrelsen, de flesta på förslag av utvecklingsgruppen. Undantagen gäller personer som är ”politiker”, vilka utsetts direkt av kommunstyrelsen. Sammansättningen av medlemmar i de fyra arbetsgrupperna skiljer sig dock åt. Ordföranden jämte ytterligare tre ledamöter i Säkerhetsgruppen företräder politiska partier. I övrigt ingår personer med anknytning till Döderhults naturskyddsförening, den kommunala räddningstjänsten samt miljö- och hälsovårdsförvaltningen. Misterhultsgruppen är en grupp med inriktning på de invånare som bor närmast undersökningsområdet. Gruppen skapades genom att LKO-projektet annonserade ut ett möte och efterlyste personer med intresse att ingå i gruppen. Denna omfattar numera ca 15 personer med anknytning till olika föreningar och sammanslutningar inom det område som utgör gamla Misterhults socken. Gruppen har själv föreslagit sin ordförande (en av de närboende). Två av ledamöterna företräder politiska partier. Kommungruppen har som uppgift att se till att kommunens tjänstemän är väl insatta i frågorna. Som ordförande har utsetts kommundirektören. Gruppen består främst av tjänstemän från olika kommunala förvaltningar. Tre ledamöter företräder politiska partier. Ordföranden och två andra ledamöter i Samhällsgruppen företräder politiska partier; i övrigt ingår personer med anknytning till barn- och ungdomsförvaltningen, kulturförvaltningen, Nova högskolecentrum, Döderhults naturskyddsförening samt Regionförbundet i Kalmar län.

Arbetsgrupperna sammanträdde under år 2003 sammanlagt drygt 30 gånger. Även för år 2004 planeras ett stort antal sammanträden.

Kommunens nuvarande organisation för att hantera platsundersökningen och samrådsförfarandet kan illustreras enligt figur 2.5.

Medborgarna i kommunen och regionenMedborgarna i kommunen och regionenMedborgarna i kommunen och regionen

A R B E T S G R U P P E RA R B E T S G R U P P E R

SäkerhetsgruppenSäkerhetsgruppenSäkerhetsgruppen MisterhultsgruppenMisterhultsgruppenMisterhultsgruppen KommungruppenKommungruppenKommungruppen SamhällsgruppenSamhällsgruppenSamhällsgruppen

SamordningSamordningSamordning SamordningSamordningSamordning SamordningSamordningSamordning

MKB-forum Kalmar länMKB-forum Kalmar länMKB-forum Kalmar län

MKB=MiljökonsekvensbeskrivningMKB=MiljökonsekvensbeskrivningMKB=Miljökonsekvensbeskrivning

Utvecklingsgrupp medUtvecklingsgrupp medUtvecklingsgrupp medUtvecklingsgrupp med LKO – projektledare, LKO – projektledare, LKO – projektledare, LKO – projektledare,

gruppordf. och expertergruppordf. och expertergruppordf. och expertergruppordf. och experter sekreterare, expertersekreterare, expertersekreterare, expertersekreterare, experter

KommunstyrelsenKommunstyrelsenKommunstyrelsen

Kommunfullmäktige 49 ledamöterKommunfullmäktige 49 ledamöterKommunfullmäktige 49 ledamöter

Väljarna i kommunenVäljarna i kommunenVäljarna i kommunen

Källa: Oskarshamns kommun.

Figur 2.5. Oskarshamns kommuns organisation för att följa platsundersökningen och att medverka i utökat samråd

2.6.4 Exempel på frågor kring platsundersökningen som

har diskuterats inom ramen för Oskarshamns kommuns organisation

Det sätt att arbeta med slutförvarsfrågorna som utvecklats i Oskarshamns kommun innebär att de frågor som enligt avsnitt 2.8.3 aktualiserats i MKB-forum nästan undantagslöst dessförinnan diskuteras i någon av de fyra arbetsgrupperna. Dessa har inför år 2004 upprättat arbetsplaner. I dessa dokument ingår också översiktliga beskrivningar av verksamheten under år 2003. I det följande ges exempel på frågeställningar som är aktuella i de olika grupperna. Det hör till saken att arbetet inom LKOprojektet redovisas till kommunfullmäktige två gånger per år.

Säkerhetsgruppen Gruppen skall särskilt bevaka åtta av de sammanlagt 13 villkor som fullmäktige formulerade i sitt beslut i mars 2002 att tillåta platsundersökningen. Under år 2003, då gruppen har träffats vid åtta tillfällen, har särskild uppmärksamhet ägnats åt SKB:s önskemål om en viss utvidgning av området för platsundersökningar till att även omfatta områden som ansluter till Simpevarpshalvön. Den frågan ledde till att gruppen i september 2003 anordnade en särskild offentlig utfrågning av SKB och myndigheterna rörande dessa planer. Vid utfrågningen berördes också frågor bl.a. om • det framtida ansvaret för ett slutförvar efter förslutning, • tätning av borrhål vid ett slutförvar och deras betydelse för

säkerhetsanalysen, • beslutsprocessen − klarläggande av hur kraven i miljöbalken

och kärntekniklagen griper in i varandra, • innebörden av begreppen ”bästa plats” och ”tillräckligt säker

plats”, • återtagande, • behovet av att myndigheterna har tillräckliga resurser för att

tillgodose kraven på granskningskompetens.

På gruppens initiativ genomfördes i april 2004 ett seminarium tillsammans med Östhammars kommun, varvid frågan om alternativ till KBS-3-metoden diskuterades.

Misterhultsgruppen Under år 2003, då gruppen träffades vid 13 tillfällen, startade arbetet med ett lokalt utvecklingsprogram för Misterhultsområdet. Ansvaret för att genomföra detta utvecklingsprogram ligger på SKB, men programarbetet bygger på ett brett deltagande och engagemang från närboende, föreningar och organisationer. Under hösten 2003 arrangerade gruppen ett seminarium för boende i gamla Misterhults socken för att få fram förslag på utveckling för bygden.

Kommungruppen Gruppen träffades under år 2003 vid åtta olika tillfällen. Huvudinriktningen av arbetet har varit förberedelser för ökad information till kommunanställda i kärnavfallsfrågan. Bl.a. har en enkät till kommunanställda genomförts för att få klarhet i informationsbehovet.

Samhällsgruppen Gruppen har under år 2003 haft sex sammanträden. Man har koncentrerat sig på att bidra till att ta fram ett diskussionsunderlag inför de samhällsvetenskapliga studier som SKB planerar. I gruppens uppgifter ingår att särskilt bevaka beslutsprocessen, varför en miljöjurist har knutits till gruppen. Inför år 2004 räknar gruppen med att bl.a. utveckla samarbetet med högstadier och gymnasier, att ta fram informationsmaterial om LKO-projektet som är särskilt anpassat till ungdomar samt att utveckla kontakterna med andra kommuner i regionen.

Som redovisats under avsnitt 2.5.4 har ett närmare samarbete inletts mellan LKO-projektet i Oskarshamn och motsvarande organisation i Östhammars kommun.

2.7 Händelseutvecklingen 2002−2004 i Hultsfreds kommun

2.7.1 Några basfakta om kommunen

Hultsfreds kommun (Kalmar län) ligger i det småländska inlandet, gränsar i öster till Oskarshamns kommun och har cirka 14 700 invånare. Av dessa bor cirka 5 400 i centralorten Hultsfred. Sedan år 1994 har invånarantalet minskat med drygt 2 000 personer, beroende på bl.a. minskad sysselsättning inom industrisektorn och på utflyttning av ungdomar till högskoleorterna.

Störst arbetsgivare är kommunen med cirka 1 500 anställda. Det dominerande företaget och näst största arbetsgivare är OKG med cirka 360 anställda. I övrigt finns endast mindre arbetsgivare. Den kommunala ekonomin är ansträngd.

År 2001 arbetspendlade cirka 1 000 personer till kommunen, medan cirka 1 150 arbetspendlade i motsatt riktning.

Socialdemokraterna har sedan år 1994 bildat majoritet tillsammans med vänsterpartiet. Fördelningen av de 49 mandaten i fullmäktige är sedan 2002 års val följande (inom parentes anges mandatfördelningen föregående valperiod): c 9 (8), fp 2 (1), kd 6 (7), mp - (-), m 4 (5), s 21 (19), v 5 (7), ett lokalt parti benämnt Medborgarpartiet, skola, vård och omsorg 2 (2).

2.7.2 Kommunen och slutförvarsfrågan

I SKB:s förslag i slutet av år 2000 om vilka platser som skulle ingå i platsundersökningarna ingick inte något område inom

Hultsfreds kommun. Som redovisats i annat sammanhang ledde bolagets inställning till att både kommunledning och den kommunala förstudieorganisationen gav uttryck för besvikelse över att SKB tagit ställning i sakfrågan utan att avvakta kommunens hantering av den preliminära förstudierapporten. En överenskommelse ingicks under våren 2001 mellan bolaget och kommunen om viss avslutande verksamhet. Det framhölls i överenskommelsen att om Hultsfreds kommun i en framtid skulle bli aktuell för platsundersökningar, så avsåg SKB att återkomma till kommunen med en ny förfrågan om medverkan och en ny politisk process skulle då eventuellt kunna inledas.

I juni 2001 godkände kommunstyrelsen en plan för kommunens fortsatta arbete med kärnavfallsfrågan under år 2001. SKB ”betonade” i en skrivelse till kommunen i december 2001 att ”det inte finns några vägande skäl för att i nuvarande skede avskriva några lokaliseringsalternativ, t.ex. Hultsfred” och redovisade att bolaget under år 2002 avsåg genomföra vissa geohydrologiska utredningar inom kommunen samt fortsätta med vissa informationsinsatser.

Kommunstyrelsens arbetsutskott beslutade i januari 2002 om verksamhetsplan, budget och organisation för kommunens informationsverksamhet kring slutförvarsfrågan under det kommande året. Företrädare för kommunen har därefter deltagit i olika aktiviteter som bl.a. KASAM, SKI, SSI, andra kommuner samt SKB ordnat kring kärnavfallsfrågorna.

I december 2002 presenterade SKB ett ”kontaktprogram” avseende Hultsfreds kommun. Programmet grundades på en överenskommelse med kommunledningen. I detta kontaktprogram betonade SKB på nytt att det inte finns några vägande skäl för att avskriva något av de alternativ som inte prioriterats för platsundersökningar och fortsatte: ”Det är viktigt att tillförsäkra SKB en fortsatt handlingsfrihet om oförutsedda händelser skulle inträffa under plu-skedet. SKB vill därför att Hults-

6 En närmare redogörelse för händelseutvecklingen i Hultsfreds kommun under förstudieskedet finns i SOU 2002:46, s. 239−254.

freds kommun kvarstår i programmet även om det för dagen inte finns några planer på att gå vidare med platsundersökningar”. Programmet innebar bl.a. att SKB:s lokalkontor i kommunen skulle finnas kvar, om än med begränsat öppethållande.

Sedan december 2002 och under år 2003 har i kommunens regi regelbundet − ungefär en gång per månad − ordnats möten för allmänheten på olika teman med anknytning till kärnavfallsfrågorna. I november 2003 stod kommunen som värd för ett ”åsiktsutbyte mellan myndigheter, bolag, kommuner och medborgare om den samhälleliga processen i djupförvarsfrågan”.

Under förstudieskedet hade kommunen skapat en organisation där ett antal arbetsgrupper, i vilka ingick både personer som företrädde ett politiskt parti och privatpersoner som själva anmält intresse för frågorna, bildade tyngdpunkten. Arbetsgruppernas antal och ansvarsområden ändrades successivt under åren 2001−2002. I februari 2003 ersattes de, enligt beslut av kommunstyrelsen av en kontaktgrupp. Hälften av ledamöterna (sju personer) utgörs av en företrädare för alla partier som är representerade i fullmäktige. Resterande sju personer består av särskilt intresserade medlemmar ur de tidigare arbetsgrupperna.

Vid samma tillfälle fastställde kommunstyrelsen bl.a. följande riktlinjer för kontaktgruppens verksamhet: • De enskilda medlemmarna skall kunna fungera som kontakt-

ytor gentemot samhällsmedborgarna. • Informationsinsatserna skall ges en social och demokratisk

inriktning. • Kunskap, insikt och delaktighet skall prägla det kommunala

arbetet. • Kommunen väljer kompletterande utbildning och informa-

tion i en allsidig kunskapsuppbyggnad när alternativ till

industrins och myndigheternas kunskapsinformation bedöms erforderlig.

• Den lokala informationen skall ges god spridning. Samhälls-

medborgarna och dess valda ombud skall vara mentalt väl

förberedda och upplysta om innebörden och konsekvenserna

vid en ev. lokalisering av ett djupförvar i grannkommunen

(Oskarshamn) och av en ev. platsundersökning i Hultsfreds kommun.

• Miljörörelsen och lokala intresseorganisationer skall ges

möjlighet att delta i den kommunala processen.

2.8 Samråd enligt miljöbalken

2.8.1 Krav på samråd

Slutförvaringen och inkapslingen av använt kärnbränsle fordrar regeringens tillstånd enligt både miljöbalken och kärntekniklagen. Kraven på samråd inför dessa prövningar framgår av bestämmelserna om miljökonsekvensbeskrivningar (MKB) och annat beslutsunderlag i 6 kap. miljöbalken. Miljöbalken ställer även krav på samråd inför platsundersökningarna. SKB skall alltså ta initiativ till samråd enligt följande.

2.8.1.1 Samråd inför platsundersökningar

Samråd inför platsundersökningarna skall ske med länsstyrelsen enligt 12 kap. 6 § miljöbalken. Detta samråd avser verksamheter eller åtgärder som kan komma att väsentligt påverka naturmiljön. Även frågor om t.ex. påverkan på kulturmiljön tas upp i detta sammanhang.

Platsundersökningarnas syfte är att SKB skall få fram underlag för sin eventuella ansökan till regeringen att etablera en anläggning för slutförvaring av använt kärnbränsle på en viss plats.

2.8.1.2 Samråd inför upprättande av tillståndsansökningar

och MKB

SKB genomför nu platsundersökningar i Forsmarksområdet och i Simpevarpsområdet (se vidare avsnitt 2.8.2.2 respektive 2.8.3.2).

I samband därmed har planeringen av projektet nått en sådan grad av konkretion att SKB har inlett samråd enligt 6 kap. miljöbalken.

Samråd före upprättandet av ansökningar om regeringens tillstånd för ett slutförvar eller en inkapslingsanläggning, med tillhörande miljökonsekvensbeskrivningar, skall ske enligt 6 kap. miljöbalken. Samrådet skall ske på ett tidigt stadium med berörda myndigheter, kommuner, allmänheten och organisationer. Samrådet sker i två faser.

Dessa bestämmelser innebär att det är SKB i egenskap av sökande, som skall ta initiativ till och genomföra dessa samråd med dem som på olika sätt är berörda. Det är alltså SKB som, formellt sett, ”äger” frågan och har rollen att driva arbetet framåt inom ramen för de bestämmelser som finns. Länsstyrelsens roll är ge råd till SKB inför olika samråd med det yttersta syftet att samrådsförfarandet blir genomfört i bestämmelsernas anda. Länsstyrelsen har samtidigt att fatta vissa beslut som behövs för att ge utgångspunkter för SKB:s arbete.

I den första samrådsfasen − ”tidigt samråd” − skall SKB samråda med länsstyrelsen och enskilda som kan antas bli särskilt berörda, dvs. i stort sett närboende och fastighetsägare. Före samrådet skall SKB lämna uppgifter om den planerade verksamhetens lokalisering, omfattning och utformning samt dess förutsedda miljöpåverkan.

Efter detta tidiga samråd och som en konsekvens av länsstyrelsens obligatoriska beslut om att verksamheten kan antas medföra en ”betydande miljöpåverkan”, skall SKB ha ”utökat samråd med miljökonsekvensbedömning”. SKB skall då samråda med övriga statliga myndigheter, de kommuner, den allmänhet och de organisationer som kan antas bli berörda. Samrådet skall avse förutom den planerade verksamhetens lokalisering, omfattning, utformning och miljöpåverkan även innehållet i och utformningen av miljökonsekvensbeskrivningen.

I december 2003 bjöd SKB in ett tjugotal statliga myndigheter till information om SKB:s planeringsrapporter ”Omfattning, avgränsningar och utredningar för miljökonsekvensbeskrivningar

(MKB) för inkapslingsanläggning och slutförvar för använt kärnbränsle. Version 0 − underlag för utökat samråd” avseende slutförvar i Forsmark respektive Simpevarp (se avsnitten 2.8.2.4 och 2.8.3.4). Myndigheterna bjöds också in att lämna synpunkter på rapporterna.

2.8.2 Samråd i Uppsala län

2.8.2.1 Förberedande samråd i Uppsala län

I samband med att SKB påbörjade förstudier i Östhammars kommun hade det år 1996 i regi av länsstyrelsen i Uppsala län skapats ett organ för samråd och utbyte av information mellan länsstyrelsen, SKB, berörda kommuner och statliga myndigheter m.fl. Dessa samråd utgick från ett beslut av regeringen i maj 1995 där berörda länsstyrelser gavs ett samordnande ansvar dels för de kontakter med kommuner och statliga myndigheter som behövs för att SKB skall kunna ta fram underlag till en miljökonsekvensbeskrivning, dels för att de kommuner som berördes av platsvalsprocessen skulle kunna nära följa SKB:s platsvalsstudier, m.m. Samrådsorganet hade benämningen Länsstyrelsens referensgrupp i fråga om en eventuell lokalisering av ett slutförvar för använt kärnbränsle i Uppsala län. Fram t.o.m. år 2002 sammanträdde gruppen cirka två gånger per år, s.k. regionalt samråd om slutligt omhändertagande av använt kärnbränsle.

2.8.2.2 SKB:s samråd inför platsundersökning i Forsmark

SKB lämnade i december 2001 in en anmälan till Länsstyrelsen i Uppsala län om samråd inför inledande platsundersökningar. Detta samråd avsåg i första hand den påverkan som undersökningsarbetena kan ha på naturmiljön och gällde inte frågor

7 En översiktlig redovisning av arbetet inom denna referensgrupp, jämte en till gruppen knuten arbetsgrupp finns i SOU 2002:46, s. 269−271.

om riskerna för miljöpåverkan i samband med byggandet av en slutförvarsanläggning inom området. I beslut den 14 februari 2002 fann länsstyrelsen att SKB:s anmälan innehöll tillräckligt underlag för samråd för de inledande platsundersökningarna, men inte tillräckligt underlag för en komplett platsundersökning. Beslutet innebar att SKB kunde påbörja inledande platsundersökningar under förutsättning att vissa åtgärder vidtogs.

2.8.2.3 Tidigt samråd inför ansökan och MKB för slutförvar

och inkapslingsanläggning i Forsmark

Under år 2002 genomförde SKB tidigt samråd enligt 6 kap. 4 § miljöbalken med Länsstyrelsen i Uppsala län och enskilda som kunde antas bli särskilt berörda av ett slutförvar inom Forsmarksområdet. En samrådsredogörelse upprättades av SKB och överlämnades till länsstyrelsen i juli 2002. Med utgångspunkt från samrådsredogörelsen − jämte yttranden över denna av Statens kärnkraftinspektion, Statens strålskyddsinstitut, Boverket samt Kommunstyrelsen och Miljö- och hälsoskyddsnämnden i Östhammars kommun − beslutade Länsstyrelsen i december 2002 att ett eventuellt djupförvar inom Forsmarksområdet kunde ”antas medföra betydande miljöpåverkan”.

SKB hade under hösten 2003 även genomfört tidigt samråd avseende en eventuell inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle vid Forsmark. På grundval av den av SKB upprättade samrådsredogörelsen beslutade Länsstyrelsen i januari 2004 – efter det att yttranden hade avgetts av Statens kärnkraftinspektion, Statens strålskyddsinstitut, Skogsvårdsstyrelsen Mälardalen, Lokala säkerhetsnämnden vid de kärntekniska anläggningarna i Forsmark samt Miljö- och hälsoskyddsnämnden i Östhammars kommun – att även en sådan anläggning kan ”antas medföra betydande miljöpåverkan”.

De båda besluten av Länsstyrelsen i Uppsala län innebar att SKB i fortsättningen har att följa de bestämmelser om utökat

samråd med miljökonsekvensbedömning som finns i 6 kap. 5 § miljöbalken.

2.8.2.4 Utökat samråd inför ansökan och MKB för

slutförvar och inkapslingsanläggning i Forsmark

För närvarande genomför SKB utökat samråd med miljökonsekvensbedömning enligt 6 kap. 5 § miljöbalken både för ett slutförvar och för en inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle dels med placering inom Forsmarksområde och dels med placering inom Simpevarpsområdet.

Vid det sista sammanträdet i november 2002 med Länsstyrelsens referensgrupp i fråga om en eventuell lokalisering av ett slutförvar för använt kärnbränsle i Uppsala län hade en arbetsgrupp fått i uppgift att ta fram förslag till arbetsformer för det fortsatta regionala samrådsarbetet. I arbetsgruppen ingick företrädare för SKB, Östhammars kommun, Statens kärnkraftinspektion, Statens strålskyddsinstitut och Länsstyrelsen. Med utgångspunkt i gruppens förslag anordnades i september 2003 ett första sammanträde med ett organ benämnt Samråds- och MKB-grupp Forsmark. Vid detta tillfälle beslutade gruppen om arbetsformer för sin verksamhet.

Av det dokument som reglerar arbetsformerna framgår att gruppen ”har bildats med utgångspunkt i Länsstyrelsens, de närmast berörda centrala statliga myndigheternas och kommunens ansvar” (främst enligt miljöbalken och det ovan nämnda regeringsbeslutet i maj 1995) samt ”SKB:s ansvar enligt bestämmelserna i 6 kap. miljöbalken”. Ämnesområdet för överläggningarna är inkapslingsanläggning och anläggning för slutförvaring av använt kärnbränsle i Forsmark, Östhammars kommun.

I Samråds- och MKB-grupp Forsmark ingår enligt arbetsformerna på samma sätt som i den tidigare referensgruppen företrädare för SKB, Östhammars kommun, Statens kärnkraftinspektion, Statens strålskyddsinstitut och Länsstyrelsen i Uppsala län. Representanter för andra parter kan adjungeras vid

behov. Länsstyrelsen i Uppsala län ansvarar för ordförandeskapet vid gruppens möten och för det slutliga protokollet. Gemensamma möten med motsvarande organisation i Kalmar län kan komma att arrangeras. Av dokumentet om gruppens arbetsformer framgår även det att det är SKB (sökanden) som är ansvarig för att ta fram en miljökonsekvensbeskrivning. Det framgår även att gruppen: • Samråder ”om informations- och samrådsfrågor inför an-

läggandet av ett slutförvar för använt kärnbränsle samt om

den planerade verksamhetens omfattning, utformning, plats-

anpassning och miljöpåverkan samt innehåll och utformning

av den miljökonsekvensbeskrivning (MKB) som skall bifogas

ansökan om byggandet och drift av slutförvaret. Samrådet

skall också, på motsvarande sätt, behandla lokalisering av en

inkapslingsanläggning till Forsmark.” • Är endast rådgivande. Deltagarna i gruppen är inte bundna

att fatta beslut i enlighet med samrådsgruppens synpunkter.

De frågor som behandlas tas upp på initiativ från deltagarna. • Skall medverka till att underlaget för MKB för slutförvaret

respektive för inkapslingsanläggningen blir fullgott med

avseende på tillförlitlighet, allsidighet och relevans. • Sammanträder i regel i Uppsala. Vissa sammanträden kan

vara offentliga och bör förläggas till Östhammars kommun.

Protokoll skall redovisa vad som avhandlats på mötet och de

slutsatser med motiveringar som gruppen har kommit fram

till. Protokollet administreras av Länsstyrelsen och justeras

av alla organisationer som deltagit i sammanträdet. Förslag

till dagordning upprättas av SKB, men deltagarna i samrådet

anmäler till SKB ärenden att sättas upp på dagordningen.

I september 2003 har SKB presenterat en preliminär version av en rapport med titeln ”Omfattning, avgränsningar och utredningar för miljökonsekvensbeskrivningar (MKB) för inkapslingsanläggning och slutförvar för använt kärnbränsle. Version 0 − underlag för utökat samråd i Forsmark”. Samtidigt presen-

terades en motsvarande rapport avseende samråd i Oskarshamn, se avsnitt 2.8.3.4. SKB har begärt synpunkter på innehållet i de båda dokumenten från ett stort antal myndigheter, organisationer m.fl. som kan anses berörda.

Samråds- och MKB-grupp Forsmark har hittills sammanträtt två gånger, senast i januari 2004. Vid det första sammanträdet i september 2003 behandlades, utöver frågan om arbetsformer, ett antal lägesrapporter. Vidare tillsattes en arbetsgrupp med uppgift att ta fram ett arbetsprogram för den fortsatta verksamheten.

Vid det andra mötet med Samrådsgrupp Forsmark informerade SKB om de pågående undersökningarna både i Östhammar och i Oskarshamn samt om planeringen av kommande samråd. Övriga deltagande parter presenterade lägesrapporter kring aktuella frågor.

2.8.3 Samråd i Kalmar län

2.8.3.1 Förberedande samråd i Kalmar län

På initiativ av Oskarshamns kommun skapades år 1994 ett organ för samråd mellan kommunen, länsstyrelsen i Kalmar län, SKB, Statens kärnkraftinspektion och Statens strålskyddsinstitut rörande planerna på en utbyggnad av det centrala lagret för använt kärnbränsle, CLAB, i anslutning till Oskarshamnsverkets anläggningar på Simpevarpshalvön. Samrådet kom från år 1996 att även omfatta frågor om ett slutförvar inom Oskarshamns kommun. Från år 1997 antog detta samrådsorgan benämningen MKB-forum för studier av slutförvarssystem i Oskarshamns kommun (i dagligt tal MKB-forum i Kalmar län). Arbetet i MKBforum har präglats av att kommunen har sett detta organ som det forum där kommunen ställer frågor kring planerna på slutförvaring av kärnavfall till SKB och till tillsynsmyndigheterna och där kommunen kräver att få svar på sina frågor. Arbetet

8 För en översiktlig redovisning av arbetet inom MKB-forum i Oskarshamn, se SOU 2002:46, s. 271−272.

inom kommunens LKO-projekt har syftat till att få fram underlag för agerandet inom ramen för MKB-forum.

2.8.3.2 SKB:s samråd inför platsundersökning i Simpevarp

SKB gjorde i april 2002 en anmälan till Länsstyrelsen i Kalmar län. I beslut den 19 juni 2002 uttalade länsstyrelsen att den inte hade något att invända mot att SKB genomförde inledande platsundersökningar på Simpevarpshalvön. Länsstyrelsen tillade att uppgifterna i anmälan inte ger tillräckligt underlag för samråd om en eventuell komplett platsundersökning och att ”ett fortsatt förfarande med samråd måste ske allt eftersom platsundersökningen fortsätter inom övriga delar av kandidatområdet”. Även detta beslut innebar sålunda att SKB kunde påbörja de inledande platsundersökningarna under vissa förutsättningar.

2.8.3.3 Tidigt samråd inför ansökan och MKB för slutförvar

och inkapslingsanläggning i Simpevarp

Det tidiga samrådet för ett eventuellt slutförvar inom Simpevarpsområdet inleddes något annorlunda än vad som gällt för Forsmarksområdet. Efter önskemål från Oskarshamns kommun anordnade SKB redan i januari 2002 − alltså innan kommunen i mars 2002 beslutade ”tillåta” den föreslagna platsundersökningen − ett första samrådsmöte med särskilt berörda och Länsstyrelsen. En samrådsredogörelse utarbetades av SKB efter mötet och lämnades till Länsstyrelsen i Kalmar län. Sedan kommunen, Kärnkraftinspektionen och Strålskyddsinstitutet yttrat sig över redogörelsen beslutade Länsstyrelsen i januari 2003 att ett djupförvar för använt kärnbränsle inom det föreslagna området vid Simpevarp kan ”antas medföra betydande miljöpåverkan”

I början av år 2003 genomförde SKB även tidigt samråd med särskilt berörda och Länsstyrelsen i Kalmar län om en eventuell inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle. Inkapslingsanlägg-

ningen avses bli lokaliserad i anslutning till CLAB. På grundval av SKB:s samrådsredogörelse samt yttranden över denna från Oskarshamns kommun, Kärnkraftinspektionen och Strålskyddsinstitutet beslutade Länsstyrelsen i september 2003 att även en sådan anläggning kan ”antas medföra betydande miljöpåverkan”.

De båda besluten av Länsstyrelsen i Kalmar län innebär, på samma sätt som motsvarande beslut av Länsstyrelsen i Uppsala län, att SKB i fortsättningen även med avseende på en lokalisering inom Oskarshamns kommun har att följa de bestämmelser om utökat samråd med miljökonsekvensbedömning som finns i 6 kap. 5 § miljöbalken.

2.8.3.4 Utökat samråd inför ansökan och MKB för

slutförvar och inkapslingsanläggning i Simpevarp

För närvarande genomför SKB utökat samråd med miljökonsekvensbedömning enligt 6 kap. 5 § miljöbalken både för ett slutförvar och för en inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle dels med placering inom Forsmarksområde och dels med placering inom Simpevarpsområdet.

Efter önskemål från Oskarshamns kommun anordnade SKB redan i januari 2002 − alltså innan kommunen i mars 2002 beslutade ”tillåta” den föreslagna platsundersökningen − ett första samrådsmöte med särskilt berörda och länsstyrelsen. I olika sammanhang hade Oskarshamns kommun understrukit sin avsikt att även i fortsättningen arbeta aktivt med kärnavfallsfrågorna samt framhållit de goda erfarenheter som vunnits genom arbetet inom ramen för ”MKB-forum”.

Vid ett möte med MKB-forum i maj 2002 hade parterna beslutat att göra en översyn av verksamheten. En utvärdering jämte förslag till ändringar i verksamhetsformerna presenterades och diskuterades vid sammanlagt tre möten under perioden oktober 2002 − mars 2003. Slutprodukten utgörs av en ”arbetsordning” och ett ”basdokument”.

I MKB-forum för frågor om slutförvarssystem för använt kärnbränsle i Oskarshamns kommun (”MKB-forum i Oskarshamn”) ingår enligt arbetsordningen företrädare för SKB, Oskarshamns kommun, Statens kärnkraftinspektion, Statens strålskyddsinstitut och Länsstyrelsen i Kalmar län. Vid behov kan dessa adjungera ytterligare representanter för myndigheter, organisationer och grannkommuner. Inledningsvis slås fast att det är SKB som har ansvaret för att ta fram den miljökonsekvensbeskrivning som skall bifogas en ansökan om byggande av anläggningar. I arbetsordningen uttalas vidare att SKB ”upprättar en separat samrådsredogörelse som tar upp möjliga svar på frågor som ställs samt de eventuella åtgärder som SKB vidtar och som samrådet har föranlett”. Av arbetsordningen framgår i övrigt i huvudsak att MKB-forum: • Samråder om MKB-dokumenten för anläggningarna och den

process som leder fram till dessa dokument (MKB-processen).

• Är rådgivande och att varken SKB, kommunen eller de stat-

liga myndigheterna är bundna till att fatta beslut i enlighet

med MKB-forums rekommendationer. De frågor som be-

handlas tas upp på initiativ av deltagarna, vilka har rätt att

föra fram önskemål om utredningar och undersökningar. • Skall genom sin sammansättning medverka till att besluts-

underlaget för respektive anläggning blir fullgott med avseende på tillförlitlighet, allsidighet och relevans.

• Sammanträder i regel i Oskarshamn. Vissa sammanträden

bör vara offentliga. Initiativ bör tas till att med lämpliga

intervall arrangera ett gemensamt möte med motsvarande

organisation i Norduppland. Protokoll skall redovisa vad

som avhandlats på mötet och de slutsatser och motiveringar

som MKB-forum har kommit fram till. Protokollet administreras av Länsstyrelsen, men SKB ”bistår med sekrete-

rare”. Protokoll justeras av varje företrädd organisation.

Inför varje samrådstillfälle ”ska SKB se till att företrädarna

anmäler ärenden att ta upp”.

Det s.k. basdokumentet, som bär dateringen 2003-05-16, är en handling som enligt förordet ”syftar till att ge en helhetsbild av de olika samråd som kommer att hållas mellan SKB och olika aktörer, att beskriva hur samråden inom ramen för MKB-forum i Oskarshamn kommer att ske och samordnas med övriga samråd, samt att ge en bild av hur samråden i MKB-forum hänger samman med Oskarshamns kommuns verksamhet i kärnavfallsfrågan.” Det framgår vidare att avsikten är att ta fram en s.k. avgränsningsrapport. I den skall redogöras för ”de utredningar som parterna efterfrågar för att MKB:s skall bli det beslutsunderlag som varje enskild part kommer att behöva. Avgränsningsrapporten ska därmed ge SKB råd om innehållet i MKB…”. SKB har i september 2003 presenterat en preliminär version av en ”avgränsningsrapport” med titeln ”Omfattning, avgränsningar och utredningar för miljökonsekvensbeskrivningar (MKB) för inkapslingsanläggning och slutförvar för använt kärnbränsle. Version 0 − underlag för utökat samråd i Oskarshamn”.) En motsvarande rapport avseende samråd i Forsmark presenterades samtidigt, se avsnitt 2.8.2.4. SKB har begärt synpunkter på innehållet i de båda dokumenten från ett stort antal myndigheter, organisationer m.fl. som kan anses berörda.

I basdokumentet finns redogörelser under följande huvudrubriker: • Slutförvarsprojektet • Tillståndsförfarandet för kärntekniska anläggningar • Samråd • Kommunens verksamhet • MKB-forum i Oskarsham

Dokumentet innehåller också tre bilagor. Här redogörs för SKB:s samrådsförfarande, för innebörden av ”god MKB-sed” samt för uppbyggnaden av Oskarshamns LKO-projekt.

I praktiken har MKB-forum i Oskarshamn arbetat enligt arbetsordningens intentioner från början av år 2003. T.o.m. mars 2004 har fem sammanträden ägt rum enligt den nya ordningen

(mars, maj, september och december 2003 samt mars 2004). Vid samtliga dessa har SKB och övriga deltagare lämnat utförlig information om aktuella frågor. Diskussioner har också förts om preliminära versioner av den s.k. avgränsningsrapporten. Härutöver har Oskarshamns kommun ställt preciserade frågor till SKB och till myndigheterna. I det följande redovisas de ärenden eller frågor som kommunen har initierat vid dessa tre sammanträden. Ämnesvalet belyser väl hur kommunen använder MKBforum för att få fram klargörande information kring åtskilliga frågeställningar.

20 mars 2003 1. Lägesrapport från kommunen 2. Länsstyrelsens beslut om utökat samråd 3. Forumets arbetsordning och basdokument 4. Offentlig utfrågning om valet av P2-området i Misterhult 5. SKI och SSI:s informationsprojekt 6. Tidigare fråga om hälsokonsekvensutredning, svar från SKB? 7. Planering av MKB-forums möten, årsplan med olika teman 8. Fråga om Claes Thegerströms medverkan i länsstyrelsens sty-

relse

26 maj 2003 1. Internationella lösningar på kärnavfallsfrågan 2. Är tidsplanen för inkapslingsanläggningen realistisk? 3. Resultat från brunnsinventeringarna 4. Trafiken på Laxemar-Kråkelundsvägen 5. Information: kommunen – SKB

30 september 2003 Någon uppräkning av frågor från kommunen finns inte i proto-

kollet. Det framgår dock av kommunens lägesrapport att man av

SKB krävde ytterligare belysning av frågan om utvidgning av under-

sökningsområdet samt att kommunen önskade att få med några

kommunspecifika frågor i de enkäter till kommuninvånarna som

SKB genomför årligen.

11 december 2003 1. Lokaliseringsarbetet för kapseltillverkning 2. SR-can − rapporten önskas på svenska

3. Utökade samrådsformen − Hur ämnar SKB skapa insyn i det

utökade samrådet? 4. MKB-forums möten – alla möten öppna? 5. Samrådsredogörelserna för tidigare möte i MKB-forum. När

redovisas de? 6. Fråga till länsstyrelsen: Kommunens skrivelse med begäran om

hastighetsbegränsning vid Kråkelundsvägens anslutning till

kustvägen. Hur långt har handläggningen av skrivelsen kommit? 7. Fråga till SSI: Redovisning av resultat från arbetet med de allmänna råden, återkoppling från fokusgrupperna m.m. efterfrågas.

24 mars 2004 Vid detta tillfälle ställdes inga frågor från kommunen.

2.9 KASAM:s kommentarer

De föregående avsnitten visar hur kommunerna hanterar frågor i samband med SKB:s platsundersökningar och samråd i slutförvarsfrågan. Platsundersökningarna utförs i Forsmarksområdet (Östhammars kommun) och i Simpevarpsområdet (”Simpevarps-Laxemarområdet”) (Oskarshamns kommun).

KASAM kommenterar i detta avsnitt vad som framkommit vid kontakterna med företrädare för Östhammars, Oskarshamns och Hultsfreds kommuner. Avslutningsvis redovisas några slutsatser som KASAM anser bör dras av dessa kommentarer.

2.9.1 Östhammar och Oskarshamn − olika men lika?

I Östhammar och Oskarshamn har utvecklats olika organisatoriska modeller för hur kommunen medverkar i utökat samråd samt följer SKB:s platsundersökningar. I båda fallen bygger dessa modeller på hur respektive kommun organiserade sitt arbete för att följa SKB:s tidigare förstudier. Frågan är om dessa skilda organisatoriska lösningar avspeglar olikheter i synen på hur aktiv

kommunen bör vara som aktör i slutförvarsfrågorna. Den bild som KASAM har fått är följande.

Fram till hösten 2003 verkar kommunpolitikerna i Östhammar i större utsträckning än i Oskarshamn ha förlitat sig på att platsvalsprocessen och rollfördelningen mellan viktigare aktörer (SKB, centrala och regionala myndigheter samt kommunen) kommer att fungera väl. Kommunens företrädare utgick från att det var SKB som ”ägde” frågan och att det därför inte fanns anledning för kommunen att agera mer aktivt förrän bolaget kommer med olika förslag. Det fanns – och finns fortfarande – ett grundläggande förtroende för SKB bland majoriteten av kommunpolitikerna. Dessa menar att bolaget lyssnar uppmärksamt på och tar hänsyn till synpunkter som kommunens företrädare för fram i olika sammanhang. Kommunpolitikerna anser att invånarna är väl insatta i sakfrågorna och att också kommunmedborgarna har stort förtroende för SKB. Vidare menar de att en klar majoritet av invånarna även har stort förtroende för sina valda företrädare. Sammantaget har detta lett till synsättet att kommunen skulle agera ”reaktivt”.

I Oskarshamn hade man under förstudieskedet ett synsätt som ledde till ett mer ”proaktivt” handlande gentemot SKB. Det var inte fråga om brist på grundläggande förtroende för SKB. Men kommunledningen menade − och menar fortfarande − att kommunen har en unik situation när det gäller slutförvarsfrågan. Det unika består i att använt kärnbränsle från landets alla kraftverk sedan år 1985 successivt transporteras till det centrala mellanlagret för använt kärnbränsle, CLAB, som ligger vid Oskarshamnsverket. Kommunen har varit positiv till etableringen av detta mellanlager för förvaring under en begränsad tid, cirka 40 år. Men etableringen innebär samtidigt att kommunen de facto har problemet inom sina gränser. När SKB i början av 1990-talet aktualiserade frågorna om en utbyggnad av CLAB och om byggande av en inkapslingsanläggning i anslutning till CLAB drog kommunledningen slutsatsen att man inte kunde nöja sig med att det låg på andra aktörer att komma fram till en tillfredsställande lösning av slutförvarsfrågorna.

Kommunledningen satte från mitten av 1990-talet förstudiefrågan högt på dagordningen och agerade pådrivande för att etablera former för samråd mellan de viktigare aktörerna. På initiativ av kommunen skapades ”MKB-forum för studier av slutförvarssystem för använt kärnbränsle i Oskarshamns kommun”. Diskussionerna inom detta forum hade som en utgångspunkt tankarna bakom de lagbestämmelser om samråd kring upprättande av miljökonsekvensbeskrivningar som successivt införts under 1990-talet. Först genom tillkomsten av miljöbalken år 1999 skapades emellertid ett mer genomtänkt system för samråd och upprättande av miljökonsekvensbeskrivningar inför större anläggningsprojekt.

Kommunen byggde upp en omfattande egen projektorganisation och strävade efter att främja ett brett deltagande i denna av både förtroendevalda politiker och av företrädare för olika sammanslutningar i kommunen. Kostnaderna täcktes med medel som regeringen ställde till förfogande ur Kärnavfallsfonden. Syftet med denna projektorganisation var att på ett så tidigt stadium som möjligt säkerställa att olika aspekter av projektet verkligen skulle få en tillfredsställande belysning och att kunna ”driva” olika frågor inom ”MKB-forum”. Samråden inom ramen för detta forum skedde alltså inte på grundval av formella krav enligt bestämmelser i miljöbalken, inte ens sedan denna hade trätt i kraft. Kommunen insåg emellertid att tankarna bakom samråd kring miljökonsekvensbeskrivningar gav den en möjlighet att vara en aktiv aktör. Efter hand har uttrycket ”MKB − vår plattform” blivit ett av de honnörsuttryck som företrädare för kommunen ofta använder när man beskriver sin verksamhet.

I samband med att SKB genomför inledande platsundersökningar i Forsmarksområdet och i Simpevarpsområdet har planeringen av projektet nått en sådan grad av konkretion att bestämmelserna i miljöbalken om olika typer av samråd kan tillämpas. För de tidigare samrådsorganen på länsnivå har man enats om nya samrådsformer, som är samordnade mellan de två länen. Av dessa överenskommelser framgår att det är SKB som har ansvaret att genomföra utökat samråd enligt miljöbalken och att ta fram

underlag för miljökonsekvensbeskrivningar. Respektive länsstyrelse svarar för ordförandeskapet. I dessa regionala samrådsfora medverkar, förutom SKB, länsstyrelsen och kommunen, Statens kärnkraftinspektion och Statens strålskyddsinstitut. Det finns en strävan, främst från de båda länsstyrelserna, att diskussionerna i dessa båda forum skall ske någorlunda parallellt och att överläggningarna om möjligt skall leda till likartade synsätt.

I Oskarshamns kommun har man behållit den typ av projektorganisation som etablerades under förstudiefasen, men anpassat den till de frågeställningar som nu är aktuella (jfr. avsnitt 2.6.3). I betydande omfattning ställs frågor och görs propåer till SKB. Ett antal arbetsgrupper arbetar intensivt med att tränga in i olika frågeställningar. Gruppernas synpunkter läggs sedan till grund för kommunens ställningstaganden i de diskussioner som sker löpande med SKB inom ramen för det år 2003 skapade ”MKBforum i Oskarshamn”. Krav ställs på SKB att åstadkomma utredningar kring olika delfrågor. Arbetet resulterar i en omfattande dokumentation, vilken görs tillgänglig för medborgarna via kommunens hemsida. Det faktum att SKB formellt sett ”äger” frågan under samrådsskedet innebär inte att kommunen på något sätt gjort avkall på sin ambition att utöva ett stort inflytande på SKB:s arbete.

I Östhammars kommun har man inledningsvis haft mindre omfattande förberedelser än i Oskarshamn inför mötena med ”Samråds- och MKB-grupp Forsmark”, som skapades år 2003. Kommunledningen och övriga förtroendevalda politiker i Östhammar har dock visat ett stort engagemang i det regionala samrådet. Men sättet att agera skiljer sig från Oskarshamns, något som kanske ligger bakom en formulering i tidigare nämnda gemensamma pressmeddelandet från de båda kommunerna i februari 2004 (avsnitt 2.4.1), där det talas om ”skillnader … i politisk tradition”.

Det samarbete och samsyn mellan Oskarshamns och Östhammars kommuner som nu håller på att etableras ger det sammanfattande intrycket att likheterna mellan de båda kommuner-

nas agerande idag överväger olikheterna. De olikheter som finns är mer hänförliga till formen än till innehållet.

2.9.2 Val av plats i vissa möjliga scenarier

Strategin bakom SKB:s nu pågående platsundersökningar torde vara att resultaten skall leda fram till slutsatsen att en av dessa visar sig mer lämplig än den andra och att bolaget då föreslår den lämpligare som plats för slutförvaret, medan den andra platsen får rollen som möjligt alternativ. Företrädare för SKB har i olika sammanhang gett uttryck för uppfattningen att bolaget under alla förhållanden skall presentera förslag om två möjliga platser, naturligtvis med förord för den ena. − Två fullständiga platsundersökningar kommer att genomföras, har man utlovat.

KASAM saknar emellertid − en uppfattning som också framkommit vid samtalen med berörda kommunledningar − en mer djupgående diskussion från SKB:s sida om hur bolaget bör agera om resultaten av pågående platsundersökningar visar att ett av de båda nu undersökta områdena inte visar sig tillräckligt lämpligt. Frågor kan ställas utifrån ett antal möjliga scenarier.

Scenario 1 Forsmarksområdet visar sig inte vara lämpligt. Bör SKB då i första hand göra en platsundersökning inom ett möjligt område inom Östhammars kommun, närmast då Hargshamnsområdet vilket i SKB:s förstudie identifierades som ett potentiellt område för platsundersökning? Eller bör SKB söka ett nytt område för platsundersökning utanför kommungränsen? Kanske i Hultsfred, där åtminstone ett område identifierades under förstudien? Eller i en annan del av Oskarshamn än den nu pågående platsundersökningen (i Oskarshamn identifierades under förstudien sammanlagt tre kandidatområden för platsundersökningar)? Eller i någon annan kommun med andra geologiska förutsättningar (jfr KASAM:s uttalande juni 2001 om önskvärdheten

av större geologisk bredd vid val av platser för platsundersökningarna )?

Scenario 2 Undersökningar inom Simpevarpsområdet (”Simpevarps- Laxemarområdet”) visar att detta inte är lämpligt. Bör SKB då i första hand göra en platsundersökning längre västerut inom Oskarshamns kommun, inom de två andra områden inom kommunen som identifierades under förstudien eller söka sig utanför kommungränsen? Kanske till Hultsfred? Eller till Hargshamnsområdet i Östhammars kommun? Eller i någon annan kommun med andra geologiska förutsättningar?

Scenario 3 Ingen av de två pågående platsundersökningarna leder till slutsatsen att ett slutförvar bör byggas inom dessa områden. Bör SKB under sådana omständigheter i första hand försöka genomföra platsundersökningar på andra, under förstudierna identifierade platser inom de tre kommunerna Östhammar, Oskarshamn och Hultsfred? Eller i någon annan kommun med andra geologiska förutsättningar?

2.9.3 Tillgång till erforderlig kompetens hos

tillsynsmyndigheter m.m.

En av de frågor som ofta återkom vid samtalen med kommunföreträdarna gäller oron för att de statliga myndigheterna inte får tillräckliga resurser för att kunna fullgöra sina uppgifter när det gäller en kompetent granskning av SKB:s förslag. Från kommunernas sida har man synsättet att man är, och måste vara,

9 Se s. 14−16 i KASAM:s yttrande till regeringen den 14 juni 2001 över SKB:s kompletterande redovisning till FUD-program 98 − Samlad redovisning av metod, platsval och program inför platsundersökningsskedet (FUD-K).

beroende av den expertis som finns hos tillsynsmyndigheterna. Att med hjälp av egen expertis granska och bedöma SKB:s förslag låter sig inte göras − man menar att kommunen och kommunmedborgarna helt enkelt har rätt till att tillsynsmyndigheterna tillhandahåller en kompetent granskning och bedömning av de förslag som industrin förordar.

Oron för kompetensförsörjning gäller inte bara myndigheterna. Kommunerna ställer också krav på regeringen och dess kansli. Kommunernas företrädare förväntar sig att regeringens ledamöter i större utsträckning än som har varit fallet avsätter tid för att bli orienterade i frågorna innan de ställs inför tvånget att fatta beslut med stor räckvidd. När det gäller regeringskansliet uttrycker man stor oro för den förhållandevis stora omsättningen bland det fåtal tjänstemän som handlägger frågor med anknytning till slutförvaringen av kärnavfall.

Granskningen av ansökan om tillstånd för ett slutförvar för använt kärnbränsle och granskningen av den tillhörande miljökonsekvensbeskrivningen utgör ett viktigt steg i beslutsprocessen. Granskningen skall bl.a. visa att slutförvaret kan anses uppfylla kravet på säkerhet, att MKB-dokumentet uppfyller miljöbalkens krav samt att underlaget är trovärdigt och tillräckligt som grund för beslut. Grunden för ett kvalitativt gott beslutsunderlag läggs genom den samråds- och utredningsprocess som SKB nu leder. Tidigare svenska, nordiska och internationella erfarenheter av besluts- och MKB-processer kring stora och tekniskt avancerade projekt visar på ett mycket stort behov av kvalitetsgranskning av beslutsunderlaget som helhet samt att denna kvalitetsgranskning utgör en viktig del av beslutsprocessen.

2.9.4 Konkurrensförhållande mellan kommunerna?

En intressant fråga är om det finns något slags konkurrensförhållande mellan de båda kommuner där platsundersökningar pågår. Ser respektive kommunledning en etablering av ett slut-

förvar för använt kärnbränsle inom kommungränsen som något eftersträvansvärt − förutsatt naturligtvis att man kommer att känna en övertygelse om att säkerhetsfrågan är löst?

Kommunstyrelseordförandena har i olika sammanhang understrukit att det inte finns något konkurrensförhållande. Men för en utomstående betraktare är det svårt att helt frigöra sig från intrycket att det finns, eller kan komma att finnas, inslag av konkurrens. Båda kommunledningarna verkar vara inställda på att SKB bör välja en ny plats för platsundersökning i första hand inom den egna kommunen, om det skulle visa sig att den plats som nu undersöks inte är lämplig. Ledningarna för de båda kommunerna framstår dock samtidigt som fast beslutna att agera så, att SKB inte kan spela ut den ena kommunen mot den andra. Enligt kommunens företrädare måste det vara de principiella kraven, enligt 2 kap. miljöbalken, om val av plats som är styrande.

2.9.5 Samråd enligt miljöbalken

KASAM har intrycket att SKB har en hög ambitionsnivå för det utökade samrådet. Bolaget visar stor öppenhet och vilja att ta emot och noga överväga de synpunkter som övriga samrådsdeltagare för fram. Ett sådant förhållningssätt är troligen också en förutsättning för att allmänheten och berörda kommuners företrädare skall kunna känna det förtroende för verksamheten som krävs. I annat fall kommer ”kärnavfallsprojektet” sannolikt inte att kunna förverkligas inom rimlig tid.

Det måste emellertid understrykas, menar KASAM, att MKBarbetet och samrådsprocessen är tidskrävande. Det är viktigt att ambitionsnivån fortsätter att vara hög även om denna procedur drar ut på tiden. KASAM utgår från att berörda länsstyrelser känner ansvar för att bistå SKB − men ansvaret för ett tillräckligt väl genomfört samråd vilar i sista hand på bolaget. Om bolaget vid lämpliga tidpunkter låter någon fristående instans kvalitetsgranska och bedöma det pågående samrådsförfarandet ökar

möjligheterna sannolikt för att dagens höga ambitionsnivå skall kunna behållas. Att få till stånd en sådan fristående granskning och bedömning torde också ligga i de två platsundersökningskommunernas intresse.

2.9.6 Slutsatser

De kommentarer från berörda kommuner som har redovisats i avsnitt 2.9.1−2.9.5 leder KASAM till följande slutsatser: • Regeringen bör i god tid säkerställa att de berörda statliga

myndigheterna (SKI, SSI, länsstyrelser m.fl.) har tillräckliga

resurser inför de fortsatta samråden och granskningen av

SKB:s ansökningar om ett slutförvar och en inkapslings-

anläggning för använt kärnbränsle. Kommunerna har inte de

resurser som krävs för granskning av en sådan omfattande

och avancerad ansökan som kan förväntas i denna sak.

Kommunerna och regeringen kommer att vara helt beroende

av den kompetens som dels finns hos SKB, dels hos de

granskande myndigheterna, i första hand SKI, SSI och länsstyrelserna (avsnitt 2.9.3).

• Det finns anledning för SKB att föra en mer djupgående

diskussion om hur bolaget bör agera om resultaten av de

pågående platsundersökningarna inte faller väl ut, i en av eller

i båda platsundersökningskommunerna (avsnitt 2.9.2). • Avgörande för att MKB-instrumentet skall kunna fylla sitt

syfte, både från miljö- och från demokratisynpunkt, är

samrådsförfarandet. Samråden syftar dels till att avgöra vad

MKB-arbetet skall omfatta, dels till att lägga en grund för

granskningen av kommande ansökan med tillhörande miljökonsekvensbeskrivningar, säkerhetsanalyser etc. För att be-

hålla den nuvarande höga ambitionsnivån på det utökade

samrådet kan SKB låta en fristående instans kvalitetsgranska

och bedöma det pågående samrådsförfarandet (avsnitt 2.9.5).

• Den pågående samrådsprocessen enligt 6 kap. miljöbalken

förutsätter, för att bli framgångsrik, ett starkt engagemang av

berörda kommuner. Ett aktivt deltagande i platsundersök-

ningsprocessen bidrar till att utveckla detta engagemang. Ett

sådant engagemang finns idag både bland kommunernas

förtroendevalda och bland de invånare som väljer att intressera sig för frågorna (avsnitt 2.9.1).

• Ett slutförvar och en inkapslingsanläggning bidrar till ökad

sysselsättning, som naturligtvis är intressant för kommunen.

Etableringen av kärnkraftverken i Forsmark och Simpevarp

under 1960−1980-talen är ett tydligt exempel på vad stora

industrietableringar kan betyda för utvecklingen i berörda

kommuner. Det kan därför inte uteslutas att det kan uppkomma ett visst konkurrensförhållande mellan kommunled-

ningarna i Östhammars och Oskarshamns kommuner, även

om dessa är fast beslutna att agera så att SKB inte kan spela

ut den ena kommunen mot den andra (avsnitt 2.9.4).

Källor och litteratur

Översikter

Plats för slutförvaring av kärnavfall – förstudier i åtta kommuner.

Rapport av Särskilde rådgivaren på kärnavfallsområdet, SOU

2002:46 Förstudiekommuner i dialog med allmänheten: exemplen Ny-

köping, Oskarshamn och Tierp (i Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 2001, rapport av Statens råd för kärnavfallsfrågor, SOU 2001:35)

10 I den i förteckningen först nämnda publikationen (SOU 2002:46) finns en utförlig litteraturförteckning fördelad på rubrikerna Bakgrund, Platsvalsprocessen, Förstudiekommunerna samt Samverkan. Förteckningen över källor och litteratur till föreliggande kapitel omfattar en mindre del av den förteckningen jämte källor för framställningen som tillkommit t.o.m. april 2004.

Kärnavfall − demokrati och vetenskap (preliminär rubrik).

Rapport från ett seminarium om beslutsfattande inför an-

läggande av ett slutförvar för använt kärnbränsle, Gimo

7−8 april 2003. Statens råd för kärnavfallsfrågor (avses utkomma i SOU-serien juni 2004)

SKB:s FUD-program, granskningsyttranden och regeringsbeslut

Samlad redovisning av metod, platsval och program inför plats-

undersökningsskedet, FUD-K. SKB December 2000

(Komplettering av FUD-program 98) KASAM:s yttrande 2001-06-14 till regeringen över FUD-K

(Dnr KASAM 14/00) Regeringsbeslut 2001-11-01 (Miljödepartementet): Komplettering

av program för forskning, utveckling och demonstration för

kärnavfallets behandling och slutförvaring, FUD-program 98 (Dnr M2001/2840Mk, m.m.)

FUD-program 2001 Program för forskning, utveckling och demon-

stration av metoder för hantering och slutförvaring av kärnavfall. SKB September 2001

Kärnavfall − forskning och teknikutveckling. KASAM:s yttrande

till regeringen över SKB:s FUD-program 2001, SOU 2002:63 Regeringsbeslut 2002-12-12 (Miljödepartementet): Program för

forskning, utveckling och demonstration av metoder för hantering och slutförvaring av kärnavfall, FUD-program 2001 (Dnr M2002/1287Mk, m.m.)

Kommuner

Östhammar: Kommunstyrelsens, referensgruppens och beredningsgruppens proto-

koll perioden 2002−april 2004.

Muntlig information vid sammanträffande november 2003 med

kommunstyrelsens ordförande m.fl.

Oskarshamn: Kommunstyrelsens och arbetsgruppers inom ramen för projekt

Lokal Kompetensuppbyggnad protokoll perioden 2002−april 2004 jämte verksamhetsberättelser från projektet

Muntlig information vid sammanträffande november 2003 med

kommunstyrelsens ordförande m.fl. Anförande av kommunstyrelsens ordförande vid Stockholm Inter-

national Conference on Geological, Repositories: Political and

Technical Progess, December 7−10, 2003 in Stockholm (Pro-

ceedings finns som CD-skiva, som kan tillhandahållas av SKB).

Hultsfred: Muntlig information vid sammanträffande novermber 2003 med

kommunstyrelsens ordförande m.fl.

Diverse SKB-publikationer

Platsundersökning Oskarshamn. Årsrapporter 2002 och 2003 Platsundersökning Forsmark. Årsrapporter 2002 och 2003

Samråd

Beslut 2002-02-14 av Länsstyrelsen i Uppsala län: Anmälan för

samråd enligt 12 kap. 6 § miljöbalken (1998:808) inför platsundersökningar i Forsmark, Östhammars kommun (Dnr 2421- 14060-01)

Beslut 2002-12-30 av Länsstyrelsen i Uppsala län: Tidigt samråd

och fråga om betydande miljöpåverkan enligt 6 kap. 4 § miljö-

balken (1998:808) inför tillståndsprövning enligt miljöbalken

och lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet avseende ett

eventuellt djupförvar för använt kärnbränsle vid Forsmark,

Östhammars kommun (Dnr 2420-6907-02) Beslut 2004-01-19 av Länsstyrelsen i Uppsala län: Tidigt samråd

och fråga om betydande miljöpåverkan enligt 6 kap. 4 § miljö-

balken (1998:808) inför tillståndsprövning enligt miljöbalken

och lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet avseende en

eventuell inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle vid

Forsmark, Östhammars kommun (Dnr 525-14371-03) Samrådsyttrande 2002-06-19 av Länsstyrelsen i Kalmar län:

Anmälan för samråd enligt 12 kap. 6 § miljöbalken (1998:808) inför platsundersökningar i Simpevarp, Oskarshamns kommun (Dnr 525-4380-02)

Beslut 2003-01-10 av Länsstyrelsen i Kalmar län: Tidigt samråd

och fråga om betydande miljöpåverkan enligt 6 kap. 4 §

miljöbalken (1998:808) inför tillståndsprövning enligt

miljöbalken och lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet

avseende ett eventuellt djupförvar för använt kärnbränsle vid

Simpevarp, Oskarshamns kommun (Dnr 551-6359-01) Beslut 2003-09-24 av Länsstyrelsen i Kalmar län: Tidigt samråd

och fråga om betydande miljöpåverkan enligt 6 kap. 4 § miljöbalken (1998:808) inför tillståndsprövning enligt miljöbalken och lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet avseende en eventuell inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle vid CLAB, Oskarshamns kommun (Dnr 551-2362-03, m.fl)

Miljökonsekvensbeskrivning och samråd för djupförvaret − SKB:s

översiktliga planering. September 2001, Rapport R-01-46 Djupförvar och inkapslingsanläggning för använt kärnbränsle.

Samråd och miljökonsekvensbeskrivning enligt miljöbalken och kärntekniklagen. November 2002, Rapport R-02-39

Omfattning, avgränsningar och utredningar för miljökonsekvens-

beskrivningar (MKB) för inkapslingsanläggning och slutförvar för använt kärnbränsle − Version 0, underlag för utökat samråd i Forsmark. September 2003, preliminär (inget rapportnummer)

Omfattning, avgränsningar och utredningar för miljökonsekvens-

beskrivningar (MKB) för inkapslingsanläggning och slutförvar för använt kärnbränsle − Version 0, underlag för utökat samråd i Oskarshamn. September 2003, preliminär (inget rapportnummer)

Protokoll Länsstyrelsens referensgrupp i fråga om en eventuell

lokalisering av ett slutförvar för använt kärnbränsle i Uppsala län 2002

Protokoll Samråds- och MKB-grupp Forsmark 2003 − januari

2004 Protokoll MKB-forum för studier av slutförvarssystem för använt

kärnbränsle i Oskarshamns kommun 2002−2003

Forskningsrapporter

Bjarnadottir, Homfridur and Hilding-Rydevik, Tuija, Final

disposalof spent nuclear fuel in Sweden. Some unresolved issues and challenges in the design and implementation of the forth-

coming planning and EIA-process. June 2001, SKI Report

01:24 Hilding-Rydevik, Tuija, EIA, large development projects and

decision-making in the Nordic countries. Nordregio Report

2001:6 Hilding-Rydevik, Tuija (ed), Environmental assessment of plans

and programs − Nordic experiences in relation to the imple-

mentation of the EU directive 2001/42/EC. Nordregion

Report 2003:4 Lidskog, Rolf and Sundqvist, Göran, On the right track? Tech-

nology, geology and society in Swedish nuclear waste management (in Journal of Risk Research, March 2004, p. 251−268)

Del II Att hantera kärnavfallets

risker. En översikt över metoder, problem och möjligheter

3 Några geologiska, geodynamiska och geofysiska undersökningsmetoder vid lokalisering av underjordsanläggningar i hårt berg

3.1 Inledning

Syftet med föreliggande redovisning är att • ge en överskådlig presentation av några viktiga geoveten-

skapliga undersökningsmetoder, • genom en kritisk granskning visa om något eller några

undersökningsmoment eller viktiga uppgifter saknas i samband med platsval samt om ytterligare undersökningsmetoder kan behöva utvecklas för det fortsatta lokaliserings-

arbetet eller i det kommande detaljundersökningsskedet för

ett slutförvar för använt kärnbränsle.

Genomgången koncentreras till geologiska, geodynamiska och geofysiska undersökningsmetoder som bedömts vara av särskilt intresse. Någon systematisk genomgång av utvärderingsmetodik och modellering ingår inte. Kvartärgeologiska undersökningsmetoder samt rent kemiska metoder har inte heller tagits med i denna genomgång.

Ett viktigt krav inom samhällsbyggnad idag och för framtiden är att lokalisering, projektering och konstruktion av anläggningar i berg, t.ex. för slutförvaring av använt kärnbränsle, kan göras på ett miljöriktigt och säkert sätt. För detta krävs en omfattande och noggrann information om bergets egenskaper. Kunskapen behövs också för att utformningen skall bli optimal och för att anläggningsarbetet skall kunna genomföras på ett tekniskt och

ekonomiskt bra sätt under beaktande av miljön och säkerheten. Anläggningen skall kunna uppfylla ställda krav under hela dess tänkta ”livstid”, dvs. ca 100 000 år för ett förvar för använt kärnbränsle.

Bergets främsta uppgift i ett slutförvar för radioaktivt avfall är att tillgodose stabila mekaniska, hydrauliska och kemiska förhållanden, som är gynnsamma för kapselns och lerbarriärens hållbarhet. Urlakning av bränslets radionuklider skall hindras och fördröjas i det längsta. Lokaliseringen av ett djupförvar till en lämplig berggrund som uppfyller dessa mekaniska och kemiska förhållanden är således avgörande. För att kunna utvärdera mekanisk stabilitet krävs kunskap om berggrunden och dess äldre och senaste geologiska historia. För att utvärdera den kemiska stabiliteten krävs kunskap om rådande naturliga förhållanden och om de ämnen i vattnet som påverkar buffertens och kapselns stabilitet. Vidare fordras kunskap om parametrar som inverkar på utvecklingen av vattenkemin, såsom olika grundvattentyper och deras ursprung samt viktiga reaktiva processer såväl i berggrunden som i ovanförliggande jordlager och biosfären. I syfte att lokalisera slutförvaret till en plats som uppfyller de ställda säkerhetsmässiga målen behövs således geologisk metodik i vid bemärkelse.

I rapporten Undersökningsmetoder och generellt genomförandeprogram för platsundersökningar (SKB 2001), anges tillvägagångssätt för att samla in uppgifter om geovetenskapliga förhållanden under olika steg i platsvalet. En översikt ges med flödesscheman för jordarter, bergartsfördelning, struktur, hydrologi, och geokemi.

Kartläggningen inbegriper direkta geologiska undersökningsmetoder, såsom observationer på berghällar, grävning och borrning. Dessa metoder har en stark begränsning i vertikalled och undersökningsdjupet blir inte större än borrdjupet. Problem uppstår även i horisontalled då observationer från spridda borrhål måste sammanbindas. Sprickzoner är ofta förknippade med rörelser i jordskorpan. Dessa rörelsezoner har varit aktiva under olika geologiska perioder. Enstaka zoner kan antas vara

aktiva även idag. Ett kännetecken för rörelsezoner är de mönster som kan ses i olika typer av data och som har uppkommit vid intensiv och långvarig skjuvning mellan stora jordskorpeblock.

De direkta eller indirekta metoder som används för att beskriva geologin är statiska i den meningen att berggrundens tillstånd och egenskaper karakteriseras i nutid. Den dynamiska aspekten i geologin, dvs. utvecklingen med tiden, kräver geodynamiska undersökningsmetoder för observation av förändringar i specifika naturliga referensstrukturer eller i referenssystem som upprättas för ändamålet. Detta är särskilt av vikt i den svenska geologiska miljön med mycket unga sedimentära avlagringar (jordarterna), som bildats under och efter istiden, direkt ovanpå mycket gamla kristallina bergarter som bildats för över en miljard år sedan. Den geologiska utvecklingen, såsom den kan avläsas i jordarterna, omspänner därför ett mycket kort tidsintervall (några tiotusentals år som mest) medan utvecklingen, som kan avläsas i den kristallina berggrunden inträffade för oerhört länge sedan. Trots att jordlagerföljden bara innehåller spår från en kort geologisk tidsperiod så är den det enda mediet i vilken den geologiska utvecklingen i närtiden kan avläsas. För att kunna göra prognoser över den geologiska utvecklingen under livstiden hos ett planerat förvar för kärnavfall krävs att de geodynamiska undersökningarna sträcker sig över ett tillräckligt långt tidsavsnitt. För sådana studier finns idag fler hjälpmedel utvecklade än vad som fanns när frågan om kärnavfallets förvaring i berggrunden först diskuterades.

Sprickzoner är normalt svåråtkomliga för direkt observation på grund av erosion som gör att de återfinns i terrängens jordtäckta sänkor. De rörelseindikatorer som ibland kan observeras är dessutom ofta mycket gamla och vittnar om zonens egenskaper under helt andra förhållanden än dagens. Därför behöver också indirekt kartläggning utföras, såsom flygbildstolkning och med användande av geofysiska undersökningsmetoder. Dessa är känsliga för den kontrast i fysikaliska egenskaper, som dels karakteriserar övergången från jord till berg eller från ett bergparti till ett annat i t.ex. en sprickzon, dels betingas av olika

vattenhalt och vattenkemi. Under gynnsamma omständigheter ger de geofysiska metoderna en systematisk djupavkänning, ned till flera kilometer, som sträcker sig avsevärt längre än vad som vanligtvis kan åstadkommas med direkta observationer. De återspeglar dessutom egenskaper i ett av undersökningen ostört tillstånd. Till kartläggningsmetoderna för sprickzoner hör också analys av digitala höjddata och flygbilder. I sprickzonerna är berggrunden ofta lösgjord och kan därför vittra bort eller transporteras bort lättare (t.ex. med isflödet under istiden) än opåverkad berggrund. Sänkor i terrängen och topografiska kanter kan därför utgöra synliga spår av sprickzoner. De bör dock undersökas med geofysiska mätningar för att bekräfta att det också finns ett tillräckligt djupgående.

Det finns emellertid en skillnad i fråga om vad geofysik respektive geologi representerar. Båda angreppssätten betraktar samma material i samma tillstånd och vid samma tidpunkt. Varje undersökningsmetod är emellertid begränsad till vad som faktiskt kan mätas men detta är inte nödvändigtvis det som skulle behöva mätas. Mätningar kräver en analys varigenom mätvärdena överförs till modeller av verkligheten. Dessa modeller präglas av rådande uppfattningar, önskade resultat och framförallt av antaganden om det som inte har kunnat mätas.

3.2 Geologiska metoder

3.2.1 Strukturella och bergmekaniska studier

Bergarternas mekaniska stabilitet bestäms av de olika mineralkomponenterna och områdets strukturgeologiska historia. Bergarternas strukturer är dels plastiska (t.ex. veckning och förskiffring) och dels spröda (t.ex. sprickor, förkastningar och krosszoner) (Berglund och Stigh 1998). Dessa fenomen brukar rymmas inom begreppet tektonik och är ett resultat av berggrundens geologiska utveckling samt av det tektoniserade materialets ursprungliga sammansättning. Tektonisk påverkan spelar

således en stor roll i ett slutförvarsperspektiv och berggrundens sprickmönster bestämmer förvarets slutgiltiga utformning.

Studier av blocktektoniska mönster i urbergsområden visar att två typer av berggrundsblock är vanliga. Skjuvlinser är avgränsade av vindlande skjuvzoner och har formats i samband med horisontella djupgående blockrörelser. Figur 3.1 och 3.2 visar exempel på linsformade bergblock. Typiskt är ett vindlande förlopp av enskilda zoner förenade i ett nät med mellanliggande skjuvlinser. Hela nätet kan vara 100-tals km långt och flera 10-tals km brett.

Till detta kommer det mera regelbundna blockmönster som uppstår i den allra översta delen av jordskorpan på grund av närheten till den fria markytan. Plintar är avgränsade av raka lineament och har formats genom uppsprickning och blockrörelse i den allra översta delen av jordskorpan (ett exempel på sådana block ges i figur 3.4). Analys av seismiska ytvågor visar att den kristallina jordskorpans översta 1−2 km har en lägre seismisk våghastighet, vilket kan förklaras med förekomsten av sprickoch krosszoner (Åström & Lund, 1994). Dessa mönster överpräglar ofta äldre deformationer (t.ex. förskiffring och veckning). Överpräglingen kan vara diskordant (dvs. skärande äldre riktningar) men i större skjuvzoner följer de nya rörelserna gärna gamla svaghetsstrukturer i jordskorpan. Då uppkommer ett mycket komplicerat mönster som dessutom är svårt att iaktta i fält eftersom de mest uppkrossade delarna i zonerna är borteroderade.

Det är också svårt att borra genom dessa zoner och att få tillräckligt med borrkärnor för att detaljstudera rörelsemönstren eftersom uppkrossade delar av berget ofta ger upphov till borrkärneförluster. De bättre bevarade delarna i en skjuvzon är relativt äldre och de referensstrukturer som kan användas för att bestämma rörelsesättet är normalt mycket gamla.

Figur 3.1. Utsnitt av topografisk karta från nordöstra Uppland. Den topografiskt synliga Forsmarkslinsen är tolkad från höjddata. Linsen är nedsänkt i terrängen och sträcker sig diagonalt över kartutsnittet. Det tydliga tvärgående steget i terrängen i mitten på linsen är förmodligen en förkastning med det sydöstra blocket sänkt. Forsmarklinsen är 10 km lång och 2 km bred (ur Terrängkarta © Lantmäteriet Gävle 2004, medgivande M 2004/3790).

Kartläggningen av större sprickzoner, skjuvzoner och blockformer görs framförallt genom tolkning av tyngdkrafts-, flygmagnetiska-, flygVLF- och digitala höjddata. Kartläggningen kan göras både i regional skala och lokalt. För mindre områden ökas upplösningen genom att mätningarna utförs i nät med 10 eller 20 m punktavstånd. Från sådana data går det i gynnsamma fall att beräkna stupningen för de enskilda zonerna och den med tiden ackumulerade förskjutningen samt riktningen för blockrörelsen.

Figur 3.2. Utsnitt av flygmagnetisk karta från det inre av Norrbotten. Skjuvzoner syns som lågmagnetiska (ljusa) stråk. Murjeklinsen i den västra kartkanten är tolkad från magnetdata. Den tvärgående lågmagnetiska zonen mitt i linsen är förmodligen en förkastning med det sydöstra blocket uppskjutet över det nordvästra. Murjeklinsen är ca 25 km lång och 7 km bred (flygmagnetisk mätning, data från Sveriges Geologiska Undersökning, SGU, medgivande 30-915/2004).

Faktaruta Sprickzon − stråk (1 m−10 km) genom berggrunden med stor frekvens av sprickor (0,1 mm−0,1 m), Krosszon − område med krossat berg orsakat av kraftig deformation, Skjuvzon − berggrundsområde (1 m−20 km) med intensiv deformation orsakad av skjuvning, Rörelsezon − stråk i berggrunden där berggrundblock har förskjutits (= förkastningszon), Skjuvlins − berggrundsblock som omsluts av skjuvzoner, Plint − berggrundsblock som omsluts av raka lineament.

Faktaruta Rörelsezoner i berggrunden betecknas enligt följande, med hänsyn till den relativa rörelsen mellan de inblandade blocken i vertikalled och/eller horisontalled: Normalförkastning − det ena blocket är sänkt, Revers förkastning − det ena blocket är uppskjutet över det andra, Överskjutning − revers förkastning med liten vinkel mot horisontalplanet, Horisontalförkastning − det motstående blocket har rört sig åt höger (dextral), eller vänster (sinistral).

Deformationszoner runt en bergartskropp (en tektonisk lins) kan medföra att den tektoniska linsen är mindre deformerad än den omgivande berggrunden och att framtida deformation upptas i dessa zoner. Detta förutsätter att det är stor skillnad i deformerbarhet (kompetens) på materialet i, respektive omkring linsen. I kristallin berggrund är det dock oftast ingen större skillnad i kompetens. Vid fortsatt deformation i de omgivande rörelsezonerna kan linsen tryckas ihop eller töjas isär med risk för att den bryts sönder. I figur 3.1 och 3.2 visas exempel på linser som tväras av förkastningszoner. Linsen kan i vissa fall vara gynnsam som lokaliseringsplats för ett slutförvar om den har tillräcklig utbredning såväl vertikalt som horisontellt. Bergspänningarna i en sådan tektonisk lins kan emellertid vara höga,

vilket är en nackdel ur lokaliseringssynpunkt. För att utröna dessa spänningar görs bergsspänningsmätningar. Med geodetiska observationsnät kan man avgöra på vilket sätt zonerna omkring linsen är aktiva.

Bergspänningens orientering i 3-dimensioner (dvs. stressfältet) kan beräknas från registreringar av större jordskalv och från mätningar av formen i djupa borrhål. Det är en avsevärd skillnad i djup mellan jordskalv (vanligen djupare än 10 km) och borrhålsdata (vanligen mindre än 2 km djupa). Resultaten från sådana undersökningar har sammanställts i en Neotektonisk karta över Norge och angränsande områden (Dehls et al. 2000). Stressfältet i Norge är olika orienterat i kustnära områden jämfört med inlandsområden. Block som har ett likartat stressfält har en sidlängd på ca 250 km. Denna segmentering följer dels kusten och dels den storskaliga morfologin och förlängningen mot nordväst av stora skjuvzoner som är orienterade sydost-nordväst. I Sverige dominerar en horisontal huvudspänning i orientering sydost-nordväst men lokala avvikelser förekommer både horisontellt och vertikalt (Amadei & Stephansson 1997). Denna orientering tillskrivs det tryck som utgår från den Mittatlantiska spridningszonen där den Nordamerikanska litosfärplattan separeras från den Eurasiska med ca 2 cm per år. Förmodligen finns en liknande segmentering i stora nutidstektoniska block i Sverige som i Norge. Det saknas dock data från större jordskalv för att kartlägga segmenteringen. Kunskapen om det naturliga stressfältets orientering är avgörande för prognoser över den tektoniska utvecklingen i ett undersökningsområde. Utöver det naturliga stressfältet uppkommer bergspänningar på grund av berganläggningen i sig och den värmeökning omkring anläggningen som det aktiva avfallet ger upphov till. De naturliga stressfältens långsiktiga effekt på de aktuella platsundersökningsområdena bör därför modelleras tillsammans med de inducerade stressfält som uppkommer till följd av anläggningen.

3.2.2 Borrmetoder, borrhålsmätningar och borrkärneanalys

Undersökning av bergets egenskaper görs genom studier av bergets tillgängliga överyta, med geofysiska undersökningar och genom borrning. För undersökningar i kristallin berggrund används normalt hammar- och kärnborrning. Hammarborrning görs med borrkronor som har en diameter från 45 till 86 mm. Det sönderborrade berget spolas upp ur borrhålet med luft eller vatten. Borrförloppet protokollförs och ett diagram över borrsjunkningen upprättas. Diagrammet ger inget entydigt besked om bergkvaliteten, i synnerhet då bergarten är vittrad eller söndersprucken. Kärnborrningen görs med rotationsborrning och vattenspolning. Borrningen medger upptagning av utskurna cylindrar (kärnor) från berget. Mineralogiska och petrografiska undersökningar görs på platsen samt på prover och mikroskoppreparat (tunnnslip) i laboratorium. Material från borrkärnorna ligger också till grund för mer detaljerade studier av isotoper, fysikaliska egenskaper och mineralsammansättning. För projekt i hårt berg på större djup än ett par hundra meter används kärnborrning som enda borrmetod. Från resultaten av borrkärnekartering kan berggrundens spricktäthet bedömas på flera olika sätt.

Borrhålets väggar kan undersökas med en TV-kamera, som kan sänkas ner till stora djup i vattenfyllda hål. Flera metoder för mätning av olika förhållanden i borrhålet görs med borrhålsloggning och har utvecklats av olika prospekteringsföretag.

3.2.3 Bergmekaniska tester och bergmaterialprovningar

Det är viktigt att skilja mellan bergarten på en viss plats eller i ett mindre område och den omkringliggande berggrunden i stort när man analyserar bergets hållfasthetsegenskaper. Dimensionerna på en provkropp eller ett mindre bergparti som undersöks har mycket stor inverkan. Hållfasthetsvärdena för ett större bergparti kan vara en hundradel eller mindre av motsvarande värde

hos en liten provkropp. Vid bestämning av hållfasthetsvärden måste hänsyn tas till rådande spänningar och fuktighetshalt, samt det för deformationer så viktiga tidsberoendet (Janelid 1965). Genom bergarbeten uppstår spänningsförändringar, som kan få avgörande betydelse för stabiliteten på både kort lång sikt. Spänningstillståndet i orört berg är av stor betydelse att känna till, bl.a för planeringsarbeten. För att uppnå stabilitet på sikt måste man även beakta de spänningsförändringar och deformationer som uppstår i samband med byggandet av slutförvaret. Om man känner de faktorer som ur bergmekaniskt hänseende inverkar på planeringen av bergarbeten måste man, genom mätningar och modellförsök, bestämma hur dessa faktorer inverkar. Bestämning av bergarters enaxliga hållfasthet kan testas i fält på borrkärnor genom provning med punktbelastningstest där provet trycks mot en egg tills ett brott uppstår (Andersson, O et al. 1984). På laboratorier kan hållfastheten testas under olika belastningsförhållanden (1-, 2- eller 3-axligt), olika fuktighet och temperatur. Tidsfaktorn är betydelsefull eftersom bergets deformations- och krypningsegenskaper har en avgörande betydelse för långtidsstabiliteten. Berggrundens hållfasthetsegenskaper måste också undersökas i fält genom mätning av deformationer i ett statistiskt lämpligt urval. Spänningstillståndet i berggrunden kan fastställas genom analys av större jordskalv, deformationsmätningar i större bergpartier eller i borrhål. Här kan mätceller av olika utföranden användas från mjuka deformationsmätande till stela spänningsmätande celler. Modellförsök kan ge värdefull hjälp vid planeringsarbeten, till exempel genom spänningsoptiska undersökningar och belastningsprov på skalenliga modeller under kända eller antagna förhållanden.

En fältmetod för bestämning av spänningstillståndet i berggrunden är hydraulisk spräckning som baseras på mätning av det tryck som krävs för att skapa nya eller reaktivera befintliga sprickor. Stressfältets orientering erhålls från undersökning av orienteringen hos de sprickor som har aktiverats. I ett nyligen utfört spräckningstest i mycket sprucken kristallin berggrund på Björkö i Mälaren befanns det horisontella stressfältet vara

mindre än vad som tidigare var känt i urbergsområden i Sverige. Den största horisontala huvudspänningen var i nordväst-sydostlig orientering, vilket överensstämmer med andra undersökningar (Ask 2003). Experiment visar att stressfältet har en lokal variation, något som också har konstaterats i samband med den indelning i tektoniska block, vilken baserats på analysen av jordskalv.

Berggrundens egenskaper är olika i olika riktningar. Berget är inhomogent och det förekommer avbrott i utbredningen. Det varierar från hårda massiva bergarter till sådana som försvagats genom olika geologiska processer men även av utförda sprängningsarbeten. Det finns bergmaterial vars egenskaper varierar från nästan elastiska till plastiska. Med hänsyn till detta måste man skaffa ett statistiskt material som är så representativt som möjligt. Den matematiska behandlingen av bergmekaniska problem omfattar inte bara statiska påkänningar och därmed sammanhängande hållfasthetsproblem utan även dynamiska påkänningar, som berget tar upp i samband med deformationer av olika slag (Janelid 1965). Om berget från början har otillräcklig hållfasthet och stabilitet kan en viss förbättring uppnås genom injektering, bergbultning och betongsprutning.

3.2.4 Daterings- och utvecklingshistoriska studier

Modern dateringsteknik gör det möjligt att datera viktiga geologiska händelser. Magmatiska bergarters kristallisationsåldrar liksom åldern på metamorfa händelser kan bestämmas genom mätning av isotoper från radioaktiva sönderfallskedjor, t.ex. uran-bly. Zirkon är ett för åldersbestämning lämpligt mineral, som ofta har en kärna (vilken representerar kristallisationsåldern) och en påväxningszon runt denna kärna (vilken representerar den metamorfa åldern).

Genom att studera sprickmineralens inbördes bildningsföljd kan en relativ åldersfördelning upprättas (figur 3.3). Det är även möjligt att bestämma den absoluta åldern på vissa sprickmineral

med hjälp av radioaktiva isotoper och därigenom öka förståelsen för områdets tektoniska utveckling. Det finns också möjlighet att härleda vid vilka tryck- och temperaturförhållanden som sprickmineralen kristalliserade.

De daterbara mineralen är ofta betydligt äldre än den tidsperiod som förvarets livslängd utgör. Processer som har inträffat de senaste 100 000 åren avsätter inga tydligt mätbara spår i de material som kan undersökas. Detta förhållande understryker vikten av att använda geofysiska och geodynamiska observationsnät i samband med platsval och att uppmärksamheten mera riktas mot de allra yngsta geologiska bildningarna.

Figur 3.3. Exempel på relativ ålder mellan sprickläkningar (mikroskopisk bild). I tunnslipet ser man att tre olika sprickmineral förekommer och den första generationen (prehnite) är sönderbruten och att de nya sprickorna har fyllts med mineralet magnesiumklorit (Mg-chl). Den yngsta generationen sprickor med järnklorit (Fe-chl) som sprickmineral skär över det tidigare mönstret.

3.3 Geodynamiska metoder

Geodynamiska processer avspeglas i förändringar av den storskaliga topografien, förekomsten av landhöjning, jordskalv och förkastningszoner. Kartläggningen av utbredningen och intensiteten hos geodynamiska processer kräver observationer av deformationer i referensstrukturer eller i punktnät över en längre tidsperiod. Det finns dock för närvarande inga mätdata som kan fastställa förändringarna i den storskaliga topografin. För att erhålla sådana krävs observationer av landytans och havsbottens förändring under långa tidsperioder, troligen under 10-tals år. Sådana observationer görs i geodetiska nät som är landstäckande och där man använder sig av kontinuerlig mätning mot de satelliter, som ingår i det globala positionsbetämningssystemet GPS. Även uppgifter om landhöjningen erhålls numera med samma mätsystem. Topografin i mindre skala (t.ex. upphöjda eller nedsänkta skjuvlinser) kan vara indikatorer på geodynamiska processer. För att studera sådana ändringar krävs att man upprättar lokala geodetiska GPS-nät.

Den spröda översta delen av jordskorpan är genomdragen av rörelsezoner. När angränsande bergrundsblock har förskjutits kallas detta för en förkastning (se Berglund & Stigh 1998). Några av dessa zoner har varit aktiva strax efter isavsmältningen. Det krävs emellertid att rörelsen har förskjutit någon daterbar geologisk struktur, t.ex. en rullstensås eller en moränrygg, ett mätbart avstånd för att det skall gå att observera rörelsen.

De stora deformationszonerna kännetecknas av avvikande topografi, avvikande landhöjning, förekomst av jordskalv och systematiska förskjutningar av stora block av litosfären. Dessa olika kännetecken samt hur de kan studeras, behandlas lite mera utförligt i appendix om geodynamiska processer.

3.3.1 Mätning av tyngdkraftens förändring

Tyngdkraften kan mätas med mycket hög noggrannhet. Med upprepade mätningar på samma platser kan man studera hur tyngdkraften långsamt förändras med tiden. De geodetiska undersökningarna i Norge, Sverige och Finland samarbetar med mätningar som följer 63:e breddgraden. (Ekman & Mäkinen 1996). Tyngdkraftens förändring orsakas av höjningen av landytan och av den omfördelning av massor som samtidigt sker i litosfären. Detta massflöde styrs av de processer som är verksamma och en mätning av både landhöjningen och tyngdkraftens förändring är ett exempel på hur man med flera av varandra oberoende metoder får bättre kunskaper om geodynamiska förhållanden.

3.3.2 Geodetiska nät

Med det globala positionbestämningssystemet GPS går det att erhålla noggranna lägesbestämningar i tre dimensioner. Systemet används därför i nät med GPS-stationer som registrerar kontinuerligt. Om detta görs över lång tid går det att härleda hur platsen där stationen befinner sig har förflyttats (relativt en referenspunkt) på grund av olika geodynamiska processer. När hela litosfärplattans rörelse borträknas från en sådan datamängd kan de differentiella rörelser som orsakas av mera lokala förskjutningar studeras. I Sverige opererar ett sådant GPS-nät med 25 stationer sedan 1993. Mätdata sammanställs på Onsala rymdobservatorium. Samarbete med angränsande norska och finska nät sker också. Stationerna är lokaliserade med hänsyn till den lantmäteritekniska användningen. En komplettering kan vara lämplig i vissa områden (t.ex. i Vänernsänkan och i Kvarken) för att också tillgodose dessa datas geologiska användningsområden.

GPS-nät kan också byggas upp för lokala undersökningar för att bevaka rörelser hos misstänkta förkastningszoner eller för att studera hur enskilda tektoniska block rör sig i tre dimensioner i

t.ex. Oskarshamnstrakten (figur 3.4). Mätpunkterna måste då placeras på berghällar med ledning av en tektonisk analys av området. De måste vidare utformas så att antennerna kan placeras på punkten på ett unikt sätt (i höjd- och sidled) och så att en stor del av horisonten är synlig. Registreringar görs över ca 24 timmar. Sådana lokala nät finns i Skåne (ca 50 km mellan punkterna), Norrbotten (över ett antal skjuvzoner med avstånd på några km mellan punkterna) och i Stockholmstrakten (med 3 punkter i ett antal väldefinierade tektoniska block). De mäts av personal från KTH med några års mellanrum. Ännu föreligger bara preliminära sammanställningar av resultaten. De stora datamängderna gör att analysen kräver speciella program och blir kostsam. Det är angeläget att näten underhålls och mäts över så långa tidsperioder som möjligt för att säkerställa tydliga resultat. I figur 3.5 visas hur ett lokalt GPS nät kan utformas. I figur 3.6 visas det nationella GPS-nätet SWEPOS och landytans förändring över Skandinavien.

Figur 3.4. Det detaljerade GPS nätet i Oskarshamnstrakten för bestämning av blockrörelser. Stationerna har förkortade platsnamn. Förkastningszonerna är markerade med en grov linje. Pilarna anger hastigheten i förskjutningen i mm per år som har inträffat under observationsperioden (från Sjöberg et al. 2002).

Figur 3.5. Blockrörelser utmed en skjuvzon resulterar i bildningen av skjuvlinser. Vid kompression (när det övre blocket förskjuts åt vänster) höjs den fria markytan och vid tension (när det övre blocket förskjuts åt höger) sänks den. Den diagonala sprickan är en normalförkastning vid tension och en revers förkastning vid kompression. Skissen visar också hur ett lokalt GPS-nät kan placeras över en skjuvzon och en skjuvlins. Med tre stationer (små fyrkanter) i varje tektonisk enhet kan enhetens rotation och förskjutning i tre dimensioner beräknas. Med en station i varje enhet kan endast dess horisontella rörelse relativt en yttre punkt (t.ex. den med kors markerade) bestämmas.

Figur 3.6. Landytans förändring härledd från GPS-nätverket SWEPOS i Sverige och Finland. Kartan visar landhöjningen med färgade ytor. De olika GPS-stationernas horisontella rörelseriktning och hastighet anges med pilar. (Ellipserna anger osäkerhetsintervallet). Med längre observationstid fås en allt noggrannare bestämning av rörelsemönstret (Scherneck et al. 2002).

3.3.3 Seismiska nät

Jordskalv uppkommer när jordskorpan bryts sönder på grund av att spänningar, som byggts upp under en längre tidsperiod, plötsligt utlöses. Sådana spänningar ackumuleras på grund av differentiell rörelse mellan jordskorpeblock utmed skjuvzoner. Jordskalven registreras i nationella nät med seismografstationer.

I Sverige har det funnits ett glest nät med seismografstationer under lång tid. Dessa har mest använts för att registrera och analysera stora jordskalv som inträffat på avlägsna platser. Samtidigt har också de avsevärt mindre jordskalven i Skandinavien registrerats. Den långa observationsperioden gör att det finns en omfattande katalog på svenska jordskalv att analysera. Vidare finns äldre observationer sammanställda ur historiska källor. Av detta material framgår att jordskalven i Sverige fördelar sig i två avgränsade områden: Vänernområdet, och utmed Bottenhavsoch Bottenvikskusten (speciellt kring Luleå). Under några tidsperioder har seismografnät upprättats i mindre regioner och för närvarande opererar ett nät i Norrlands kustområde. Från dessa olika registreringar har viktiga upplysningar erhållits om skalvens läge i jordskorpan och för de större skalven, även rörelseytans och stressfältets orientering samt förskjutningens storlek och riktning. Seismiska observationsnät kan, liksom GPS-nät, utformas i ännu mera lokal skala för att bevaka rörelser i berggrunden. Ett nytt seismiskt nät har etablerats under år 2000 med tyngdpunkt utmed Bottenhavskusten, SNSN (2003), figur 3.7. Hittills har över 1 000 skalv hunnit registreras i detta nät. Omkring den seismiskt aktiva Vänernsänkan fanns tidigare ett seismiskt observationsnät. Det är angeläget att det seismiska observationsnätet görs heltäckande och att samarbetet mellan angränsande länder utvecklas vidare. Tillsammans med GPS-nät är seismiska nät det enda redskapet för att mäta effekterna av de pågående geodynamiska processerna.

Figur 3.7. Svenska Nationella Seismiska Nätet (SNSN). Fyrkanterna markerar geofonstationer. (SNSN, Uppsala universitet, Institutionen för geovetenskaper).

3.4 Geofysiska metoder

3.4.1 Problem och syfte

För att lösa ett geologiskt undersökningsproblem behövs kunskaper om förhållanden på djupet utan att behöva schakta eller borra sig ner till intresseområdet. Detta kan man få genom användning av geofysiska metoder som indirekt kan ge sådana kunskaper. Syftet med geofysiska undersökningsmetoder är sålunda att utföra systematiska mätningar av förhållanden som

inte kan observeras direkt, att presentera resultaten på ett informativt sätt, och att med ledning av mätresultaten ta fram modeller av de geologiska förhållandena. Geofysiska mätningar har mycket hög noggrannhet. Mätresultaten har dock inte alltid en unik geologisk orsak vilket leder till osäkerhet vid tolkning och modellering. För att en beräknad modell skall kunna spegla verkligheten krävs oftast att flera oberoende mätdata kan förenas i samma modell. Av detta följer att flera geofysiska metoder bör kombineras vid en undersökning för att begränsa tolkningsalternativen. Dessutom bör geomaterialens fysikaliska egenskaper mätas och användas som randvillkor vid modellering. Borrhål och borrhålsundersökningar bör planeras så att de kan användas för kalibrering och kontroll av uppställda modeller. I rapporten SKB (2001) har användningen av geofysiska metoder för platsundersökningar markerats i de olika flödesdiagrammen. Under momentet analys ingår både en kvalitativ och en kvantitativ bestämning av olika strukturer. En kvantitativ bestämning bör innehålla mått på en strukturs utbredning i plan och vertikalt.

3.4.2 Bearbetning och presentation av geofysiska data

Under det senaste decenniet har det skett en stark utveckling inom geofysik, främst med avseende på databehandling och presentation. Mätdata från de olika metoderna behandlas med olika former av modelleringsteknik. Ofta används invers modellering, vilket innebär att man teoretiskt varierar markens uppbyggnad och egenskaper tills en samstämmighet erhålls mot uppmätta data. En mängd datorprogram har utvecklats för dessa ändamål. Inom markradartekniken nyttjas avancerad signalprocessering. Även om data från flera olika metoder idag ofta sammanläggs, saknas en utvecklad teknik för verklig samprocessering. I vissa fall har metoder med neurala nätverk testats för detta ändamål.

Geografisk informationsteknik (GIT) har utvecklats snabbt och är nu ett standardhjälpmedel för analys av komplexa geovetenskapliga data. Flera geografiska informationssystem (GIS)

finns på marknaden och de kan numera köras på PC-datorer, likaså 3D-presentationsprogram såsom CAD-program. Det stora genombrottet beror på utvecklingen av datorkapacitet, avancerad visualiseringsteknik och en mångfald hjälpmedel för kombination av data, beräkningar, och analyser, liksom metoder för beslutsstöd. Stora datamängder kan lagras på CD/DVD skivor. Den ökade 3D-kapaciteten gör att data från t.ex. borrhålsundersökningar kan åskådliggöras i tre dimensioner. Av stort intresse är att presentera upprepade eller kontinuerliga geofysiska mätningar och beakta tidsfaktorn. Sådan 4D-bearbetning och presentation kan användas i övervakningsprogram under bygg- och driftskedet, för studier av grundvattenförhållanden och värmeflöden, men också under förundersökningsskedet, t.ex. för studier av grundvattenförändringar i heterogena miljöer vid hydrauliska tester eller för analys av spårämnesförsök.

För modellberäkningen krävs kunskaper om de geologiska materialens (mineral, jordarter och bergarter) fysikaliska egenskaper, dvs. om petrofysik. Betydelsen av kunskaper i petrofysik framgår av följande förenklade formel för sambandet mellan mätning (anomali A), orsak (volym och orientering V, O), avstånd (d) samt kontrasten i den petrofysiska egenskapen (K):

A = (1 / d) K f(V, O)

Mätningen A bestäms genom traditionell geofysik och beskrivningen av volym och orientering genom traditionell geologi. I sambandet ingår också en avståndsberoende faktor (1/d) som visar ett annat typiskt förhållande i geofysik, nämligen anomalins eller signalens avtagande med ökat avstånd. Av sambandet framgår att om avståndet är stort och volymen liten så blir anomalin snabbt så liten att den inte går att mäta längre. I sambandet ingår vidare kontrasten K i den petrofysiska egenskapen som en faktor av stor betydelse. Funktionen f av volym och orientering är inte analytisk och måste därför approximeras med matematiska metoder.

Faktaruta Samband mellan geofysisk metod och karakteristisk egenskap i kristallin berggrund:

-3 Tyngdkraft − densitet − varierar från 2,5 till 3,3 Mgm ,

-6 Magnetfält − magnetisk susceptibilitet − varierar från 10 till 10 SI,

-1 Seismik – ljudvågshastighet − varierar från 5 till 8 kms , Radar − dielektrisk egenskap − varierar från 1 till 80, Gamma strålning − radioaktivt sönderfall av uran, kalium eller torium, VES, VLF, slingram, MT, VLF-R − elektrisk resistivitet − varierar från 10 till 10 Ωm, IP − laddningsförmåga varierar från 0 till 20 %.

3.4.3 Mätningar av berg- och jordmaterialens fysikaliska

egenskaper

De fysikaliska egenskaperna hos geologiska material behöver vara kända för att det ska vara möjligt att tolka geofysiska mätningar. Mätningarna kan göras på plats direkt på jordarten eller bergarten, men i många fall baseras de på prover som tas från det geologiska materialet. En sådan provtagning måste baseras på statistiska principer, som innebär att antalet prover står i relation till variansen i egenskapen. Det räcker inte med ett enda representativt prov. Provtagning av berggrunden görs bäst på bergskärningar eller borrkärnor för att undvika vittringseffekter som påverkar egenskaperna i ytnära lägen. Vilka egenskaper som är av intresse att studera beror den geofysiska metod som skall användas. Metodvalet i sin tur beror den geologiska frågeställningen. Här följer en kort beskrivning av några viktiga s.k. petrofysiska parametrar, i vilka enheter de uttrycks och hur de kan bestämmas.

Densiteten hos geologiska material beror på mineralsammansättning och porositet. Densiteten hos ett sammansatt geologiskt material är summan av de ingående komponenternas densitet i proportion till den mängd som de förekommer med.

Densiteten bestäms genom vägning och volymsbestämning på prover av materialet eller indirekt t.ex. med loggning i borrhål. Beräkning av geologiska modeller som baseras på tyngdkraftsmätningar kräver kunskap om de ingående materialens densitet.

-3 Enheten för densitet är Mgm .

Magnetiseringen hos geologiska material är summan av inducerad magnetisering och materialets egenmagnetisering. Vidare beror den på förekomsten av starkt magnetiska mineral. I svensk kristallin berggrund är detta mineral vanligen magnetit och i vissa områden magnetkis. Den inducerade magnetiseringen beror på geomaterialens magnetiserbarhet och det lokala geomagnetiska fältets intensitet. Magnetiserbarheten kan mätas direkt i fält på de geologiska materialen medan bestämningen av egenmagnetiseringen kräver provtagning i fält och mätningar i laboratoriet. Beräkning av geologiska modeller som baseras på magnetiska mätningar kräver kunskap om de ingående materialens sammanlagda magnetisering. Magnetiserbarhet är en dimensionslös egenskap och kan anges som µSI.

Den elektriska ledningsförmågan (eller dess invers – den elektriska resistiviteten) hos geomaterial beror på förekomsten av elektriskt ledande mineral (grafit, magnetit och sulfider) och porositeten (och det vatten som fyller porerna). Ledningsförmågan kan mätas på plats med elektromagnetiska eller elektriska metoder, på borrkärnor eller i borrhål med olika slags loggningar. Tolkningen av geofysiska modeller som baseras på elektriska eller elektromagnetiska mätningar kräver kunskap om de ingående materialens elektriska ledningsförmåga. Resistiviteten anges i Ωm.

Geologiska material kan laddas elektriskt och denna förmåga att polariseras beror bl.a. på förekomsten av de elektriskt ledande mineralen grafit, magnetit och sulfider. Den inducerade polariseringen kan mätas i fält, på borrkärnor eller i borrhål med loggning. Det är en viktig metod för att avgöra om elektriskt ledande mineral förekommer i närområdet för mätningen och används därför vid malmletning. Polariseringen är dimensionslös och anges i %.

Kapacitansen per meter hos olika material kallas dielektrisk konstant (numera även permittivitet). Den har betydelse för analysen av elektromagnetiska mätningar i radarfrekvensområden och styrs i hög grad av vatteninnehållet i olika geomaterial. Den dielektriska konstanten anges ofta som relativ förhållandena i vakuum och blir då dimensionslös.

Utbredningshastigheten för elektromagnetiska vågor eller pulser varierar med olika geomaterial. Kunskap om denna hastighet behövs för analysen av radarmätningar. Den beror framförallt på förekomsten av vatten i geomaterialen.

Utbredningshastigheten för ljudvågor varierar med olika geomaterial. Den kan mätas direkt på materialet i fält eller på borrkärnor. Det finns en positiv korrelation mellan seismisk våghastighet och densitet. Skillnaden i våghastighet mellan bergarterna i jordskorpan och övre manteln är så stor att den används som kriterium för jordskorpans gräns mot manteln. Kunskap om seismisk våghastighet behövs för analys av seismiska registre-

-1 ringar. Enheten är ms .

De termiska egenskaperna omfattar värmeproduktion, värmekapacitet samt värmeledning. I jordskorpan sker en avsevärd värmeproduktion på grund av sönderfallet av naturliga radioaktiva isotoper. Denna värmeproduktion varierar från 2 till

-3 20 µWm .

Olika geomaterial har också olika värmeledningsförmåga. Detta plus värmeproduktionen i jordskorpan och värmeflödet från jordens mantel bestämmer hur temperaturen ökar mot djupet i den översta jordskorpan. Värmeflödet från jordens man-

-2 tel är ca 60 mWm och temperaturgradienten i kristallin berg-

-1 grund är 15−20 Kkm . Områden med sedimentbergarter har något högre temperaturgradient (sedimenten fungerar som värmeisolering) och områden med kvartsrik berggrund något lägre på grund av skillnader i värmeledning. Kunskap om geomaterialens värmeledning är viktig för prognoser om spridningen av den temperaturpuls som uppkommer vid lagring av utbränt men fortfarande aktivt kärnbränsle.

Värmelagringsförmågan anger hur mycket värmeenergi som kan inlagras i ett material för en viss höjning av temperaturen. Vatten har en hög värmelagringsförmåga som därför är mycket större i vattenmättade jordar än i kristallint berg. Kunskapen är viktig för modellering av värmeförhållandena runt kärnbränslet och för modellering av temperaturutbytet med biosfären.

-1 -3 Värmelagringsförmågan anges som WK m .

Markens radioaktiva strålning beror på dess innehåll av radioaktiva mineral där komponenterna uran, torium och kalium ingår. Halten av radioaktiva mineral varierar med bergarternas bildning och ålder. Mätningarna kan göras från flygplan, på marken, i borrhål eller direkt på prover. Strålningen anges ofta som beräknad mängd (i ppm för uran och thorium och i % för kalium) av de olika isotoperna i markytan.

3.4.4 Strategier vid platsval

Geofysiska undersökningar för platsval börjar med en analys av det tänkta områdets lokalisering i förhållande till regionala geologiska strukturer. I detta stadium krävs litteraturstudier och kartinformation som täcker en stor del av landet. Områdets lokalisering i förhållande till områden där geodynamiska processer (se appendix om geodynamiska processer) kan förväntas påverka jordskorpan är en lika viktig och tidig del i ett platsval. För att få kunskaper om dessa förhållanden bör geodetiska och seismiska observationsnät inrättas i och omkring området. Eftersom det tar lång tid att få fram förändringsdata bör näten inrättas i ett tidigt skede.

I nästa steg undersöks områdets lokala förhållanden, med hjälp av geologisk och geofysisk kartering baserad på de databaser (t.ex. flyggeofysiska mätningar) som redan finns, samt genom kompletterande undersökningar på marken och från luften. I detta skede måste en tillräckligt stor omgivning tas i beaktande och de petrofysiska egenskaperna hos berg och jordmaterial klarläggas. Storleken på undersökningsområdet

måste vara minst 3 gånger så stort som intresseområdets utsträckning i olika riktningar. Det betyder att en area som är ca 10 gånger större än ett så kallat kandidatområde bör undersökas med relevanta mätningar för att förstå områdets strukturella sammanhang med omgivningen

Viktiga strukturer lokaliseras och följs upp med mera detaljerade markgeofysiska mätningar i ett punktnät eller i form av profiler. Metoderna för studiet av berggrunden väljs bland de som har stor djupavkänning och som täcker det tänkta undersökningsdjupet med god marginal. Metoderna för att studera jordtäcket och läget för berggrundens överyta under jordtäcket väljs bland de som har mindre djupavkänning, se tabell 3.1.

Baserat på dessa underlag utförs slutligen undersökningsborrningar, för mätningar och provtagningar i borrhålen. Åtminstone ett borrhål behöver nå ned i området med salt grundvatten för att möjliggöra en kalibrering av de elektromagnetiska metoderna som används för att kartlägga området där övergången till salt grundvatten sker. När strukturer som är viktiga för områdets stabilitet har kartlagts, följer beräkningar över hur rörelsezoner och mellanliggande bergrundsenheter påverkas av fortsatt geodynamik och vid förändringar i bergspänningen. Till dessa beräkningar behövs kunskapen som samlats in från geodetiska och seismiska observationsnät och den rådande bergspänningen.

Karakteriseringen av jordarter och berggrundsytans form är viktiga ingångsparametrar för studiet av grundvattenflöden och grundvattenbildning. Metoderna som kommer till användning vid platsval spänner således över ett stort spektrum och det är en fördel om flera metoder används så att tolkningsalternativen kan begränsas. Valet av metoder bestäms också av de petrofysiska egenskaperna, som finns i berg- och jordmaterialet i ett undersökningsområde, och av olika typer av naturliga eller konstgjorda begränsningar (t.ex. kraftledningar).

3.4.5 Geofysiska mätsystem

De olika geofysiska mätmetoderna kan delas in på flera sätt. Mätsystemen och mätningens design är dock likartade inom metoder där man mäter från luften, direkt på marken, respektive under marken i borrhål. För varje mätmetod relateras mätpunktavståndet med objektstorleken. Mätpunktsavståndet bör således vara mindre än halva objektstorleken. Motsvarande insamlingsprinciper gäller också vid val av mätdata ur en större databas. Metoder med ett stort skalområde passar för både översiktliga regionala och mycket detaljerade undersökningar. Metoder med en liten djupavkänning passar för undersökningar av jordtäcket och berggrundsytan.

För att kunna fastställa att en kontrast föreligger behöver dessutom objektets omgivning ingå i mätningen i tillräcklig omfattning. Omgivningen som ingår i en mätning bör vara lika stor som intresseområdet. Mätpunktsavståndet och den area som skall mätas har ett direkt samband med kostnaderna för en mätning.

I tabell 3.1 nedan ges en översikt över geofysiska metoder och deras användningsområden, djupavkänning och skalområde. Samtliga metoder har en användning i samband med platsval för förvaring av kärnavfall. Vilka metoder som är bäst att kombinera beror delvis på de geologiska förutsättningarna och framförallt berggrundens petrofysiska egenskaper. Därför bör man alltid utgå från de existerande regionala och lokala databaser som föreligger i ett undersökningsområde för att bestämma metoder och utformningen av nya undersökningar. Om kunskaper om de petrofysiska egenskaperna saknas bör de mätas i ett tidigt inledande skede av en undersökning.

Tabell 3.1. Olika geofysiska metoder och deras användningsområden

METOD ANVÄNDNINGSOMRÅDEN DJUPAVKÄNNING (skalområde inom parentes) Markgeofysiska mätningar 1−100 km) Tyngdkraft (a) bergartssammansättning, stora blockrörelser 10 m−10 km Magnetfält (a) stora sprick- och rörelsezoner i magnetisk berg- 10 m−1 km

grund, blockrörelser, bergartskarakterisering Elektromagnetiska metoder (1−10 km) Slingram förekomst av elektriskt ledande mineral 1−50 m Radar (GPR) djup till berggrunden och grundvattennivån 0,1−50 m IP förekomst av elektriskt ledande mineral 1−50 m MT (a) vertikal fördelning av den elektriska resistivite- 10 m−10 km

ten till stora djup, nivån för salt grundvatten VLF förekomst av vattenförande sprickzoner och 10 m−1 km

ungefärlig stupning VLF-R bestämning av jord- och berggrundsresistivitet 10−600 m Elektriska metoder (0,1−10 km) VES (a) bestämning av grundvattenyta, djup till berg- 1 m−1 km

grunden, jordartsskiktning, nivån för salt

grundvatten Seismiska metoder (50 m−1 000 km) Refraktion (a) djup till berggrunden och grundvattennivån, 1 m−50 km

förekomst av branta krosszoner Reflektion (a) djup till berggrunden och grundvattennivån, 0,1 m−50 km

skiktning i jordlager och flacka krosszoner

METOD ANVÄNDNINGSOMRÅDEN DJUPAVKÄNNING (skalområde inom parentes) Flyggeofysiska mätningar (1−100 km) Magnetfält (a) orientering av stora sprickzoner i 3-dimen- 10 m−1 km

sioner, blockrörelser, bergartskarakterisering VLF (*) vattenförande sprickzoner 10-100 m Borrhålsgeofysiska mätningar (0,1−10 m) Vattenflöde vattenflöde i berggrundssektioner Elektrisk resistivitet porositet och sprickighet IP förekomsten av elektriskt ledande mineral TV-kamera orienteringen av sprickzoner i 3-dimensioner Radar orienteringen av sprickzoner i 3-dimensioner Borrhålsform orientering av horisontala stressfält Observationsnät (1−2 000 km) Seismiska lokalisering och orientering av förskjutningar i 1−30 km

berggrunden på djupet, orientering av stressfält Geodetiska (GPS) förskjutning och rotation av berggrundsblock i

3 dimensioner i översta jordskorpan, landhöj-

ning Hydrologiska nederbördsmängder, avrinning, grundvatten-

nivåförändringar (a) Metoder med stor djupavkänning, > 500 m. (*) Flyg-VLF metoden är riktningsselektiv beroende på vilken sändare som används vid mätningen.

3.4.6 Begränsningar på grund av terräng och konstgjorda föremål

Alla geofysiska mätningar är beroende av terrängvariationer och ju mera kuperad terrängen är desto större blir effekterna. Detta beaktas dels vid planeringen av mätningen och dessutom vid

analysen. I vissa metoder kan terrängens effekt minskas genom korrektioner eller inkluderas i modelleringen. Det är alltid lämpligt att studera höjddata parallellt med analysen av mätdata. Detta kan göras särskilt smidigt med utnyttjande av digitala data och geografisk informationsteknik (GIT). Geofysiska mätningar kan göras på isen över vattenområden. Det ökade avståndet till jordtäcket eller berggrunden under vattnet försvagar dock signalerna i viss utsträckning. I vissa mätningar är den konstanta höjden och frånvaron av topografi över mätytan en fördel. Geofysiska mätningar över vattenområden gör det möjligt att få en mera kontinuerlig bild av berggrundens strukturer. Med metoder som beror på den elektriska ledningsförmågan uppstår en kraftig avskärmningseffekt i vatten (särskilt havsvatten), men också i elektriskt ledande delar av jordtäcket (t.ex. lerlager).

Vissa geofysiska metoder är känsliga för konstgjorda (antropogena) föremål. Det gäller framförallt de elektromagnetiska mätningarna där sekundärfält från kraftledningar, teleledningar, större stängsel, rörledningar och telesändare överpräglar de naturliga variationerna i området närmast föremålen. För stora kraftledningar kan det röra sig om flera km, likaså är omgivningen kring aktiva telefonisändare kraftigt störd. Genom att använda elektromagnetiska metoder med kontrollerad egen signalbildning undviks dessa störningar vid mätningen eller så kan de filtreras bort vid databearbetningen.

I magnetiska mätningar är det istället större järnkonstruktioner (t.ex. kraftledningsstolpar och plåttak) som stör mätningarna i deras närområde. Vidare ger likströmsledningar upphov till lokala störande magnetfält. Vid flygmätningar på låg höjd undviks stora kraftledningar och bebyggda områden genom högre mäthöjd varvid de naturliga signalerna försvagas på grund av det ökade avståndet. Kring antropogena föremål uppkommer därför breda korridorer där användningen av elektromagnetiska mätmetoder försvåras eller blir omöjlig.

3.4.7 Flyggeofysik

Flyggeofysiska mätningar görs från satelliter, flygplan eller helikopter och vid samma mättillfälle kan flera olika typer av mätningar göras samtidigt. Mätningarna täcker snabbt stora områden och i dag har många länder heltäckande flyggeofysiska databaser. Satellitbaserade mätningar finns tillgängliga internationellt och har global täckning. I Sverige ansvarar SGU för utförande, bearbetning och datalagring av flyggeofysiska mätningar. Kompromissen mellan kostnader och mätpunktavstånd har hittills varit till förmån för en ganska detaljerad mätning som kan användas för många frågeställningar. Mätningarna görs också på låg höjd, ca 50 m, dvs. på kort avstånd till de geologiska strukturerna i berggrunden. Mätpunktavståndet är 20 m utmed flyglinjen men det är 200 m mellan flyglinjerna. Vid analys av mätdata är det således viktigt att veta var flyglinjerna är belägna, speciellt som modern interpolationsteknik normalt inte klarar att återge sammanhang av strukturer med liten vinkel till flygriktningen. Mätdata presenteras på kartor i skalan 1:50 000 som följer kartbladsindelningen i Sverige. Det går också att få digitala utdrag ur databasen över ett valfritt geografiskt område.

De mätningar som görs från flygplan i Sverige omfattar magnetisk totalintensitet, gammastrålning (representerad som ekvivalent halt vid markytan av de naturliga radioaktiva isotoperna av kalium, uran och torium) och elektromagnetiska sekundärfält från långvågs(VLF)sändare. Dessa mätningar kan användas för många ändamål, bland annat kartläggning av utbredningen av bergarter under jordtäcket och under vatten, kartläggning av större sprickzoner i berggrunden, utredning av radonrisk (i jordarter, berggrund och grundvatten) samt för prospektering efter mineralförekomster.

Radarmätningar som görs från satelliter och flygplan kan räknas till kategorin geofysiska mätningar. De är vanligen mycket detaljerade och görs i flera frekvensområden. Den direkta geologiska användningen är för kartläggning av sprickzoner samt bestämning av markfuktighet. I områden med kraftig vegetation

och intensivt skogsbruk döljs den geologiska informationen av de spår som brukningsmetoderna lämnar (t.ex. hyggesgränser och hyggesplöjning) men framkommer tydligt i radarmätningarna. Mätningarna är oberoende av molntäcket och man kan därmed undvika de effekter som uppkommer från moln och deras skugga på marken vid flygfotografering eller satellitscanning i det synliga våglängdsområdet.

Faktaruta Mätriktning, mätpunktsavstånd, mäthöjd Flygmätningar − i öst-väst eller nord-syd riktning, avstånd 200 m mellan mätlinjer och ca 20 m mellan mätpunkter, mäthöjd ca 50 m över marken, Markmätningar − valfri orientering, avstånd mellan mätpunkter och mätlinjer 5−20 m, Regionala tyngdkraftsmätningar – oregelbundet punktnät med 0,8−5 km punktavstånd, Profilmätningar − orientering vinkelrätt mot strukturriktningen, mätpunktsavstånd 1−20 m.

3.4.8 Markgeofysik

Syfte och datatillgång

Geofysiska markmätningar har utförts i samband med prospektering efter malm och industrimineral och kartläggning av grustillgångar men också för specifika undersökningar inom den reguljära jord- och bergartskarteringen vid SGU. Redan tidigt kom markgeofysiska mätningar igång för grundvattenprospektering i Sverige och utomlands. Under de senaste decennierna har markmätningar fått en ökad betydelse inom olika delar av samhällsbyggandet och för miljöundersökningar.

Geofysiska markmätningar i samband med undermarksbyggande, t.ex. ett slutförvar för använt kärnbränsle, syftar till att bygga upp en geologisk − tektonisk modell över den studerade jordoch bergvolymen. Syftet är vidare att öka kunskapen om jord-

lagrens sammansättning och mäktighet, bergmassans fysikaliska egenskaper, sprickighet, vattenhalt samt gränser mellan olika bergarter. Markmätningarna är oförstörande, men kräver ett stort mått av tolkning. Generellt gäller att upplösningen minskar med ökande djupavkänning. För att studera förhållanden på ett djup av 500 m krävs således stora förändringar i de fysikaliska egenskaperna (eller stora strukturer) för att dessa skall kunna detekteras vid markytan. Ytnära förändringar i sidled får då inte vara större än de vertikala.

Mätningarna görs på marken, antingen i oregelbundna punktnät över större områden, i ett systematiskt punktnät (grid) inom begränsade områden, eller som profiler. Mätpunktsavståndet bestäms av ändamålet med mätningen och kan variera mellan 1 m (detaljerade profiler) och 5 km (regionala rikstäckande mätningar). Mätdata presenteras på kartor eller i profiler. För vissa typer av mätningar finns nationella databaser som förvaltas av SGU.

Regionala mätningar som täcker hela landet finns idag för tyngdkraft, med punktavstånd som varierar mellan 0,8 och 5 km. Mätningarna följer vanligen vägnätet. På större sjöar och i kustområden har mätningar gjorts på isen.

Seismiska undersökningar görs ibland i regional skala, speciellt i sedimenttäckta områden och för speciella projekt. Det finns för närvarande ingen fullständig översikt över var sådana mätningar har utförts och hos vilket företag eller institution resultaten finns.

Mätmetoder

De viktigaste geofysiska metoderna för undersökning av berggrundens strukturella förhållanden i form av sprickor och sprickzoner, är seismiska-, magnetiska-, elektriska- och elektromagnetiska mätningar. Vissa av dessa mätmetoder ger dessutom information om bergarter och bergartsgränser. För alla metoderna gäller att de är känsliga för horisontella och ytnära

variationer medan förändringar på djupet är mycket svårare att upptäcka. Det är också lättare att detektera brant stupande strukturer och bergartsgränser än att kartlägga horisontella sprickzoner och gränser. För refraktionsseismiska och elektriska metoder gäller att stor djupavkänning också kräver mycket långa instrumentuppställningar. I figur 3.8 visas en serie mätningar med olika metoder över en större skjuvzon i Norrbotten och hur resultaten från den magnetiska mätningen kan användas för bestämning av zonens stupning (figur 3.9).

Seismiska undersökningar används för detektering av strukturer i berggrunden. De ytnära strukturerna, t.ex. förekomsten av sprickigt berg, främst brant stupande sprickzoner, kan tolkas ur refraktionsseismiska undersökningar, där den refrakterade delen av ljudvågen följs genom att registrera tiden tills den når fram till utplacerade geofoner. Den seismiska signalens hastighet minskar påtagligt i krossat berg. Det är svårt att detektera horisontella låghastighetszoner med refraktionsseismik. Däremot kan refraktionsseismik med fördel användas till att bestämma bergytans nivå under jordtäcket. Detta har gjorts vid många större byggprojekt, t.ex. längs Bolmentunneln där mer än 200 km refraktionsseismiska profiler utvärderades (Stanfors 1987). Vid reflektionsseismik registreras istället den del av ljudvågen som reflekteras vid övergången till ett material med avvikande hastighet. Metoden kräver tyngre utrustning och kraftfullare databearbetning. Den lämpar sig därför mer för lokala undersökningar. En stor fördel med reflektionsseismik är att metoden är en av de få som kan användas för att identifiera flacka bergstrukturer på större djup, t.ex. horisontella sprickzoner (Andersson 1993, Cosma et al. 1994). Detta har avgörande betydelse för anläggningen av ett slutförvar eftersom flacka strukturer måste kunna beaktas vid bestämningen av läget för den bergvolym som kan tas i anspråk. Seismiska metoder har även använts under byggandet av undermarksanläggningar (s.k. Tunnel Seismic Prediction, TSP) för att prognosticera förhållandena och styra förstärkningsbehovet (Sattel et al. 1996).

Figur 3.8. Exempel på geofysisk respons från en större skjuvzon (markerad med gråton) i Norrbotten. De olika metoderna ger ett tydligt utslag där zonen förekommer. Uppifrån visas: magnetisk (MAGN) låg anomali över zonen på grund av oxidation av magnetit, VLF horisontalkomponent som ger en typisk asymmetrisk anomali över zonen, Slingram (SLING) som ger en negativ anomali, VLF resistivitet (RES) visar låg resistivitet, fasvinkeln (FASV) varierar mycket litet över zonen och nederst syns en hög konduktivitetsanomali (KOND) (från Henkel 1988).

Figur 3.9. Den magnetiska anomalin som ses överst i föregående figur kan användas för att bestämma stupningen av zonen som är 73 grader mot sydväst (från Henkel 1988).

Markradar (GPR) baseras på samma grundläggande reflektionsprinciper som reflektionsseismik men utgår från elektromagnetiska vågors spridning genom marken. En reflex erhålls när radarvågen träffar ett objekt med avvikande elektriska egenskaper. Idag används oftast pulsradarsystem, där elektromagnetiska pulser riktas via en sändarantenn ner i marken, varefter en mottagarantenn registrerar erhållna reflexer. Tidsförskjutningen

-9 för reflexerna mäts i nanosekunder, 10 s. Metoden har under de senaste decennierna fått ökad betydelse för kartläggning av ytliga jord- och berglager och har använts för studier av jordlagringsförhållanden och geologisk utveckling (Widén 2001, O´Neal & McGeary 2002, Helle 2004). GPR har också använts för studier av tektoniska zoner, såväl aktiva (Rashed et al. 2003, Slater &

Niemi 2003) som äldre neotektoniska zoner (Dehls et al. 2000, Tirén et al. 2001). Metoden kan, liksom reflektionsseismik, användas till att identifiera flacka tektoniska strukturer och är därför betydelsefull för studier av det ytliga och generellt mer uppspruckna berget, figur 3.10 och 3.11. I jordtäckta områden kan berggrundsytans nivå kartläggas, liksom flödesgynnande strukturer i kontaktzonen jord-berg, som är av betydelse för grundvattenbildningen, figur 3.12. GPR kan även användas kontinuerligt under byggfasen, direkt från undermarksanläggningen, för att prediktera sprickor, bergartsgränser och andra bergartsstrukturer för att styra förstärkningsbehov och kartlägga förinjekteringens effektivitet (Cardarelli et al. 2003).

Figur 3.10. Exempel på tolkning av sprickor i det ytliga berget ur GPR-mätningar (Grasmück 1994). Från tidsskalan kan djupet till de reflekterande strukturerna beräknas om signalens hastighet i olika geo-material är känd.

Figur 3.11. Exempel på flack sprickzon i Forsmarksområdet. Sådana sprickzoner kan detekteras ytligt med markradar och på större djup med reflektionsseismik (foto Kaj Ahlbom 2003).

Om den kristallina berggrunden är magnetisk, kan magnetiska mätningar från marken (eller från flygplan) användas för att kartlägga större sprickzoner. Dessa zoner är alltid lågmagnetiska på grund av mineralomvandlingar och kan kartläggas även under jordtäcket och i vattentäckta områden. Genom modellberäkningar och med kunskap om den omgivande berggrundens magnetisering, kan också zonernas stupning fastställas.

Figur 3.12. Exempel på tolkning av berggrundsytans nivå baserad på GPR-mätningar i ett område i östra Mellansverige (Olofsson et al. 2004).

Elektriska mätningar baseras på att ett elektriskt fält skapas i marken genom två strömelektroder. Strömfältets utbredning beror på avståndet mellan elektroderna men påverkas också av marklagrens ledningsförmåga. Genom att mäta spänningsförhållandena med potentialelektroder, kan markens skenbara resistivitet beräknas. Den uppmätta resistiviteten beror på hur elektrodparen är arrangerade samt laterala och vertikala förändringar i markens elektriska egenskaper. Genom invers modellering, där markens elektriska egenskaper och marklagrens mäktig-

het varieras tills en samstämmighet uppnås med uppmätta värden, erhålls en tolkning av markens uppbyggnad och elektriska egenskaper. Idag används oftast multielektrodsystem (CVES) med ett stort antal elektroder ordnade längs linjer eller i ett nät tillsammans med en dator som styr vilka elektroder som skall vara ström- respektive potentialelektroder. Genom invers modellering kan sedan markens resistivitetsfördelning beräknas två- eller tredimensionellt. Elektrisk mätning har fått stor betydelse för kartläggning av jord- och berglagerföljder och bestämning av grundvattenytor. Viktiga tillämpningar finns också inom miljörelaterade undersökningar och för miljökontroll (Bernstone & Dahlin 1998, Aaltonen 2001), figur 3.13. Om fasta elektroder anbringas i marken kan metoden användas för långtidskontroll, t.ex. runt avfallsanläggningar där föroreningarna ofta har hög salthalt (Aaltonen & Olofsson 2001) eller för kontroll av klimatrelaterade markfuktighetsförhållanden och grundvattennivåer.

De flesta på marknaden förekommande multielektrodsystem medger bara avkänning ned till ett hundratal meter. En intressant applikation av geoelektriska undersökningar är att med flera km långa elektrodutlägg kartera saltvattenförekomsten på större djup. Detta är ett utmärkt komplement till djupa borrningar. I kustnära områden kan det dock vara svårt att undvika havsvattnets kortslutande effekt på mätningarna.

Markens elektriska laddningsförmåga, chargeability, kan mätas med inducerad polarisation (IP). Metoden baseras på att ett strömfält skapas över marken varvid polarisation uppstår i marken. När strömfältet slås av kvarstår denna polarisation över en viss tid och kan mätas. Metoden har en stor potential för studier av förorenad mark, t.ex. för spridda föroreningar med salter eller oljeförorening (Dahlin & Leroux 2002, Sjögren 2004). Även utan yttre pålagt strömfält förekommer en svag polarisation beroende på markens mineralinnehåll och markvätskans elektrolytegenskaper. Mätning av denna naturliga självpotential (SP) med känsliga icke polariserande elektroder kan på samma sätt användas vid ytlig malmprospektering och föroreningskarte-

ring. Metoden har även använts vid ytnära spårämnesförsök i berg (Nimmer & Osiensky 2002).

Figur 3.13. Resistivitetsmätningar för analys av föroreningsspridning från en avfallsdeponi. Mätningarna är gjorda med CVES och modellerade två- respektive tredimensionellt. Resultatet är presenterat som profiler (t.v.), horisontellt tvärsnitt i det ytliga berget, ca 12 meter under marken (övre t.h.) samt tredimensionella lågresistivitetszoner (undre t.h.) (Olofsson et al. 2004).

Elektromagnetisk induktion innebär att ett strömfält skapas i elektriska ledare i marken med hjälp av ett yttre elektromagnetiskt fält. De sekundära elektromagnetiska fält som då uppkommer kan mätas på markytan. Det finns flera frekvensstyrda metoder som antingen använder naturliga elektriska strömmar

-4 (MT-mätningar), i frekvensområdet från 10 till 1 kHz, eller strömmar inducerade av radiosignaler (VLF-mätningar) i frekvensområdet från 15 till 25 kHz. Det finns också elektromagnetiska metoder där fältet skapas med en medhavd sändare (Slingram) i frekvensområdet från 5 till 15 kHz. Generellt gäller att djupavkänningen bestäms av frekvensen på det elektromagnetiska fältet och markens ledningsförmåga. I kristallin berggrund föreligger alltid en hög kontrast i resistivitet mellan opåverkad berggrund och sprickzoner. VLF-mätningar är därför en effektiv metod för kartläggningen av sprickzoner på landområden (men ej över vattentäckta områden).

På senare tid har elektromagnetiska mätmetoder utvecklats för att beskriva fördelningen av elektrisk resistivitet ned till flera km djup i berggrunden. En sammanfattning av VLF- och MT-metoder ges i Oskooi (2004). I de magnetotelluriska mätningarna (MT) utnyttjas naturliga i berggrunden förekommande elektriska strömmar, figur 3.14. Djupavkänningen är upp till 10 km och mätningen görs så att även anisotropiförhållanden kan utredas. Observationstiderna är upp till 12 timmar. Störningar från mobiltelefoni och kraftledningar kan i de flesta fall filtreras bort. Med mätningar i ett glest nät kan 3-dimensionella elektriskt ledande strukturer avgränsas. Med metoden kan djupet för övergången till salt grundvatten bestämmas.

Elektromagnetiska mätmetoder har använts för malmprospektering, undersökning av vattenförande sprickzoner i berget och för studier av föroreningsspridning. Metoderna är i stark teoretisk och praktisk utveckling och nya instrument utvecklas för miljötillämpningar, t.ex. EnviroMT (Bastani 2001).

Figur 3.14. Två modeller av resistivitetsvariationen med djupet baserade på MT mätningar (från öarna Midsommar och Björkö i Mälaren) (från Oskooi & Pedersen 2004). Den streckade linjen markerar det borrdjup som uppnåtts i närheten av MT mätplatsen och där man kan korrelera resistiviteten med observationer av sprickighet respektive förekomsten av elektriskt ledande mineral.

3.4.9 Borrhålsgeofysik

I de flesta djupa borrhålen i Sverige har mätningar utförts med olika typer av geofysiska loggningar för att få kunskap om de uppmätta egenskapernas variation med djupet. Sådana mätningar kan göras med ett mellanrum som varierar från 0,1 till 10-tals

meter. Noggranna metoder har utvecklats för att korrelera de djupmått som erhålls vid olika mätningar. I Sverige finns dock mycket få borrhål med djup som är större än 1 km. Därmed saknas kunskaper om var övergången till salt grundvatten sker i berggrunden och hur djupt sprickzonerna förekommer i den översta delen av jordskorpan. Borrhål som är djupare än 2 km i kristallin berggrund finns i Sverige bara i den centrala delen av Siljanstrukturen. I borrhålsmätningar är avkänningsavståndet i sidled mycket litet, från decimeter för vissa metoder och under gynnsamma omständigheter upp till 10-tals meter för t.ex. borrhålsradar. Mätning av resistivitet i borrhål ger endast relativa värden och en kalibrering krävs för att erhålla värden som är representativa för bergarter. Detta problem behandlas i Löfgren & Neretnieks (2002).

Följande typer av borrhålsmätningar är vanliga och kan användas vid platsval:

Metoder som karakteriserar bergarter och bergartsgränser tyngdkraftsmätningar mätning av magnetiserbarhet inducerad polarisation (IP) gammastrålning (förekommer i flera olika utföranden)

Metoder som ger upplysningar om sprickzoner och förekomsten av vatten mätning av elektrisk resistivitet (i flera olika utföranden) radarmätningar vattenflödesmätningar mätning av borrhålsform (caliper) temperaturmätningar video fotografi

Metoder som ger upplysningar om stress och temperaturförhållanden respons på tryckförändringar mätning av borrhålsform temperaturmätningar mätning av gammastrålning (flera olika utföranden)

Metoderna används i ofta kombination och flera sofistikerade mätsonder har utvecklats för de elektriska metoderna (bl.a. för olika elektrodkonfigurationer), figur 3.15. Mätningar med radar, borrhålsform och fotografi ger också upplysningar om orienteringen av de strukturer som avbildats. Vattenflödesmätningar görs i avgränsade sektioner, liksom respons på tryckförändringar. Responsen i berggrundens rörelse mäts och lokaliseras under testperioden med hjälp av lokala seismografnät. Sammankopplingen mellan borrhålsdata, som är mycket detaljerade (dm-skala) och kontinuerliga, med ytdata som är spridda (1 till 10 m-skala) och ofullständiga, är ett svårt problem. Svårigheten hänger samman med hur det går att skilja mellan lokala fenomen och sådana som har en större utbredning. Mätmetodernas avståndsberoende gör att den rumsliga upplösningen snabbt avtar med avståndet från borrhålet och med djupet under markbaserade mätningar. Problemet kan inte lösas med tätare eller känsligare mätningar – det krävs snarare fler borrhål – varvid berggrundens egenskaper påverkas på ett ogynnsamt sätt.

Figur 3.15. Exempel på loggningsdata från ett drygt 900 m djupt borrhål (på Björkö i Mälaren) med elektrisk resistivitet (två metoder, short normal resp. long normal), vattenflöde och inducerad polarisation (IP) generaliserade över 10 m intervaller (Sträng 2003). Variationen i resistivitet återspeglar sprickfrekvensen. Högre vattenflöden markerar öppna sprickzoner och förhöjd IP-effekt markerar områden där elektriskt ledande mineral förekommer.

3.4.10 Databaser hos SGU och Sjöfartsverket

Sveriges Geologiska Undersökning (SGU) ansvarar för ett stort antal databaser med digital och analog geovetenskaplig information. De är tillgängliga för forskning, prospektering, geotekniska och miljöundersökningar. För dataanvändning krävs en licens och en avgift. Digitala data kan erhållas i ett valfritt geografiskt område och de lämpar sig ofta direkt för analys med geografisk informationsteknik, GIT. Dessutom finns geovetenskapliga kartor med olika detaljeringsgrad över hela landet.

Regionala mätningar görs systematiskt och utförs av SGU medan detaljerade mätningar utförs av geo-konsultbolag, prospekteringsföretag och geovetenskapliga institutioner.

Förfrågningar om seismiska mätningar bör i första hand riktas till SGU. Flera internationella projekt, med syftet att bestämma struktur och mäktighet hos jordskorpan, har baserats på seismiska undersökningar utsträckta över många 100 km.

I samband med prospektering efter malmer har stora ytor i Västerbotten och Norrbotten kartlagts mycket detaljerat med flera typer av markgeofysiska mätningar. Dessa finns dokumenterade hos SGU.

Sjöfartsverket har hand om batymetriska data, ofta med hög detaljeringsgrad, över kustområden och insjöar där sjöfart förekommer. Dessa batymetriska data kan användas på samma sätt och i kombination med höjddata för att studera förekomsten av sprickzoner i vattenområden (eller zonernas förlängning från markområden till vattenområden). En sådan kombinerad studie har t.ex. gjorts för Vänernbassängen (Isaac 1992) och Södra Björkfjärden (Chuang 2003).

3.5 Sammanfattande slutsatser

Geologiska metoder

Det svenska urberget utgör ett komplext heterogent medium, som formats av geologiska processer under mer än 2000 miljoner år. Många av dessa processer är historiska men påverkar stabilitet och säkerhet hos ett slutförvar för radioaktivt avfall. Andra processer är aktiva och förändrar allteftersom de geologiska förhållandena. Den geologiska situationen i urbergsskölden med ett mycket ungt jordtäcke över en avsevärt mycket äldre kristallin berggrund gör att det tidsavsnitt för vilket man kan studera pågående geologiska förändringar är mycket mindre än förvarets tänkta livslängd. Därför är det viktigt att genomföra systematiska studier i de unga avlagringarna med avseende på effekter från landhöjningen, jordskalv och förkastningsrörelser. Många av dessa dynamiska processer kommer troligtvis att fortgå under överskådlig tid framåt.

Geodynamiska metoder

Mycket forskning har utförts beträffande de inducerade geodynamiska förändringar, som kommer att uppstå lokalt genom anläggandet av ett slutförvar för använt kärnbränsle, även kopplat till det värmeutbyte som då kommer att uppstå mellan förvaret och omgivningen. Den naturliga geodynamiken har dock inte rönt samma intresse. Ett flertal indikatorer visar emellertid att det hela tiden sker systematiska rörelser mellan block i jordskorpan. Sådana rörelser har i några fall kunnat kvantifieras med geologiska metoder, med mätningar i det globala postionsbestämningssystemet GPS och med analys av större jordskalv. Rörelserna är lokaliserade till avgränsade områden eller zoner. Dessa zoner kan kartläggas geografiskt och på djupet med geologiska och geofysiska metoder. Rörelserna utmed zonerna är

relativt små och därför krävs långa observationsperioder för att kunna fastställa dem med säkerhet.

Rörelsezonernas funktion ingår i ett större regionalt sammanhang och hur de fungerar lokalt finns det för närvarande ofullständig kunskap om, varför lokala system måste byggas upp och mätas under lång tid. Den pågående deformationen är nämligen ett av nyckelproblemen för att kunna göra prognoser om berggrundsstabilitet. Därför krävs kunskap om zonernas läge och utbredning (horisontellt och vertikalt), rörelsens hastighet och riktning, zonernas funktion i tiden samt deras funktion i den regionala och plattektoniska deformationen. Modellering bör göras av hur plintar och skjuvlinser reagerar vid ändring av stressfältet. En sådan modellering kan göras på observerade strukturer i undersökningsområden och deras regionala sammanhang.

De metoder som behöver vidareutvecklas för att kunna ge kunskap om detta är såväl direkta som indirekta, exempelvis mätningsteknik med GPS- och seismografnät, åldersbestämningar av mineral och geologiska observationer för att nå ökade kunskaper om litosfärens uppbyggnad och funktion. De befintliga geodetiska och seismiska näten bör vara heltäckande och samarbete över nationsgränserna utvecklas för att skapa databaser som kan användas för flera geovetenskapliga syften. De GPS-nät, som tidigare har upprättats, bör mätas även i fortsättningen för att erhålla så långa tidsserier som möjligt. Detta gäller även mätningar av tyngdkraftens förändring.

Geofysiska metoder

En stor mängd geofysiska undersökningar har hittills genomförts eller planerats i samband med platsundersökningar inför anläggandet av ett slutförvar för använt kärnbränsle. Mätningarna har haft skilda syften och skalor, från översiktliga flygmätningar till detaljerade undersökningar i borrhål. I många fall har syftet varit att bygga upp en geologisk/tektonisk modell över området eller att prediktera geologiska och tektoniska föränd-

ringar under byggfasen, såsom vid anläggandet av Äspötunneln. En begränsad mängd forskningsinsatser har gjorts beträffande möjligheterna att överföra mätningarna till ingångsvariabler för bland annat spridningsmodeller. Vissa utvecklingsförsök har gjorts, t.ex. resistivitetsmätningar för att bestämma diffusionen i massivt berg (Löfgren & Neretnieks 2002).

Geofysiska undersökningar utgör ett mycket värdefullt inslag eftersom de i princip är de enda metoder som medger oförstörande mätning av den bergvolym där slutförvaret kommer att anläggas. Det är därför av stor vikt att yttäckande geofysiska undersökningar genomförs på ett tidigt stadium. En kombination av flera metoder med hög mätpunktstäthet och bestämning av geomaterialens fysikaliska egenskaper samt kontrollborrningar behövs för att minska osäkerheten vid tolkningen av mätningarna.

En kombination av magnetotelluriska (MT) mätningar, som har stor djupavkänning, och reflektionsseismiska mätningar är redskap för att klarlägga djupet till salt grundvatten respektive förekomsten av djupa sprickzoner. Sådana mätningar bör göras på ett systematiskt och yttäckande sätt. Av särskild vikt är också ytliga geofysiska undersökningar, t.ex. yttäckande mätningar med markradar med syfte att kartlägga jordlagerföljd, jordmäktighet, kontaktzonen jord-berg och det ytliga bergets sprickförhållanden bl.a. som grund för beräkning av grundvattenbildning till berget.

För geologiska, geodynamiska och geofysiska undersökningar gäller att mätningarnas utsträckning bör vara så stor att en tillräcklig omgivning utanför själva intresseområdet ingår. Detta gäller även i vattentäckta områden. Utsträckningen bör vara ca 3 gånger större än intresseområdet i alla riktningar. Den totala undersökningsarean blir därmed ca 10 gånger större än intresseområdets area. Reflektionsseismiska och radarundersökningar bör utföras på ett systematiskt sätt i hela undersökningsområdet för att kartlägga förekomsten av flacka sprickzoner eftersom dessa normalt inte kan ses i hällar eller med andra geofysiska metoder.

3.6 Appendix: Geodynamiska processer

Kartläggningen av utbredningen och intensiteten hos geodynamiska processer kräver observationer av deformationer i referensstrukturer eller i punktnät över en längre tidsperiod. Deformation av jordskorpan under den senaste årmiljonen och nu pågående deformation av jordskorpan benämns neotektonik. I Sverige avses speciellt den deformation som har inträffat efter senaste nedisningen. Deformationen som pågår för närvarande är nästan omärklig över korta tidsperspektiv (årtionden), men kan ackumuleras till avsevärd storlek under geologiska tidsperioder (årmiljoner). På grund av den ständiga rörelsen hos de globala litosfäriska plattorna så berörs alla delar av jordskorpan överallt på jorden. Utmed plattgränserna är deformationen mycket stor och orsakar allvarliga jordskalv och vulkanutbrott. Inom en litosfärplatta är deformationen avsevärt mindre, märks knappast och ställer inte till med katastrofer. Gränserna för vår litosfärplatta (den Eurasiska plattan) ligger mitt i Nordatlanten (figur 3.16), i Arktiska Oceanen, utmed den japanska ökedjan, Indonesien, Himalaya, Anatolien, Alperna och Atlasbergen. Den Eurasiska plattan består mest av kontinenter och rör sig på grund av den Atlantiska ocenaskorpans tillväxt med ca 1 cm per år. (dvs. samma storleksordning horisontellt som landhöjningen vertikalt). Inom denna platta finns flera aktiva deformationszoner, t.ex. gravsänkesystemet som sträcker sig från Nordsjön via Rhendalen till Rhonedalen. Det finns också områden i vår närhet som på goda grunder kan misstänkas vara aktiva deformationszoner, t.ex. fjällkedjan, Vänern och Bottenhavet-Bottenviken. Deformationszonerna kännetecknas av avvikande topografi, avvikande landhöjning, förekomst av jordskalv och systematiska förskjutningar av stora block av jordskorpan. Dessa olika kännetecken samt hur de kan studeras behandlas kortfattat i det följande.

Figur 3.16. Sveriges plattektoniska läge. Den Mittatlantiska ryggen är vår närmaste plattgräns mellan den Nordamerikanska (mörkgrå) och den Eurasiska (ljusgrå) litosfärplattan. De stora geomorfologiska områdena är höjningsområdet i de skandinaviska fjällen (röda linjer) och de parallella ca 400 km österut belägna sänkningsområdena (blå linjer) kring Vänern och Bottenhavet- Bottenviken. Generaliserade jordskalvsområden är markerade med gröna linjer. Första ordningens skjuvzoner är markerade med lila linjer (Henkel & Roslund 1994).

I mera detaljerad skala yttrar sig neotektonik genom förekomsten av förkastningshak i terrängen med varierande höjd (från mindre än 1 m till över 20 m), skred, slumpnings- och avvattningsstrukturer i jordlager, blockfält och -grottor och som förskjutningar av glacialt bearbetade hällytor. En del av dessa fenomen kan också uppkomma på grund av andra geologiska processer och kopplingen mellan förekomst och orsak kräver omfattande kartläggning över stora områden. De terrängformer som är förknippade med unga förkastningszoner upptäcktes först genom flygfotostudier i områden som har befunnit sig över den högsta kustlinjen och som därför inte har utsatts för havsstrandserosion. Skred kan upptäckas på samma sätt (och riskerar att eroderas om de varit utsatta för stranderosion). Därför har dessa neotektoniska indikatorer hittills mest hittats i nordvästra Norrbotten och det är ännu oklart om de markerar ett avvikande neotektoniskt aktivt område eller om de har förekommit även i områden under högsta kustlinjen. Genom många nya vägbyggen har stora skärningar skapats som lämpar sig för detaljerade studier av störningar i lagerföljder. De är vanliga fenomen i rörlig sedimentär miljö och gränsdragningen mot tektoniskt orsakade strukturer kräver regional kartläggning och datering av sedimentlagren där strukturerna observerats. Blockfält och -grottor kan ha samband med jordskalv men uppkommer också genom frosthävning och frostsprängning. Mindre förskjutningar av glacialt bearbetade hällytor utmed sprickor är en tydlig indikation på blockrörelse efter det att ytan har bildats. Avbrott i sådana ytor, där det ena blocket saknas, uppkommer genom att isen transporterat bort den saknade delen. I Mörner (2003) görs en genomgående neotektonisk tolkning av ett stort antal observationer, som kopplas till paleoseismisk aktivitet. Många av de observerade fenomenen placeras i tiden till isavsmältningsskedet, som var en period med relativt stora ändringar i stressfältet.

Kunskap om de pågående geodynamiska processerna är viktiga för bedömningen av den långsiktiga stabiliteten i ett kärnavfallsförvar. Utan faktiska mätningar av geodynamiska förändringar

och kunskaper om de bakomliggande processerna är prognoser över framtida förändringar baserade på antaganden.

3.6.1 Topografi

Variationen i den storskaliga topografin i Skandinavien orsakas främst av tektoniska processer och erosion. Höjdområden kan inte bestå över längre geologiska tidsperioder på grund av ständigt pågående erosion. På samma sätt kan sänkor inte bestå över längre tidsrymder på grund av ständigt pågående sedimentation. Områden utan nämnvärd topografisk variation är däremot relativt stabila (t.ex. Småländska höglandet och Finland). Genom studiet av höjddata (i form av topografiska kartor eller digitala höjddata) kan äldre erosionsytor rekonstrueras (Lidmar-Bergström 1988). Dessa går emellertid endast i undantagsfall att åldersbestämma. Den storskaliga topografin i Skandinavien är ung. Studier av sedimenteringen i havsområdena utanför Norges kust tyder på ökad sedimentation med början för 5 till 10 miljoner år sedan och tydliga höjningsområden har identifierats i fjällkedjan (Riis & Fjedskaar 1992). I Vänern och Bottenhavet– Bottenviken saknas ännu mäktiga förekomster av unga sediment trots att erosionen av fjällkedjan pågår för fullt och älvarna transporterar material till dessa sänkor. Orsaken till den unga topografin är ännu inte känd men på grund av de stora dimensionerna måste det röra sig om plattektoniska processer. Den naturliga utvecklingen av den unga oceaniska litosfären i Nordatlanten leder så småningom till att en subduktionszon utvecklas vid randen till den kontinentala litosfären där den oceaniska litosfären sjunker in under den kontinentala. På avstånd och parallellt med subduktionszonen skulle då en sänka utvecklas genom att litosfären dras isär av en motgående ström i övre manteln. Det finns dock för närvarande inga mätdata som kan fastställa förändringarna i den storskaliga topografin. För att erhålla sådana krävs observationer av landytans och havsbottens förändring under långa tidsperioder, troligen under 10-tals år.

Sådana observationer görs i geodetiska nät som är landstäckande och där man använder sig av kontinuerlig mätning mot de satelliter som ingår i det globala positionsbetämningssystemet GPS. Även topografin i mindre skala (t.ex. upphöjda eller nedsänkta skjuvlinser) kan vara indikatorer på geodynamiska processer. I figur 3.17 visas en genomskärning av jordskorpan från NV Lofoten till centrala Finland (Henkel & Lund 2004). Figur 3.18 visar en profil över en större skjuvzon i Värmland.

Figur 3.17. Tvärsnitt genom jordskorpan från nordväst om Lofoten till centrala Finland. Modellen är baserad på en kombination av refraktionsseismiska och gravimetriska data. I nordväst ses övergången från den oceaniska skorpan till kontinentshelfen. Jordskorpans mäktighet är större under fjällkedjan och den blir som störst i Finland. Antalet jordskalv som förekommer i tre tydliga bälten (avgränsade med vertikala linjer) är angiven med stora siffror i den ungefärliga positionen skalven har på djupet. (Tyngdkraftsanomalin är angiven i gu (= 0,1 mgal). De små siffrorna betecknar områden med olika densitet).

Figur 3.18. Profil över en av första ordningens skjuvzoner i Värmland (markerad som PZ) som skär genom hela jordskorpan (här ca 40 km mäktig) (Henkel 1992). I övre delen visas magnetmätningar som ligger till grund för beräkningen av zonens ytnära läge och stupning. I nedre delen visas tyngdkraftsmätningar som ligger till grund för beräkningen av zonens fortsättning genom jordskorpan. Den visar också en nedsänkning av olika lager i jordskorpan från väster och in mot zonen som stupar brant mot öster.

Faktaruta Plattektonik − den deformation som litosfärplattor genomgår på grund av värmekonvektionen från jordens mantel. Litosfär − det översta skalet i jordens uppbyggnad som rör sig som enhet i plattektoniska processer. Djup ca 250 km i centrala Skandinavien. Mantel − området mellan litosfär och jordens kärna, ca 3 000 km mäktigt. Jordskorpa − litosfärens allra översta del utanpå manteln, mäktighet i centrala Skandinavien ca 50 km. Gränsytan mellan jordskorpan och manteln kallas Moho (Mohorovicic diskontinuiteten).

3.6.2 Landhöjning

Landhöjningen i Skandinavien är välkänd och uppmätt sedan århundraden och den kan avläsas i de unga geologiska avlagringarna som omdanats i strandzoner och som gradvis hamnat på allt högre nivåer över den nuvarande havsytan. Landhöjningen är för närvarande som störst, med ca 9 mm per år, i närheten av Umeå. Den är noll nära den gräns som urbergsskölden utgör mot omkringliggande sedimenttäckta områden. I området strax söder och öster om urbergsskölden (dvs. i Nordtyskland, Danmark, sydligaste Skåne, Rigabukten och kring Ladogasjön) pågår en svag landsänkning. Landhöjningens orsak har tillskrivits avsmältningen av inlandsisen för över 10 000 år sedan. Det finns emellertid flera indikationer på att andra krafter är verksamma. Landhöjningens utbredning passar inte ihop med isens utbredning. Det finns också lokala avvikelser i landhöjningen (så kallad differentiell landhöjning), och en avsevärd skillnad i landhöjningens gradient mellan den västra och östra delen av landhöjningsområdet. Områden med signifikant avvikelse från den generella landhöjningen (som kan kopplas till isavsmältningen) visar relativa höjningsområden med mer än 1,5 mm/år i fjällkedjan och relativa sänkningsområden med motsvarande avvikel-

ser i Bottenhavet, (se figur 3.16 områden inom röda resp. blåa linjer). Sänkningsområdet sträcker sig längre mot nordost än Bottenviken. Det berör också norra Uppland (Fjeldskaar et al. 2000). Undersökningar av strandlinjeförskjutningar i nordöstra Uppland (Hedenström & Risberg 2003) visar att den exponentiellt avtagande landhöjningen för ca 5 500 år sedan övergått i en lineär trend. Detta är ett starkt indicium på att andra processer än isostatisk kompensation efter isavsmältningen är verksamma.

Landhöjningen kan mätas med återkommande höjdavvägningar av fasta punkter och det är på sådana mätningar som kunskapen om den nuvarande landhöjningen är baserad. Traditionella höjdavvägningar har dock sedan 1993 ersatts med data som erhålls från 25 fasta GPS stationer som placerats över hela landet, det så kallade SWEPOS nätet. Efter en längre observationsperiod går det att ur dessa data beräkna observationspunkternas relativa rörelse både i horisontal- och vertikalled.

3.6.3 Jordskalv

Jordskalv uppkommer när jordskorpan bryts sönder på grund av att spänningar, som byggts upp under en längre tidsperiod, plötsligt utlöses. Sådana spänningar ackumuleras på grund av differentiell rörelse mellan jordskorpeblock utmed skjuvzoner. I Skandinavien förekommer bara svaga jordskalv och någon enstaka gång skalv med en magnitud på 5 (Richterskalan). Skalven förekommer i den spröda delen av jordskorpan i genomsnitt på ca 18 km djup, utmed vissa zoner och i några avgränsade områden. Nuvarande jorskalvsområden i Sverige är framförallt Vänernsänkan och kusten utmed Bottenhavet–Bottenviken (se kartan i figur 3.19). Jordskalven registreras i ett nät med seismografstationer, som är i funktion över en längre tidsperiod. Ju mera finmaskigt nätet är, desto bättre går det att lokalisera och karakterisera även mindre skalv. Registreringar från mellanstora och stora skalv kan utvärderas med avseende på stressfältets och rörelseytans orientering, dess area samt den förskjutning som

har inträffat. Sådana utvärderingar görs av den seismologiska avdelningen vid Uppsala Universitet som också driver det sedan år 2000 registrerande nya seismografnätet SNSN. Hittills har över 1 000 skalv registrerats i detta nät, figur 3.19 och 3.20.

Figur 3.19. Förekomsten av jordskalv i Skandinavien. Anhopningen av skalv i de fyra områden som markerats med grönt i figur 3.16 syns tydligt (ur Sveriges Nationalatlas © Lantmäteriet Gävle 2004, medgivande M 2004/3790).

Figur 3.20. Fördelningen av jordskalv i Vänernområdet visar en anhopning av skalv (kartbilden A) samt hur de fördelar sig projicerade på ett väst-östligt (profil B) och ett syd-nordligt tvärsnitt (profil C) (från Isaac 1992).

Spåren efter jordskalv kan också finnas i sedimentlagerföljder och i berggrunden. I det förra fallet kan tidpunkten för skalvet ofta ringas in medan spåren i berggrunden sällan låter sig åldersbestämmas. I sedimentlagerföljder är förekomsten av skred och likvefaktion (flytjordsbildning) tecken på jordskalv. I berggrunden är det förekomsten av friktionssmältor som utvisar läget och omfattningen av fossila jordskalv. Urbergsgrottor har också föreslagits vara orsakade av jordskalv.

3.6.4 Förkastningsrörelser

Den spröda översta delen av jordskorpan är genomdragen av rörelsezoner. När angränsande bergrundsblock har förskjutits kallas detta för en förkastning (se Berglund & Stigh 1998). Några av dessa zoner har varit aktiva strax efter isavsmältningen (figur 3.21 och 3.22). Det krävs emellertid att rörelsen har förskjutit någon daterbar geologisk struktur, t.ex. en rullstensås eller en moränrygg, ett mätbart avstånd för att det skall gå att observera rörelsen. Om den har inträffat i en helt homogen omgivning eller har ett mycket litet rörelsebelopp kan den inte fastställas. Det krävs också att den geologiska miljön är så stabil att förskjutningarna har kunnat bevaras. På senare tid har metoder utvecklats som tillåter att alla systematiska berggrundsrörelser kan mätas, till exempel med upprepade GPS mätningar av fasta punkter som placerats strategiskt med hänsyn till de zoner som skall undersökas (se figur 3.4 och 3.5). Mätserierna behöver utsträckas minst ca 6 år i tiden för att tolkningsbara resultat skall uppnås. Undersökningar som hittills utförts med GPS mätningar visar att laterala rörelser på några få mm per år förekommer i utmed Tornquist zonen i Skåne (en av första ordningens skjuvzoner – se figur 3.16) (Pan et al. 2001). I nätet i Norrbotten, där observationstiden endast är 5 år, har hittills inte några rörelser kunnat påvisas med säkerhet (Ågren 2001) och där bör mätningarna upprepas vid fler kommande tidpunkter. I Milnes (1998) har information om deformationer som inträffat mycket långt tillbaka i tiden sammanställts. Deras funktion i nutiden är dock fortfarande oklar. Det finns ingen djupare kunskap om var, hur och varför nutida rörelser sker eftersom detta kräver både detaljerade lokala undersökningar samt god kännedom om rörelsemönstret i den plattektoniska enhet som Sverige är en del av. Dessutom kräver frågeställningarna ett 3-dimensionellt angreppssätt som är svårt att åstadkomma då fördelningen av horisontella sprickor ofta är okänd.

Figur 3.21. Postglaciala förkastningar i norra Skandinavien (röda streck) (från Lagerbäck 1988).

Figur 3.22. Pärve-förkastningen – en av de stora postglaciala förkastningarna i Skandinavien, vy mot norr (från Lindström et al. 2000) (foto J. Lundqvist 1975).

När läge och rörelse för sprickzoner har fastställts uppkommer frågeställningar som berör zonernas framtida funktion. Till exempel vilka förändringar i stressfältets styrka och orientering som kan aktivera en viss sprickriktning samt hur stressfältet kommer att förändras på grund av den plattektoniska utvecklingen eller på grund av kommande istider. I LaPointe et al. (2000) redogörs med modellberäkningar hur jordskalv som inträffar i närheten av en förvaringsplats påverkar förvaret genom aktivering av befintliga sprickzoner. Med samma teknik kan man modellera hur stor ändring av stressfältet som behövs för att aktivera de sprick- och skjuvzoner som kartlagts i ett undersökningsområde.

Referenser

Aaltonen, J., 2001: Ground monitoring using resistivity

measurements in glaciated terrains. Doktorsavhandling,

KTH, Institutionen för Mark- och Vattenteknik, TRITA- AMI PHD 1042.

Aaltonen, J. & Olofsson, B., 2001: Direct current (DC)

resistivity measurements in long-term groundwater monitoring programmes. Environmental Geology 41:662−671.

Amadei, B., & Stephansson, O., 1997: Rock stress and its

measurements. Chapman and Hall, London. Andersson, O., Bergdahl, U., Nemeth, T., Nyberg, I., Stille, H.,

Svesson, P.L., Tenne, M. & Viberg, L.,1984: Fältundersökningsmetoder – Kapitel G08. Handboken bygg. Liber- Förlag.

Ask, D., 2003: Hydraulic rock stress measurements in borehole

BJO01, Björkö Island, Lake Mälaren, Sweden. KTH, Department of Land and Water Resources. TRITA-LWR. Report 3003.

Bastani, M., 2001: EnviroMT – a new controlled source/radio

magnetotelluric system. Acta Universitatis Upsaliensis.

Uppsala Dissertations from the Faculty of Science and

Technology 32. Berglund, J. & Stigh, J., 1998: Sprickor i berg. Kunskapsläget på

kärnavfallsområdet. SOU 1998:68. Bernstone, C. & Dahlin, T., 1998: DC resistivity mapping of old

landfills: Two case studies. European Journal of Environmental and Engineering Geophysics 2:121−136.

Cardarelli, E., Marrone, C. & Orlando, L., 2003: Evaluation of

tunnel stability using integrated geophysical methods. Journal of Applied Geophysics 52:93−102.

Dehls, J.F., et al. 2000: Neotectonic map of Norway and adjacent

areas. In Olesen et al., NGU Report 2000.002. Dehls, J.F., Olesen, O., Olsen, L. & Blikra, L.H., 2000: Neo-

tectonic faulting in northern Norway; the Stuoragurra and

Nordmannvikdalen postglacial faults. Quaternary Science

Reviews 19:1447−1460. Fjeldskaard, W., Lindholm, C. & Fjeldskaard I., 2000: Geo-

dynamic modeling regional and local. In Olesen et al. 2000: Neotectonics in Norway. NGU Report 2000.002:74−82.

Grasmück, M., (1994): Application of seismic processing

techniques to discontinuity mapping with ground-penetrating radar in crystalline rock of the Gotthard Massif, Switzerland.

Proc. of the fifth international conference on ground

penetrating radar, June 12−16, 1994, Ontario, Canada,

pp. 1135−1150. Hedenström, A. & Risberg, J., 2003: Shore line displacement in

northern Uppland during the last 6500 calendar years. SKB TR 03-17.

Helle, S.K., 2004: Sequence stratigraphy in a marine moraine at

the head of Hardangerfjorden, western Norway: evidence for a high-frequency relative sea-level cycle. Sedimentary Geology (in press).

Henkel, H., 1988: Tectonic studies in the Lansjärv region. SKB

TR 88-07. Henkel, H., 1992: Geophysical aspects of the Protogine Zone in

three traverses. GFF 114:344−349. Henkel, H. & Lund, C-E., 2004: Integrated gravity and

refraction seismic model along the Blue Road traverse and its

extensions. The 26th Nordic Geological Winter Meeting,

GFF 126:90. Henkel, H. & Roslund, M., 1994: Första ordningens branta

skjuvzoner i Sverige. SKB AR 94-56. Isaac, E, 1992: An integrated study of the Vänern lens with a

GIS. MSc thesis, Univ. of Washington, Seattle USA. Janelid, I., 1965: Bergmekaniken och dess betydelse vid planering

av gruvor och bergrum. Bergmekanik. Ingeniörsvetenskapsakademiens (IVA) meddelande 142:7−12.

Lagerbäck, R., 1988: Postglacial faulting and peleoseismicity in

the Lansjärv area, northern Sweden. SKB TR 88-25.

LaPointe, P.R., Outters, N. & Folin, S., 2000: Evaluation of the

conservativeness of the methodology for estimating

earthquake-induced movements of fractures intersecting

canisters. SKB Tr 00-08. Lidmar-Bergström, K., 1988: Denudation surfaces of a shield

area in south Sweden. Geogr. Ann. 70 A:337−350. Lindström, M., Lundqvist, J. & Lundquist, T., 2000: Sveriges

geologi från urtid till nutid. Studentlitteratur ISBN 91-44- 090875-9.

Löfgren, M. & Neretnieks, I., 2002: Formation factor logging in-

situ by electrical methods. Background and methodology.

SKB Tr 02-27. Milnes, G., 1998: Crustal structure and regional tectonics of SE

Sweden and the Baltic Sea. SKB TR 98-21. Nimmer, R. & Osiensky, J., 2002: Direct current and self-poten-

tial monitoring of an evolving plume in partially saturated

fractured rock. Journal of Hydrology 267:258−272. Olofsson, B., Jernberg, H., & Rosenqvist, A., 2004: Tracing

leachates at waste sites using geophysical and geochemical

modelling (manuscript). O´Neal, M. & McGeary, S., 2002: Late Quaternary stratigraphy

and sea-level history of the northern Delaware Bay margin,

southern New Jersey, USA – a ground penetrating radar ana-

lysis of composite Quaternary coastal terraces. Quaternary

Science Reviews 21:929−946. Oskooi, B., & Pedersen, L.B., 2004: Magnetotelluric studies on

Björkö impact structure, west of Stockholm. Report, Department of Earth Sciences, Geophysics, Uppsala University.

Pan, M., Sjöberg, L.E. & Talbot, C., 2001: Crustal movements in

Skåne, between 1992 and 1998 as observed by GPS. J. of

Geodynamics 31:311−322.

Rashed, M., Kawamura, D., Nemoto, H., Miyata, T. &

Nakagawa, K., 2003: Ground penetrating radar investigations across the Uemachi fault, Osaka, Japan. Journal of Applied Geophysics vol. 53, pp. 63−75.

Sattel, G, Sander, B.K., Amberg, F. & Kashiwa, T, 1996: Tunnel

Seismic Prediction, TSP – some case studies. Technical

article, Amberg Measuring Technique Ltd, Regensdorf-Watt, Switzerland.

Scherneck, H.-G. et al.,: Observing the Three-Dimensional

Deformation of Fennoscandia. In: /Glacial Isostatic Adjustment and the Earth System, /edited by J.X. Mitrovica and B.L.A. Vermeersen, pp. 69−93, Geodynamics Series, Volyme 29, American Geophysical Union, Washington, D.C., 2002.

Sjöberg, L.E., Pan, M., & Asenjo, E., 2002: An analysis of the

Äspö crustal motion monitoring network observed by GPS in 2000, 2001, and 2002. SKB R 02-33.

SKB 2001: First TRUE Stage – Transport of solutes in an inter-

preted single fracture. Proceedings from the 4th International Seminar Äspö, September 9−11, 2000, SKB Technical Report TR-01.24.

Slater, L., & Niemi, T.M., 2003: Ground-penetrating radar

investigation of active faults along the Dead Sea Transform and implications for seismic hazards within the city of Aqaba, Jordan. Tectonophysics, vol. 368, pp. 33−50.

SNA 1994: Sveriges Nationalatlas, Berg och Jord. ISBN 91-

87760-27-4. Sträng, T., 2003: Geofysisk borrhålsloggning i borrhål BJO 01 på

Björkö och MID 01 på Midsommar. Geosigma AB. 15. SWEPOS 2003: Displacement rates. http.//www.oso.chalmers.se. Tirén, S., Wänstedt, S. & Sträng, T., 2001: Moredalen – a canyon

in the Fennoscandian Shield and its implication on site

selection for radioactive waste disposal in south-eastern

Sweden. Engineering Geology 61:99−118. Widén, E., 2001: Groundwater flow into and out of two lakes

partly surrounded by peatland. MSc thesis, KTH, Institutionen för Mark- och Vattenteknik.

Ågren, J., 2001: Processing the 1992, 1994 and 1997 campaign on

the northern GPS deformation traverse. Licentiate thesis,

KTH, Department of Geodesy. Åström, K., & Lund, C-E., 1994: Thin superficial layer and

lateral heterogeneities in southern Sweden using short-period

Rayleigh-wave dispersion. Geoph. J. Int. 118:231−244).

Litteratur för vidare studier

Lindsröm, M., Lundqvist, J. & Lundquist, T., 2000: Sveriges

geologi från urtid till nutid. Studentlitteratur ISBN 91-44- 090875-9.

Lundqvist, J., 2001: Geologi. Processer – utveckling – tillämp-

ning. Studentlitteratur. Mazor, E., 2004: Chemical and isotopic groundwater hydrology.

Third Edition. Marcel Dekker, New York. Basel. Milsom, J., 2003: Field Geophysics. Third Edition. John Wiley &

Sons, Chichester. SNA 1994: Berg och jord. Sveriges Nationalatlas. Stanfors, R., Triumf, C-A., & Emmelin, A., 2001: Geofysik för

bergbyggare. SveBeFo K 15.

4 Några hydrogeologiska undersökningsmetoder för bestämning av grundvattenbildning och grundvattenströmning

4.1 Inledning

Grundvattnets förekomst, strömning och kemiska sammansättning är av central betydelse för lokalisering och utformning av underjordsanläggningar i berg, i synnerhet för förvaring av använt kärnbränsle. Rikligt vattenförande berg försvårar anläggningsarbeten och lagring av avfall. Grundvattnet kan också angripa barriärer och förvaringskärl, särskilt om salthalten är hög, samt lösa ut och transportera skadliga komponenter. Syftet med detta kapitel är att presentera några hydrogeologiska undersökningsmetoder dels för bestämning av grundvattenbildningens storlek, rumsliga och tidsmässiga förlopp, samt dess påverkan på grundvattnets kemi, dels för kartläggning av grundvattnets strömningsvägar och dess transporterande egenskaper. Hydrologiska, hydrauliska och kemiska undersökningsmetoder behandlas inte, ej heller modelleringsmetodik.

4.2 Hydrometeorologiska och hydrologiska data

Syfte

Hydrometeorologiska data är viktiga för att bland annat rätt kunna beräkna grundvattenbildning till jord och berg och därigenom ge generella indata för strömningspotentialer t.ex. för numeriska strömningsmodeller. Det är också betydelsefullt att

hydrokemiska data finns för att ge en bas för beräkning av kemiska jämviktsreaktioner, blandning, grundvattnets ålder och flödesmönster. Särskilt isotopbestämningar kan här vara betydelsefulla för bland annat spårämnesstudier, se avsnitt 4.5. Hydrometerologiska och hydrologiska data ger randvillkor för modelleringar utifrån de förhållanden som råder idag. För långsiktiga klimattrender bakåt i tiden krävs geologiska och biologiska studier, t.ex. dendrokronologiska (studier av trädringar), sedimentstudier med analyser av pollen och snäckor samt studier av naturliga isotoper (t.ex. syre) i polarisar. Dessa paleoklimatiska studier kan även ge värdefull information om naturliga klimatvariationer, som utgör indata till klimatprognoser. Avancerade datormodeller används idag för att beräkna framtida klimatförhållanden där inte minst de antropogena effekterna (människans påverkan) har stor betydelse.

Datatillgång och mätteknik

Hydrometerologiska dataserier omfattar bland annat temperatur, nederbörd, nederbördskemi, relativ fuktighet, lufttryck, vindriktning, vindstyrka och global strålning. Det finns ett stort antal meteorologiska stationer igång i Sverige från vilka data kan erhållas. Huvuddelen av dessa stationer sköts av SMHI. Vidare finns väderstationer t.ex. på flygplatser, flygflottiljer och andra militära anläggningar samt längs allmänna vägar för styrning av vägunderhåll. Dessutom finns mätningar (av nederbörd, temperatur och vind m.m.) vid kärnkraftsanläggningar, t.ex. vid Forsmark och Simpevarp, samt på Äspö. Mätinsamlingsfrekvensen och de parametrar som registreras varierar betydligt. Större väderstationer hos SMHI är idag oftast helt automatiserade. Uppgifter om lämpliga klimatstationer för regionala och lokala undersökningar ges av SMHI, där data idag lagras digitalt i flera olika större databaser, Svenskt klimatarkiv (KLAR), Svenskt vattenarkiv (SVAR) och för havs- och oceanografiska data Svenskt Havsarkiv (SHARK). Sammanställningar av hydro-

meterologiska data över Östhammar, Tierp och Oskarshamn har gjorts av SMHI på uppdrag av SKB (Larsson-McCann et al. 2002a, 2002b).

Lufttemperaturen, som är viktig bland annat för beräkning av avdunstning, mäts med termometrar av kvicksilver- eller motståndstyp; de senare är att föredra från miljösynpunkt. De placeras skyddade från solstrålning, oftast ca 1,5 m ovan marken och på avstånd från omgivande föremål. Mätningarna presenteras vanligtvis som vägda medelvärden vid olika tider på dygnet (Alexandersson 2002). Felkällorna uppges av SMHI vara små.

En av de viktigaste och vanligaste parametrarna, som behövs som ingångsdata för balansberäkningar och flödesmodelleringar, är nederbörden. Mätningarna görs ofta med en vindskyddad kanna med en uppsamlingsyta av 200 cm , placerad 1,5 m ovan marken. Vid SMHI:s stationer görs mätningen i allmänhet 1−2

00 00 ggr per dygn (07 respektive 19 ). Nederbördsuppsamlingen har en stor osäkerhet som främst orsakas av turbulensen runt kannan som medför att nederbörden driver förbi. Mätproblemen är särskilt stora vid snöfall, eftersom nederbörden då också måste smältas. Förlusterna varierar med vindstyrka och vindriktning samt avdunstning och adsorption på kärlets väggar (Eriksson 1983). De uppmätta siffrorna är ofta 10−25 % lägre än de verkliga. Det är därför viktigt att nederbördsvärdena korrigeras innan de används, t.ex. i vattenbalansberäkningar. Statistisk bearbetning av långa serier av nederbördsdata krävs för att ge kunskap om frekvensen av torrår och våtår. Eftersom nederbördsmängderna kan variera lokalt är det viktigt att det finns flera representativa mätstationer i undersökningsområdena.

Vindens riktning och hastighet mäts och anges principiellt på en höjd av 10 m. Eftersom riktning och hastighet ständigt varierar, anges i regel ett medelvärde, t.ex. under 10 min. Vinden används för korrigering av andra data, bland annat nederbörd men har även en stor betydelse i andra sammanhang, t.ex. för beräkning av spridning av luftburna föroreningar däribland spridning av salt runt vägar (Blomqvist 2001).

Lufttrycket mäts med olika typer av barometrar och görs på en stor del av SMHI:s väderstationer samt på flygplatser och flygflottiljer. Lufttrycket har betydelse för tolkning av bland annat yt- och grundvattennivåer och bör därför beaktas vid noggranna beräkningar av små nivåförändringar. Sammantagna effekter av lufttryck och vind kan ofta ge stora effekter på ytvattennivåer i sjöar och hav. Effekterna kan även fortplanta sig i form av tydliga nivåförändringar i grundvattennivåer där hydraulisk förbindelse föreligger. Detta bör beaktas vid kustnära grundvattennivåmätningar.

Avdunstning (evapotranspiration) är en viktig faktor för beräkning av grundvattenbildning. Den är i praktiken mycket svår att mäta, eftersom den beror på många olika faktorer såsom strålningsbalans, lufttemperatur, luftfuktighet, vind, markslag, markfuktighet och vegetationstyp. Potentiell evapotranspiration kan beräknas utifrån klimatparametrar med Penmans formel eller mätas som avdunstning från ett öppet vattenfyllt kärl. Den verkliga evapotranspirationen är dock avsevärt mindre och påverkas starkt av markfuktighet och vegetation, varför den är mycket svår att mäta. Den brukar därför beräknas, antingen som förlustpost, om mätningar av ytvattenavrinning och nederbörd görs, eller baseras på den potentiella evapotranspirationen och markvattenhalten (Brandt et al. 1994).

Avrinningen bestäms i allmänhet utifrån data från de avrinningsstationer som drivs av bland annat SMHI. Fastlandet i Sverige är uppdelat i 119 huvudavrinningsområden som i sin tur är uppdelade i mer än 13 000 delavrinningsområden (SMHI 2004). Vattenstånd i större sjöar och vattenföring i många större vattendrag mäts manuellt en eller flera gånger per dygn eller, vilket idag är vanligare, registreras kontinuerligt. Uppgifter om vattenföringen i mindre vattendrag saknas däremot oftast. Det är därför nödvändigt att i ett tidigt skede påbörja mätningar i representativa, små avrinningsområden för att få underlag till lokala vattenbalansstudier. Flödet i vattendragen kan i allmänhet beräknas direkt från vattennivån i en naturlig eller anlagd bestämmande sektion, t.ex. ett V-format Thomson-överfall.

Mätningar av nederbörds- och atmosfärskemi görs av bland annat SMHI och IVL Svenska Miljöinstitutet. De har tillsammans med Statistiska Centralbyrån (SCB) bildat ett konsortium för insamlande av emissionsdata och uppbyggande av en nationell databas. Depositionsdata är mycket viktiga för grundvattenkemiska modelleringar men kan även användas för studier av nederbördsinfiltration och vattnets transport till grundvattnet (perkolation). Tidigare bestämdes också vattnets isotoper på nederbördsprov från ett flertal platser i landet. Sedan isotoplaboratoriet vid hydrologiska avdelningen vid Uppsala Universitet lades ner görs inte längre sådana mätningar, vilket är till stor nackdel för bland annat studier av grundvattenbildning (se avsnitt 4.4)

4.3 Mätning av yt- och grundvattennivåer

Syfte

Mätning av yt- och grundvattennivåer är en betydelsefull del av hydrogeologiska undersökningar. Mätningarna kan ha många olika syften, bland annat långtidsmätningar för att klarlägga långsiktiga trender och säsongsmässiga mönster i nivåfluktuationerna. De kan också göras som generella differensmätningar för att klarlägga flödespotentialer och strömningsriktningar eller som specifika differensmätningar för att klarlägga hydrauliska samband, t.ex. vid pumptester och andra undersökningar som syftar till att bestämma markens hydrauliska egenskaper. Mätningarna görs ofta inom ett miljökontrollprogram, t.ex. vid undermarksbyggande för att kunna förhindra omgivningseffekter i form av marksättningar och skador på byggnadsverk, grundvattentillgång och vegetation. Mätningarna görs ibland utifrån flera syften, vilka ställer olika krav beträffande mätfrekvens, noggrannhet och mätseriens längd. Inför anläggande av ett slutförvar för använt kärnbränsle behövs nivåmätningar som uppfyller många samtidiga syften. Det är viktigt att regelbundna mätningar i olika

typer av geologi och i skilda terränglägen påbörjas så tidigt som möjligt i platsundersökningsområdena, dels för att få långa tidsserier, dels för att belysa ostörda förhållanden. Regelbundna nivåmätningar i jordrör och borrhål har påbörjats bland annat i Forsmarkområdet.

Datatillgång och mätteknik

Långtidsmätningar av grundvattennivåer görs regelbundet inom SGU:s grundvattennät, som omfattar ett tjugofemtal mätområden spridda över Sverige. Inom varje mätområde återfinns en eller flera specifika mätpunkter som representerar olika akviferer, såväl rör i jord som borrhål i berg. För övervakning av grundvatten finns även 82 områden med 120 stationer i form av rör, borrhål och källor för kontroll av grundvattnets beskaffenhet. Grundvattenfluktuationernas storlek och tidsmässiga variation ger god information om akviferens egenskaper, begränsningar, heterogenitet och hydrauliska samband. Högupplösande nivåmätningar kan även användas för att beräkna grundvattenbildningens storlek, se avsnitt 4.4 (Johansson 1987, Healy & Cook 2002). För utvärderingen krävs därför en tillräckligt hög mätfrekvens och för akviferer med liten variation (t.ex. stora akviferer eller grundvattnets utströmningsområden) krävs hög mätnoggrannhet. SGU:s nivåmätningar görs i allmänhet 2 gånger per månad, vilket anses vara ett minimum för att en tydlig spegling av de säsongsmässiga variationerna ska erhållas.

I samband med större byggprojekt görs separata kontrollprogram, för såväl befintliga som nykonstruerade mätpunkter. Som exempel kan nämnas större tunnelprojekt, t.ex. Bolmentunneln, som under byggskedet omfattade mätning i mer än 400 brunnar, rör och borrhål samt Hallandsåstunneln, där mätpunkternas antal totalt uppgår till närmare 1000 (Banverket 2000). För många av dessa mätpunkter har dock mätning endast utförts vid något enstaka tillfälle eller också har de mycket korta mätserier. I större tätorter, t.ex. Stockholm och Göteborg finns

dessutom specifika övervakningsprogram med ett mycket stort antal mätpunkter (nära 1000 i Stockholm) som dock endast mäts ett fåtal gånger per år.

Det har ganska ofta visat sig att mätseriernas längd före byggstart av ett undermarksprojekt har varit alltför kort för att det ska gå att göra tillförlitliga bedömningar av grundvattenpåverkan. Naturvårdsverket (1999) anger en absolut minimitid av 6 månaders mätning innan byggstart. Studier av icke-ekvivalenta mätserier (=ojämn mätfrekvens) visar att mätserien helst bör vara 15−18 månader (Lundmark & Olofsson 2002) för att mindre avvikelser (<1 dm) från naturliga fluktuationer skall kunna bestämmas. Utsträckning av mätseriens längd över flera hydrologiska år och nyttjande av ekvidistanta mätningar möjliggör att statistisk tidserieanalys kan användas. Om mätpunkter används där vattenuttag görs, t.ex. grävda och borrade brunnar, måste hänsyn även tas till grundvattenuttagens storlek vid utvärderingen av mätserierna.

Mätningarna görs antingen manuellt genom lodning eller kontinuerligt genom t.ex. tryckgivare och datalogger. Kontinuerliga mätningar är givetvis att föredra men ger ofta stora datamängder. Det finns idag möjligheter att automatisera mätningar från många punkter och via länkar sända informationen till en datacentral, varigenom information i realtid kan erhållas från mätpunkterna. Det finns ett stort värde i att erhålla realtidsinformation under byggskedet för att möjliggöra snabba åtgärder och därigenom förhindra skador på byggnader och vegetation. Detta har med framgång använts vid undermarksbyggande i Norge för att styra behovet av läckagebegränsande åtgärder i undermarksanläggningen (Rudolph-Lund et al. 2003). Det är också viktigt att metoder för analys av grundvattennivådata finns att tillgå, för att särskilja byggnadsrelaterade effekter på nivåerna från de naturliga variationerna. System för sådan statistisk databehandling finns framtagen (t.ex. GCP – Groundwater Control Programme) och har nyttjats i samband med olika undermarksprojekt, exempelvis tunneln Ormen i Stockholm (Cesano & Olofsson 1997), Bolmentunneln och Hallandsås-

tunneln (Banverket 2000), se exempel i figur 4.1. Inom många byggprojekt insamlas grundvattennivådata rutinmässigt men utan strukturerad analysmetodik. Därigenom har avvikelser inte alls iakttagits eller upptäckts så sent att effekter på mark och vegetation inte kunnat förhindras.

Figur 4.1. Exempel på hur statistisk beräkning kan göras av avvikelser i grundvattennivå från naturliga nivåvariationer i samband med undermarksbyggande. Översta figuren visar obearbetade grundvattennivåmätningar (m.ö.h). Den mellersta kurvan visar avvikelser från naturliga nivåvariationer beräknade med stegvis regression och den understa kurvan avvikelser beräknade med modifierad s.k. double mass. Den vertikala linjen visar tidpunkten när en tunnel byggdes i närheten av mätpunkten (efter Olofsson i Knutsson & Morfeldt, 2002).

Mätpunkternas antal och läge är naturligtvis mycket betydelsefullt för användbarheten av grundvattennivådata. Befintliga brunnar i såväl berg som jord samt källor nyttjas givetvis som mätpunkter, vilket är särskilt viktigt i ett inledande skede samt för att utreda eventuell påverkan i ett senare byggskede. Bestämning av hur många borrhål i berg som behövs samt placeringen av dessa vid byggprojekt, t.ex. vid Hallandsåstunneln och inför anläggandet av slutförvaret, görs i allmänhet med ledning av geologiska och geofysiska undersökningar samt de tektoniska och geologiska modeller, som ställs upp utifrån dessa undersökningar. Borrhålskonfigurationen blir således starkt beroende av bergets heterogenitet och behovet av att undersöka specifika geologiska bergstrukturer. Antal undersökningsrör i jord och lokaliseringen av dessa bestäms likaså av jordlagrens variation och topografiska förhållanden. För att fånga de typiska långsiktiga nivåvariationerna i ett undersökningsområde krävs att jordrör och borrhål placeras i olika geologiska och topografiska miljöer, att nivåerna registreras i såväl inströmnings- som utströmningsområden för olika grundvattensystem samt på olika djup (om lagerföljden omfattar flera grundvattensystem). Detta skiljer sig därför från lokaliseringen av sådana kontroll- och undersökningshål som främst syftar till att ge specifika byggrelaterade data eller att undersöka specifika strukturer. För design av ett långsiktigt kontrollprogram för grundvattennivåer krävs således en god kunskap om områdets geologi. Ju mer heterogent och geologiskt fragmenterat ett område är desto fler observationspunkter krävs för en god kontroll av nivåförändringarna. I kristallint berg är det mycket svårt att erhålla en fullgod kontroll, eftersom två närliggande borrhål kan uppvisa helt olika eller tidsförskjutna nivåvariationer. Det är vanligt vid byggprojekt att påverkandeområdet underskattas, speciellt längs större konduktiva zoner i berget (Olofsson 1991, Banverket 2000). Effektivisering av mätprogram kan, allteftersom mätdata erhålls, göras med olika statistiska metoder, t.ex. principalkomponentanalys (PCA, Pearson 1901), ur vilket samvariationen mellan olika punkter kan bestämmas. Metodiken är

oberoende av punkternas rumsliga fördelning utan söker bara linjära trender i datasetet. För punkter med hydraulisk förbindelse kan olika varianter av geostatistisk metodik användas, t.ex. kriging, för effektivisering av mätpunkternas läge och antal (Ackerberg 2002).

Mätning av ytvattennivåer är betydelsefullt, dels som ovan angivits för bestämning av flöden i mindre vattendrag, dels för beräkningar av vattenbalanser och samspelet mellan ytvatten och grundvatten. I många fall är högupplösande registreringar av stor betydelse, såväl i tid som i nivå, vilket kan ge kunskaper om sjöns eller vattendragets hydrauliska förhållanden. Högupplösande tryck- och temperaturregistreringar har t.ex. utförts inom några sjöar i Forsmarksområdet och visar på att sjöar i samma område kan fungera hydrodynamiskt mycket olika med avseende på inoch utströmningsförhållanden samt beträffande hydraulisk förbindelse med omgivande grundvatten (Widén 2001).

4.4 Grundvattenbildning – mätmetoder och beräkningar

Bakgrund och problem

Grundvatten är den underjordiska delen av vattnets kretslopp och därmed den svåraste delen att mäta och undersöka. Grundvattenbildning definieras som den nedåtriktade vattenströmning som når grundvattensystemet i fråga. Kännedomen om grundvattenbildningens storlek men också dess rumsliga och tidsmässiga fördelning är av största vikt, t.ex. vid lokalisering, konstruktion och utförande av anläggningsarbeten under grundvattenytan samt vid lokalisering och utformning av såväl avfallsupplag som grundvattentäkter. Grundvattenbildningens påverkan på grundvattenkemin (t.ex. genom sur nederbörd eller av föroreningar) måste också beaktas, t.ex. genom att utföra en s.k. sårbarhetsanalys för befintliga eller planerade vattentäkter.

Grundvattenbildning kan vara direkt, dvs. att nederbörd direkt infiltrerar genom marken till en öppen akvifer (akvifer=grundvattenförande geologisk bildning) eller indirekt genom inflöde av vatten från omgivande höjdområden till en sluten akvifer eller genom kontakt med andra akviferer. En annan indirekt process är s.k. inducerad infiltration, dvs. inläckage från angränsande sjöar eller vattendrag till en öppen akvifer samt infiltration i torra flodbäddar, vilket är vanligt i arida klimatområden efter häftiga regn. Infiltrationsförhållandena är mycket olika i skilda bergoch jordlager beroende på deras genomsläpplighet och fuktighetstillstånd. Infiltrationens storlek är givetvis också avhängig av väderleksförhållandena, främst nederbördens art, mängd och tidsfördelning samt avdunstningens storlek. Härigenom blir förutsättningarna för grundvattenbildning mycket skiftande från år till år eller från tidsperiod till tidsperiod beroende på växlingarna i väderlek och klimat, särskilt då i ett aritt klimat (Knutsson 1988). Det är därför mycket viktigt att hydrometeorologiska och hydrologiska data insamlas och bearbetas, (se ovan) bland annat på statistisk väg, så att frekvensen av torrår och våtår klarläggs liksom mera långsiktiga klimatförändringar.

Vid direkt grundvattenbildning försiggår infiltrationen i marken inom terrängens höjdområden, s.k. inströmningsområden, varifrån vattnet strömmar i alltifrån små, ytliga, lokala system till stora, djupa, regionala system (figur 4.2). Genom topografiska växlingar samt förändringar i geologin, t.ex. förekomsten av horisontella eller flacka strukturer med stor vattengenomsläpplighet såsom sand- och gruslager i morän, ytliga, öppna sprickor i berg (t.ex. i Forsmark, se figur 3.11 i kapitel 3) eller sprickzoner på större djup (t.ex. vid Finnsjön) avlänkas efterhand grundvattnet till källor, våtmarker, ytvattendrag och sjöar, s.k. utströmningsområden på olika nivåer i landskapet. Härigenom når endast en mindre del ned till djupare delar av berggrunden och strömmar vidare i de regionala systemen. Den småskaliga topografi, som dominerar i såväl sydöstra Sverige som nordöstra Uppland, gynnar uppkomsten av lokala strömningssystem och ytlig grundvattenbildning, däremot inte regionala

system och grundvattenbildning på djupare nivå (Follin & Svensson 2003, SKB 2003). En besvärande komplikation är om mänskliga ingrepp stör den naturliga grundvattenbildningen, t.ex. genom bortledning av vatten vid tunnelbyggnad. Därvid sänks grundvattennivåerna och inströmningsområdet förändras, vilket kan leda till en ökad grundvattenbildning, snabbare omsättning och förändrad grundvattenkemi. I jordbruksområden med bevattning får man räkna med ett tillskott av (överskotts-) vatten, som infiltrerar, likaså i tätortsområden med läckande avlopps- och renvattenledningar samt åtföljande förändringar av grundvattenkemin.

Figur 4.2. In- och utströmningsområden samt grundvattnets strömningsmönster i en dalgång med varierande topografi och tunt jordtäcke på sprickigt, hårt berg. Det verkliga strömningsmönstret avviker kraftigt från det teoretiska beroende på sprickor och sprickzoner (Olofsson et al. 2001).

Viktiga frågor vad gäller grundvattnets bildning är sålunda framförallt följande: • Hur och var bildas grundvattnet i landskapet? Hur påverkas

kemin? • Hur stor är grundvattenbildningen i olika akviferer och på

olika djup samt hur är kontakten dels med ytvatten, dels

mellan olika akviferer? • Hur varierar grundvattenbildningen i tiden vid olika väder-

leksförhållanden och vid klimatförändringar? • Vilka mänskliga ingrepp kan störa grundvattenbildningen

och förändra kemin?

Metoder och beräkningar

Översiktliga bedömningar av grundvattenbildningen i ett större område kan göras som en vattenbalansstudie med ledning av nederbörds- och avdunstningsuppgifter samt med hänsyn till geologi, hydrologi, topografi och vegetation. Grundvattenbildningens storlek till en viss akvifer kan beräknas med hjälp av s.k. infiltrationskoefficienter (förhållandet mellan infiltrerad vattenmängd och nederbörd inom ett inströmningsområde) för olika berg- och jordarter, om de geologiska och topografiska förhållandena är mycket ensartade och storskaliga. Detta är dock sällan fallet i svensk terräng, varför metoden inte kan rekommenderas.

Områdes- och platsspecifika uppgifter om grundvattenbildningens storlek, rumsliga fördelning och tidsmässiga förlopp kräver dels detaljerade kunskaper om geologin, hydrogeologin, markanvändningen och topografin i området, dels omfattande mätningar och beräkningar. Därtill behövs såväl aktuella uppgifter om nederbörd och avdunstning som långa serier av eller prognoser om klimatdata.

Det finns flera, principiellt olika metoder att mäta och beräkna grundvattenbildningen. Valet av metod måste göras med hänsyn

till syfte, tidsskala, typ av önskad information (punkt- eller arealuppgifter) samt tillgång till underlagsuppgifter och resurser. Användningen av de olika metoderna måste baseras på goda kunskaper om de grundvattenbildande processerna och de rådande geologiska och hydrogeologiska förhållandena. Det är därför angeläget att inleda studierna med att upprätta en begreppsmodell (konceptuell modell) över undersökningsområdet. Därmed menas en förenklad, generaliserad beskrivning med en principfigur (blockdiagram, tvärsektion) av hur hela grundvattensystemet fungerar i stort (figur 4.3). Begreppsmodellen baseras på beräkningar av vattenbalansen samt befintliga uppgifter om grundvattensystemets geologi, storlek och gränser, liksom om var och hur grundvattnet kan bedömas bildas och strömma samt om mänskliga ingrepp kan tänkas störa de naturliga förloppen. Med ledning av modellen och ovan angivna kriterier kan sedan lämpligaste undersökningsmetoder och datormodeller väljas. Det är dock anmärkningsvärt få goda exempel på begreppsmodeller öppet redovisade i den tillgängliga litteraturen, särskilt då för grundvattenförhållandena i hårt berg.

Metoderna kan i princip indelas efter var i systemet vattnets rörelse och mängd studeras: • Inströmningen till systemet, t.ex. med hjälp av spårämnen. • Responsen inne i systemet, t.ex. grundvattennivåanalys. • Utströmningen ur systemet, t.ex. flödesmätningar.

Helst bör flera av varandra oberoende metoder prövas. Osäkerheterna i beräkningarna måste anges för respektive metod.

Figur 4.3. Begreppsmodell i form av tvärsektion, som visar grundvattenförhållandena i Nybroåsen med omgivning. Längden på sektionen är cirka 5 km och den maximala mäktigheten cirka 50 m. Grundvattenbildningen i åsen (grusakviferen) är 160 mm/år, varav större delen (125 mm/år) avrinner till källor, vattendrag och våtmarker samt slutligen till Östersjön. En mindre del (15 mm/år) tillförs den underliggande sandstensakviferen (granitberggrunden har inte studerats, men grundvattenbildningen är sannolikt endast några mm/år). Grundvattenuttag i större skala (60 mm/år) görs för kommunal vattenförsörjning i fyra vattentäkter i denna del av grusakviferen samt för jordbruksbevattning (5−10 mm/år) i några brunnar i sandstensakviferen. Ytvatten (40 mm/år) infiltreras i bassänger på två ställen i grusakviferen (efter Eliasson 2001 i Knutsson & Morfeldt 2002).

Inströmningsmetoder

Inströmningen till grundvattensystemet kan studeras dels med hjälp av spårämnen, dels genom modellberäkningar. Såväl tillsatta spårämnen som naturliga spårämnen (se avsnitt 4.5) har använts för att följa nederbördsvattnets väg, t.ex. snösmältvatten med en viss syreisotopsammansättning genom den omättade markzonen

ned till olika djup under grundvattenytan under något eller några år. Med ledning av vattenpartiklarnas medelhastighet och vatteninnehållet på observerad sträcka har grundvattenbildningens storlek bestämts till 280 mm/år i sandjord i Uppsalatrakten (Saxena 1987). I Skåne och Danmark har tritiumpulser följts under många år ned genom mäktiga jordlager till stora djup i berggrunden, varigenom t.ex. tidsförloppet för grundvattenbildningen till kalkstenen på 150 m:s djup på Kristianstadsslätten kunnat bestämmas till ca 5 år (Engqvist 1991, se avsnitt 4.5). Isotopdata (deuterium, syre-18, kol-14 och tritium) på vatten från olika djup på Äspö har givit viktig information om härkomsten av olika vatten, t.ex. att låg syre-18-halt tyder på att vatten från landisens avsmältning bidragit till grundvattenbildningen på djupet i berggrunden (Laaksoharju 1999). Dessa metoder är av stort intresse för att konstruera och bedöma möjliga framtidsscenarier för hur ett slutförvar för använt kärnbränsle kan påverkas i samband med avsmältningen efter en väntad, kommande istid (se SKB 2003) Det har också varit möjligt att följa förändringarna i grundvattnets ursprungliga sammansättning vid anläggningen av tillfartstunneln till berglaboratoriet på Äspö (se SKB 2003).

Försök med tillsatta spårämnen ger punktvisa bestämningar, som kan vara svåra att överföra till större områden eller djupare nivåer. Inte heller flertalet av de matematiska modeller, som använts, är tillämpbara för bestämning av grundvattenbildning på djupet, då de är utvecklade för markvattenstudier. En komplikation vid användning av inströmningsmetoder är vidare om infiltrationen påverkas av särskilt genomsläppliga zoner, t.ex. makroporer i jordlager eller sprickzoner i berg. Framkomna resultat ger emellertid besked om hur mycket vatten, som tillförs det ytliga grundvattensystemet, dvs. den största möjliga grundvattenbildningen, vilket är av intresse för vidare beräkningar med grundvattenmodeller (Olsson 2000). Vad som därvid behövs är metoder för bestämning av grundvattenflöde från jordlager till berggrund utifrån rådande hydrauliska heterogenitet, t.ex. för bestämning av flödet från morän till underliggande sprickigt

berg. Detta skulle kunna göras med en kombination av geofysiska mätningar för kartläggning av konduktiva jord- och bergstrukturer samt mätningar av grundvattnets trycknivåer och grundvattenkemi (inkl. analys av isotoper) i olika geologiska miljöer.

Responsmetoder

Metoderna innebär studier av hur olika delar av grundvattensystemet, t.ex. grundvattennivåer, grundvattenströmning och grundvattenkemi, reagerar på förändringar i form av tillskott av vatten och kemiska substanser, i detta fall genom grundvattenbildning, eller utflöde/uttag av vatten, som kompenseras genom efterföljande grundvattenbildning. Denna senare s.k. kontinuerliga uttagsmetod har prövats vid grundvattentäkter med långvariga uttag, vilket ofta innebär en förändring av den naturliga grundvattenbildningen. Responsmetoderna ger information om den faktiska grundvattenbildningen till systemet eller nivån i fråga.

Analys av grundvattennivåförändringar är den mest närliggande metoden, eftersom grundvattennivåer är lätta att mäta och ofta finns i långa mätserier, t.ex. vid många kommunala grundvattentäkter och i olika kontrollprogram samt som referens i likartade grundvattenmiljöer i SGU:s grundvattennät sedan mitten på 1960-talet. En utförlig beskrivning av metoden med dess olika varianter, t.ex. för att beräkna magasinsförändringar, ges av Fealy & Cook (2002). Den vanligaste analysen går ut på att omvandla grundvattennivåfluktuationerna i ett antal representativa observationsrör, brunnar eller borrhål i ett öppet grundvattenmagasin till motsvarande vattenmängder med hjälp av ett värde på magasinskoefficienten också kallad vattenavgivningstalet. Magasinskoefficienten är den mängd vatten, som avges respektive tillförs magasinet per enhetsarea (t.ex. 1 m ) vid en sänkning respektive höjning av grundvattennivån med en enhet (t.ex. 1 m). Den bestäms främst genom provpumpnings-

försök men kan också fastställas på provkroppar i laboratorium. Den bör vara känd för olika delar av grundvattenmagasinet, vilket kan vara en krävande uppgift, inte minst i sprickigt, hårt berg. Grundvattennivåanalysmetoden lämpar sig annars bäst på snabbt reagerande och relativt djupt belägna grundvattenytor, t.ex. i berggrunden, där nivåfluktuationerna inte påverkas av kapillär uppsugning och avdunstning (Johansson 1987) eller tjäle. Viktig information, som också erhålls genom denna metod, är kännedom dels om de tidsmässiga förloppen i grundvattenbildningen i relation till nederbörds- och klimatförändringar, dels effekterna av olika ingrepp som påverkar grundvattenbildningen.

Kloridbalans- eller kloridkoncentrationsmetoden baseras på förhållandet mellan vått och torrt nedfall av klorid från atmosfären och kloridhalten i grundvatten. Kloridhalten ökar vanligen vid vattnets infiltration på grund av avdunstning och transpiration men ändras sedan inte i grundvattenzonen. Metoden förefaller enkel och billig, men har visat sig innehålla betydande osäkerheter, främst i bestämningen av torrt nedfall samt genom att kloridhalten i grundvatten kan vara påverkad av såväl relikt saltvatten som föroreningar. Den lämpar sig sannolikt bäst för överslagsberäkningar över grundvattenbildningen i större områden och över långa tider. Gustafson (1988) har gjort en sådan beräkning för den kristallina berggrunden i Sverige indelad i sex regioner med stöd av befintliga data från SGU och SMHI. Resultaten är intressanta och ger regionala skillnader som verkar rimliga, nämligen låga värden (24−28 mm/år) i östra Götaland och Svealand med låg nettonederbörd och höga värden i Skåne (114 mm/år, jämför nedan på Hallandsås) och i Västsverige (250 mm/år). Värdena motsvarar grundvattenbildningen i relativt ytliga delar av berggrunden, då beräkningen bygger på data från bergbrunnar för lokal vattenförsörjning, vilka vanligen är högst 100 m djupa. Metoden har använts mycket i torra områden, där den bedöms som ett användbart komplement till andra metoder (Lloyd 1999).

Grundvattenströmningsmetoden är en mer krävande metod gällande såväl indata på hydrauliska parametrar och randvillkor som beräkningar med analytiska och numeriska lösningar eller numera främst med numerisk modellering. En tidig användning av en s.k. finit element modell för två-dimensionell strömning gjordes i den sedimentära berggrunden på Gotland i Vattenplaneringsutredningens regi (Berggren et al. 1980). Grundvattenbildningen beräknades till mellan 10 mm/år i ett område med låg vattengenomsläpplighet och 80 mm/år i ett annat område med högre vattengenomsläpplighet. Utvecklingen av matematiska modeller har sedan dess varit omfattande bland annat till tredimensionell (3-D) strömning samtidigt som ökad datorkapacitet gjort beräkningarna snabbare. I en 3-D-modellering av nordöstra Uppland har grundvattenbildningen på 500 m djup beräknats till mellan 1,6 mm/år och 5,7 mm/år för olika fall vid en nettonederbörd på 250 mm/år (Holmén et al. 2003). Här skulle det vara lämpligt att försöka kalibrera denna modellering genom mätningar och beräkningar med andra metoder. Tidigare har grundvattenbildningen på Äspö beräknats vara 150 mm/år på ytan och 5 mm/år på djupet. Generellt anges att endast 1−2 % av den ytliga grundvattenbildningen omsätts i berggrundens djupare delar (SKB 2003). En störning i form av t.ex. anläggningsarbeten med åtföljande grundvattensänkning kan dock öka grundvattenbildningen väsentligt. På tunnelnivå i Hallandsåsen har ökningen beräknats uppgå till 25 % vid en maximal grundvattensänkning på 100 m (Anderberg 2000).

Utströmningsmetoder

Metoderna bygger på att antingen genom direkta mätningar eller genom modellberäkningar få fram uppgifter om hur mycket vatten som lämnar grundvattensystemet. Enklast är flödesmätningar från källor förutsatt att tillrinningsområdet för källan är väldefinierat samt att inget vatten passerar förbi eller under källan. Metoden har prövats med stor framgång i ytliga system,

t.ex. källor i morän (Johansson 1987) samt är användbar i sedimentär berggrund, framförallt i karst. Den är däremot svår att tillämpa för djupa grundvattensystem i sprickigt berg. Flödesmätningar i ytvattendrag, som avvattnar ett visst område, och samtidig isotopanalys av syre-18 och deuterium i regnvatten, grundvatten och ytvatten från samma område har emellertid visat sig ge mycket värdefull information, framförallt att andelen grundvatten i det avrinnande vattnet även vid stora flöden i samband med snösmältning eller ihållande regn är mycket större än vad man tidigare antagit (Rodhe 1987, figur 4.4). Mängden grundvatten domineras dock sannolikt av ytligt grundvatten och det borde vara en angelägen uppgift att genom ytterligare isotopbestämningar och kemiska analyser pröva om det går att separera grundvattentillskottet från större djup, t.ex. från väldefinierade bergområden.

Avrinningsmodeller har använts för att bestämma grundvattenbildning i områden med enhetlig geologi, t.ex. moränområden respektive stora isälvsavlagringar i sydöstra Sverige (Johansson 1987 respektive Eliasson 2001). I den förstnämnda studien jämfördes flera olika modeller och metoder. I bägge studierna användes olika varianter av den vid SMHI utvecklade HBVmodellen, som bygger på lättillgängliga väderleksdata. Den gav rimliga resultat på den genomsnittliga, årliga grundvattenbildningen för respektive område. I den senare studien var det också möjligt att få fram ett värde på grundvattenbildningen i den under isälvsavlagringarna belägna sandstensakviferen (15 mm/år jämfört med 160 mm/år i de ytliga lagren, se figur 4.3). Tyvärr omfattande inte studien det underliggande hårda berget, men grundvattenbildningen kan där bedömas vara endast några mm/år.

Figur 4.4. Diagram över avrinningen i en bäck, regnintensiteten samt syre-18-halterna, dels i regnvattnet vid olika nederbördstillfällen, dels i bäckvattnet under hela perioden. Den låga syre-18halten i det kraftiga regnet ger inte något större genomslag i syre-18halten i bäckvattnet på grund av att huvuddelen av det avrinnande vattnet består av ”gammalt” grundvatten med högre syre-18-halt. Det trycks ut från utströmningsområdena nära bäcken av det infiltrerande vattnet uppströms genom den s.k. kolvflödesprincipen (efter Grip & Rodhe 1988 i Knutsson & Morfeldt 2002).

4.5 Spårämnesmetoder och isotopteknik

Bakgrund och problem

Grundvattnets strömningsvägar och strömningshastigheter är ofta av stort intresse att klarlägga vid olika typer av grundvattenundersökningar, liksom också transportvägar för föroreningar eller fastläggning av föroreningar i grundvattenzonen. Det mest invändningsfria sättet är i sådana fall att genom försök och mätningar av mycket små mängder av specifika ämnen eller isotoper, som förekommer naturligt eller som tillsätts mark- och grundvatten, följa grundvattnets respektive föroreningarnas väg, dvs. att utföra ett spårämnesförsök. Resultaten kan sedan användas för att t.ex. avgöra hydrauliska sammanhang och säkerhetsavstånd till föroreningskällor men också för att utvärdera resultaten av modellering av t.ex. transport och fastläggning av olika radioaktiva ämnen. Vanligt förekommande problem att studera är:

A. Grundvattnets • strömning mellan borrhål och brunnar, i borrhål vid

packertest och provtagning eller t.ex. mellan slukhål och källor i ett karstsystem

• strömningsriktning och strömningsmönster i berggrundens

spricksystem eller i jordlager • strömningshastighet mellan två punkter eller t.ex. inom

skyddsområdet för en vattentäkt • bildning, ursprung och ålder

B. Markens och grundens • dispersionsegenskaper t.ex. spridningsplymen av en för-

orening • hydrauliska egenskaper, främst permeabilitet/hydraulisk

konduktivitet • sorptions- och jonbytesegenskaper t.ex. fastläggningen av en

förorening

Krav på spårämnen

När det gäller undersökningar för att klarlägga en hydraulisk förbindelse mellan två punkter är det inte svårt att finna lämpliga spårämnen, eftersom ämnets uppträdande i grunden inte är av avgörande betydelse för tolkningen av resultaten. Det gäller bara att spårämnet skall komma fram. För att fastställa grundvattnets strömningsriktning kan också spårämnen som till en viss grad ”fastnar” i berggrunden användas. Det kan också gälla att studera sorptionen av vissa föroreningar eller jonbyten i olika berg- eller jordarter t.ex. sprickigt berg. Detta är utgångspunkten för en rad av spårämnesförsök, som utförts på olika håll i världen t.ex. i berglaboratoriet på Äspö inför lagring av kärnbränsleavfall.

I fråga om undersökningar för att bestämma grundvattnets verkliga strömningshastighet och för att fastställa hydrauliska egenskaper föreligger däremot stora svårigheter att finna lämpliga spårämnen. Det ideala, tillsatta spårämnet måste nämligen uppfylla följande krav: • Det skall följa grundvattnets rörelser utan att sorberas eller

fördröjas i grunden genom jonbyten. • Det får inte reagera i övrigt t.ex. med mikroorganismer eller

påverkas av t.ex. pH-förändringar. • Det skall vara påvisbart i mycket låga halter så att inte

vattnets fysikaliska och kemiska förhållanden ändras. • Det får inte vara hälsofarligt eller skada växt- och djurliv t.ex.

i utströmningsområden och källor. • Det skall vara lätt att anskaffa till rimlig kostnad och inte

medföra höga analys- och mätkostnader.

De första två kraven gör att svårigheterna att finna ett idealt spårämne är störst i porösa berg- och jordarter, där kontaktytorna mellan partiklarna i berg- eller jordarten och spårämnet är mycket stora och därigenom också sorptions- och jonbytesprocesserna mycket verksamma. Desto finkornigare berg- eller jordarten är, desto större blir den effektiva kontaktytan för dessa

processer. Mineralsammansättningen i berg- eller jordarten spelar också stor roll för processernas omfattning, liksom innehållet av organiskt material samt utfällningar och vittringföreteelser på partikel- eller sprickytor. Kvartspartiklar påverkar minst, lermineral och organiskt material mest. Det innebär att i de flesta ”rena” sandstenar och sandavlagringar samt i öppna sprickor och kanaler i berggrund påverkas vissa typer av spårämnen föga eller inte alls, medan påverkan är stor i t.ex. humusoch lerhaltiga jordarter samt i lervittrade zoner och i sprickor med utfällningar i berggrunden (Knutsson 1971). Mikroorganismers förekomst och roll kan ha stor betydelse för t.ex. nedbrytningen av organiska färgämnen, av vilka en del också är känsliga för t.ex. pH- och temperaturförändringar samt ljus.

Det tredje kravet innebär att man inte kan välja ett spårämne, som måste tillsättas i stora mängder för att det skall vara detekterbart. Stora mängder koksalt har t.ex. tillsatts i karstområden, varvid en tung saltvattenström sökt sig ner i djupa hålrum och därigenom inte deltagit i det naturliga strömningsförloppet. I porösa berg- och jordlager är det möjligt att täthetsskiktning kan uppstå. Problemet har dock minskat allteftersom analystekniken utvecklats, vilket också gynnsamt påverkat det fjärde kravet, som under en period, då radioaktiva spårämnen var att föredra från detekteringssynpunkt, innebar stora begränsningar i närheten av vattentäkter. Det femte kravet går i regel att uppfylla, även om analyskostnaderna är stora för t.ex. isotopbestämningar. De helt dominerande kostnaderna är dock oftast själva försökskostnaderna genom att det krävs omfattande borrningar, mätningar och provtagningar på försöksplatsen. Grundvattennivåmätningar i ett stort antal punkter är sålunda nödvändiga för såväl planering och genomförande av spårämnesförsöken som tolkning av resultaten.

Olika typer av spårämnen

Följande tillsatta spårämnen har använts: • Organiska färgämnen med fluorescens, t.ex. Rhodamin,

Sulforhodamin B, C, WT samt Uranin. • Salter, framförallt anjoner som bromid, jodid, klorid och

nitrat. • Komplexa föreningar, t.ex. fluorerade bensoater och stabila

metallkomplex som krom-EDTA. • Radioaktiva isotoper, främst tritium samt radioaktiva

isotoper av anjoner och metallkomplex (se ovan). • Organismer, främst bakterier, bakteriofager och sporer. • Diverse kemiska substanser i form av föroreningar som

detergenter, pesticider och klororganiska föreningar (t.ex. CFC).

Organiska färgämnen, har utnyttjats med framgång sedan länge i karstområden och på senare år även i sprickig kristallin berggrund, inte minst vid spårämnesförsök inom TRUE-programmet i berglaboratoriet på Äspö (SKB 2001). Trots att det där förekommer såväl vittrade fältspater på sprickytorna som mylonit har Uranin i de inledande försöken haft samma transporthastighet som anjonerna bromid och jodid samt tritierat vatten (HTO), vilket tyder på öppna sprickor. Transportsträckorna var dock mycket måttliga, ca 5 m (SKB 2001). Det var därför inte förvånande, att vid de fortsatta blockskaleförsöken i 100-metersskala, som skulle motsvara säkerhetsavståndet från en kärnavfallsdeponi till en större sprickzon, fördröjdes Uranin markant i relation till bromid på vägen vid kontakt med olika sorberande material (Andersson et al. 2002). Liknande resultat erhölls vid ett spårämnesförsök i en stor sprickzon i hårt berg i Tyskland vid en strömningssträcka på maximalt 295 m (Maloszewski et al. 1999). I jordlager undergår nämligen normalt färgspårämnen sorption och nedbrytning, varför de inte kan rekommenderas i sådana miljöer och sannolikt

Några hydrogeologiska undersökningsmetoder för bestämning…

inte heller i porösa sedimentbergarter. Enligt tabell 4.1 är det överhuvudtaget svårt att finna ett färgspårämne, som inte adsorberas, bryts ner eller förändras. Det är anmärkningsvärt att SKB har betraktat Uranin som ett konservativt, dvs. icke påverkbart, spårämne, då det är pH- och temperaturberoende samt adsorberas lätt på humus och lermineral.

Tabell 4.1. Jämförelse mellan olika fluorescerande färgämnens egenskaper (efter Tilly et al. 1999).

Detektions- Tempe- pH- Foto- Adsorption Adsorption Kostnad

gräns, µg/1 ratur- beroende kemisk på humus på kaolinit

beroende mellan nedbryt-

pH 6−8 ning

BLÅ Amino G 0,51 litet lite måttlig stor rel liten hög Acid Photine CU 0,36 litet ja stark mkt stor rel liten hög GRÖN Uranine 0,29 måttligt ja stark mkt stor ganska stor hög Lissamine FF 0,29 litet nej liten stor ganska stor mkt hög Pyranine 0,087 litet ja stark stor rel liten hög ORANGE Rhodamine B 0,010 stort nej liten extremt stor extremt stor låg Rhodamine WT 0,013 stort nej liten mkt stor stor ganska

stor Sulpho 0,061 stort nej liten stor mkt stor ganska Rhodamine hög BLÅ-GRÖN Na-Naphthionate nej stark

Beträffande salter kan de flesta katjoner uteslutas på grund av sorption och fördröjning genom jonbytesprocesser (litium har dock använts med viss framgång). Anjoner däremot sorberas endast i ringa grad eller inte alls, då mineralpartiklarna i regel

också är negativt laddade. Bromid-, jodid- och klorid- joner har använts med som regel lyckat resultat i ett stort antal försök. Bromid och jodid har fördelar, då de naturliga halterna i regel är mycket låga, varför endast mycket små mängder behöver tillsättas. Men de har också vissa nackdelar t.ex. risk för fastläggning vid låga pH-värden, då mineralpartiklarna får positiv laddning. Likaså kan det bli problem i rostjord och järnutfällningar under grundvattenytan vid låga pH (Tilly et al. 1999). Klorid förefaller genomgående ha gett bäst resultat och anses som ett konservativt spårämne, som följer vattnets strömning utan att fördröjas. Det har bland annat använts vid ett stort antal försök vid kommunala grundvattentäkter i Sverige för att bestämma uppehållstider för vatten mellan infiltrationsbassänger och uttagsbrunnar. I dessa sammanhang är det fråga om betydande transportsträckor (upp till 2000 m) och långa uppehållstider (veckor-månader), men å andra sidan ofta mycket grovkorniga avlagringar (Hansson 2000). Klorid är dock ibland mindre lämpligt med tanke på att klorid kan förekomma i växlande halter i vissa geologiska miljöer och ställvis på grund av föroreningar, t.ex. från soptippar och vägar. Klorid är sålunda direkt olämpligt att använda på stora djup i berggrunden, där kloridhalterna ofta är höga, men kan också vara tveksamt i låglänta områden under den s.k. saltvattengränsen i Sverige. Detta gör att stora mängder salt då måste tillsättas för att ge säkra resultat. Fördelarna övervägar dock oftast, dels genom att klorid i form av vanligt koksalt är billigt och lätt att hantera, dels genom att detekteringen i fält är enkel. Man mäter ledningsförmågan direkt i borrhål, brunnar eller källor eller t.o.m. från markytan med geoelektriska metoder (se avsnitt 3.4.8) samt att kloridanalyser kan göras billigt på laboratorium.

Stabila metallkomplex har också visat sig mycket användbara som spårämnen. Lämpliga komplex finns bland de s.k. metallchelaterna, varav det mest kända är etylendiaminättiksyra (EDTA). Ett krom-EDTA komplex har testats i ett mycket stort antal laboratorieförsök med olika mineralblandningar, bland annat olika lermineral, samt ett flertal fältförsök såväl i

berg som jord (Knutsson & Forsberg 1967). Kromkomplexet i utspädning ned till 0,0001 ppm sorberas eller fördröjs inte i vanligt förekommande mineral eller i berg- och jordarter sammansatta av dessa, om komplexbindningen är fullständig. I kontakt med höga halter av järnhaltiga mineral och utfällningar, t.ex. goethit och rostjord, vissa järn- och manganhaltiga silikater samt lermineral och lermineralrika berg- och jordarter förekommer dock en viss fördröjning av kromkomplexet (Knutsson 1971). Även andra EDTA-komplex och metallkomplex har provats med gynnsamma resultat (Knutsson 1970).

Tritium, den radioaktiva väteisotopen, är dock det mest invändningsfria spårämnet, eftersom en liten mängd tritium ingår i vanligt vatten (HTO) och att tritium därigenom i de allra flesta sammanhang måste anses följa vattnets väg utan fastläggning eller fördröjning. Det har därigenom fått omfattande användning vid ett stort antal försök, inte minst i berglaboratoriet på Äspö, samt som referensspårämne vid testning av andra spårämnen. Vid en sådan testning visade det sig dock att vid 10 % inblandning av vattenmättad bentonit (med montmorillonit som huvudbeståndsdel) i kvartssand fastnade en del tritium i dessa svällande lermineral och fördröjdes tritium i relation till krom-51-EDTA. Några dylika effekter erhölls inte vid försök med vare sig andra lermineral eller andra mineralblandningar, inte heller vid fältförsök i olika berg- och jordarter (Knutsson 1970).

Genom tillsättning av tritium eller tidigare genom de fluktuationer i tritiumhalt, som uppstått genom vätebombsförsöken, har en ”puls” av tritium kunnat följas från vattnets infiltration genom jordlagren ned till djupa berglager. På detta sätt visas vattnets transporthastighet eller den tid det tar för grundvattnet att nå till en viss nivå i berggrunden. Detta har t.ex. studerats i djupa berggrundakviferer i Skåne (Engqvist 1991) samt i samband med undersökningar för kärnavfallslagring. Samtidiga undersökningar med andra spårämnen har emellertid visat, att det på stora djup kan förekomma en blandning av vatten med olika ursprung. Ett nytt modelleringskoncept har därför utveck-

lats inom projekt vid SKB, den s.k. M3-modellen, varigenom det är möjligt att utreda proportionerna mellan vatten av olika ursprung (Laaksoharju 1999, figur 4.5).

Tillsatta spårämnen kan främst användas för att fastställa grundvattnets strömningshastighet mellan borrhål, i sprickzoner eller omkring vattentäkter för att avgöra utformningen av skyddsområden (vilket är särskilt intrikat i sprickig berggrund) samt för att bestämma vattnets uppehållstid vid konstgjord grundvattenbildning, liksom för att kartlägga vattnets strömningsvägar från planerade avfallsdeponier. Undersökningar med tillsatta spårämnen lämpar sig sålunda bäst för försök i liten eller medelstor skala, där uppehållstiderna är måttliga och försökstiderna rimliga. I regional skala bör i första hand naturliga spårämnen nyttjas eller analys av eventuellt förekommande av människan spridda föroreningar som freoner och pesticider provas, se nedan.

a)

b)

Figur 4.5. a) Begreppsmodell över olika händelser i den geologiska utvecklingen sedan istiden, vilka har påverkat grundvattenkemin på Äspö. b) Beräkning av blandningsproportioner mellan olika typer av vatten på Äspö samt dominerande massbalansreaktioner med hjälp av den s.k. M3-modellen (efter Laaksoharju, 1999 i Knutsson & Morfeldt 2002).

En speciell tillämpning av tillsatta spårämnen är att använda konservativa spårämnen såsom bromid, jodid och HTO tillsammans med en rad sorberande ämnen, dels vanliga katjoner som natrium och kalcium, dels radioaktiva katjoner som cesium och strontium. Härigenom kan dels strömningsförhållanden och hydrauliska parametrar fastställas på ett säkert sätt genom mätningar på de konservativa spårämnena, dels kan sorptionen och fördröjningen (genom jonbyten och diffusion) av olika katjoner studeras under kontrollerade former. Metodiken har prövats i ett stort antal försök inom olika SKB-projekt såväl tidigare i Stripa och vid Finnsjön som under senare år i berglaboratoriet på Äspö, där flera tiotals försök utförts med mycket intressanta resultat (SKB 2001, figur 4.6).

En ny typ av spårämnen, som möjliggör datering av grundvattnet och bestämning av grundvattenbildningen, är att mäta halten av kemiska produkter, som började tillverkas först i sen tid och som används i vätskeform t.ex. i jordbruket (bekämpningsmedel, pesticider) eller släpps ut som gaser i atmosfären (freoner, d.v.s. klor- fluor- kolföreningar /CFC/). Förutsättningen är givetvis att de inte bryts ner eller att det går att mäta nedbrytningsprodukterna. Mest användbara förefaller freoner vara. De började tillverkas på 1940-talet och har sedan dess ackumulerats i atmosfären. De är vattenlösliga och tillförs därför nederbörden och fungerar som en sorts spårämnen. Bestämningar av freonhalten i grundvatten på olika djup kan därför med stor noggrannhet visa när vattnet ifråga hade kontakt med atmosfären. Metoden utvecklades i USA på 1970-talet och har använts bland annat i Tyskland och Danmark samt på Kristiandstadsslätten och i södra Skåne (Barmen 2001).

En forskargrupp i Uppsala har börjat använda metoden för att bestämma åldern på grundvatten i sprickigt berg (Bockgård 2000). Halterna av CFC-12 och tritium på olika djup i tre borrhål vid Finnsjön visar tilltagande ålder med djupet men också en blandning av vatten med olika ålder (Bockgård et al. 2004). Efterhand som användningen av freoner upphör kommer metoden att bli mindre intressant. Pesticider har påträffats i

djupa akviferer i Danmark samt i en del bergborrade brunnar i Sverige. Svårigheten är ofta att utreda när pesticiderna anbringades på markytan.

Figur 4.6. Normaliserade genombrottskurvor för alla spårämnen i testerna C1 och C4 inom TRUE Block-skaleförsöken på Äspö. Observera skillnaden i återvinning och transporttid mellan de konservativa spårämnena Br-82 (bromid) och I-131 (jodid) och de sorberande spårämnena Cs-134 (cesium) och Co-58 (kobolt), som fastläggs och fördröjs i hög grad (efter Andersson et al. 2002).

Naturliga spårämnen

Följande naturliga spårämnen kan användas: • Radioaktiva isotoper, framförallt tritium, kol-14 och klorid-

36. • Stabila isotoper, framförallt deuterium, syre-18/syre-16 samt

svavel-34/svavel-32. • Ädelgaser som argon, helium och radon (främst radon-222).

Tritium och kol-14, vilka produceras i atmosfären genom kosmisk stråIning, är de viktigaste radioaktiva isotoperna för att fastställa grundvattnets ålder. Denna kan variera från några få veckor till många tusen år och är av intresse att känna till i flera praktiska sammanhang, t.ex. för bedömning av om ett grundvatten på stort djup är fossilt och inte omsätts vid nutida förhållanden, vilket kan vara gynnsamt för lagring av miljöfarliga föroreningar men ogynnsamt om grundvattenuttag planeras. Före den första vätebombsexplosionen var det möjligt att bestämma grundvattnets verkliga ålder ned till en viss gräns, givetvis med vissa komplikationer beroende på blandningsförhållandena mellan olika vatten. Nederbörden hade då ett bestämt innehåll av tritium (4−20 tritiumenheter /TU/ beroende på årstiden) och när nederbörden sedan infiltrerade tillfördes inget ytterligare tritium. Med kännedom om tritiums halveringstid på 12.3 år kunde man beräkna grundvattnets ålder tämligen noga. Efter vätebombsproven steg tritiumhalterna i nederbörden mycket snabbt med de högsta värdena på ca 10 000 TU åren 1963 och 1964 på vissa platser i Europa. Man kunde då tala om ett jättelikt spårämnesförsök på hela norra halvklotet. Därefter har halterna successivt avtagit så att de nu är nere i naturliga värden utom i en del tämligen gamla grundvatten med rester av bombtritium och där lokala föroreningskällor förekommer (IAEA 2000). Ett sätt att – trots föroreningar i grundvattensystemen – bestämma den verkliga åldern är att fastställa förhållandet mellan halten av tritium och dess dotterprodukt

helium-3. Helium börjar nämligen ackumuleras i grundvattenzonen, när tritiumhaltigt grundvatten nått dit. Metoden är dyrbar och hittills föga använd (Bockgård 2000).

Tritiumbestämningar kan också användas för att fastställa om grundvatten på olika djup är av samma härkomst samt om grundvattnet på ett visst djup matas med grundvatten från ett annat område eller står i förbindelse med ytvatten. Detta har med framgång utnyttjats praktiskt, dels i en stor svensk gruva för att spåra ursprunget till stora flöden av gruvvatten, dels i samband med tunnelprojektering i Göteborgstrakten för att fastställa om vattnet i sjöar kunde tänkas stå i förbindelse med grundvattnet i berggrunden, där tunnlar skulle anläggas (Knutsson & Morfeldt 2002).

Åldersbestämning av mycket gammalt vatten kan utföras med hjälp av kol-14, som har halveringstiden 5730 år eller klor-36 med halveringstiden ca 300 000 år. Bestämningar av kol-14 i grundvattnets koldioxid har använts sedan 1950-talet på många håll i världen, varvid mycket höga åldrar uppmätts på grundvatten i djupa akviferer t.ex. i Florida och i den nubiska sandstenen under Sahara, men också på stora djup i det svenska urberget inom SKB-projekt samt på stort djup på Kristianstadsslätten, där uttag görs av ett mineralvatten, som enligt kol-14-bestämningen bildades under bronsåldern. Användandet av kol-14 är dock problematiskt och komplicerat pga. att grundvattnets koldioxidinnehåll kan ha olika ursprung: Från atmosfären, från fossilt organiskt material samt från karbonatmineral. Ett stort framsteg att komma tillrätta med detta problem är utvecklingen i ett SKB-projekt av metoden att mäta vattnets kol-14-halt på de mycket små förekomsterna av humus i grundvatten på stort djup genom anrikning i jonbytarkolonner (Petersson & Allard 1991). De med tidigare använd metod beräknade åldrarna på grundvatten på stort djup i det svenska urberget visade sig därvid för höga.

Deuterium (D) och syre-18, som i mycket låga halter ingår i vattenmolekylen är av stort intresse för att fastställa vattnets uppehållstid och ursprung. Möjligheten att använda dessa stabila

isotoper är att det uppstår en isotopfraktionering (se kapitel 5) i vatten genom att det vid varje förångningsprocess blir en anrikning av den lättare syre-16 isotopen i förhållande till den kvarvarande vätskefasen. Vattenånga som bildas över havet får därför en lägre syre-18-halt respektive deuteriumhalt än havsvattnet. Fraktioneringsprocessen påverkas i hög grad av temperaturförhållandena vid förångning och kondensation, vilket leder till årstidsvariationer i tempererade klimat och med stigande höjd över havet. Norska undersökningar visar mycket små variationer vid kusten men stora årstidsvariationer i höglänta områden i inlandet. Där har det varit möjligt att fastställa uppehållstiden för infiltrerande vatten till olika grundvattensystem (Haldorsen 1994) samt andelen inläckande ytvatten vid pumpning av grundvatten i kristallint berg (figur 4.7). I Grekland har det geografiska ursprunget till grundvattenbildningen för olika källor och borrhål inom ett bergområde identifierats genom skillnader i syre-18halt på grund av höjdeffekten (Leontiades och Nikolaou 1999). Metoden har också använts för att få underlag till den tidigare nämnda modelleringen på Äspö (figur 4.5) samt i samband med försöken med tillsatta spårämnen på Äspö.

Helium har börjat användas för att studera diffusionen i berggrundens matrix (Andersson et al. 2002).

Radon har prövats med framgång för att studera utbytet mellan ytvatten och grundvatten.

4.6 Sammanfattande slutsatser och rekommendationer

Hydrometeorologiska och hydrologiska dataserier är nödvändiga underlag för beräkning av vattenbalansen och grundvattenbildningen inom ett område, där underjordsanläggningar i berg skall lokaliseras. Statistisk bearbetning av långa dataserier är angelägna för att få fram frekvensen av t.ex. torrår, som är dimensionerande för bortledning av grundvatten med tanke på miljökonsekvenser för djurliv och vegetation samt för den lokala

Figur 4.7. Variationer i syre-18-halten i en brunn i hårt berg och i sjövatten vid Rakkestad, Norge, som visar inducerad infiltration i berg med en uppehållstid på 2,5 månader och 77 % inblandning av sjövatten (efter Hansson 2000).

vattenförsörjningen. De lokala variationerna i t.ex. nederbörd och temperatur kan emellertid vara stora beroende på t.ex. höjdeffekter och läge i förhållande till kusten. Det är därför nödvändigt att komplettera de nationella mätstationerna med lokala och regionala mätstationer för såväl hydrometeorologi och hydrologi samt omfattande nät av mätstationer för grundvattennivåer/grundvattentryck och grundvattenkemi i olika

hydrogeologiska miljöer och på olika djup. Resultaten bearbetas successivt statistiskt och korreleras med dataserierna från de nationella mätstationerna.

Begreppsmodeller över grundvattenförhållandena i såväl regional som lokal skala måste upprättas och redovisas öppet för varje undersökningsområde som underlag för val av såväl metoder som datormodeller. Det finns ett flertal undersökningsmetoder för att bestämma grundvattenbildning och åtskillig kunskap har framkommit under de senaste årtiondena, tyvärr inte så mycket om grundvattenbildningens storlek på stort djup i hårt berg. Kunskaperna måste därför förbättras genom att flera av varandra helt oberoende metoder prövas i samma område, t.ex. responsmetoder i kombination med naturliga isotoper och freoner samt datormodelleringar. Genom att använda olika metoder kan man dels kontrollera och jämföra resultat, dels få fram olika typ av information om grundvattenbildningen i tid och rum. Detta framgår av en analys av ett tiotal olika metoder, som prövats på Yucca Mountain i USA (Flint et al. 2002). Av stor betydelse är också att utveckla metoder för mätning av grundvattenflödet från jordlager till berggrund, vilket t.ex. kan göras genom kombinationer av geofysik, mätning av grundvattentryck och grundvattenkemi inklusive isotoper. Det är därvid och i de flesta andra sammanhang till nackdel att bestämning av vattnets naturliga isotoper och vissa andra isotoper inte längre görs i Sverige. Användningen av naturliga isotoper har minskat i Sverige till skillnad från exempelvis i Norge med ”inhemskt” laboratorium.

Spårämnesförsök i fullstor skala (säkerhetsavstånd till regional sprickzon) med flera olika konservativa spårämnen (ej färgämnen) är nödvändiga för att karakterisera grundvattenströmningen inte bara i sprickzoner utan också i hela berggrundmassan. Försök med att fastställa sorptionen och fördröjningen av olika radioaktiva ämnen bör utföras parallellt liksom diffusionsförsök.

Beräkningar med olika datormodeller måste givetvis fortsätta, dels för att beräkna aktuella situationer i platsundersökningarna

gällande grundvattenbildning och grundvattenkemi, dels för att belysa olika framtidsscenarier t.ex. olika klimatsituationer (växthuseffekt, nedisning) i dessa sammanhang såväl vid anläggningsfasen som för det långsiktiga slutförvaret.

Referenser

Ackerberg, B., 2002: Application of some statistical methods for

evaluation of groundwater observations – design and opti-

misation of a groundwater level network. Licentiatavhandling,

KTH, Institutionen för Mark- och Vattenteknik, TRITA- LWR-LIC 2006.

Alexandersson, H., 2002: Temperatur och nederbörd i Sverige

1860−2001. SMHI, Rapport Meteorologi nr 104. Anderberg, J., 2000: The Hallandsås railway tunnel – geology

and groundwater. In Knutsson (ed) Hardrock hydrogeology

of the Fennoscandian shield. Proceedings of the Workshop

on Hardrock Hydrogeology, Äspö, Sweden, May 26−27.

1998. NHP Report 45:5−11, Stockholm. Anderssson, P., Byegård, J. & Winberg, A., 2002: Final report of

the TRUE Block Scale project, 2 Tracer tests in the block

scale. SKB Technical Report TR-02–14. Banverket, 2000: Projekt Utredning Hallandsås. Miljökon-

sekvensbeskrivning, Rapport, november 2000. Barmen, G., 2001: Nybildning i grundvattensystem med flera

akvifersenheter – i perspektiv av sårbarhet och hållbar utveckling. Avdelningen för Teknisk Geologi, LTH, Lund. Opublicerat material.

Berggren, R., Falkenmark, M. & Knutsson, G., 1980: Några

metoder för bedömning av grundvattenbildningens storlek.

Vattenplanering, Bilaga 4, SOU 1980: 40, Stockholm. Blomqvist, G., 2001: De-icing salt and the roadside environment.

Air-borne exposure, damage to Norway spruce and system

monitoring. Doctoral thesis. KTH, Department of Land and

Water Resources. TRITA-AMI-PHD 1041. Bockgård, N., 2000: Environmental tracer methods for dating of

young groundwaters. NHP Report 46-2, Uppsala. Bockgård, N., Rodhe, A. & Olsson, K.A., 2004: Accuracy of

CFC groundwater dating in a crystalline bedrock aquifer.

Data from a site in southern Sweden. Hydrogeology Journal

12-2:171−183. Brandt, M., Jutman, T. & Alexandersson, H., 1994: Sveriges

Vattenbalans. Årsmedelvärden 1961−1990 av nederbörd, avdunstning och avrinning. SMHI Rapport Hydrologi nr 49.

Cesano, D. & Olofsson, B., 1997: Impact on groundwater levels

when tunnelling in urban areas. In Chilton et al. (eds)

Groundwater in the Urban Environment. Proceedings of the

XXVII IAH Congress, Nottingham, UK, 21-27 September

1997. Eliasson, Å., 2001: Groundwater impact assessment and pro-

tection – predictive simulation for decision aid. Licentiate

thesis, KTH, Department of Land and Water Resources,

TRITA-AMI-LIC 2066, Stockholm. Engqvist, P., 1991: Hur gammalt är grundvattnet? Grundvatten,

1. SGU, Uppsala. Eriksson, B., 1983: Data rörande Sveriges nederbördsklimat.

Normalvärden för perioden 1951−80. SMHI, Klimatsektionen. Rapport 1938:28.

Flint, A.L., Flint, L.E., Kwicklis, E.M., Fabryka-Martin, J.T. &

Bodvarsson, G.S., 2002: Estimating recharge at Yucca

Mountain, Nevada, USA: comparison of methods. Hydrogeology Journal 10-1:180-204.

Follin, S. & Svensson, U., 2003: On the role of mesh discre-

tisation and salinity for the occurrence of local flow cells,

SKB Rapport R-03-23, Stockholm. Grip, H. & Rodhe, A., 1988: Vattnets väg från regn till bäck.

Hallgren & Fallgren, Uppsala. Gustafson, G., 1988: Groundwater in crystalline rocks – some

ideas. In Englund et al. In (eds) Studies on Groundwater

Recharge in Finland, Norway and Sweden. Proceedings of a

workshop, Mariehamn, Åland, Finland 25−26 September

1986, pp. 91−97. Helsinki. Haldorsen, S., 1994: Oksygenisotoper og grunnvann. Institutt

for jord- og vannfag. Norges Landbrukshögskole, Rapport 13, Ås.

Hansson, G. 2000: Konstgjord grundvattenbildning, 100-årig

teknik inom svensk dricksvattenförsörjning. VAV AB, VA- FORSK Rapport 2000:5, Stockholm.

Healy, R.W. & Cook, P.G., 2002: Using groundwater levels to

estimate recharge. Hydrogeology Journal 10-1:91−109. IAEA, 2000: Global network for isotopes in precipitation.

Hydrology Web Site. Johansson, P-O., 1987: Methods for estimation of direct natural

groundwater recharge in humid climates. Institutionen för Kulturteknik, KTH, Meddelande TRITA-KUT 1045.

Knutsson, G., 1970: Spårämnen som hjälpmedel vid grund-

vattenundersökningar. Grundvatten, Norstedts, Stockholm, pp. 147−191.

Knutsson, G., 1971: Studies of groundwater flow in various

aquifers using tracers. Doctoral thesis. Kvartärgeologiska

avdelningen, Geologiska institutionen, Lunds Universitet,

Lund. Knutsson, G., 1988: Humid and arid zone groundwater recharge

– a comparative analysis. In Simmers(ed) Estimation of

Natural Groundwater Recharge, D.Reidel. pp. 493−504. Knutsson, G. & Forsberg, H., 1967: Laboratory evaluation of

51Cr-EDTA as a tracer for groundwater flow. Isotopes in Hydrology, IAEA, Vienna, pp. 629−652.

Knutsson, G. & Morfeldt, C-O., 2002: Grundvatten- teori och

tillämpning. Svensk Byggtjänst, Stockholm. Laaksoharju, M., 1999: Groundwater characterisation and

modelling: problems, facts and possibilities. Doctoral thesis, KTH, Department of Land and Water Resources, TRITA- AMI-PHD 1031, Stockholm.

Larsson-McCann, S., Karlsson, A., Nord, M., Sjögren, J.,

Johansson, L., Ivarsson, M. & Kindell, S., 2002a: Meteorological, hydrological and oceanographical information and data for the site investigation program in the communities of Östhammar and Tierp in the northern part of Uppland. SKB Technical Report TR-02-02.

Larsson-McCann, S., Karlsson, A., Nord, M., Sjögren, J.,

Johansson, L., Ivarsson, M. & Kindell, S., 2002b: Meteorological, hydrological and oceanographical information and data for the site investigation program in the community of Oskarshamn. SKB Technical Report TR-02-03.

Leontiadis, I.L. & Nikolaou, E., 1999: Environmental isotopes in

determining groundwater flow systems, northern part of

Epirus, Greece. Hydrogeology Journal 7-2:219−226. Lloyd, J.W., (ed) 1999: Water resources of hard rock aquifers in

arid and semi-arid zones. Unesco Studies and reports in

hydrology 58 Unesco Publishing, Paris. Lundmark, A. & Olofsson, B., 2002: Analysis of groundwater

levels in urban areas. In Killingtveit, Å.(ed) Nordic Hydro-

logical Conference, Röros, Norge 4−7 augusti 2002, NHP

Report 47, pp. 849−858. Maloszewski,P., Herrman, A. & Zuber, A., 1999: Interpretation

of tracer tests performed in fractured rock of the Lange

Bramke basin, Germany. Hydrogeology Journal 7-2:209−218. Naturvårdsverket, 1999: Grundvatten – bedömningsgrunder för

miljökvalitet. Naturvårdsverket Rapport 4915. Olofsson, B., 1991: Groundwater conditions when tunnelling in

hard crystalline rocks − a study of water flow and water

chemistry at Staverhult, the Bolmen tunnel, S Sweden. BeFo, forskningsrapport, 160:4/91.

Olofsson, B., Jacks, G., Knutsson, G., & Thunvik, R., 2001:

Grundvatten i hårt berg – analys av kunskapsläget I: SOU

2001:35.

Olsson, T., 2000: Bedömning av grundvattenpåverkan. Resultat

av genomförda utredningar. Banverket Södra Banregionen.

Rapport till Projekt Utredning Hallandsås. Pettersson, C. & Allard, B., 1991: Dating of groundwaters by

14C-analysis of dissolved humic substances. In Allard et al

(eds) Humic substances in the aquatic and terrestrial

environment, Springer Verlag, Berlin. Rodhe, A., 1987: The origin of streamwater traced by oxygen-18.

Doctoral thesis, Uppsala University, Div. of Hydrology, Rep. Ser. A No. 41, Uppsala.

Rudolph-Lund, K., Skurtveit, E., Engene, B. & Mykland, J.,

2003: Active groundwater monitoring and remediation during tunnelling through fractured bedrock in urban areas. In Krasny, J., Hrkal, Z, Bruthans, J., (eds) International Conference on Groundwater in Fractured Rock, 15−19 September 2003, Prague, Czech Republic.

Saxena, R., 1987: Oxygen-18 fractionation in nature and estima-

tion of groundwater recharge. Doctoral thesis, Uppsala University, Div. of Hydrology, Rep. Ser. A No. 40, Uppsala.

SKB 2001: First TRUE Stage – Transport of solutes in an inter-

th preted single fracture. Proceedings from the 4 International Seminar Äspö, September 9−11, 2000, SKB Technical Report TR-01.24.

SKB 2003: Grundvattnets regionala flödesmönster och samman-

sättning – betydelse för lokalisering av djupförvaret. SKB

Rapport R-03-01. SMHI 2004: GIS och GIS-databaser 2004. SMHI Faktablad

nr 19. Tilly, L., Maxe, L. & Johansson, P-O., 1999: Spårämnesförsök

som undersökningsmetodik vid konstgjord grundvattenbildning. VAV AB, VA-FORSK rapport 1999:14, Stockholm.

Widén, E., 2001: Groundwater flow into and out of two lakes

partly surrounded by peatland. MSc thesis, KTH, Institutionen för Mark- och Vattenteknik.

Litteratur för vidare studier

Englund, J-O., Knutsson, G. & Soveri, J., (eds) 1988: Studies on

Groundwater Recharge in Finland, Norway and Sweden.

Proceedings of a workshop, Mariehamn, Åland, Finland,

25−26 September 1986. NHP Report No 23, Helsinki. Gustafsson, G., 1986: Geohydrologiska förundersökningar i

berg. Bakgrund-metodik-användning. BeFo 84:1. Hydrogeology Journal, 2002: Theme Issue: Groundwater

Recharge Volume 10. Knutsson, G. & Morfeldt, C-O., 2002: Grundvatten – teori och

tillämpning. Svensk Byggtjänst, Stockholm. Käss, W., 1998: Tracing Technique in Geohydrology. Balkema,

Rotterdam. Lerner, D.N., Issar, A.S. & Simmers, I., 1990: Groundwater

recharge- a guide to understanding and estimating natural recharge. Internat. Ass. Hydrogeologist Volume 8. Heise, Hannover.

Lloyd, J.W., (ed) 1999: Water resources of hard rock aquifers in

arid and semi-arid zones. Unesco Studies and reports in hydrology 58, Unesco Publishing, Paris.

Mazor, E., 2004: Chemical and isotopic groundwater hydrology.

Third Edition. Marcel Dekker, New York. Basel. Sanders, L., 1988: A manual of field hydrogeology. Prentice

Hall, New Jersey.

5 Analys och fraktionering av olika isotoper

5.1 Inledning

Möjligheter att kunna bestämma mycket låga halter av joner och andra lösta ämnen i grundvatten kring ett djupförvar för använt kärnbränsle är en mycket viktig förutsättning för den framtida säkerhetsanalysen. Det gäller inte bara totalhalter utan även speciation och transport genom de naturliga och konstgjorda barriärer, som kommer att omge kopparkapslarna vid deponering enligt KBS-3 metoden. Detta gäller naturligtvis speciellt de s.k. radionukliderna, vilka utgörs av de grundämnesisotoper som sönderfaller under avgivande av elektromagnetisk strålning eller partikelstrålning, som är mer eller mindre skadliga för omgivningen. Dessa isotoper förekommer delvis naturligt men det är också tänkbart att de kan frigöras från avfallet om inte de skyddande barriärerna fungerar som planerats.

Eftersom de allra flesta radionukliderna är mer eller mindre vattenlösliga är transportvägarna beroende av vattenförekomsten och i vilken form vattnet finns.

Fritt strömmande vatten måste naturligtvis undvikas eftersom det då sker en mycket snabb transport av lösta ämnen och även av kolloider. Kolloiderna kan bestå av utfällda radionuklider eller partiklar från bentoniten tillsammans med adsorberade ämnen.

Även om vattnet är stillastående sker dock en transport av joner och neutrala ämnen bl.a. genom diffusion. Drivkraften är den s.k. kemiska potentialen, som strävar att utjämna koncentra-

1

Speciation innebär fördelning av olika komplex.

tionsskillnader. Jonerna vandrar således från en högre koncentration nära avfallet mot en lägre i omgivningen.

Det finns ytterligare en rad kemiska processer som påverkar transporten, t.ex. utfällning, upplösning, komplexbildning, oxidation/reduktion och adsorption på ytor i omgivningen. Alla dessa processer kan samverka vid jontransporten. Vilken eller vilka av dessa processer som dominerar beror på jonernas kemiska egenskaper men även parametrar som vattnets pHvärde, jonstyrka, redox-nivå och förekomst av andra lösta ämnen och bakterier har stor inverkan.

Analys och transport av speciellt radionuklider i såväl konstgjorda som naturliga barriärer är därför ett prioriterat forskningsområde för Svensk Kärnbränslehantering AB (SKB).

Till detta har en rad analysmetoder använts, allt från en enkel mätning av elektrisk konduktivitet till olika kromatografiska metoder. Även atomabsorptionspektrometri (AAS) och en modernare och mer avancerad teknik som induktivt kopplad plasma-masspektrometri (ICP-MS) har kommit till användning. Den senare analysmetoden har den stora fördelen att den erbjuder möjligheter till mätning av isotopkvoter. Den kan då användas för att t.ex. bestämma ålder och ursprung på grundvatten och att spåra eventuella föroreningskällor av tungmetaller och radioaktiva ämnen.

Dessa mätningar förutsätter dock att isotopkvoterna för de aktuella ämnena är konstanta, vilket har visat sig vara en regel med många undantag. Det är tvärtom så att många, om inte de flesta, av de ovan nämnda kemiska processerna leder till en förändring av den naturliga isotopsammansättningen, vilket brukar betecknas med isotopfraktionering. Detta är ett viktigt skäl för KASAM att redogöra för kunskapsläget beträffande isotopanalyser och dessutom ge några exempel på processer som leder till isotopfraktionering.

Kapitlet börjar med en allmän redogörelse för grundämnen och isotoper samt en beskrivning av några egenskaper hos isotoper.

5.2 Grundämnen, isotoper och masstal

Atomer av ett visst grundämne karakteriseras av ett bestämt antal protoner i kärnan, som definierar ett s.k. atomnummer, vanligtvis betecknat med bokstaven Z. Ren koppar t.ex. innehåller uteslutande atomer med atomnummer 29. Varje grundämne, som har mer eller mindre identiska egenskaper, har tilldelats ett namn och en bestämd plats i det periodiska systemet.

Även om atomer av ett visst grundämne har ett bestämt antal protoner i kärnan, kan antalet neutroner variera inom vissa gränser. Det är detta faktum som ger upphov till s.k. isotoper. Ett exempel är grundämne 1, väte, som har en proton i kärnan men som dessutom kan innehålla 0, 1 eller 2 neutroner dvs. väte har tre isotoper med atommassorna 1, 2 och 3 med symbolerna H, D

2 3 (eller H) och T (eller H).

Flera viktiga egenskaper hos isotoperna beror av deras massor, som alltså är summan av antalet protoner och neutroner och brukar betecknas med bokstaven A. Masstalet, A, ger ett approximativt värde på atomvikten för en viss isotop och den totala atomvikten för ett visst grundämne bestäms av den aktuella blandningen av isotoper.

För att specificera en viss isotop av ett grundämne anges Z, A och den kemiska symbolen på ett bestämt sätt. Sålunda motsvarar nedanstående beteckningar 63 235 1

Cu, U, H 29 92 1 tre bestämda isotoper av grundämnena koppar, uran och väte, nämligen Cu-63, U-235 och H.

5.2.1 Isotopfraktionering − vad är det?

Två olika isotoper av samma grundämne har alltså olika masstal men i stort sett samma kemiska egenskaper eftersom dessa i huvudsak bestäms av antalet elektroner. Vissa kemiska effekter kan emellertid uppkomma på grund av skillnaderna i masstal.

Olika isotoper kan ha något olika jämviktskonstanter för en viss kemisk reaktion, vilket kan ge upphov till s.k. isotopfraktionering. Omfattningen av isotopfraktioneringen kan uttryckas genom en fraktioneringsfaktor, α, också känd som separationsfaktor eller anrikningsfaktor. α utgör kvoten mellan två isotoper i en förening eller fas genom motsvarande kvot i en annan fas dvs.

l t

( N / N)1

α =

l t

( N / N )2

l t där N och N betecknar den relativa förekomsten av lätta och tunga isotoper i de två föreningarna, 1 och 2.

För att erhålla mer hanterliga tal (med färre decimaler) brukar man ofta använda nedanstående samband. De anrikningsfaktorer som vi i fortsättningen anger i detta kapitel baseras på detta uttryck

l t

 ( N / N) prov 

l,t

δ N =  l t −1 ⋅1000‰

( N / N)referens 

 

Ett exempel på en jämviktsreaktion, som innebär isotopanrikning är utfällning av kalcium-karbonat (CaCO3) från en vattenlösning. O-18 anrikas med en faktor på 2,5 % vid utfällningen. Fraktioneringsfaktorn beror på temperaturen och detta kan följaktligen användas för att bestämma temperaturen på vattnet när utfällningen ägde rum. Detta är grunden för den s.k. syreisotop-geotermometern.

Fotosyntesen är ett exempel på en anrikning av en lättare

12 13 isotop, i detta fall C, i förhållande till den tyngre isotopen C. Cellulosa och lignin i trä har på detta sätt anrikats med en faktor på omkring 2,5 %. Denna anrikning är snarast ett exempel på en kinetisk effekt på grund av att C-12 rör sig snabbare genom processen och därigenom anrikas.

Fysikaliska processer som förångning, kondensation och termisk diffusion kan också resultera i avsevärd fraktionering. Så

blir t.ex. den lättare syreisotopen, O, anrikad i vattenångan från havet. Genom att å andra sidan de tyngre syreisotoperna anrikas vid kondensationen resulterar detta i en ytterligare anrikning av

O i atmosfären. Genom förångnings- och kondensationsprocesser vid ekvatorn och vid polerna kan vattnet vid polerna anrikas på O med upp till 5 %.

Den klyvbara uranisotopen, U, kan separeras och anrikas från den mer förekommande, icke-klyvbara isotopen, U, genom de små skillnader i hastighet som uppstår när UF6 och

UF6 ska passera genom porösa barriärer (se även avsnitt 5.4.5)

5.2.2 Radioaktiva isotoper

Det är bara en bråkdel av isotoperna som är stabila medan de andra förändras spontant genom s.k. radioaktivt sönderfall. En radioaktiv isotop sönderfaller till en eller flera stabila isotoper under avgivande av energi. Exempelvis omvandlas den radio-

3 3 aktiva isotopen tritium, T, (H-3), H alltid till Helium-3, He, genom att avge en β-partikel (egentligen en energirik elektron).

Under normala förhållanden sker sönderfallet för varje radioaktiv isotop med en väldefinierad och karakteristisk hastighet. Det innebär att om ingen nybildning sker är det bara en tidsfråga innan alla radioaktiva isotoper försvinner. Några isotoper sönderfaller emellertid så långsamt att de existerar på jorden även 4 500 miljoner år sedan de bildades. Kalium-40, K, rubidium-

87 144 235 238 87, Rb, neodym-144, Nd, uran-235, U, uran-238, U, och torium-232, Th, är exempel på sådana långlivade isotoper.

Det kan i förstone upplevas som förbryllande hur mer kort-

222 14 livade isotoper, som t.ex. radon-222 ( Ra) och kol-14 ( C), är så pass vanliga på jorden. Orsaken är att mängden av dessa förnyas genom speciella kärnreaktioner, Ra genom radioaktivt sönderfall av uran och C genom inverkan av kosmisk strålning. Kärnvapen och kärnkraftsanläggningar ger också upphov till en rad radioaktiva isotoper.

5.2.3 Grundämnenas isotopsammansättningar

Sedan i slutet av 1930-talet har geokemister, astrofysiker och kärnfysiker med förenade ansträngningar försökt att förklara hur den observerade isotopsammansättningen av olika grundämnen har uppkommit. Väte och helium antas ha bildats vid ”Big Bang”, medan resten av grundämnena har sitt ursprung på olika planeter.

De relativt sällsynta isotoperna med masstal 5-10 (litium, beryllium, bor) har delvis bildats genom kosmisk strålning, medan det mesta tyder på att de tyngre grundämnena syntetiserats genom olika typer av kärnreaktioner, som därigenom har givit upphov till de olika isotopsammansättningarna. Sålunda har praktiskt taget allt järn på jorden och i meteoriter visat sig

54 56 57 58 innehålla 5,8 % Fe, 91,72 % Fe, 2,2 % Fe och 0,28 % Fe.

Det faktum att isotopsammansättningen av olika grundämnen är relativt konstant har gjort det meningsfullt att göra tabeller med genomsnittliga atomvikter. Atomvikterna är oerhört viktiga vid alla kemiska beräkningar.

5.2.4 Isotopernas egenskaper

Generellt sett kan skillnader i egenskaper hos olika isotoper av samma grundämne ha två orsaker – skillnader i massa eller skillnader i kärnstrukturen. Man brukar kalla den första orsaken för isotopeffekten medan den andra orsaken har namngivits på olika sätt beroende på dess effekter.

3 4

Helium har två stabila isotoper He och He, som finns i gasform under normala förhållanden. Vid en viss temperatur och ett visst tryck kommer He att väga 33 % mer än samma volym av He och kommer därigenom att få en högre densitet. Om väteisotopen H byts mot deuterium D i vatten så fås vad som kallas tungt vatten, vars täthet är ca 10 % högre än för normalt vatten.

Ytterligare en skillnad i egenskaper som beror av massan har att göra med atomers rörelsehastighet. Lättare ämnen rör sig med en genomsnittligt högre hastighet.

He i gasform rör sig i genomsnitt 15 % fortare än gasformig He vid samma temperatur.

Andra egenskaper som beror på rörelsehastigheten är termisk konduktivitet och gasers viskositet.

Som tidigare nämnts finns det skillnader i egenskaper som beror av kärnstrukturen. Radioaktiviteten är en av dessa och är resultatet av en samverkan mellan de krafter som verkar mellan protoner, neutroner och elektroner. T.ex. är He radioaktiv medan He är stabil.

Kärnspinn är en annan egenskap hos vissa isotoper, som beror av antal och arrangemang av neutroner och protoner i atomkärnan. Det betyder att atomkärnorna fungerar som små magneter, som t.ex. kan samverka med elektromagnetisk strålning. Det är denna egenskap, som utnyttjas i NMR-spektroskopi, som har tillämpningar inom grundforskning, medicin och en rad teknikområden.

Fördelningen av neutroner och protoner i kärnan påverkar också omgivande elektroner.

En extra neutron i en viss isotop gör det möjligt att sprida protonerna på ett nytt sätt och kan också påverka atomkärnans form, vilket i sin tur inverkar på de energier som kan avges eller upptas av elektronerna.

5.2.5 Klyvbara isotoper

Inga grundämnen med atomnummer högre än 83, Z>83, (Vismut) har stabila isotoper dvs. alla isotoper är föremål för radioaktivt sönderfall. De grundämnen som i första hand är aktuella i samband kärnkraftens utnyttjande är de s.k. aktiniderna dvs. Z≥90, på grund av att några av dessa isotoper är klyvbara.

Bland aktiniderna finns de enda kända klyvbara isotoperna med en enorm potential för energiproduktion men som också innebär långsiktiga risker för omgivningen. Uran med atom-

235 233 nummer 92 har ett par klyvbara isotoper U och U. Plutonium med Z=94 har också två klyvbara isotoper av stor

239 241 betydelse nämligen Pu och Pu. Dessa bildas som icke önskvärda biprodukter i en kärnkraftsreaktor genom att U, som själv inte är klyvbart, fångar upp neutroner vid klyvningen av 235 235

U. U förekommer endast med en halt av ca 0,7 % i naturligt uran och måste anrikas upp till en halt av 2,8 % innan en kärnreaktion kan sättas igång (Spiro & Stigliani, 2003a).

Tyngre aktinider, Z>94, har huvudsakligen ett vetenskapligt intresse även om de har fått en viss användning inom cancerterapin. Th har ett potentiellt stort ekonomiskt värde eftersom den kan omvandlas till U, som i sin tur är klyvbar.

Även om några få isotoper är klyvbara så finns det många fler instabila eller radioaktiva isotoper. Faktum är att alla grundämnen har en eller flera radioaktiva isotoper. Som tidigare nämnts har det lättaste grundämnet av alla, väte, två isotoper, D (deuterium) och T (tritium) varav den sistnämnda är radioaktiv. Över 1000 radioaktiva isotoper är kända, varav ungefär 50 finns i naturen, resten är artificiellt framställda.

Mer än 500 radioaktiva isotoper produceras i kärnreaktorer.

Radioaktiva isotoper har en rad användningsområden inom medicin och teknik: Radioaktiva spårämnen för bild- och funktionsdiagnostik, t.ex. Tc-fosfatkomplex för skelett-scintigrafi, en rad andra Tc-märkta substanser för diagnostik av hjärta, njurar, lungor och andra organ och vävnader, F-märkt glykos för tumördiagnostik

Radioaktiva preparat används för lokaliserad strålbehandling,

125 192 60 t.ex. I och Ir för behandling av tumörer. Co används som strålkälla inom cancerterapin, I för att lokalisera hjärntumörer.

C används för studier av diabetes, gikt, blodbrist m.m.

Am används i brandvarnare. T i utrymningsskyltar samt 210 238

Po och Pu för el-generering inom rymdindustrin.

5.3 Analytiska metoder och deras begränsningar

5.3.1 Masspektrometri

Masspektrometri (MS) är den analysteknik som har försett oss med det mesta av det experimentella underlag på vilket vår förståelse om atomernas egenskaper och i synnerhet isotopernas existens är baserat.

J. J. Thomson har fått äran av att ha konstruerat det första instrument, som kunde användas för att separera atomer på grundval av förhållandet mellan deras massa/laddning. Det var experiment med detta instrument som ledde till upptäckten av de första två isotoperna över huvud taget nämligen Ne och

Ne i ädelgasen neon år 1913. (Rouessac & Rouessac, 2000) Detta arbete följde på Thomsons nobelpris i fysik, 1906, för studier av speciella egenskaper hos elektronen.

En av Thomsons kollegor, F.W. Aston, fortsatte detta banbrytande arbete och över 200 naturliga isotoper upptäcktes, bl.a. en tredje neonisotop, Ne, som endast förekommer i små mängder. F.W. Aston tilldelades nobelpriset i kemi 1922 för dessa enastående upptäckter. Platzner (Plantzner, 1997) ger en kortfattad historisk betraktelse av den tidiga utvecklingen av MS i en relativt nyutkommen bok, som också utgör en god kunskapskälla om isotopmätningar i allmänhet.

Över hundra år efter den ursprungliga idén, har en stor mängd instrument för MS konstruerats, i själva verket alldeles för många för att kunna beskrivas i detalj här. Redogörelsen begränsas därför till en diskussion om den typ av magnet-sektorinstrument, som användes i Thomsons ursprungliga konstruktion och som används ännu idag. Den grundläggande förutsättningen i MS är att en laddad partikels rörelse i vakuum kan manipuleras genom påverkan av magnetiska eller elektriska fält. Som synes i figur 5.1 kommer joner med olika kvoter massa/laddning att röra sig i cirkulära banor med olika radier i ett magnetiskt fält. Ett annat viktigt kännemärke är att joner med olika kvoter massa/laddning fokuseras längs ett plan.

Genom att införa en rad detektorer längs detta fokalplan är det möjligt att kontrollera en mängd joner samtidigt och att därigenom mäta isotopkvoter med mycket hög precision.

Efter det att jonerna har bildats i någon lämplig källa, vide infra, anrikas provet genom att man applicerar en stor potentialgradient mellan jonkällan och masspektrometern med motsatt laddning i förhållande till jonladdningen. På detta sätt accelereras jonerna till höga hastigheter, som hindrar dem från att helt enkelt diffundera till ytorna i instrumentet där de kan neutraliseras.

En förutsättning är att jonerna överlever transporten från jonkällan till detektorn, vilket underlättas genom att åstadkomma vakuum i instrumentet. När trycket sjunker blir det färre kollisioner mellan partiklarna. Kollisioner är oönskade av två skäl. Det första skälet är att jonerna kan tappa sin laddning genom att överföra elektroner till sin kollisionspartner, vilket leder till att antalet detekterbara joner minskar. Det andra skälet är att joner kommer ur spår vilket leder till att de inte når detektorn och på det viset uppkommer förluster. Den senare effekten kan liknas vid när en biljardboll snuddar vid en annan på sin väg till ”fickan”. Kollisionen innebär ovillkorligen en missad stöt. De spridda jonerna tenderar att kollidera med instrumentdelar, som t.ex. magnetpolerna där de neutraliseras.

Den största delen av resttrycket i en masspektrometer är resultatet av läckage av atmosfärsgaser in i instrumentet. Dessa gaser, huvudsakligen syre (O2), kväve (N2) och argon (Ar) är mycket lätta, dvs. de har låga masstal vilket leder till att de sprider lättare joner i högre grad än tyngre. − En stillastående biljardboll har betydligt större effekt på en kolliderande bordtennisboll än på ett bowlingklot i rörelse. − Följaktligen kommer tyngre joner att lättare överleva transporten genom masspektrometern än lättare joner vilket betyder att detektionsgränsen ökar med massan. Det bör dock påpekas att det finns andra effekter som också påverkar problemet, som brukar benämnas ”instrumentell massdiskriminering” eller ”massavvikelse”. Detta får till effekt att när en isotopkvot mäts

experimentellt kommer resultatet inte att motsvara den egentliga sammansättningen i provet. Experimentella MS-data måste därför alltid korrigeras för instrumentell massdiskriminering. Denna korrigering görs genom mätning på ett prov med en känd isotopsammansättning. Här finns emellertid ett dilemma genom att isotopsammansättningen har bestämts genom mätning med MS. Lösningen till detta problem är att använda sig av syntetiserade blandningar av rena isotoper.

Även om det finns mer effektiva metoder för att anrika rena isotoper kan MS också användas för detta ändamål. Historiskt sett har stora masspektrometrar, s.k. ”calutrones”, utvecklats för elektromagnetisk anrikning av U, dvs. den uranisotop som användes vid tillverkning av den första atombomben i Manhattanprojektet (Rosseac & Rousseac, 2000). Under förutsättning att det finns tillräckligt rena prov av två eller fler isotoper kan man åstadkomma blandningar med en känd sammansättning. Genom att jämföra uppmätta isotopkvoter (Rmeas) med kända sådana (Rtrue) kan man kalibrera sitt instrument, dvs. bestämma den instrumentella massdiskrimineringsfaktorn (K): Rtrue = Rmeas· K; K = Rtrue/Rmeas

Det bör nämnas att K är massberoende och därför måste bestämmas för varje grundämne och kanske t.o.m. för varje par av isotoper som studeras. (Woodhead, 2002). Korrektionsfaktorns teoretiska betydelse har varit föremål för omfattande undersökningar (Russell et al, 1978).

En fullständig matematisk behandling av massdiskrimineringsfaktorn bygger på en grundläggande förståelse av de underliggande fysikaliska orsakerna. Fram till dess förblir K en empirisk korrektionsfaktor trots att den ofta förekommer i olika ”lagar” som refereras till i litteraturen. Av detta skäl finns ett växande behov av att försäkra sig om att de isotopkvoter som uppmäts och korrigeras i ett laboratorium kan reproduceras i ett annat. Detta nödvändiggör att det finns referensmaterial för användning som internationell standard vid kalibrering av mät-

ningar med masspektrometri. Referensmaterial med certifierade isotopsammansättningar kan erhållas från sådana auktoriteter som ”Institute for Reference Materials and Measurements”, Geel, Belgien och ”National Institute of Standards and Technology”, Gaithersburg, USA.

(a) (a)

Mass-Mass-Mass- JonkällaJonkällaJonkälla JonoptikJonoptikJonoptik DetektorDetektorDetektor

analysatoranalysatoranalysator

Vacuum systemVacuum systemVacuum system

(b) (b) (c) (c)

22 22

BB ⋅⋅rr ⋅⋅qqee

mm// zz ==

22⋅⋅VV

mm = isotopmassa (kg) = isotopmassa (kg)

zz = jonladdning (enhetslös) = jonladdning (enhetslös)

BB = magnetisk fältstyrka (T) = magnetisk fältstyrka (T)

rr = magnetsektorns böjningsradie = magnetsektorns böjningsradie (m) (m)

-19-19

qqee = elektronladdning (1.60×10 = elektronladdning (1.60×10 C) C)

VV = accelerationspotential (V) = accelerationspotential (V)

Figur 5.1. Schematiskt diagram som visar (a) masspektrometerns uppbyggnad; (b) en detaljskiss av en massanalysator av magnetsektor typ; (c) huvudekvationen för masseparationen. Jonerna som bildas i jonkällan har karakteristiska kvoter massa/laddning (m/z). Jonerna accelereras av en potential över jonoptiken och injiceras i massanalysatorn. Eftersom magnetsektorn har en bestämd böjningsradie (r), kan joner med olika m/z fokuseras genom att variera antingen accelerationspotentialen (V) eller den magnetiska fältstyrkan (B). En ökning av B eller en minskning av V kommer att föra tyngre joner till fokus i en given punkt av fokalplanet enligt (b).

5.3.2 Infraröd spektroskopi

Även om masspektrometri avgjort är det första valet av teknik för isotopanalyser är det dock inte det enda. Den stora fördelen med MS i sina olika varianter är att den är applicerbar på i stort sett alla grundämnen och föreningar. Som tidigare nämnts kan, å andra sidan, massdiskrimineringen utgöra en stor felkälla om man inte kompenserar för den på ett riktigt sätt. Det finns därför motiv för att hitta andra tekniska metoder att mäta isotopkvoter för att kunna verifiera data på ett oberoende sätt. En sådan metod är infraröd (IR) spektroskopi.

När det gäller isotopmätningar är dock IR-spektroskopin fortfarande väldigt mycket i sin barndom. I motsats till MS, med vilken man kan mäta isotopsammansättningar av föreningar av nästan alla slag, är IR för närvarande endast applicerbar på föreningar som är i gasform. Isotopmätningar med hjälp av IRspektroskopi har därför huvudsakligen utförts på gaser i atmosfären, bland vilka koldioxid (CO2) har blivit ett populärt val. (Becker et al., 1992; Esler et al., 2000) Den största fördelen med IR jämfört med MS, bortsett från frånvaron av problem med massdiskriminering, är att den är betydligt billigare och portabel. Mätning och övervakning av atmosfären utgör därför de viktigaste applikationsområdena.

Esler et al. (2000) har anmärkt att man med IR spektroskopin kan analysera s.k. isotopomerer i gaser som ozon (O3) och dikväveoxid (N2O). Den senare är en gas som påverkar den globala uppvärmningen och som bryter ned ozonlagret i stratosfären (Spiro & Stagliani, 2003). − Isotopomerer kallas de kemiska föreningar i vilka en eller flera atomer utgörs av isotopblandningar. Eftersom det finns två stabila väteisotoper, 1 2 H och H kan den enkla vätemolekylen (H2) förekomma i form

1 1 1 2 2 2 av tre isotopomerer nämligen H- H, H- H och H- H, vilka representerar alla tänkbara kombinationer av två väteatomer.

14 15 16

När det gäller N2O finns det två isotopomerer, N N O och 15 14 16

N N O som har identiskt lika molekylvikt och som därför inte kan skiljas med hjälp av MS (Yung & Miller, 1997). Orsaken

till att man med hjälp av IR spektroskopi kan skilja på och analysera dessa och andra par av isotopomerer ligger i bindningen mellan atomerna i molekylen.

Även om massdiskriminering inte utgör ett problem med IR-spektroskopin kräver metoden ändå en kalibrering för att överföra instrumentets utslag till en viss koncentration av isotopomerer. Gaser med standardiserade sammansättningar måste därför finnas för att kalibrera mätningarna. Sådana gasstandards är ofta analyserade med MS (Esler et al., 2000) Lyckligtvis kan syntetiska standards också tillverkas genom att använda isotopanrikade ursprungsmaterial och renade produkter, som innebär att beroendet av MS minskar.

De flesta bilägare kommer omedvetet förr eller senare i kontakt med IR spektroskopi. (Rouessac & Rouessac, 2000) Sådana instrument används nämligen rutinmässigt vid mätning av utsläpp av giftiga gaser som kolmonoxid, oförbränt bränsle i form av kolväten etc.

5.4 Tillämpningar av isotopskvotsmätningar

Mätning av isotopkvoter har ett stort antal tillämpningsområden inom flera vetenskapsområden (Platzner, 1997). Särskilt relevanta forskningsområden behandlar datering av grundvatten och isotopanalys av aktinider, särskilt uran (U) och plutonium (Pu), vilka närmare beskrivs nedan.

5.4.1 Datering av grundvatten

Masspektrometrin har en viktig roll att fylla i samband med valet av plats för slutförvaret av använt kärnbränsle.

Ett viktigt kriterium för platsvalet är, att i händelse av läckage från deponerade kopparkapslar, de frigjorda radionukliderna kan isoleras av geologiska barriärer och hindras från att nå biosfären (KASAM, 2001). Förorenat vatten från förvaret kan då inte

obehindrat blanda sig med omgivande vatten. Genom att införa stabila isotoper eller långlivade radioaktiva spårämnen och mäta deras transport genom geologiska barriärer och förekomst i omgivande miljöer kan man undersöka flödesvägar i borrhål. Genom att mäta förändringar i isotopsammansättningen kan man få en uppfattning om transporthastigheter i berget. Sådana försök har nyligen påbörjats i Äspö.

En mer traditionell, icke-inkräktande metod att fastställa hur effektivt berget är som barriär mot spridning av radionuklider utgörs av dateringstekniker. Dessa består i analys av utvalda isotoper i vattenprover från borrhål i närheten av möjliga förvarsplatser. Vissa radioaktiva isotoper bildas naturligt genom inverkan av kosmisk strålning på atomer på jordytan. Sådana s.k. kosmogena radionuklider sprids i atmosfären och genom inverkan av regn och snö kommer de slutligen att nå vattensamlingar på jordytan. En radioaktiv klorisotop, Cl, uppvisar särskilt lovande egenskaper för datering av grundvatten (Faure, 1986). Denna isotop har en halveringstid av 3,08x10 år och de kemiska egenskaperna hos kloridjonen utgör en god garant för

36 36 att den bildade Cl förblir i lösning. En minskning av Cl-halten beror således endast på radioaktivt sönderfall och inte på utfällningsreaktioner, som också kan påverka kosmogena radionuklider. Detta gör att miljoner år gammalt vatten kan åldersbestämmas.

Mätningar av Cl i färska isprover från Antarktis har visat på halter av 2,5x10 atomer/kg is. Om en viss vattenvolym eller ett stycke is har isolerats från inflöde av nybildad Cl minskar halten exponentiellt, vilket visas i figur 5.2. Under förutsättning att man känner till den ursprungliga koncentrationen i vattnet och kan mäta den nuvarande nivån i ett prov från t.ex. ett borrhål, kan vattnets ålder beräknas. Om den uppmätta Clhalten t.ex. är 1,25x10 atomer/kg (1,25 miljoner atomer/kg = 1,25 Matomer/kg) motsvarar provets ålder en halveringstid, dvs. omkring 0,3 miljoner år (0,3 Mår). Om ett vatten från en viss plats har isolerats från inflöde av yngre och färskare vatten under mycket lång tid är det troligt att de geologiska formationerna

också kan begränsa utflödet av radionuklider från eventuellt skadade kopparkapslar i ett förvar av utbränt kärnbränsle.

Ytterligare exempel på användning av radioaktiva isotoper i samband med datering av grundvatten och grundvattenflöden ges i kap. 4.

Ålder (Mår)

0 1 2 3

3 3

)

-1

2 2

1 1

Konc (Matom kg

0 0

0 2 4 6 8 10

Ålder (halveringstider)

Figur 5.2. Ändringar i koncentrationen av den kosmogena radionukliden Cl i grundvatten som funktion av tiden. Det har

6 -1 antagits att initialkoncentrationen är 2,5 × 10 atomer kg , som är det uppmätta värdet i färska isprover från Antarktis (Faure, 1986). Efter 3,08 × 10 år (en halveringstid), har initialkoncentrationen halverats. Mätningar av koncentrationen av Cl i grundvatten med hjälp av masspektrometri gör det därigenom möjligt att bestämma provets ålder.

5.4.2 Spårande av radioaktiva källor

Uran i naturligt förekommande mineral har i huvudsak en konstant isotopsammansättning, som består av 0,005 % U,

235 238 0,720 % U och 99,275 % U (Richter et al., 1999; Desideri et al., 2002; Cobb et al., 2003).

235 238 -3

Den resulterande kvoten, U/ U ≈ 7,25x10 är därför den som kan förväntas i t.ex. biologiska material och kroppsvätskor från växter och djur som utsatts för exponering av uran i den naturliga miljön. Den naturliga isotopsammansättningen blir emellertid radikalt förändrad genom de industriella processer som syftar till en anrikning av uran för tillverkning av kärnbränsle eller kärnvapen. I båda tillämpningarna fordras en anrikning av U, om än i mycket olika omfattning. För användning som bränsle i lättvattenreaktorer av den typ som används i Sverige måste halten av U vara minst 2,8 %, medan en anrikning till ungefär 93 % U krävs för tillverkning av kärnvapen (Spiro & Stigliani, 2003). En biprodukt i denna anrikningsprocess är det ökända materialet utarmat uran (depleted uranium, DU).

I kölvattnet av Gulfkriget och den senare Balkankonflikten, uppstod farhågor om att exponeringen för avfall från pansarbrytande ammunition, som innehåller utarmat uran, skulle utgöra en hälsorisk (Sandström, 2002). Analyser av jordprover från Kosovo efter konflikten har resulterat i förändrade isotopkvoter vilket tyder på att det har skett en förorening av området genom användning av utarmat uran i ammunitionen. Urinprover som togs från boende i det område som misstänktes vara förorenat av utarmat uran visade däremot naturliga isotopkvoter av uran (Tresl. et al., 2004), vilket visas i figur 5.3(a).

Under 2001 gjordes en undersökning av de deltagarna i den svenska fredsstyrkan. Urinprover togs och analyserades med MS före avresan till Kosovo och efter sex månaders tjänstgöring där. Koncentrationerna av uran i urin visades sig vara ungefär 10 gånger lägre vid det senare tillfället vilket åskådliggörs i figur 5.3(b). (Sandström, 2002)

Analys och fraktionering av olika isotoper

(a)

U x 1000 7.5

238

U/

235 7.0

0 5 10 15 20 25 30 35

Provnummer

160

(b)

120

kreatinin) 80

-1

40

U (ng g

0

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21

Provnummer

Figur 5.3 (a). Uranisotopkvoter uppmätta i urinen hos lokalbefolkningen i ett område som antas ha blivit smittat av utarmat uran. Osäkerhetsnivåerna motsvarar 95 % konfidensintervall; data har hämtats från Tresl et al. (2004). (b) Urankoncentrationer i urinen hos KFOR personal före avresan från Sverige (skuggade staplar) och efter sex månaders tjänst i Kosovo (ofyllda staplar). Data har hämtats från Sandström (2002).

På detta vis har användningen av MS bidragit till att skingra farhågorna i samband med den svenska personalens exponering för utarmat uran.

Det bör nämnas att använt kärnbränsle från kärnkraftsreaktorer fortfarande innehåller U. Genom upparbetning kan U återanrikas upp till omkring 4 % och användas som bränsle i en reaktor (Desideri et al., 2002). Vid den kemiska upparbetningen av använt kärnbränsle kommer dock både det anrikade uranet och biprodukten utarmat uran att vara

236 239 240 förorenade av nybildade isotoper som U, Pu och Pu.

Analyser med hjälp av masspektometri har givit ovedersägliga bevis för att den pansarbrytande ammunition, som användes i Balkan, åtminstone delvis innehöll utarmat uran från upparbetat kärnbränsle. Detta har åstadkommit en spridning av konstgjorda radioaktiva isotoper i miljön. De mängder av radionuklider som har tillförts har dock ansetts vara obetydliga i förhållande till andra källor, som till exempel utsläppen från Tjernobyl, och deras toxikologiska effekter har ansetts vara försumbara.

Masspektrometrin har också en viktig roll att fylla när det gäller att identifiera spridningskällor av radioaktiva föroreningar i miljön. Under den senare hälften av 1900-talet, med maximum under perioden 1963-64, har kärnvapensprängningar i stratosfären utförda av USA och Sovjetunionen, givit upphov till en spridning av radioaktivt material över jordklotet.

Detta resulterade i ett globalt nedfall av storleksordningen

-2 50−100 Bq m uttryckt som summan av de vanligaste isotoperna, 239 240 239+240

Pu och Pu, och med beteckningen Pu. Det kan dessutom förekomma lokala eller regionala källor som läckage eller medvetna utsläpp från kärnkraftsverk, upparbetningsanläggningar, reaktor- eller satellitolyckor (Warneke et al., 2002). En lokal eller regional spridningskälla kan troligen upptäckas på

239+240 grund av en förhöjd mängd av Pu, men en mätning av isotopkvoter ger en mer definitiv information, eftersom varje källa har en karakteristisk isotopsammansättning (Kelley et al., 1999; Warneke et al., 2002; Ketterer et al., 2004).

239+240

Det bör poängteras att användningen av Pu beror på den vanliga tillämpningen av α-spektrometri för att mäta mängden plutonium i omgivningen. Energinivåerna hos α-partiklar, som

239 240 avges vid sönderfall av Pu resp. Pu, är i de flesta fall alltför lika för att kunna separeras och som en konsekvens av detta mäts i stället summan av de båda isotoperna (Mitchell et al., 1997).

Isotopdata för plutonium har samlats i tabell 5.1, där det

240 239 framgår att kvoten Pu/ Pu varierar stort mellan olika källor, vilket ger möjligheter att identifiera spridningskällorna till föroreningarna. Denna möjlighet exemplifieras genom data som visas i figur 5.4 (hämtad från Ketterer et al., 2004). Där visas att jordprover från södra Polen är förorenade av nedfall av plutonium från norra halvklotet. Prover från nordöstra Polen har däremot visat sig innehålla föroreningar från olyckan i Tjernobyl. Det plutonium som finns i de sist nämnda proverna representerar en blandning av material från två olika källor.

Det är viktigt att inse att isotopkvoter kan ändras under den aktuella tidsrymden för ett förvar för utbränt kärnbränsle eftersom radionukliderna har olika halveringstid. När det gäller 239 240

Pu och Pu framgår detta tydligt i tabell 5.1 (a). Skillnader mellan isotopsammansättningar från olika källor kommer dock att bestå och därför kommer mätningar av isotopkvoter att ge värdefull information om spridningskällorna långt in i framtiden. Efter ca 65 000 år, vilket motsvarar 10 halveringstider av Pu kommer dock koncentrationen av Pu att endast vara endast 0,1 % av den nuvarande. Den blir därför svår att detektera åtminstone med dagens teknologi.

Tabell 5.1. (a) Halveringstider (Kelley et al., 1999; Ketterer et al., 2002) och mängd-förhållanden av Pu isotoper i ”vapenhaltig” plutonium (Mitchell et al., 1997). (b) Atomkvoter för de två vanligaste Pu isotoperna med varierande ursprung.

(a) Isotop Halveringstid (år) Mängd (atom %)

Pu 87,74 <0,005 − 0,04 239Pu 24119 27 93,3 97,0

± −

Pu 6564 ± 11 2,9 − 6,0 241Pu 14,33 0,02 0,12 0,58

± −

Pu 376000 −

240 239 (b) Pu källor Pu/ Pu Referenser Globalt nedfall (norra halvklotet) 0,166 − 0,194 Kelley et al., 1999 Vapenproduktion 0,01 − 0,07 Warneke et al., 2002 DU från upparbetat kärnbränsle 0,12 Desideri et al., 2002 Olyckan i Chernobyl 0,37 − 0,41 Muramatsu et al (2002),

Boulyga & Becker, 2002

5.5 Processer som leder till isotopfraktionering

I det s.k. LTDE-projektet undersöker SKB i vilken utsträckning olika radioaktiva ämnen kan diffundera in i bergmatrisen. LTDE står för Long Term Diffusion Experiment. I projektet Long Term Test of Buffer Material (LOT) studerar SKB diffusion av radioaktiva ämnen genom bentonitbufferten.

De aktuella projekten att studera transport av radionuklider genom berggrunden i Äspö och bentonit, innehåller två potentiellt komplicerande faktorer, som kan åstadkomma svårigheter när det gäller tolkning av resultaten. Grundvattenflödet genom berggrunden måste vara i stort sett försumbar i mätområdet för att få en diffusionsdriven transport och för att förhindra tillfällig spridning från någon radioaktiv läcka.

0.5

0.4

Pu

239

0.3

Pu/

240

0.2

0.1

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Provnummer

Figur 5.4. Isotopkvoter av Pu i jord-prover från Polen som visar på möjligheter att skilja mellan olika källor. Det nedre skuggade

240 239 området innehåller de isotopkvoter Pu/ Pu som är typiska för nedfall på norra halvklotet. Pu i proverna 1−3, som är insamlade i södra Polen (fyllda symboler) visar klart att de kommer från denna källa. Det övre skuggade området omfattar sammansättningsintervallet av Pu med ursprung i Tjernobyl. Proverna 4−9 är från i nordöstra Polen och uppvisar isotopkvoter som är karakteristiska för en blandning mellan nedfall på norra halvklotet och Tjernobyl Pu. Data har hämtats från Ketterer et al. (2004).

Den första följdfrågan är om olika isotoper av samma grundämne transporteras med samma hastighet eller inte. Den andra frågan handlar om i vilken omfattning kemiska reaktioner, som utfällning och komplexbildning, kan leda till isotopfraktionering i djupförvaret.

Det är väl känt att lättare atomer och molekyler diffunderar fortare i gasfas, vilket används för att anrika den klyvbara uranisotopen U, som tidigare nämnts. Denna process innebär att uran omvandlas till den flyktiga föreningen, UF6. Under

passagen genom var och en av en serie porösa diffusionsbarriärer, blir gasen allt mer anrikad på den lättare isotopomeren,

UF6, med en faktor som är lika med kvadratroten av 238 235

UF6/ UF6 dvs. kvoten mellan molekylmassorna. Eftersom varje fluoratom har masstalet 19, blir anrikningsfaktorn √√(238+6x19)/(235+6x19)(238+6x19)/(235+6x19) ≈ 1,004, vilket innebär att det behövs hundratals diffusionsbarriärer för att anrika naturligt uran som innehåller 0,72 % U, till den nivå som krävs i kärnbränsle dvs. minst 2,8 % U (Spiro & Stigliani, 2003).

Även om isotopseparering genom gasdiffusion är en välkänd process, har motsvarande effekt i lösning beskrivits först helt nyligen (Rodushkin et al., 2004).

2+

I figur 5.5(a) visas schematiskt att när en lösning av Fe

2+ kommer i kontakt med en annan jonfri lösning kommer Fe att

2+ diffundera in i den senare. Fe kommer gradvis att tränga längre in i den rena lösningen, vilket ger upphov till en koncentrationsgradient som visas i figur 5(b). Järnkoncentrationen minskar med faktorerna 10 och 100 med distanserna (x) på omkring 2,7 cm respektive 4,2 cm från gränsytan mellan de två lösningarna, vilken betecknas med x = 0. Dessa observationer överensstämmer perfekt med vad som förväntas enligt teorin (Noggle, 1996).

I figur 5.5(c) beskrivs diffusionens inverkan på isotopsammansättningen i järnprover som tagits på olika avstånd från gränsytan, x = 0. Efter 72 timmar och på ett avstånd av omkring 5 cm

56,54 från gränsytan har δ Fe-värde på −0,04 %, vilket betyder att lösningen har anrikats med avseende på den lättare isotopen, vilket i sin tur betyder att Fe joner har diffunderat fortare än motsvarande Fe joner. Figur 5.5(d) visar att samma förhållande också gäller för en tredje järnisotop Fe.

I figuren visas en s.k. treisotopkurva (Zhu et al., 2001), som ger en värdefull kontroll av konsistensnivån hos experimentella

57 54 56 54 data. Hos isotop-paren Fe – Fe och Fe – Fe är skillnaderna i massa 3 rep. 2 massenheter. Varje process, som ger upphov till

56 54 en fraktionering mellan Fe – Fe, kan förväntas ha en ännu

57 54 större effekt på isotop-paret Fe – Fe med tanke på den större

Analys och fraktionering av olika isotoper

skillnaden i massa. Förenklat sett kan det förväntas att kvoten av

57,54 56,54

d-värdena, (δ Fe)/(δ Fe), ska bli ungefär lika med kvoten mellan skillnaderna i massa, 3/2, vilket verifieras av resultaten i figur 5.5(d). Analoga resultat har erhållits för zinkisotoper med samma experimentuppställning.

(b)(b)

ff

cc// cc

00 11 22 33 44 55

xx (cm)(cm)

(c)(c) 0.10.1

-0.1-0.1

)) (‰(‰

-0.2-0.2

FeFe

-0.3-0.3 56,5456,54

δδ

-0.4-0.4

-0.5-0.5 00 11 22 33 44 55

xx (cm)(cm)

(d)(d)

))

-0.15-0.15

(‰(‰

44 FeFe

,5,5 -0.30-0.30 5757

δδ

-0.45-0.45

-0.60-0.60 -0.4-0.4 -0.3-0.3 -0.2-0.2 -0.1-0.1 0.00.0 0.10.1 56,5456,54

δδ FeFe (‰)(‰)

Figur 5.5. Effekt av diffusion i lösning på koncentration och isotopsammansättning av järn. (a) Utformning av experiment med 1 ml järnlösning som täcks av kvartssand för att åstadkomma en mekanisk barriär. Efter en försiktig tillsats av 9 ml ren järnfri lösning fick uppställningen stå orörd i 72 timmar. Därefter togs prover från lösningen uppifrån i volymer på 0,5 till 1,0 ml. (b) Med ökande avstånd (x) från järnkällan minskar koncentrationen i enlighet med en ren diffusionsmodell, som illustreras av den heldragna linjen. Data ges som den uppmätta koncentrationen (c) genom den slutkoncentration (cf) som erhålles då allt järn är jämnt fördelat i hela volymen. (c) Ändringar i isotopsammansättningen hos järnprover tagna på olika avstånd från källan. Den horisontella heldragna linjen visar den ursprungliga isotopsammansättningen och de parallella pricka-

56,54 de linjerna begränsar osäkerhetsområdet för kvoten Fe. Datapunkterna med osäkerhetsområden visar ändringar i isotopsammansättningen som funktion av avståndet. Efter omkring 1,5 cm har isotopsammansättningen ändrats avsevärt från den ursprungliga. Den heldragna kurvan motsvarar en matematisk modell av diffusionens effekt på isotopsammansättningen. (d) En s.k. tre-isotopkurva som visar att ändringen i isotopsammansättningen är beroende på massan av de diffunderande iso-

57 54 toperna. Eftersom masskillnaderna mellan isotop-paren Fe – Fe

56 54 och Fe – Fe är 3 respektive 2 massenheter bör datapunkterna hamna på en linje med lutningen omkring 3/2. Det är tydligt att alla punkter utom en faller på den teoretiska kurvan dvs. den heldragna linjen.

Det är tydligt att diffusion åstadkommer en fraktionering av lösta komplex i alla miljöer, vilket är en potentiell felkälla vid tolkning av resultat från isotop-mätningar. Storleksordningen av denna process är å andra sidan mycket liten och kommer därigenom inte att ha någon märkbar effekt på säkerhetsanalyserna vid djupförvaring av använt kärnbränsle.

Det kan visas att det finns ett enkelt samband mellan

2 -1 diffusionskoefficienten (D/cm s ) och den distans (x/cm), som en isotop (eller annat diffunderande ämne) kan transporteras på en viss tid (t/s). Detta samband uttrycks genom Einstein- Smoluchowskis ekvation (Atkins, 1990): D = x /(2t).

-5 -1

Om vi antar en diffusionskoefficient på 1,0x10 cm2 s , vilket motsvarar ett något lättare och rörligare ämne än järn, (D ≈

-5 2 -1 0,6x10 cm s ), upplyser oss Einstein-Smoluchhowskis ekvation om att transportsträckor på 1, 10 och 1000 m genom enbart diffusion skulle ta 16, 1600 resp. 16 miljoner år. Diffusion är uppenbarligen en extremt långsam process. (Detta gör att du måste röra om i ditt kaffe eller te efter att ha tillsatt en sockerbit.)

Den andra angelägenheten som diskuterats ovan gäller den växande mängd av bevis som antyder att fraktionering är en ganska vanlig konsekvens av kemiska reaktioner av olika slag. Diskussionen här kommer därför att begränsas till att redovisa några preliminära resultat från egna (Forsling, W. et al., 2004) experimentella studier av tillsatser av metalljonlösningar till färsk pulveriserad bentonitlera.

Prover från den lösning som fanns kvar ovanför den svällda bentoniten efter en natt togs ut för isotopanalys. Resultaten som sammanställts i tabell 5.2 visar att det mesta av de lösta jonerna har avlägsnats av bentoniten. Detta är en av de mest attraktiva egenskaperna hos bentonit som barriärmaterial i KBS-3-konceptet för djupförvar av utbränt kärnbränsle (KASAM, 1998).

En intressant observation, som gjordes vid dessa experiment, gäller bentonitens svällningsegenskaper i närvaro av kopparjoner

2+ (Cu ) i vattenlösningen. Svällningen i vattenlösningen minskade nämligen märkbart. En liknande effekt har tidigare konstaterats

2+ för kalciumjoner (Ca ) vilket leder till att Na-bentonit sväller betydligt mer än Ca-bentonit (Abdullah et al., 1999; Hoeks et al., 1987). Under förvarets livstid kommer Na-bentoniten (som är den barriär som föredras i KBS-3-konceptet) att omvandlas till

2+ Ca-bentonit genom en jonbytesprocess vid inflöde av Ca -rikt grundvatten (KASAM, 2001).

Ca-bentoniten kan inte adsorbera lika mycket vatten som natriumformen och kommer därför att krympa vilket kan leda till sprickor i materialet. Detta kan påverka bentonitens egenskaper som barriär för radioaktiva ämnen i händelse av en skada

2+ på kopparkapseln. Korrosion av kopparkapseln följd av Cu adsorption i leran kan på ett likartat sätt påverka bentonitens egenskaper.

Resultaten av sorptionen uttryckt i procent i tabell 5.2 visar att effektiviteten vid koppar-upptaget minskar vid högre initialkoncentrationer vilket antyder att buffertkapaciteten för koppar-

2+ adsorption har överskridits. Detta indikerar att Cu är mycket starkt bundet till de negativt laddade ytorna i bentoniten vilket i sin tur leder till attraktion mellan partiklarna och aggregering av leran. Detta minskar effektivt det tillgängliga området för ansamling av vattenmolekyler (KASAM, 2001). Detta förklarar observationen att lösta kopparjoner minskar graden av bentonitsvällning, vilket stöds av isotopdata i tabell 5.2 och beskrivs närmare nedan.

Först av allt måste emellertid hänsyn tas till de processer som uppträder i samband med hydratisering av bentonitleran. Under vattenupptaget kommer vattenmolekyler och lösta metalljoner att samverka med mineralytorna och diffundera in i partikelporerna. Om diffusion till partikelytorna och i porerna utgör de enda existerande processerna skulle det förväntas att fraktioneringen leder till att de tyngre isotoperna kommer att vara överrepresenterade i lösningen.

Tabell 5.2. Upptag av kadmium, koppar och zink från vattenlösning under svällning av torr pulvriserad bentonit. δ-värdena är uttryckta som genomsnitt per atommassenhet för att underlätta jämförelse mellan isotop-par av olika grundämnen. De uppmätta

111 110 112 110 113 110 isotopkvoterna är Cd/ Cd, Cd/ Cd, Cd/ Cd och 114 110 65 63 66 64

Cd/ Cd för kadmium, Cu/ Cu för koppar och Zn/ Zn, 67 64 68 64

Zn/ Zn och Zn/ Zn för zink.

-1

Som framgår av figur 5.5(c) gynnar diffusionen transport av lättare isotoper, vilka då bör vandra snabbare in i porerna och lämna de tyngre kvar i lösningen. Detta är också vad som visar sig hända med lösningar av kadmium och zink (tabell 5.2). De båda startkoncentrationerna av kadmium leder till statistiskt identiska resultat. Detta visar att kapaciteten för kadmiumupptag

2+ i bentonit inte har överskridits men även att Cd befinner sig i porvattnet mellan partiklarna och inte är så starkt bundet till ytorna som kopparjonerna.

Vid sidan av vanliga transportprocesser kan kemiska reaktioner ske vid hydratiseringen. Reaktionsprodukterna utgör de mest stabila ämnen som kan bildas från ett visst utgångsmaterial. Tyngre isotoper bildar mer stabila bindningar än lättare isotoper (Fujii et al., 2002; Schauble et al., 2001; Weston, 1999) och därför kan kemiska reaktioner utgöra en viktig orsak till fraktionering. Eftersom kopparjoner kan misstänkas vara starkt bundna till bentonitpartiklar bör detta kunna leda till att den tyngre kopparisotopen, Cu, utarmas från lösningen. Med andra ord bör

65,63 δ Cu värdet vara negativt för den återstående lösningen, vilket

också visas i tabell 5.2. Isotopmätningar kan därför användas för att sprida ljus över de processer som sker i djupförvaret.

5.6 Slutsatser

Det finns en rad processer som ändrar den naturliga isotopsammansättningen hos olika grundämnen. Förändringarna som kan dokumenteras genom att mäta förhållandet mellan isotopkvoter kallas med ett gemensamt namn för isotopfraktionering.

En hel del processer som orsakar isotopfraktionering är kända sedan lång tid tillbaka t.ex. isotopfraktionering av syre och kol i naturliga kretslopp eller förändringar i isotopsammansättningen genom radioaktivt sönderfall.

De naturliga processerna har i de allra flesta fall det gemensamt att isotopfraktioneringen har åstadkommits genom diffusion i gasfas.

Detta kapitel visar att det finns andra kemiska och fysikaliska processer, som kan åstadkomma fraktionering i t.ex. vattenlösning och därigenom kan påverka transporten genom naturliga och konstgjorda barriärer i djupförvaret. Dit hör t.ex. diffusion i lösning som i huvudsak anrikar de lättare isotoperna av ett visst grundämne medan många kemiska reaktioner, som utfällning, komplex-bildning och troligen också adsorption, leder till anrikning av tyngre isotoper.

Isotopsammansättningen av ett visst grundämne har traditionellt använts för att spåra spridningskällor av föroreningar men det faktum att många kemiska reaktioner på transportvägen förändrar isotopkvoterna kan göra det vanskligt att använda den metoden.

Som visats genom egna experiment kan man använda sig av att olika kemiska och fysikaliska processer påverkar isotopsammansättningen på olika sätt. Genom en noggrann mätning av isotopkvoter kan man få viktig information om mekanismerna för transport av olika grundämnen i djupförvaret.

Det är ett område som lämpligen SKB bör undersöka närmare.

Referenser

Abdullah, W.S., Alshibli, K.A. & Al-Zoúbi, M.S. (1999) Applied

Clay Science, 15, 447−462.

th Atkins, P.W. (1990) Physical Chemistry, 4 Edn., Oxford

University Press, Oxford, Chapter 25, pp. 748−776. Becker,J.F., Sauke, T.B & Loewenstein, M (1992) Applied Optics,

31, 1921−1927. Boulyga, S.F., Testa, C., Desideri, D.& Becker, J.S. (2001)

Journal of Analytical Atomic Spectrometry, 16, 1283−1289. Cobb, K.M., Charles, C.D., Cheng, H., Kastner, M. & Edwards,

R.L. (2003) Earth and Planetary Science Letters, 210, 91−103. Desideri, D., Meli, M.A, Roselli, C., Testa, C.; Boulyga, S.F. &

Becker, J.S. (2002) Analytical and Bioanalytical Chemistry, 374, 1091−1095.

Esler,M.B., Griffith, D.W., Wilson, S.R.& Steele, L.P. (2000)

Analytical Chemistry, 72, 216−221.

nd Faure, G. (1986) Principles of Isotope Geology, 2 Edn., Wiley,

New York, Chapter 23, pp 405−428. Forsling, W., Stenberg, A., Ranheimer, M., Baxter, D.C. To be

published. Fujii, Y., Nomura, M. & Ban, Y. (2002) Journal of Nuclear

Science and Technology, 39, 413−418. Hoeks, J., Glas, H., Hofkamp, J. & Ryhiner, A.H. (1987) Waste

Management and Research, 5, 93−105. KASAM (1998) ”Safety analysis of the final disposal system”, in

Nuclear Waste, State-of-the-Art Reports 1998, KASAM

(Swedish Council for Nuclear Waste), SOU 1998:68, Fritzes, Stockholm, Chapter 5, pp. 95−119.

KASAM (1998) ”Säkerhetsanalysen av slutförvaringen”, i

Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1998, KASAM, SOU

1998:68, Fritzes, Stockholm, Kapitel 5, s. 99−117. KASAM (2001) ”Groundwater in hard rock” in Nuclear Waste

State-of-the-art Reports 2001, KASAM, SOU 2001:35, Fritzes, Stockholm, Chapter 4, pp. 113−189.

KASAM (2001) ”The function of bentonite as a barrier in the

deep repository for spent nuclear fuel”, Nuclear Waste, State-

of-the-Art Reports 2001, KASAM (Swedish Council for

Nuclear Waste), SOU 2001:35, Fritzes, Stockholm,

Chapter 5. KASAM (2001) ”Bentonitens roll som teknisk barrier vid

slutförvar av använt kärnbränsle”, i Kunskapsläget på

kärnavfallsområdet 2001, KASAM, SOU 2001:35, Fritzes,

Stockholm, Kapitel 5, s. 191−226. Kelley, J.M., Bond, L.A. & Beasley, T.M. (1999) Science of the

Total Environment, 237/238, 483−500. Ketterer, M.E., Watson, B.R., Matisoff, G. & Wilson, C.G.

(2002) Environmental Science and Technology, 36, 1307−1311. Ketterer, K.E., Hafer, K.M., Link, C.L., Kolwaite, D., Wilson, J.

& Mietelski , J.M. (2004) Journal of Analytical Atomic

Spectroscopy, 19, 241−245. Mitchell, P.I., León Vintró,L., Dahlgaard, H., Gascó, C. &

Sánchez-Cabeza, J.A. (1997) Science of the Total Environment, 202, 147−153.

Muramatsu, Y., Ruhm, W.,Yoshida, S., Tagami, K., Uchida,S. &

Wirth, E. (2000) Environmental Science and Technology, 34, 2913−2917.

nd

Noggle, J.H. (1996) Physical Chemistry, 2 Edn., Harper-

Collins, New York, Chapter 9, pp. 459−502. Platzner, I.T. (1997) Modern Isotope Ratio Mass Spectrometry,

Wiley, New York. Richter,S., Alonso, A., De Bolle, W., Wellum, R. & Taylor,

P.D.P. (1999) International Journal of Mass Spectrometry, 193, 9−14.

Rodushkin, I., Stenberg, A., Andrén, H., Malinovsky, D. &

Baxter, D.C. (2004) Analytical Chemistry, 76, in press. Rouessac, F.F. & Rouessac, A. (2000) Chemical Analysis:

Modern Instrumental Methods and Techniques, English Edn., Wiley, New York, Chapter 16, pp. 289−327.

Rouessac, F.F. & Rouessac, A. (2000) Chemical Analysis:

Modern Instrumental Methods and Techniques, English Edn., Wiley, New York, Chapter 16, pp. 161−187.

Russell, W.A., Papanatassiou, D.A. & Tombrello, T.A. (1978)

Geochimica et Cosmochimica Acta, 42, 1075−1090). Sandström, B. (2002) Levels of uranium in urine from Swedish

personnel that have been serving or will serve in the Swedish KFO contingent. Part II. Follow-up. User Report FOI-R-

0581-SE, Swedish Defence Research Agency, Umeå (in

Swedish, English abstract); B. Sandström (2002) Urannivåer i urinen hos svensk personal som arbetat eller avser att arbeta i den svenska KFOR-styrkan i Kosovo. Del II – Uppföljning av

tidigare studie. Användarrapport FOI-R-0581-SE.

Totalförsvarets Forskningsinstitut, Umeå. Schauble, E.A., Rossman, G.R. & Taylor, Jr, H.P.. (2001)

Geochimica et Cosmochimica Acta, 65, 2487−2497. Spiro, T.G. & Stigliani, W.M. (2003) Chemistry of the

nd Environment, 2 edn. Prentice Hall, Upper Saddle River, Chapter 3, pp. 44−73.

Spiro, T.G. & Stigliani, W.M. (2003) Chemistry of the

nd Environment, 2 edn., Prentice Hall, Upper Saddle River, Chapters 6 and 8, pp 145-179, 194−215.

Tresl, G. De Wannemacker, C.R. Quétel, I. Petrov, F.

Vanhaecke, L. Moens & P.D.P. Taylor (2004) Environmental Science and Technology, 38, 581−586.

Warneke, T., Croudace, I.W., Warwick, P.E. & Taylor, R.N.

(2002) Earth and Planetary Science Letters, 203, 1047−1057. Weston, Jr, R.E.. (1999) Chemical Reviews, 99, 2115−2136). Woodhead, J. (2002) Journal of Analytical Atomic Spectrometry,

17, 1381−1385. Yung, Y.L.& Miller, C.E. (1997) Science, 278, 1778−1780. Zhu, X.K., Guo, Y., O’Nions, R.K., Young, E.D. & Ash, R.D.

(2001) Nature, 412, 311−.

6 Kopparkapslar tillverkning,

− förslutning, beständighet

6.1 Inledning

Utgående från tillgänglig information om kapseltillverkningstekniker, strategier och industriella erfarenheter ges i denna kunskapslägesrapport en redogörelse för de tillverkningsprocesser, -metoder och -tekniker, vilka är allmänt kända inom industrin, som är tillförlitliga och som har en bred erfarenhetsbas. Processer, metoder och tekniker som är nya eller skräddarsydda för den här applikationen kommer också att belysas. En jämförelse mellan detta tillverkningsprojekt och andra motsvarande industriella tillverkningsprojekt görs särskilt med avseende på formning, svetsning och restspänningar. Även krav som ställs på metoder för oförstörande provning (OFP) jämförs med andra industriella tillämpningar. Metallurgiska egenskaper, som uppkommer som följd av olika tillverkningstekniker, utvärderas och dessas effekt på slutförvarets långtidsegenskaper granskas.

Förslutningen i slutförvaret granskas genom att utvärdera dess långtidsegenskaper samt genom att ställa frågan huruvida det finns några kapseltillverkningsprocesser som skulle kunna degradera mekaniska egenskaper eller förorsaka långtidskorrosion. Metoder, procedurer och modeller, som vanligen används inom industrin för att utvärdera långtidskorrosion eller krypning, diskuteras på basis av mycket lång tid. Dessutom diskuteras hur väl olika modeller kan förutsäga fenomen som korrosion och krypning i mycket långa tidsperspektiv.

Kapseln, som består av olika delar (figur 6.1), är en viktig barriär i förvaret enligt KBS-3 metoden eftersom kapseln förhindrar grundvattnet att komma i kontakt med det radioaktiva använda bränslet. Ytterst finns ett hölje av koppar och insatsen är av gjutjärn – yttre korrosionsbeständighet förenas här med inre hållfasthet. Båda delarna är därför viktiga för att isolera det använda bränslet från grundvattnet under extremt lång tid (>100 000 år), vilken är mycket längre än någon annan industriellt tillverkad produkts livslängd. För att förhindra att radioaktivitet kommer ut från kapseln krävs tillverkningstekniker, som ger en felfri kapsel med garanterade materialegenskaper hos koppar och gjutjärn och som är optimerade mot alla relevanta skademekanismer, så som olika former av korrosion, krypning, brott, osv.

Figur 6.1. Mått och viktangivelser för kapsel med 50 mm och 30 mm väggtjocklek (FUD-program 2001).

Bränsle från såväl kokarvatten- (BWR) som tryckvattenreaktorer (PWR) kommer att deponeras i förvaret. Den totala mängden använt bränsle beror av det totala antalet driftår. Till exempel, för ett alternativ med 40 års reaktordrift, uppskattas mängden av BWR-bränsle från de svenska anläggningarna uppgå till ungefär 7 000 ton och mängden av PWR-bränsle till ungefär 2 300 ton. Utöver detta kommer det att deponeras 23 ton MOX-bränsle och 20 ton bränsle från reaktorn i Ågesta. De hypotetiska förvaren dimensioneras för 8 000 ton BWR-bränsle, vilket motsvarar 4 000 kapslar i Sverige. Kapslarna väger cirka 25 ton per styck fyllda med fyra PWR- eller tolv BWR-element, dvs. en kapsel rymmer cirka två ton bränsle. (FUD-program 2001)

I Finland behövs tre olika kapselmodeller för respektive BWR-bränsle, VVER 440-bränsle och OL3-bränsle. Efter 50 till 60 års reaktordrift uppskattas mängden av använt BWR- och VVER 440-bränsle till ungefär 6 000 ton, vilket motsvarar 3 000 kapslar i Finland. Nuvarande uppskattning av använt OL3bränsle blir ungefär 2 000 ton, vilket motsvarar 1 000 kapslar (TKS-2003).

Kopparhöljet (50 mm väggtjocklek) skyddar det använda bränslet mot korrosion. Från tillverkningssynpunkt skulle tunnare tjocklek (30 mm) vara bättre, men väggtjockleken måste vara acceptabel från korrosionssynpunkt, speciellt med avseende på lokal korrosion. 30 mm:s väggtjocklek underlättar oförstörande provning (OFP). I tunnare material uppnås även mindre kornstorlek och mikrostrukturen i kapseln är lättare att kontrollera.

Kopparkapseln planeras att tillverkas antingen av heldragna sömlösa rör eller genom att svetsa samman två halvrör av valsad plåt. En botten svetsas fast på kopparröret antingen med elektronstrålesvets eller genom ”Friction Stir Welding” (FSW).

Figur 6.2. Exempel på tillverkade kapselkomponenter och utställningsföremål (FUD-program 2001).

Efter det att bränslet har deponerats i kapseln försluts insatsen med ett lock som skruvas fast. Därefter svetsas locket på kopparhöljet, varefter tätheten kontrolleras med oförstörande provning. Mängden av koppar som behövs för färdiga kapslar är ungefär 40 000−60 000 ton i Sverige och ungefär 25 000−30 000 ton i Finland.

Kopparmaterialet måste först och främst uppfylla kraven enligt standarderna ASM UNS C10100 (Cu-OFE) eller EN133/63:1994 Cu-OF1. Utöver dessa krav erfordras att O<5 ppm, P 40−60 ppm (i framtiden möjligen 30-70 ppm), H<0,6 ppm, S<8 ppm, samt kornstorleken <360 mm i alla tillstånd efter tillverkningen. Se tabell 6.1 för kvalitetskrav för koppar (Andersson, 2002).

Kapselns insats tillverkas i form av en kassett av kvadratiska stålrör för bränslekanalerna. Därefter tillverkas innerbehållare och botten genom att gjuta in kassetten i gjutjärn. Gjutjärnet måste uppfylla kraven enligt standarden EN-GJS-400-15U. Insatsen är den tyngsta komponenten av kapseln.

Tabell 6.1. Krav på materialsammansättning och kommentar om olika egenskaper av kopparkapsel materialet (Andersson, 2002; bilaga 2, teknisk specifikation nr KTS001).

Egenskap Specifikation Kommentar Svetsbarhet O <5 ppm Högre syrehalt ger minskad svetsbarhet Svetsbarhet, H <0,6 ppm Högre vätehalt ger kraftigt försämrad duktilitet svetsbarhet och mekaniska egenskaper

(väteförsprödning) Draghållfasthet, S <8 ppm Högre svavelhalt ger sämre mekaniska duktilitet egenskaper troligen på grund av

svavelsegring till korngränser Maximal töjning P 40−60 ppm Fosforhalt av denna storleksordning krävs innan sprickbildning för att få tillräcklig deformationskapa- (krypduktilitet) citet (duktilitet) vid krypning Mikrostruktur Kornstorlek <360 µm Kornstorleken måste vara låg för att få

tillräcklig krypduktilitet och för att

möjliggöra oförstörande provning med

hjälp av ultraljud Krypduktilitet Krypduktilitet >10 % Kopparkapseln deformeras 4−5 % i

förvaret genom krypning

Tre metoder av oförstörande provning används för kapseln. Med röntgenradiografi upptäcks pordefekter, med ultraljud detekteras även defekter som inte upptar volym, t.ex. bindfel, och med virvelströmprovning avslöjas ytnära defekter. Eftersom svetsens yta måste motstå korrosion är det viktigt att det inte finns några

ytliga defekter i en färdig kapsel. Acceptanskriterier kommer att fastställas i framtiden för kapselns alla delar inklusive svetsarna. Med provmetoderna måste man kunna avgöra om acceptanskriterierna uppfylls för att kvalificera oförstörande provningsmetoder.

6.2 Tillverkning

6.2.1 Kopparhölje

Smidning

Smidning av kopparrör är ett möjligt alternativ för tillverkning av kapseln, men den här processen har inte utforskats och utvecklats fullständigt. Ett stort antal lock och bottnar i koppar har tillverkats genom varmsmide av stränggjutet utgångsmaterial. Homogent och felfritt material har erhållits för de färdiga komponenterna. Materialstrukturen är grovkornigare än materialet i extruderade eller dornpressade kopparrör men uppfyller kravet på kornstorlek i Svensk Kärnbränslehantering AB:s (SKB) specifikation (360 mm), se tabell 6.1. Fortsatt utvecklingsarbete behövs ännu för att optimera smidesprocessen när det gäller materialstruktur och -utbyte.

Rullformning

Genom rullformning och längssvetsning har 12 stycken kopparrör i full skala längssvetsats med elektronstrålesvetsning för SKB. Svetstekniken har förbättrats och svetskvaliteten har ökat under tiden. Därför kan metoden troligen utvecklas vidare, speciellt för tunnare (30 mm) väggtjocklek, som ett lämpligt alternativ för rörtillverkningen.

Extrudering och dornpressning

Extrudering och dornpressning är två olika metoder för tillverkning av heldragna eller sömlösa rör. Båda metoderna förefaller i dagens läge att vara tillämpbara vid kapseltillverkningen. Minst 14 sömlösa rör har tillverkats, 11 med extrudering och tre med dornpressning för SKB. För Posiva i Finland har 5 rör tillverkats.

Het Isostatisk Pressning (HIP)

HIP-processen är för närvarande en teoretisk möjlighet, därför att de största HIP-ugnarna är bara 3 m höga. HIP-processen kan ge en liten och jämn kornstorlek jämfört med andra tillverkningstekniker, men förbättringarna av egenskaperna kan ändå bli enbart måttliga på grund av syreupptagning under processen.

6.2.2 Insats av gjutjärn

Många försök (över 20 insatser i Sverige och två stycken i Finland) har gjorts för gjutning av insatser i full skala. Eftersom de mekaniska egenskaperna av gjutjärn är starkt beroende av den gjutna kroppens dimensioner, måste materialprovning utföras på de färdiga insatserna. Hittills har dessa studier visat stor spridning i brottöjning vid dragprov. Denna har orsakats av både gjutdefekter och inhomogenitet i mikrostruktur. Sannolikheten att ha en defekt av kritisk storlek ökar med komponentens storlek och under antagandet att största defekten styr kapselns lastbärande kapacitet minskar den maximala tillåtna lasten i större komponenter, s.k. storlekseffekt. Gjutprocessen liksom gjutjärnets specifikation, EN-GJS-400-15U (EN 1563), (se också Andersson, 2001), måste optimeras på grund av ovannämnda undersökningar av insatser. För gjutjärnsinsatsen erfordras tillförlitliga materialdata som ingångsdata vid hållfasthetsberäkningar.

Kapseln med sin insats av gjutjärn måste klara stora påfrestningar under det hydrostatiska tryck, som kan uppstå i ett djupförvar, t.ex. grundvattentrycket på ett djup av mer än 500 m ner i berget, trycket från den uppsvällda bentonitbufferten som omger kapseln och också från ett 3 km tjockt istäcke. Sammanlagt uppstår en tryckspänning på cirka 45 MPa (450 bar) på kapseln. I ett nyligen genomfört test klarade modellkapseln, vars gjutjärnsinsats innehöll defekter, det tredubbla hydrostatiska trycket, 130 MPa. Undersökningar av deformation och möjliga sprickor i kapseln pågår. På basis av dessa studier kommer man med hög tillförlitlighet att kunna uttala sig om huruvida kapseln klarar säkerhetskraven med tillräcklig marginal (Nilsson och Burström, 2004).

Gjutjärnsinsatsen måste kunna tillverkas med höga toleranskrav liksom även kopparröret till kapseln. Kopparrör tillverkade med rullformning och längssvetsning kräver mera material för den slutliga maskinbearbetningen än andra tillverkningstekniker.

6.2.3 Locksvetsning

Elektronstrålesvetsning

Elektronstrålesvetsning är en smältsvetsningmetod, som i vakuum (och lågt tryck) med en kraftig elektronstråle smälter materialet genom lokal upphettning. Metoden har flera fördelar: Tjocka objekt kan svetsas utan kontakt och tillsatsmaterial och svetsparametrar är programmerbara och reproducerbara. Svetsen har samma sammansättning som grundmaterialet, men speciellt syrehalten i koppar har en negativ effekt på svetsbarheten och syrehalten måste därför kontrolleras. Även med en högenergimetod som elektronstrålesvetsning är svetsning av koppar svår att genomföra på grund av materialets höga värmeledningsförmåga och smältans låga viskositet. Därför behövs mera utvecklingsarbete av elektronstrålesvetsning med avseende på utrustning och svetsparametrar för att komma fram till en stabil

process med hög tillförlitlighet (Claesson & Ronnetag, 2003). Speciellt förslutningssvetsen måste uppfylla kraven på långtidsegenskaper och hållfasthet.

Friction Stir Welding (FSW)

Principen för Friction Stir Welding är förhållandevis enkel. Ett roterande verktyg pressas in i fogen mellan de delar som skall svetsas. Materialet runt verktyget värms upp av friktionen till över 800°C och blir mjukt. Därefter förs verktyget fram i fogens riktning och de två metalldelarna binds samman. Den fundamentala skillnaden jämfört med elektronstrålesvetsning är att materialet inte smälter vid svetsningen. En ny stor svetsmaskin för FSW har tagits i bruk vid SKB:s Kapsellaboratorium i Oskarshamn under år 2003. Konstruktionen är sådan, att svetshuvudet roterar under processen runt den stationära kapseln. När FSW tekniken utvecklas, kan både lock och botten svetsas till rör och även kopparrör tillverkas av två halvor av rullformad plåt, speciellt om 30 mm tjock koppar kommer att användas. Verktygsmaterialets utveckling, tillsammans med optimering av design, behövs speciellt för att få tekniken att fungera tillförlitligt. Vid svetsning i full skala av 50 mm tjock kopparkapsel (3,3 m lång svets) med en svetshastighet på ungefär 100 mm/min blir svetstiden upp till en timme för hela kapselomkretsen. Svetstemperaturen kan vara ända upp till 950°C och svetskrafterna är höga (Andersson et al., 1999; 2000; Cederqvist, 2003).

Narrow Gap (NG) svetsning

Narrow Gap (NG) TIG svetsning används i dag i stor utsträckning vid tillverkning av kärnkraftverkens komponenter av stål. På grund av flera olika skäl, t.ex. att koppars termiska diffusivitet är 10 till 100 gånger högre jämfört med stål och nickel-baserade legeringar, så kan man inte tillämpa den här tekniken för tjock-

väggiga kopparprodukter då värmetillförseln måste vara mycket hög och svetshastigheten då blir långsam (Pohja et el., 2003).

6.2.4 Restspänningar

Efter alla tillverkningsskeden, med formning, bearbetning och svetsning, uppkommer restspänningar i materialet. Dessa restspänningar måste mätas och modelleras. Restspänningarna har en stor inverkan på krypning och spänningskorrosion. Det högsta tillåtna värdet för restspänningarna, vilket borde vara under hälften av sträckgränsen, måste bestämmas. Dessutom måste behovet av olika tekniker för att kontrollera restspänningar, t.ex. genom avspänningsglödgning eller mekaniska ytbehandlingsmetoder, utvärderas.

6.2.5 Oförstörande provning (OFP)

Kopparkapseln har defekter efter tillverkningen, men bara ett fåtal (0,1 %) kapslar får ha större fel än vad acceptanskriterierna för den oförstörande provningen tillåter (FUD-program, 2001). Acceptanskriterierna är inte ännu specificerade. Ett antagande är att dessa oacceptabla defekter kan orsaka vattenläckage i kapseln inom 100 000 år. Bowyer (2000) har gjort en sammansättning av alla tänkbara material- och tillverkningsdefekter samt restspänningar, som kan uppträda i kopparkapslar och i gjutjärnsinsatser. Framför allt är defekter i kapselns locksvets viktiga. Från korrosionsynpunkt är det viktigt att minimera uppkomsten av denna typ av defekter. Det är därför viktigt att storlek och form av olika initialdefekter kan mätas så noggrant som möjligt. Här är också kraven på maximikornstorlek viktiga för att underlätta ultraljudsprovning. Acceptanskriterierna för initialdefekter måste baseras på bästa tillgängliga oförstörande provningsmetoder. Känsligheten av OFP-metoderna måste verifieras med hjälp av metallografi och mikroskopiska undersökningar av defekter

och vidare måste POD(probability of detection)-diagram för defekter av olika storlek, form och läge genereras. Ytterligare kvalificering av de oförstörande provningsmetoder som kommer att användas i den slutliga processen vid tillverkning och förslutning av kapslar, måste utföras.

6.2.6 Inkapslingsanläggning

Nio färdiga kapslar med gjutjärnsinsats har hittills tillverkats i tillverkningsförsök (Andersson, 2002). Fem av dessa är redan deponerade i olika forskningsprojekt.

Kapselfabrikens layout för kapseltillverkningen har planerats i Sverige (Andersson, 2001). Fabriken planeras att producera mer än 200 kapslar per år och innehåller maskiner för maskinbearbetning av kopparrör och lock, svetsning av kopparbottnar, slutbearbetning av gjutjärnsinsatser, kvalitetskontroll och slutlig sammansättning av kapslarna. Slutligen levereras färdigställda kapslar till inkapslingsanläggningen. Hanteringen av kapslarna vid produktion, transport och deponering i förvaret är kritisk för dessas senare korrosionsbeteende. Tillverkningsmetoder, utrustningar och organisation måste ännu skapas för en fungerande tillverkning av kapslar och för att uppfylla ställda krav samt för att uppnå hög produktivitet och kvalitet i tillverkning. Vidare utredningar angående metodval rör speciellt svetsprocesser och bearbetning av kopparcylindrar.

6.3 Beständighet

6.3.1 Korrosionsegenskaper

Kopparkapslarna kommer att påverkas av både allmän och olika typer av lokal korrosion i förvarets komplexa kemiska, mikrobiella och mekaniska miljö, som varierar i tid och rum. Sannolikheten för korrosionspenetrering i kapseln bör ändå vara

mycket låg i ett 100 000-årsperspektiv. Under de första hundra eller två hundra åren deformeras kopparhöljet under tryckspänning. Under samma tid uppkommer oxiderande korrosionsförhållanden i förvaret. Risken för spänningskorrosion under detta skede måste utvärderas mycket noggrant. Tröskelvärden för initiering och spricktillväxt av spänningskorrosion hos koppar måste mätas i slutförvarsmiljö under olika typer av belastning. För andra korrosionsmekanismer, både med avseende på allmän och lokal korrosion (punktangrepp och spaltkorrosion), har man en betydligt bättre förståelse tack vare laboratorieundersökningar och erfarenheter från marina och arkeologiska fynd av koppar. Stora framsteg har även gjorts för modellering av dessa korrosionsformer. Ett fundamentalt problem är dock att korrosionshastigheterna är baserade på korttidsexperiment. Därmed är det osäkert om dessa resultat är relevanta för mycket långa tidsperioder. Alla kända korrosionsmekanismer med avseende på koppar har sammanfattats i en kunskapslägesrapport (King et al., 2002). Korrosionsegenskaper av svetsmaterial, där mikrostrukturerna varierar och är ganska olika jämfört med grundmaterialet, har undersökts i begränsad utsträckning.

När kopparhöljet har penetrerats på grund av någon korrosions- eller brottmekanism, kommer vatten in i den skadade kapseln och tränger in i spalten mellan kopparhöljet och gjutjärnsinsatsen. Koppar och gjutjärn är i kontakt med varandra och galvanisk korrosion uppkommer därför i gjutjärnet, vilket leder till vätgasutveckling och ökat tryck inne i kapseln. Under anaeroba förhållanden är hastigheten för korrosion av gjutjärn ändå mycket låg, mindre än 1 mm/år. Den galvaniska kontakten med koppar i syrefritt vatten kommer endast att öka korrosionshastigheten marginellt. Verifierande experiment bör ändå utföras för att visa att galvanisk korrosion är inte sannolik i förvarsmiljön för den aktuella kapselkonfigurationen. Vatten kommer efter en tid i kontakt med det använda bränslet och tubmaterialet av zirkonium och själva bränslematerialet kommer också att angripas av korrosion. I detta skede är ett antal korro-

sionsmekanismer aktiva och modellering måste baseras på många olika antaganden (t.ex., Shoesmith, 2000). På grund av komplexiteten och möjlig interaktion mellan olika mekanismer för att bättre modellera hur korrosionsskador utvecklar sig i den skadade kapseln, måste empiriska studier under realistiska förhållanden göras i framtiden.

6.3.2 Krypegenskaper

Efter tillverkningen finns ett mellanrum av ungefär två mm mellan kopparhöljet och gjutjärnsinsatsen (beroende på toleranser). Det betyder att koppar måste kunna deformeras ungefär 4−5 % i förvaret. Långsam deformation, i temperaturområdet 75 till 90°C som råder i förvaret, under restspänningar tillsammans med tryck, orsakat av ansvällning av bentonitbufferten, orsakar krypning i kopparhöljet ända in till gjutjärnsinsatsen. Koppar som används måste ha en krypduktilitet (maximal töjning före sprickning) på minst 10 % även efter långa tidsperioder både i grundmaterial och i svetsgods. Betydelsen av fosforlegering (50 ppm) i grundmaterialet för krypbrotthållfastheten av ren koppar måste förklaras mekanistiskt. Uppgifter om mekanismerna behövs också för långtidsextrapolering av tillgängliga data. Det är också viktigt att förklara krypegenskaperna hos svetsar, både för elektronstrålesvets och FSWsvets, vilka har mycket olika krypegenskaper jämfört med grundmaterialet på grund av deras mycket varierande kornstorlek, vilken spelar en viktig roll vid krypning. När krypdata för alla kapselmaterial är tillgängliga, är det möjligt att göra en ”Finite Element Modellering” (FEM) av deformationen i hela kapseln.

6.4 Sammanfattning

Kapseldesignen är redan specificerad med preciserad måttangivelse och designprinciperna kan anses vara goda. Flexibilitet måste dock bibehållas vid val av slutliga tillverkningsmetoder, som t.ex. locksvetsning. Tillverkning i full skala är troligen enklare med extrudering och dornpressning jämfört med rullformning och längssvetsning, vilka orsakar större restspänningar i kapseln. Vid val av den slutliga tillverkningsmetoden bör inte endast ekonomiska faktorer utan också exempelvis kapselns långtidsegenskaper beaktas. De ovannämnda metoderna är kända inom stålindustrin i stor skala, men har inte tidigare använts för kopparprodukter. Följaktligen förväntas att ett mycket litet antal företag behärskar dessa tekniker i stor skala för koppar.

Insatsen, som är av nodulärt gjutjärn, har ännu inte visat acceptabla mekaniska egenskaper och därför måste gjutningsprocessen analyseras och bättre kontrolleras eller så måste någon annan typ av gjutjärn användas. Gjutdefekter måste analyseras noggrannare. Gjutsimulering kan vara ett stöd vid planering av förbättringar i gjutprocesser och för design av olika insatsformer. Också noggrannare specificering av gjutningsprocessen (downhill eller uphill) och krav på insatsen behövs.

Båda svetsmetoderna, elektronstrålesvetsning och FSW, är potentiellt acceptabla för svetsning av kopparkapslar av hög kvalitet. Båda metoderna, i synnerhet FSW, bör utvecklas ytterligare. Elektronstrålesvetsning är känd för stålprodukter i stor skala och FSW har tillämpats tidigare för tjocka aluminiumstrukturer. FSW är en helt ny teknik och den har aldrig använts för svetsning av 50 mm tjock koppar. Dessa metoder bör studeras vidare eftersom båda metoderna kan behövas speciellt när reparationer kommer i fråga. Under alla omständigheter måste en mycket djupgående förståelse, angående de mekanismer som orsakar svetsdefekter, byggas upp och planering av svetsreparationer måste inledas i ett tidigt skede. För detta fordras olika OFP-metoder för att detektera defekter och verifiera kapslarnas kvalitet. Det är också mycket viktigt att inga makrodefekter,

som snabbt kan genombryta kapseln, uppkommer vid tillverkningen. Man måste noggrant följa utvecklingen av nya OFPmetoder och bestämma deras begränsningar för olika defekter (Stepinski et al., 2004).

Mer forskningsarbete inriktat på kopparkapslarnas långtidsegenskaper vid olika tillverkningsmetoder och förhållanden erfordras för bättre prediktering av framtida scenarier. Mera korrosionsforskning behövs, speciellt med inriktning på spänningskorrosion och mikrobiell korrosion av kopparkapseln; i ett första skede under laboratorieförhållanden men även i ett längre perspektiv och om möjligt också i själva förvaret in situ.

För att garantera tillförlitligheten under hela kapseltillverkningen och slutförvarsperioden måste acceptanskriterier för kapselns alla delar, inklusive svetsar, utvecklas. Dessa kriterier bör beakta materialegenskaper och defekter, både ytdefekter och defekter inne i materialet, i såväl kopparhöljet som i gjutjärnsinsatsen. Sammantaget måste konsekvensanalyser göras för att förutsäga möjliga förlopp när kapseln inte uppfyller de uppställda kriterierna. Det är också viktigt att acceptanskriterier kan verifieras med OFP-metoder och att ett kvalitetssystem för kapseltillverkningen formuleras.

Referenser

FUD-program 2001, Program för forskning, utveckling och

demonstration av metoder för hantering och slutförvaring av kärnavfall. SKB, September 2001.

TKS-2003, Nuclear Waste Management of the Olkiluoto and

Loviisa Power Plants: Programme for Research, Development and Technical Design for 2004−2006. Posiva Oy, December 2003.

C.-G. Andersson, Development of Fabrication Technology for

Copper Canisters with Cast Inserts. Status Report in August 2001. Technical Report TR-02-07, SKB, April 2002.

S. Claesson, U. Ronnetag, Electron Beam Welding of Copper

Lids, Status Report up to 2001-12-31. R-03-25, SKB. C.-G. Andersson, R.E., Andrews, Fabrication of Containment

st Canisters for Nuclear Waste by Friction Stir Welding. 1 Int. Symposium on Friction Stir Welding, Thousand Oaks, CA, USA, 1999.

C.G. Andersson, R.E., Andrews, B.G.I. Dance, M.J. Russel, E.J.

Olden, R.M. Sanderson, A Comparison of Copper Canister

nd Fabrication by Electron Beam and Friction Stir Processes. 2

Int. Symposium of Friction Stir Welding, Gothenburg,

Sweden, 2000. L. Cederqvist, R.E. Andrews, A Weld Lasts for 100,000 Years:

th FSW of Copper Canisters. 4 Int. Symposium on Friction Stir Welding, Park City, Utah, USA, 2003.

R. Pohja, H. Vestman, P. Jauhiainen, H. Hänninen, Narrow Gap

Arc Welding Experiments of Thick Copper Sections. Posiva 2003-09, October 2003.

W.H. Bowyer, Defects Which Might Occur in the Copper-Iron

Canister Classified According to their Likely Effect on

Canister Integrity. SKI Report 00:21, June 2000. F. King, L. Ahonen, C. Taxen, U. Vuorinen, L. Werme, Copper

Corrosion under Expected Conditions in a Deep Geologic Repository. Posiva 2002-01, January 2002.

D.W. Shoesmith, Fuel Corrosion Processes under Waste

Disposal Conditions. J. of Nuclear Materials 282(2000)1-31. K-F Nilsson, M. Buström, Pressure Test of KBS-3 Canister

Mock-up. European Commission, DG-JRC, Institute for

Energy, NSU/KN/04.01.02. T. Stepinski (editor) et al., Inspection of Copper Canisters for

Spent Nuclear Fuel by Means of Ultrasound, NDE of

Friction Stir Welds, Nonlinear Acoustics, Ultrasonic

Imaging. Technical Report TR-04-03, January 2004.

7 Ett försök till jämförbar klassificering av radioaktivt avfall och farligt kemiskt avfall

7.1 Inledning

Samhällets värdering och klassificering av risker sker idag på olika sätt för olika verksamheter. Det innebär att de risker vi människor utsätts för är svåra att jämföra och den sammanlagda risksituationen svår att bedöma. Från samhällets synpunkt är det önskvärt med så likartade bedömningar som möjligt. Detta bidrag beskriver ett försök att jämföra risker med radioaktivt avfall och farligt kemiskt avfall.

Avfall är material som anses ha för lågt värde för att motivera ytterligare användning och som därför måste tas om hand på annat sätt. Avfallet utgör därmed en ekonomisk belastning för verksamheten eller för samhället. Det kan dock inte uteslutas att avfallet kan ha ett värde i någon annan verksamhet än den där det produceras eller i en framtida verksamhet. Avfall, som innehåller toxiska (giftiga) substanser, antingen de är radionuklider (radioaktiva ämnen) eller giftiga kemikalier, skapas av många mänskliga verksamheter. Sådant avfall kan uppstå som en följd av ökad tillgänglighet och koncentrering av naturliga substanser och material (gruvverksamhet, oljeutvinning, uranbrytning), industriell verksamhet (smältverk, metallindustri, kemisk industri, läkemedelsindustri), jordbruk (ogräsgifter, växtskyddsmedel) eller i hushållen (batterier, brandvarnare, elektronik, mediciner).

Många av de ur avfallssynpunkt viktigaste radioaktiva ämnena är tungmetaller och har kemiska egenskaper som liknar de hos andra icke-radioaktiva (stabila) tungmetaller. De är icke-flyktiga och mindre lösliga i vatten än flera andra föroreningar. Det är

också viktigt att komma ihåg att radioaktiva ämnen med lång fysikalisk halveringstid kan vara mer giftiga kemiskt än strålningsmässigt. Detta gäller t.ex. naturligt uran i människan och troligtvis också radioaktiv jod, I, i jord.

Till skillnad från organiska föroreningar – och i likhet med metaller – kan radionuklider inte förstöras eller brytas ner. Därför bygger omhändertagandet av avfallet på tekniker som separation, koncentration, volymreduktion, fixering och isolering.

Radionuklider har den fördelen framför stabila tungmetaller att mängden av ett radioaktivt ämne reduceras genom det radioaktiva sönderfallet, även om det i en del fall går mycket långsamt.

Under årens lopp har man kommit att se på olika sätt på radioaktivt och kemiskt avfall. Klassificeringssystem och regelverk hänger i dag starkt samman med källan till avfallet.

De skilda synsätten har t.ex. inneburit att allmänheten ofta bedömer radioaktivt avfall som farligt medan det bland planerare finns en schablonbild av att säkerhetsmarginalerna är mycket stora då det gäller radioaktiva ämnen. Likartade riskbaserade klassificeringssystem och regelverk för radioaktiva ämnen och kemiskt giftiga substanser skulle förenkla miljökonsekvensbedömningar och göra dessa mer ”rättvisa”. Både av miljömässiga och ekonomiska skäl skulle samhället tjäna på en samsyn/samordning och så likartade bedömningar som möjligt. Detta skulle också vidga perspektiven i diskussionen om slutförvaret för använt kärnbränsle och aktualisera behovet av liknande förvar för tungmetaller, som t.ex. kvicksilver (SOU, 2001).

7.2 Förslag till jämförbar klassificering av radioaktivt och kemiskt avfall

National Council on Radiation Protection (NCRP, 2002) i USA har nyligen föreslagit ett system för att klassificera alla typer av avfall som innehåller toxiska substanser, antingen de är radioaktiva eller har en kemisk toxicitet. Detta kapitel beskriver för-

slaget och diskuterar det i skenet av nuvarande system som skiljer sig åt när det gäller radioaktiva ämnen och giftiga kemikalier. Det föreslagna systemet är principiellt intressant eftersom det ger förutsättningar för de ovan efterlysta likartade bedömningarna av olika typer av avfall.

I Europa förekommer begränsade aktiviteter inom området inom OECD/NEA och inom EU:s 5:e ramprogram (www.riskgov.org).

Det av NCRP föreslagna systemet • är användbart för varje slags avfall som innehåller radio-

nuklider, farliga kemikalier eller en blandning av dessa, • har en klassificering, som grundas på bedömning av de hälso-

risker för befolkningen som uppkommer till följd av avfallet, • har en undantagsklass för sådant avfall som innebär en så låg

risk att det kan hanteras som ofarligt avfall.

Systemet omfattar 3 avfallsklasser: 1. Avfall med hög farlighet 2. Avfall med låg farlighet 3. Ofarligt avfall

Systemet bygger på följande principer: • Linjärt dos-effekt samband utan tröskelvärde för cancer-

framkallande substanser och med tröskelvärde för ickecancerframkallande

• Termen dos ges en likartad mening. Dos betyder i dag olika

saker för radioaktiva ämnen och farliga kemikalier. För strålning och radioaktiva ämnen betyder dos absorberad dos (oftast medelabsorberad dos i hela det angivna organet eller vävnaden) eller effektiv dos. Från sådana dosuppgifter kan den biologiska effekten bedömas. Dos för giftiga kemikalier (liksom för läkemedel) syftar på intagen mängd substans.

• Ett enhetligt riskbegrepp. De risksiffror som hittills använts

för joniserande strålning och radioaktiva ämnen syftar på

antalet döda i cancer (under resten av livet) medan man för kemiskt cancerogena ämnen vanligtvis anger antalet inträffade cancerfall (incidensen).

• Sättet att uppskatta hälsorisker skiljer sig också för radio-

nuklider och farliga kemikalier genom den olika grad av

försiktighet som man lägger in i de antagna sannolikheterna för oönskade hälsoeffekter per dosenhet och genom att man tar hänsyn till olika antal riskorgan i kroppen.

• Man antar ett antal exponeringsscenarier vid uppskattning av

den risk som allmänheten löper (exponeringssituationer som kan användas vid varje avfallsförvar).

7.3 Beteckning på risker för individer

För joniserande strålning gör man ofta följande bedömningar av riskerna • Oacceptabla risker, som måste reduceras oberoende av kost-

nad eller andra förhållanden. Denna bedömning görs om den

av strålningen orsakade extra risken att dö i cancer under

resten av livet är större än en acceptabel nivå (ofta ett värde i

intervallet 0,1−0,001 eller större eller med andra ord mellan

10 % och 0,1 % eller större; var i intervallet man lägger sig beror på exponeringssituationen).

• Acceptabla risker (risker under oacceptabla nivåer samt

ALARA − ”as low as reasonably achievable”). Risker precis

under oacceptabla nivåer betraktas som nätt och jämt

acceptabla och bör reduceras avsevärt med hjälp av ALARA principen

• Försumbara risker bedöms så låga att ytterligare ansträng-

ningar att reducera risken (enligt ALARA) inte är berättigade. Utgörs vanligtvis av 0,0001−0,000001 (0,01−0,0001 %) eller lägre extra dödlig cancerrisk under resten av livet.

Det vi i dag kallar ”acceptabla” risker eller doser av giftiga kemikalier motsvarar vad som kallas ”försumbara” för radionuklider, medan ”acceptabla” risker eller doser för radionuklider kan ligga väl över försumbara nivåer förutsatt att de är ALARA. För farliga kemikalier, betyder ”oacceptabel” väsentligen detsamma som ”icke försumbar”. För radionuklider syftar ”oacceptabel” på doser och risker som ligger klart över försumbara nivåer som inte kan tolereras under normala förhållanden.

Tabell 7.1. Skillnader i tolkningen av ”acceptabel” och ”oacceptabel” risk (dos) för radionuklider och farliga kemikalier

Riskbeskrivning Tolkning för radionuklider Tolkning för vådliga kemikalier ”Oacceptabel” Oacceptabla risker. De måste Riskerna ligger över försumbara

reduceras vad det än kostar. nivåer. Reduktion av riskerna måste övervägas, men krävs bara i lämplig utsträckning.

”Acceptabel” Risker under oacceptabla nivåer Riskerna är försumbara. Ytter-

och ALARA. ligare reducering av riskerna

behövs inte.

Risker för radioaktiva ämnen anses som oacceptabla även om de ligger under oacceptabla nivåer, men inte är ALARA. Denna tolkningsskillnad mellan giftiga kemikalier och radioaktiva ämnen i bedömning av risker orsakar stora svårigheter för beslutsfattare och allmänhet och för de som skall informera nämnda grupper.

7.4 Föreslaget riskindex för avfallsklassificering (NCRP)

Med ”risk” avses generellt sannolikheten för en skada kombinerad med graden av skadans allvarlighet (t.ex. död, förkortad livslängd, nedsatt njur-, lever- eller sköldkörtelfunktion).

När det gäller avfall anger NCRP risk, som sannolikheten att det händer något med en individ eller som frekvensen av händelser i en befolkningsgrupp. För att uppskatta detta behöver man 1. Sannolikheten för händelser som resulterar i utsläpp 2. Sannolikheten att individen eller befolkningsgruppen expo-

neras för utsläppet 3. Sannolikheten att exponeringen ger en skada

Risken från ett förvar/en deponi skulle kunna uttryckas som ett dimensionslöst riskindex (RI). Riskindexet för den i:te farliga substansen (Ri) definieras som den risk som uppkommer från deponering av den aktuella substansen relativt en bestämd tillåtlig risk för ett antaget avfallssystem.

(risk på grund av deponeringen) Ri = Fi

(tillåtlig risk)

Fi är en modifierande faktor för substans i och kan bero på avfallsanläggningens utformning, avfallets förpackning, osäkerhet i riskbedömningen m.m.

För varje substans där risken kan antas proportionell mot dosen (substansmängd/aktivitetsmängd) utan tröskelvärde, kan RIi skrivas:

(dos på grund av deponeringen) RIi = Fi

(tillåtlig dos)

Skillnaden i betydelsen av ”dos” för radionuklider och kemikalier är ointressant så länge samma betydelse används för en given substans i täljare och nämnare.

Om vi antar att riskerna från en enskild källa är additiva krävs att

ΣRIi< 1

i

dvs. summan av alla bidrag får inte överstiga den tillåtliga dosen (eller tillåtliga risken).

Att addera riskerna för icke-cancerogena substanser kräver givetvis försiktighet med tanke på att dos-effekt sambanden där inte behöver vara linjära och att man inte kan utesluta samverkande (multiplikativa) faktorer mellan olika kemiska substanser.

Fördelen med det föreslagna riskindexet är att alla toxiska substanser behandlas på ett likartat sätt.

7.5 Ett riskbaserat avfallsklassificeringssystem

NCRP föreslår att alla typer av avfall delas in i tre klasser.

I Avfall som undantas från regelverket

För icke-cancerogena giftiga kemikalier rekommenderar NCRP att en försumbar dos ska definieras som en liten andel (t.ex. 10 %) av ett visst tröskelvärde för deterministiska (förutsägbara) effekter i människor. För radionuklider rekommenderas att en årlig effektiv dos på 0,01 mSv skall betraktas som en försumbar individdos. Den motsvarar en uppskattad livstidsrisk att dö i

-5 cancer på omkring 4*10 (0,004 %) för en antagen exponeringstid på 70 år (5 % per Sv). Denna dos är också den som IAEA

använder för att definiera en undantagsklass för radioaktivt avfall.

Vad som menas med försumbara risker eller doser för radionuklider och kemiska carcinogener skulle också kunna diskuteras i relation till risker man inte kan undvika från den naturligt förekommande bakgrundsstrålningen (1 mSv/år). Eftersom livstidsrisken från exponering för naturlig bakgrundsstrålning och naturlig förekomst av kemiska cancerframkallande ämnen är omkring 1 %, skulle en försumbar risk kunna sättas till en liten del av denna medelbakgrundsrisk (t.ex. 1 % av 1 %). En sådan ”försumbar risk” skulle då på sikt bli mindre än variationen i bakgrundsrisk som på olika orter följer av skillnader i levnadsvanor.

II Låg-riskavfall

Låg-riskavfall kan deponeras i en särskild marknära anläggning för farligt avfall. Gränsvärde för koncentrationer av farliga substanser skall kunna härledas genom att risken eller dosen för en oavsiktlig ”inträngling” inte bör överskrida acceptabla (nätt och jämt tolererbara) nivåer.

Acceptabla (nätt och jämt tolererbara) risker eller doser

För icke-cancerogena giftiga kemikalier bör en acceptabel dos sättas vid ett tröskelvärde för deterministisk effekt i människa eller strax under tröskelvärdet (t.ex. med en faktor 2 eller 3) om en ytterligare säkerhetsmarginal önskas.

För radionuklider är gränsvärdet för årlig effektiv dos till individer bland allmänheten 1 mSv, vilket motsvarar en uppskattad risk att dö i cancer under resten av livet på omkring

-3 4x10 eller 0,4 % (för en antagen exponeringstid av 70 år). Detta kan jämföras med risken att dö i cancer av andra skäl än strålning som är drygt 20 % eller drygt en person av fem.

Acceptabla risker eller doser kan, som ovan, också relateras till den oundvikliga risken från naturlig bakgrund.

III Hög-riskavfall

Detta avfall kan inte deponeras i marknära anläggningar, utan kräver deponering under markytan. Geologiska förvar är hittills lösningen för det högaktiva radioaktiva avfallet. Denna typ av förvar rekommenderas nu också för kvicksilver (SOU, 2001).

7.6 Riskuppskattningar och riskjämförelser

Det är möjligt att åtminstone teoretiskt uppskatta risken från låga stråldoser (ICRP, 1991). Det är givetvis nödvändigt att diskutera dessa risker i skenet av de risker som vi utan mycket funderande accepterar i vårt dagliga liv, t.ex. från naturligt förekommande bakgrundsstrålning. Å andra sidan berättigar ju inte existensen av andra risker en exponering för ytterligare strålning. De risker vi accepterar sedan tidigare ger emellertid en ram för att få perspektiv på risken med en ytterligare exponering för strålning från radioaktivt avfall.

Ett annat sätt att få perspektiv på vilka stråldoser vi utsätts för är att jämföra risker med radionuklider och kemikalier. Det finns en grundläggande skillnad mellan radioaktiva ämnen (joniserande strålning) och kemikalier när det gäller dos-effekt uppskattningar. Effektuppskattningarna när det gäller strålning kan baseras på en uppskattad absorberad dos till organ och vävnader i kroppen. Vidare kan sambandet mellan dos och effekt som erhållits från studier av exponerade persongrupper eller djurgrupper appliceras på alla radionuklider och de flesta exponeringssituationer. Man behöver således inte göra separata studier för varje enskild radionuklid såsom krävs för varje enskild kemikalie. När det gäller kemikalier kompliceras bilden av att det finns ca 30 000 substanser, av vilka kanske 20−25 % kan tänkas

orsaka cancer, fosterskador och genetiska effekter (Bengtsson, 2002). För giftiga kemikalier har man alltså ännu inte definierat några storheter som liknar absorberad dos eller ekvivalent dos även om det i dag förekommer mycket arbete på att hitta ett ”dosmått” (Törnqvist och Ehrenberg, 2001). Dos-respons samband för aktuella giftiga kemikalier måste därför bygga på studier av den individuella substansen.

Förutsägbara (deterministiska) effekter

En grundläggande princip i skyddsarbetet är att förhindra att förutsägbara (deterministiska) effekter (för strålning: hudskador, linsgrumling; för kemikalier: njur- och leverskador, neurologiska effekter m.m.) uppkommer såväl till följd av radioaktiva ämnen som av kemikalier. Såväl för kemikalier som för strålning antas dos-effekt-kurvan ha en tröskel när det gäller deterministiska effekter. För varje substans baseras det antagna tröskelvärdet på data för det mest känsliga organet eller vävnaden. Det finns emellertid viktiga skillnader mellan radioaktiva ämnen och giftiga kemikalier i det sätt dessa tröskelvärden är uppskattade och sedan tillämpas när det gäller skyddsarbetet.

När det gäller strålskyddet grundas dosgränser för förutsägbara effekter (hudskador, linsgrumling) bara på data från människa och sätts normalt till en faktor 10 under de antagna tröskelvärdena. Denna säkerhetsfaktor är avsedd att tillförsäkra att deterministiska effekter utesluts för praktiskt taget alla individer, inklusive de som skulle kunna vara ovanligt känsliga för strålning. När det gäller giftiga kemikalier har man normalt ett ännu mer konservativt (mer troligt att de överskattar än underskattar risken) betraktelsesätt. Delvis beror detta på att substansernas giftighet bara har studerats i djurförsök. Gränser för acceptabla doser definieras oftast av ”referensdoser”, som vanligtvis härleds från det nedre värdet i osäkerhetsintervallet för de antagna tröskelvärdena på det sätt som de är representerade av de s.k. NOAELS (no observed adverse effect level) eller lägre

konfidensgränser, för den s.k. ”benchmark”-dosen (den dos där 10 % av försöksdjuren visar påverkan), genom att lägga på åtskilliga säkerhets och osäkerhetsfaktorer, oftast på åtminstone en faktor 100 för att få en referensdos. Dessa säkerhetsfaktorer kan vara så höga som 5 000 för några substanser.

Referensdoserna för giftiga kemikalier ger således troligtvis oftast en betydligt större säkerhetsmarginal än dosgränserna för strålningsinducerade förutsägbara effekter.

Slumpmässiga (stokastiska) effekter

Den grundläggande principen för skyddet mot såväl radioaktiva ämnen som giftiga kemikalier är att sannolikheten för slumpmässiga effekter, i första hand cancer, ska begränsas till en för individen och samhället acceptabel nivå, sett mot bakgrund av de fördelar som den aktuella verksamheten genererar. För varje substans som orsakar slumpmässiga effekter, antas generellt när det gäller hälsoeffekter ett linjärt dos-effekt samband utan tröskelvärde. Detta synsätt är väl etablerat inom strålskyddet och vinner allt mer insteg när det gäller att uppskatta cancerrisker från cancerogena kemikalier i vår omgivning (Bengtsson, 1988; Granath och Ehrenberg, 1997; Duggan and Lambert, 1998; Granath et al, 1999; Törnquist och Ehrenberg, 2001).

De angivna sannolikhetsvärdena för radioaktiva ämnen och kemikalier som ger upphov till stokastiska effekter skiljer sig på två viktiga sätt. För det första är dos-effekt sambanden för strålning och tillhörande sannolikhetskoefficienter baserade på bästa tänkbara uppskattningar. Å andra sidan är, när det gäller kemikalier som orsakar stokastiska effekter, motsvarande data oftast avsedda att vara övre gränsvärden (det övre värdet i osäkerhetsintervallet). I djurdata kan ett sådant värde bli 5 till 100 gånger större än bästa uppskattning. För det andra har det primära mätetalet när det gäller slumpmässiga effekter till följd av strålning och radioaktiva ämnen varit andelen döda under resten av livet. Däremot har man när det gäller kemikalier arbetat

med incidensen, dvs. andelen insjuknade eller skadade i en befolkning till följd av exponering för ett cancerogent ämne, vilket förklaras att man i det senare fallet baserar sin uppskattning på djurförsök.

Det finns en annan skillnad mellan strålning och kemikalier. Strålning är en mera generell cancerogen, som kan ge upphov till cancer i många fler organ och vävnader än kemikalier. I strålskyddet tar storheten effektiv dos hänsyn till detta. För de flesta giftiga kemikalier tar man bara hänsyn till ett riskorgan eller -vävnad och ignorerar resten av kroppen. Utvecklingen av biokinetiska modeller för giftiga kemikalier ger en motsvarande möjlighet, men sådana modeller har ännu inte tagits fram i någon större utsträckning.

7.7 Beräkning av risksiffror

Måtten på cancerrisken är satta olika för radionuklider/strålning och kemikalier. För att klassificera radioaktivt avfall kan man använda risksiffran 0,05 per Sv (5 % per Sv) som är den som normalt användes när det gäller strålskydd av allmänheten (ICRP, 1991). Den har härletts från bästa anpassning till epidemiologiska data för höga doser framför allt från Hiroshima och Nagasaki och därefter anpassats till låga stråldoser och doshastigheter (faktor: 0,5). För kemiskt cancerogena ämnen kommer risksiffrorna från det övre värdet i osäkerhetsintervallet för observerad effekt vid höga doser (huvudsakligen från djurstudier). Anpassningen på övre gränsen i osäkerhetsintervallet ligger i flera studier 10 gånger högre än vad som erhålles med bästa möjliga anpassning.

Beträffande riskuppskattningar för radionuklider appliceras risksiffran ovan på den effektiva dosen. Risksiffrorna för kemiskt cancerogena substanser baseras på iakttagen effekt i ett enskilt organ eller i en speciell vävnad (oftast hos djur). Möjligheten till effekt i flera organ uppmärksammas sällan. Risksiffror för låga

doser av cancerogena kemikalier är mer konservativa (mer troligt att de överskattar risken) än risksiffrorna för radioaktiva ämnen.

För radionuklider förhindrar gränsvärdet 1 mSv i effektiv dos deterministiska effekter. För giftiga icke-cancerogena kemikalier kan tröskelvärdet för deterministiska effekter i människa uppskattas ur ”benchmark”-doser, som i allt större utsträckning används för att få fram värden på tillåtliga doser av icke-carcinogener. En ”benchmark”-dos är som redan nämnts en dos som hör samman med en specificerad effektnivå i en studerad population (t.ex. 10 % ökning av effekten). Det lägre värdet i osäkerhetsintervallet för ”benchmark”-dosen (som hör ihop med 10 % ökningen) användes sen som utgångspunkt för att få fram den tillåtliga dosen. För att få fram en dos som utgör ett säkert skydd för alla människor rekommenderas att man tar en dos som är 10 gånger lägre än den undre konfidensnivån för den ”benchmark”-dos, som fås vid en väl genomförd studie på människor och 100 gånger lägre än den undre konfidensnivån för en ”benchmark”-dos som erhålles vid en väl genomförd studie på djur.

För att det föreslagna enhetliga klassificeringssystemet skall bli användbart fordras att risksiffror för ett mycket stort antal kemikalier tas fram. Den begränsade tillgången till sådana risksiffror begränsar i dag det föreslagna systemets användbarhet.

7.8 Exempel på jämförande gränsvärden för strålning, asbest och nickel

I detta avsnitt jämföres först de gränsvärden för yrkesbetingad verksamhet som tagits fram för exponering, dels för strålning och dels för asbestfibrer och nickelföreningar (Schneider et al., 2000). Såväl epidemiologiska undersökningar som djurförsök har klart visat att såväl asbestfibrer som vissa nickelföreningar kan orsaka cancer på samma sätt som strålning. Epidemiologiska studier har visat att det finns ett samband mellan relativt höga exponeringsnivåer och en extra förekomst av cancer. Där finns

det också anledning att för riskbedömningar anta linjära, icketröskelsamband mellan exponering och risk. Jämförelsen mellan risker och tillåtliga nivåer bygger på de regler som tillämpas i Frankrike (vilket åtminstone när det gäller strålning är desamma som i Sverige) och illustreras i tabell 7.2.

Tabell 7.2. Jämförelser mellan riskuppskattningar och tillåtlig exponeringsnivå för joniserande strålning, asbest och nickel. Vid denna jämförelse har exponeringstiden satts till 40 år.

Extra risk att dö Tillåtlig Risk vid tillåtlig under resten av exponeringsnivå exponeringsnivå livet per dosenhet (PEL) under 40 år

Joniserande strålning, 4 % per Sv 100 mSv/5 år 3 % anställda Asbest, 0,04 % per 0,1 fiber/ml 0,16 % anställda fiber/ml år Joniserande strålning, 5 % per Sv 1 mSv/år 0,2 % allmänheten

-6 3 Nickel, 14 % 10 per 10-tals ng/m 0,01 %

3 allmänheten ng/m år

Dosgränserna för joniserande strålning, asbest och nickel är baserade på extrapolering från kända dos-risk relationer vid höga exponeringsnivåer. För att komma fram till tillåtliga exponeringsnivåer har för anställda gjorts jämförelse med risken att dö i andra yrken, som betraktas som säkra. För allmänheten har bl.a. jämförelser med naturlig bakgrundsstrålning gjorts.

7.9 Konsekvenser av det föreslagna klassificeringssystemet

Det föreslagna avfallsklassificeringssystemet är tillämpbart på varje typ av avfall som innehåller radioaktiva ämnen, giftiga kemikalier eller en blandning av dessa två avfallsslag. Systemet baseras på en bedömning av hälsoriskerna till allmänheten som uppkommer till följd av avfallsdeponeringen. Det innehåller en undantagsklass, som innehåller avfall som innebär en mycket låg risk och som kan hanteras som ofarligt material. De två övriga klasserna är låg-riskavfall (kan förvaras i marknära förvar) och hög-riskavfall (som kräver berggrundsförvar).

Gränserna mellan de olika avfallsklasserna får i det fortsatta arbetet kvantifieras i termer av gränser för koncentrationer för olika substanser så att undantagsgruppen kommer att innehålla så låga koncentrationer att substanserna inte innebär mer än en försumbar risk för en hypotetisk ”inträngling” i ett avfallsförvar. Låg-riskanläggningen får inte orsaka mer än acceptabla risker för en inträngling. Avfall med högre innehåll än vad som kan tas omhand i de nämnda två typerna av avfallslager klassificeras som hög-riskavfall och kräver berggrundsförvaring.

Att ansenliga mängder avfall som innehåller små mängder radionuklider eller giftiga kemikalier kan undantas från regelverket gör hanteringen enklare och billigare. Hög-riskavfallet kommer att utgöras av det mesta högaktiva radioaktiva avfallet, transuranavfall och långlivat radioaktivt avfall med lägre aktivitet. I samma grupp hamnar kemiskt avfall som innehåller höga koncentrationer av tungmetaller (bly, kadmium, kvicksilver). Nuvarande klassificeringssystem för kemiskt avfall innehåller inte någon sådan klass. Det föreslagna systemet kan antas få fördelar jämfört med dagens. Det är enkelt och lätt att förstå. Den tydliga kopplingen mellan klassificeringen och kraven på att skydda medborgarnas hälsa kommer förhoppningsvis att öka allmänhetens förtroende för avfallshanteringen och deponeringsverksamheten. Systemet har självklara fördelar när det gäller att hantera ett blandat avfall. Systemet ger förutsättningar för en

mer rättvis bedömning av olika avfallstypers farlighet än dagens system.

Referenser

Bengtsson G. Comparison of radiation and chemical risks. SSI-

rapport 88−18. Swedish radiation protection authority,

Stockholm, 1988. Duggan M J, Lambert B E Standards for environmental, non-

threshold, carcinogens: A comparison of the approaches used for radiation and for chemicals. Ann occup hyg 42(5), 315−323, 1998.

Granath F, Ehrenberg L. Cancer risks at low doses of ionizing

radiation and chemicals. In: New risk frontiers, Proceedings

th of 10 anniversary conference of the society of risk analysis- Europe, Stockholm 1997 (Ed by B-M Sjöberg) Center for risk research, Stockholm, Sweden) 1997.

Granath F, Vaca C E, Ehrenberg L, Törnqvist M A. Cancer risk

estimation of genotoxic chemicals based on target dose and a multiplikative model. Risk analysis 19, 309−320, 1999.

ICRP, International commission on radiological protection.

1990 recommendations of the international commission of radiological protection. ICRP Publication 60. Annals of the ICRP 21 (1−3), 1991.

NCRP, National Council on Radiation Protection and

Measurements. Risk-based classification of radioactive and hazardous chemical wastes. NCRP Report No. 139, 2002.

Schneider T, Lepicard S, Oudiz A, Gadbois S, Hériard-Dubreuil.

A comparison of the carcinogenic risk assessment and

management of asbestos, nickel and ionising radiation.

Report NEA/CRPPH(2000)11, November 2000, Nuclear Energy Agency.

SOU. Kvicksilver i säkert förvar. Betänkande av Utredningen

om slutförvaring av kvicksilver. Statens offentliga utredningar, SOU 2001:58.

Törnqvist M, Ehrenberg, L. Estimation of cancer risk caused by

environmental chemicals based on in vivo dose measurements. J Env Pathol Toxicol Oncol 20, 263−271, 2001.

Del III Kärnavfallsfrågan och

framtiden

8 Transmutation ett alternativ

− till slutförvaring. En uppmärksammad fråga

8.1 Inledning

Inom forskarkretsar har man under flera decennier diskuterat möjligheten att radikalt minska farligheten hos det använda kärnbränslet genom en metod kallad transmutation. Metoden innefattar komplicerade vetenskapliga och tekniska frågor. Hur har en sådan fråga kunnat bli så uppmärksammad också av politiker och allmänheten?

Kärntekniklagen kräver att den som har tillstånd till kärnteknisk verksamhet skall svara för att de åtgärder vidtas som behövs för att på ett säkert sätt hantera och slutförvara kärnavfall som uppkommer i verksamheten. Den svenska strategin för hanteringen av använt kärnbränsle är att detta skall direktdeponeras. Huvudinsatserna på området riktas därför mot att utveckla och bygga ett geologiskt slutförvar, där det använda kärnbränslet kan hållas isolerat från biosfären (människors och annat levandes miljö) under hundratusentals år, dvs. till dess farligheten har klingat av. Detta är grunden till det svenska s.k. KBS-3 konceptet.

Redan tidigt i utvecklingsprocessen för slutförvaring stod det klart att alternativ behövs om KBS-3 konceptet av någon anledning inte skulle kunna genomföras. Regeringen har i sina beslut om SKB:s forskningsprogram fastslagit att utvecklingsarbete skall ske för transmutation, som en möjlig alternativ lösning. Miljöbalken kräver dessutom uttryckligen att alternativa metoder skall utredas och redovisas i miljökonsekvensbeskrivningen,

som ska höra till ansökan om tillstånd enligt miljöbalken och kärntekniklagen.

Remissinstanser till SKB:s forskningsprogram (myndigheter, kommuner, universitet och högskolor, miljöorganisationer m.fl.) har varit eniga om att det krävs att SKB studerar alternativ till KBS-3. De skäl som framförts för detta är både formella (t.ex. krav på alternativredovisning enligt miljöbalken) och allmänna uttryck för osäkerhet om att KBS-3-metoden kommer att kunna genomföras. Detaljer och sättet att argumentera skiljer sig men slutsatsen är dock att SKB måste redovisa alternativ till KBS-3 och att transmutation här ses som ett av dem.

Transmutation, som ju betyder omvandling, skulle i sin mest perfekta form innebära att man helt eliminerar de delar av bränslet som är radioaktiva under mycket lång tid. Tekniken som krävs för att tillämpa metoden har genom forskarinsatser på senare år utvecklats inom flera väsentliga områden. Dock återstår fortfarande omfattande tekniska problem att lösa, vilka har genererat forskningsprogram inom EU och i USA, Ryssland, Japan, Korea m.fl. nationer men också nationella program i flera europeiska länder. Tekniken måste också testas i alla dess delar i demonstrationsanläggningar innan driftegenskaper, säkerhetsfrågor, ekonomi m.m. kan bedömas.

Om man är framgångsrik räknar man med att få en hundrafaldig reduktion av volymen och av strålningsfarligheten hos det resterande bränslet, som efter behandling skulle avklinga till en ofarlig strålningsnivå på 500−1 000 år. En liten del av mycket långlivade ämnen (några tiondels procent av samma långlivade ämnen som i det använda kärnbränslet) måste deponeras i ett slutförvar beroende på att separationen av de olika ämnena inte kan göras fullt ut. Ett sådant slutförvar blir väsentligt mindre och behöver inte fungera under alls lika lång tid som ett förvar med direktdeponerat använt kärnbränsle.

Transmutation har förespråkare även bland grupper och individer som motsätter sig slutförvaring av använt kärnbränsle. I en del skildringar framställs transmutation, som ett sätt att helt bli kvitt ett farligt avfall i nutid. Så förhåller det sig alltså inte.

I den svenska diskussionen om transmutation har de tekniska och andra problem, som är förknippade med separation av ämnena i det använda kärnbränslet, stått i bakgrunden. Det är också väl känt att utsläppen till omgivningen kan bli betydande i samband med den typ av separationsprocesser som krävs i samband med transmutationen.

Transmutationstekniken förutsätter en fortsatt kärnteknisk verksamhet med stor bredd i Sverige. Vid de utvärderingar, som gjorts i USA och EU av transmutationstekniken, räknar man med att det krävs 20 till 30 år för att realisera tekniken, dvs. det krävs uthålliga forsknings- och utvecklingsprogram.

I avsnitt 8.2 ges en beskrivning av vad transmutation är och vilka typer av anläggningar som krävs för att genomföra processen. I avsnitt 8.3 sammanfattas kunskapsläget rörande transmutation och i avsnitt 8.4 finns en översikt över pågående och planerad forskning internationellt. Tre scenarier ges i avsnitt 8.5 om vad tekniken skulle innebära för svenskt vidkommande. I avsnitt 8.6 slutligen sammanfattas hela kapitlet. Läsningen av avsnitt 8.5 och 8.6 förutsätter inte avsnitt 8.3 och 8.4. Man kan alltså gå direkt från 8.2 till 8.5 om man så önskar.

8.2 Grundläggande principer för transmutation

Självklart vore det av stort värde om man på något sätt kunde behandla det använda kärnbränslet så att den långlivade radioaktiviteten kunde ”oskadliggöras”. Mycket vore därför vunnet om de radioaktiva ämnen som har lång halveringstid − vad gäller både klyvningsprodukter och transuraner (ämnen som är tyngre än uran) − kunde omvandlas till kortlivade eller stabila isotoper av olika grundämnen. Då skulle den mängd radioaktivitet, som behöver placeras i ett slutförvar, kunna minskas radikalt liksom längden på den tidsperiod, som slutförvaret måste klara av att innesluta materialet.

För att förstå vad som menas med transmutation måste man först veta vad det använda bränslet innehåller.

8.2.1 Bränslet i reaktorhärden Uranbränsle

Alla kärnkraftreaktorer i Sverige är av s.k. lättvattentyp. Tre av aggregaten i Ringhals är tryckvattenreaktorer (PWR) medan övriga åtta svenska reaktorer är kokarreaktorer (BWR).

Uran i den form som det förekommer i naturen (naturligt uran) duger inte som bränsle i lättvattenreaktorer. Halten av klyvbart, och därigenom energialstrande, uran-235 i naturligt uran är endast ca 0,7 % och resten är till helt dominerande del uran-238, som inte är klyvbart i en lättvattenreaktor.

Bränslet i de svenska reaktorerna är därför anrikat, dvs. man har i en anrikningsanläggning (utomlands) ökat andelen uran- 235 i uranet. Restprodukten av denna process blir uran med lägre halt än den hos naturligt uran, s.k. utarmat uran.

I Sverige finns sedan länge en fabrik i Västerås för tillverkning av bränsle till våra svenska kärnkraftverk och även till en del utländska sådana. Tillverkningen bygger där på anrikat uran som köps in från utlandet.

Nytt anrikat bränsle för en lättvattenreaktor har vid inplaceringen i reaktorn en uran-235-halt på ca tre procent. Bränslet tillbringar tre till fem år i reaktorhärden, ofta med omflyttning till några olika positioner i härden. Under denna tid förbrukas ungefär två tredjedelar av det uran-235 som fanns i bränslet när det först sattes in och bränslet är därefter inte längre lämpligt för fortsatt användning i härden. Det avlägsnas därför ur reaktorn och förs över först till en lagringsbassäng för använt bränsle vid kärnkraftverket och − efter något års avsvalning − via fartyget Sigyn till CLAB, det centrala mellanlagret för använt kärnbränsle i Simpevarp, i Oskarshamns kommun.

MOX-bränsle

Som ett alternativ till anrikat uran kan man även använda plutoniumberikat bränsle. Klyvbart plutonium-239 bildas i reaktorbränsle när neutroner fångas in av icke klyvbart uran-238. Vid upparbetning av använt kärnbränsle kan det bildade plutoniet separeras ut på kemisk väg. Plutoniet kan därefter blandas med naturligt eller utarmat uran för framställning av nytt reaktorbränsle, s.k. blandoxidbränsle (Mixed Oxide Fuel, MOX). Typiskt innehåller nytt MOX-bränsle tre till fyra procent plutonium-239 och även i detta fall förbrukas ungefär två tredjedelar av det klyvbara materialet innan bränslet tas ut ur härden. Det använda MOX-bränslet kan på nytt upparbetas men efterhand ökar halten av tyngre plutoniumisotoper (tyngre än 239), vilket gör att det vid upparbetningen utvunna plutoniet blir mindre och mindre användbart för tillverkning av nytt reaktorbränsle.

Något MOX-bränsle har veterligen inte tillverkats i Sverige, men även den tekniken finns alltså utvecklad och är i vilket fall som helst principiellt möjlig att ta hem till Sverige.

Använt kärnbränsle

Det använda kärnbränslet i CLAB består till en helt dominerande del av uranbränsle från våra BWR- och PWR-reaktorer. En mindre mängd använt MOX-bränsle finns även i CLAB.

Under den tid som bränslet befunnit sig i reaktorhärden har en rad kärnreaktioner skett som lett till en uppbyggnad av radioaktiva produkter. Produktionen av radioaktiva ämnen i reaktorbränslet under driften av reaktorn sker väsentligen på två sätt − genom kärnklyvning (fission) eller genom neutroninfångning.

Vid klyvning av uran-235-kärnan delas denna i två delar, s.k. klyvningsfragment (fissionsfragment). Exakt hur kärnan klyvs varierar och bland de s.k. klyvningsprodukterna (fissionsprodukterna) finns en lång rad grundämnen representerade. De flesta av dessa har kort halveringstid eller är stabila men det finns också

några radioaktiva ämnen med mycket lång livslängd. Alla klyvningsprodukternas atomer är givetvis lättare än uranatomen som klövs.

Vid neutroninfångningsprocessen fångas en fri neutron in av t.ex. en uran-238-kärna. Då bildas först uran-239, men denna sönderfaller snart i ett par steg till plutonium-239, som har lång halveringstid (24 000 år). Många andra ämnen som är tyngre än uran − s.k. transuraner − bildas även i reaktorn och flera av dessa har också lång halveringstid.

Strålnings-Strålningsfarlighetfarlighet

tid (år)tid (år)

Figur 8.1. Avklingning med tiden för strålningsfarligheten hos använt kärnbränsle, uppdelat på bidrag från transuraner (TRU) och klyvningsprodukter (FP). Strålningsfarligheten jämförs med den för uranmalm.

Omkring 95 % av det använda kärnbränslet är opåverkat uran medan 1,2 % är transuraner och 4,2 % är klyvningsprodukter.

Den mängdmässigt största andelen av transuranerna i avfallet utgörs av plutonium (87 %). Förutom att plutonium är strålningsfarligt (radiotoxiskt) utgör plutonium också ett kärnvapenmaterial. Det plutonium som bildats i bränslet i en lättvatten-

reaktor (reaktorplutonium) har dock en sammansättning som inte lämpar sig för vapentillverkning. Materialet kan ändå efter separation från de övriga ämnena i det använda kärnbränslet användas för primitiva kärnladdningar, som i händerna på t.ex. en terroristorganisation kan utgöra ett reellt hot i en utpressningssituation. I detta sammanhang kan också noteras att reaktorplutonium, som ingår i det använda kärnbränslet i ett geologiskt förvar successivt, över ett 1 000-tals-års perspektiv, blir ett allt bättre vapenmaterial då plutonium-239 anrikas på grund av kortare livslängder för flera av de andra plutoniumisotoperna.

8.2.2 Den grundläggande principen för transmutation

Syftet med transmutationstekniken är att ”oskadliggöra” de radioaktiva ämnena i den mening att de omvandlas − transmuteras − till mer harmlösa radioaktiva produkter som strålar under kort tid eller rentav är stabila. Detta kan uppnås genom att de radioaktiva ämnena i det använda bränslet bestrålas så att dessa ämnen (ämnenas atomkärnor) övergår till andra ämnen (atomkärnor) med de önskade egenskaperna. Denna omvandling sker genom kärnreaktioner mellan de radioaktiva ämnenas atomer och partiklarna med vilka de bestrålas. Den strålning, som man avser att använda för transmutationen av de radioaktiva ämnena, är densamma som i våra reaktorer, nämligen neutronstrålning. För att uppnå önskad effekt kan dock strålningens intensitet och energifördelning behöva vara annorlunda i en transmutationsanläggning än i en kärnkraftreaktor av konventionell typ.

I huvudsak är det två typer av kärnreaktioner som åstadkommes av neutronbestrålningen, klyvning (fission) och neutroninfångning, dvs. samma typ av reaktioner som äger rum i uran-235 och uran-238 under förbränningen av reaktorbränslet i våra reaktorer. För att ”oskadliggöra” transuranerna eftersträvas bestrålningsförhållanden, som gör att dessa ämnen i huvudsak undergår klyvning, varvid det bildas klyvningsprodukter. Vid denna process bildas också energi, som kan tillgodogöras. De

långlivade klyvningsprodukterna, de som redan fanns i det använda kärnbränslet och de nytillkomna efter förbränningen av transuranerna, omvandlas därefter genom att en neutron vid bestrålningen adderas till klyvningsproduktens atomkärna (neutroninfångning). Denna kärnreaktion leder till ämnen med andra egenskaper, oftast mera kortlivade än de ursprungliga (långlivade) klyvningsprodukterna.

Figur 8.2. Schematisk beskrivning av klyvningsprocessen (fission). En neutron infångas av en uranatom, som exciteras och klyvs (fissionerar) i två delar (klyvningsprodukter). Samtidigt avges ett antal neutroner.

8.2.3 Termiska eller snabba neutroner

Sannolikheten för att de önskade kärnreaktionerna äger rum är beroende av energin hos neutronerna med vilka man bestrålar ett visst ämne. Man talar i detta sammanhang om två typer av bestrålning där neutronerna har olika energifördelning (eller hastighetsfördelning) nämligen termiska och snabba neutroner. Med termiska neutroner menas att neutronerna är i hastighetsmässig jämvikt med värmerörelsen hos de omgivande atomerna. Snabba neutroner har mycket högre hastighet än den som ges av den termiska rörelsen hos omgivande atomer.

Generellt gäller för transuranerna att kvoten mellan sannolikheterna att atomkärnan skall klyvas (fissionera) och att den skall infånga en neutron (neutronabsorption) är störst för snabba neutroner. Det vill säga att om man vill i huvudsak klyva transuranerna skall dessa bestrålas med snabba neutroner.

Å andra sidan är sannolikheten för att en neutron skall infångas av en klyvningsprodukt mycket större i ett flöde av termiska neutroner än i ett av snabba. I vissa transmutationskoncept har man också försökt utnyttja det faktum att neutroninfångningsprocessen har särskilt hög sannolikhet att inträffa för några energier (s.k. resonansenergier) inom ett relativt smalt energiintervall ovanför det termiska energiområdet.

8.2.4 Separation

Om transmutationen skall leda till en kraftig reducering av strålningsfarligheten (radiotoxiteten) av det radioaktiva avfallet (hundra-faldig reducering eller mer) krävs bestrålning av det använda kärnbränslet i flera omgångar (cykler) med mellanliggande separation av ämnena i detsamma. Färdigtransmuterat material måste avlägsnas så att det inte genom fortsatt bestrålning blir radioaktivt på nytt. Ännu ej transmuterat material skall återföras och blandas in i nytt bränsle för transmutationsanläggningen. Vilka ämnen som måste separeras är beroende av den transmutationsmetod, som man avser att använda.

Två principiellt olika separationsmetoder studeras, där man i bägge fallen eftersträvar maximal separationseffektivitet för att därigenom minska avfallsmängderna, som går till ett geologiskt förvar. Separationseffektiviteter på 99,9 % har uppnåtts för uran och plutonium medan för övriga transuraner och fissionsprodukter effektiviteten ligger på mellan 98 och 99,9 %.

Den ena metoden är en vidareutveckling av en metod, som är baserad på vätskekemi, och som används vid de existerande upparbetningsanläggningarna t.ex. i Frankrike (La Hague) och Storbritannien (Sellafield). Vid dessa anläggningar utvinns plu-

tonium ur använt kärnbränsle genom att bränslet löses upp i en stark syra, varefter man på kemisk väg skiljer ut bränslets olika beståndsdelar för tillverkning av nytt kärnbränsle (MOXbränsle) till kommersiella termiska kärnkraftreaktorer.

Som ett första steg avser man att genom en vidareutveckling av den process som används för plutoniumutvinning (PUREX) också separera uran, neptunium och de långlivade klyvningsprodukterna jod och teknetium från övriga transuraner och klyvningsprodukter. Utveckling pågår av processer för att i följande steg separera de återstående transuranerna, americium och curium, som tillsammans med neptunium benämns minoritetsaktinider (MA) från de återstående klyvningsprodukterna. Problemet med denna separationsmetod är att vissa väsentliga kemikalier i separationsprocesserna blir overksamma när de utsätts för (stark) kraftig joniserande strålning. Därför måste radioaktiviteten i bränslet få avklinga under en relativt lång tid innan separationen kan genomföras. Alla typer av bearbetning och separationsprocesser innebär ökade risker för bestrålning av anställda och utsläpp till omgivningen.

AKA-utredningen föreslog på sin tid att en svensk upparbetningsanläggning byggd på vätskekemi skulle byggas vid Bohuskusten. Dessa planer realiserades aldrig. Kärnkraftsindustrin valde istället att teckna avtal med utländska upparbetningsanläggningar (La Hague i Frankrike och Sellafield i Storbritannien). Sedermera har dessa avtal upphört att gälla, eftersom de inte längre var meningsfulla när beslut fattats om att kärnkraften skulle avvecklas i Sverige och att man skulle direktdeponera det använda kärnbränslet som avfall. En viktig poäng med upparbetning är ju att det plutonium som bildats i reaktorbränslet skall tas tillvara och användas för tillverkning av nytt reaktorbränsle, dels som ett led i en effektiv hushållning med uranråvaran och dels för att förhindra att plutoniet kommer på avvägar och används som kärnvapenmaterial.

Teknik för att bygga en svensk upparbetningsanläggning baserad på vätsketeknik finns alltså tillgänglig utomlands. Erfarenheterna från utlandet visar dock att det krävs stora anläggningar

för att nå en rimlig ekonomi. De upparbetningsanläggningar som för närvarande finns utomlands betjänar kärnkraftskunder i flera olika länder.

Vissa väsentliga kemikalier i vätskeseparationsprocessen blir, som redan nämnts, overksamma när de utsätts för stark strålning. Därför pågår forskning och utveckling i ett flertal länder avseende en alternativ separationsmetod. Denna grundar sig på s.k. pyrokemiska processer, som kan arbeta också i höga strålfält och därigenom ta hand om bestrålat bränsle från transmutationsanläggningar. I den pyrokemiska metoden, som ger mer kompakta separationsanläggningar, utnyttjas skillnader i de elektrolytiska egenskaperna för olika ämnen i den högaktiva delen av det använda bränslet som, vid elektrolysen, är upplösta i en saltsmälta med hög temperatur bestående av fluorider eller klorider. Med elektrolys menas att saltsmältan, som innehåller det radioaktiva använda kärnbränslet, placeras i ett kärl med två elektroder. Separationen sker genom att ämnena i det använda bränslet faller ut på den ena elektroden vid olika elektriska spänningar mellan elektroderna.

8.2.5 Tekniska alternativ Hur skulle en transmutationsanläggning kunna se ut? − De olika lösningar, som för närvarande studeras, omfattar användningen av jon-acceleratorer, kritiska och underkritiska reaktorer samt termiska och snabba reaktorer av olika konstruktion. Med en kritisk reaktor menas en reaktor där neutronproduktionen i bränslet exakt balanserar neutronförlusterna genom reaktioner i bränsle, kylmedel, konstruktionsmaterial och av läckage medan en underkritisk reaktor har större neutronförluster än produktion. En termisk reaktor har ett termiskt neutronflöde i härden, d.v.s. neutronerna är i hastighetsjämvikt med de omgivande atomerna i bränslet, medan en snabb reaktor har ett snabbt neutronflöde, dvs. neutroner med väsentligt högre hastighet (energi) än de omgivande bränsleatomerna. Praktiskt taget alla

kärnkraftreaktorer, som är i drift idag världen över, inklusive Sveriges kärnkraftreaktorer av lättvattentyp, är kritiska termiska reaktorer. Ett fåtal snabba kritiska reaktorer finns i drift medan andra varianter av snabba reaktorer ännu är på prototyp- eller projektstadiet.

En transmutationsanläggnings prestanda bestäms av neutronernas intensitet och energifördelning i härden, som påpekats tidigare, men också av neutronekonomin dvs. av hur många neutroner, som är tillgängliga för transmutationen av avfallet. Generellt kan sägas att de snabba kritiska reaktorerna har en bättre neutronekonomi för transmutation än de termiska. Bäst neutronekonomi har en typ av transmutationsanläggning, som består av en kombination av en kraftfull jon-accelerator och en underkritisk reaktor − ett s.k. acceleratordrivet system (Accelerator Driven System, ADS).

Acceleratordrivet system (ADS) med snabb underkritisk reaktor

Figur 8.3. Schematisk beskrivning av kärnsplittringsprocessen (spallationsprocessen). När protoner (röda klot) med hög hastighet från acceleratorn kolliderar med bly- och vismut-atomer i centrum av den underkritiska reaktorn splittras atomkärnan i flera fragment och ett stort antal neutroner (blåa klot) frigörs.

Det acceleratordrivna systemet har i forskningssammanhang tilldragit sig störst intresse. En kraftfull jon-accelerator levererar sin jon-stråle (protoner, alltså väteatomkärnor) till en underkritisk reaktor. Protonerna får träffa en kropp av tungt material (t.ex. en blandning av bly och vismut i smält form), som finns i reaktorhärdens centrum. När protoner med mycket hög energi (hastighet) träffar atomer av något tungt material som bly eller vismut, så splittras dessa i flera fragment och ett stort antal neutroner frigörs. Processen kallas spallation. Någon svensk term för detta finns inte, men ”kärnsplittring” kan kanske vara ett alternativ. Vid varje kärnsplittring frigörs några tiotal neutroner. Ett intensivt strålfält av neutroner byggs upp i växelverkan med reaktorns bränsle, som utgörs av de långlivade transuranerna från det använda bränslet. Tack vare underkriticiteten stoppas reaktorn omedelbart då acceleratorstrålen stängs av. Detta gör att säkerheten mot kriticitetsolyckor blir mycket hög.

För att effektivt förbränna transuranerna och då speciellt de tyngre transuranerna (MA) krävs, som ovan nämnts, en reaktor med snabba neutroner. För att undvika att de snabba neutronerna bromsas ned (termaliseras) krävs ett medium med tunga atomer. Störst intresse har visats användningen av flytande bly/vismut som kylmedel, som man har erfarenhet av från ryska ubåtsreaktorer. En underkritisk reaktor ger säkerhetsmässiga fördelar jämfört med en kritisk reaktor. Anledningen till detta är att en hög inblandning av minoritetsaktinider (MA) på bekostnad av uran-238 i bränslet ger sämre säkerhet mot kriticitetsolyckor eftersom uran-238:s kärnfysikaliska egenskaper bidrar till att förhindra kriticitetsolyckor i en kritisk reaktor.

Som påpekats ovan krävs det termiska neutroner för att effektivt transmutera de långlivade klyvningsprodukterna. Av denna anledning har man tänkt sig att perifert i den snabba underkritiska reaktorns bränslehärd åstadkomma en zon med termiska neutroner där transmutationen av klyvningsprodukterna kan äga rum. Alternativt har man studerat möjligheten att utnyttja resonanserna i neutroninfångningsprocessen (transmutationspro-

cessen för klyvningsprodukterna), som återfinns inom ett smalt energiområde ovanför det termiska området, och som neutronerna energimässigt passerar då de långsamt bromsas upp genom upprepade kollisioner mot de tunga atomkärnorna hos kylmedlet (bly/vismut).

Figur 8.4. Schematisk bild av en acceleratordrivet transmutationssytem (ADS).

Acceleratordrivet system (ADS) med termisk underkritisk reaktor

Acceleratordrivna system med termiska underkritiska reaktorer har också studerats. Störst intresse har ägnats system där man använder en saltsmälta (beryllium- och litiumfluorider alternativt natrium- och zirkoniumfluorider) som kylmedel, i vilken man också löser upp det aktiva avfallet som skall transmuteras. Drifterfarenhet finns från en kritisk reaktor av saltsmältetyp för energiproduktion, som konstruerades och kördes under några år på 1960-talet vid Oak Ridge National Laboratory i USA. Bl.a. har beräkningar gjorts på reduktionen av de radioaktiva ämnena i den högaktiva delen av det använda bränslet vid bestrålning i ett acceleratordrivet system med en underkritisk saltsmältereaktor. Beräkningarna visar att man får en relativt stor reduktion av de aktiva ämnena i bränslet efter en bestrålningscykel utan separation. Om separation görs av nybildade kortlivade klyvningsprodukter från bränslet i saltsmältan kan man uppnå en större reduktion av de aktiva ämnena än utan separation av dessa produkter. Studier har gjorts av möjligheten att utföra denna ”reningsprocess” i en direktansluten separationsanläggning genom vilken saltsmältan från reaktorn kontinuerligt cirkuleras. Denna teknik innehåller dock flera problem som ännu inte är lösta.

En väsentlig skillnad mellan transmutation i ett termiskt neutronflöde jämfört med detsamma i ett snabbt flöde är att en liten del mycket tunga ämnen byggs upp av det termiska flödet. Dessa relativt långlivade element finns kvar i restavfallet efter transmutationen och måste slutförvaras.

Termiska kritiska reaktorer

Det mest beprövade sättet att bli kvitt plutoniet är att blanda det med utarmat eller naturligt uran till s.k. MOX-bränsle och använda detta som bränsle t.ex. i termiska reaktorer av den typ som

vi nu har i Sverige. Man slipper då köpa motsvarande mängd anrikat uran och man hushållar även bättre med det uran som man en gång brutit för tillverkningen av det ursprungliga uranbränslet. Man kan dock inte upprepa denna process mer än ett fåtal gånger, eftersom halten av tyngre plutoniumisotoper ökar efterhand, och dessa inte kan separeras från det ”nyttiga” plutoniet (plutonium-239) på kemisk väg, eftersom det rör sig om samma grundämne. För en vidare förbränning av restplutoniet krävs en snabb reaktor, kritisk eller underkritisk.

Förutom plutonium, som nämnts ovan, kan också de flesta klyvningsprodukterna transmuteras i reaktorer med termiskt neutronflöde. Emellertid konsumeras neutroner vid transmutationen av klyvningsprodukterna till skillnad från vid förbränningen − transmutationen − av plutonium i vilken det produceras nya neutroner. Som tidigare nämnts är neutronekonomin (antal neutroner tillgängliga för transmutationsprocesser) låg för termiska kritiska reaktorer dvs. för kärnkraftreaktorer av konventionell typ. För att inte få orimligt långa transmutationstider krävs den bättre neutronekonomin, som erbjuds av ett acceleratordrivet system eller andra kritiska reaktorer som anpassats speciellt till transmutation.

Snabba kritiska reaktorer

För restplutoniet från MOX-förbränningen av plutonium, men också för en effektiv förbränning av de flesta av de övriga transuranerna i det använda bränslet (minoritetsaktiniderna neptunium, americium och curium), krävs snabba reaktorer dvs. reaktorer där neutronerna har högre hastighet än den som ges av den termiska rörelsen (värmerörelsen) hos härdens atomer. Egenskaperna för transmutation hos flera olika typer av snabba kritiska reaktorer har studerats. Även om neutronekonomin för transmutation är bättre för dessa reaktorer än för de termiska kritiska reaktorerna så krävs en stor park av snabba reaktorer för att få rimlig transmutationskapacitet. Orsaken till detta är att

man endast kan ha en låg inblandning av de s.k. minoritetsaktiniderna (neptunium, americium och curium) i uran-bränslet för att undvika att man tummar på reaktorns säkerhetsmarginaler.

Snabba kritiska prototypreaktorer för kraftgenerering har tidigare byggts utomlands. Vanligen har dessa plutoniumbränsle och kyls med flytande natrium. Dessa reaktorer har därtill den egenskapen att man i en mantelzon − bestående av naturligt eller utarmat uran och som omger reaktorhärden − kan få en uppbyggnad av plutonium, som överstiger plutoniumförbrukningen i reaktorhärden. Sådana reaktorer kallas därför ofta brid-reaktorer (av engelska ordet breed, som betyder avla eller alstra). För ca fyrtio år sedan ansågs att bridreaktorer efterhand skulle komma att ersätta dagens reaktorer, inte minst för att de hushållar effektivt med jordens tillgångar av uran. Men den verkliga utvecklingen har inte blivit sådan, åtminstone inte hittills. Tekniken är svårare än med dagens reaktorer, inte minst genom att kylningen sker med flytande natrium, som bl.a. är explosivt vid kontakt med syre.

Eftersom det finns gott om uran på världsmarknaden och även gott om anrikningskapacitet är efterfrågan på plutonium som reaktorbränsle mycket låg. I stället har plutonium blivit något som vi vill bli kvitt. Detta hänger även samman med det faktum att bränslekostnaden i ett kärnkraftverk utgör en mycket liten andel av produktionskostnaden för elkraften. Det är den höga anläggningskostnaden som slår igenom på priset. Man kan säga att ett kärnkraftverk är dyrt att bygga men billigt att köra. Därför skall det helst gå för fullt så mycket som möjligt. Med t.ex. ett oljeeldat kraftverk är det tvärtom. Det är jämförelsevis billigt att bygga men dyrt att köra, eftersom oljan är dyr liksom rening av rökgaser m.m.

Därtill kommer − i nuvarande tider av nedrustning − att en stor mängd plutonium blir tillgängligt i samband med att kärnvapen nedmonteras. Detta bidrar ytterligare till att plutonium blivit en överskottsvara, som vi helst vill ”oskadliggöra” för att nedrustningen skall bli bestående och att plutoniet inte på nytt skall kunna tas i anspråk för kärnvapenladdningar.

Någon större utbyggnad av snabba kritiska reaktorer, i vilka man skulle kunna förbränna plutonium och minoritetsaktinder, är därför för närvarande inte sannolik. Man är hänvisad till acceleratordrivna underkritiska system för denna förbränning, eventuellt kombinerad med en inledande förbränning av plutonium, i form av MOX-bränsle, i termiska reaktorer.

Kombinationer av ADS och kritiska reaktorer

För att uppnå bästa möjliga förbränning av den radioaktiva delen av det använda bränslet och därtill ekonomi i hanteringen av detsamma studeras också kombinationer av nämnda transmutationsmetoder inom de nationella och internationella forskningsprogrammen. Två huvudlinjer särskiljs beroende på om bestrålningen av det radioaktiva avfallet sker via ett steg (single strata), med eller utan återgång av avfallsbränslet efter separation av klyvningsprodukterna, eller via två steg (double strata), där t.ex. plutonium förbränns i en termisk reaktor åtföljt av transmutation av det resterande avfallet i ett acceleratordrivet system eller i en för ändamålet anpassad kritisk reaktor.

De nationella forskningsprogrammen är inriktade mot transmutationsmetoder som passar in i respektive lands kärnenergiprogram, så till vida att tvåstegsprincipen (double strata) prioriteras i länder där förbränning av plutonium i kraftreaktorer redan pågår (MOX bränsle) medan länder utan plutoniumförbränning fokuserar forskningen på enstegsprincipen. Antalet ADS-anläggningar som krävs för förbränningen av kärnavfallet från en grupp av lättvattenreaktorer varierar med transmutationsmetod. Om alla transuraner skall förbrännas i ADS-anläggningar uppskattas behovet av sådana anläggningar till ca 20 % av antalet kärnkraftsreaktorer dvs. en ADS-anläggning per fem kärnkraftreaktorer) medan i tvåstegsalternativet, med endast förbränning av MA i ADS-anläggningar, behovet är ca 15 % (dvs. en ADS-anläggning per sju kärnkraftreaktorer). En beskrivning av forskningsläget i några tongivande länder ges i avsnitt 8.4.

Direkt- Enstegs Tvåstegs deponering transmutations- transmutations-

Once-ThroughOnce-Through system system Single-TierSingle-Tier Double-Tier/StrataDouble-Tier/Strata

Fuel CycleFuel Cycle Transmutation SystemTransmutation System Transmutation SystemTransmutation System

Steg 0 Konventio-

Stratum/Tier 0Stratum/Tier 0

nella reaktorer

MAMA

PuPu

Steg 1 Termiska

Pu+MAPu+MA

och/eller

Stratum/Tier 1Stratum/Tier 1

snabba reaktorer

Pu+MAPu+MA

Steg 2

Stratum/Tier 2Stratum/Tier 2

ADS or FastADS or Fast ADS or FastADS or Fast ADS eller Förvar av Pu+MAPu+MA ReactorsReactors Pu+MAPu+MA ReactorsReactors Snabba

använt reaktorer kärnbränsle

High LevelHigh Level WasteWaste RepositoryRepository

Figur 8.5. Direktdeponering, enstegs och tvåstegs transmutationssystem (Pu plutonium. MA minoritetsaktiniderna: Neptunium, americium och curium).

8.3 Kunskapsläge

Var står vi rent kunskapsmässigt för att kunna tillämpa transmutationsmetoden i syfte att minska strålningsfarligheten (radiotoxiteten) och livslängden för använt kärnbränsle? Transmutationstekniken bygger på kända principer och vetenskapliga fakta. De processer (kärnreaktioner) i det använda kärnbränslet, som leder till önskat resultat, är tillräckligt väl kända för att man skall kunna bedöma metodens tillämpbarhet. Däremot krävs mer detaljkunskap för att kunna optimera de system,

som ingår i en transmutationsanläggning, vad gäller driftegenskaper, säkerhet, ekonomi m.m.

Den praktiska tillämpningen är emellertid komplicerad. De tekniska kunskaperna är olika väl utvecklade för de många delar, som ingår i en transmutationsanläggning. Detta gäller främst acceleratordrivna system med underkritiska reaktorer, som man avser att använda i praktiskt taget samtliga koncept för transmutation av hela eller delar av det använda bränslet.

Den internationella utvecklingen av acceleratorer för högenergifysiken, under de senaste decennierna, har inneburit ett teknologiskt genombrott. Denna utveckling utgjorde i själva verket incitamentet till att i början på 1990-talet påbörja en mer målmedveten forskning inom transmutationsområdet: Denna idé fanns redan under 1950- och 60-talen men den ansågs då teknologiskt svår att realisera. Den allmänna uppfattningen idag är emellertid att en accelerator, som uppfyller kraven för acceleratordriven transmutation, kan byggas men med ett visst frågetecken för kravet på kontinuerlig, ostörd drift (utan korta eller långa strömavbrott) under långa tidsperioder.

Som beskrivits i avsnitt 8.2 driver den kraftfulla jonstrålen från acceleratorn en intensiv neutronkälla placerad i centrum av en underkritisk reaktor. Neutronproduktionen, som genereras då jonstrålen stoppas av ett strålmål av tungt material (vanligtvis en blandning av bly och vismut i smält form), kan med relativt god noggrannhet beräknas för olika egenskaper hos jonstrålen och strålmålets material och utformning. De tekniska svårigheterna hänger främst samman med hållfastegenskaperna hos det fönster som skiljer acceleratorn från strålmålet. Detta fönster utsätts för höga stråldoser, som ger strålskador i materialet, men det utsätts även för termiska krafter då acceleratorn startas och stoppas. Ett annat tekniskt problem är korrosionen i väggmaterialet av den behållare som innehåller bly/vismut-smältan. Lösningen till detta problem har hämtats från konstruktionen av ryska ubåtsreaktorer, som också använde bly/vismut-smälta som kylmedel. Ett ytterligare problem som måste kunna hanteras är produktionen av en radioaktiv poloniumisotop, som bildas vid bestrålningen av

vismut och har halveringstiden 138 dagar. Flera projekt är på gång för att lösa dessa problem där egenskaperna hos bly/vismut-smältor, strålningståliga material och kompletta strålmål med eller utan ingångsfönster studeras.

Reaktorprogram för beräkning av driftegenskaper, säkerhetsaspekter, utbränning m.m. hos en acceleratordriven underkritisk reaktor testas i ett flertal pågående experiment. Samtidigt utvecklas metoder för att kontinuerligt mäta kriticiteten (underkriticiteten) hos reaktorn, något som är viktigt ur säkerhetssynpunkt.

Flera olika kylmedel studeras för den underkritiska reaktorn (bly/vismut-smälta, smält natrium eller heliumgas). En smälta av bly/vismut har bedömts såväl fysikaliskt som säkerhetsmässigt vara det bästa kylmedlet. Samma teknologiska problem med korrosion och poloniumproduktion, som ovan redovisats för den i reaktorn centralt placerade neutronkällan, finns också vid konstruktionen av reaktorn. Därtill kommer problemet med tillverkningen av reaktorbränslet som skall innehålla plutonium och de s.k. minoritetsaktiniderna neptunium, americium och curium från det använda kärnbränslet. Flera olika typer av bränslen studeras (nitrid-, oxid- och metalliska bränslen) där man eftersträvar god värmeledningsförmåga, hög smältpunkt och hög strålningsacceptans. Det senare krävs på grund av extremt höga strålningsnivåer hos nämnda bränsle som kan leda till materialskador. Inblandning av bl.a. keramiska material i bränslet studeras för att minska strålskador i bränsleelementen.

Som beskrivits i avsnitt 8.2 studeras också ett alternativt koncept för den underkritiska reaktorn, där det använda kärnbränslet är upplöst i saltsmältor dvs. fluorider bestående av beryllium- och litium- alternativt natrium- och zirkoniumfluorider. Kunskapen om denna typ av reaktor grundar sig på erfarenheten från driften av en kritisk saltsmälte-reaktor vid Oak Ridge National Laboratory, USA under 1960-talet. Även om denna typ av underkritisk reaktor är principiellt intressant genom en enklare bränslehantering anses de tekniska svårigheterna större än med den tidigare beskrivna bly/vismut-kylda

reaktorn. Trots detta pågår ett flertal forskningsprojekt, som inriktar sig på att öka kunskapen om saltsmältor och dess användning i reaktorsammanhang.

För att transmutationen skall bli effektiv krävs som tidigare påpekats en mer eller mindre långtgående separation av ämnena i det använda kärnbränslet. I princip är det två olika metoder som studeras, där den ena baseras på vätskekemi och den andra på pyrokemi (se avsnitt 8.2). Den första metoden är beprövad och tillämpas kommersiellt i Frankrike (La Hague) och Storbritannien (Sellafield) för tillverkning av MOX-bränsle. Forskning pågår för att med liknande teknik också kunna separera de övriga transuranerna (minoritetsaktiniderna) och vissa klyvningsprodukter. Som nämnts i avsnitt 8.2, förstörs emellertid kemikalier som ingår i separationsprocesserna av höga stråldoser, varför metoden inte är användbar på färskt använt kärnbränsle, speciellt inte återcyklat transmutationsbränsle. En mångårig avklingning av aktiviteten krävs innan separationen kan genomföras med denna metod, vilket leder till en lång behandlingstid för det använda kärnbränslet omfattande avklingning, separation, bränsletillverkning och transmutation i flera cykler. Med den andra metoden, som baseras på pyrokemi, kan man hantera högaktivt material men metoden är inte lika väl utvecklad som den förstnämnda baserad på vätskekemi. Den pyrokemiska metoden har hittills tillämpats med framgång i laboratorieskala och ett omfattande utvecklingsarbete pågår för att lyfta separationskapaciteten till en kommersiellt intressant nivå. Det är viktigt att separationsprocessen, som på grund av den mycket höga strålningsintensiteten måste ske i strålskärmade s.k. ”heta celler” också utformas så att utsläpp till omgivningen blir så små som möjligt.

Parallellt med forskningen på ovan redovisade problem inom separations- och transmutationstekniken pågår konstruktionsstudier, bl.a. som ett projekt inom EU:s ramprogram, av demonstrationsanläggningar för transmutation. Även fullskaliga acceleratordrivna transmutationsanläggningar har i några få fall offererats där Prof. C. Rubbia (nobelpristagare och tidigare chef

för CERN) står bakom ett koncept med flytande bly/vismut som kylmedel och Dr C. Bowman (tidigare chef för transmutationsforskningen vid Los Alamos National Laboratory, USA, numera med eget företag i transmutationsbranschen (ADNA)) står bakom ett annat koncept med saltsmältor som kylmedel. Inget av koncepten anses kunna realiseras på nuvarande kunskapsnivå utan de kräver inledningsvis ett omfattande tekniskt utvecklingsarbete.

Sammanfattningsvis kan sägas om kunskapsläget gällande separations- och transmutationstekniken att flera tekniska problem måste lösas innan man slutgiltigt kan bedöma transmutationsmetodens tillämpbarhet rent tekniskt, säkerhetsmässigt, ekonomiskt etc. Speciellt gäller detta problemen kring tillverkningen av bränsleelement och separationen av det högaktiva transmutationsbränslet. Arbeten pågår, som nämnts och beskrivs mer utförligt i avsnitt 8.4, för att lösa dessa problem. Hittills har den pågående forskningen inte givit resultat som motsäger att det skulle vara möjligt att tillämpa transmutation i syfte att minska strålningsfarligheten och livslängden för använt kärnbränsle.

8.4 Pågående och planerad forskning

De omfattande forskningsprogram som påbörjats i många länder inom separation och transmutation är av långsiktig karaktär. I huvudsak bedrivs grundläggande forskning som ger underlag att bedöma vilket transmutationskoncept som är optimalt vad beträffar effektivitet, kapacitet, säkerhet och ekonomi under givna teknologiska men också politiska förutsättningar. Den kompetens och infrastruktur inom kärnenergiområdet, som krävs för att bygga upp en transmutationskapacitet för det använda kärnbränslet, återfinns främst i de länder som har ett aktivt kärnkraftprogram. Av denna anledning ges inledningsvis för de länder som bedriver forskning på transmutation kortfattade redogörelser för kärnkraftprogrammen i respektive land.

En gemensam målsättning för forskningen på transmutation av använt kärnbränsle är att på 10−20 års sikt bygga en demonstrationsanläggning. Parallellt med denna forskning pågår utveckling av separationsteknik för använt kärnbränsle, och då speciellt av den teknik som utnyttjar den tidigare omnämnda pyrokemin.

8.4.1 Europeisk forskning

I Europa bedrivs transmutationsforskning dels med ekonomiskt stöd från EU och dels inom nationella program men också inom multinationella program med eller utan medverkan av EU.

Multinationella projekt

Inom EU-länderna intar Frankrike, Italien och Spanien en ledande roll vad beträffar forskningen på separation och transmutation. Gemensamt tog dessa länder (forskningsministrarna i respektive land) initiativ till ett planförslag för forskningen inom EU vars mål är att till år 2012 bygga en demonstrationsanläggning för acceleratordriven transmutation, följd av en prototypanläggning omkring 2030, som lägger grunden för industriella anläggningar omkring 2040.

Medverkan i detta multinationella initiativ skedde sedermera också från Belgien, Finland, Portugal, Sverige, Tyskland, Österrike och EURATOM. Arbetet resulterade år 2001 i en rapport, som beskriver hur en anläggning med ett acceleratordrivet system för transmutation skulle kunna byggas till omkring 2010 (Eur 01). Arbetet inom gruppen leddes av Prof. Rubbia. Rapporten beskriver de pågående projekten i Europa som tillsammans utgör ett brett forsknings- och utvecklingsprogram kring de grundläggande principerna för ett acceleratordrivet system.

Ett annat multinationellt projekt (Megawatt Pilot Experiment, MEGAPIE), som initierats av laboratorier i Schweiz, Frankrike, Italien och Tyskland med medverkan av laboratorier också i USA, Japan och Sydkorea, gäller konstruktion och drift av en av huvudkomponenterna i ett acceleratordrivet system, nämligen den utrustning − strålmålet − som med acceleratorns hjälp levererar neutroner till den underkritiska reaktorn. Utrustningen kommer att sättas upp och testas vid en kraftfull accelerator, som finns vid ett nationellt laboratorium (Paul Scherrer Institute, PSI) i Schweiz.

EU − finansierade projekt

EU:s stöd till transmutationsforskning har ökat från ca 5 M€ under tredje ramprogrammet (1990−1994) till 37 M€ för det pågående sjätte ramprogrammet (2002−2006).

EU har inte officiellt tagit ställning till planförslaget från gruppen ledd av Prof. Rubbia men följer ändå det föreslagna forskningsupplägget från gruppen i stort (Eur 01). Ett centralt projekt i detta upplägg är en preliminär studie av en acceleratordriven demonstrationsanläggning, som påbörjades under det femte ramprogrammet 1998-2002.

Vidare stödde EU under det femte ramprogrammet tolv projekt uppdelade på fem delområden, som alla inordnades under ett ”paraplyprogram” för forskning på avancerade tekniska lösningar för separation och transmutation (Advanced Options for Partitioning and Transmutation, ADOPT). Inom de tolv projekten bedrevs grundläggande forskning på separation, kärnbränsle för transmutation, kärnfysikaliska data, teknologi och material och en preliminär studie av en experimentanläggning avseende ett acceleratordrivet system. Mer än 50 institut och laboratorier, varav flera från Sverige, var engagerade i dessa projekt av vilka flera fortfarande pågår.

Det sjätte ramprogrammet (2002−2006) innehåller fler projekt än under tidigare ramprogram och det täcker ett helt forsk-

ningsområde med preciserad målsättning. Man syftar också till att knyta ihop de nationella forskningsresurserna i nätverk och gynna rörligheten hos forskarna.

Speciellt kan nämnas ett projekt inom sjätte ramprogrammet, som syftar till att utvärdera inverkan av nya teknologier, speciellt transmutation, på geologiska förvar både vad beträffar ekonomi och radiologiska aspekter. Projektet (Impact of Partitioning, Transmutation and Waste Reduction Technologies on the Final Nuclear Waste Disposal) rymmer 20 partners från ledande organisationer och forskningsinstitutioner i Europa och koordineras av Prof. W. Gudowski, KTH, Stockholm. Icke tekniska faktorer och icke tekniska frågeställningar kommer också att behandlas inom projektet liksom förmedling av resultat till allmänheten.

M€M€ 4040 3535 3030 2525 2020 1515 1010

55

00

3:e RP3:e RP 4:e RP4:e RP 5:e RP5:e RP 6:e RP6:e RP

Figur 8.6. Budget för EU:s forskningsprogram (ramprogram) för separation och transmutation från tredje ramprogrammet (1990−1994) till sjätte ramprogrammet (2002−2006).

Nationella europeiska projekt

Forskning på separation och transmutation bedrivs också på nationell basis inom vissa EU-länder (Jeju 02, SKI 03). Målsättningen för denna forskning är beroende av respektive lands kärnenergiprogram. De experimentella utrustningar som tagits fram inom dessa nationella program erbjuds ofta för användning i multinationell forskning inom EU eller globalt.

Frankrike

Det nationella programmet i Frankrike för omhändertagande av kärnavfall omfattar tre studier specificerade i en fransk lag av den 30 december 1991. Lagen stipulerar att en slutgiltig rapport skall föreligga gällande dessa studier så att det franska parlamentet kan ta ett beslut 2006 om metod för omhändertagande av det franska kärnavfallet. Den första studien fokuserar på metoder att kraftigt reducera mängd och radiotoxitet hos kärnavfallet för en given energiproduktion. Den andra studien fokuserar på geologiskt djupförvar utan mänsklig långsiktig övervakning och den tredje på ett interimistiskt ytligt förvar som kräver en permanent övervakning. Den första studien inkluderar utvärderingar av potentialen för separation och transmutation i tillgängliga reaktorer eller i innovativa reaktorer t.ex. acceleratordrivna underkritiska reaktorer. Rapporten, som skall föreläggas parlamentet, kan komma att få betydelse inte bara för Frankrikes ställning i dessa frågor utan även för flera andra EU-länder.

Några projekt som drivs av Commissariat à l’Énergie Atomique (CEA) kan speciellt nämnas. Dels pågår i samarbete med italienska kärnenergiorganisationen ”Ente per le Nuove Technologie, l’Energia e l’Ambiente” (ENEA) två projekt för utveckling av en kraftfull accelerator för transmutation och dels studeras kopplingen mellan ett underkritiskt system drivet av en mindre accelerator och där olika bränslen och kylmedel kommer att användas.

Tyskland

Tyskland har en lång tradition av forskning inom kärnenergiområdet genom verksamheterna vid institutionerna för kärnfysik och kärnenergi i Jülich och Karlsruhe. För den europeiska transmutationsforskningen spelar forskningen vid Karlsruhe blylaboratorium (Karlsruhe Lead Laboratory, KALLA) en viktig roll. Forskningen inriktas på att utveckla tekniken för användning av bly/vismut-smältor som kylmedel i reaktorer. Speciellt studeras korrosionsproblem och hydraulik. I Karlsruhe finns också ett av fyra forskningsinstitut som drivs av EURATOM nämligen Institutet för transurana element (Institute for Transuranium Elements, ITU) där forskning bedrivs angående dels tillverkning av bränsle som innehåller de s.k. minoritetsaktiniderna (neptunium, americium och curium) och dels pyrokemisk separationsteknik.

Italien

Trots avsaknaden av kärnkraftreaktorer i Italien så bedrivs en ganska omfattande forskning på transmutationsteknik. Delvis kan kanske detta förklaras av att Prof. Rubbia, som är italienare, nu är chef för ENEA. Rubbia och hans grupp vid CERN lanserade i mitten på 90-talet ett acceleratordrivet system (”Energiförstärkaren”), som var tänkt att producera energi utgående från toriumbränsle i stället för uran. Fördelen med torium är att mindre mängder av transuraner (speciellt plutonium) bildas vid användningen av detta bränsle. Dessutom finns relativt gott om torium i naturen (betydligt mer än uran). Samma typ av acceleratordrivet system, som ingick i ”Energiförstärkaren”, kan också användas för transmutation av kärnavfall.

Tre större projekt pågår i Italien finansierade av ENEA och i samarbete med CEA, Frankrike. Studierna omfattar fysik och teknologi för ett acceleratordrivet system för transmutation. Studien inleds med acceleratorn till systemet samt av storskalig test av bly/vismut som kylmedel. Man använder en underkritisk

TRIGA reaktor driven av en cyklotronaccelerator för test av kopplingen mellan dessa delar i ett acceleratordrivet system.

Belgien

Ett större experiment (MYRRHA) med ett acceleratordrivet system planeras också i Belgien. Liksom i Italien har man påbörjat konstruktionen av en experimentanläggning bestående av en kraftfull accelerator och en underkritisk reaktor med plutoniumbränsle och olika bestrålningszoner med snabba och termiska neutroner. Anläggningen offereras också som samarbetsprojekt inom EU.

Ryssland

I Ryssland planeras en kraftfull utbyggnad av kärnkraften till 2020. Planerna omfattar konstruktion av 11 nya reaktorer till 2010 med en total effekt av 10,8 GW och av ytterligare 26 reaktorer till 2020 med en total effekt av 26,2 GW. Som ett resultat av denna utbyggnad kommer kärnkraften i Ryssland att år 2020 leverera omkring 360 TWh per år.

Vidare har snabba reaktorer med flytande bly som kylmedel studerats i Ryssland (BREST-300 och BREST-1200). Bränslecykeln till denna typ av reaktor (BREST) är sådan att risken för kärnvapenspridning reduceras, eftersom inget rent plutonium behöver extraheras från det utbrända bränslet innan det återförs till reaktorn. Forskning pågår också på användningen av toriumbränsle i saltsmältereaktorer i samarbete med USA och Japan.

Den omfattande forskningen och utvecklingen som bedrivs i Ryssland inom kärnteknologiområdet har genererat ett kunnande om flera typer av reaktorer som är intressanta för transmutationsforskningen. Detta har resulterat i ett nära samarbete rörande transmutationsforskningen mellan ryska och västerländska forskargrupper både via bilaterala eller multilaterala avtal

och genom en internationell organisation International Science and Technology Centre (ISTC).

ISTC bildades gemensamt av EU, Japan och USA efter Sovjetunionens sammanbrott. Syftet med ISTC är att finansiellt stödja övergången till civil forskning vid de många kärnvapenlaboratorierna i de olika före detta Sovjetrepublikerna. Detta skedde för att motverka spridningen av kärnvapenkunnande via utflyttning av ryska experter från dessa laboratorier till stater med ambition att skaffa sig kärnvapen. Flera länder har givit sitt ekonomiska stöd till ISTC-verksamheten. Innan Sverige gick med i EU beslöt den svenska riksdagen om ett nationellt stöd till ISTC, ett stöd som numera kanaliseras via EU för svensk del.

Ett flertal forskningsprojekt gällande separation och transmutation av använt kärnbränsle har finansierats av ISTC (SKI 03). Prof. W. Gudowski, Avdelningen för kärn- och reaktorfysik, KTH är ordförande i en till EU-kommissionen rådgivande grupp om ekonomiskt stöd från EU till projekt gällande forskning på transmutation. Dessa projekt omfattar grundläggande studier inom ett flertal områden väsentliga för utvecklingen av acceleratordriven transmutation. Som exempel kan nämnas kärnfysikaliska data och program för beräkningar på acceleratordrivna system, utveckling och tillverkning av utrustning för att producera ett intensivt neutronflöde initierat av acceleratorns jonstråle, studier av egenskaperna hos saltsmältor för reaktordrift och separation samt byggande av en forskningsanläggning för att studera kopplingen mellan en accelerator och en underkritisk reaktor. De projekt som finansieras via anslag från EU till ISTC har knutits till motsvarande projekt − ämnesmässigt sett − som drivs inom EU:s ramprogram. Förutom kunskapsutbytet som detta lett till så har också de ryska forskningsgrupperna fått en större kontaktyta västerut, något som tidigare i hög grad saknades.

Speciellt kan framhållas ett projekt vid Institute of Physics and Power Engineering (IPPE), Obninsk, som ursprungligen initierades och finansierades av svenska anslag till ISTC och därefter också fick finansiellt stöd från USA och EU. Projektet

gällde konstruktion och tillverkning av en utrustning innehållande en bly/vismut-smälta för produktion av ett intensivt neutronflöde med hjälp av jonstrålen från en högenergiaccelerator. Utrustningen utgör en prototyp till den neutronkälla, som skall driva en underkritisk reaktor i ett acceleratordrivet transmutationssystem. Utrustningen stod färdig 2001 och skulle enligt planerna bestrålas vid högenergiacceleratorn vid Los Alamos National Laboratory i USA. Av kostnadsskäl fick bestrålningen uppskjutas på obestämd tid. Utrustningen befinner sig för närvarande i ett nystartat laboratorium för bly/vismut smältor vid Nevada University, USA där den användes för undervisning och forskning.

Det nationella programmet finansieras av Departementet för atomenergi (Ministry for Atomic Energy, MINATOM) och omfattar studier av transmutation med såväl kritiska som acceleratordrivna underkritiska blykylda snabba reaktorer. Studierna baseras på erfarenheter från blykylda ubåtsreaktorer.

Tjeckien

Sedan ett flertal år bedrivs ett forskningsprogram gällande transmutation i Tjeckien. Programmet som är relativt ambitiöst grundar sig bl.a. på att Tjeckien har svårigheter att inom landets gränser finna en lämplig plats för ett geologiskt slutförvar. En reducering av kärnavfallsmängderna skulle minska detta problem.

Forskningsprogrammet inriktar sig på transmutation av använt kärnbränsle med användning av en saltsmältereaktor, acceleratordriven eller inte. Som tidigare nämnts löses, i denna typ av reaktor, bränslet (det använda kärnbränslet) upp i kylmedlet som är en saltsmälta. Bränslet avses pumpas kontinuerligt i en rörslinga genom ett separationssteg, där redan transmuterat material skiljs av och resten går tillbaks i reaktorn. Forskningen bedrivs i nära samarbete med flera ryska laboratorier.

8.4.2 Forskning i USA

Spencer Abraham, USA:s energiminister, informerade vid kärnenergitoppmötet i februari 2002 i Washington DC om planerna på en ny typ av amerikansk kärnreaktor som skall tas i drift 2010. Initiativet tas gemensamt av US Department of Energy (DOE) och den privata elkraftsindustrin.

Vidare startades 1999 ett program för forskning och utveckling av framtida reaktorer för kärnenergi (Nuclear Energy Research Initiative, NERI). Programmet har i huvudsak följande målsättningar och inriktningar: • Reaktorerna och bränslecykeln skall utformas så att sprid-

ning av kärnvapen motverkas • Avancerade reaktorsystem • Vätgasproduktion med kärnreaktorer • Grundläggande kärnenergiforskning

Bilaterala avtal om samarbete har slutits med Kanada, Frankrike, Brasilien och Sydkorea. Förhandlingar om samarbete pågår med Storbritannien och Sydafrika.

US DOE leder också ett internationellt forum för utveckling av den fjärde generationens kärnreaktorer (Generation-IV Reactor International Forum, GEN-IV) där man lägger stor vikt vid att optimera icke-spridningsaspekter, driftsäkerhet, ekonomi, miljöaspekter m.m. Deltagande länder är förutom USA, Storbritannien, Schweiz, Sydkorea, Sydafrika, Japan, Frankrike, Kanada, Brasilien och Argentina. Arbetet går ut på att visa på 6−8 lovande reaktorteknologier och att presentera forskningsoch utvecklingsbehov i syfte att kunna bygga GEN-IV reaktorsystem före 2030. I april 2003 publicerade DOE en rapport som visar behovet av teknologisk forskning och utveckling för att stödja den pågående studien av fjärde generationens reaktorer (DOE 03).

Utvecklingen av kärnkraftsreaktorer

Utveckling i

Tidiga prototyper närtid

Kommersiella

kraftreaktorer Avancerade

LWR

Generation

I-III med -god ekonomi

förbättrad -ökad säker-

het

konstruk-

-Shippingport tion och -minskat. av-

-Dresden ekonomi fall

-Magnox -ABWR -spridnings-

BWR, PWR -PIUS säker

CANDU -AP600

VVER -EPR

Figur 8.7. Reaktorutvecklingen t.o.m. den planerade fjärde generationen av reaktorer.

I juli 2002 tillkännagav Spencer Abraham också att ”Idaho National Engineering and Enviromental Laboratory (INEEL)” kommer att etableras som USA:s ledande centrum för kärnenergiforskning och -utveckling. USA:s kongress har beslutat att det geologiska förvaret av kärnavfall i Yucca Mountain skall byggas. Förvaret ligger inom testområdet för kärnvapen i Nevadaöknen och beräknas tas i drift 2010. Det kommer vid denna tidpunkt att nätt och jämt rymma de avfallsmängder som då finns i USA. Ett sätt att slippa söka nya platser för fler förvar och därmed problemen med att få allmänhetens acceptans av dessa nya förvar kan vara att radikalt minska avfallsmängderna via separation och transmutation.

Härigenom skulle Yucca Mountain räcka som enda avfallsförvar en lång tid framöver.

Mot denna bakgrund anmodade kongressen USA:s energiministerium (Department of Energy, DOE) 1999 att presentera en beskrivning av de teknologiska möjligheterna och kostnaderna för att använda ett acceleratordrivet transmutationssystem för att minska mängden civilt reaktoravfall. Rapporten presenterades för kongressen i oktober 1999 (DOE 02). Rapporten rekommenderar följande faser på vägen mot utveckling och tillämpning av den acceleratordrivna transmutationstekniken: • Faser med statligt stöd:

− FoU (2000−2008) − Uppföljning av FoU (2008−2027) − Demonstration (2000−2027)

• Privatisering

− Privatisering av första anläggningen (2023−2097) − Privatisering av ett flertal anläggningar (2027−2111)

Som ett resultat av DOE:s rapport beviljade kongressen pengar till DOE för ett program om grundläggande forskning på ett acceleratordrivet system för transmutation av civilt kärnavfall. Forskningen inom programmet har engagerat nationella laboratorier, universitet och privata industrier. Den omfattar bl.a. forskning på olika kärnbränslen, separationsteknik, kylmedel och material.

Ett nytt program (Spent Fuel Pyroprocessing and Transmutation) startades av DOE 2002 med en budget på M$ 77, som fokuserar på utveckling av teknik för separation med pyrokemi och transmutation av minoritetsaktiniderna. Forskningen inom detta program bedrivs huvudsakligen vid Argonne National Laboratory.

För budgetåret 2004 ansöker DOE om M$ 63 till ett program ”Advanced Fuel Cycle Initiative” som är en fortsättning på det tidigare programmet ”Spent Fuel Pyroprocessing and Transmutation”. Programmet syftar till att utveckla teknologier för att

reducera mängden och radiotoxiciteten hos utbränt reaktorbränsle och att samtidigt minska den långsiktiga risken för spridning av plutonium. Programmet är i samklang med programmet för utveckling av fjärde generationens kärnreaktorer.

Los Alamos National Laboratory

Forskning på separation och transmutation startades i slutet på 80-talet vid Los Alamos National Laboratory bekostad av interna medel. Forskningen inriktades på acceleratordrivna system med saltsmältor (beryllium- och litiumfluorider) där saltsmältan fungerar som kylmedel i vilket avfallsbränslet är löst. En vidareutveckling av denna typ av system erbjuder idag upphovsmannen till detsamma, Dr C. Bowman, från sitt privata företag ADNA corp., sedan laboratoriet övergett konceptet som huvudalternativ för transmutation. Laboratoriet fick istället uppdrag av DOE att utveckla en acceleratorbaserad anläggning för produktion av tritium. Inom detta projekt, som idag också är nedlagt, utvecklades en injektor till en mycket kraftfull accelerator. Injektorn är den del av en sådan accelerator som bereder de största teknologiska problemen. Forskning kring denna injektor, på strålskador i material och på bly/vismut-smältor utgör idag laboratoriets bidrag till DOE:s program på transmutation.

Argonne National Laboratory

Argonne National Laboratory har inom DOE:s program ansvar för utveckling av pyrokemi för separation av transuraner och klyvningsprodukter. Vidare ingår ett program för utveckling av bränsle till ett acceleratorbaserat transmutationssystem vad beträffar såväl tillverkning som olika tester av bränslet.

General Atomics

En termisk, eller rättare sagt ”nära termisk”, reaktor har föreslagits av en grupp vid General Atomics för förbränning i ett steg av den högaktiva delen av det använda kärnbränslet. Endast uran separeras från det använda kärnbränslet. Reaktorn är kyld med heliumgas och har en neutronenergimoderator av grafit (Modular Helium Reactor, MHR). Bränslet utgörs av små kulor (TRISO-kulor) där en mindre mängd av det använda bränslet omges av en kraftig sfär av ett keramiskt material som tål mycket höga stråldoser. Efter ca två års bestrålning beräknas 80 % av det använda bränslet vara transmuterat. Kulorna lämpar sig väl för en därpå följande geologisk deponering.

8.4.3 Forskning i Japan

Det japanska parlamentet har tagit ett beslut i maj 2000 att det använda kärnbränslet med eller utan föregående transmutation skall placeras i ett geologiskt förvar, som skall stå färdigt för användning någon gång mellan år 2030 och 2040. Samtidigt pågår omfattande forskning på separation och transmutation av använt kärnbränsle för att kunna dra nytta av de energi- och materialmässigt intressanta innehållet i det använda bränslet (Jeju 02).

I Japan startades 1988 ett program för att utveckla teknik och metoder för optimal användning av använt kärnbränsle − kärnavfall (Options Making Extra Gains from Actinides and fission products, OMEGA). Första fasen av programmet, som syftade till att utvärdera olika koncept och bedriva forskning och utveckling på nyckelteknologier, är avslutad.

Fas två av det långsiktiga forskningsprogrammet OMEGA avser separation och transmutation och skall slutrapporteras 2005. Arbetet inom denna fas av programmet omfattar teknisk forskning och demonstration av några nyckelteknologier för transmutation. Vidare har anslag beviljats (M$ 1800) för att bygga en kraftfull accelerator (Japan Proton Accelerator

Research Complex, J-PARC ) i samarbete med universitetet i Kyoto. Acceleratorn skall användas för universitetsanknuten grundläggande kärnfysikalisk forskning och för forskning på transmutation. För den senare forskningen byggs två experimentutrustningar vid acceleratorn, den ena för strålskadestudier på material och den andra för studier av kopplingen mellan en accelerator och en underkritisk reaktor. Acceleratoranläggningen beräknas tas i drift under 2008. Under fas två av OMEGA satsas också på forskning och utveckling av separationsteknik både med vattenkemi och genom pyroprocesser.

8.4.4 Forskning i Sydkorea

Sydkorea har för närvarande 16 kärnkraftreaktorer i drift med en kapacitet på 12,9 GWe och fyra under uppförande. Fram till slutet av 2001 hade 5 300 ton använt kärnbränsle ackumulerats. Tre olika sätt att ta hand om det använda bränslet studeras och tills vidare mellanlagras detta i anslutning till reaktoranläggningarna. De tre metoderna som studeras är direkt deponering i ett geologiskt förvar, förbränning av avfallet i en tungvattenreaktor av kanadensisk typ (CANDU-reaktor) samt separation och transmutation. Separationen görs med användning av pyroprocesser och följs av förbränning i en snabb reaktor eller i ett acceleratordrivet system.

Sydkoreas forskningsinstitut för atomenergi (The Korea Atomic Energy Research Institute, KAERI) bygger en storskalig testanläggning för acceleratordriven transmutation (Hybrid Power Extraction Reactor, HYPER) (Jeju 02). Den underkritiska reaktorn kommer att få en effekt på 1000 MWth, och är den mest kraftfulla testanläggningen i världen för acceleratordriven transmutation. Fas två av HYPER projektet skall enligt planerna avslutas 2004 och omfattar test av nyckelteknologier, analys av acceleratorreaktor integrerade system och utveckling och test av beräkningsprogram. Fas tre av projektet, som skall leda fram till slutgiltiga konstruktionsritningar för HYPER

systemet, skall pågå under åren 2005−2007. Anläggningen skall enligt planerna producera både snabba neutroner för transmutation av transuraner och termiska neutroner för transmutation av fissionsprodukter. Parallellt med konstruktion och bygge av HYPER sker forskning och utveckling av pyroprocesser för separation av de långlivade radioaktiva ämnena i det använda kärnbränslet.

8.4.5 International Atomic Energy Agency (IAEA)

President Putin deklarerade vid FN:s toppmöte i New York den 6 september 2000 att tillräckligt med elkraft måste produceras globalt för att erbjuda mänskligheten en uthållig utveckling. Kärnkraft har en roll i detta sammanhang framhöll han, men en lösning måste ges på problemet med kärnvapenspridning som är förknippad med denna kraftkälla. Som ett resultat av detta utspel initierade FN:s atomenergiorgan i Wien (International Atomic Energy Agency, IAEA) ett program i syfte dels att utveckla kärnkraftsteknik som inte kräver eller producerar vapenmaterial och dels att studera teknologier för att förbränna (transmutera) långlivat använt kärnbränsle. Programmet (INPRO) startades i maj 2001 och har 16 medlemmar från 14 olika länder och internationella organisationer. Sverige deltar inte i detta program.

För övrigt arrangerar IAEA ett flertal internationella forskningsprogram (Coordinated Research Programmes [CRP:s]), specialistmöten och en databas för forskning med anknytning till acceleratordriven transmutation.

8.4.6 OECD Nuclear Energy Agency (OECD/NEA)

Två kommittéer inom OECD/NEA (Nuclear Development och Nuclear Science kommittéerna) har tillsammans med NEA:s Data Bank startat ett antal tekniska och strategiska studier gällande separation och transmutation. Bl.a. har en expertgrupp

bestående av 37 experter från 15 medlemsländer publicerat en jämförande studie mellan acceleratordrivna system och snabba reaktorer för transmutation (NEA 02).

OECD/NEA arrangerar i samarbete med IAEA och EU en serie möten om separation och transmutation av aktinider och klyvningsprodukter (Information Exchange Meetings on Actinide and Fission Product Partitioning and Transmutation). Det sjunde mötet i serien hölls den 14−16 oktober 2002 på Jeju i Sydkorea (Jeju 02).

8.4.7 Svensk medverkan i den internationella forskningen

Den svenska forskningsinsatsen på separation och transmutation grundar sig på det intresse som forskargrupper vid Chalmers Tekniska Högskola (CTH), Kungliga Tekniska Högskolan (KTH) och Uppsala Universitet visat forskningsområdet (SKI 03). Forskargruppernas ämnesinriktningar kompletterar varandra så att en relativt god täckning erhållits av de teknikområden som är aktuella för separation och transmutation. Inriktningen på forskningen vid CTH är kärnkemi, vid KTH reaktorfysik och vid Uppsala Universitet grundläggande kärnfysikaliska data. Forskningen på transmutation har också medfört att ett ökat antal forskarstuderande har lockats till den kärntekniska utbildningen.

En forskargrupp från Los Alamos National Laboratory (LANL), USA presenterade vid ett symposium i Italien 1990 ett koncept på acceleratordriven transmutation av kärnavfall, som kom att utgöra startskottet för den svenska forskningen på området. Sverige svarade sedan positivt på en förfrågan från samma forskargrupp vid LANL om Sverige kunde stå som värd för ett specialistmöte om transmutation under 1991 (KAS 92). Till mötet, som anordnades i Saltsjöbaden av dåvarande Statens kärnbränslenämnd i samarbete med LANL, inbjöds speciellt forskare, förutom från USA och Sverige, också från Ryssland. Man enades vid detta möte att stödja och vägleda ryska forskar-

grupper som har en unik kompetens inom flera forskningsområden av relevans för transmutationsforskningen i deras ansökningar om ekonomiskt stöd för denna typ av forskning till det då nyuppsatta centrum ”International Science and Technology Centre (ISTC)” i Moskva (se avsnitt 8.4.2). Detta ledde till att nämnda forskargrupper från CTH, KTH och Uppsala Universitet kom att engagera sig i flera ryska projekt om transmutation där några specificeras under beskrivningen nedan av pågående forskning vid respektive högskola. Ett finansiellt stöd, främst för resor, utgick till högskolegrupperna under åren 1996- 2002 från Statens Kärnkraftinspektion (SKI) för att sköta och rapportera om kontakten med de ryska grupperna (SKI 03).

Forskargrupperna vid CTH, KTH och Uppsala Universitet har samverkat informellt. Sålunda sökte grupperingen ekonomiskt stöd från Stiftelsen för Strategisk Forskning för att bilda ett svenskt centrum för transmutationsforskning. Ansökan avslogs efter en längre tids behandling. Grupperna arrangerade gemensamt den andra internationella konferensen om acceleratordriven transmutationsforskning i Kalmar 1996 med 217 deltagare från 23 länder och fyra internationella organisationer (Kal 96).

Tidigt engagerade sig grupperna från CTH, KTH och Uppsala Universitet i separations- och transmutationsforskningen inom EU:s ramprogram. Svensk Kärnbränslehantering AB (SKB) och Svenskt Kärntekniskt Centrum, KTH stöder också transmutationsforskning vid nämnda högskolegrupper med ett årligt belopp av omkring 6 miljoner kronor (SKB 04). Dessa stödjande organ framhåller som motiv för det ekonomiska stödet till transmutationsforskningen dels kunskapsuppbyggnaden för att kunna bevaka utländsk forskning och dels sidoeffekten att utbilda kvalificerade kärntekniker till svenska myndigheter och kärnkraftindustrin. SKB bevakar speciellt svensk medverkan i separationsoch transmutationsprojekt inom EU:s ramprogram och sedan 2003 också i ISTC-projekt med samma forskningsinriktning.

Chalmers Tekniska Högskola

Avdelningen för kärnkemi deltar i ett EU-projekt (PARTNEW) inom femte ramprogrammet. Bidraget från avdelningen är främst att utveckla vattenkemiska metoder att separera de tyngsta transuranerna, americium (Am) och curium (Cm) från det högaktiva avfallet. Separationen sker i steg där först Am/Cm separeras tillsammans med en grundämnesgrupp kallad lantaniderna. I ett andra steg separeras Am/Cm från lantaniderna för vilken process CTH -gruppen har studerat olika extraktionskemikalier med målsättningen att också minimera avfallsströmmarna. Man har också med stöd från SKB studerat möjligheterna att separera transuranen neptunium och de långlivade klyvningsprodukterna teknetium och jod i anslutning till den process (PUREX) som används vid de kommersiella separationsanläggningarna i Frankrike och England för separation av plutonium från använt kärnbränsle.

Kungliga Tekniska Högskolan

Kungliga Tekniska Högskolan (KTH) beslöt 2001 att sätta upp ett centrum (CEKERT) för utbildning och forskning på kärnenergiteknologi omfattande avdelningarna för kärn- och reaktorfysik, reaktorteknologi, reaktorsäkerhet och kärnkemi. Inom avdelningen för kärn- och reaktorfysik tillsattes 2001 en professur i reaktorfysik med transmutation. Innehavare av professuren är W. Gudowski. Prof. Gudowski har och har haft ett stort antal förtroendeuppdrag knutna till den internationella transmutationsforskningen. Han har anlitats som rådgivare i forskningsfrågor av US Department of Energy (DOE), Commissariat à l’Énergie Atomique (CEA), Frankrike, Russian Ministry of Atomic Energy (MINATOM), Moskva, Korean Atomic Energy Research Institute (KAERI), Sydkorea, European Commission (EU), Bryssel, International Atomic Energy Agency (IAEA), Wien m.fl.

Vid avdelningen för kärn- och reaktorfysik bedrivs flera forskningsprojekt inom EU:s femte ramprogram och med ekonomiskt stöd från SKB och Svenskt Kärntekniskt Centrum. Avdelningen leder ett EU-projekt (CONFIRM) att utveckla och bestråla bränsle för transmutation av transuraner. Bestrålningen skall ske i R2-reaktorn i Studsvik. Strålskadestudier på speciella stålsorter bedrivs inom EU projekten SPIRE och MUSE. Tillsammans med Avdelningen för reaktorsäkerhet deltar också Avdelningen för kärn- och reaktorfysik i de preliminära studierna inom ett EU-projekt (PDS-XADS) avseende ett acceleratordrivet system. En provkrets för flytande bly/vismut har också byggts vid avdelningen för kärnkraftsäkerhet för forskning i anslutning till ett EU-projekt (TECLA)

Som nämnts under avsnitt 8.4.1 − EU finansierade projekt − är W. Gudowski koordinator för ett projekt inom sjätte ramprogrammet som syftar till att utvärdera inverkan av nya teknologier, speciellt transmutation, på geologiska förvar både vad beträffar ekonomi och radiologiska aspekter. Projektet (Impact of Partitioning, Transmutation and Waste Reduction Technologies on the Final Nuclear Waste Disposal) rymmer 20 partners från ledande organisationer och forskningsinstitutioner i Europa. Icke tekniska faktorer och icke tekniska frågeställningar kommer också att behandlas inom projektet liksom förmedling av resultat till allmänheten.

Aspekterna på allvarliga olyckor i transmutationsanläggningar har studerats i samarbete med EURATOM:s forskningscentrum i Ispra, Italien och universitetet i Bilbao, Spanien.

Avdelningen för kärn- och reaktorfysik deltar också i ett antal ryska projekt där den ryska forskningsinsatsen finansieras av ”International Science and Technology Centre (ISTC)”, Moskva. Speciellt har avdelningen engagerat sig i det tidigare omnämnda projektet vid Institute of Physics and Power Engineering (IPPE), Obninsk, som gällde konstruktion och tillverkning av en prototyp till en intensiv neutronkälla för drift av en underkritisk reaktor i ett acceleratordrivet transmutationssystem (beskrivet under rubriken Ryssland i avsnitt 8.4.1)

Prof. Gudowski är ordförande i experimentkommittén och svenska forskare är inbjudna att deltaga i forskningsarbetet med utrustningen.

Bland övriga ISTC projekt som avdelningen för kärn- och reaktorfysik deltar i kan nämnas experimentella studier av saltsmältereaktorer i ett acceleratordrivet system för transmutation av civilt radioaktivt kärnavfall och militärt plutonium vid Institute of Technical Physics (VNIITF), Snezhinks, Tjeljabinsk-regionen. Vidare pågår konstruktion av ett underkritiskt system drivet av en accelerator för studium av kopplingen mellan dessa två komponenter i ett acceleratordrivet transmutationssystem vid Joint Institute for Nuclear Research (JINR), Dubna. Därutöver deltar Avdelningen också i projekt i syfte att bygga upp och testa databas och beräkningsprogram för transmutation samt i studier av materialfrågor i samband med transmutation.

Omfattande teoretiska studier har också gjorts av ett acceleratordrivet system med flytande bly/vismut som kylmedel för transmutation av det svenska kärnkraftsavfallet (Wal 01). Den underkritiska reaktorn har en hög andel plutonium i bränslet och s.k. brännbara absorbatorer för att få en jämn utbränning över härden. En studie har också gjorts av kostnaderna för separation och transmutation för att identifiera de delar av systemet som bestämmer kostnaderna i stort (Wes 01). En uppskattning har också gjorts av produktionskostnaden för elkraft genererad av kärnkraftreaktorer som innehåller ett acceleratordrivet system för transmutation av det använda kärnbränslet. En del resultat från denna studie presenteras under avsnitt 8.5.

Proton-

accelerator

Kylmedel

(smält Pb/Bi)

Bränsle

stavar

Neutron-

källa

Figur 8.8. Schematisk bild av transmutationsanläggning för det svenska använda kärnbränslet enligt studier vid institutionen för kärn- och reaktorfysik vid KTH (ref. Wal 01).

Uppsala Universitet

Verksamheten vid Uppsala Universitet är i huvudsak inriktad på mätningar av kärnfysikaliska data för transmutation. Arbetet bedrivs vid Institutionen för Neutronforskning (INF) och finansieras sedan juli 2002 gemensamt av SKB, SKI, FOI (Totalförsvarets forskningsinstitut) och Ringhalsverket/Barsebäck Kraft AB. Det fyraåriga projektet rymmer två forskarstuderande. Det följer på ett likaledes fyraårigt projekt, som drevs under 1998-2002 med samma finansiärer, och som bl.a. resulterade i två doktorsarbeten.

Den experimentella forskningen bedrivs vid The Svedberg Laboratoriet’s (TSL’s) cyklotron och fokuseras på studier av neutronspridning i olika material av intresse för den acceleratordrivna transmutationstekniken. INF deltar också i ett EUprojekt inom femte ramprogrammet med målsättningen att till-

godose behovet av kärnfysikaliska data för acceleratordrivna transmutationssystem. I projektet som rubriceras ”High and Intermediate Energy Nuclear Data for Accelerator-Driven Systems, HINDAS” deltar 16 laboratorier från sju länder. Experimentgrupper från Tyskland och Frankrike som deltar i HINDAS projektet bedriver sina experiment vid TSL i samarbete med INF.

En forskargrupp från Khlopin Radium Institute, S:t Petersburg har vid TSL mätt klyvningstvärsnitt (sannolikheten för att klyvning skall ske) av betydelse för acceleratordriven transmutation i samarbete med INF och med finansiellt stöd från ISTC. Likaså med stöd från ISTC planeras experiment vid TSL av en grupp från Institute for Theoretical and Experimental Physics, ITEP, Moskva för att bestämma kärnfysikaliska egenskaper hos material av intresse för transmutation av reaktoravfall.

Vetenskapsrådet beslöt under 2002 att upphöra med det ekonomiska stödet till två nationella laboratorier, nämligen The Svedberg Laboratoriet i Uppsala och Manne Siegbahn Laboratoriet i Stockholm. Beslutet motiveras av budgetskäl. För att de omkring 50 forskarstuderande som är beroende av TSL skall kunna fullfölja sina doktorsarbeten har en överenskommelse träffats mellan Uppsala Universitet och Vetenskapsrådet om en successiv neddragning av rådets 50 % bidrag till driften av laboratoriet över en treårsperiod. Samtidigt undersöks möjligheterna att även fortsättningsvis finna finansiärer till den tillämpade forskningen vid laboratoriet. Vid TSL finns unika möjligheter att bedriva forskning på acceleratordriven transmutation varför en nedläggning av laboratoriet skulle träffa den inhemska forskningen på detta område mycket hårt.

8.5 Scenarier

8.5.1 Komponenter i transmutationssystemet

Huvudkomponenterna i ett transmutationssystem enligt tvåstegsprincipen är följande, som framgår av beskrivningen i avsnitt 8.2.5 Tekniska alternativ: 1. Kärnkraftverk som svarar för en stor del av landets el-

produktion. Det kan t.ex. vara konventionella kärnkraftverk av den typ som vi för närvarande har i Sverige, men även nyare typer av reaktorer, som också fungerar som transmutationsanläggningar (se även punkt 5 nedan);

2. Upparbetningsanläggning där det använda kärnbränslet från

kärnkraftverken behandlas på kemisk väg; 3. Bränslefabrik där s.k. MOX-bränsle tillverkas för kärnkraft-

verken; 4. Bränslefabrik där bränsle för transmutationsanläggningar

tillverkas. Detta bränsle innehåller förutom plutonium även de övriga transuraner som man önskar transmutera;

5. Transmutationsanläggningar där det plutonium som inte

längre kan återföras till nytt MOX-bränsle för termiska reaktorer samt övriga transuraner och klyvningsprodukter transmuteras. I vissa fall kan klyvningsprodukterna transmuteras genom bestrålning i termiska reaktorer eller deponeras som avfall direkt i t.ex. ett geologiskt slutförvar;

6. Separationsanläggning enligt pyrokemiska metoden för be-

strålat bränsle från transmutationsanläggningarna; 7. Mindre geologiskt slutförvar för vissa ämnen som man ej

lyckas transmutera samt för restströmmar av högaktivt avfall från separationsprocesserna.

För transmutation enligt enstegsprincipen bortfaller de tre översta punkterna i ovanstående lista och ersätts med en enda separationsanläggning enligt punkt 6, där i så fall allt bestrålat bränsle behandlas, alltså även det från de konventionella kärnkraftverken.

8.5.2 Tre scenarier

För att på ett mer åskådligt sätt beskriva hur transmutation skulle kunna tänkas tillämpas i ett svenskt framtida energisystem, diskuteras i detta avsnitt tre olika scenarier. Dessa har valts så att de spänner över en stor variation, men är inte på något sätt heltäckande. De tre transmutationsscenarierna är A: Ett system där vi inom landet själva skaffar alla de resurser som

krävs, utan att förlita oss på från utlandet inköpta tjänster; B: Ett system där vi i Sverige utnyttjar den teknik och de resurser

som utvecklats inom de ledande och tongivande kärnkraftsländerna;

C: En medelväg där vi skickar vårt använda kärnbränsle för sepa-

ration och bränsletillverkning utomlands och sedan själva inom

landet utför transmutation av det material som vi fått tillbaks

från separationsanläggningen.

Scenario A och C förutsätter en fortsatt satsning på kärnkraften i Sverige, medan scenario B möjligen skulle kunna tillämpas även i kombination med en avveckling av kärnkraften i Sverige.

Scenario A: Ett helsvenskt system för transmutation

Man kan föreställa sig olika varianter av ett framtida svenskt kärnenergisystem.

Ett alternativ (tvåstegsprincipen) kan vara att fortsätta med termiska reaktorer, mer eller mindre av den typ som vi nu har (punkt 1 i komponentlistan i avsnitt 8.5.1), tillsammans med en eller ett fåtal transmutationsanläggningar (punkt 5) baserade på snabba underkritiska system. Då bränner man huvuddelen av sitt plutonium som MOX-bränsle i de ”vanliga” reaktorerna, medan resterande plutonium och övriga transuraner tas om hand i transmutationsanläggningarna. Detta alternativ kräver en upparbetningsanläggning (punkt 2) samt en bränslefabrik (punkt 3) där

MOX-bränslet för kärnkraftverken tillverkas. Dessutom krävs en separationsanläggning (punkt 6) baserad på pyrokemi för bestrålat bränsle från transmutationsanläggningarna samt en bränslefabrik där bränsle för transmutationsanläggningarna tillverkas (punkt 4). Klyvningsprodukterna, utom vissa långlivade sådana som transmuteras, går direkt till slutförvaring (punkt 7) liksom även vissa resterande högaktiva avfallsströmmar som uppstår genom att separationsprocesserna inte är hundraprocentigt effektiva.

Ett annat alternativ (enstegsprincipen) är att separera plutonium och övriga transuraner från det använda bränslet i en separationsanläggning (punkt 6) baserad på pyrokemi. Bränsle bestående av plutonium och övriga transuraner tillverkas i en bränslefabrik (punkt 4) från vilken bränslet sedan går till transmutationsanläggningar (punkt 5). Liksom i föregående alternativ går klyvningsprodukterna, utom vissa långlivade sådana, till slutförvaring (punkt 7). Anläggningarna för upparbetning (punkt 2) och tillverkning av MOX-bränsle (punkt 3) behövs då inte.

Uppskattningar som gjorts antyder att en enda transmutationsanläggning skulle klara av att ”hålla rent” efter ca sju ”vanliga” reaktorer om plutoniet återförs i de senare enligt tvåstegsprincipen medan motsvarande kapacitet enligt enstegsprincipen är fem ”vanliga” reaktorer. Transmutationsanläggningen producerar samtidigt ca 500 MW el, men av detta förbrukar anläggningen själv ca 40 MW för driften av acceleratorn. Vill man snabbare ”beta av” förrådet av använt kärnbränsle som genom åren byggts upp i CLAB, behövs ytterligare någon eller några transmutationsanläggningar.

Scenario B: Ett system där vi i Sverige helt förlitar oss på den teknik och de resurser som utvecklats inom de ledande kärnkraftsländerna

I detta scenario föreställer vi oss att inga egna anläggningar byggs i Sverige för någon del av transmutationsprocessen. Alla tjänster köps från utlandet. Man kan då belysa två helt olika fall, ett med fortsatt drift av termiska reaktorer i våra kärnkraftverk och ett annat där kärnkraft inte längre används i landet.

Scenario B1: Fortsatt drift av termiska reaktorer

Om vi fortsätter att använda våra termiska reaktorer alternativt bygger nya av motsvarande typ, kan vi skicka vårt använda kärnbränsle till upparbetning utomlands, få tillbaka plutoniet i form av MOX-bränsle som vi använder i våra egna reaktorer och som därefter på nytt skickas utomlands för upparbetning osv. Transmutation av transuraner och klyvningsprodukter sker utomlands och den rest som måste tas om hand för slutförvaring återsänds till oss, där den placeras i ett geologiskt slutförvar. Kraven på detta förvar, vad gäller volym och skydd i ett mycket långt tidsperspektiv är då väsentligt mindre än motsvarande för det slutförvar för använt kärnbränsle som man nu planerar för. I Sverige behövs då endast anläggningar motsvarande punkt 1 och 7 i listan. För den övriga hanteringen förlitar vi oss till tjänster som kan köpas i anläggningar utomlands.

Man kan säga att denna variant delvis motsvarar den hanteringsprincip som gällde i början av det svenska kärnkraftsprogrammet, då vårt använda kärnbränsle skickades utomlands för upparbetning. Plutonium och upparbetningsavfall skulle därefter tas tillbaks till Sverige.

Scenario B2: Ingen fortsatt kärnkraftproduktion i Sverige

I detta fall har vi ingen möjlighet att själva använda det plutonium som utgör en stor del av den långlivade radioaktiviteten i det använda kärnbränslet. Detta måste då exporteras och all transmutation ske utomlands. Den enda insats vi själva kan stå för att − liksom i det första alternativet − ta hand om restavfallet och placera det i ett slutförvar i Sverige (punkt 7 i listan).

I scenario B1 kan det fortfarande anses att vi någorlunda väl lever upp till principen att vi själva skall ta hand om vårt eget kärnavfall, dock inte i scenario B2. Vi kan givetvis inte heller tvinga något annat land att hjälpa oss med vårt kärnavfall på sätt som beskrivits här. Dock står det olika länder fritt att frivilligt träffa avtal om samarbete och handel med tjänster inom detta område, om de så skulle önska. En viktig komplikation är att vi i scenario B2 måste lämna ifrån oss allt vårt plutonium. En sådan affär måste givetvis vara kringgärdad med rigorösa säkerhetsbestämmelser, för att vi skall kunna försäkra oss om att materialet under inga omständigheter kan komma på avvägar.

Scenario C: Separation och bränsletillverkning utomlands, transmutation i Sverige

Som en medelväg mellan scenarierna A och B kan man tänka sig ett system där vi skickar det använda kärnbränslet utomlands för upparbetning och får tillbaks MOX-bränsle för våra termiska reaktorer och ADS-bränsle för våra transmutationsanläggningar. Vad gäller beståndet av reaktorer (punkt 1), inkl. transmutationsanläggningar (punkt 5), förutsätts situationen vara ungefär densamma som i scenario A. Några svenska anläggningar för upparbetning av bränslet från lättvattenreaktorerna (punkt 2), resp. från transmutationsanläggningarna (punkt 6) behöver inte byggas, ej heller bränslefabriker för tillverkning av MOX-bränsle (punkt 3) och ADS-bränsle (punkt 4). Geologiskt slutförvar behövs liksom i övriga scenarier (punkt 7).

I detta scenario skulle man kunna hävda att vi själva tar hand om vårt kärnavfall, eftersom vi − precis som i scenario 1 − bränner huvuddelen av plutoniet i våra termiska reaktorer, transmuterar övrigt plutonium och andra transuraner i våra transmutationsanläggningar och tar hand om fissionsprodukter och övriga restströmmar för deponering i ett slutförvar inom landet.

8.5.3 Kostnader

Försök till vissa kostnadsuppskattningar för ett acceleratordrivet transmutationssystem har bl.a. gjorts i ett examensarbete vid KTH (Wes 01). Dessa uppskattningar baseras på försök att bedöma kostnaden för varje steg i hanteringen och därefter summera ihop de olika posterna. Det bör hållas i minnet att en del kostnadsposter gäller moment som avser oprövad teknik och att därför någon mer exakt kunskap om kostnaderna inte finns tillgänglig. När det gäller oprövad teknik har man – i brist på bättre metod - använt ett schablonmässigt sätt att beräkna hur kostnaden för ny teknik brukar utvecklas i takt med att tekniken blir alltmer beprövad. Det bör även noteras att kostnaderna hänför sig till en verksamhet som bedrivs i tillräckligt stor skala för att vara ekonomiskt rimlig.

Elproduktionskostnaden för ett system där bränslet bara används en gång (som i det nuvarande svenska systemet) och därefter slutdeponeras utan upparbetning har som jämförelse beräknats till ca 20 öre/kWh medan motsvarande siffra för ett transmutationssystem enligt tvåstegsprincipen beräknas bli ca 27 öre/kWh. För ett system som bygger på enstegsprincipen, dvs. utan MOX-återföring i termiska reaktorer, där de termiska reaktorerna körs på anrikat uran liksom nu och där all transmutation sker i ADS-anläggningar, skulle kostnaden bli ca 30 öre/kWh. I examensarbetet ges beloppen i USA-dollar. Här har använts en omräkningskurs på 8 kronor/dollar. I uppskattningen ingår kostnaden för

• lättvattenreaktorbränslet; • kapitalkostnaden för lättvattenreaktorerna; • drift och underhåll av lättvattenreaktorerna; • tillverkning och upparbetning av ADS-bränslet; • kapitalkostnaden för ADS-anläggningarna; • drift och underhåll av ADS-anläggningarna; • avfallsdeponeringen.

Några produktionsskatter, avgifter till ev. kärnavfallsfonder eller dylikt har inte inkluderats i kalkylen.

I examensarbetet dras också slutsatsen att även om produktionskostnaden för kärnkraft med de system som inkluderar ADS-transmutation blir dyrare än grundfallet (med direktdeponering av det använda kärnbränslet) så är elproduktionskostnaden fortfarande konkurrenskraftig med många av de alternativa kraftproduktionstekniker som står till buds (exempelvis billigare än naturgasdrivna gasturbiner, vindkraftverk och bioenergibaserad kraftvärme; dyrare än kol- eller naturgaseldad kondenskraft).

Grovt räknat tyder dessa kalkyler alltså på att avfallskostnaden i ett kärnkraftssystem med transmutation skulle hamna på ca 30 % av den totala elproduktionskostnaden. Denna siffra kan jämföras med motsvarande för KBS-3-systemet som är ca 5%.

8.5.4 Diskussion av scenarierna

En del av anläggningarna som listats i avsnitt 8.5.1 bygger på relativt väl utvecklad teknik och finns redan. Andra befinner sig på forsknings- eller utvecklingsstadiet.

Sålunda är t.ex. upparbetning av konventionellt reaktorbränsle (punkt 2) och tillverkning av MOX-bränsle (punkt 3) relativt väl etablerade tekniker med fungerande anläggningar (utomlands). Slutförvarsteknik (punkt 7) är under utveckling internationellt med Sverige som ett av de ledande länderna.

När det gäller att tillverka plutoniumbaserat bränsle − som dessutom skall innehålla ytterligare kraftigt radioaktiva transuraner − krävs anläggningar med kraftiga strålskydd och en särskild tillverkningsteknik (punkt 4 och punkt 6). Bränslet för transmutationsanläggningen har också rent fysiskt en annan form än vårt traditionella bränsle för lättvattenreaktorerna, t.ex. klenare dimension. Bränsletillverkning för transmutationsanläggningar kräver därför en särskild fabrik eller åtminstone en särskild tillverkningslinje. En sådan bränsletillverkning måste också rimligen även ske i en viss minsta skala för att hanteringen skall bli ekonomiskt försvarbar. Att bygga en sådan tillverkningslinje enbart för att förse ett färre antal svenska transmutationsanläggningar med bränsle förefaller inte vara en rimlig lösning. En sådan anläggning skulle dock kunna bli aktuell antingen vid en satsning på fortsatt användning av kärnkraft i Sverige eller om anläggningen även kan betjäna en tillräckligt stor utlandsmarknad. Någon färdigutvecklad teknik för tillverkning av sådant bränsle finns ännu inte att tillgå, men utvecklingsinsatser pågår i ett flertal länder. Ur ett transportperspektiv vore det givetvis en stor fördel om tillverkningen av detta speciella bränsle, avsett för transmutationsanläggningar, kan ske i direkt anslutning till separationsanläggningen.

Transmutationsanläggningar enligt punkt 5 är under utveckling på olika håll i världen som framgår av avsnitt 8.4. Uppenbart blir det i de ledande kärnkraftsländerna som utvecklingen kommer att ske. Det återstår ännu att visa att den föreslagna tekniken går att göra tillförlitlig och ekonomisk.

Generellt kan man säga att alla resonemang om transmutation av vårt kärnavfall bygger på att kärnkraften får en fortsättning. Transmutationsanläggningar måste även få producera elkraft för att man skall få rimlig ekonomi på transmutationen av avfallet.

Den beskrivning av transmutationstekniken som ges i detta kapitel får anses vara präglad av ett relativt optimistiskt synsätt vad gäller tekniken och dess utveckling. Detta är svårt att undvika när man beskriver ny teknik under utveckling.

Om man vill göra en jämförelse mellan transmutation och det system med direktdeponering som vi för närvarande planerar för i Sverige så bör man hålla i minnet att man jämför två tekniker som befinner sig på olika utvecklingsstadier och att jämförelsen därför kan bli haltande. Även om inte slutförvarstekniken till alla delar heller är färdigutvecklad, så har man dock ett bättre grepp om denna än om transmutationen.

Transmutation av det använda kärnbränslet innebär en omfattande hantering. Det använda bränslet behandlas i en rad kemiska processer, nytt bränsle tillverkas, bestrålas, upparbetas på nytt osv. Detta medför att personalen som arbetar med processerna kommer att utsättas för radioaktiv strålning. Det är inte fråga om ohanterligt höga doser men faktum kvarstår att människor kommer att kunna exponeras för större stråldoser än i det ”svenska systemet”, med direktdeponering i ett slutförvar djupt nere i berggrunden. Transmutationsprocessen innebär även större risk för ökade utsläpp av radioaktiva ämnen till den yttre miljön. Detta kan i sin tur leda till att människor och andra arter utanför anläggningen kommer att exponeras för förhöjda stråldoser. Fördelen med direktdeponering, jämfört med ett omhändertagande som är baserat på transmutation, är att det använda bränslet kommer att hanteras väl inneslutet i kapslar, som effektivt förhindrar strålning och utsläpp av radioaktiva ämnen, såväl i slutförvaret som till den yttre miljön, i samband med deponeringens genomförande.

En synpunkt som förts fram av förespråkare för transmutationstekniken är att plutoniet i ett slutförvar för använt kärnbränsle efterhand blir ett allt bättre vapenmaterial, eftersom halten av plutonium-239 ökar i takt med att tyngre plutoniumkärnor sönderfaller radioaktivt. Förvaret skulle därmed vara intressant, menar man, för t.ex. terrorister som vill tillskansa sig vapenmaterial. Det bör dock hållas i minnet att det inte är rent plutonium som finns i förvaret. Fortfarande behöver materialet upparbetas för att skilja plutonium från rest-uran m.m. Detta torde dock vara möjligt i en liten anläggning och skulle därför − åtminstone i princip (vilket även gäller för småskalig anrikning

av uran) − kunna vara ett sätt för terrorister att få tillgång till klyvbart material, som kan användas i kärnladdningar.

Frågan om vilken metod som är att föredra − direktdeponering eller transmutation − ur aspekten icke-spridning av material som kan användas för vapenändamål kan dock inte entydigt och generellt besvaras. Svaret beror på vilket system man mer precist diskuterar. Separation av plutonium ur använt bränsle med avsikt att tillverka MOX-bränsle (vilket ingår i tvåstegsprincipen ovan) innebär att plutonium i en form som kan vara lämplig, åtkomlig och hanterbar för vapenändamål förekommer i hanteringskedjan. Det kan då trots allt förefalla bättre − ur denna aspekt − att slutförvara det använda kärnbränslet direkt.

Om man, å andra sidan, väljer enstegsprincipen kan man behandla det använda bränslet i en separationsanläggning där man tar bort uranet och låter allt plutonium följa med i samma ström som övriga transuraner. Denna produkt, som sedan får utgöra råvara för bränsletillverkning till transmutationsanläggningarna, är betydligt mindre lämpad som vapenmaterial och därtill betydligt svårare att hantera utan avancerad utrustning. Plutonium i lämplig form blir då alltså inte tillgängligt varken i den tidigare delen av hanteringen eller i slutförvaret.

Vid utvecklingen av den fjärde generationens reaktorer (se t.ex. avsnitt 8.4.2), lägger man också särskild vikt vid att bl.a. optimera icke-spridningsaspekter och miljöaspekter.

Vad gäller resursutnyttjandet, dvs. hur jordskorpans och världshavens samlade förråd av uran utnyttjas, har det ofta påpekats att våra nuvarande reaktorer endast utnyttjar en ringa del av uranets energiinnehåll och att man vid direktdeponering av det använda kärnbränslet låter stora energiresurser följa med avfallet direkt till slutförvaret. Detta är förvisso sant, men av skäl som beskrivits ovan (gott om uran till lågt pris, tillgång till stora mängder plutonium som kan användas för bränsletillverkning etc.) förefaller detta åtminstone för närvarande inte uppfattas som ett stort problem.

Beträffande transmutationsanläggningar har det också påpekats (ref. Wes 01) att den omfattande hantering av bly som

kan bli aktuell i en transmutationsanläggning skulle kräva en ändring av vår miljölagstiftning.

Kommentar

Som framgår av redovisningen i detta kapitel av kunskapslägesrapporten bygger transmutation av kärnavfall på kärntekniska principer och metoder, som inkluderar användning inte bara av acceleratorer utan även av kärnreaktorer. Att diskutera hur sådan teknik skulle kunna användas i ett land där man beslutat att avveckla alla kärnkraftverk blir därför en något grannlaga uppgift, åtminstone om man föreställer sig att verksamheten skall bedrivas inom landet, eftersom man vill leva upp till föresatsen att vi själva skall ta hand om vårt kärnavfall i Sverige. KASAM har givetvis ingen anledning att i detta sammanhang ifrågasätta de beslut som tagits om kärnkraftens framtid i Sverige. I en diskussion om olika tänkbara sätt att applicera transmutationstekniken på det svenska kärnavfallet måste man dock inkludera scenarier där kärnkraftverk ännu är i drift, antingen sådana av konventionellt slag tillsammans med särskilda transmutationsanläggningar (tvåstegsprincipen) eller också enbart transmutationsanläggningar (enstegsprincipen). De senare är i praktiken kombinat av kärnavfallsförbränningsanläggningar och kärnkraftverk.

8.6 Avslutande diskussion

Föregående avsnitt innehåller tre scenarier. Dessa är avsedda att visa hur transmutationstekniken på olika sätt skulle kunna användas för att ta hand om det använda kärnbränslet från de svenska kärnkraftverken.

En rad förutsättningar måste uppfyllas för att tekniken skall kunna tillämpas i Sverige.

Förutsättningar • För att transmutationstekniken skall kunna användas på

kärnbränslet från de svenska kärnkraftverken måste den

svenska policyn om användning av kärnkraft och slut-

förvaring av kärnavfall liksom kärntekniklagen ändras, eller

så måste Sverige förlita sig på att dessa tjänster finns att köpa utomlands.

• Utveckling av transmutation till en industriell teknik kräver

mycket omfattande utvecklingsinsatser under lång tid (cirka

30 år enligt EU:s forsknings- och utvecklingsplan). Utvecklingsarbetet måste därför ske genom internationellt sam-

arbete. Detta gäller även för det svenska forsknings- och

utvecklingsarbetet. • Fyra helt nya typer av kärntekniska anläggningar behöver

utvecklas: En accelerator, en reaktor, en upparbetnings-

anläggning samt en bränslefabrik. Alla dessa måste fungera

med stort utbyte (med effektiv separation av kort- och långlivade radionuklider), hög säkerhet för personal och omgivning och till rimliga kostnader.

• Först när prototyper för dessa anläggningar är i drift, om

20−30 år, kan man göra en mera precis bedömning av utbyte,

säkerhet, ekonomi, etc. Först därefter är det meningsfullt att

ta ställning till om transmutation är intressant att satsa på. • Transmutationstekniken förutsätter byggandet av minst två

reaktorer av ny typ för att klara av att omvandla det svenska

kärnavfallet under en rimligt lång tidsperiod (30 år).

En satsning på transmutation innebär en satsning på kärnteknik med de för- och nackdelar som detta för med sig. Vilka är då dessa för- och nackdelar?

Fördelar • Transmutationstekniken bygger på kända principer och

vetenskapliga fakta. Något vetenskapligt genombrott, som

för fusion (vätekraft) behövs inte. • I huvuddelen av det transmuterade kärnavfallet antas radio-

aktiviteten kunna avklinga till ofarliga nivåer inom cirka

1 000 år. Detta kan jämföras med de flera hundra tusen år som behövs för att använt kärnbränsle, som inte har upparbetats eller transmuterats, ska bli lika ofarligt. Detta förenklar byggandet av ett slutförvar för avfallet samt minskar risken för radioaktiva utsläpp från förvaret. Detta resonemang förutsätter att kvarstående mängd långlivade radionuklider i huvudfraktionen blir mycket liten. Det bör dock understrykas att även med transmutation kommer anläggningar av samma typ, som i det nuvarande svenska kärn-

avfallsprogrammet, att behövas även om slutförvaret kan

göras betydligt mindre och inte kräva samma tidsmässiga

uthållighet. • En satsning på transmutation innebär att den kärntekniska

kompetensen kan bibehållas under lång tid. • Genom transmutationsprocessen förbränns den mängd plu-

tonium, som skulle kunna användas för kärnvapenframställning, samtidigt som energi kan tillgodogöras. (Jämför dock följande punkt.)

Nackdelar • Transmutationstekniken, i den form som innefattar pluto-

niumförbränning i form av MOX-bränsle (se avsnitt 8.5),

förutsätter upparbetning före förbränningen. Detta ökar

utsläppen till omgivningen och ökar risken för spridning av kärnvapenmaterial. − Den svenska policyn är att inte upparbeta använt kärnbränsle.

• De nya reaktorerna skulle kunna byggas i Sverige. Det är

dock osäkert om detta skulle kunna accepteras under en

period av kärnkraftavveckling. De nya reaktorerna skulle

även kunna byggas utanför Sverige men det förutsätter att en

annan nation är beredd att ställa sig bakom ett sådant

arrangemang. − Detta kan uppfattas som att man i viss ut-

sträckning går ifrån principen om att varje land ska ta hand

om sitt eget avfall. • Det är knappast tekniskt eller ekonomiskt rimligt att Sverige

bygger den eller de separationsanläggningar som krävs för

transmutation. En förutsättning blir därför att separationen

kan ske gemensamt mellan länder i ett antal europeiska anläggningar.

• Mängden transporter både inom Sverige och utomlands

kommer att öka. Detta kan innebära ökade risker. • Hanteringen av högaktivt avfall ökar, vilket innebär ökade

risker. • För att få rimlig ekonomi i transmutationstekniken måste de

reaktorer som byggs kunna utnyttjas även för produktion

och leverans av elektrisk kraft. Även med kraftproduktion

kan transmutation emellertid förväntas ge betydligt dyrare

hantering av kärnavfallet än den direktdeponering som nu

planeras. − Om kostnaderna för direktdeponering blir cirka

5 % av kostnaderna för den producerade elkraften, så blir

motsvarande kostnader för att ta hand om avfallet genom

transmutation cirka 30 % av elproduktionskostnaderna, enligt svenska beräkningar. Enligt samma beräkningskälla motsvarar den senare högre elproduktionskostnaden ungefär den för alternativa energikällor som vind och biobränsle.

Slutsatser

Utnyttjandet av transmutation för det svenska kärnavfallet blir en fråga för kommande generationer. Med dagens kunskap om denna teknik är det inte acceptabelt att avbryta eller senarelägga

det svenska slutförvarsprogrammet, med hänvisning till transmutation som ett möjligt alternativ. Däremot stärker detta möjliga framtida alternativ kravet på att förvaret skall utformas så att återtagning av avfallet blir möjlig. Enligt de etiska principer, som bland andra KASAM ställt upp, bör varje generation ta hand om sitt eget avfall och inte tvinga framtida generationer att utveckla ny teknik för att lösa problemen. Därför är det rimligt att resurser avsätts för fortsatt forskning om transmutation. Denna forskning kan även ge utbyte, som är av värde inom andra områden, t.ex. kärnfysik, kemisk separationsteknik och materialteknik. Den svenska transmutationsforskningen bör samordnas med den forskning och utveckling som sker i andra länder. Att nu avsätta resurser för fortsatt transmutationsforskning ligger också i linje med synsättet att vår generation bör ge kommande generationer bästa möjliga förutsättningar att avgöra om de vill välja transmutation, som metod för att ta hand om det använda kärnbränslet, i stället för enbart direktdeponering (enligt t.ex. KBS-3-metoden).

Referenser

DOE 99 A Roadmap for Developing Accelerator Trans-

mutation of Waste Technology, US Department of Energy Report to Congress, October 1999, DOE/RW-0519

DOE 03 Report to Congress on Advanced Fuel Cycle

Initiative (AFCI), Comparison report, FY 2003 US Department of Energy, Office of Nuclear Energy, Science and Technology, October 2003

Eur 01 A European Roadmap for Developing Accelerator

Driven Systems (ADS) for Nuclear Waste Incineration, Report of the European Technical Working Group on ADS, April 2001, publ. by ENEA Communication and Information Unit, Lungotevere Thaon di Revel 76-00196 Roma, ISBN 88-8286- 008-6

Jeju 02 Proceedings of the Seventh Information Exchange

Meeting on Actinide and Fission Product Partitioning and Transmutation, Jeju, Republic of Korea, 14−16 October 2002, OECD/Nuclear Energy Agency Report, ISBN 92-64-02125-6, EUR 20618 EN, OECD 2003

Kal 96 Proceedings of the Second International Con-

ference on Accelerator-Driven Transmutation Technologies and Applications, June 3−7, 1996, Kalmar, ISBN 91-506-1220-4 (2 volumes)

KAS 92 Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1992,

Rapport från Statens råd för kärnavfallsfrågor (KASAM) maj 1992, ISBN 91-38-12749-0

KAS 02 Kärnavfall − forskning och teknikutveckling,

KASAM:s yttrande över SKB:s FUD-program

2001, Rapport från Statens råd för kärnavfallsfrågor

(KASAM), Stockholm 2002, Statens offentliga

utredningar SOU 2002:63 Mil 99 Ansvar, rättvisa och trovärdighet − etiska dilemman

kring kärnavfall, skrift utgiven på initiativ av

Nationelle samordnaren på kärnavfallsområdet

(Miljödepartementet), Kommentus förlag 1999,

ISBN 91-7345-080-4 NEA 02 OECD/NEA. Accelerator-driven Systems (ADS)

and Fast Reactors (FR) in Advanced Nuclear Fuel Cycles – A Comparative Study, Spring 2002, ISBN 92-64-18482-1.

SKB 04 Partitioning and Transmutation, Current deve-

lopments − 2004, editor Per-Erik Ahlström, SKB rapport, juni 2004 (i tryck).

SKI 03 Nuclear Waste Separation and Transmutation

Research with Special Focus on Russian Transmutation Projects Sponsered by ISTC, Slutrapport från expertgrupp som med stöd från SKI följt och rapporterat om transmutationsforskning speciellt

rysk sådan finansierad av ISTC, SKI rapport

2003:19, mars 2003. Wal 01 Jan Wallenius, Kamil Tucek, Johan Carlsson, and

Waclaw Gudowski, Application of Burnable

Absorbers in an Accelerator-Driven System, Nucl. Sci. Eng., 137 (2001) 996

Wes 01 Daniel Westlén, A Cost Benefit Analysis of an

Accelerator Driven System, examensarbete vid inst. För kärn- och reaktorfysik vid KTH, 2001

9 Kärnavfall, etik och ansvaret för framtida generationer

9.1 Inledning

Under efterkrigstiden kan man finna flera exempel på teknikprojekt, som blivit föremål för debatt och diskussion inte bara bland politiker utan också bland en större allmänhet. Öresundsbron föregicks av en omfattande miljödebatt. Järnvägsbyggen, mobiltelefonmaster, vindkraftverk och genteknik har ifrågasatts av folkliga opinioner och politiker. Men ingen av dessa diskussioner kan mäta sig med den debatt, som kärnkraft och kärnavfall skapade med början under 1970-talet.

År 1976 fick Sverige sin första borgerliga regering efter 40 år av socialdemokratiskt maktinnehav. Det berodde till stor del på kärnkrafts- och kärnavfallsfrågan. Samma fråga ledde också till statsminister Thorbjörn Fälldins och hela hans regerings avgång 1978. Han återkom som regeringschef efter valet 1979, men då hade frågan hamnat i ett nytt politiskt läge inför folkomröstningen om kärnkraften, som genomfördes i mars 1980. Folkomröstningsresultatet fick till följd att en bred majoritet i riksdagen satte ett ”bortre parentestecken” för kärnkraften till år 2010.

Kärnkraftsolyckan i Tjernobyl i Ryssland 1986 skördade många dödsoffer, men rev också upp gamla politiska sår i Sverige. Trots detta modifierades det svenska avvecklingsbeslutet redan 1991 − bland annat till följd av målsättningen att inte tillåta en ökning av utsläppen av koldioxid från fossila bränslen över 1988 års nivå. I de energipolitiska riktlinjer som riksdagen

beslutade om 1997 och 2002 anges inte längre något årtal för när kärnkraften skall vara avvecklad.

Sedan hösten 2002 pågår överläggningar mellan staten och elproducenterna i syfte att förbereda en överenskommelse om att bland annat skapa förutsättningar för en företagsekonomiskt försvarbar fortsatt drift och successiv stängning av kärnkraften. Den ena kärnreaktorn i Barsebäck stängdes av år 1999, men den andra är fortfarande i drift.

Motsättningarna mellan olika uppfattningar om kärnkraft och kärnavfall har under 1990-talet blivit mindre laddade och idag finns det andra miljöfrågor, som anses betydligt mer allvarliga än frågor om kärnavfallet. Trots denna situation innebär frågan om det slutliga omhändertagandet av det använda kärnbränslet ett stort nationellt ställningstagande avseende ett tekniskt och moraliskt komplicerat, storskaligt projekt. Ur detta perspektiv kan kärnavfallsfrågan snarare ses som undangömd än bortglömd.

I fokus för denna rapport står kärnavfallet samt de vetenskapliga förutsättningarna och samråds- och beslutsprocessen för att finna en säker slutförvaring av de 200−300 ton högaktivt, långlivat avfall, som skapas varje år vid driften av de svenska kärnkraftverken − totalt finns redan ca 4 000 ton sådant avfall i mellanlager i CLAB (centralt mellanlager för använt kärnbränsle) i Simpevarp i Oskarshamns kommun.

De flesta svenskar skulle nog bejaka påståendet att frågan om kärnavfallet inte enbart och uteslutande är en teknisk och ekonomisk fråga. Kärnavfallsfrågan handlar om något utöver bergarter, grundvattengenomströmning, hållfasthet och svetsningsteknik. Frågorna om kärnenergi och kärnavfall berör även moraliska och etiska värderingar och prioriteringar. − Vem har ansvar för en säker slutförvaring av det högaktiva avfallet? Bör vi avvakta en ny och bättre teknik i framtiden? Om inte, vilken kommun och vilka markägare skall upplåta sitt område för en slutförvarsanläggning? Vad kräver ansvaret för kommande generationer?

Hur tar man ställning i dessa frågor? Att konstruera ett slutförvar, som ska hålla i flera hundratusen år, är en teknisk uppgift

som i sig ter sig svindlande. Men hur gör man för att komma fram till vad som är moraliskt rätt och fel i kärnavfallsfrågan? Det är en fråga av helt annan karaktär.

I detta kapitel diskuteras några av de moraliska och etiska frågor som kärnavfallet ger upphov till. Diskussionen kräver en avgränsning. Det går visserligen inte att komma ifrån att kärnavfallsfrågan är förknippad med den vidare frågan om kärnkraften som energikälla. Men detta faktum står inte i fokus för diskussionen i detta sammanhang. Vare sig man är för eller mot kärnkraft, ligger det snart 8 000 ton högaktivt avfall i CLAB:s mellanlagringsbassänger på Simpevarpshalvön 4 mil nordost om Oskarhamn. Den livsfarliga strålningen kommer att ha klingat av till ofarliga nivåer först om hundratusentals år. Vad gör vi åt detta? Vad bör vi göra om vi vill göra det på ett moraliskt och etiskt ansvarigt sätt?

Diskussionen här kommer att fokusera på en bestämd fråga: Vem ska ta ansvar för en mer definitiv lösning av kärnavfallsfrågan? Den frågan kan samtidigt ses som en rättvisefråga. Är det den nu levande generationen eller någon kommande generation som ska ta det ansvaret? Ansvaret för kommande generationer ställer oss också inför andra frågor. Om vi som lever i Sverige i denna tid bestämmer oss för att ta hand om avfallet, tillskjuter resurser, organiserar och bygger en anläggning, forslar ner avfallet och försluter förvaret, vilken hänsyn ska vi ta till kommande generationers eventuella önskemål att ta hand om avfallet på ett bättre sätt eller att utnyttja avfallet som en resurs? Detta aktualiserar frågan om s.k. återtagbarhet.

Inledningsvis beskrivs och analyseras ett antal etiska grundbegrepp och grundprinciper. Fokus sätts därefter på frågan om vad principen om rättvisa mellan generationer − dvs. mellan nuvarande och kommande generationer − betyder för slutförvarsfrågan. Den diskussionen leder fram till en diskussion om kärnavfallsfrågan som existentiellt dilemma.

9.2 Etik och moral

Det talas idag en hel del om etik och moral. Många vill ha mer av etik och moral i samhället. Men vad är det egentligen man vill ha mer av? Är det två olika saker? Vad är etik? Och vad är moral?

I vardagsspråket används orden etik och moral om vartannat, men rent etymologiskt har termerna olika ursprung. Etik kommer från grekiskans ”ethos”, som betyder hållning. Det finns också ett snarlikt grekiskt ord − ”etos” − och det betyder närmast sedvänja, sed eller bruk. Moral kommer från det latinska adjektivet ”moralis”, som betyder sedvanemässigt eller brukligt. Ordens ursprung ger oss ingen tydligare vägledning, mer än att det handlar om människors seder och bruk. I denna breda betydelse är termerna ganska ointressanta.

Begreppet moral kan användas i två huvudbetydelser, här kallade Moral 1 och Moral 2.

Moral 1 är våra konventionella handlingsmönster.

Moral 1 kommer ganska nära ordets ursprungsbetydelse. Men enligt nutida språkbruk handlar moral också om något annat, nämligen om våra uppfattningar om vad som är rätt och orätt. Det handlar inte bara om vårt faktiska handlande och våra konventionella handlingsmönster.

Moral 2 är våra konkreta uppfattningar om vad som är rätt och orätt, om vad som kännetecknar en god människa, ett gott samhälle och en god relation till naturen.

Vad skulle då etik vara? Etik kan beskrivas som vår reflektion över moralen, dvs. över de värderingarna vi har och de handlingar som vi utför. Varför gör jag som jag gör? Borde jag handla på något annat sätt? Varför omfattar jag just dessa värderingar om rätt och orätt? Vad är ett gott samhälle? Vad är en god relation till naturen? Borde jag ändra på mina värderingar?

Alla människor har en moral 2, dvs. uppfattningar om vad som är rätt eller orätt − vare sig vi är medvetna om dessa uppfattningar eller inte. Men alla har inte en etik. Etik är att ta ett steg tillbaka och göra sina moraliska värderingar till föremål för eftertanke. Långt ifrån alla har reflekterat över innehållet i sin moral. Huruvida en sådan etisk reflektion leder till en förbättrad moral 1 är en omdiskuterad fråga. Men man kan nog våga påstå att det inte finns något automatiskt samband mellan etik och moral 1. Etiken kan nog ofta förbättra vår moral 1, men det krävs nog något mer för att man ska bli en rättskaffens människa än att man fått godkänt på 10 poäng i praktisk filosofi.

Vi kan sammanfatta begreppet etik på följande sätt:

Etik är vår reflektion över innehållet i vår egen och andra människors moral 1 eller 2.

Etik i denna bemärkelse finns som ett ämne vid universiteten. Det finns forskning som har moralen (eller olika moraluppfattningar) som sitt studieobjekt. Den skulle kunna beskrivas som det systematiska och kritiska studiet av de värderingar och principer som ingår i moralen.

Vad ”etiker” sysslar med är alltså inte att utveckla en teoribildning kring kvarkar, ekosystem och planeter, eller kring ekonomi, konsumtionsmönster och internationell samverkan utan kring vad som är (eller antas vara) rätt och orätt, gott och ont, eftersträvansvärt och förkastligt, rättvist och orättvist.

De flesta etiker räknar med att det inom den normativa etiken finns någon form av etiska grundprinciper. Enligt en enkel modell som ofta använts av Göran Hermerén (med inspiration från de amerikanska medicinetikerna Tom L. Beauchamp och James F. Childress i boken Principles of Biomedical Ethics, 1979 och senare upplagor) finns det i första hand fyra etiska grundprinciper:

1. Självbestämmandeprincipen, enligt vilken personer själva bör

få bestämma över händelser i sitt eget liv, i varje fall om det

inte går ut över andras självbestämmande, välfärd eller

intressen. 2. Godhetsprincipen, enligt vilken vi bör göra gott mot andra,

förebygga skada och förhindra eller ta bort sådant som är

skadligt för andra. 3. Principen att inte skada, enligt vilken vi har en plikt att inte

orsaka andra människor lidande eller åstadkomma skada. 4. Rättviseprincipen, enligt vilken fall som i moraliskt avseende

är lika också bör behandlas eller bedömas lika vad avser

fördelningen av förmåner och bördor.

Dessa principer torde vara allmänt accepterade, men oenighet kan uppkomma när de ska preciseras. Man kan också ha olika uppfattning om hur man ska handla när de olika principerna kommer i konflikt med varandra. Ändå är de användbara som utgångspunkt för moraliska överväganden, t.ex. för att finna en etiskt acceptabel hantering av kärnavfallet från svenska kärnkraftverk.

Den första principen, om självbestämmande, bör rimligen tillerkännas inte endast nu levande människor, utan även framtida generationer. De andra och tredje principerna, godhetsprincipen respektive principen om att inte skada, innebär att säkerhetsfrågorna måste vara centrala i varje resonemang. Om dessa tre principer samtidigt ska tillämpas så kan man formulera följande tillspetsade fråga. Kan det vara rimligt att vi som lever nu tummar på säkerheten för oss och våra barn för att tillgodose kommande generationers rätt att återta kärnavfallet och utnyttja på det sätt som de anser vara bäst?

Den fjärde principen handlar om rättvisa. Men den innebär inte enbart att lika fall bör behandlas eller bedömas lika. Den handlar även om hur resurser och ansvar ska fördelas mellan de människor som lever nu samt om förhållandet mellan nu levande generationer och framtida generationer.

Resonemangen utvecklas närmare längre fram i detta kapitel.

Dessa principer handlar till stor del om hur vi bör förhålla oss till andra människor. Men principerna kan i stor utsträckning också tillämpas på vårt förhållande till andra levande varelser. Då kommer man in på det som kallas miljöetik.

9.3 Vad är miljöetik?

Om man kan skilja mellan moral och etik i allmänhet, kan man naturligtvis också skilja mellan miljömoral och miljöetik. Miljömoralen skulle då bestå av våra faktiska moraliska förhållningssätt och attityder till naturen eller miljön. Miljöetiken betecknar istället det systematiska bearbetandet och reflekterandet över vår relation och våra attityder till naturen. Alla människor skulle därmed, medvetet eller omedvetet, ha en miljömoral, men inte alla skulle ha en miljöetik. Mer exakt skulle man kunna definiera miljöetik på följande sätt:

Miljöetik är det systematiska och kritiska studiet av de

värderingsmässiga ställningstaganden som − medvetet eller

omedvetet − styr människans sätt att förhålla sig till naturen

(med syfte att ge förslag på och rättfärdigande av de etiska

principer som bör vägleda människan i hennes umgänge med naturen).

Med andra ord, etikstudiet kan ha olika fokus: • Vårdetiken rör relationen mellan vårdtagare och vårdgivare. • Affärsetik rör relationen mellan olika företag och deras

kunder/klienter. • Miljöetik rör relationen mellan människan och den natur som

omger henne.

Det innebär att varje värdesystem, som på ett systematiskt sätt avser att vägleda oss i vårt umgänge med naturen, utgör en form av miljöetik.

Här är det viktigt med ett förtydligande. Vi bör uppmärksamma skillnaden mellan beskrivande och normativ miljöetik (eller mer generellt mellan beskrivande och normativ etik):

Inom den beskrivande miljöetiken försöker man upptäcka, beskriva och klassificera människors miljövärderingar. Man kan t.ex. söka att (1) beskriva och klassificera de moraliska värderingar som direkt eller indirekt styr miljövårdens och miljöpolitikens utformning och (2) analysera hur människor i allmänhet reagerar på miljöpolitiska åtgärder (utifrån deras egna grundläggande värderingar om hur man som människa ska förhålla sig till naturen). Det är viktigt att understryka att det är många andra än de som sysslar med universitetsämnet etik som ägnar sig åt beskrivande etik. Forskare inom både samhällsvetenskap, humaniora och etik bedriver forskning inom området beskrivande etik. Vi skulle kunna tala om ”värderingsforskning” på miljöområdet som en mer generell kategori av forskning. Utan en sådan värderingsforskning, blir det svårt att på ett meningsfullt sätt bedriva en normativ etik. Vi behöver få kunskap om vilka grundvärderingar människor har när det gäller vårt förhållande till naturen, särskilt om • hur dessa grundvärderingar förmedlas, tolkas eller kanske till

och med ignoreras av institutioner och myndigheter, • hur dessa grundvärderingar är kopplade till handlingar och

levnadssätt, och om • hur man på ett framgångsrikt och acceptabelt sätt kan på-

verka människors moraliska värderingar, osv.

Det som är specifikt för etiker är att de inte nöjer sig med att beskriva människors grundläggande värderingar eller attityder emot naturen, utan vill också kritiskt och konstruktivt granska dessa värderingar. Ett sådant konstruktivt och kritiskt studium av miljöfrågorna kan kallas normativ etik.

Inom normativ miljöetik försöker man att kritiskt och konstruktivt granska de moraliska värderingar som direkt eller indirekt styr miljövårdens och miljöpolitikens utformning och

människors reaktioner på dessa. Här är några exempel på normativa miljöetiska frågor: • Bör vi försöka bevara utrotningshotade arter och i så fall

varför och i vilken utsträckning? • Bör vi ta hänsyn till kommande människogenerationer vid

t.ex. nyttjandet av icke-förnybara naturresurser som fossila

bränslen? Har vi rätt att göra av med all olja? Om vi har rätt

till detta bör de i så fall kompenseras på något sätt? • Kan vi handskas med andra levande varelser hur som helst?

Eller måste vi ta hänsyn till dem i vårt handlande?

9.4 Kärnavfall och miljöetik

9.4.1 Principen om minimal risk

En synnerligen viktig etisk fråga handlar om huruvida människor eller djur kan komma till allvarlig skada av de cirka 8000 ton använt kärnbränsle som inom de närmaste 50 åren planeras komma att deponeras i ett slutförvar någonstans i Sverige. Här aktualiseras bl.a. den etiska principen om att inte utsätta andra för skada. Med tanke på att det är svårt att helt och hållet utesluta att någon kan utsättas för skada, har man ibland formulerat en s.k. försiktighetsprincip. Den kan tolkas som en variation av icke skada-principen (se avsnitt 2). Man skulle kunna kalla detta ”principen om minimal risk” och formulera den på följande sätt:

Vi bör inte utsätta oss själva eller andra för mer än minimal

risk för skada (om inte synnerligen goda skäl föreligger).

1 Enligt uppgifter från FN-organet IAEA (International Atomic Energy Agency) fanns i början av år 2003 totalt cirka 171 000 ton använt kärnbränsle från kärnkrafterk runt om i världen och som förvarades i olika former av mellanlager. Av den mängden fanns cirka 36 000 ton i Västeuropa och närmare 28 000 ton i Östeuropa. År 2010 beräknas den totala mängden använt kärnbränsle i världen vara cirka 340 000 ton.

En svårighet med denna princip är naturligtvis att avgöra vad som är en minimal risk. I medicinska sammanhang har man ibland definierat den på följande sätt: ”Sannolikheten och storleken av fysisk eller psykisk skada som normalt möter en i det dagliga livet” (Xenotransplantationsutredningen, s. 291). Svårigheten med riskbedömningar av kärnavfallslagring är, att vi inte har fullständiga och helt säkra kunskaper om vad som t.ex. kan hända med ett djupförvar i det svenska urberget. Vissa risker känner vi till, men ett grundläggande problem är de okända riskerna, dvs. vi har inte – och lär heller inte kunna få – någon säker kunskap om alla de förhållanden som kan ge upphov till risker, t.ex. att högaktivt avfall läcker ut i grundvattnet och skadar människor och djur om 25 000 år.

En annan svårighet med principen om minimal risk är att risker alltid måste vägas mot positiva möjligheter. Finns det synnerligen stora vinster med vissa åtgärder, kan det vara moraliskt berättigat att acceptera vissa risker − särskilt om risken är självvald och i första hand avser den som utför handlingen. Men om risken påtvingas andra, uppstår ett nytt moraliskt problem, som är av relevans för kärnavfallsfrågan. Genom det farliga kärnavfallet påtvingas framtida generationer vissa risker. Och marginalerna för tillåtna risker bör vara snävare för påtvingade risker än för självvalda. En sådan värdering förefaller rimlig inte minst med tanke på att fördelarna av kärnkraften i första hand tillkommer den nu levande generationen och inte med samma självklarhet kommande generationer. Här aktualiseras den fjärde etiska grundprincipen om rättvisa.

Rättvisa är inget enkelt begrepp. I det följande illustreras hur besvärliga de etiska frågorna kan bli när man börjar att analysera detta begrepp och dess betydelse för hanteringen av kärnavfallsfrågan.

9.4.2 Rättvisa inom en generation och/eller rättvisa mellan

generationer

Vi bör skilja mellan två rättvisefrågor: 1. Rättvisa inom den nu levande människogenerationen (intra-

generationell rättvisa) 2. Rättvisa mellan den nu levande och framtida människogene-

rationer (intergenerationell rättvisa).

Intragenerationell rättvisa

Den första rättvisefrågan berör frågan om hur kärnkraftens fördelar och bördor – t.ex. hanteringen av det högaktiva avfallet – ska fördelas. Skulle Sverige t.ex. kunna överlåta till något annat land att ta hand om kärnavfallet? Eller skulle något annat land kunna låta oss ta hand om deras avfall? En sak är klar. I kärntekniklagen anges att tillstånd inte får ges till slutförvaring av använt kärnbränsle från något annat land än Sverige. Även i andra länder finns motsvarande bestämmelser, t.ex. i Frankrike och Storbritannien. Det finns också en internationell kärnavfallskonvention enligt vilken de fördragsslutande parterna ”är övertygade om att radioaktivt avfall … bör slutförvaras i den stat i vilket det uppstod” samt ”inser att varje land har rätt att förbjuda import av utländskt använt kärnbränsle och radioaktivt avfall till sitt territorium”. Sverige ratificerade konventionen sommaren 1999. Konventionen trädde i kraft i juni 2001. När det i debattinlägg förekommer uppgifter om att Sverige genom medlemsskapet i EU kan komma att tvingas att ta emot utländskt kärnavfall har den svenska regeringen i skilda sammanhang avvisat sådana påståenden och förklarat att Sverige inte kommer att ta emot utländskt kärnbränsle för slutförvaring i Sverige.

Men skulle Sverige inte kunna komma överens med något annat land att mot en skälig ersättning ta hand om vårt kärnavfall? Det synsättet har funnits tidigare i vårt land. I samband med att första kommersiella reaktorerna togs i drift i Sverige

fanns det sålunda planer på att upparbeta kärnbränslet och slutförvara avfallet i utländska anläggningar. Dessa planer övergavs bl.a. av den anledningen att plutonium från upparbetat svenskt kärnbränsle skulle kunna användas för tillverkning av kärnvapen. År 1977 antogs den s.k. villkorslagen. Den föreskrev att producenterna av kärnkraft, som ett alternativ till upparbetning, måste presentera en säker metod för hantering och förvaring av det utbrända kärnbränslet för att få starta nya reaktorer. Dessa startade då KBS-projektet (av kärnbränslesäkerhet), som 1983 lade förslag om att avfallet (det använda kärnbränslet) skall slutlagras i svenskt urberg utan upparbetning. Villkorslagen avskaffades 1984, men KBS-projektet fortsatte och bildar idag grundstommen i planeringen för slutförvaring av det använda kärnbränslet från svenska kärnkraftverk.

Intergenerationell rättvisa

En diskussion om intergenerationell rättvisa med särskild hänsyn till kärnavfallsfrågan kan föras enligt följande linjer.

Rättviseprincipen innebär att fall som i moraliskt relevanta avseende är lika också ska behandlas och bedömas lika med avseende på fördelningen av förmåner och bördor. Ett exempel på tillämpningen av principen utgör fördelningen av förmåner och bördor mellan kvinnor och män i ett samhälle. Könstillhörighet är lika lite som ras och etnicitet en omständighet som kan motivera olika behandling, t.ex. olika lön mellan män och kvinnor. Däremot kan utbildningstidens längd eller anställningens ansvar vara något som motiverar olika lön mellan olika människor. Därför uppfattas löneskillnader i sig inte som en orättvisa − även om skillnaderna ibland blir så stora så att de av detta skäl blir orättvisa.

När det gäller kärnkraften och kärnavfallet finns det en viktig skillnad mellan den nuvarande generationen och de kommande. Det är huvudsakligen den nuvarande generationen som fått förmånerna i form av elkraft. Kommande generationer kan i någon

mån få del av dessa förmåner genom de forskningsresultat och den teknikutveckling som vi kan lämna i arv till dem. Däremot efterlämnar det svenska kärnkraftsprogrammet en påtaglig börda, som kommer att finnas kvar under mycket lång tid, nämligen cirka 8 000 ton utbränt kärnbränsle som är livshotande och hälsovådligt om det inte tas omhand på och förvaras på ett betryggande sätt. Är det rättvist av den nuvarande generationen att överlämna till de kommande att ta hand om detta problem?

Svaret på denna fråga är nej. Och svaret kan motiveras både juridiskt och moraliskt. Den juridiska motiveringen är grundad i vissa internationella överenskommelser som godtagits av Sverige. IAEA antog 1995 grundläggande principer för hanteringen av radioaktivt avfall (The Principles of Radioactive Waste Management). Enligt artikel 5 ska avfallet hanteras på ett sätt ”som inte pålägger framtida generationer oskäliga bördor”. Med hänvisning till dessa principer utvecklades denna tanke i IAEA:s Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management från 1997. Enligt Artikel 1 är konventionens målsättning bland annat

(ii) to ensure that during all stages of spent fuel and radioactive waste management there are effective defenses against potential hazards so that individuals, society and the environment are protected from harmful effects of ionizing radiation, now and in the future, in such a way that the needs and aspirations of the present

generation are met without compromising the ability of future

generations to meet their needs and aspirations.

Denna formulering anknyter till vissa etiska resonemang, som har blivit vanliga i internationella miljösammanhang. En utgångspunkt kan tas i Bruntlandskommissionens berömda definition 1988 av hållbar utveckling:

En hållbar utveckling kan definieras som en utveckling som tillfredsställer dagens behov utan att äventyra kommande generationers möjligheter att tillfredsställa sina behov. (Vår gemensamma framtid, 1988, s. 57)

Om vi accepterar tanken om en hållbar utveckling accepterar vi alltså att vi har en moralisk förpliktelse mot framtida människogenerationer. Resurser och bördor bör fördelas rättvist mellan nu levande och kommande generationer. Detta betyder att rättviseprincipen har tidsmässigt utvidgats till att innefatta inte bara nu levande människor utan också kommande människogenerationer.

Det innebär att vi i vårt handlande och vår samhällsplanering bör ta moralisk hänsyn inte bara till nu levande människor (traditionell antropocentrism), utan också till kommande människogenerationer (intergenerationell antropocentrism). Här kan vi tala om en ny etik. För aldrig tidigare har vi tänkt oss att vi skulle kunna ha ett moraliskt ansvar som sträcker sig 5, 10, 15, ja kanske oräkneliga generationer framåt i tiden. När det gäller kärnavfallsfrågan vidgas ansvaret ytterligare till ett ansvar som sträcker sig så länge som kärnavfallet utgör en hälsofara, dvs. ca 100 000 år för det använda kärnbränslet.

En viktig forskningsfråga blir då naturligtvis vad mer exakt detta ansvar eller hänsyn innebär, i synnerhet i situationer när våra intressen kan komma i konflikt med de intressen som kommande generationer kan tänkas ha. Detta ”nya” miljöetiska tänkesätt (intergenerationell antropocentrism eller den hållbara utvecklingens etik) dominerar det politiska sammanhanget både nationellt och internationellt.

9.4.3 Den hållbara utvecklingens etik − fyra

rättviseprinciper

Vad innebär egentligen den intergenerationella antropocentrismen, d.v.s. den hållbara utvecklingens etik? I det följande diskuteras denna fråga med utgångspunkt från fyra olika rättviseprinciper.

Den statiska rättviseprincipen Den hållbara utvecklingens etik kan − för det första − tolkas som en statisk rättviseprincip med följande innebörd:

Vi har en moralisk förpliktelse att lämna över till näst-

kommande generationer samma mängd och samma slag av

naturresurser, som vår egen generation ärvt av tidigare generationer.

Den statiska rättviseprincipen skulle få långtgående konsekvenser om den tillämpades i praktiken. Den skulle helt enkelt kunna innebära ett förbud mot alla större ingrepp i naturen. Varför skulle vi acceptera en sådan princip? Vissa naturresurser kan ju återvinnas efter det att de använts, t.ex. vissa mineraler i elektronisk utrustning. Andra naturresurser kan inte återvinnas men de är förnyelsebara, dvs. de kan förbrukas men de tillväxer på nytt. Detta framhävs också i Brundtlandkommissionens slutrapport:

Allmänt sett utarmas inte förnybara resurser som skogar och fisk

under förutsättning att graden av utnyttjande ligger inom ramen för

fortplantning och naturlig tillväxt.

Denna tanke hade redan före Brundtlandskommissionens arbete generaliserats och förvandlats till en normativ princip i den s.k. naturvårdsdoktrinen:

Människan måste utnyttja naturen; men när hon väl tagit den i bruk

bör hon fortsätta att bruka den på ett sådant sätt att ekosystemets

bärkraft bibehålls. (Naturresursers nyttjande och hävd, SOU 1983:56

s. 187)

Ett exempel kan klargöra varför den statiska rättviseprincipen inte bör accepteras. Vid vårt nyttjande av ett vattendrag skapar vi kanske ett pumpsystem för att på ett mer effektivt sätt kunna använda vattnet. Men vattendraget finns fortfarande kvar för andra att nyttja. Anta istället att vi nyttjar det på så sätt att vi dikar ut vattendraget för att skapa odlingsbar mark. Äventyrar vi

inte då kommande generationers möjligheter att nyttja vattendraget för att tillfredsställa sina behov? Helt klart. De kan överhuvudtaget inte längre nyttja vattendraget, för det finns inte mer. Men Brundtlandkommissionen avser naturligtvis inte att vi, genom att handla på ett sådant sätt, bryter mot våra intergenerationella förpliktelser:

Alla ekosystem kan inte bevaras intakta överallt. En skog kan

huggas ner inom en del av ett avrinningsområde samtidigt som den utvidgas inom en annan del. Detta är inte något negativt om exploateringen planerats och effekterna på jorderosion, vattenförhållanden

och hotade växter och djurarter tagits med i beräkningen. Allmänt

sett utarmas inte förnybara resurser som skogar och fisk under förutsättning att graden av utnyttjande ligger inom ramen för fort-

plantning och naturlig tillväxt. (Vår gemensamma framtid 1988,

s. 59−60)

Dagens människor antas inte bara ha rätt att konsumera naturprodukter. De har också rätt att förändra befintliga naturområden utan att deras moraliska ansvar gentemot kommande generationer åsidosätts. Vi behöver således inte leva med minimal inverkan på naturen. Vi har dessutom rätt att förbruka ickeförnybara resurser som fossila bränslen och mineraler, även om vi därmed minskar framtida generationers tillgång till dessa produkter. Villkoret som måste uppfyllas är dock att ”förbrukningsgraden och eventuell återvinning och sparsamhet vid utnyttjandet avpassas så att [de icke-förnybara] resurserna inte tar slut innan acceptabla ersättningar finns tillgängliga. … [Så] många framtida valmöjligheter som möjligt [bör lämnas] öppna” (s. 60). Intergenerationell rättvisa innebär därmed inte att samma typ eller mängd av naturresurser fördelas lika mellan generationer.

Den minimala rättviseprincipen

Med hänvisning till bl. a. naturvårdsdoktrinen bör man sålunda avvisa den statiska rättviseprincipen som en rimlig princip inom miljöetiken − och i diskussionen av kärnavfallets slutförvaring. I

stället bör en annan grundprincip gälla, nämligen den minimala rättviseprincipen:

Ingrepp i naturens ordning är en rättighet för människan.

Men vi har en moralisk förpliktelse att nyttja eller förbruka

naturresurser på ett sådant sätt att vi inte hotar framtida

generationers livsmöjligheter.

Om man accepterar den minimala rättviseprincipen som en rimlig princip inom miljöetiken, får det tydliga konsekvenser för kärnavfallsfrågan. Vi är då förpliktade att i dag använda kärnkraften på ett sådant sätt att den inte skadar framtida generationer − även om dessa generationer är mycket avlägsna. Vi kan inte fly från våra förpliktelser bara för att de har med mycket långsiktiga konsekvenser av vårt handlande att göra. Man kan göra en jämförelse med saker som ligger på ett stort avstånd i rummet. Antag att människor på andra sidan jordklotet skulle kunna drabbas av miljögifter som genom luft eller vatten på kort tid skulle kunna spridas till Nya Zeeland eller Eldslandet. Avståndet i rummet är inte en moraliskt relevant omständighet och kan inte ursäkta en likgiltighet för konsekvenserna av våra handlingar. Lika lite kan vi göra ett undantag för ickeskadaprincipen bara för att det handlar om människor på ett stort tidsmässigt avstånd från vår egen generation.

Den starka och den svaga rättviseprincipen

Det finns alltså ett spektrum av intergenerationella rättviseprinciper som grund för miljöetiken, med den statiska rättviseprincipen som en ytterlighet och den minimala rättviseprincipen som den andra ytterligheten. Mellan dessa ytterligheter kan man identifiera två andra rättviseprinciper, som utgör mellanliggande positioner. Den första kallas här den starka rättviseprincipen och kan formuleras på följande sätt:

Vi har en förpliktelse att nyttja eller förbruka naturresurser på

ett sådant sätt att efterkommande människogenerationer kan

förväntas uppnå en likvärdig livskvalitet som den vi själva

har.

Detta är en krävande princip, som sannolikt skulle innebära en långtgående omläggning av den nuvarande människogenerationens konsumtionsmönster och naturexploatering. Man kan jämföra denna rättviseprincip med en svagare rättviseprincip, som skulle kunna formuleras på följande sätt:

Vi har en moralisk förpliktelse att nyttja naturresurserna på

ett sådant sätt att inte enbart nu levande människor utan

också framtida människogenerationer kan tillgodose sina

grundläggande behov.

En del av företrädarna för en hållbar utveckling pendlar i sina resonemang om vårt ansvar inför efterkommande generationer mellan en svagare och en starkare rättviseprincip. Ett exempel på en sådan tvetydighet kan vi finna i Andrew Kadaks artikel ”An intergenerational approach to high-level waste disposal” (1997). För att förtydliga skillnaden mellan den starka och den svaga rättviseprincipen, kan det vara av värde att studera Kadaks argument lite mer i detalj.

I artikeln presenterar Kadak vilka etiska riktlinjer en arbetsgrupp som han själv ingick i och som var tillsatt av NAPA , anser bör utgöra utgångspunkten för hur bl.a. kärnavfallsprodukter ska hanteras och förvaras. Han skriver att

målet var att ingen generation onödigtvis, nu eller i framtiden, fick

beröva sina efterföljande generationer möjligheten att uppleva en

livskvalitet som är jämbördig med deras egen (Kadak 1997, s. 50).

2 NAPA står för National Academy of Public Administration och är enligt Kadak ”a nonprofit, nonpartisan organization chartered by the U.S. Congress to improve the effectiveness and performance of government at all levels” (Kadak 1997, s. 49)

Till denna övergripande målsättning fogas sex tillämpningssprinciper. Kadak formulerar en av dessa principer på följande sätt:

Det finns en förpliktelse att skydda framtida generationer under

förutsättning att den nuvarande och omedelbart efterföljande generationens intressen inte riskeras” (Kadak 1997, s. 50).

Kadak hävdar också att dessa principer innebär att

dagens prioritet är den nuvarande generationen, även om överväganden om framtida generationer måste vägas in i dagens beslut (s. 50).

Problemet med Kadaks resonemang är att han å ena sidan hävdar att framtida generationer har rätt till samma livskvalitet som vi har, men å andra sidan också menar att vi ska prioritera nu levande människors intressen före kommande generationers. Dessa två påståenden går inte utan vidare att förena med varandra. Det kan hävdas att han i första citatet verkar godta den starka rättviseprincipen, men i de två nästföljande citerade meningarna som bäst antar den svaga rättviseprincipen. Den svaga rättviseprincipen tillåter oss att prioritera våra egna intressen oavsett om de är av grundläggande eller icke-grundläggande slag, så länge vi inte äventyrar kommande generationers möjlighet att tillgodose sina grundläggande behov. Det innebär dock inte att vi utan vidare kan prioritera alla våra intressen. Enligt den svaga rättviseprincipen har kommande generationers grundläggande behov företräde över den nuvarande generationens intressen, som går utöver våra grundläggande behov av arbete, mat, energi, bostad, hälsovård och utbildning. Endast när våra intressen kommer i konflikt med efterkommande generationers icke-grundläggande intressen, kan vi konsekvent prioritera våra intressen. Inte ens om man nöjer sig med den svaga rättviseprincipen, skulle man således som Kadak kunna påstå att det finns ”en förpliktelse att skydda framtida generationer under förutsättning att den nuvarande och omedelbart efterföljande generationens intressen inte riskeras”.

Än mer problematiskt blir Kadaks tvetydiga uttalanden om denna generations företräde, om den starka rättviseprincipen förordas. Enligt den starka rättviseprincipen har vi en moralisk förpliktelse att nyttja eller förbruka naturresurserna på ett sådant sätt att också efterkommande människogenerationer kan förväntas uppnå en likvärdig livskvalitet som tillkommer vår egen generation. Det innebär att vi inte ens kan anta att våra ickegrundläggande behov alltid ska ha företräde framför kommande generationers icke-grundläggande behov. Ett exempel kan klargöra argumentet. Anta att vi framför åsikten att invandrare som lever i Sverige har rätt till samma livskvalitet som infödda svenskar. Då är vi oundvikligen inkonsekventa i vårt resonemang, om vi samtidigt hävdar att vi, vid en fördelning av olika resurser för att tillfredsställa dessa två gruppers icke-grundläggande intressen, alltid ska prioritera infödda svenskar. Detsamma måste rimligen gälla vid en diskussion om fördelning av resurser mellan generationer.

Slutsatsen av detta resonemang blir att det är viktigt att hålla isär den starka och den svaga rättviseprincipen. Den starka rättviseprincipen ger framtida generationer en mycket starkare ställning än den svagare, eftersom den starkare inte enbart förutsätter att framtida generationer ska få samma grundläggande behov tillgodosedda, utan också ges förutsättningar att uppnå samma livskvalitet.

De fyra rättviseprinciperna i sammandrag De berörda principerna kan − i starkt förenklad form − sammanfattas enligt följande:

Den statiska rättviseprincipen: En moralisk förpliktelse att lämna över till nästkommande generationer samma mängd och samma slag av naturresurser som vår egen generation ärvt av tidigare generationer.

Den starka rättviseprincipen: Vi har en förpliktelse att nyttja eller förbruka naturresurser på ett sådant sätt att efterkommande människogenerationer kan förväntas uppnå en likvärdig livskvalitet som den vi själva har.

Den svaga rättviseprincipen: Vi har en moralisk förpliktelse att nyttja naturresurserna på ett sådant sätt att inte enbart nu levande människor utan också framtida människogenerationer kan tillgodose sina grundläggande behov.

Den minimala rättviseprincipen: Ingrepp i naturens ordning är en rättighet för människan. Men vi har en moralisk förpliktelse att nyttja eller förbruka naturresurser på ett sådant sätt att vi inte hotar framtida generationers livsmöjligheter.

Den starka och den svaga rättviseprincipen intar alltså en slags mellanposition mellan den statiska och minimala principen. Detta illustreras i nedanstående figur. Den utgår från en skala som berör konsekvenserna för den nuvarande generationens konsumtionsmönster och naturutnyttjande. Vissa rättviseprinciper skulle − om de tillämpades konsekvent − medföra mycket omfattande förändringar av våra konsumtionsmönster och vårt naturutnyttjande. Andra rättviseprinciper har mer begränsade konsekvenser. Enligt en intuitiv bedömning får den statiska rättviseprincipen de mest långtgående konsekvenserna − och den minimala mindre omfattande.

Omfattande Omfattande Begränsade Begränsade

konsekvenserkonsekvenser konsekvenserkonsekvenser

statisk statisk stark stark svag svag minimalminimal

rättvisarättvisa rättvisarättvisa rättvisarättvisa rättvisarättvisa

Figur 9.1. Konsekvenser för den nuvarande generationens konsumtionsmönster och naturutnyttjande.

9.5 Kärnavfallsfrågan som existentiellt dilemma

9.5.1 Idén om ett ”avtagande ansvar”

I närmast föregående delavsnitt har den statiska rättviseprincipen avvisats som underlag för vårt handlande. Därmed återstår att på något sätt ta ställning till när en övergång från den starka eller den svaga rättviseprincipen till den minimala rättviseprincipen skulle vara berättigad. Den diskussionen kan föras i anslutning till exempelvis den bedömning som har gjorts i KASAM:s kunskapslägesrapport 1998. Där står bl.a. följande om underlaget för ett beslut om slutförvaring av kärnavfallet:

Beslutsunderlagets trovärdighet minskar … över tid. Även veten-

skapen har sin tidsmässiga trovärdighetsgräns. Detta innebär att vår

ansvarsmöjlighet förändras med avståndet i tiden. Det moraliska

ansvaret avtar med andra ord i en avtagande skala över tid. (Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1998, KASAM, 1998, s. 21.

Detta kan kallas idén om det avtagande moraliska ansvaret. Vad skulle denna idé kunna innebära i praktiken för frågan om vår hantering av det använda kärnbränslet från det svenska kärnavfallsprogrammet?

Det bör först understrykas att det rör sig om ett försök till bedömningar som inte har den exakta vetenskapens karaktär. Våra kunskaper är begränsade och våra möjligheter att med någon säkerhet uttala oss om framtiden på lite längre sikt − för att inte tala om de hundratusentals år som det använda kärnbränslet kan riskera det organiska livets livsmöjligheter. En möjlighet är naturligtvis att helt och hållet avstå från att göra bedömningar som vi inte har några förutsättningar att belägga eller motbevisa. Den fysiska närvaron av drygt 8 000 ton använt och hälsofarligt kärnbränsle från det svenska kärnkraftsprogrammet tvingar oss trots allt att fundera på och ta ställning till dessa frågor. Även om vårt ansvar för mycket avlägsna generationer är mer begränsat än för de mer näraliggande, så kan vi inte definiera bort vårt ansvar för människor som kan komma att leva i våra trakter tusentals, ja hundratusentals år fram i tiden. Utan att vilja dramatisera skulle man kunna säga att kärnavfallsfrågan blottlägger ett grundläggande existentiellt dilemma: det moraliska ansvaret tvingar oss att ta ställning i frågor som vi i grund och botten inte är rustade att besvara. Det är inte endast så att det är vissa saker som vi har bristande kunskap om, t.ex. när vi kan räkna med en ny istid eller om en kraftigare jordbävning skulle kunna förstöra slutförvaret. Det är sannolikt att en ny istid drabbar det som idag är Sverige inom cirka 100 000 år och det är osannolikt att det här inträffar en större jordbävning. I våra säkerhetsanalyser kan vi försöka att ta hänsyn till detta, men vi måste erkänna att de beslut vi fattar på grundval av dessa och andra sannolikhetsbedömningar blir beslut under osäkerhet (se SKN Rapport 45 Osäkerhet och beslut. Rapport från ett seminarium om beslut under osäkerhet i anknytning till kärnavfallsfrågan, 1991). Men osäkerheten är mer omfattande än bristande kunskap − det är dessutom så att det mesta som kommer att hända på lite längre sikt och som kan påverka även ett robust slutförvarssystem är osäkert i en mer radikal bemärkelse; det handlar om förhållanden och skeenden som vi inte vet att vi inte vet.

Ändå kan vi inte avsäga vårt ansvar. Strängt taget är situationen inte ny. Människor har alltid varit mer eller mindre medvetna om att de är beroende av krafter bortom människans och den mänskliga kunskapens gränser. Religionen var länge en viktig faktor för att bemästra denna osäkerhet. Idag är forskning och vetenskap det mest kraftfulla medlet att reducera den osäkerhet som utmärker den mänskliga tillvaron som sådan. Men om någon trodde att osäkerheten helt och hållet kan elimineras, så har han eller hon inte reflekterat över hur vi ska hantera det utbrända kärnbränslet från svenska kärnkraftverk på ett etiskt ansvarigt sätt.

I det följande görs ett försök att ge idén om ett ”avtagande ansvar” en något tydligare innebörd. Varför skulle vi ha en mer omfattande skyldighet mot de generationer som kommer närmast − och då tillämpa den starka rättviseprincipen − och mer begränsade mot senare generationer − och då tillämpa den svaga rättviseprincipen? Och varför skulle vi på riktigt lång sikt endast ha en skyldigt att se till att vi som lever nu inte hotar framtida generationers livsmöjligheter − den mininala rättviseprincipen?

Självklart kan inga absoluta tidsgränser anges för övergången från en rättviseprincip till en annan. Men det vore ändå önskvärt att på något sätt antyda åtminstone hur man skulle kunna resonera sig fram till några slags brytpunkter. För att komma fram till en lösning måste vi nog diskutera vad som motiverar en åtskillnad mellan näraliggande och mer avlägsna generationer framåt i tiden. Motiveringen är − kort sagt − att när vi kommer tillräckligt långt fram i tiden, saknar vi förmåga att på ett någorlunda tillförlitligt sätt bedöma eller påverka vilka dessa generationers behov kommer att vara beträffande energi, transport, bostäder, utbildning osv.

En viss vägledning för detta resonemang kan vi kanske få om vi tittar tillbaka i tiden och hypotetiskt ställer oss frågan, ”Vilken förmåga hade man i Europa under medeltiden att bilda sig en uppfattning om vilka behov vår generation skulle ha?” Blir det någon skillnad i svar om vi ställer samma fråga med avseende på de människor som levde på slutet av 1800-talet? Klart är i varje

fall att de som levde under 1800-talet hade en betydligt bättre möjlighet än de som levde på 1500-talet, att göra en sådan bedömning. Om vi har rätt att klandra någon av dessa generationer för dagens miljösituation, så gäller det i mycket större utsträckning dem som levde på 1800-talet än dem som levde på 1500-talet. Några viktiga skillnader finns dock mellan dem och oss, skillnader som rimligen gör vårt ansvar större och gör att det sträcker sig tidsmässigt längre. En sådan skillnad är att vi har vissa ekologiska kunskaper som de saknade. Vi tänker i första hand på tre vetenskapliga insikter, nämligen (A) att det föreligger en interaktion och ett ömsesidigt beroende mellan människan och alla andra levande varelser och att (B) flera av de naturresurser vi människor har tillgång till är begränsade samt att (C) det finns en gräns för ekosystemens förmåga att absorbera människans avfallsprodukter. Med hjälp av statistik och datorer har vi dessutom möjlighet att, bättre än de, uppställa prognoser för framtida befolkningsökning, ökenspridning, uttunning av ozonskiktet, omfattningen av och nyttjandegraden av jordens icke-förnybara resurser. Våra möjligheter att bedöma framtida generationers mer grundläggande behov har vidgats, men med vissa marginaler kan vi knappast säga något om vilka behov som kommer att kräva särskilda kollektiva insatser att tillgodose om storleksordningen 300 år. Därefter kan vi egentligen inte veta någonting. Men en sak vet vi med säkerhet och det är att kärnavfallet från vårt kärnkraftsprogram fortfarande är potentiellt farligt − om det inte hålls förvarat under sådana omständigheter som effektivt undandrar avfallet från det naturliga kretslopp som utmärker biosfären. Vi vet att människor kan skadas av kärnavfallet hundratusentals år fram i tiden.

Med olika reservationer tycker vi oss alltså kunna urskilja en brytpunkt ungefär 300 år fram tiden. För tiden därefter kan vi enbart tillämpa den minimala rättviseprincipen (att inte hota framtida generationers livsmöjligheter). Dessförinnan gäller den svaga rättviseprincipen (att framtida generationer ska kunna tillgodose sina grundläggande behov). Men det förefaller som om det också finns en annan brytpunkt, som kanske kan förläggas

cirka 150 år framåt i tiden. Intill dess gäller den starka rättviseprincipen; vi har ett moraliskt ansvar för att de 5−6 kommande generationerna kan uppnå en likvärdig livskvalitet i förhållande till den vi har.

Varför ska man göra en sådan gränsdragning? Är den inte helt gripen ur luften? Det är möjligt, men man skulle kunna resonera på följande sätt.

Låt oss räkna med att en generation är lika med en mansålder, d.v.s. den genomsnittliga tid som förflyter mellan två på varandra följande generationers början. Idag torde det vara ungefär 30 år. 150 år betyder ungefär 5 generationer. Om vi är generation 1, så är våra barn generation 2, våra barnbarn generation 3, våra barnbarns barn generation 4 och våra barnbarns barnbarn generation 5. Om vi som tillhör generation 1 prövar vår känsla av samhörighet, så kan vi fortfarande − om vi anstränger vår fantasi − känna en samhörighet med våra barnbarns barnbarn. Rent spontant känns det inte som om det finns någon skarp gräns i min moraliska ansvarkänsla mellan dessa generationer. Men efter fem generationer känns det svårare. Några i dagens generation kommer att leva tillräckligt länge för att hinna se sina barnbarns barnbarn (generation 5) och kan då möjligen föreställa sig generation 6, men knappast mer.

Detta resonemang bygger inte endast på hur vår moraliska inlevelseförmåga fungerar eller inte fungerar. Det bygger samtidigt på vad vi rimligen kan påverka och inte påverka. Och det förefaller som om våra primära relationer knappast kan påverkas längre än 5−6 generationer fram i tiden. Om vi vidgar cirkeln till att omfatta sekundära relationer, närsamhället och nationalstaten kan gränsen möjligen utvidgas. Men någonstans − som ovan antytts efter omkring 300 år − förefaller våra möjligheter att förutse och positivt påverka utvecklingen bli nästan obefintliga. Däremot kan vi negativt åstadkomma en hel del skada på mycket lång sikt bland annat genom t.ex. en oförsiktig slutförvaring av vårt använda kärnbränsle. Det finns alltså en asymmetri mellan den relativt korta framtid som vi kan påverka positivt och den mycket längre framtid som vi kan påverka negativt.

Man bör därför pröva tanken att den starka rättviseprincipen uttrycker våra förpliktelser gentemot kommande generationer ungefär 150 år framåt i tiden. Den svaga rättviseprincipen anger våra förpliktelser från denna tid och ytterligare kanske 150 år framåt. Därefter tar den minimala rättviseprincipen vid och gäller för den resterande tidsrymd som vi kan anta att människor kommer att kunna leva på jorden.

9.5.2 Tre tidsintervaller − tre rättviseprinciper

Idén om ett avtagande moraliskt ansvar kan konkretiseras i en ny figur. Den består av tre olika tidslinjer för var och en av de tre rättviseprinciper, som vi lagt till grund för vår etiska modell: Den minimala, den svaga och den starka rättviseprincipen. Principerna är s.a.s. korrelerade med olika tidslinjer på ett sätt som förtydligar idén om ett avtagande moraliskt ansvar.

Nu 100 200 300 400 500 600 700 osv. … 100 000 årNu 100 200 300 400 500 600 700 osv. … 100 000 år

Minimala rättviseprincipenMinimala rättviseprincipen Svaga rättviseprincipenSvaga rättviseprincipen - - -- - - Starka rättviseprincipenStarka rättviseprincipen - - -- - -- - -

Figur 9.2. Tre tidslinjer som definierar rättviseprincipernas huvudsakliga tillämpningsområde i tiden.

De streckade linjerna markerar att det inte är fråga om några markerade övergångar. Den starka respektive den svaga rättviseprincipens utsträckning i tiden är beroende av det rimliga att utsträcka ansvar in i framtiden. Och ansvar är kopplat till förmåga. Vi kan inte belasta människor med ett ansvar för något som de inte i någon rimlig mening kunnat påverka. Eller gjort sig

skyldiga till. Detta är en grundprincip inte bara i moralen utan också inom etiken. Böra förutsätter kunna.

Men det finns också ett annat resonemang som skulle kunna ge ett visst stöd åt den rangordning som antytts. Denna rangordning innebär ju att vi (1) har en grundläggande förpliktelse på mycket lång sikt att inte skada, (2) på lång sikt − dvs. fram till ungefär år 2300 − bör tillgodose kommande människors grundläggande behov och (3) på inte fullt så lång sikt, dvs. fram till omkring 2150 också har ett ansvar för att de får en med vår likvärdig livskvalitet. Man skulle nämligen kunna hänvisa till ett slags analogiresonemang inom läkaretiken. Redan i den hippokratiska läkaretiken fanns en regel som sammanfattades med de latinska orden ”primum non nocere”, framför allt skada inte. Det är läkarens första plikt att inte skada; om läkaren inte kan göra något annat, så ska läkaren i varje fall inte skada. Man skulle kunna säga att nästa plikt på hierarkin är att tillgodose patientens grundläggande behov. Patienten har en sjukdom för vilken det inte finns någon bot. Men då kan läkaren ändå se till att patienten får sina grundläggande fysiska, psykiska, sociala osv. behov tillgodosedda. Överst på hierarkin ligger plikten att ge patienten samma livskvalitet som läkaren själv, dvs. åstadkomma bot. Det finns alltså ett visst analogt stöd för den rangordning vi gjort mellan de tre rättviseprinciperna. Och detta kan illustreras i nedanstående figur.

Principer Läkaretik Intergenerationell etik Icke skada eller hota livsmöjligheter gäller alla och alltid gäller nu − ∞ Tillgodose grundläggande behov gäller de obotligt sjuka gäller nu − ca 2300 Ge likvärdiga livsmöjligheter gäller sjuka som får bot gäller nu − ca 2150

Figur 9.3. Analog rangordning av plikter inom läkaretik och framtidsetik.

9.5.3 Idén om ett ”rullande nu”

En annan viktig tanke från KASAM:s kunskapslägesrapport 1998 (spec. s. 22), och som återkommer i Ansvar, rättvisa och trovärdighet − etiska dilemman kring kärnavfall, 1999, s. 28), är idén om ett ”rullande nu”. Den anknyter i sin tur till ett resonemang hos den amerikanske etikern John Rawls i hans omtalade bok A Theory of Justice (1971).

Rawls teori om en moralisk ”överenskommelse” under ”okunnighetens slöja”

Rawls teori ger ett svar på frågan varför vi överhuvudtaget har vissa förpliktelser mot andra människor i allmänhet och mot kommande generationer i synnerhet. Svaret är att etiska förpliktelser har sin grund i något som liknar en överenskommelse eller ett kontrakt mellan en grupp människor i en viss situation. Vilka rättigheter och skyldigheter ska vi tillerkänna människorna? Rawls svarar: de rättigheter och skyldigheter som det ligger i varje människas egenintresse att respektera i en fingerad situation där alla individer är helt jämlika och deras olikheter är dolda under en ”slöja av okunnighet”. I denna situation är människor inte endast okunniga om sin hudfärg, etniska identitet, samhällsposition etc. utan också om vilken generation som de tillhör. I en sådan situation skulle vi vilja träffa en överenskommelse om att rättvisa bör råda både inom en generation och mellan generationer. Och då gäller det inte endast rättvisa i de betydelser som vi diskuterat i detta sammanhang, utan också rättvisa i fråga om tilldelning av mänskliga rättigheter och rättvisa vad avser sociala och ekonomiska förmåner (även om Rawls godtar en viss ojämlikhet på denna punkt − förutsett att denna ojämlikhet gynnar de sämst ställda).

Varför skulle det som människor accepterar som rättvisa i en sådan fiktiv värld under ”okunnighetens slöja” också gälla som rättvisa för oss i den verkliga världen? Rawls svar på denna fråga

är inte helt entydiga. Man skulle kunna skilja mellan en mer pragmatisk och en mer humanistisk tankelinje. Den pragmatiska tankelinjen innebär att det är bättre för alla att leva i ett samhälle där det råder rättvisa. Alla − dvs. också de som tillhör eliten − tjänar på att det finns en viss jämlikhet och att ingen i väsentlig grad har det sämre ställt än någon annan och att klasskillnaderna inte är för stora. Svårigheten med detta resonemang är att det endast ter sig oklokt och opraktiskt med t.ex. ett fascistiskt samhälle. Är det inte något helt annat och värre, ett brott mot mänskligheten? Enligt en mer humanistisk tankelinje är rättvisa en plikt helt enkelt därför att det som är utslagsgivande för vår mänsklighet inte är allt det som skiljer oss ifråga om hudfärg, uppväxtsituation, vinstlotter i livets lotteri etc. Det som är utslagsgivande är vår mänsklighet; moralen är vår respekt för det mänskliga och detta är den centrala aspekten, som är en del av vår natur − och inte tillfälliga fördelningar av positioner i den verkliga världen. Och det är just denna aspekt som Rawls vill renodla genom att måla upp bilden av en fiktiv situation ”under okunnighetens slöja”. (I A Theory of Justice är Rawls mångtydig − efterhand tycks han ha närmat sig en pragmatisk tolkning.)

Därmed skapas en grund för vissa rättviseprinciper som överensstämmer med (men inte uttömmer) den starka, svaga och minimala rättviseprincipen som vi ovan beskrivit dem.

Ett ”rullande nu”

Rawls har också beskrivit hur han närmare tänker sig rättvisa mellan generationerna. Hans tankar i denna fråga kan förtydliga idén om ett ”rullande nu”. Vad skulle vi uppfatta som en eftersträvandsvärd rättvisa om vi befann oss i en situation där vi inte visste vilken generation som vi tillhörde? Rawls´ svar blir följande:

... varje förnuftig människa − som inte vet vilken generation, social-

klass, begåvningsgrupp o.s.v. hon tillhör − accepterar principen om

lika fördelning av risker, resurser och tillgångar som rättvis. (Rawls

1971, s. 284 ff.)

I förhållande till framtida generationer formulerar Rawls en tredelad uppgift för dagens generation. Den bör (1) åt eftervärlden bevara de framsteg som vår kultur och civilisation gjort, (2) vidmakthålla våra rättvisa institutioner − och de institutioner som vidmakthåller rättvisa, och (3) till efterkommande allra helst överlämna ett större kapital, inneslutande mer kunskap och en mer utvecklad teknologi än vad vi själva fått från tidigare generationer, kompensera kommande generationer för det som vi förbrukat och bereda möjligheter till ett bättre liv i ett rättvisare samhälle än dagens. Kort sagt: Vi bör förse kommande släkten minst med det vi själva fått, helst något mer och samtidigt bereda dem så stor handlingsfrihet som möjligt.

Man bör lägga märke till en viktig nyans i detta sammanhang. Rawls inbegriper men utvidgar samtidigt den starka rättviseprincip som vi ovan formulerat den. Vi har inte bara förpliktelse att nyttja eller förbruka naturresurser på ett sådant sätt att efterkommande människogenerationer kan förväntas uppnå en likvärdig livskvalitet som den vi själva har. Vi har enligt Rawls också en förpliktelse att överlämna ett ännu större kapital än det vi själva mottog från föregående generationer. Det kan hävdas att Rawls på denna punkt levererar något som skulle kunna vara ett ”moraliskt överbud”. Man bör kort sagt skilja mellan moraliska förpliktelser och moraliska överloppsgärningar. Låt oss ta följande exempel: Det kan i vissa situationer ses som önskvärt att vi till våra barn överlämnar en större förmögenhet och en bättre social situation än den vi själva mottog från en föregående generation. Om våra föräldrar var mycket fattiga och deras sociala situation svår, så skulle det t.o.m. kunna sägas vara mycket önskvärt. Men kan man uppställa det som en moralisk förpliktelse att överlämna större tillgångar till sina barn än man mottog från sina föräldrar? Skulle det med andra ord vara omoraliskt att över-

lämna ungefär likvärdiga tillgångar eller t.o.m. mindre? Det kan knappast förhålla sig på detta sätt. Man måste skilja mellan det moralen kräver och det som går utöver det som moralen kräver, dvs. överloppsgärningar.

Denna etiska teori kan på ett naturligt sätt sammankopplas med idén om ett ”rullande nu”. Grundtanken med idén om ett ”rullande nu” är att nuet och framtiden knyts samman av människor och institutioner, som bär förpliktelser och utvecklingsmöjligheter från en generation till nästa. En sådan kedja gör det möjligt att identifiera nya osäkerheter utifrån ny kunskap och komma med förbättringar. Och den nu levande generationen har en skyldighet att förse kommande generationer med resurser för att denna ansvarskedja inte pålägger framtida generationer med orimliga bördor. Detta är en konsekvens av en grundläggande ansvarsprincip att den som producerar ett avfall också ska ta hand om avfallet och i olika avseenden tillse att det inte skadar andra människor.

Enligt idén om ett ”rullande nu” får man tänka sig att varje generation har en förpliktelse gentemot de efterlevande. Varje generation är särskilt förpliktad bidra till att de närmast efterlevande generationerna, så att de kan uppnå en med dem likvärdig livskvalitet genom kunskap, tekniska resurser och kulturellt kapital.

9.5.4 Tillämpningar

Den sista komponenten i vårt etiska resonemang är samtidigt den svåraste och mest kontroversiella: Vilka konkreta tillämpningar kan man göra av dessa etiska överväganden när det gäller utformningen av ett slutförvar för det använda kärnavfallet från svenska kärnkraftverk?

Den minimala rättviseprincipen och kärnavfallet

Den minimala rättviseprincipen gäller för en oöverskådlig tidsrymd framåt och innebär enkelt uttryckt att så länge det finns levande varelser på denna planet, så är vi skyldiga att inte göra något idag som skulle kunna hota deras liv och hälsa i framtiden. Konsekvensen för utformningen av ett slutförvar för använt kärnbränsle är både enkel och svår på samma gång.

Kravspecifikationen på slutförvaret blir med denna princip helt entydig: Vi måste bygga ett slutförvar som kan skydda människor och andra levande organismers liv och hälsa hundratusentals år fram i tiden − eller så länge som man kan förutse att avfallet är farligt. Möjligen kan man hävda att framtidshorisonten bryts vid den tidpunkt då man kan förutse en kommande istid, kanske om 20 000 år. Under denna period kommer livsmöjligheterna i Nordeuropa av lätt insedda skäl att vara begränsade. Huruvida avfallet fortfarande skulle vara hälsovådligt efter en eventuell framtida istid är en fråga som sammanhänger med teorier om den framtida klimatutvecklingen. Om det är sannolikt att en eller flera istider skulle kunna inträffa under den perioden då avfallet fortfarande är skadligt för mänskligt och annat liv, så kräver den minimala rättviseprincipen att vi utformar ett slutförvar som kan motstå dessa påkänningar och i varje fall inte löper risken att förstöras på ett sådant sätt att ett läckage inträffar. Klimatutvecklingen under ett 100 000-årigt perspektiv är enligt SKB:s FUD-program 2001 (kap. 10) föremål för fördjupade studier. I KASAM:s yttrande över FUD-programmet framhålls också att utgångspunkten för säkerhetsanalysen bör vara den tid som det använda kärnbränslet representerar en farlighet. Och man fortsätter:

Osäkerheten i bedömningar och beräkningar kan öka med tiden och detta skall naturligtvis beaktas. Att avstå från långtidsbedömningar på grund av svårigheter kan dock aldrig vara en rimlig ambitionsnivå (Kärnavfall − forskning och teknikutveckling, KASAM, 2002, s. 31.)

Ett sådant ställningstagande kan motiveras med den minimala rättviseprincipen, dvs. att vi har en moralisk förpliktelse att nyttja och förbruka naturresurser på ett sådant sätt att vi inte hotar framtida generationers livsmöjligheter. Denna princip kan förtydligas genom att sättas i relation till idén om ett ”avtagande ansvar” och idén om ett ”rullande nu” − och ytterst förankras i en etisk teori av den karaktär som John Rawls presenterat.

Utvecklingen i ett 100 000-årigt perspektiv kräver också en annan sak, nämligen att förvaret måste utformas på ett sådant sätt att det inte ens på så lång sikt kräver något underhåll för att uppfylla sitt syfte: Att undanhålla det skadliga avfallet från det naturliga kretslopp som i detta särskilda fall skulle kunna skada liv och människor. Detta ligger i den s.k. KASAM-principen som formulerades i slutet av 1980-talet: Ett slutförvar bör utformas så att det dels gör kontroll och åtgärder onödiga, dels inte omöjliggör kontroll och åtgärder (principen utvecklas närmare i KASAM:s rapport om Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1998, SOU 1998:68, ss. 10−11).

Vi ska strax återkomma till kravet att slutförvaret inte bör utesluta ett underhåll. Låt oss först ställa frågan varför ett underhåll inte bör krävas? Svaret är följande: Vi kan inte förutsätta att framtida generationer besitter de tekniska färdigheter som vår nuvarande generation gör. Vi kan inte förutsätta att människor, som lever 10 000 eller 50 000 år efter oss, har sådana tekniska hjälpmedel att de skulle vara kapabla att underhålla eller reparera ett läckande slutförvar. På ett paradoxalt sätt ger här osäkerheten om det framtida samhälls-, teknik- och kunskapsläget ett tydligt stöd för hur vi idag måste utforma ett slutförvar för att göra det på ett moraliskt ansvarigt sätt. Det måste utformas så att det utan kontroll och vidare åtgärder skyddar de människor, som kommer att leva i dess närhet från och med ca 2050 och ett par 100 000 år fram i tiden.

Den avgörande frågan blir då följande: Har vi de tekniska resurser och det kunnande, som krävs för att bygga en anläggning som uppfyller detta krav? Enligt många bedömare är svaret på denna fråga positivt. Lösningen heter KBS-3-metoden.

Den innebär att det använda kärnbränslet placeras i kapslar som deponeras i borrhål, cirka 500 meter ned i berggrunden. Kapslarna består av järn med ett hölje av koppar, som ska förhindra att vatten kommer i kontakt med bränslet. Kapslarna omsluts därefter av bentonitlera som ska skydda mot eventuella rörelser i berget och begränsa grundvattnets rörelser omkring kapseln. Efter att kapslarna placerats i berget kommer förvaret att förslutas. KBS-3-metoden är SKB:s huvudalternativ, men den har inte blivit slutgiltigt godkänd av myndigheter och regering.

KASAM framhöll i yttrande över SKB:s FUD-program 1992 att den avgörande säkerhetsfrågan inte är hur lång tid det tar innan bränslekapseln förstörts, utan hur lång tid det tar för de toxiska grundämnena att förflyttas från bränslekapseln till biosfären, dvs. att säkerheten avgörs ytterst av hela barriärsystemets samfunkion. Den mest naturliga spridningsvägen är via grundvattnet till markytan, men giftiga ämnen från det deponerade avfallet kan också nå biosfären i form av gaser eller genom avsiktligt eller oavsiktligt mänskligt intrång.

Sannolikheten för ett avsiktligt mänskligt intrång är naturligtvis omöjlig att beräkna. I den mån tillräcklig information bevaras och överförs på ett tillförlitligt sätt från generation till generation (enligt idén om ett ”rullande nu”), så skulle man kunna göra gällande att det avgörande ansvaret för konsekvenserna av ett sådant intrång faller på den som genomför det och inte på den som deponerat avfallet. En tillförlitlig informationsöverföring reducerar också riskerna för ett oavsiktligt intrång.

Den allvarliga frågan blir kanske om vi idag har tillräckliga kunskaper och tillräckliga tekniska resurser att på ett säkert sätt förhindra vattenburet eller gasformigt läckage från förvaret flera 100 000 år fram i tiden. Kommer förvaret att motstå påfrestningar från istider och jordbävningar?

Antag att vi inte kommer att ha ett tillförlitligt svar på denna fråga i den ansökan om uppförande av en slutförvarsanläggning som SKB avser att inlämna till regeringen år 2008. Ska vi då för att undvika att pålägga framtida generationer bördan att ta hand om ett slutförvar ändå uppföra en anläggning, som är det bästa vi

kan åstadkomma? Ett argument mot detta är att vi utsätter framtida generationer för risker, som kanske skulle kunna undvikas om vi valde en lösning som av den amerikanska etikern Kirsten Shader-Frechette kallats NMRS: ”negotiated, monitored, retrievable storage facilities”, dvs. mellanlagringsanläggningar där avfallet kan övervakas och varifrån det kan återhämtas, när vi har säkrare kunskap och bättre teknik för att bygga ett slutförvar, som skyddar framtida generationer så länge som avfallet kan skada deras liv och hälsa (se Shrader-Frechette 1993 och 1994). Den minimala rättviseprincipen kräver att vi med vår teknik inte hotar framtida generationers livsmöjligheter. Först och främst: Skada inte. Det innebär att vi bör uppföra ett slutförvar bara om vi vet att det är tillräckligt säkert för att skydda framtida generationer. Shader-Frechette anser att om vi inte kan påstå att vi vet detta, så bjuder moralen att vi väntar och ser. I en artikel i The Bulletin of the Atomic Scientists 1994 illustrerar hon sin tankegång i anknytning till Sagan om ringen:

Även om han inte avsåg det, antydde J.R.R.Tolkien ett svar på

kärnavfallets gåta. Ringen gav makten över alla levande varelser.

Men eftersom den var skapad av en ond makt, fördärvade den var och en som försökte att använda den. Hur skulle Hobbiterna, som hade ringen, hantera detta? Erestor uttryckte dilemmat: ”Det finns bara två möjligheter som Glorfindel redan har förklarat: Att gömma ringen för evigt, eller att göra den ogjord. Men båda sakerna ligger bortom vår makt. Vem ska lösa gåtan åt oss?” Mänskligheten kommer kanske att lösa gåtan. Men för närvarande, i USA och på andra ställen, är svårigheterna för stora. Om 100 år, är det kanske inte så (Shader-Frechette 1994, s. 45).

Det har idag gått 10 år sedan denna artikel publicerades. KBS-3metoden har utvecklats och det är möjligt att vi idag i Sverige har det kunnande och den teknik för att ge kommande generationer det skydd, som vi är skyldiga att ge dem. I så fall finns det inte några etiska skäl att vänta och se − snarare tvärtom.

Erestor talar om två möjligheter: Att gömma ringen för evigt − eller att göra den ogjord. När det gäller kärnavfall heter det

senare alternativet transmutation. I sin artikel från 1994 skriver Shader-Frechette att transmutation skulle kunna vara en användbar metod om cirka 100 år. I kapitel 8 av denna rapport blir denna möjlighet föremål för en grundligare prövning.

Den svaga rättviseprincipen och kärnavfallet

Den svaga rättviseprincipen innebär att vi har en moralisk förpliktelse att utnyttja naturresurserna på ett sådant sätt att framtida människogenerationer kan tillgodose sina grundläggande behov (dvs. behov av arbete, mat, energi, bostad, hälsovård och utbildning). Vi har räknat med att denna rättviseprincip sträcker sig ungefär 300 år framåt i tiden. Om vi bygger ett slutförvar så att det inte skadar levande varelser i ett 100 000-årigt perspektiv, så har vi också sett till att människor om cirka 300 år inte skadas av vårt kärnavfall. Men den svaga rättviseprincipen kräver att vi ska göra något mer än att inte hota deras liv och hälsa − den kräver något mer aktivt, nämligen att vi som lever idag ska ta hänsyn till deras grundläggande behov. Men hur kan denna princip vägleda oss till en lösning av slutförvarsfrågan?

Ett slutförvar är olikt de allra flesta andra anläggningar. Den är inte till för att skydda det som finns därinne från något utanför, utan för att skydda något utanför från det som finns därinne. Den är till för att hålla något farligt och skadligt åtskilt från liv och människor med flera massiva barriärer emellan. Dessa barriärer kan under vissa förutsättningar skapa ett paradoxalt problem, nämligen om en framtida generation skulle finna att den på något sätt skulle kunna tillgodogöra sig nyttan av det avfallet. Har vi som nu lever och vill ta ansvar för kärnavfallet i en slutförvarsanläggning egentligen rätt att på ett mer eller mindre drastiskt sätt förhindra för framtida generationer att tillgodogöra sig den eventuella nyttan av kärnavfallet? Annorlunda uttryckt: Har vi en skyldighet att inte i onödan begränsa framtida generationers handlingsfrihet − och särskilt de som lever upp till 300 år fram i tiden − genom att (a) avstå från att försluta

förvaret, (b) försluta det men på olika sätt underlätta en återtagbarhet eller (c) försluta det så att det praktiskt taget gör ett framtida återtag omöjligt?

Frågan om återtagbarhet har blivit föremål för olika utredningar och KASAM anordnade 1999 ett större symposium i samarbete med IAEA (International Atomic Energy Agency). Föredragen från denna konferens finns publicerade i en särskild rapport (Retrievability of high level waste and spent nuclear fuel, IAEA-TECDOC-1187, 2000). I den avslutande diskussionen tog man bland annat upp ett grundläggande dilemma. Det förefaller som om det kan finnas en direkt konflikt mellan två olika krav, som man vill ställa på ett slutförvar. Det ena kravet är att det ska vara så säkert som möjligt under så lång tid som möjligt. Detta krav är en följd av den minimala rättviseprincipen. Det andra kravet är att förvaret ska vara tillgängligt för framtida generationer. Detta är en följd av såväl den starka som den svaga rättviseprincipen. Enligt den svaga rättviseprincipen är vi skyldiga att respektera och skydda framtida generationers rätt att tillgodose sina grundläggande behov. Och till människors mer grundläggande behov tillhör otvivelaktigt behovet av handlingsfrihet och att själva avgöra om man vill eller inte vill använda sig av det slutförvarade kärnbränslet för något ändamål. Men kan man se till att den svagare rättviseprincipen och framtida generationers möjlighet till återtag av kärnavfallet ur slutförvaret uppfylls samtidigt som man också tillgodoser det som den minimala rättvisan kräver, nämligen att vi skyddar avlägsna generationer och gör det vi kan för att deras liv och hälsa inte skall hotas av det farliga avfallet?

Det kanske inte finns något klart svar på denna fråga. En möjlig ståndpunkt är då följande: Om man inte samtidigt kan tillgodose framtida generationers handlingsfrihet och på samma gång också minimera risken för att människor långt in i framtiden skyddas från livshotande skador från vårt använda kärnbränsle, så bör den minimala rättviseprincipen − dvs. vår förpliktelse att inte hota framtida generationers livsmöjligheter − ges företräde. Med andra ord: Principen att inte riskera att fram-

tida generationer utsätts för skada väger tyngre än vår skyldighet att ta hänsyn till möjligheten att en inte alltför avlägsen generation skulle vilja få tillgång till det slutförvarade kärnavfallet och använda det för något ändamål. I denna bemärkelse kan man alltså sätta ett frågetecken för det första ledet i den s.k. KASAMprincipen, dvs. att slutförvaret ska utformas så att det möjliggör ett återtagande. Om det medför att vi i något avseende måste tumma på den långsiktiga säkerheten, så är det vår skyldighet att i första hand tänka på säkerheten.

Därtill kommer också en annan risk med att underlätta ett återtag, nämligen att en inte alltför avlägsen generation människor − eller kanske en annan makt − skulle vilja återta avfallet för att använda det för destruktiva syften.

Den starka rättviseprincipen och kärnavfallet

Den starka rättviseprincipen medför – negativt uttryckt – att vi som lever just nu inte har rätt att vidta åtgärder som kan ge efterkommande generationer en mer begränsad livskvalitet än den vi själva har. Omhändertagandet och slutförvaret av kärnavfallet kan betraktas som en sådan börda för framtida generationer att det vore orätt av den nuvarande generationen att inte tillse att en slutförvaring kommer till stånd. Enligt den minimala rättviseprincipen måste vi dessutom utforma denna slutförvaring på ett sådant sätt att framtida generationer − under den tid som kärnavfallet utgör en risk för deras liv och hälsa − utformas på ett sätt som minimerar denna risk. Den starka rättviseprincipen går ytterligare ett steg längre. Vi har en skyldighet att se till att de som lever 5−6 generationer efter oss kan uppnå en likvärdig livskvalitet. Det innebär att vi inte får belasta dem med sådana bördor att de förhindras att tillgodose inte bara sina grundläggande behov utan också kunna njuta av livet på det sätt vi har kunnat göra i vår nuvarande situation. Vilka konsekvenser medför detta för slutförvaringen av kärnavfallet?

Svaret är för det första att vi inte kan skjuta över ansvaret till en kommande generation och att vi som njutit fördelarna av kärnkraften också måste ta på oss ansvaret att bygga ett långsiktigt säkert slutförvar för det använda kärnbränslet (om vi har kunskap och teknik att göra detta). Om det finns metoder att genomföra ett projekt som uppfyller en sådan kravspecifikation, är det vår skyldighet att anta denna moraliska utmaning.

Men − för det andra − kan den starka rättviseprincipen också pålägga oss en annan förpliktelse. Vi har en skyldighet att till nästa generation överföra resurser, som gör det möjligt för den att om behov föreligger kunna förbättra slutförvaret. Grundfrågan blir här: Är det sannolikt att ett sådant behov kommer att föreligga? Sannolikheten är kanske mycket låg. Det hindrar inte att det kan finnas en liten, men inte helt försumbar risk att sådana förbättringar av slutförvaret visar sig nödvändiga om t.ex. 75−100 år och att det skulle kunna pålägga en kommande generation en avsevärd börda att åstadkomma en sådan förbättring. Denna börda skulle under vissa omständigheter kunna bli så stor att den begränsar våra barnbarns barn deras möjlighet att uppnå en livskvalitet som är likvärdig med vår. Om man räknar med att våra barnbarns barn kan få en hel del andra miljöproblem i arv från oss, och om man dessutom betänker att det finns en mycket större risk att samhällets tillgångar inte kommer att bli lika omfattande som idag, blir behovet av någon slags intergenerationell försäkring en inte helt ovidkommande moralisk fråga. Man kan ta en analogi med ett rederi, som har ansvar att förse sina färjor och passagerarfartyg med livbåtar, eller ett flygbolag som inte bara är skyldigt att utrusta sina flygplan med flytvästar, nödutgångar och annan säkerhetsutrustning. Ett rederi eller ett flygbolag har också skyldighet att mer långsiktigt utveckla säkerheten.

Man skulle mot denna bakgrund kunna resonera på följande sätt. Vi i den nuvarande generationen har njutit fördelarna av kärnkraften. Men har vi betalat hela priset? I viss mån kan man säga att vi har gjort det − av varje kilowattimme elström betalar elkonsumenten sedan 1980-talet några tiondels ören för om-

händertagandet av kärnavfallet. Beloppet täcker också olika skydds- och säkerhetsåtgärder under själva uppförandet av ett slutförvar samt kostnader för en inkapslingsanläggning och för rivning av kärnkraftverken. I långa stycken kan vi förutse hur dessa säkerhetssystem ska utformas och hur de ska se ut under konstruktionsperioden och i samband med att det farliga bränslet deponeras. När bränslet väl är på plats måste riskerna för läckage från kapslar och deponeringsplats ha minimerats. Möjligheter för reparerbarhet kan delvis förutses och byggas in i slutförvarssystemet. Men det finns risker som vi inte kan förutse, men som efterkommande generationer kan ha större kunskaper om − och behöva ha tillgång till större resurser för att kunna åtgärda. En konsekvens av den starka rättviseprincipen skulle kunna vara att vi är skyldiga att ”försäkra” framtida generationer mot risker som vi inte kan förutse och de bördor som nödvändiga förbättringar av slutförvaret kan medföra. En sådan försäkring skulle kunna utformas som en fondering av ekonomiska resurser för de närmaste 150 åren. Vill vi ta på oss den bördan och är det praktiskt möjligt att fondera ekonomiska resurser i ett sådant tidsperspektiv?

Detta aktualiserar på ett mycket konkret sätt idén om ett ”rullande nu”. För att ett sådant försäkringssystem ska fungera krävs en fungerande överföring av kunskaper, resurser, värderingar och institutioner från en generation till en annan, dvs. från oss till våra barn och från oss och dom till våra barnbarn osv. Varje generation måste tillerkännas någon slags handlingsfrihet när det gäller inriktningen och användningen av de ackumulerade resurserna. Allt detta skulle kunna vara en konkretisering av begreppet om ett rullande nu (introducerad i Ansvar, rättvisa och trovärdighet − etiska dilemman kring kärnavfall, 1999, s. 28). Det aktualiserar en mängd frågor som inte kan få ett genomarbetat svar i detta sammanhang, t.ex. frågan om utformningen av ett robust och uthålligt försäkringssystem − och om ett sådant system också är motiverat för andra giftiga ämnen som vi som lever i den nuvarande generationen har spridit i miljön och som

pålägger framtida generationer mer eller mindre långtgående saneringsbördor.

Det kan dock finnas ett annat och mer konkret ändamål för en sådan ”slutförvarsförsäkring”. Enligt den tidigare nämnda KASAM-principen bör ett slutförvar utformas så att det dels gör kontroll och åtgärder onödiga, dels inte omöjliggör kontroll och åtgärder. Men hur ska man samtidigt kunna tillgodose behovet av kontroll och total isolering av förvaret från biosfären? Medför inte kontroll att man måste kompromissa med säkerheten? Om det finns en sådan konflikt, kan det vara ett skäl att uppskjuta den slutliga förslutningen av förvaret tills man har hittat en teknisk lösning på kontrollfrågan som inte innebär att man behöver kompromissa med den långsiktiga säkerheten. Detta förutsätter att det finns resurser för teknikutveckling − och åtaganden från den nu levande generationen − som maximerar möjligheterna för framtagandet av en teknik som upplöser konflikten mellan kontrollkravet och säkerhetskravet.

9.6 Slutsatser

Kärnavfallsfrågan är inte endast en fråga om den tekniska konstruktionen av ett system för slutförvaring. Det handlar också om etiska och moraliska frågor som bland annat berör vårt ansvar för kommande generationer. Detta kapitel är till sin karaktär en etisk reflektion över detta ansvar.

Det använda kärnbränslet är farligt för människors hälsa och miljön i 100 000-tals år, dvs. till dess strålningen avklingat till mycket låg nivå. • Den minimala rättviseprincipen kräver att vi inte hotar fram-

tida generationers livsmöjligheter. Detta innebär att vi − den generation som har njutit fördelarna av kärnkraften − har en moralisk skyldighet att skapa hållbara förutsättningar för att undanhålla det skadliga avfallet från det naturliga kretsloppet under denna långa tid. Ett slutförvar för använt kärnbränsle

måste därför utformas på ett sådant sätt att det inte ens på lång sikt kräver något underhåll eller övervakning. Samtidigt måste framtida generationer ges möjlighet att kontrollera förvaret och att förbättra omhändertagandet av avfallet. Detta ligger i den s.k. KASAM-principen som formulerades i slutet av 1980-talet: Ett slutförvar bör utformas så att det dels gör kontroll och åtgärder onödiga, dels inte omöjliggör kontroll och åtgärder. Men om möjligheten till kontroll innebär att den långsiktiga säkerheten blir mindre än om vi avstår från en sådan kontroll, så bör vi prioritera den långsiktiga säkerheten och avstå från kontrollmöjligheten • Den svaga rättviseprincipen säger oss att vi också har ett ansvar och en skyldighet att utnyttja naturresurserna på ett sådant sätt att framtida generationer kan tillgodose sina grundläggande behov. Det innebär att vi inte i onödan ska förhindra framtida generationers handlingsfrihet − och särskilt de som lever upp till ca 300 år fram i tiden − t.ex. att kunna utnyttja avfallet som en resurs, dvs. att möjliggöra ett återtagande. Detta gäller dock endast under förutsättning att den långsiktiga säkerheten inte minskar. Vår skyldighet att inte riskera att framtida generationer utsätts för skada väger således tyngre än vår skyldighet att ta hänsyn till att en inte alltför avlägsen generation skulle vilja återta avfallet för något ändamål. • Den starka rättviseprincipen innebär ett ansvar i vårt handlande så att efterkommande generationer − upp till ca 150 år framåt i tiden − kan förväntas uppnå en likvärdig livskvalitet som den vi själva har, dvs. att kunna njuta av livet på det sätt som vi har kunnat göra i vår nuvarande livssituation. Uppbyggnaden av Kärnavfallsfonden, med syfte att säkerställa ekonomiska resurser för att slutligt ta hand om det svenska kärnavfallet, bidrar till våra möjligheter att ta detta ansvar.

Referenser

Ansvar , rättvisa och trovärdighet – etiska dilemman kring kärn-

avfall. Kommentus 1999. Beauchamp, Tom L. & Childress, James F., Principles of

Biomedical Ethics. New York & Oxford: Oxford University Press 1979 och senare upplagor.

Från en art till en annan – transplanation från djur till människa.

Betänkande från Xenotransplanationskommittén. SOU

1999:120. Kadak, Andrew C. ”An intergenerational approach to high-level

waste disposal” I Nuclear News, July 1997. Kjellman, Sten. Det svenska kärnavfallsprogrammet. SKB 2000. Slutförvaring av använt kärnbränsle – KASAM:s yttrande över

SKB:s FUD-program 92. Rapport av Statens råd för kärnavfallsfrågor – KASAM, SOU 1993:67.

Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 1998. Rapport av Statens råd

för kärnavfallsfrågor – KASAM, SOU 1998:68. Kärnavfall – forskning och teknikutveckling. SKB:s FUD-program

2001. Larsson, Karl-Erik. Vetenskap i kärnkraftens skugga. Distribution:

KTH, Stockholm 1999. Naturresursers nyttjande och hävd. Betänkande av Naturresurs-

och miljökommittén, Jordbruksdepartementet, SOU 1983:56, Stockholm.

Osäkerhet och beslut. SKN (Statens kärnbränslenämnd) 1991 Rawls, John. A Theory of Justice. London: Oxford University

Press 1971. Retrievability of High Level Waste and Spent Nuclear Fuel. IAEA

Tecdoc 1187. 2000 Shader-Frechette, Katrin. Burying Uncertainty. Risk and the Case

against Geological Disposal of Nuclear Waste. Berkeley and

Los Angeles: University of California Press 1993. Shader-Frechette, Katrin. ”High-level waste, low-level logic”,

The Bulletin of Atomic Scientists. Nov-Dec 1994.

Stenmark, Mikael. Miljöetik och miljövård. Miljöfrågornas värde-

ringsmässiga dimension. Lund: Studentlitteratur 2000. Vår gemensamma framtid. Världskommissionen för miljö och

utveckling. Stockholm: Bokförlaget Prisma och Tidens förlag

1988.

Avslutning

Vid driften av de svenska kärnkraftverken skapas årligen betydande mängder högaktivt, långlivat avfall i form av använt kärnbränsle och annat radioaktivt avfall. Möjligheterna att på ett säkert sätt hantera och att slutförvara detta farliga avfall är av avgörande betydelse för människors hälsa och för miljön, nu och för en mycket lång tid framåt.

I de allra flesta länderna med kärnkraft finns en gemensam grundsyn på hur kärnavfallsfrågorna bör lösas. Denna gemensamma grundsyn manifesteras genom den internationella kärnavfallskonventionen, som de flesta länder har anslutit sig till. Sverige var ett av de första länderna, som anslöt sig till konventionen. En internationell utblick visar att Finland, Sverige och USA har nått längst med att förverkliga slutförvaring av använt kärnbränsle, både i fråga om teknikval och platsvalsprocess.

Att anlägga en inkapslingsanläggning eller ett geologiskt slutförvar för använt kärnbränsle eller annat kärnavfall berör många personer och institutioner i samhället. Kärnkraftsindustrin, staten och kommunerna är tre huvudaktörer men även enskilda individer och frivilligorganisationer är i hög grad berörda av samråd, miljökonsekvensbedömningar, platsundersökningar samt val av metod och plats inför en eventuell lokalisering av dessa anläggningar. En framgångsrik samråds- och prövningsprocess förutsätter ett starkt engagemang inte minst av de berörda kommunerna. Den förutsätter också att de berörda aktörerna ges tillräckliga resurser och möjligheter till kunskapsuppbyggnad.

Avslutning SOU 2004:67

Den svenska modellen för samråds- och beslutsprocessen i frågor om kärnavfall, med omfattande informationsutbyte i ett förstudieskede och med ett mera formellt samrådsförfarande (enligt 6 kap. miljöbalken) i ett senare skede, präglas av öppenhet, dialog och demokrati i de berörda kommunerna. Svensk Kärnbränslehantering AB (SKB) har genomfört s.k. tidiga samråd med närboende och länsstyrelserna i Uppsala och Kalmar län samt har därefter inlett s.k. utökade samråd med miljökonsekvensbedömning med statliga myndigheter, kommuner, allmänheten och organisationer som kan antas bli berörda av verksamheten. Aktuella kommuner är Östhammar och Oskarshamn.

Val av bästa möjliga teknik och val av lämplig plats (som innebär minsta påverkan på människors hälsa och miljön), i det tidsperspektiv som gäller för ett slutförvar för använt kärnbränsle, ställer mycket stora krav på beslutsunderlaget för prövning enligt bland annat kärntekniklagen och miljöbalken.

Ingående kunskaper om de tekniska och naturliga barriärerna är nödvändiga vid djupförvaring i berg. Det vetenskapliga underlaget för beräkningar av berggrundens mekaniska och kemiska stabilitet samt genomsläpplighet för radioaktiva ämnen under ca 100 000 år framåt i tiden är en viktig del av förutsättningarna för säkerhetsanalysen. Kunskap om den pågående deformationen av bergrunden är ett nyckelproblem för att kunna göra prognoser om stabiliteten. Metoderna för mätning och modellering av rörelser i berggrunden behöver därför vidareutvecklas. Detta gäller i hög grad även för att kunna beskriva och modellera grundvattenförhållandena ner till förvarsdjup. Genom noggrann mätning av isotopkvoter (naturliga och andra isotoper) kan man få ytterligare viktig information om mekanismerna för transport av olika grundämnen från djupförvaret.

Behovet av metodutveckling gäller även för tillverkning och kontroll av de tekniska barriärerna. För kapseln behövs en utveckling av acceptanskriterier och en analys av konsekvenserna om dessa inte uppfylls. Det är också viktigt att dessa kriterier kan verifieras med oförstörande provningsmetoder och att det formuleras ett system för att kvalitetssäkra kapseltillverkningen.

Vid en sammanvägd bedömning av en avfallsanläggnings konsekvenser för människors hälsa och miljön är det angeläget att kunna jämföra risken på grund av radioaktiviteten i avfallet med risken på grund av avfallets kemiska giftighet. För en rättvis bedömning är det dessutom viktigt att kunna göra bättre jämförelser, mellan kärnavfallets farlighet och farligheten hos andra typer av avfall, än vad som hittills varit möjligt med dagens klassificeringssystem. En tydlig koppling mellan klassificeringen och kraven på att skydda människornas hälsa kommer förhoppningsvis att öka allmänhetens förtroende för avfallshanteringen och deponeringsverksamheten.

Miljökonsekvensbeskrivningen, som skall höra till en ansökan om regeringens tillstånd för att bygga ett slutförvar, skall även belysa alternativa metoder för att ta hand om kärnavfallet. Transmutation har nämnts i detta sammanhang. Tekniken syftar i princip mot de allmänna mål som gäller för hantering av avfall i allmänhet, nämligen utnyttjande av det använda bränslet som en resurs (för ytterligare energiproduktion) samt en minskning av avfallets farlighet och mängd.

Med dagens kunskap om denna teknik är det dock inte acceptabelt att avbryta eller senarelägga det svenska slutförvarsprogrammet, med hänvisning till transmutation som ett möjligt alternativ. Däremot stärker detta möjliga framtida alternativ kravet på att förvaret skall utformas så att återtagning av avfallet blir möjlig. Enligt de etiska principer, som bland andra KASAM ställt upp, bör varje generation ta hand om sitt eget avfall och inte tvinga framtida generationer att utveckla ny teknik för att lösa problemen. Därför är det rimligt att resurser avsätts för fortsatt forskning om transmutation.

Kärnavfallsfrågan är inte endast en fråga om den tekniska konstruktionen av ett system för slutförvaring. Det handlar också om etiska och moraliska värderingar som bland annat berör vårt ansvar för kommande generationer. − Det använda kärnbränslet är farligt för människors hälsa och miljön i 100 000tals år.

Avslutning SOU 2004:67

Vår generation, som har njutit fördelarna av kärnkraften, har en moralisk skyldighet att skapa hållbara förutsättningar för att undanhålla det skadliga avfallet från det naturliga kretsloppet under denna långa tid.

Vi skall inte heller i onödan förhindra framtida generationers handlingsfrihet, t.ex. att kunna utnyttja avfallet som en resurs, dvs. att möjliggöra ett återtagande. Detta gäller dock endast under förutsättning att den långsiktiga säkerheten inte minskar. Vår skyldighet att inte riskera att framtida generationer utsätts för skada väger således tyngre än vår skyldighet att ta hänsyn till att en inte alltför avlägsen generation skulle vilja återta avfallet för något ändamål.

Vi har även ett ansvar i vårt handlande så att efterkommande generationer kan uppnå en likvärdig livskvalitet som den vi själva har. Uppbyggnaden av Kärnavfallsfonden, med syfte att säkerställa ekonomiska resurser för att slutligt ta hand om det svenska kärnavfallet, bidrar till våra möjligheter att ta detta ansvar.

Statens offentliga utredningar 2004

Kronologisk förteckning

1. Ett nationellt program om person- 18. Brottsförebyggande kunskaps-

säkerhet. Ju. utveckling. Ju.

2. Vem tjänar på att arbeta? Bilaga 14 till 19. Långtidsutredningen 2003/04. Fi.

Långtidsutredningen 2003/04. Fi. 20. Genetik, integritet och etik. S.

3. Tvång och förändring. Rättssäkerhet, 21. Egenförsörjning eller bidrags-

vårdens innehåll och eftervård. försörjning? Invandrarna, arbets-

+ Bilagor. S. marknaden och välfärdsstaten. Ju.

4. Förnybara fordonsbränslen. 22. Allmänhetens insyn i partiers och val-

Nationellt mål för 2005 och hur kandidaters intäkter. Ju.

tillgängligheten av dessa bränslen kan 23. Från verksförordning till myndighets-

ökas. M.

förordning. Fi. 5. Från klassificering till urval. En

24. Utlandstjänstens villkor. Arbetsvillkor, översyn av Totalförsvarets pliktverk.

ersättningssystem och skatteregler för Fö.

statligt anställda under utlandsstatione- 6. Översyn av personuppgiftslagen. Ju.

ring. UD. 7. Ledningsrätt. Ju.

25. Informera om samhällets säkerhet. Fö. 8. Folkbildning och lärande med ITK-

26. Arbetstid vid vägtransporter – förslag stöd – en antologi om flexibelt lärande

till ny lag. N. i folkhögskolor och studieförbund. U.

27. En Ny Doktorsutbildning – kraft- 9. Bokpriskommissionens fjärde del-

samling för excellens och tillväxt. U. rapport. Det skall vara billigt att köpa

28. Hyressättning av vissa ändamålsböcker och tidskrifter IV. Ku.

byggnader. Fi. 10. Rätten till skadestånd enligt

29. Tre vägar till den öppna högskolan. U. konkurrenslagen. N.

30. Folkbildning i brytningstid 11. Sveriges ekonomi – utsikter till 2020.

– en utvärdering av studieförbund och Bilaga 1–2 till Långtidsutredningen

folkhögskolor. U. 2003/04. Fi.

31. Flyktingskap och könsrelaterad för- 12. Patientskadelagen och läkemedels-

följelse. UD. försäkringen – en översyn. S.

32. Informationssäkerhet i Sverige och 13. Samhällets insatser mot hiv/STI

internationellt – en översikt. Fö. – att möta förändring. S. 14. Det ofullständiga pusslet. Behovet 33. Kunskap för integration. Om makt i

skola och utbildning i mångfaldens av att utveckla den ekonomiska

Sverige. Ju. styrningen och samordningen när det gäller länsstyrelserna. Fi. 34. Regional utveckling – utsikter till 2020.

Bilaga 3 till Långtidsutredningen 15. Tolkförmedling. Kvalitet registrering

2003/04. Fi. tillsyn. Ju.

35. Utan timplan – med målen i sikte. U. 16. Digital Radio. Ku.

36. Reformerade egendomsskatter. Fi. 17. Turistfrämjande för ökad tillväxt. N.

37. Miljöbalkens sanktionssystem och 61. En översyn av Brottsoffer-

hänsynsregler. M. myndigheten. Ju. 38. Alternativ för miljöbalkens prövnings- 62. Handla för bättre klimat – handel med

organisation. M. utsläppsrätter 2005–2007, m.m. N. 39. Nytt regelverk för marksänd digital- 63. Skatt på väg. Fi.

TV. Ku. 64. Allmänna vattentjänster. M. 40. Kortare instanskedja och ökad samord- 65. En statsförvaltning i utveckling och

ning. Alternativ för plan- och bygg- förnyelse. Fi. lagens prövningsorganisation. M. 66. Egendomsskatter. Reform av arvs-

41. Totalförsvarets forskningsinstitut. och gåvoskatter. Fi.

En översyn. Fö. 67. Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 42. Lärare, forskare och läkare – tre 2004. M.

kompetenser i en befattning. U. 43. Den könsuppdelade arbetsmarknaden.

N. 44. Kan vi räkna med de äldre? Bilaga 5 till

Långtidsutredningen 2003/04. Fi. 45. Nationaldagen – ny helgdag. Ju. 46. Svensk kod för bolagsstyrning.

Förslag från Kodgruppen. Ju. 47. Näringslivet och förtroendet.

+ Bilagedel. Ju. 48. Kategorisering och integration.

Om föreställda identiteter i politik,

forskning, media och vardag. Ju. 49. Engagemang, mångfald och integra

tion. Om möjligheter och hinder för

politisk jämlikhet. Ju. 50. Skolans ansvar för kränkningar av

elever. U. 51. Vem får vara med? En belysning av

folkbildningens relation till icke del-

tagarna. U. 52. Samhällets behov av betaltjänster. N. 53. Bevara ljud och rörlig bild. Insamling,

migrering – prioritering. U. 54. Handikappolitisk samordning

– organisation för strategi och

genomförande. S. 55. Ett utvidgat skydd mot könsdiskrimi-

nering. Ju. 56. E-tjänster för alla. Fi. 57. Tillsyn för säkra varor och öppna

marknader. UD. 58. Försvarshögskolan. En översyn. Fö. 59. Kvinnors organisering. Ju. 60. Samspel och integration. Nationell

organisation för deltagande i EU:s

forsknings- och utvecklingsarbete. U.

Statens offentliga utredningar 2004

Systematisk förteckning

Justitiedepartementet Flyktingskap och könsrelaterad förföljelse. Ett nationellt program om personsäkerhet. [31]

[1] Tillsyn för säkra varor och öppna Översyn av personuppgiftslagen. [6] marknader. [57] Ledningsrätt. [7] Tolkförmedling. Kvalitet registrering Försvarsdepartementet

tillsyn. [15] Från klassificering till urval. En översyn av Brottsförebyggande kunskapsutveckling. Totalförsvarets pliktverk. [5]

[18] Informera om samhällets säkerhet. [25] Egenförsörjning eller bidragsförsörjning? Informationssäkerhet i Sverige och

Invandrarna, arbetsmarknaden och internationellt – en översikt. [32] välfärdsstaten. [21] Totalförsvarets forskningsinstitut.

Allmänhetens insyn i partiers och val- En översyn. [41]

kandidaters intäkter. [22] Försvarshögskolan. En översyn. [58] Kunskap för integration. Om makt i

skola och utbildning i mångfaldens Socialdepartementet Sverige. [33] Tvång och förändring. Rättssäkerhet,

Nationaldagen – ny helgdag. [45] vårdens innehåll och eftervård. Svensk kod för bolagsstyrning. + Bilagor. [3]

Förslag från Kodgruppen. [46] Patientskadelagen och läkemedels- Näringslivet och förtroendet. + Bilagedel. försäkringen – en översyn. [12]

[47] Samhällets insatser mot hiv/STI – att möta Kategorisering och integration. Om före- förändring. [13]

ställda identiteter i politik, forskning, Genetik, integritet och etik. [20] media, och vardag. [48] Handikappolitisk samordning

Engagemang, mångfald och integration. – organisation för strategi och genom-

Om möjligheter och hinder för politisk förande. [54] jämlikhet. [49]

Ett utvidgat skydd mot könsdiskrimi- Finansdepartementet

nering. [55] Vem tjänar på att arbeta? Bilaga 14 till Kvinnors organisering. [59] Långtidsutredningen 2003/04. [2] En översyn av Brottsoffermyndigheten. Sveriges ekonomi – utsikter till 2020.

[61] Bilaga 1–2 till Långtidsutredningen

2003/04. [11] Utrikesdepartementet Det ofullständiga pusslet. Behovet av att Utlandstjänstens villkor. Arbetsvillkor, utveckla den ekonomiska styrningen

ersättningssystem och skatteregler för och samordningen när det gäller länsstatligt anställda under utlandsstatione- styrelserna. [14] ring. [24] Långtidsutredningen 2003/04. [19]

Från verksförordning till myndighets- Miljödepartementet

förordning. [23] Förnybara fordonsbränslen. Nationellt Hyressättning av vissa ändamåls- mål för 2005 och hur tillgängligheten av

byggnader. [28] dessa bränslen kan ökas. [4] Regional utveckling – utsikter till 2020. Miljöbalkens sanktionssystem och

hänsynsregler. [37] Bilaga 3 till Långtidsutredningen 2003/04. [34] Alternativ för miljöbalkens prövnings-

Reformerade egendomsskatter. [36] organisation. [38] Kan vi räkna med de äldre? Bilaga 5 till Kortare instanskedja och ökad samord-

Långtidsutredningen 2003/04. [44] ning. Alternativ för plan- och bygg-

lagens prövningsorganisation. [40] E-tjänster för alla. [56]

Allmänna vattentjänster. [64] Skatt på väg. [63]

Kunskapsläget på kärnavfallsområdet 2004. En statsförvaltning i utveckling och

[67]

förnyelse. [65] Egendomsskatter. Reform av arvs- och Näringsdepartementet

gåvoskatter. [66]

Rätten till skadestånd enligt konkurrens-

lagen. [10]

Utbildningsdepartementet

Turistfrämjande för ökad tillväxt. [17] Folkbildning och lärande med ITK-stöd

Arbetstid vid vägtransporter – förslag till

– en antologi om flexibelt lärande i folk-

ny lag. [26]

högskolor och studieförbund. [8]

Den könsuppdelade arbetsmarknaden. [43] En Ny Doktorsutbildning – kraftsamling

Samhällets behov av betaltjänster. [52] för excellens och tillväxt. [27] Handla för bättre klimat – handel med

Tre vägar till den öppna högskolan. [29]

utsläppsrätter 2005–2007, m.m. [62] Folkbildning i brytningstid

– en utvärdering av studieförbund och

folkhögskolor. [30] Utan timplan – med målen i sikte. [35] Lärare, forskare och läkare –

tre kompetenser i en befattning. [42] Skolans ansvar för kränkningar av elever.

[50] Vem får vara med? En belysning av

folkbildningens relation till icke del-

tagarna. [51] Bevara ljud och rörlig bild. Insamling,

migrering – prioritering. [53] Samspel och integration. Nationell

organisation för deltagande i EU:s

forsknings- och utvecklingsarbete. [60]

Kulturdepartementet

Bokpriskommissionens fjärde delrapport.

Det skall vara billigt att köpa böcker och

tidskrifter IV. [9] Digital Radio. [16] Nytt regelverk för marksänd digital-TV.

[39]