Olika vägar för reglering – problembeskrivning

7.4.1 Reglering vid torvbrytning eller askhantering

De två huvudvägarna att minska dos till allmänheten från hantering av torvaska från energiproduktion är att lägga restriktioner på torvbrytningen eller på hur torvaskan får hanteras.

Organisatoriskt sett vore det mest fördelaktigt att lägga ett lågt gränsvärde för vilken torv som får brytas så att efterföljande användning av askan blev fri från restriktioner. Tyvärr skulle detta medföra att stora arealer, som annars är lämpliga för energitorvanvändning, inte kunde brytas.

Om man sätter lägre krav på brytningen tillkommer behovet av en reglering vid askhante-ringen. Finns det ingen reglering alls av torvbrytningen måste all aska som lämnar för-bränningsanläggningen mätas.

Av lagtekniska skäl, SSM kan inte föreskriva vad som ska göras vid en verksamhet som lyder under torvlagen, så blir vårt förslag att restriktionen läggs på vilken torv som får eldas vid förbränningsanläggningar. Ansvaret läggs på förbränningsanläggningen, medan denna i sin tur får ställa krav på torvproducenten.

Vårt förslag är en blandning av en viss reglering av energitorven och en viss reglering på askhanteringen för att på ett rimligt sätt undvika de värsta exponeringsscenarierna.

7.4.2 Förslag till övergripande regleringsstrategi

Vid en diskussion på IAEA hösten 2007 föreföll den lämpligaste strategin vara att lägga en restriktion på högsta aktivitetshalt i energitorv vid brytning och sedan låta huvudalter-nativet vara att aska går till deponi för icke-farligt avfall. Om verksamhetsutövaren vill använda askan till något annat ändamål så är det upp till den att visa att strålskyddsnor-mer för allmänheten uppfylls. De följande förslagen bygger till dels på denna idé i det att aska som överstiger ett gränsvärde eller där man inte har en aning om halten av radionuk-lider måste deponeras. Därutöver har referensvärden utvecklats för vilka för radionuklid-halter som är tänkbara under vissa antagna användningssätt för askan. En konflikt uppstår här med miljömålet att minska deponering av avfall till förmån för återanvändning (SOU 2000).

7.4.3 Varierande halter av radionuklider i torvmyr

Uranhalten varierar starkt i mossar, med högre halt mot de i botten liggande höghumifie-rade delarna. Denna variation ses inte i generalprovet som tas vid ansökan om torvbryt-ningskoncession. Man får ett medelvärde för uranhalten över hela torvmängden som bryts under hela produktionstiden, som kan vara runt 20 år. Därför kan det övervägas om del-mängder bör analyseras av generalprovet, för att se variationen. Det kan annars bli så att vissa år blir uranhalten i askan mycket högre än medelvärdet för generalprovet.

I pragmatisk anda skulle man kunna säga att medelvärdet i aska över åren är direkt korre-lerad till generalprovet. Om all aska läggs på en deponi kan man räkna med medelvärdet för generalprovet även om vissa års aska kan ha betydligt högre eller lägre halter uran.

Detta stämmer inte om någon av de två fraktionerna botten- och flygaska förs bort. De

lättflyktiga ämnena som ²¹⁰Po och ¹³⁷Cs koncentreras till flygaskan medan uran och to-rium som är svårförgasade kan hamna i bottenaskan.

Uran och torium samvarierar inte i torven i en myr. Det föreligger heller inte jämvikt med sönderfallsprodukterna i en sönderfallskedja, t.ex. ²³⁸U, ²²⁶Ra och ²¹⁰Po. ²¹⁰Pb och ²¹⁰Po tillförs torvmyrens yta med nederbörden eller från ²²⁶Ra i torven. Därutöver tillkommer ibland ¹³⁷Cs som inte alls är korrelerad till övriga radionuklider.

SGU låter meddela att de genom åren har byggt upp en erfarenhet om var de olika radionukliderna kan finnas, så de kan underlätta tillämpningen av reglerna.

7.4.4 Reglering av radionuklider i aska

Problemet att sätta referensvärden för naturligt förekommande radionuklider är att det finns 36 stycken i ²³⁸U-, ²³⁵U- och ²³²Th-kedjorna. I ²³⁸U-kedjan kan man inte räkna med jämvikt mellan radionukliderna. På hundra års sikt utjämnas ojämvikten mellan ²²⁶Ra och

210Pb/²¹⁰Po medan ojämvikten mellan ²³⁸U och ²²⁶Ra tar flera hundra tusen år att utjämna.

En begränsning måste göras av antalet referensvärden för att det ska bli praktiskt genom-förbart.

Referensvärden har beräknats för ett antal scenarier och exponeringsvägar (EU 2001 och SSI 2003). Doserna kommer från extern- och interndos. Externdosen kan bestämmas via de tre viktigaste gammastrålande radionukliderna ²³²Th, ²²⁶Ra och ¹³⁷Cs, även ⁴⁰K kan finnas men den är inte begränsande, pga. generellt låga halter i torvaska.

Interndosen för intag via lakvatten bestäms i huvudsak via fem alfa- eller betastrålande radionuklider ²²⁶Ra, ²²⁸Ra, ²¹⁰Po, ²¹⁰Pb och ²³⁴U samt en gammastrålande ¹³⁷Cs. För all-mänheten är de känsligaste exponeringsvägarna interndos från lakvatten från en deponi med de förutsättningar som ges i SSI-rapporten. I bilaga 2 visas dostillskott från olika exponeringsvägar med två antagna radionuklidhalter i torvaska och torv. Sist i bilagan visas antagen normalaktiv torvaska och högaktiv aska.

Bestämning av alfastrålare kräver kemisk separation, vilket ger dyra mätningar. Bestäm-ning av gammastrålande radionuklider erbjuder inte några problem mättekniskt sett, de kan bestämmas vid samma mättillfälle.

7.4.5 Utspädning av NORM-aska

Utspädning och spridning i ytvatten har använts för att bli av med avfall genom århund-randen. Detta fungerar enbart om de farliga ämnena förblir lösta i vattnet, om de anrikas i sediment eller tas upp i biota och anrikas kan det inte accepteras. Många radionuklider i vatten anrikas i fisk. Internationella konventioner förbjuder eller begränsar utsläpp av radioaktivitet i vatten som Londonkonventionen under IMO och OSPAR-fördraget.

Att blanda ut ett radioaktivt avfall med lägre aktivt material för att sänka den specifika aktiviteten i kombination med åtgärder för att minska mobiliteten för radionukliderna i materialet minskar de radiologiska riskerna från direkt exponering eller intag. Men i många länder är utspädning för att komma under friklassnings- eller undantagsnivåer förbjudna (IAEA 2003), så även i Sverige.

Utspädningsfrågan beaktas dock av EU-kommissionen inför arbetet med den nya BSS:en.

Utspädning med lägre radioaktivt material förekommer i vissa länder på ett reglerat sätt då restprodukter från NORM-industrier används som tillsatser i byggnadsmaterial, men

allmänt sett anses inte utspädning vara en acceptabel åtgärd, om inte blandningen är en del i den naturliga verksamheten(EU 2007). Däremot föreslås att det ska vara möjligt att spä ut NORM-avfall för att uppmuntra återanvändning och återvinning och för att minska dosen till allmänheten (EU 2009).

Spridning på marken av reningsverksslam har förekommit länge runt om i världen, men med ackumulerande tungmetallhalter i jorden i några länder har lett till att de flesta har slutat med detta. Man antar att radioaktiva ämnen skulle bete sig på motsvarande sätt under samma förhållanden (IAEA 2003).

7.4.6 Mycket långa tidsperspektiv

Det finns ett inbyggt problem när man vill föreskriva strålskyddsåtgärder för en verksam-het där NORM-askor ingår. Halveringstiderna för ett antal av de naturligt förekommande radionukliderna är så långa att perspektivet 30 till 100 år för integritet och efterkontroll av skyddsåtgärder vid deponier som anförs vid deponering av vanligt avfall är irrelevant här.

Strålsäkerhetsmyndigheten kan sätta gränsvärden för exponering av människor och därur härleda gränsvärden för halter av radionuklider och ställa krav på omgivningskontroll.

Alla dessa gränsvärden förutsätter att vissa skyddsåtgärder vidtas vid t.ex. deponier och markutfyllnader, om inga åtgärder ska behöva vidtas måste nivåerna sättas i relation till den generella friklassningsnivån i avsnitt 4.1.2.1.2 eller vad som finns naturligt i omgiv-ningen.

Alla dessa villkor bidrar till att säkerställa att exponeringen av allmänheten blir under fastställda värden under överskådlig tid, så länge den institutionella kontrollen fortvarar.

Om den institutionella kontrollen och det offentliga minnet om vad som finns i deponier-na faller bort under kommande tider och de skyddsåtgärder som vidtagits degraderar eller försvinner kan exponeringen av allmänheten öka. Vi får då ställa vårt hopp till att när man vill bygga bostäder den gången informationen försvunnit ska marken ses som vilken mark som helst, dvs. en bedömning och undersökning måste göras av gammaexponering och radonavgång. Samma resonemang gäller vid borrande av en brunn, att vattenkvali-teten måste kontrolleras.

När ¹³⁷Cs finns i deponier avtar det radiologiska problemet väsentligt efter cirka hundra år. Det är sannolikt att skyddsåtgärderna kan fungera under den tid då problemet förelig-ger. För de naturligt förekommande radioaktiva ämnena kan däremot skyddsåtgärderna ha degraderat, men problemet kvarstå.

En tanke inom vanlig deponering är att efter lång tid har alla föroreningar lämnat depo-nin. Det är utspädning, fastläggning i marken och fördröjning innan ämnena når känsliga ekosystem som gäller. Tungmetaller skulle kunna ses som radioaktiva ämnen med oänd-lig halveringstid. I praktiken kommer samma tanke att gälla för deponerat NORM-avfall på längre än några 100 års sikt. Därför bör det ingå i övervägandena vid sättande av gränsvärden att alla aktivitet kan lämna deponin eller utfyllnaden efter mycket lång tid.

7.4.7 Allmänhetens tilltro till strålskyddsåtgärder

En aspekt som är tämligen perifer för en strålskyddare är hur olika strålskyddsåtgärder för att hantera radioaktivt avfall i en pågående verksamhet eller historiskt avfall möts av olika tilltro av allmänheten. Den största tilltron visas för att flytta på avfallet (men vart?) och

minst tilltro möter inneslutning och åtgärder för att minska mobiliteten av farliga ämnen, vilket är en effektiv åtgärd strålskyddsmässigt (IAEA 2003).