2010-09-08 PM - UNDANTAG FÖR NORM Strålsäkerhetsmyndighetens föreskrifter om undantag mm för omhändertagande av NORM Mikael Jensen och Ann-Louis Söderman 1 Introduktion EU-inträdet innebar för Sveriges del att strålskyddet måste harmoniseras med EURATOMfördragets strålskyddskrav i EU:s grundläggande säkerhetsföreskrifter, de s.k. Basic Safety Standards, BSS, i direktivet [EURATOM 1990]. Bland annat är hantering av naturligt förekommande radioaktiva ämnen inte undantaget i BSS, såsom fallet var i strålskyddslagens (1988:220) dåvarande lydelse. Sådana ämnen såsom t.ex. alunskiffer har internationellt beteckningen NORM, från engelskans Naturally Ocurring Radioactive Material, naturligt förekommande radioaktivt material. Då nästan alla radioaktiva material i viss mening är naturliga, har man ibland förtydligat NORM så att det avser material som antingen är i sin naturliga form eller som endast har bearbetats för andra ändamål än att utvinna materialets radionuklider. När BSS genomfördes genom ändringar i strålskyddslagen 2000 hade det till följd att en del verksamheter med mycket små strålskyddsrisker blev tillståndsbelagda, vilket innebär en omfattande administrativ hantering som inte kan motiveras ur strålskyddssynpunkt. Samtidigt fick myndigheten rätten att göra allmänna undantag i föreskriftsform för att lösa problemet. Strålsäkerhetsmyndigheten, som har övertagit Strålskyddsinstitutets uppgifter, inför i och med föreskrifterna om NORM en sådan förenkling. Avsikten med detta PM är inte att ge allmänna råd om hur föreskrifterna kan uppfyllas utan att ge en bakgrund och myndighetens bevekelsegrunder till regleringen och belysa föreskrifternas nivåer med redovisade bedömningar och beräkningar. Kommentarerna tar endast upp regler inom strålsäkerhetsmyndighetens ansvarsområde. Miljöbalken har regler som också kan påverka t.ex. deponering av avfall.
2 NORM Naturligt förekommande radioaktivt material, NORM, innehåller radioaktiva ämnen bestående av isotoper av uran och torium med sina dotterprodukter, samt av den radioaktiva kaliumisotopen kalium-40. Av dessa är uran-238 med dotterprodukter den viktigaste. Av de olika ämnen som bildas i uran-238-sönderfallet innehåller figuren nedan de viktigaste. Figur 1. De viktigaste ämnena i sönderfallet av uran-238 Beta-sönderfall innebär att en atomkärna skickar ut en elektron och förändrar sitt atomnummer nedåt, men inte sin atomvikt. Ett alfa-sönderfall minskar både atomvikt och atomnummer med två enheter. Halveringstiderna i kedjan varierar från 4,5 miljarder år till 164 miljondels sekund. Uran-238 har funnits i jordskorpan i miljarder år så alla sönderfallsprodukterna, urandöttrarna, finns i jordskorpan. De har olika kemiska egenskaper så atomerna i ett visst sönderfall finns inte nödvändigtvik på samma ställe. Radon som är en gas är särskilt lättrörlig. 2
3 Föreskrifternas syfte och omfattning Strålskyddsreglerna i föreskrifterna ersätter den formellt hittills rådande tillståndsplikten för ett antal omhändertaganden, bl.a. deponering på deponi och återvinning för anläggningsändamål. För dessa verksamheter skulle tillståndsprövning inte tillföra något ur strålskyddssynpunkt. I en del fall behövs tillståndsreglering för ett effektivt strålskydd. Det gäller bland annat för hantering av material med stora mängder eller höga halter av radioaktiva ämnen. Därför innehåller föreskrifterna en gräns motsvarande hantering av 100 ton per år. Den är aktuell bl.a. för askhantering från torvförbränning. En annan gräns för tillståndskrav finns för material med hög specifik aktivitet. Föreskrifterna behandlar inte personalstrålskyddet i samband med sådan hantering, men strålskyddslagens 6 om allmänna hänsynsregler, bl.a. om personalstrålskydd, gäller även för verksamhet med NORM. För sådan verksamhet med NORM som i dag förekommer finns normalt inget behov för särskilda personalstrålskyddsåtgärder utöver de som krävs i regleringen av arbetsmiljön i övrigt, se bl.a. [SSI 2006]. Andningsskydd och/eller skyddshandskar ger både strålskydd och annat arbetsmiljöskydd. För tillståndspliktig verksamhet gäller Strålsäkerhetsmyndighetens bestämmelser [SSMFS 2008b] om personalstrålskydd m.m. för verksamhet med strålning, vilka också är vägledande för icke tillståndspliktig verksamhet, i syfte att uppfylla lagens allmänna hänsynsregler. Exempel på tillståndspliktig verksamhet är provborrning efter uran och dricksvattenrening i vattenverk där råvattnet har höga uranhalter. Exempel på icke tillståndspliktig verksamhet är rivning av byggnader med alunskifferbaserad lättbetong, s.k. blåbetong. Viss allmän information om doser från verksamhet med urandamm mm. ges i Strålsäkerhetsmyndighetens riktlinjer för uranprospektering, på myndighetens hemsida: http://www.stralsakerhetsmyndigheten.se/global/publikationer/myndighetshandling/pm/2008/ Praktiska-riktlinjer-for-stralskydd-uranprosp.pdf Man kan inte förutse all hantering och omhändertagande av NORM och myndigheten har därför också en möjlighet att i enskilda fall förbjuda en verksamhet som inte är tillståndsbelagd (15 strålskyddslagen). 3
4 NORM i Sverige I Sverige förekommer få NORM industrier jämfört med många andra länder. Mängden material som uppkommer i de befintliga industrierna är i regel också begränsad till mindre mängder. I förslaget till nytt BSS-direktiv finns en positiv lista av verksamheter som medlemsländerna ska beakta vid regleringen av NORM. Listan består av industrier där material med naturligt förekommande radioaktiva ämnen bearbetas på ett sätt som gör arbetstagare kan behöva skyddas från strålning eller där restprodukter som innehåller förhöjda halter av radioaktiva ämnen uppkommer. Huruvida reglering blir nödvändigt beror främst på om personal erhåller förhöjda stråldoser. I de föreskrifter som nu föreslås utelämnas bedömningen av personalstrålskyddet eftersom detta fångas upp i andra regler från SSM, utan innehållet handlar enbart om omhändertagande av material på ett säkert sätt. Förslag till lista över NORM-verksamheten i utkastet till nytt BSS-direktiv. - Extraction of rare earths from monazite - Production of thorium compounds and manufacture of thorium containing products - Processing of niobium/tantalum ore - Oil and gas production - Geothermal energy production - TiO 2 pigment production - Thermal phosphorus production - Zircon and zirconium industry - Production of phosphate fertilisers - Cement production, maintenance of clinker ovens - Coal-fired power plants, maintenance of boilers - Phosphoric acid production, - Primary iron production, - Tin/lead/copper smelting, - Ground water filtration facilities, - Mining of ores other than uranium ore. En genomgång av NORM verksamheter i Sverige gjordes 2006-2007. 1 Av de industrier som nämns i kommande BSS-direktiv finns de med kursiv text i Sverige. I övrigt är Sverige ett användarland av produkter som bearbetats i andra länder såsom till exempel zirkonsand, fosfatgödsel och toriumlegerade svetselektroder. Avlagringar, scale I industriprocesser där stora mängder vatten används kan radioaktiva ämnen i vattnet fällas ut i rör och ledningar och lämna avlagringar, s.k. scale. Utfällningarna kan vara väldigt tunna och svåra att notera bara genom att se på materialet, utan det är först när ledningar ska destrueras på skrotgårdar där gammainstrument registrerar förhöjd strålning från rören. Scalen sitter också som en väldigt hård beläggning på ytan, vilket gör att den är svår att separera från ytan. Avlagringar av träfiberrester med förhöjda 1 SSI dnr. 2006/880-40 4
radiumhalter har också påträffats. Det är i regel radium som finns som primär produkt i avlagringarna. Aktiviteten kan vara väldigt varierande, upp till flera tusen Bq/kg. Filter för dricksvattenrening Dricksvattenrening förekommer i stor omfattning i Sverige. Man har under senare år uppmärksammat hälsorisker från uran i dricksvatten vilket föranlett att både Livsmedelsverket och Socialstyrelsen rekommenderar att uranhalten bör hållas under 15 µg/l i dricksvattnet och reningsanläggningar blir vanligare både i kommunala vattenverk och hos privatpersoner. Detta betyder att uranet separeras från vattnet och samlas upp i olika typer av filter, vilket kan ge ett avfallsproblem om filtren inte underhålls och sköts på ett bra sätt. För att sänka radonhalten i vatten används i vissa fall aktivt kol som samlar upp radonet vilket då ger ett radioaktivt avfall. Man har även noterat att filtermassor för vattenrening av andra ämnen med kemotoxiska egenskaper ibland även ansamlar radioaktiva ämnen. Filtermassorna från dricksvattenrening kan ansamla väldigt höga halter av naturligt förekommande radioaktiva ämnen, därmed antar SSM att det är den här typen av avfall som kan behöva specialhanteras, ev. med tillståndsprövning, då aktiviteten kommer att gå över de nivåer som föreslås för när materialet kan deponeras på deponi för icke-farligt avfall. Zirkonsand Zirkonsand används vid tillverkning av kakel och finporslin där sanden tillsätts till produkten vid tillverkningen. Zirkonsand används även som gjutsand vid gjutning av gods som kräver släta och fina ytor såsom motortillverkning. Sanden återanvänds till dess att fraktionen blivit för fin, då den mängd som återstår deponeras. Varken brytning eller malning av zirkonsand sker i Sverige. Vid de mätningar som gjorts på zirkonsand i Sverige har man sett en uranhalt på ca 3000-4300 Bq/kg och toriumhalt på 470-740 Bq/kg. Toriumlegerade svetselektroder Toriumlegerade svetselektroder, används vid TIG-svetsning (tungsten inert gas) av rostfritt stål och vi vissa metaller som nickel. Svetsningen ger mycket starka och hållbara fogar. De vanligaste elektroderna innehåller en ThO 2 halt på 2 procent, vilket motsvarar 70 000 Bq/kg. Det finns också elektroder med en ThO 2 halt på 4 procent. Vid viss typ av svetsning krävs att elektroden är vass och slipning är därför nödvändigt. Våtslipning används för att minska damning och en viss mängd sådant material uppkommer som avfall. Utvinnings- och förädlingsprocesser I Sverige bryts järnmalm vid ett antal gruvor i de norra delarna av landet. Aktiviteten i malmen är låg. Malmen bearbetas till pellets för att malmen ska kunna användas vid smältverken. Det finns fem pelletsverk som ligger i anslutning till gruvorna. Vid pelletstillverkningen krossas först malmen till en slig som sintras och därefter tillsätts bindemedel för att förbättra pelletskulornas hållfasthet. Vid sintringen uppgår temperaturen till ca 1400 grader och vid tillsatsen av bindemedel till ca 5
1250 grader. Det gör att främst Po-210 men även Pb-210 kan frigöras från malmen och följa med rökgaserna eller damm. Kokpunkten för Pb-210 ligger på 1740 grader och kokpunkten för Po-210 på 926 grader. Ämnena sprids antingen i omgivningen eller fastnar i rökgasreningen. Pellets används som råmaterial i två smältverk i Sverige. I slaggen som bildas i masugnen återfinns uran och radium från råmaterialet. Aktiviteten som uppmätts i slagg överskrider inte strålskyddsförordningens undantagsnivåer och enligt föreskriftsförslaget betraktas därmed som friklassat och faller helt utanför strålskyddslagstiftningen. Vid Rönnskärsverken förädlas både återvunnen koppar och kopparmalm från Bolidens koppargruva i Aitik. Malmen innehåller låg aktivitet, den förädlas till kopparkoncentrat vid gruvan och transporteras till Boliden. Cement- och tegeltillverkning Vid cementtillverkning men också i viss mån i tegeltillverkning finns risk för att Po-210 och Pb-210 förångas till luften på samma sätt som vid pelletstillverkning. Vid cementtillverknings används högre temperatur än när tegel tillverkas. Ämnen kan fällas ut under processen och fastna i ugnarna, det är denna del av cementindustrin som BSS:en nämner i sin lista. Det finns tre cementbruk och ett större tegelbruk i Sverige. Torv- och kolförbränning Torv anrikar naturligt förekommande radioaktiva ämnen och en koncentrering av de radioaktiva ämnena sker vid bränningen. Radionuklidsammansättningen i torvaska kan vara speciell eftersom torven tar upp olika ämnen beroende på de lokala kemiska förhållandena som råder där torvmossen ligger. Vissa torvmossar innehåller även innehålla Cs-137 från nedfall. Cs-137 betraktas inte som en naturligt förekommande radionuklid och faller inte in under de föreslagna NORM föreskrifterna. En tydligare reglering kring hanteringen av större mängder torvaska, över 100 ton aska per år, håller på att arbetas fram av myndigheten. Kolaska kan också innehålla radioaktiva ämnen, men aktiviteten i kol generellt sätt är lägre än i torv. Befintligt NORM Förutom material som anrikas och uppkommer kontinuerligt i olika processer finns även stora mängder existerande NORM som det inte sker någon nytillverkning av och som innehåller en konstant aktivitet. Fosfatindustrier som tidigare förekommit i landet har gett upphov till stora mängder gipsavfall med innehåll av radioaktiva ämnen. Idag utgör gipshögarna ett historiskt avfall och utanför Landskrona har man t.ex. använt gipsen till att fylla ut en ö där man byggt vindkraftverk. Aktiviteten av uran i gipsen är 600 2500 Bq/kg. Ett stort antal högar med rödfyr finns i delar av landet där man tidigare bränt alunskiffer för olika ändamål, bland annat oljeutvinning. Uranhalten i rödfyren kan vara upp mot 5000 Bq/kg, men är vanligtvis lägre. En liten del av rödfyren återvinns som beläggning på tennisbanor. Det i särklass största rödfyrsupplaget är skifferhögen vid Kvarntorp. Denna omfattar 40 miljoner m 3 bränd skiffer, varav 23 miljoner ton aska och upptar ett område på 50 hektar. I Västergötland har intensiv brytning av alunskiffer pågått sedan 1700-talet bland annat vid Kinnekulle, Billingen och i Falbygden. Rödfyrshögar finns också i Örebro 6
län, Skåne och på Öland. Gammastrålningen över otäckta rödfyrsupplag är 0,5 2 µsv/h. På många av rödfyrshögarna är bostads- och industribyggnader uppförda, detta kan medföra svåra radonproblem i inomhusmiljön. Alunskifferbaserad lättbetong (blåbetong) finns utbredd i det svenska bostadsbeståndet. Aktiviteten från uran varierar mellan 500 till 2500 Bq/kg. Uppskattningsvis har ca 20 miljoner m 3 blåbetong använts i svenska bostäder. Vid rivning av bostäderna kommer stora mängder NORM att uppkomma. Vid gamla nedlagda gruvor kan man hitta varphögar med block som delvis har hög aktivitet. 7
5 Lagen om kärnteknisk verksamhet Föreliggande föreskrift täcker i huvudsak strålskyddsfrågor. Då föreskrifterna huvudsakligen innehåller regler om undantag, faller det sig naturligt att inkludera undantag från bestämmelserna i Lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet som avser NORM, vilken tidigare meddelats i en separat föreskrift [SSMFS 2008a]. Undantaget görs där för verksamhet som innebär hantering av i naturen förekommande material som innehåller kärnämne enligt 2 2 a b lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet och som inte avser utvinning av kärnämne ur malmer eller annat råmaterial. [SSMFS 2008a]. Det framgår av de allmänna råden till föreskrifterna att hantering inkluderar hantering av torvaska, bygg- och jordbruksverksamhet mm. SSM inkluderar också verksamhet för omhändertagande av vattenfilter som innehåller uran för deponering på deponi. Filtret anrikar uran men verksamheten att deponera innebär ingen utvinning i lagens mening. 8
6 Grundläggande principer om strålskydd Internationella strålskyddskommissionens rekommendationer Internationella strålskyddskommissionen, ICRP, ger rekommendation om strålskydd. Särskilda rekommendationer som berör avfallsdeponering finns i kommissionens publikation 81 [ICRP 2000]. ICRP:s grundprinciper rör områdena: - Berättigande Endast verksamheter som medför större nytta än skada får förekomma. En helhetsbedömning skall göras för verksamheter som leder till bestrålning eller risk för bestrålning. - Optimering Alla stråldoser skall hållas så låga som rimligt möjligt, samhälleliga och ekonomiska faktorer beaktade. Man brukar enkelt säga att optimering innebär att man kan svara på frågan har jag gjort allt jag rimligen kan för att begränsa stråldoserna. - Dosgränser Optimeringen måste begränsas där det kan förefalla matematiskt optimalt att få personer tar hög dos. I Sverige begränsas doserna som regel genom Strålsäkerhetsmyndighetens dosgränsföreskrifter. Principen om berättigande kan leda till att viss verksamhet helt förbjuds, oavsett om verksamheten är förknippad med mycket låga doser. Det gäller t.ex. radioaktiva ämnen i leksaker och röntgen i samband med skoförsäljning, som förekom på 50-talet. Allmänt sett kan man säga att ett gott strålskydd tar hänsyn till principerna ovan. Kravet återfinns i strålskyddslagen allmänt formulerat i 6 : Den som bedriver verksamhet med strålning skall med hänsyn till verksamhetens art och de förhållanden under vilka den bedrivs 1. vidta de åtgärder och iaktta de försiktighetsmått som behövs för att hindra eller motverka skada på människor, djur och miljö, I många fall v.g. hantering av NORM, är det inte lätt att begränsa doser utan risk för oförutsedda moment och kostnader, eftersom verksamheten omfattar aktiviteter som normalt inte förknippas med strålning såsom rivning av hus och vägbyggnation, men i princip skall alltid en avvägning ske där doser hålls så lågt som rimligt möjligt. Principen om existerande exponering En del rödfyrhögar har åstadkommits vid en tid där nuvarande regelsystem inte fanns. Hit hör rödfyrhögar som i vissa fall härrör från medeltiden men också rester från aktiviteter i mitten av förra seklet. Dessa förhållanden innebär s.k. existerande exponering (på engelska existing exposure). Dagens regler som planerar för ett gott strålskydd omfattar inte sådana omständigheter eller misstag från förfluten tid. Begreppet existing exposure innefattas i andra principer vilka också täcker förhållanden som råder efter en olycka, och kontaminering med Cs- 137 skulle kunna behandlas efter samma strålskyddsmässiga princip. Dock räknas Cs-137 inte till NORM och Cs-137 från Tjernobyl berörs inte av föreliggande föreskrifter. 9
exponeringsrisk Notifiering Existensen av en rödfyrhög på en fastighet innebär inte att krav riktas enligt strålskyddslagen. Däremot gäller föreskrifterna för verksamhet som innebär att man hanterar högen, t.ex. genom att flytta den till deponi eller att återvinna materialet för anläggningsändamål. Principer inom Europeiska Gemenskapen Det ovan nämnda regelsystemet, BSS, rekommenderar att tyngden i tillsynen motsvarar risken som tillsynsobjektet utgör, så att man kan anpassa kontrollåtgärder efter den risk som föreligger (en s.k. graded approach på engelska). Figur 1 visar översiktligt olika typer av myndighetskrav som kan komma i fråga t.ex. för olika koncentrationer av radioaktiva ämnen (liknande regler finns parallellt för stora och små mängder): 1. Höga koncentrationer kräver tillstånd som innebär att en dialog förs mellan tillståndshavaren och myndigheten. Tillståndet kan förses med villkor. 2. Material med lägre koncentrationer kan lämnas på ett visst sätt på en deponi eller vid återvinning som anläggningsändamål. 3. Material kan behandlas utan särskilda krav enligt strålskyddslagen (1988:220) Dessutom förekommer bestrålningssituationer där inget arbete med strålning i strålskyddslagens mening förekommer men där människor utsätts för strålning kosmisk strålning och strålning från radon. Inga av dessa exempel utgör arbete med strålning, och sådana fall är strålskyddslagen inte tillämplig. SSM utgör för dessa fall en expertmyndighet som kan ge vägledning. Figur 1. Schematisk bild av principen om risk-anpassad reglering, graded approach. Tillstånd Registrering Specifikt undantag Allmänt undantag Figuren redovisar EU-kommissionens tankar om hur reglering kan ske. Specifikt undantag kan ibland ske även utan notifiering, d.v.s. anmälan i olika former, enligt de föreliggande föreskrifterna. Strålsäkerhetsmyndigheten använder registrering idag endast inom tillsynen över den kärnteknisk verksamhet, bl.a. för laboratoriemässig hantering av begränsade mängder uran. 10
Undantag och friklassning Strålkällor i en verksamhet som regleras ur strålskyddssynpunkt genom krav på tillstånd eller registrering kan undantas från reglering genom friklassning om strålkällans koncentration eller totala innehåll av radioaktiva ämnen ligger undan en viss nivå, den s.k. friklassningsnivån. Undantag innebär att en verksamhet med en strålkälla inte behöver regleras på grund av strålkällans låga koncentration eller totala innehåll av radioaktiva ämnen. (Särskilda undantag som kan medges i enskilda fall benämns normalt dispens.) Termen friklassning hör ihop med en process, där en strålkälla som varit utsatt för reglering kan undantas från reglering, t.ex. efter att strålkällan avklingat till en låg aktivitetsnivå. Friklassningsnivån måste vara lägre än, eller lika med, undantagsnivån då det annars skulle krävas tillstånd eller registrering av det friklassade materialet. För NORM är friklassningsnivån i och med dessa föreskrifter samma som för undantagsnivån. Det gäller för både verksamhet med NORM material eller andra strålkällor att friklassning eller undantag inte alltid innebär en fullständig frihet för det friklassade materialets användning, då både strålskyddslagen och annan lagstiftning innehåller bestämmelser som kan innebära vissa restriktioner: Strålsäkerhetsmyndigheten kan som ovan nämnts enligt 15 strålskyddslagen i enskilda beslut förbjuda särskilt dosbelastande verksamheter som inte förväntas men som i princip skulle kunna förekomma, t.ex. om sand med radioaktiva ämnen just under undantagsnivån hypotetiskt skulle läggas i sandlådor på lekplatser; Boverkets byggregler innehåller krav på gammastrålning och radon i nya byggnader; Livsmedelsverket och Socialstyrelsen har regler för drickvattenkvalitet som omfattar radioaktiva ämnen; ett ämnes kemiska egenskaper kan utgöra grund för parallell reglering enligt miljöbalken. Uran i dricksvatten regleras t.ex. i första hand på grund av sina kemotoxiska egenskaper. Generellt och specifikt undantag Föreskrifterna tar upp tre typer av undantag: 1. undantag från strålskyddslagens bestämmelser om tillstånd mm., 2. generellt undantag från strålskyddslagens bestämmelser, och 3. undantag från strålskyddslagens bestämmelser för särskilda avfallsströmmar, s.k. specifika undantag. 1 Undantag för tillståndsbestämmelserna I och med att undantag görs för NORM material vars halt eller totala mängd är under tio gånger de gränser som anges i bilagan till strålskyddsförordningen, förenklas hanteringen av naturligt material. De hänsynsregler som bör iakttas anges genom föreskrifterna, och en särskild administrativ hantering behöver därför inte äga rum för t.ex. hantering av alunskifferbaserad lättbetong (s.k. blåbetong) i samband med rivning, eller borrning genom alunskifferlager. 2 Generellt undantag Vid en lägre halt och totalmängd kan ett allmänt undantag göras för strålskyddslagens samtliga bestämmelser. Materialet kan hanteras fritt men andra regler om aktivitetsinnehållet kan finnas som ovan nämnts. På ett laboratorium kan man ibland använda så små mängder av ett radioaktivt ämne att verksamheten kan undantas på grund av den låga totalaktiviteten, men hantering av NORM berör oftast större mängder (ton), och därför är aktivitetshalten oftast 11
grund för undantag snarare än totala mängder. Dock görs undantag för enskilda stenar (stuffer) i geologiska samlingar. Stenarnas vikt avgör om de undantas från strålskyddslagen. Samma gäller innehav av enskilda keramiska hushållsprodukter, prydnads- eller bruksföremål. 3 Specifikt undantag För de generella undantagen ovan måste det antas att materialet kan användas på många sätt, och beräkningar för att bestämma en lämplig undantagsnivå måste ta hänsyn till ett stort antal möjliga bestrålnings- eller expositionsvägar. Sådana beräkningar har gjorts t.ex. i referens [EK 2002]. Om avfallsströmmen är känd och under någon form av kontroll kan de framtida expositionsvägarna begränsas betydligt, vilket kan innebära att undantag för högre halter eller mängder kan tillåtas utan att strålskyddet åsidosätts. Ett sådant undantag eller friklassning kallas riktat eller specifikt. Verksamheten står då under myndighetstillsyn fram tills dess att det är klarställt att materialet kommer att hanteras på det sätt som förutsätts. För omhändertagande av NORM-avfall kan deponering på kommunal deponi vara aktuellt, eller återvinning för vissa anläggningsändamål. 4 Undantag för ämnen och för verksamhet Undantag kan beviljas både för radioaktiva ämnen och för verksamheter. Skillnaden är något konstlad eftersom radioaktiva ämnen inte utgör juridiska personer; undantag berör alltid omständigheter och verksamheter såsom innehav, hantering och överlåtelse. Däremot skulle t.ex. en viss verksamhet kunna undantas från tillstånd, trots att aktiviteter hanteras över gränsen för tillstånd. Tabell 1 visar hur undantag för tillståndskrav i vissa fall görs för hantering av material fram tills deponering, där hanteringen ändå måste uppfylla strålskyddslagens allmänna hänsynsregler, och hur materialet sedan undantas helt efter deponering. Utspädning Vid tillståndspliktig hantering av strålkällor förutsätter regelverket ofta att ingen utspädning får förekomma. Om en sluten industristrålkälla i samband med rivning av misstag skulle tappas ner i en container för metallskrot är det nödvändigt att återta källan för vidare hantering enligt gällande tillstånd. Man kan inte göra en ny beräkning av specifik aktivitet med containerns hela massa i syfte att friklassa containern på grund av dess låga specifika aktivitet. För NORM är situationen delvis annorlunda. I dessa sammanhang är problemet snarare en fråga om medelvärdesbildning. Anläggningsarbeten kan förekomma där det fraktas jordmassor som delvis består av alunskiffer, en blandning av jord och alunskiffer produceras i samband med en brunnsborrning där borren passerar genom ett alunskifferlager. Det är inte lika självklart att man måste separera mera från mindre uranhaltiga massor som naturligt uppkommer i en arbetsprocess. Medelvärdet bör kunna tas över material vid ett och samma en transport och deponeringstillfälle. Intrång av misstag i ett slutförvar ICRP har i [ICRP 2000] givit rekommendationer om intrång i slutförvar som innebär att doser lägre än 10 msv/år inte bör föranleda åtgärder i planeringen av förvaret. Ett slutförvar beläget hundratals meter under marken känns intuitivt mindre hotat från intrång som begås av misstag än ytnära förvar. Frågan är viktig för den reglering som nämns senare, specifik friklassning eller undantag, där Strålsäkerhetsmyndighetens utgångspunkt har varit att dosen för intrång i deponier inte bör överstiga en dos som istället är tio gånger lägre, omkring 1 msv/år. För pågående planerad hantering är motsvarande planeringsgräns för dos 0,3 msv/år. Dessutom bör doser hållas ännu lägre om det kan ske med rimliga åtgärder avseende ekonomiska och sociala kostnader. Den gränsen gäller för t.ex. återvinning för anläggningsändamål. Om radioaktiva 12
ämnen t.ex. uran läggs på en kommunal deponi behöver man bedöma strålskyddet över mycket långa tider. Man kan inte utan vidare anta att skyddet som idag finns kring deponin och inom den kommunala byggplanen fungerar i tusentals år. Begreppet oavsiktligt intrång för en ytnära, t.ex. kommunal, deponi motsvarar scenariet att en deponi över århundraden glöms bort, degraderar och till slut används på sätt som inte var avsedd. De scenarier som väljs för att beskriva denna utveckling kommenteras senare. Kunskapsbevarande Insatser för kunskapsbevarande kan inte garantera en kännedom om en deponi som sträcker sig över oändlig tid, men de utgör ett svar på det som nämns under ICRP:s ovan nämnda punkt om optimering, nämligen har jag gjort allt jag rimligen kan för att begränsa stråldoserna?. Information i lokala, regionala och nationella arkiv för samhällelig planering utgör därför viktiga bidrag till strålskyddet. 13
7 Framtida utspädning i en deponi Allmänt kan man säga att doser från intag av dricksvatten beror på deponins totala innehåll och de övriga, mera direkt relaterade till intrång, beror på deponins koncentration. För uranhaltigt avfall är utflödet från ett förvar som påverkar akvifärer i närområdet relativt lågt som visas i Appendix, och det är den specifika aktiviteten i avfallet som påverkar dosen mest. Föreskrifterna innebär att ämnen med halt 10 gånger över undantagsbestämmelserna i nuvarande BSS undantas för tillståndskrav (men strålskyddskrav för personal finns kvar). Efter deponering finns inga krav alls ur strålskyddssynpunkt för sådana ämnen. Om ämnen med den koncentrationen späds ut en faktor 10 erhålls en koncentration motsvarande undantagsgränsen. Det innebär att en degraderat deponi vars institutionella kontroll gått förlorat inte utgör en större olägenhet än en hög med material med undantaget material, som utgör ett av scenarierna i [EK 2002]. Det är huvudtanken bakom föreskrifternas tillståndsgräns. Beräkningarna i Appendix utgör endast illustrationer av enskilda tänkbara exponeringsvägar för en av samhället glömd och övergiven, degraderad deponi. I Appendix gör beräkningar för både läckage till en akvifär i direkt anslutning till en deponi, samt för olika exponeringsvägar för intrång. I båda fallen antas en degraderad deponi som förlorat sin institutionella kontroll, d.v.s. ett scenario som skulle kunna inträffa efter hundratals år. 14
8 Föreskrifternas tillståndskrav Tabell 1 ger en sammanfattning för några olika situationer med olika krav. För NORM under nivån angiven i 3 finns inga krav från strålskyddslagen, och för material över nivån angiven i 4 krävs tillstånd, som även kan gälla deponerat material, d.v.s. en deponi kan stå under tillsyn. I mellannivån gäller att - verksamheten att omhänderta material för deponering eller återvinning är inte tillståndspliktig men de allmänna hänsynsreglerna i strålskyddslagen gäller, och - material som deponerats är friklassat, d.v.s. det omfattas inte längre av strålskyddslagens bestämmelser. Med tillstånd avses i Tabell 1 endast tillstånd enligt strålskyddslagen. Undantag görs i 2 för bestämmelserna i lagen om kärnteknisk verksamhet. Tabell 1. Föreskrifternas strålskydds- och tillståndskrav för olika aktivitetsnivåer Verksamhet i samband med Strålskyddskrav efter deponering deponering av NORM Aktivitetskoncentration högre än som anges i 4 Tillstånds krävs Även deponin står under tillsyn Aktivitetskoncentrationen högre än vad som anges i 3 men lägre än vad som anges i 4. Aktivitetskoncentration lägre än som anges i 3 Inget tillstånd krävs men strålskyddslagens allmänna hänsynsregler gäller Generellt undantag för strålskyddslagen Generellt undantag för strålskyddslagen 15
9 Referenser EK [2002], Radiation protection 122, Practical use of the concepts of clearance and exemption, Part II: Application of the concepts of exemption and clearance to natural radiation sources, Europeiska kommissionen 2002. EURATOM [1990], Rådets direktiv 90/641/Euratom av den 4 december 1990 om praktiskt strålskydd för externa arbetstagare som löper risk att utsättas för joniserande strålning i sin verksamhet inom kontrollerade områden, 90/641/Euratom. IAEA [2001], Generic Models for Use in Assessing the Impact of Discharges of Radioactive Substances to the Environment, IAEA Safety Reports Series No. 19. IAEA [2005], Derivation of Activity Concentration Values for Exclusion, Exemption and Clearance, IAEA Safety Reports Series No. 44, 2005. ICRP [1975], Reference man: anatomical, physiological and metabolic characteristics, ICRP Publication 23, Pergamon Press, 1995. ICRP [1994], Dose Coefficients for Intakes of Radionuclides by Workers, ICRP Publication 68, Pergamon Press, 1994. ICRP [1996], Age-dependent Doses to the Members of the Public from Intake of Radionuclides, Part 5, ICRP Publication 72, Pergamon Press, 1996. ICRP [2000] Radiation protection recommendations as applied to the disposal of long-lived solid radioactive waste, ICRP Publication 81, Elsevier 2000. Karlsson S and Bergström U [2002], Nuclide documentation Element specific parameter values used in the biospheric models of the safety assessments SR 97 and SAFE. SKB R-02-28. Svensk Kärnbränslehantering AB. Markkanen M [2005], Radiation Dose assessments for Materials with Elevated Natural Radioactivity, STUK-B STO 32, STUK, 1995. SMSFS [2008a], Strålsäkerhetsmyndighetens föreskrifter om undantag från lagen (1984:3) om kärnteknisk verksamhet avseende hantering av naturligt förekommande material som innehåller kärnämne, Strålsäkerhetsmyndighetens föreskrifter SMSFS 2008:2. SMSFS [2008b], Strålsäkerhetsmyndighetens föreskrifter om grundläggande bestämmelser för skydd av arbetstagare och allmänhet vid verksamhet med joniserande strålning, SSMFS 2008:51. SMSFS 2010, Strålsäkerhetsmyndighetens föreskrifter om text, Strålsäkerhets-myndighetens föreskrifter SMSFS 2010:?? SSI 2006, Projekt "Uppåt" - naturlig strålning till arbetstagare och allmänhet enligt miljömål och Basic Safety Standard, SSI PM, dnr. 2006/880-40. SSI 2007, Strålmiljön i Sverige, SSI-Rapport 2007:02. SSI 2008a, User s manual for Ecolego Toolbox and the Discretization Block, SSI report 2008:10. SSI 2008b, Naturligt radioaktiva ämnen, arsenik och andra metaller i dricksvatten från enskilda brunnar, SSI rapport 2008:15. 16
Appendix - beräkningar Mikael Jensen och Shulan Xu Referenserna i Appendix hänvisar till huvudtextens referenslista. Doskriterier Förekommande avfallsströmmar De huvudsakligen förekommande avfallstyperna bestående av oanrikat NORM, d.v.s. material vars ursprungliga aktivitetsinnehåll inte nämnvärt har förändrats, är blåbetong, rödfyr och alunskiffer vilka alla innehåller uran som den dominerande radionukliden. För dessa avfallsströmmar ligger uranhalterna normalt mellan 100 och 300 ppm, d.v.s. med halter under 3800 Bq/kg för uran-238, att jämföra med gränsen för generellt undantag, 80 ppm eller 1000 Bq/kg 2. För gruvavfall som skulle kunna uppstå från uranutvinning om sådan skulle bli aktuell i Sverige i framtiden, gäller särskilda regler; bl.a. krävs tillstånd från lagen om kärnteknisk verksamhet. Doskriterier för NORM Doser från naturligt förekommande strålning d.v.s. kosmisk strålning, markstrålning och strålning från radioaktiva ämnen i kroppen (huvudsakligen gammastrålning från kalium-40 i skelettet) ger människan omkring 1 msv/år, med relativt stora variationer; inte minst gäller det dosbidraget från berggrundens radioaktiva ämnen. En mera detaljerad redogörelse finns i referens [SSI 2007] om strålmiljön i Sverige. Figur A1 (figur 9 i rapporten visar hur markstrålningen varierar över landet. Figuren inkluderar också strålnivån från Cs-137, som utom i vissa områden t.ex. kring Gävle, utgör ett mindre bidrag till dosraten. 2 Gränsen 1000 Bq/kg gäller för det fall uranet förekommer i jämvikt med döttrar i uranets sönderfallskedja.
Det framgår att variationen i gammadosrat är ganska stor. Dosraten till en person som vistas utomhus varierar storleksordningsmässigt från 10 till 100 nsv/h. (Storheten absorberad dos anges i enheten joule per kilo med det särskilda namnet gray med beteckningen Gy, och i strålskyddssammanhang används storheten effektiv dos, som anges i enheten sievert med beteckningen Sv. I detta fall motsvarar 1 mgy 1 msv.) För att undvika att tillståndsreglera byggverksamheter såsom rena anläggningsarbeten eller brunnsborrning för dricksvatten är det rimligt att ha en gräns för reglering kring 0,3 msv/år som EU räknar med att föreslå i en kommande version av strålsäkerhetsdirektivet BSS. För dessa verksamheter är det mera rimligt att ge föreskrifter och/eller information som reglerar verksamheten. Utgångspunkter för beräkningar Beräkningarna har inte gjorts för att bedöma en högsta tillåtna belastning av aktivitet på en deponi. Avfallsposter med höga koncentrationer eller totala halter av uran eller andra naturligt förekommande radioaktiva ämnen, måste avgöras från fall till fall i tillståndsprövningar. För sådan deponering, som förekommer för torvaska och som överstiger 100 ton avfall per år, kan man inte alltid räkna med en naturlig utspädning i deponins övriga material på samma sätt som för mindre strömmar. En så betydande deponering behöver regleras särskilt, och omfattas inte av föreskrifterna. Det NORM-avfall som berörs i föreliggande föreskrifter har relativ låg uranhalt (100 300 ppm eller omkring 1-3 kbq/kg uran). Vi har i Sverige stora strömmar med låga koncentrationer eller högre koncentrationer i kombination med små strömmar. På grund av dessa praktiska begränsningar för NORM-avfall är beräkningarna mindre känsliga för antagna scenarier. Termen scenario används här för att beskriva bestrålningssituationer vid en viss verksamhet. För att bedöma exponering för deponering på deponi har följande antaganden gjorts, i överensstämmelse med antaganden i referens [EK-2002] för exponeringstider. Principer bakom val av scenarier De valda scenarierna förutsätter att bostadsbebyggelse undviks på både för återvinning för anläggningsändamål och för deponering på deponi v.g. exponering för radon - se också nedan om radongas i inomhusluft. Ett läckage kan förekomma från en deponi till grundvatten men uranhaltiga ämnen har normalt en begränsad rörlighet. Ett exempel ges för en belastning av en deponi, Borlänges deponi med uran från filter från enskilda brunnar i Dalarnas län. Brunnarna antas filtrera sitt uran under en 100-årsperiod med antagandet att samtliga filter deponeras på deponi, och nuvarande strömmar antas pågå under hundra år innan deponin täcks. Ett annat scenario som kan ge en liknande belastning är återvinning eller deponering av alunskifferbaserad lättbetong (blåbetong) från hus som rivs. Hus med blåbetong motsvarar ca 19 miljoner kubikmeter som totalt producerats i Sverige, och under den planerade funktionstiden för deponier, i storleksordningen 100 år, kan man tänka sig att en stor del av det beståndet rivs. 18
En deponis institutionella kontroll förhindrar övriga exponeringsvägar till allmänheten genom intrång. I en avlägsen framtid kan man emellertid inte utesluta att deponins institutionella kontroll försvinner och ett antal intrång kan förekomma på en degraderad deponi. Ett mindre antal scenarier kan användas för att ge en översiktlig bild av doser till allmänheten efter en sådan utveckling. Det ligger i sakens natur att osäkerheterna är stora om detaljerna för hur en sådan samhällelig glömska och en deponis gradvisa degradering skulle gestalta sig. Det motiverar en mera översiktlig och illustrativ beskrivning. Beräkningarna visar parametrar för dosberäkningar, som kan användas, samt ett exempel som innehåller ett mindre antal bestrålningssituationer. Dessa har så långt möjligt hämtats från internationella rekommendationer från IAEA bl.a. [IAEA 2005], Europeiska Kommissionen bl.a. i [EK 2002]. För att beskriva deponins degradering har följande antaganden gjorts för intrångsberäkningarna: 1. Det radioaktiva materialet späds ut en faktor 10 med icke-radioaktivt material i degraderingsprocessen, 2. 10 % av intaget kommer från på deponin odlade grödor som antagits vara grönsaker 3. utomhusvistelse på området äger rum 1 timme per dag, och 4. uran-238 har antagits vara i jämvikt med samtliga döttrar. Antagandet 1 innebär att en stor del (90 %) av en deponi inte utgörs av radioaktivt material. För deponier huvudsakligen bestående av radioaktiva ämnen såsom högar av aska från torvförbränning måste särskilda bedömningar göras. Det finns fall där man kan tänka sig att deponerade ämnen leder till högre doser, p.g.a. scenarier där radioaktiva ämnen från den degraderade deponi har en speciell roll: 1. Deponimaterial används som råmaterial för vissa industriella processer t.ex. som byggnadsmaterial. 2. Byggnation på deponi, samtidigt som deponin har glömts bort och kommunal byggplanering och radonkontroll fallerat. Radongasen och därmed radondöttrarna har antagits stanna kvar i den degraderade deponin. Det är ett konservativt antagande för de redovisade fallen, men inte för radonbidrag till inomhusluften i hypotetiskt ett hus byggd på deponin efter att deponin degraderat och täckningens innehållande förmåga försvunnit. Om deponin glöms bort, och både den kommunala byggplaneringen och samhällets kontroll av radon fallerar, kan radonavgång leda till doser från radon över vad som idag rekommenderas. Naturliga processer skulle också kunna sprida ut material i en övergiven och glömd deponi över århundraden, så att radonavgång från deponin inte längre var ett problem. Man kan dock inte undvika möjligheten att doser från radon i inomhusluft kan komma att överstiga nuvarande rekommendationer från Strålsäkerhetsmyndigheten, om bostäder etableras på en degraderad och bortglömd deponi, på samma sätt som radon kan ge höga doser från berggrunden på många platser. Uranhaltig alunskiffer kan ge upphov till radon i inomhusluft både i naturlig form, i berget, eller genom inblandning i blåbetong på en deponi. 19
Hypotetiskt höga doser från radon i inomhusluften från bebyggelse på deponier i en avlägsen framtid kan inte helt undvikas. Uranhaltiga avfallsströmmar som dominerar i Sverige endera kommer från en redan befintlig verksamhet (blåbetongproduktion, som idag inte skulle tillåtas), eller t.ex. uranhaltiga vattenfilter, där alternativ inte kan etableras med rimliga insatser (vatten från enskilda brunnar). Scenarier för exponering Förutsättningar i samband med ett framtida intrång i deponi Termen intrång, eller mera allmänt, mänsklig påverkan (eng. human action), har använts i samband med studier av geologiska slutförvar, belägna på flera hundra meters djup. Termen används här för att beskriva situationer då en kommunal - eller annan ytnära - deponi i) har glömts bort v.g. innehåll och plats, ii) har degraderat och förlorat täckning, och iii) används på olika sätt av enskilda individer i samhället. Det står klart att beräkningar för en sådan situation måste vara skissartade. Förutsättningarna för hur ett sådant intrång skulle ske är godtyckliga, och beräkningarna görs främst för att illustrera tänkbara exponeringssituationer. Här finns osäkerheter av många slag. En del beror på osäkerheter och variabilitet för parametrar vilka i princip skulle kunna reduceras genom detaljerade mätprogram, men de flesta härrör sig från behovet att i beräkningen ta hänsyn till omständigheter och händelser i en avlägsen framtid. Det gäller framtida avfallsströmmar, avseende mängder, typ av avfall samt avfallet fysiska och kemiska egenskaper. Först och främst påverkas deponins framtida öde emellertid av samhällsgeografiska förhållanden, både lokalt, regionalt, nationellt och globalt. Ett extremt exempel är en deponi som kan komma att ligga under havsnivån (global påverkan). På lokal nivå är frågan om institutionell kontroll avgörande för graden av intrång i deponin som kan tänkas. Dessa överväganden liknar i mångt och mycket de som görs för geologiska slutförvar för högaktivt avfall. Skillnaden mellan kommunala deponier och geologiska slutförvar är att intrång, d.v.s. oavsiktlig användning av platsen för andra ändamål än slutförvaring, intuitivt är mera sannolikt för ett ytnära än ett geologiskt förvar. För pågående exponering antas ofta mycket mera komplicerade exponeringsmönster. Beräkningar har gjorts för ett mindre antal scenarier: 1. Intag av dricksvatten 2. Intag av grödor 3. Inhalering av damm 4. Externbestrålning från marken Läckage till akvifär Nedan följer ett beräkningsfall för utläckage från en deponi. Exemplet motsvarar ett hypotetiskt fall där brunnar i Dalarnas län. Resultatet innebär doser i storleksordningen 10 μsv/år från daglig konsumtion av dricksvatten i en brunn med vatten direkt från en akvifär under deponin. Aktivitetskoncentrationer för uran i dricksvatten från privata brunnar har tagits från [SSI 2008b]. 20
Utgångspunkter och kommentarer till beräkningarna 1. Beräkningsexemplet är hämtat från en applikation med skillnader mellan U-238 och U- 234. Beräkningarna kan antas representera uran-238 aktiviteter kring 200 MBq/år. Antaganden att a. 10% av hushållen i Dalarna har vatten från borrade brunnar (ung. 13 000), varav b. 10% har filter (i SSI:s mätprogram endast 2 av 54 brunnar), c. 40% av befolkningen i länet använder deponin i Borlänge, och att d. deponin sluttäcks efter 100 år. skulle ge ung. 300 MBq/år. Regenerering av jonbytarfilter (s.k. backspolning) skulle ge en betydligt lägre ström, kanske 30-50 MBq/år. En mera allmän användning av uranfilter skulle ge en ökad urandeponering. 2. Omräkning från koncentration i vatten i figur A3 nedan kan enkelt göras från tabell A1 från [SSI 2008b] nedan; observera att figur A3 anger koncentration i Bq mer kubikmeter vatten och tabellen nedan använder Bq per liter. 1 Bq per liter Polonium-210 motsvarar således 1 msv per år. Figur A3 ger maximal koncentration av polonium-210 efter 20 000 år med omkring 0,1 Bq/m 3 eller 0,0001 Bq/l som enligt tabell A1 motsvarar 0,1 μsv/år. Maximal dos från uranisotoperna kommer efter ung. 1000 år och är i samma storleksordning (koncentrationen är 100 ggr högre men dosfaktorn endast 1/30-del av poloniums). Tabell A1. Underlag för omräkning från spec. aktivitet till dos. Från [SSI 2008b] Beräkningarna för utläckage redovisas i rapporten nedan, författat av Shulan Xu vid Strålsäkerhetsmyndigheten. Scenario of water pathway exposure System description Exposure from water pathways is included in the radiological assessments for those cases where radioactive material is disposed in a place and has been removed with rain to a groundwater layer or surface water. The radionuclides can then enter the human food chain if the water is used for drinking or irrigation. It is assumed that the whole inventory of radionuclides in the material is available for migration. 21
As mentioned in the previous chapter the water filters with radioactivity adsorbed on it are disposed at municipal waste deposition site. The site receives 7800 ton waste every year and will be in operation for 100 years before it is closed. The transport of radionuclide from the deposition site is schematically shown in figure A2. Deposition site /contaminated zone INV i waste L i Waste 7800 t/a for 100 years Unsaturated zone INV i uz TR i U gw Aquifer C i w Figure A2. Schematic description of transport processes for the studied deposition of radioactive waste from water filters. Model description A K d model recommended in [IAEA 2005] for water path exposure is used here to calculate the fate of the radionuclide leached from the deposition site. The leach rate, L i, of radionuclide i from the contaminated zone/deposition site is given as equation (4) in [IAEA, 2005]: L i I (1) cz cz z R cz i where R i cz [-] is the retardation factor for radionuclide i and further is given by: R cz i cz cz K d, i cz 1 (2) In IAEA s model it is assumed that there is an unsaturated zone between the contaminated material and aquifer. The transport rate TR i through unsaturated zone can be rewritten according to equation (9) in [IAEA, 2005]: I TRi (3) uz uz z R p R uz i uz S where R i uz [-] is the retardation factor for radionuclide i in the unsaturated zone and further is given by: 22
R uz i uz uz K d, i uz 1 (4) We assume that there is a well which is located directly after the unsaturated zone. The activity concentration in the well water, c iw, is given by: c w i i (5) gw s U Flux U where U gw [m3/a] is the groundwater flow underneath the area of the contaminated zone and is gw gw gw gw gw expressed by U z w v p ; Flux i [Bq/a] is the radionuclide flux i from the unsaturated zone and can be defined as uz uz Flux i INVi TRi, in which INV i [Bq or mol] is the radionuclide i inventory in unsaturated zone, TR i [1/a] is the transport rate; U s [m 3 s cz /a] is the water flow through unsaturated zone and is further expressed as U IA. The definition and values of the parameters used to determine the above transfer rates are given in Table A2. Radionuclide dependent parameter values (K d values) and annually activity deposition are shown in Table 2. Since the K d data base in IAEA (2005) is not completed (no data K d values for 226 Ra for instance) the K d values in Karlsson and Bergström (2002) are adapted in the calculation. Further, the same K d values are used for both in contaminated zone and unsaturated zone due to lack of site specific information. A factor of 2.7 is used between 234 U and 238 U to calculate the annual activity of deposition for both nuclides. Table A2. Definitions and values of parameters used in the water path modelling (all the parameter values are adapted from [IAEA 2005]). Symbols Definitions Units Values I the infiltration rate [m/a] 0.2 cz the volumetric water content of the [-] 0.16 contaminated zone z cz the thickness of the contaminated zone [m] 5 cz the density of the contaminated zone [kg/m 3 ] 1800 p cz the effective porosity of the [-] 0.2 unsaturated zone z cz the thickness of the unsaturated zone [m] 2 uz the volumetric water content of the [-] 0.16 unsaturated zone uz the density of the unsaturated zone [kg/m 3 ] 1800 uz R S the saturation ratio of the unsaturated [-] 0.4 zone z gw the thickness of the aquifer [m] 5 w gw the width of the contaminated zone [m] 300 v gw the pore water velocity of groundwater [m/a] 1000 p gw the effective porosity of the aquifer [-] 0.25 A cz the area of the contaminated zone [m 2 ] 90,000 [I] 23
Activity concentration (Bq/m 3 ) [I] the value is calculated from the total amount of waste (7800[t/a]*100[a]) with the known thickness of the waste as well as the density. Table A3. Distribution coefficients and inventories used in the modelling 238 U 234 U 230 Th 226 Ra 210 Pb 210 Po Annual activity to the 81 219 0 20 8 10 deposition [MBq/a] K cz d [m 3 /kg] 0.1 0.1 10 0.1 0.5 0.5 K uz d [m 3 /kg] 0.1 0.1 10 0.1 0.5 0.5 Results and discussions The models are implemented in Ecolego Toolbox [SSI 2008a], which is a set of Simulink blocks to facilitate modelling of compartment based systems in the Simulink environment. A full dynamic calculation, i.e., using yearly increasing of the thickness of deposition for 100 years, causes some numerical instability problem for the solutions. To avoid this problem the calculation was done by assuming a constant boundary condition instead, i.e., the initial inventory was an accumulation of annual radioactivity deposition for 100 years. This is considered as a conservative assumption. The calculated activity concentrations in well water for different radionuclides are shown in figure A3. The concentration of 230 Th is too low to be shown on figure A3. This is because the high K d value for 230 Th (most of 230 Th is adsorbed on the particular material in contaminated zone and unsaturated zone). The uncertainties in parameter values used in the calculation are mainly the K d values and pore water velocity. Sensitivity analysis was not performed because the system is rather simple and linear. The results shown in figure A3 can be easily scaled, for instance, a lower pore water velocity is used in the calculation. 10 2 10 1 U-238 U-234 Th-230 Ra-226 Pb-210 Po-210 10 0 U-234 U-238 10-1 Pb-210 Po-210 10-2 Ra-226 10 0 10 1 10 2 10 3 10 4 10 5 10 6 Time (years) Figure A3 Activity concentration in well water as a function of time. 24