Radiation Physics Department University of Lund Lund, Sweden

Radiation Physics Department University of Lund Lund, Sweden \

RADIONUKLIDERI SKOGSINDUSTRIN STRÅLSKYDDSASPEKTER. A Ravila, E Holm. Institutionen för Radiofysik, Lunds Universitet, Lund. SSI projekt 603:90

INNEHÅLLSFÖRTECKNING 1 Inledning 1 2 Radionukliders anrikning vid industriell förbränning av biobränslen 2 3 Provtagning och Mätmetodik 2 4 Resultat 4 Koncentrationen av radioaktiva ämnen och omsättningen av dem i återvinningsprocessen vid sulfatmassaframställning 6 5 Anrikning av 137 Cs relativt vedråvaran 9 6 Aktivitetskvoter 11 7 RadioCesium med Olika Ursprung 12 8 Sammanfattning 16 9AP EMJXA 18 10 Processöversikt för Sulfatmassatillverkning 19 10.1 Kokning 19 10.2 Tvättning 20 10.3 Indunstning 20 10.4 Sodahusprocessen 20 10.5 Vitlutsberedningen 21 10.6 Blekning 21 ^ 10.7 Svartlut--> Vitlut (kort sammanfattning) 22 ^ 10.8 Råvaror 23 \ v 10.9 Återvinning av råvaror 24 APPENDIX B 25 12 Teoretisk beräkning av stråldos 26 13 Stråldos från radioaktiva ämnen fördelade i aska, Volymkällor 27 14 Praktisk Mätning av Stråldos på ask- och slamdeponi 31 15 Diagram A, Fotonfluensfaktor för 662 kev fotoner beräknad till att gälla på ytan av en volymkälla med homogen fördelning av 137Cs 33 16 Figur C, Geometrin för beräkning av fotonfluens från cylindrisk strålkälla 35 17 Stråldos från en ytkälla 37 18 Strålskyddsberäkningar för vistelse intill lutcisterner 38 19 Attenueringskoefficienter 41 20 Diskussion och slutsatser 42

21 Referenslista 43 22 Erkännande 44 23 APPENDIX...!;. 45

1 Inledning Radionuklider i industriprocesser Industrier som förbrukar stora mängder råvaror, tex. ved, vatten och en del kemikalier, kan genom förekommande koncentrationsprocesser ge upphov till relativt stora aktivitetskoncentrationer i återvinningsanläggningar och deponier för industriellt avfall och då i form av lutar och askor. Exempel på industrier med anrikning av radionuklider och mineralnäringsämnen är förutom skogsindustrin, kol-, ved- och torveldade kraftverk även konstgödnings och alginatindustrin. För vissa av nämnda industrityper har problematiken uppmärksammats vad gäller utsläpp av tungmetaller, klorerade föreningar och radionuklider. Industrins storskalighet är en betydande faktor för den strålskyddsproblematik och de relativt stora avfallslager som kan uppstå i samband med dess verksamhet. Även relativt låga aktiviteter i råvaran i kombination med effektiv produktionsteknik kan ee upphov till ett potentiellt strålskyddsproblem i vissa delprocesser. Radionukliderna ( 137 Cs."Sr och 40 K) i aska och lutar kan förhoppningsvis utnyttjas som spårämne för vissa mineralnäringsämnen (K,Ca) i det system skogen och industrin utgör. Radionukliderna ger också möjlighet att studera flödet av och i viss utsträckning också effekterna av återföring av avfallsprodukterna till skogen. Detta projekts syfte är att ge en inledande beskrivning av radioaktiva element i aska, främst vid drift av ved-, flis- och barkeldade värmeverk och dessutom vid drift av en massafabrik. Stora delar av resultaten kan användas för deponerat material (aska) vid kol-, ved- och torveldade kraftverk och eventuellt också slamdeponier för vattenreningsverk. Projektet är nära anknutet till ett projekt vilket behandlar radionuklider inom skogsekosystemet. Förutom vattenavrinning från skog och mark som är en viktig faktor för borttransport av både naturliga och antropogena radionuklider och näringsämnen ur ett skogsområde är skogsavverkningen av stor betydelse såväl för förändringen av ekosystemet som en borttransport av mineralnäringsämnen, tungmetaller och radionuklider. De askor och andra avfallsprodukter som produceras innehåller mineralnäringsämnen som man skulle önska återfördes till skogen. Askorna är vanligen alkaliska och motverkar delvis därigenom effekter av den pågående markförsurningen. Askor och slam är, utöver olika mineralnäringsämnen, anrikade på tungmetaller och radioaktiva element. Utnyttjandet av skogsindustrins storskalighet vid t.ex massaframställning och ved-, bark- och torveldade värmeverk innebär att provtagning i t.ex. råvaror, lutar, askor och slam blir representativ för det vanligen begränsade upptagområdet för råvarorna. Detta innebär att modellerna för flödet av radioaktiva ämnen och mineralnäringsämnen i kretsloppet mellan skog, vatten och industri kan beskrivas mycket bättre än om antaganden och slutsatser måste göras på basis av ett mycket mindre urval av provmaterial.

2 Radionukliders anrikning vid industriell förbränning av biobränslen I Ved- och barkförbränningsanläggningarnas huvudsakliga uppgift är att generera varmvatten för uppvärmning av bostäder. En mindre andel elkraft erhålls vid vissa förbränningsanläggningar från ångdrivna elgeneratorer. Andelen producerad elkraft vid biobränsle eldade anläggningar kan komma att öka när tekniken kring användandet av gasturbiner och förgasning av fast bränsle utvecklats tillräckligt. Massafabrikernas förbränning av bark och lutar sker för fabrikens syfte att generera värme, ånga och att återvinna kemikalier. En mindre andel elkraft erhålls från en ångdriven elgenerator. Vid förbränning av ved, bark eller torv sker en transformering av ved, bark eller torv till aska. Härigenom minskar volymen avsevärt i steget från råvara till aska vilket innebär en volymsmässig anrikning av radionuklider. Vanligen utgör askans vikt 0.5 % torrsubstans till ca: 15 % torrsubstans av det ursprungliga bränslets vikt räknat i % torrsubstans [2]. Askan deponeras antingen vid förbränningsanläggningen eller transporteras till den kommunala soptippen. Vid en massafabrik kan askmängden (barkaska) uppgå till ca: 1 m 3 per 100 ton framställd massa vilket innebär en produktion av 3100 m 3 aska per ar vid normala driftsbetingelser (315 000 ton C massa/år). Asklagret vid en massafabrik i Sydsverige har sedan starten 1964 växt i takt med den ökade produktionskapaciteten. Under tiden från början av 1986 fram till sommaren 1990, ca: 4.6 år, hade ask- och slamlagret vuxit med ytterligare ca: 30 m x 120 m x 4 m. När det gäller strålskyddsaspekter på radionuklider i olika restprodukter från industrin är stråldosen man kan erhålla på en deponi för aska och lutslam de viktigare delarna att belysa. 3 Provtagning och Mätmetodik Under år 1990 gjordes ett stort antal relativt små stickprover där 50-250 gram av bark respektive flis togs direkt från massafabrikens transportband efter barktrumma respektive flishugg tills ca: 25 kg bark och 25 kg flis av varje sort insamlats. Barken och flisens fukthalt och torrvikt har bestämts genom vägning av de färska proverna före och efter torkning i ventilerad ugn (48 h vid 65 Q. De redovisade aktivitetskoncentrationerna avser, om annat inte anges, torr bark, torr flis och ton aska. Kända mängder av den torra barken och flisen har sedan inaskats i 48h vid 450 "C. Askan har sedan vägts, homogeniserats och överförts till en plastburk eller konservburk (180 ml, 123m! eller 60ml). Förluster av radioaktiva ämnen vid inaskning och övrig hantering bedöms vara mindre än 1-5 % Burkarna, helt fyllda av aska har sedan mätits m.a.p koncentrationen av radioaktiva ämnen med hjälp av olika detektorer av halvledartyp (HPGe, GeLi). Alla detektorerna utom en detektor (HPGe) var inhysta i ett särskilt rum konstruerat av lågbakgrundsmaterial. Aktivitetskoncentrationen i proven bestämdes genom att för en given geometri utnyttja kalibrerade referensprover. En sammanställning av detektorer m.a.p tyn, effektivitet, FWHM, geometri och volym finns i appendix C. Askproverna från de 16 olika biobränsle anläggningarna har packats direkt i befintligt skick i plastburkar alternativt plåtburkar. Askproverna levererades från respektive förbränningsanläggning genom Vattenfall Utveckling AB [2].

Lutprover har mätits i befintligt skick och har till sin grundämnessammansättning befunnits att ur attenueringssynpunkt för (primär-) fotoner motsvara vatten, endast densiteten skiljer lutproverna från vatten. Provinsamlingen för färskvatten och processavlopp har utförts genom att fylla plastdunkar med färskvatten och processavlopp. Prowolymen för resp vätska var ca 251. Prowolymen är naturligtvis liten i förhållande till de 32 miljoner kubikmeter vatten som förbrukas årligen i den undersökta massafabriken. Respektive vätska vägdes, surgjordes (ph=2) med HNO 3 och indunstades till 180 ml volym. En koncentrationsfaktor beräknades som kvoten mellan vätskeprovets massa före och efter indunstningen, koncentrationfaktorn användes efter aktivitetsbestämningen av det indunstade provet för att beräkna det ursprungliga provets aktivitetskoncentration. Förlusterna vid indunstningen antogs vara försumbar, men förluster kan ha inträffat vid provtagning av framför allt färskvatten < (t.ex. adhesion till plastdunkens väggar av radiocesium bundet till organiskt material). Mätningar* av koncentrationen av 137Cs i vatten från en sjö som förser massaindustrin ifråga med färskvatten visade samma storleksordning för koncentrationen av ni Cs i färskvatten, dvs kring 13 mbq/kg. '(Mätningarna utfördes med hjälp av sekventiella filter impregnerade med ferrocyanater [LJ]) Koncentrationen av radiostrontium C Si) har bestämts genom en precisionsmetod för radiostrontiumanalys utvecklad vid Risö National Laboratorium. ^Sr-aktiviteten i provet har bestämts genom att först framställa ett rent strontiumsalt i vilken * Y, dotterprodukten till w Sr, får växa upp till aktivitetsjämvikt med "Sr. Metoden utnyttjar olika nitrat och karbonatfällningar för att laka ur kalcium och fissionsprodukter ur provet. Kromat och jämhydroxid fällningar används för att separera Radium, Barium respektive Lantan, ""Y och fissionsprodukter. I appendix C finns ett översiktsschema för Sr-analysen. Det i provet bildade ^o "^Y separeras från strontiumsaltet och fälls därefter som yttriumoxalat, efter torkning monteras >-> yttriumoxalatet på en bricka och är färdigt för mätning i detektor avsedd för betastrålning. Den v utnyttjade detektorn är av GM-typ (öppen gasflödes). Aktivetskoncentrationen av "Sr erhålls efter korrektioner för "'Y-aktivitetens tidberoende (T 1/2 = 64.1 h), kemiskt utbyte och detektorns prestanda. Det kemiska utbytet av "Sr bestäms med hjälp av en radioaktiv tracer, M Sr och det kemiska utbytet av 9^ bestäms genom vägning av yttriumoxalatet. Om yttriumseparationen utföres innan aktivitetsjämvikt uppnåtts måste en korrektion för bristande aktivitetsjämvikt göras.

4 Resultat. Koncentrationen av radioaktiva ämnen i aska. Aktivitetskoncentrationen av radioaktiva ämnen i aska beror på, förutom bränsletyp, hur effektivt förbränningen och rökgasreningen fungerar. För ved och bark kan man beräkna en koncentrationsfaktor / - som kvoten mellan koncentrationen av radioaktiva ämnen [Bq/kg] i aska och råvara (ved eller bark). Tabell 1 och tabell 2 nedan anger aktivitetskoncentrationen och anrikningsfaktorer för prover av ved och bark och motsvarande askor m.a.p. 137 Cs och "Sr. De i tabell 1 och 2 redovisade proverna härrör från södra Sverige, främst landskapen Småland och Blekinge, (med bark* avses i det nedanstående en blandning av ca: 50% löv- och 50% barrvedsbark). Tabell 1 (900702) Råvara 137 Cs [Bq/kg] 137 Cs [Bq/kg], M ir> C, )Alt. (torr) Aska Råvara Rundvedsflis Sågverksflis Löwedsflis Bark* 2210±40 2260±20 1710±30 574±5 7.1±0.1 9.5±0.1 4.9±0.1 8.4±0.1 311±7 238±3 349±9 68±1 Av tabell 1 ovan, framgår att koncentrationsfaktorn är i storleksordningen 200 till 300 för radiocesium i vedaska/ved och ca: 70 för barkaska/bark. Tabell 2 ger ungefär samma storleksordning för radionuklidanrikningen av "Sr som tabell 1 anger för 137 Cs. (Felgränserna avser endast det statistiska poissonfördelade felet ±1 SD) Tabell 2 (900702) Råvara "Sr [Bq/kg] "Sr [Bq/kg] (torr) Aska Råvara Rundvedsflis Sågverksflis Löwedsflis Bark' 1560*80 2170*10 1830*10 825±2 5.0±0.0 6.9±0.0 6.8±0.0 312±23 314±2 269±2 Observera att koncentrationsfaktorn enligt tabell 1 och 2 erhölls vid inaskning av flis och bark genom att använda en laboratorieugn (48h, 450 C). Vid industriell förbränning av flis, bark och torv erhålls vanligen att motsvarande koncentrationsfaktorer är i området 25-200 beroende på bränsle och panntyp. [2] Resultatet av inaskningen i laboratoriet är att om radiocesium och radiostrontium förångas så sker det åtminstone i ungefär lika stor utsträckning.

Tabell 3 nedan anger 16 Svenska förbränningsanläggningarnas namn. bränsle och panntyp. Av tabell 4 framgår medelvärden för koncentrationen av radionuklidema Cs, I37 Cs och * K i aska producerad vid de givna anläggningarna. Proven insamlades under perioden 901107 till 910325. Förkortningarna i tabell 3 under "panntyp", BFB och CFB avser bubblande fluidiserad bränslebädd resp. cirkulerande fluidiserad bränslebädd. I tabell 4 avser index f flygaska och index b bottenaska, e.m. och e.d. avser ej mätit respektive ej detekterat. Anläggning Karskär Värö Knivsta Tranås Västervik Växjö Mjölby Alvesta Hultsfred Uppsala Örebro Nässjö Linköping Vimmerby Marconi.C Tabell 3 Bränsle Bark Ris Torv Skogsavfail Träbriketter Träpulver Panntyp Rost (sned) Rost (sned) Rost Rost (sned, fast) BFB Rost (sned) Johnson Bio Comb. Jefferson Pulverbrännare CFB CFB Rost (trappstegs) Rost (plan) Ombyggd oljepanna Av tabell 4, framgår att flygaska vanligen uppvisar en större aktivitetskoncentration än bottenaska, detta förhållande har uppmärksammats i tidigare undersökningar av biobränslen och beror på att radiocesium effektivare kondenserar eller på annat sätt binds till små partiklar än till större [3], [4]. I flisaska från Knivsta förbränningsanläggning är aktivitetskoncentrationen större i bottenaskan än vad den är i flygaskan, detta kan möjligen bero på produktionsstörningar eftersom halten oförbränt i askan varit relativt hög [2].

Tabell 4 Förbränningsanläggning (antal prov) Aktivitetskoncentration 134 Cs[Bq/kg] Aktivitetskoncentration 137 Cs[Bq/kg] Aktivitetskoncentration «K[Bq/kg] Karskär Värö N 15 14 Flygaska 910±110 10±l Bottenaska 15O±2O 5+.1 Flygaska 7600*900 410±50 Bottenaska 1300±130 150±20 Flygaska 1900±280 830±120 Bottenaska 1060±130 840+100 Knivsta Tranas Västervik Växjö Mjölby Hultsfred Uppsala Örebro Nässjö 12 12 4 11 11 4 10 4 2 244±36 164±21 102±ll 27±7 185±24 130±10 27±3 84±6 12±1 359±54 80+9 e.m. 110±13 144+16 e.d. 14±2 35±2 e.d. 1953*239 1630-1800 1010*90 1370±140 1860±180 1350±10O 370±30 920-70 445±15 2885±154 810±80 e.m. 300±20 1240±110 350+20 210±20 310±20 26±1 785*156 2060*270 1900±210 2160±260 2630+320 2230±210 130±20 320±30 533*21 2886±381 1490+190 e.m. 520+.90 1940+220 1790+80 250+30 340*30 438+21 I Linköp. Vimmerby Marconi.C 12 14 9 46±5 29±5 63±7 57±6 e.d. e.d. 445±41 360±40 920±80 540+50 210±20 300±20 950+130 580*80 2130±190 1220+140 1040±130 2270+160 Koncentrationen av radiocesium i aska från de olika förbränningsanläggningarna återspeglar i viss utsträckning att nedfallet från den havererade kärnreaktom i Tjernobyl var större i vissa områden i mellansverige än vad det var i Sydsverige. T.ex i barkaska från Karskär utgöres ca: 85-90 % av totala mängden 137 Cs från den havererade reaktorn i Tjernobyl vilket kan jämföras med barkaska från Värö bruk 0-50 % Tjernobyl relaterat 137 Cs. I flisaska från Knivsta verket utgöres ca 90% av observerat 137 Cs av Tjernobyl relaterat 137 Cs vilket kan jämföras med motsvarande för Mjölby 70-80 %, Tranås 65-80 %, och Växjö 50-60 %, (beräkningen av andel Tjernobylrelaterat Cs har gjorts enligt metod beskriven i sektion 7). Koncentrationen av radioaktiva ämnen och omsättningen av dem i återvinningsprocessen vid sulfatmassaframställning. Vid sulfatmassaframställning åtgår en stor mängd kokkemikalier (NaOH och Na 2 S) vilka används för att lösa upp ved så att fibrerna däri frigörs från omgivande material (lignin). För att processen ska vara lönsam återvinns kokkemikalierna och används på nytt. I återvinningsprocessen cirkulerar främst grundämnena i alkaligruppen vilket innebär att radiocesium som tillföres återvinningsprocessen hålls kvar där en tid* genom de kemiska processerna avsedda för de kemiskt aktiva kokkemikalierna NaOH och Na 2 S. C Vid upprepad mätning av tjocklutsprover m.a.p. koncentrationen av 137 Cs och tidsintervallet 1 ar mellan provtagningarna framgick av mätresultaten att 137 Cs-aktiviteten halverats under 1 år och därigenom beräknades att uppehållstiden i återvinningsprocessen var 1.3±0.1 år.)

Massaindustrins huvudsakliga råvaror, ved och vatten, hämtas vanligen inom ett relativt begränsat område, ca: 10 mils radie, runt fabriken men området kan beroende på tillgången på lowed sträckas från syd- till mellansverige för vissa massatillverkare. Mindre mängder eucalyptus importeras ibland till Sverige från sydligare länder. Massaved importeras även från Polen och OSS. Tabell 5 nedan anger förbrukningen av ved, vatten och andra råvaror till en massafabrik i Sydsverige. Råvaror Barrved Löwed Vatten Klor Natronlut Natriumklorat Syrgas Väteperoxid Olja Svavelsyra Tabell 5 Förbrukning (1989) 616 000 m 3 fub (=256 000 ton torr ved) 769 000 m 3 fub (=388 000 ton torr ved) 29 200 000 m 3 3 760 ton 15 000 ton 10 700 ton 3 620 ton 1 700 ton 7430 m 3 8 290 m 3 Aktivitetskoncentrationen av 137 Cs och andra radionuklider i den sydsvenska vedråvaran är relativt låg, i storleksordningen < 10 [Bq/kg] torr ved. Koncentrationen av radioaktiva ämnen i produkten, (blekt löv- resp. barrmassa), är i alla avseenden mycket låg, blekningsprocessen tar effektivt bort så gott som 100 % av de undersökta antropogena radionukliderna ( Cs och 134 Cs), de radioaktiva ämnena lämnar processen med de olika blekeriavloppen efter bleksekvenser med klorhaltiga kemikalier eller tillföres återvinningsprocessen efter bleksekvenser där syrgas använts. Det radiocesium som detekteras i blekt massa kan delvis härröra från det vatten som massan tvättas med. Tvätten sker i avsikt att bli av med rester av blekkemikalier.

Figur A Uppehållstiden i återvinningsprocessen och takten med vilken radiocesium tillföres processen bestämmer hur stor mängd radiocesium som temporärt lagras i återvinningsprocessen. Uppehållstiden i återvinningsprocessen vid en sulfatmassafabrik är i storleksordningen 1.3 år vilket innebär att jämvikts\ktiviteten av 137 Cs i processen är ca 5.2 GBq om 4 GBq B7 Cs tillföres årligen. Att intaget av radiocesium genom ved och vatten är större än utsläppet indikerar att jämvikt mellan inflöde och utflöde ej ännu uppnåtts. Mellanskillnaden är ett mått på upplagringstakten av radiocesium. Omsättning av 137Cs [Bq/år*kg massa] v - 1-7 1 0.1 MttM \ Rejekt Radionukliderna och metallerna kommer in i processen med de olika råvarorna Processen tillföres (1990) i storleksordningen 0.5 [GBq] 137 Cs per år med det vatten som förbrukas, veden bidrager med ca: 4.0 [GBq] 137 Cs per år, de andra råvarorna innehåller inget eller mycket lite av de undersökta antropogena radionukliderna. Observera att aktivitetssiffrorna avser medelaktivitet i resp. material under ett relativt kort tidsintervall. Ut ur processen kommer med det utgående avloppet ca: 2.5 [GBq] 137 Cs och med den blekta massan ca: 0.04 [GBq] 137 Cs (baserat på 45 % barr- och 55 % lövmassa, totalt 315000 ton massa), samt ca: (0.1 till 0.3) [GBq] till deponi. Till luft utgår ca: 0.02 [GBq] med (elfilter-) stoft. Mellanskillnaden av ingående och utgående mängd lil Cs (mellan-)lagras i massaframställningsprocessen, ca: 2 [GBq] B Cs årligen (1990) varav en stor del cirkulerar i återvinningsprocessen för kokkemikalierna. För att beräkna massan av flisen och aktivitetskoncentrationen av 137 Cs i flisen har utnyttjats att vedens torr-rå densitet är 415 [kg/m 3 fub] för barrved och 505 [kg/m 3 fub] för löwed. Med uppmätt aktivitet av 137 Cs i resp. vedslag erhålls att barrveden tillför massaframställningsprocessen 616 000 m3fub/är å 415 kg/m3fub å 8.3*0.1 Bq/kg = 2.12 GBq U7 Cs/år och att löweden tillför processen 769 000 m3fitb/år å 505 kg/m3 fub å 4.9±0.1 Bq/kg = 1.9 GBq U7 Cs/år. Totalt tillförs år 1990 massaframställningsprocessen 4 Gbq 137Cs/år, detta värde är endast en uppskattning där felgränserna inte är kända eftersom flödet av radiocesium genom ved till fabriken förmodligen varierar med årstiden. Koncentrationen av olika radioaktiva ämnen (900702) i de viktigare processdelarna framgår av tabell 6. (E.d. i tabell 6 avser ej detekterat).

Tabell 6 Ämne Tjocklut Elfilterstoft Grönlut Grönlutsslam Mesa CaO Vitlut "Sr [Bq/kg] 0.?±0.2 1.3±0.3 Ed. 206*2 51.3±0.4 115±1 E.d. w Cs [Bq/kg] 220±2 1640*20 56±1 222±2 E.d. E.d. 83±1 134 Cs [Bq/kg] 17.6±0.9 131*2 3.1±0.6 7.1±0.4 Ed. E.d. 6.4±0.4 5 Anrikning av 137 Cs relativt vedråvaran Man kan ur de uppmätta 137 Cs aktiviteterna i de olika processvätskorna och ämnena beräkna en koncentrationsfaktor som anger förhållandet mellan koncentrationen av 137 Cs i vätskan eller ämnet och medelkoncentrationen av 137 Cs i den torra (barr-)vedråvaran (8.4[Bq/kg] för barrved), se tabell 7. Det angivna felet i tabell 7 nedan avser det statistiska poissonfördelade felet (±1 SD). I diagrammet nedan avser "obl2" oblekt löwedsmassa från produktionslinje 2 dvs löwedslinjen, "bml2" avser blekt löwedsmassa och "bmll" avser blekt massa från produktionslinje 1 dvs barrvedslinjen. t Av diagram B och tabell 7 framgår att den färdiga barrvedsmassans koncentration av 137 Cs är mindre än 1 % av den torra barrvedens. När det gäller löwedsmassa, som bör relateras till löwed, är massans koncentration av 137 Cs ca: 3 % av den torra löwedens. En approximativ koncentrationsfaktor relativt färsk ved erhålles genom att multiplicera tabellens värden med 2 eftersom vattenhalten i färsk ved är ca: 50 % Blfilterstoft innehåller till stor de! Na 2 SO 4 och fångas upp på speciella elektrostatiska precipitatorer ur de rökgaser som genereras i sodapannan vid förbränning av brännlut. Elfilterstoftet återföres till processerna i sodapannan där reduktion till Na 2 S sker. Tabeil 7 Ämne Tunnlut Tjocklut Grönlut Vitlut Mesa Bränd kalk Surt avlopp Alkaliskt avi. Utgående avi. Blekt lövmassa Oblekt lövmasssa Blekt barrmassa Oblekt barrmassa Såpa Tallolja (TO)2 Aska Barkpanna Elfilterstoft Koncentrationsfaktor ( 137 Cs) 4.8±0.1 26.2±0.5 6.7±0.2 9.9*0.2 N.S N.S 0.029*0.001 0.008*0.001 0.010*0.000 0.017*0.001 0.71*0.02 0.008*0.001 ej undersökt 2.0*0.2 0.18*0.04 68*1 195*4

Diagram B Anrikning relativt ved (relativt torrtarrved 8.4 FBo/kgl) 26.19 2 I 9.88 071 0.02 01 0.03 01 0.01 Ved såpa tjocklut glslam Cao obl_2 bml1 alkaliskt tunlut TO (2) grönlut mesa vitlut bml_2 surt UA in

6 Aktivitetskvoter I tabell 8 och diagram C uppställts kvoter med avseende på uppmätt koncentration av olika radioaktiva ämnen. Aktivitetskvotema kan ge en indikation om uppförandet av de olika radioaktiva ämnena i processen: Av aktivitetskvotema framgår att kvoten 134 Cs till I37 Cs är relativt konstant genom processen utom för den blekta massan i viss likhet med kvoten I37 Cs till * K som ökar i den tvättade och blekta massan. Orsaken till ökningen av 137 Cs till * K kvoten är dels att tvättvattnet innehåller 137 Cs men inte mätbara kvantiteter * K och dels att massans retention förmodligen är effektivare för radiocesium än vad den är för kalium. Massan tillförs alltså 137 Cs men inte ^, dessutom lakar vattnet ur mer kalium än radiocesium från massan, därför ökar kvoten 137 Cs till 40!^ Vid blekningen tvättas det mesta li4 Cs och I37 Cs ut ur massan vilket innebär att även 137 Cs från kärnvapensprängningar tvättas ut. När vatten påföres massan tillföres återigen radiocesium men, praktiskt taget, endast Tjernobylrelaterat radiocesium. Därigenom ökar kvoten 134 Cs till 137 Cs i den blekta massan. Detta förklarar de observerade förändringarna av radionuklidkvotema. Se Appendix A för processöversikt vid sulfatmassaframställning. PROV lövbark barrbark rundvedsflis sågverksflis löwedsflis tjocklut tunnlut grönlut vitlut grönlutslam oblekt lövmassa blekt lövmassa blekt barrmassa surt avlopp alkaliskt avi. utgående avlopp Barkaska Tabell 8 134/137 Cs 0.052±0.005 0.052±0.002 0.081*0.002 0.053*0.005 0.062±0.008 0.071±0.004 0.07*0.02 0.050±0.009 0.069±0.005 0.072±0.005 0.05±0.02 0.14±0.04 0.3±0.2 0.09±0.03 0.08±0.02 0.082±0.004 137 CV K 0.52±0.01 0.43±0.01 0.43±002 0.43±0.01 0.22±0.01 0.265±0.007 0.25±0.01 0.22±0.03 0.209±0.005 0.251 ±0.006 0.72±0.01 0.7±0.2 0.8±0.1 0.09±0.03 0.93±0.03 0.42±0.01 f 11

Diagram C Aktivitetskvot A(134Cs)/A(137Cs) & A(137Cs)/A(40K) 2 A(134Cs)/A(137Cs) 7 RadioCesium med Olika Ursprung Man kan med hjälp av 134 Cs-koncentrationen i proverna beräkna hur stor andel av det observerade 137 Cs i proverna som härrör från Tjernobylolyckan resp. fallout från kärnvapensprängningar. För att beräkna hur stor andel av de uppmätta aktiviteterna av Cesium som kommer från Tjernobyl utnyttjas den uppmätta aktivitetskvoten mellan 134 Cs och 137 Cs som erhölls vid mätning i det radioaktiva molnet i samband med utsläppstillfället eller kort därefter när isotoperna fortfarande fanns i relativt stor mängd i lufthavet. Kvoten fj, = A( 134 Cs)/A( 137 Cs) var 0.57±0.05 den 28 april 1986 (enligt SGAB) och kvoten minskar med tiden på ett sätt som beskrivs av Ekv. 1 och diagram D. /.-/o

Diagram D The change of 134Cs to 137Cs -Activity ratio as * function of time. a* \ <2 \ \ \ 1985 1986 1987 1988 19 1990 1991 1992 1993 1994 I de prover vi uppmätt tillräckliga koncentrationer av 134 Cs kan andelen av Tjemobyl relaterat och kärnvapen relaterat 137 Cs av den totala koncentrationen 137 Cs bestämmas. Koncentrationen av Tjemobyl relaterat Cs erhålls genom att beräkna kvoten T -. Andelen kärnvapen relaterat 137 Cs erhålls genom att subtrahera den Tjemobyl relaterade aktivitetskoncentrationen från den totala aktivitetskoncentrationen av 137 Cs. Beräkningar har gjorts för askor och lutar och sammanställts i tabell 9 och diagramform nedan. Det 134 Cs vi nu mäter härrör från Tjemobyl eftersom den korta halveringstiden 2.062 [år] innebär att det Cs som tillfördes atmosfären under åren 1950-1960 har hunnit halveras 20-15 gånger så att endast en tiomiljonsdel till en miljondel av det ursprungliga 134 Cs från den tiden finns kvar i naturen idag vilket kan jämföras med att motsvarande koncentration av 137 Cs har halverats sedan 1960.1 skogsmossa och lav var år 1963 aktivitetskvoten m Cs / 137 Cs ca: 0.01 [1]. Aktivitetskvoten 134 Cs/ 137 Cs är också från början betydligt lägre när det gäller kärnvapenprov, i storleksordningen några procent [1]. I Appendix C finns diagram över andelen Tjernobylrespektive kärnvapenrelaterat l31 Cs för samtliga undersökta askprover. Tabell 9 Prov (900702) Tjocklut Tunnlut Grönlut Vitlut Grönlutsslam Utgående avlopp Askor av: Löwedsbark Barrvedsbark Rundvedsflis Sågverks fl is Löwedsflis Tjemobyl [Bq/kg] 111±11 20±2 20±4 40±4 45±5 0.04±0.01 328±40 479±47 1270*241 847±108 740*113 Kärnvapen 137 Cs [Bq/kg] 109*11 20*4 36*8 43*5 43*5 0.04*0.01 562*70 830*82 940*180 1415*180 965*147 Av tabell 9 framgår att hälften av det observerade 137 Cs i de undersökta proven härrör från kärnvapensprängningar.

Diagram E Av diagrammet över aktivitetskoncentrationen av 137 Cs uppdelad med avseende på källa (Tjemobyl eller kärnvapen) framgår att det i askor och lutar från Sydsverige finns ungefär lika mycket Tjemobyl- som kämvapenrelaterat 137 Cs. 137-Cs Aktivitet "55 Uppdelad map ursprung 1.5 1.4 - ^M 137Cs Tjemobyl B8&8 137Cs kärnvapen 1.3-1.2-1.1-1 - 0.9-0.8-07 - 0.6-0.5-0.4-0.3-0.2-0.1 - o J ma J 1 1 B ^ ^^B ^ " ^ ^ ^ " " ^ 0000 1 I ^ c 3 "5 c o» 1 f 1 I 1 8 5 1 1 1 K 1 m i H 11 I 1 LM i J 1 I 11 I up BBS J 1I I 1 I

Diagram F Diagrammet visar andelen 137 Cs från respektive källa. Med hänsyn till felgränserna (se tabell 9) är det endast i bark, sågverksflis och grönlut som kämvapenrelaterat Cs signifikant överväger. Andel av den totala 137Cs aktiviteten CO

8 Sammanfattning En industri som förbrukar stora mängder råvaror från biosfäien kan genom koncentrationsprocesser ge upphov till relativt stora koncentrationer av radioaktiva ämnen och mineralnäringsämnen vilka kan ansamlas i återvinningsanläggningar och deponier för industriellt avfall. Industrins storskalighet är en betydande faktor för uppkomsten av den strålskyddsproblematik och deponier som kan uppstå i samband med dess verksamhet. Den måttliga radionuklidkontaminering av industrins råvaror främst ved, bark och vatten som nu föreligger efter Tjernobylolyckan och provsprängningar av kärnvapen innebär inte några direkta strålskyddsrelaterade problem för industrin och föranleder ej heller några särskilda åtgärder. De förväntade stråldostillskotten från radionuklider i industriella processvätskor och avfall till arbetande personal är mycket små i förhållande till de befintliga gränsvärdena för extern bestrålning för personal vid verksamhet med joniserande strålning. Detta beror på att den genomsnittliga vistelsetiden på avfallsdeponier för askor är relativt kort och att koncentrationen av radioaktiva ämnen i lutar är relativt låg samt att attenueringen av fotoner är stor i de flesta processvätskor (lutar). Även om inga direkta skyddsåtgärder behövs i nuläget så visar den höga koncentrationen av radionuklider i framför allt askor men också i lutar att industrier som massafabriker, ved- och barkförbränningsanläggningar är påtagligt känsliga för råvarans kontaminering med långlivade fissionsprodukter. Koncentrationsfaktorn är i vissa fall i storleksordningen upp till 200 gånger. Mineralnäringsämnen koncentreras också i aska vilket utgör den potentiella nyttan i sammanhanget, främst i samband med vitaliseringsgödsling av skog och mark med vedaska. Aska innehållande radiocesium och radiostrontium kan användas som tracers för mineralnäringsämnena kalium och kalcium. Effekterna av askspridning i skog och mark kan tekniskt följas och i viss mån kvantifieras genom de radioaktiva ämnena i askan. De radioaktiva ämnenas markpenetration, upptag i träd och växter och borttransport genom avrinning och skogsavverkning kan förhoppningsvis relativt enkelt och direkt studeras liksom den biologiska tillgängligheten av mineralnäringsämnen från askor. Ved- och vattenförbrukande industrier måste beakta att behöva ta till särskilda strålskyddsåtgärder'"' i händelse av en kärnkraftsolycka eller kärnvapendetonation med omfattande kontaminering med radioaktiva ämnen av skog och vatten. Detta beror på det stora behovet av råvaror och att industriernas driftsekonomi kräver förbrännings- och återvinningsprocesser för egen produktion av värme, ånga, elkraft och kemikalier. ( " #) Här avses restriktioner i vistelsetid på och vid ask- och lutdeponier och intill vissa processdelar i återvinningsprocessen t.ex tjocklutstank och delar av elfilterstofthanteringen. Andra motiverade åtgärder är uppföljning av erhållna stråldoser vid vistelse på nämnda platser. Innebörden av en koncentrationsfaktor från omkring 25 till 200 är att högsta godtagbara 137 Cs aktivitet i (torr) ved för att efter förbränning deponera askan på hög är enligt gjorda beräkningar från ca: 90 [Bq/kg] och ner till ca: 12 [Bq/kg] för att uppnå stråldosen 1 [msv] vid 2000 [h] arbete på en sådan askdeponi. I vissa enstaka substanser (elfilterstoft) inom återvinningsprocessen vid sulfatmassaframställning kan aktivitetskoncentrationen till följd av anrikningsprocesser uppgå till ca: 200 gånger vedråvarans koncentration. Hälften av det observerade lil Cs i sydsvensk skog härrör från fallout efter kärnvapensprängningar. I skog och skogprodukter från andra, mer av Tjernobyl-olyckan drabbade, områden överväger Tjemobylandelen av det observerade 137 Cs, t.ex. i barkaska från Karskärs barkförbränningsanläggning utgör Tjernobylrelaterat 137 Cs ca: 90 % av den totala aktiviteten av 137 Cs. 16

Den ackumulerade stråldosen* (under 50 år) man kan få vid 2000 h vistelse per år på en deponi för aska är i storleksordningen 3 msv till 50 msv, den initiala dosraten* är omkring 0.06 usv/h till 0.95 usv/h. (Dosraten från den naturliga bakgrundstrålningen (extern bestrålning) är ca: 0.11 usv/h.) Dosraten* (1990 till 1991) och den ackumulerade stråldosen* (till följd av extern bestrålning) från sådana ytkällor som kan uppstå i samband askspridning till skog och mark är i alla praktiska fall försumbara eftersom den initiala dosraten* är i storleksordningen några nsv/h till ca: 20 nsv/h, beroende på askans ursprung. Dosraten* (900702) från radioaktiva ämnen i en tiocklutstank beräknades till 38 nsv/h vid en sydsvensk massafabrik där aktiviteten av 134 Cs, fi7 Cs och ^K var 20.4 kbq/m 3, 286 kbq/m 3 respektive 1.08 MBq/m 3. Den ackumulerade stråldosen under 10 år (1986 till 1996) på 1 m höjd över en luttank med volymen 2000 m 3 beräknades till 0.4 TISV. Provinsamlingen bör fortsätta för att få en bättre bild av tidsberoende variationer i askans och lutars aktivitet. Provinsamlingen bör utvigdas till att omfatta flera massafabriker och olika typer av massaframställningsprocesser (sulfitmassaprocessen) och sulfat- och sulfitfabriker längs norrlandskusten. Gemensamt för sulfit- och sulfatprocesserna är t.ex återvinning av Na och därigenom kan radiocesium anrikas även i sulfitprocessen. Ytterligare mätningar av stråldos på olika deponier för aska och lutslam bör utföras för att: Bekräfta storleksordningen av beräknad stråldos Dokumentera den aktuella stråldosraten *På sikt bedöma ev. effekter av urlakning och omfördelning av radioaktiva ämnen. Urlakning och omfördelning av radioaktiva ämnen bör studeras genom alt ta upp borrkärnor av aska och lutslam från deponinerna. '(avser dosrat resp. ackumulerad stråldos till ytligt belägen vävnad). 17

APPENDIX A 18

10 Processöversikt for Sulfatmassatillverkning En massafabrik för kemisk massa består av en vedgård och i detta fall två fiberlinjer. En fiberlinje innehåller kokeri, tvätteri och sileri och ofta ett blekeri, om massan skall säljas finns också en torkningsanläggning. Den använda kokvätskan med sina kemikalier och utlösta vedsubstans kallas svartlut. Är den utspädd i vatten kallas den tunnlut. Den pumpas till kemikalieåtervinningen, som börjar med indunstningen där vatten avdunstas till att en sådan torrhalt erhålls att förbränning av den utlöstas vedsubstansen, främst då lignin, är möjlig. Vid förbränning ändras den kemiska sammansättningen av de föreningar de använda kckkemikaliema bildat med främst ligninet, så att man genom ytterligare processteg kan få ny kokvätska. I sulfatprocessen bränns luten i sodapannan, som är en stor ångpanna vilken även fungerar som en kemisk reaktor. Kemikalierna omvandlas och bildar en smälta på botten. Smältan får rinna ut genom löphål och löses i en vätska, som kallas svaglut. Svagluten är en tvättvätska från mesatvätten. Efter smältlösaren kallas vätskan grönlut efter sin färg och innehåller till största delen natriumkarbonat och en mindre del natriumsulfid vilka båda har bildats i sodapannan. Natriumsulfiden är den ena aktiva kokkemikalien, medan natriumkarbonaten (sodan) ska behandlas vidare till den andra aktiva kokkemikalien som är natriumhydroxid. Grönluten renas och blandas med osläckt kalk i vitlutsberedningen. Den brända kalken reagerar med natriumkarbonat i grönluten till natriumhydroxid och vi har fått den andra aktiva kokkemikalien. Ett kalkslam som kallas mesa faller ut vid reaktionen, denna avskiljs och tvättas. Den erhållna kokvätskan kallas vitlut men är egentligen svagt gulaktig. Mesan bränns i mesaugnen vid hög temperatur och man får igen osläckt kalk. Kokning är ett namn på den process där vitlutens kokkemikalier reagerar med ligninet så att cellulosafibern friläggs. Kemikalierna regerar tyvärr också med med en del av hemicellulosan i veden. De aktiva kokkemikalierna natriumhydroxid och natriumsulfid kallas med ett gemensamt namn aktivt alkali. Halten aktivt alkali i en vitlut är ett mått på dess styrka. Under kokningen frigöres också vedens harts mm (extraktivämnen). Terpener dras av från koket som gas och kondenseras till råterpentin. Hartser förtvålas och bildar sulfatsåpa (tallsåpa). Den avskiljs i indunstningen och antingen bränns den i sodahuset eller förädlas till tallolja. 10.1 Kokning Flisen förvärms och fuktas (basas) med ånga och blandas med kokvätskan (vitlut) som under högt tryck och hög temperatur löser upp flisen. Kokarinnehållet, fl is och lut värms upp successivt. Under uppvärmningens första skede blir flisen impregnerad av kokvätskan. Det sker genom att luten dels tränger in i flisens håligheter (penetration) och dels genom jonvandring så att den blandar sig med och tränger undan vattenhåligheterna, som finns i. Detta kallas diffusion, som innebär att två vätskor i kontakt med varandra blandar sig så att en koncentrationsutjämning sker. Uppkörningen av koket göres efter bestämt schema beroende på vilken massakvalitet man vill ha. Under uppkörningen avgasas terpenerna och ev. kvarvarande luft. Reaktionshastigheten ökar i kokaren ju mer temperaturen stiger. Koket hålls vid en bestämd temperatur, ca 170 C en viss tid (1-1 och 1/2 timme) och sedan sänks temperaturen och koket blåses. När de mjuka flisbitama och svartluten möter atmosfärstryck råkar vätskan i bubbelkokning och flisen defibreras, dvs. fibrerna friläggs. Blåsningen måste ske på rätt sätt så att fibrerna inte skadas men ändå hela kokarinnehållet följer med. 19

Ångan som frigörs vid blåstanken tas till vara i en blåskondensanläggning där den kondenseras. Kondensatet kyls i en värmeväxlare varvid en en stor mängd varmvatten produceras, som kan användas vid tvättning och blekning av massan. Fibrerna (pappersmassan) går vidare till tvättning och silning. Svartluten tvättas ur massan. En del används i nästa kok och huvuddelen går till kemikalieåtervinning. 10.2 Tvättning Syftet med tvättningen är att skilja fibrerna och svartluten åt så effektivt som möjligt med minsta möljliga utspädning av luten. Fibrerna bör ha så låg halt som möjligt av svartlutrester, när de går vidare i processen. Detta för att inte kemikalieförlusterna ska bli för stora och orsaka skumning, miljöfarliga utsläpp, högre kemikalieförbrukning i blekeriet eller kvalitetsproblem i den färdiga produkten (massa eller papper). Processen vore enkel om svartluten kunde spädas i godtyckligt utsträckning, men varje mängd vatten som används skall sedan avdunstas i indunstningen för att göra luten brännbar, vilket kostar pengar och den spädfaktor tvätten arbetar med har stor betydelse för hela fabrikens ekonomi. Svartluten kring och i fibern innehåller de kemikalier, som tillförts koket, och utlöst vedsubstans, till större delen i nya föreningar. Tvättningen består egentligen av två processer: diffusion och förträngning. Löst substans skall diffundera ut ur fibern till en omgivande vätska med lägre kemikalieinnehåll. Vätskan skall i sin tur förträngas av en renare vätska och så vidare. 10J Indunstning När den utspädda svartluten lämnar tvätten håller den en 15 % torrsubstans (ts). Målet för indunstningen är att höja halten ts till minst 60 % för att luten skall bli brännbar. Det är stora mängder vatten som skall avdunstas, vid indunstning från 15 till 60 % ts skall för varje ton ts som förbränns i sodapannan ca: 5 ton vatten avlägsnas i indunstningen och ca: 0.7 ton förångas i pannan, till detta åtgår stora mängder värme. (Moderna system kan ge torrhalter upp till 80 %.) Genom att ordna en serie med indunstare som arbetar vid allt lägre tryck kan ångan från föregående steg användas till att värma nästa genom att låta ångan kondensera där vilket ger en mer ekonomisk process än om indunstningen skett i ett enda steg. Indunstningen sker därför stegvis i fem eller sex apparater (effekter) för att dra nytta av detta. En kondensor och vakuumpump efter sista steget skapar det nödvändiga undertrycket. Tunnluten innehåller också hartssåpa, som man tar vara på. Såpan avskiljs genom flotering i diverse svartlutstankar. Kan fabriken vidareförädla såpan, pumpas den vidare till hartskokeriet för framställning av tallolja vilken kan användas som råvara för kemisk industri eller som bränsle i t.ex. mesaugnen. 10.4 Sodahusprocessen Tjockluten från indunstningen förbränns i sodapannan. Luten kallas nu brännlut. Syftet med processen är att: * Generera ånga till fabrikens processer genom förbränning av utlöst vedsubstans. * Återvinna kemikalier. Brännluten har vanligen en 65 % konc. av ts. Resten är vatten som förångas. 20

Största delen av vitlutens alkali är bundet vid ligninet till organiska föreningar som finns lösta i svartluten. Vid förbränningen i sodapannan förenar sig en del natrium med koldioxid och bildar natriumkarbonat, Na 2 CO?. Svavel reagerar med syre och natrium och bildar natriumsulfat, Na;SO 4. Vid förbränningen sker ytterligare en mängd komplicerade kemiska reaktioner. På sodapannans botten biidas en bädd av torkad halvförbränd lut och kemikalier. Här håller man ett luftunderskott och hög temperatur, ca 800 C. Natriumsulfatet reduceras då till natriumsulfid, Na 2 S, den ena av de aktiva kokkemikaliema. Kemikalierna bildar en smälta och rinner ut ur pannan genom löphål och löses i svaglut i smältlösaren til! grönlut. Reduktionen kräver värme och underskott på fritt syre i luft. Smältan består mestadels av natriumkarbonat ca: 70 % och natriumsulfid ca: 27 %. En del oreducerat natriumsulfat ingår även liksom en mängd andra kemiska föreningar. De kemikalieförluster som trots allt uppstår i sulfatprocessen ersattes förr ofta med natriumsulfat som tillsattes brännluten. Det är detta som gett namnet åt sulfatprocessen trots att kemikalien natriumsulfat inte alls deltar aktivt i vid massakokningen, i den studerade fabriken ersattes kemikalieförlusterna genom det tillskott av kemikalier som uppstår då dessa tillföres processen vid Oj-blekeriet och blekeriet, (NaOH, MgSO 4 ) och som restkemikalier från klordioxidtillverkning samt som NaOH i skrubber. 10.5 Vitlutsberedningen Vitlutsberedningen är det sista steget i kemikalieåtervinningen. Den fabriksavdelning där man bereder ny vitlut kallas kausticeringen efter processens namn. Natriumkarbonatet i grönluten skall omvandlas till natriumhydroxid, NaOH, genom reaktion med osläckt kalk, CaO. Vi har då fått den andra aktiva kokkemikalien. I reaktionen bildas ett slam av kalciumkarbonat, CaCO 3, som är olösligt. Slammet kallas mesa. Grönluten från sodapannans smaklösare leds in i en grönlutsklarnare, för att avlägsna förbränningsrester och olösta beståndsdelar. Den osläckta kalken blandas med grönluten från grönlutsklarnaren i kalksläckaren där kausticeringsreaktionen inleds, reaktionen fortlöper sedan i speciella kausticeringskärl. I vitlutsklamingen avskiljs mesan genom ett tryckfilter och den rena vitluten pumpas till kokeriet. Mesan innehåller alkali som man vill återvinna. Den blandas med varmvatten och filtreras den också i ett tryckfilter. Den på så vis erhållna svagluten med sitt alkaliinnehåll pumpas vidare till smältlösaren. Mesan förs efter ev. ytterligare tvättning och förtjockning från lagringssilon till mesaugnen där den ombränns till osläckt kalk genom att hettas upp till ca: 1200 C. Kalciumkarbonatet, sönderfaller då i koldioxid och osläckt kalk. 10.6 Blekning Blekning av kemisk massa är egentligen en fortsatt ligninutlösning under mildare former som skonar cellulosan men angriper ligninet. Som blekmedel används syrgas, klor, klordioxid, alkali och peroxid. Processen sker i flera steg i ett antal stora torn med mellanliggande tvättfilter.

Kokningen avbryts vanligen när det är 1.5-7 % lignin kvar. Genom att påverka ligninet med olika kemikalier som syrgas, klordioxid och klor i steg efter varandra i stora torn löser man ut det. Mellan blekstegen tvättas de utlösta ligninföreningarna ur massan. För varje steg blandas blekkemikalien in genom någon form av mixer och massan kan samtidigt värmas med ånga. ökad användning av syrgas istället för klcr gör att man kan tillvarata utlöst lignin i avloppen därifrån och använda ligninet som bränsle i sodapannan. Det kan man inte med de starkt korrosiva klorhaltiga avloppen. Varje bleksekvens där klorhaltiga kemikalier använts avslutas med att svaveldioxidvatten sätts till i den avslutande tvätten för att bl.a oskadliggöra dt rester av blekkemikalier som kan finnas kvar i massan. 10.7 Svartlut--> Vitlut (kort sammanfattning) (t Ut ur kokaren: Svartlut vilket är den använda kokvätskan + utlöst vedsubstans. Tvättning: Avsikten med tvättningen är att med så lite vatten som möjligt effektivt avskilja fibrer från svartluten. * Indunstning: Den vid tvättningen utspädda svartluten kallas nu tunnlut (ca: 15 % ts) och indunstas till minst 60 % torrsubstans för att bli brännbar. Efter indunstningen kallas vätskan tjocklut. Sodahusprocessen: Förbränning i sodapannan av den utlösta vedsubstansen genererar ånga till processerna i fabriken och man återvinner den ena av kokkemikalierna (natriumsulfiden) genom kemiska reaktioner vid hög temperatur och luftunderskott. Reaktioner och förbränning i sodapannan genererar en smälta vilken urtappas genom löphål i sodapannans botten, smältan blandas med svaglut till grönlut vilken innehåller bl.a Na 2 CO 3. Kausticeringen: Natriumkarbonatet i grönluten skall omvandlas till Natriumhydroxid genom reaktion med bränd kalk, reaktionen kan skrivas: Na 2 CO i + CaO - NaOH + CaCO 3 Grönluten har nu omvandlats till vitlut vilken nu innehåller de kemiskt aktiva kok-kemikalierna natriumhydroxid och natriumsulfid. Den bildade kalciumkarbonaten kallas mesa och är olöslig. Mesan späds, tvättas i varmvatten och förtjockas innan den förs till mesaugnen för att ombrännas till CaO genom reaktionen: w CaCO 3 --*CaO+CO 2 Nedanstående diagram visar radiocesiums och alkalimetallernas huvudsakliga kretslopp vid sulfatmassaprocessen. 11

FLIS KAUSTICERING SLAM VATTEN RADIOCESIUMS KRETSLOPP I ÅTERVINNINGSPROCESSEN Nedanstående diagram visar var radiostrontium, radium och grundämnen i grupp 2 i det periodiska systemet över grundämnnena har sitt huvudsakliga kretslopp vid sulfatmassaprocessen. FLIS \) Kokare + Blåstank rircp^ ^^ ia& ^» ^ ^^ p" LUT. Y T SLAM TVÄTTERI INDUNST- NING SODA- PANNA VATTEN BLEKERI 1 RADIOSTRONTIUMS KRETSLOPP 1 ÅTERVINNINGSPROCESSEN 10.8 Råvaror Råvaror för massatillverkning utgöres i huvudsak av vedråvaran och vatten men också andra råvaror, framförallt då till blekeriet:

Råvaror Barrved Lowed Vatten Klor Natronlut Natriumklorat Syrgas Väteperoxid Olja Svavelsyra Förbrukning (1989) 616 000 m 3 fub (=256 000 ton torr ved) 769 000 m 3 fub (=388 000 ton torr ved) 29 200 000 m 3 3 760 ton 15 000 ton 10 700 ton 3 620 ton 1 700 ton 7 430 m 3 8290 m 3 10.9 Återvinning av råvaror Återvinning av kok-kemikalierna är en av huvudkomponenterna i massaframställningsprocessen och av stor betydelse för fabrikens ekonomi. Eftersom en del av de i råvarorna förekommande radionuklidema kan antagas att kemiskt bete sig som de ämnen man vill återvinna innebär återvinningsprocessen även en viss anrikning av radionuklider. De kemiskt aktiva kokkemikalierna är natriumhydroxid, NaOH och natriumsulfid, Na 2 S vilka återvinns eller återbildas i processer vid kausticering och sodapanna. Ik

Hödesscha SILO FLISTRANSPORT CHIP TRANSPORT FLISSTACK CHIP PILES r Jt-. VEDTR.\NSPORT WOOD TRANSPORT BARRVED LOWED SOFTWOOD HARDWOOD BARKNING BARKING I HUGG CHIPPER BAH A FLIS FLI jbark CHIPS CH: BLEKERI BLEACHING PLANT SYRGASBLEKERI OXYGEN K BLEACHING PLANT FORSILEK PRESCREE^ KLORDIOXID ALK.ALI CHLORINE DIOXIDE ALKALI KLOR KLORDIOXID CHLORINE CHLORINE DIOXIDE TVATTANKAR WASHLIQUOR TANKS MASSAKAR ALKALI KLORDIOXID EFTERSH^RI PULP VATS ALKALI CHLORINK UlnXIDE FINAL SCREENING PLANT VIRAPARTI WIRE SECTION PRE PRI-.: SECTION1

f esschema SILO VITLUTSCISTERN WHITE LIQUOR STORAGE TANK VITLUTSFILTER WHITE LIQUOR FILTER SVAGLUTS- FILTER WEAK LIQUOR FILTER KAUSTICERING CAUSTICIZING PLANT 7 MESATVÄTTFILTER LIME SLUDGE FILTER V MESAUGN LIME KILN i!..-: FLIS FLIS jiiark CHIPS CHIPS ÅNGTURBIN STEAM TURBINE TVATTERI WASHING PLANT 34-r VÄTT ANKAR ASHLIQUORTANK: FÖRSILERI PRESCREENING KVISTSILERI KNOT SCREENING INDUNSTNING EVAPORATION nplant n r L u SODAPANNA RECOVERY BOILER GRÖNLUTSKLARNARE GREEN LIQUOR CLARIFIER LÖSARE SMELT DISSOLVER L '{TI (TIOX PRESSPARTI PRESS SECTION FLAKTTORK PULPDRYER SAX CUTTER BALPRESS BALING PRESS SECTION 2

11 APPENDIX B Ib

12 Teoretisk beräkning av stråldos Avsikten med följande strålskyddberäkningar är att uppskatta den stråldos som kan erhållas på en deponi eller invid delar av en återvinningsprocess innehållande radioaktiva ämnen. Den beräknade stråldosen vid vistelse på och i anslutning till deponerad aska har beräknats för fotonfluensen från radionukliderna 134 Cs, 137 Cs och 40 K. Mätning av stråldosen på en deponi för aska och lutslam redovisas och kan jämföras med de teoretiska beräkningarna. Den beräknade stråldosen avser en maximal stråldos som orimligen underskattar den verkliga stråldosen till kroppen eller någon del därav. Precisa beräkningar för stråldosen vilka inkluderar fotoners attenuering i kroppen är mycket komplexa och får anses ligga utanför ramen till denna inledande rapport om radionuklider i aska och återvinningsprocesser. I en sammanfattning av ICRP:s strålskyddsrekommendationer november 1990, finns under punkt S32 avseende kvinnor i yrkesverksamhet med joniserande strålning en rekommendation som säger: "När graviditeten konstaterats, skall embryot eller fostret skyddas genom att tillämpa en supplementär 2 msv gräns för dosekvivalenten till ytan av kvinnans buk under återstoden av graviditeten och genom att begränsa intaget av radionuklider till omkring 1/20 av ALI." De stråldosberäkningar som gjorts i denna rapport bör motsvara vad som åsyftas m.a.p. extern bestrålning i den beskrivna rekommendationen. I avsikt att ta hänsyn till spridd strålning har beräkningar av total stråldos till ytligt belägen vävnad (t.ex. huden, thyroidea eller ögats lins) utförts med utgångspunkt från kvoten mellan den totala dosraten i luft och dosraten från primärstrålning i luft. Denna stråldoskvot för luft benämnes i det följande B, och beror av primärfotonernas energi (tabell 1). Stråldoskvoten i luft är beräknad med avseende på strålkällor med oändlig lateral utsträckning vilket innebär att stråldosbidraget från den spridda strålningen överskattas eftersom strålkällorna i verkligheten är begränsade i sin utsträckning. Värdet av B, för varje relevant primärfotonenergi har hämtats ur en sammanställning i diagramform [5] baserad på tabeller för expositionhastighet i luft [6]. I den följande texten beskrives först hur beräkningar för fotonfluensen och dosraten från volymkällor och ytkällor utförts och sedan följer motsvarande beräkningar för delar av återvinningsprocessen vid massaframställning. 26