sou · GQB346 · 2003-01-01 00:00:00 — The course of events in each of the municipalities from the moment SKB presented their choice of three sites for further investigations (late 2000) up to the positive decisions by the municipal councils in , and and the negative decision by the municipal council in during the months 2001/2002 is accounted for. There is a concluding presentation of how each municipality informed its inhabitants and of municipal efforts to build up knowledge and competence among both elected representatives and the general public. To facilitate comparisons between the courses of events in each of the eight municipalities, a graphical illustration is presented on pp 256 257. Part IV deals with cooperation and interaction between the municipalities concerned, between these municipalities and the County administrative boards concerned (the Governments regional authorities) and finally between these County administrative boards. Readers who do not understand Swedish but are interested in more details should contact the for Nuclear (postal address c/o Ministry of the Environment, SE 103 33 , ; for e-mail to the secretary of KASAM, please go to website . Former National Co-ordinator/Special Advisor Alla de länder som har utnyttjat kärnenergin tvingas ta ställning till hur det använda kärnbränslet och annat högaktivt avfall från kärnkraftverken skall hanteras. Eftersom avfallet utgör en fara för människan och miljön under flera måste det ställas utomordentligt höga krav på långsiktig säkerhet. Vilka åtgärder behöver vidtas nu och ? Vem skall ha ansva- ret på nationell nivå? Hur skall verksamheten organiseras och hur skall den finansieras? I och i många andra berörda länder har man kommit fram till allmänt accepterade lösningar på hur det högaktiva kärnavfallet skall hanteras på kort sikt. Frågan om hur avfallet slutligt skall tas om hand har emellertid vållat stora problem. Dessa är inte bara av vetenskaplig och teknisk natur. Det har också visat sig svårt att skapa en ordning för att fatta beslut om slutförvaring som allmänt anses legitim och trovärdig. Det kan gälla valet av tekniska metoder eller av platser för framtida anläggningar. Särskilt när det gäller platsvalsfrågorna gäller det att hitta en rimlig balans mellan överordnade nationella intressen och lokala eller regionala intressen. Därtill kommer att frågan om slutförvaring av kärnavfall har viktiga etiska aspekter. Hur skall bördan av att ta hand om av- fallet fördelas mellan dagens generation och kommande genera- tioner? Skall vi försöka åstadkomma definitiva lösningar eller skall våra efterkommande ges ett mått av handlingsfrihet för att åstadkomma något som eventuellt kan visa sig bättre? Hur skall vi se till att kunskapen om riskerna med kärnavfall kan hållas levande också i en mycket avlägsen framtid? Dessa frågor har länge diskuterats i de berörda länderna och även inom det internationella samfundet. Särskilt kan pekas på det arbete som inom FN:s ram har bedrivits av (). Detta arbete – i vilket spe- lade en mycket aktiv roll – ledde fram till en konvention om säkerheten vid hantering av använt kärnbränsle och om säker- heten vid hantering av radioaktivt avfall. Konventionen har trätt i kraft sedan den tillträtts av ett fyrtiotal stater, av vilka 15 har kärnkraftverk i drift. Den är därmed bindande för parterna. kan ses som uttryck för att det finns vissa internationellt vedertagna principer för omhändertagande av radioaktivt avfall. Dessa principer är dock mycket allmänna. De syftar främst till att klarlägga vissa ansvarsförhållanden och därigenom stärka det nationella säkerhetsarbetet. När det gäller kärnavfall framgår det av konventionen att varje land har stor frihet att utforma sin egen politik, t.ex. när det gäller valet mellan att direktdeponera kärnavfallet eller att upparbeta det i avsikt att återvinna uran och plutonium. Inom Europeiska unionen (EU) regleras frågor om kärntek- nisk verksamhet och strålskydd m.m. i första hand i Euratom- fördraget av . Fördraget innehåller emellertid inga ut- tryckliga bestämmelser om hantering och slutförvaring av kärn- avfall eller annat radioaktivt avfall. tillkomna rättsakter och utslag av har i mycket liten utsträckning rört sådana frågor. Det finns heller ingen gemensam politik rörande radioaktivt avfall inom unionen. Medlemsstaterna har haft möjlighet att välja skilda nationella lösningar när det gäller bl.a. hur hanteringen av avfallet skall organiseras och finansieras. Det har inte funnits någon önskan från staternas sida att öka gemenskapens roll på området. Den svenska kärnavfallspolitiken har alltså kunnat utformas utifrån våra nationella förutsättningar. Den stämmer dock väl överens med gällande internationella principer, såsom de kommit till uttryck främst . Här skall redo- göras för några viktiga inslag i den svenska politiken. En viktig utgångspunkt är att allt svenskt kärnavfall – inklu- sive använt kärnbränsle – skall direktdeponeras, dvs. deponeras i slutförvar utan avsikt att upparbeta det. Redan i slutet av 1970- talet övergav den alternativa strategin med upparbetning. slogs principen om producentansvar för kärn- avfall fast. Principen – som tillämpas allmänt inom miljö- området – kom till klart uttryck i den lag om kärnteknisk verk- samhet (kärntekniklagen) som trädde 1984 och som med ett antal ändringar alltjämt gäller. Lagen innebär att de som har tillstånd att driva kärnkraftsreaktorer är skyldiga att på ett säkert sätt hantera och slutförvara kärnavfall som uppkommer i verksamheten. Därtill skall de svara för att det bedrivs en allsidig forsknings- och utvecklingsverksamhet på området. byggdes det också upp ett särskilt finansieringssystem för kärnavfall. Detta system innebär att avgifter på kärnkraftsbaserad elproduktion tas ut och fonderas i statlig regi. Avgifterna beräknas så att de skall täcka alla aktuella och framtida kostnader för bl.a. avfallshanteringen. Systemet kan ses som en tidig tillämpning av den numera allmänt accepterade principen om förorenarens betalningsansvar. Reaktorägarnas ansvar utövas under överinseende av staten genom särskilda myndigheter för kärnsäkerhet och strålskydd. I sista hand är det också staten som skall svara för säkerheten vid hantering av kärnavfall. Denna princip om statens yttersta ansvar har slagits fast . Den innebär att sta- ten måste ingripa med nödvändiga åtgärder om företagen av någon anledning inte förmår att fullgöra sina skyldigheter. En annan viktig och internationellt vedertagen princip är principen om det nationella ansvarstagandet för radioaktivt avfall. Denna princip omfattar radioaktivt avfall från såväl kärnteknisk verksamhet som andra verksamheter, främst forskning, industri och sjukvård. Principen innebär att varje land som producerar sådant avfall skall svara för att slutförvara det. Inget land skall tvingas att mot sin vilja ta emot radioaktivt avfall från ett annat land. För del har det setts som en självklarhet att allt radio- aktivt avfall från svenska källor skall tas om hand inom landet. När det gäller kärnavfall – inklusive använt kärnbränsle – från ett annat land infördes ett förbud mot slutförvaring i Sve- rige. Detta förbud utvidgades till att omfatta också lagring av kärnavfall i avvaktan på slutförvaring, s.k. mellanlag- ring. Nästan alla berörda länder har restriktioner av liknande slag. Detta gäller också inom EU, där den nationella bestäm- manderätten i frågor om radioaktivt avfall är i det närmaste oin- skränkt. konvention betonas vikten av information till allmänheten om säkerheten vid hantering av kärnavfall. I synner- het gäller detta i frågor om lokalisering av planerade anlägg- ningar. För svensk del har ökad insyn och ökat medinflytande för allmänheten varit ett viktigt inslag i de senaste årens miljölag- stiftning. Kärnteknisk verksamhet omfattas i stor utsträckning av bestämmelserna i den miljöbalk som infördes , vilket innebär bl.a. högre krav på öppenhet gentemot allmänheten i samband med behandlingen av tillståndsfrågor. I den internationella diskussionen läggs stor vikt vid att kärnavfall skall hanteras på ett sådant sätt att man inte lägger otillbörliga bördor på kommande generationer. Denna etiska princip om rättvisa mellan generationerna har kommit till uttryck bl.a. . Någon direkt motsvarande bestämmelse finns inte i den svenska lagstiftningen om kärn- avfall. Principen har dock en nära anknytning till begreppet håll- bar utveckling. Att främja en sådan utveckling utgör det över- gripande målet för , vilket innebär att hållbarhets- aspekten blir av stor betydelse vid varje prövning enligt balken. På ett mer praktiskt plan har den kärnavfallspolitik som förts i präglats av en stark ambition att inte skjuta problemen . Det råder en bred enighet om att den generation som har åtnjutit fördelarna av kärnkraften också skall se till att avfallsfrågorna kan lösas på ett godtagbart sätt. Jämfört med flertalet andra länder i samma situation har också kommit långt när det gäller teknisk utveckling, organisation och finansiering av kärnavfallshanteringen. Därmed är givetvis inte sagt att uppläggningen av det svenska arbetet med frågan är okontroversiell. Den kritik som har förts fram mot skilda aspekter av den förda politiken – särskilt från miljöorga- nisationernas sida – kommer att redovisas i sitt sammanhang. 2 Vad skall tas om hand? Det radioaktiva avfallet i delas in i tre kategorier, och för varje kategori finns eller planeras en anläggning för lagring eller slutförvaring. Det av kärnkraftföretagen samägda bolaget () har ansvaret för att uppföra och driva anläggningarna. En liten del av avfallet härrör dock från annan verksamhet än produktion av elkraft i kärnkraftverk. Låg- och medelaktivt avfall från såväl kärnkraftverk som sjuk- hus, industrier, forskningsanläggningar m.m. tas om hand i Slutförvaret för radioaktivt driftavfall (SFR) utanför Forsmarks kärnkraftverk i kommun. Därtill förekommer viss slutförvaring av lågaktivt avfall i markdeponier i anslutning till fyra kärntekniska anläggningar i landet. Det använda bränslet från kärnkraftverken utgör högaktivt avfall och mellanlagras i Centralt lager för använt bränsle (CLAB) på Simpevarpshalvön i anslutning till kärnkraft- verk. Bränslet förvaras där i vattenbassänger tills värmeavgiv- ningen och radioaktiviteten har sjunkit till en nivå som under- lättar den vidare hanteringen. Man räknar med en period av 30 à för mellanlagringen i CLAB. Beträffande Slutförvaret för långlivat avfall (SFL 2) finns ännu inga beslut om utformning och lokalisering av en anläggning. Behovet av kapacitet har beräknats till drygt , varav ca använt bränsle och resten starkt radioaktivt material från kärnkraftverk och andra kärntekniska anläggningar. Det kommer efter hand också att bildas betydande mängder långlivat låg- och medelaktivt avfall, framför allt komponenter från reaktorhärdar. Även denna avfallskategori måste slut- förvaras, fast kraven på säkerhet inte är fullt lika stränga som för det högaktiva avfallet. SKB planerar att bygga en särskild an- läggning för ändamålet. Lokaliseringen av detta slutförvar, som brukar betecknas SFL 3 5, väntas dock inte bli aktuell . En samlokalisering med SFL 2 är möjlig, men det finns I fortsättningen kommer inte frågan om SFL 3–5 att behandlas närmare. SKB har uppfört SFR och CLAB, och SKB har också reaktor- ägarnas uppdrag att svara för att det långlivade avfallet slutligt tas om hand. Det bör observeras att använt kärnbränsle i kärntekniklagen betecknas som kärnavfall först när det har placerats i slutförvar. , t.ex. vid mellanlagringen i CLAB, betecknas det som kärnämne, i likhet med bl.a. nytt kärnbränsle. I kan dock allt använt kärnbränsle betraktas som avfall, eftersom bränslet inte är avsett att upparbetas för återanvändning. Vanligen brukar därför termen kärnavfall beteckna även sådant använt bränsle som inte har placerats i slutförvar. Det är främst frågan om platsvalet för ett framtida slutförvar för det använda kärnbränslet och annat högaktivt, långlivat kärnavfall som behandlas i denna rapport. Slutförvaringen måste dock ses som del av ett system där det ingår också transporter, mellanlagring och bearbetning av kärnavfallet till en lämplig form för en bestående förvaring, t.ex. genom inkapsling. Beräkningen av kapaciteten i ett slutförvar grundas på att kärnkraften i avvecklas i enlighet med fattade princip- beslut. Den närmare tidpunkten då de olika kärnkraftverken skall tas ur drift är okänd. Någon exakt beräkning av den volym bränsle som skall förvaras är alltså ännu inte möjlig. Detta saknar emellertid principiell betydelse för lokaliseringen eller utform- ningen av en anläggning. Tanken är att en anläggning för slutförvaring skall vara så beskaffad att den kan förslutas så snart de sista bränsleelementen har förts över från mellanlagret. Därefter bör anläggningen kunna lämnas. Det skall alltså efter förslutningen inte behövas någon driftsorganisation. Det skall heller inte finnas något tek- niskt behov av övervakning eller kontroll. Dock innebär åtaganden när det gäller att förhindra spridning av kärnvapen att anläggningen underkastas internationell kärnämneskontroll, s.k. safeguards. Det är ännu en öppen fråga förslutningen bör ske och hur den bör genomföras. Ställning till denna fråga behöver dock inte tas under . Det kan tilläggas att SKB numera använder beteckningen djupförvar i stället för slutförvar. Detta får ses som en markering av att det skall finnas vissa möjligheter att återta det deponerade kärnavfallet även sedan förvaret har förslutits. Myndigheterna använder emellertid beteckningen slutförvar i enlighet med kärn- tekniklagens terminologi. I lagen betecknas nämligen som slut- förvaring sådan förvaring som avses bli bestående. Även det som SKB betecknar som djupförvar är avsett att uppfylla lagens krav på bestående förvaring, dvs. Det finns alltså i praktiken ingen skillnad i betydelse mellan de två termerna. I det följande kommer att användas termen slut- förvar, utom när det rör sig om ett direkt citat ur en text från SKB. 3Risker med använt kärnbränsle Avfall från kärnteknisk verksamhet innehåller radioaktiva ämnen som är instabila och som vid sönderfallet avger s.k. joniserande strålning. Denna strålning kan skada cellerna i levande orga- nismer. För människor och djur kan skadorna leda till ökad risk för cancer och ärftliga skador samt, vid extremt höga doser, akut strålsjuka som kan leda till död. Vid all hantering av kärnavfall måste man alltså sträva efter att minimera riskerna för sådana strålningsskador . Det finns många radioaktiva ämnen. Vissa av dem sönderfaller snabbt och omvandlas efter hand till stabila ämnen. I andra fall klingar radioaktiviteten av mycket långsamt. Man brukar tala om ett radioaktivt ämnes halveringstid, dvs. den tid under vilken antalet atomkärnor av ursprungsämnet minskar till hälften. Det finns halveringstider från bråkdelar av en sekund till flera mil- jarder år. Bränslet till de kärnreaktorer som förekommer i fram- ställs av naturligt uran som anrikats för att öka halten klyvbart uran. Innan bränslet har förts in i reaktorn innebär hanteringen små risker från strålningssynpunkt. När bränslet tas ut efter användningen har det emellertid bildats ett antal ämnen som är mycket starkt radioaktiva, dels s.k. klyvningsprodukter dels vissa tyngre ämnen, främst plutonium. Några av dessa ämnen har relativt kort halveringstid (t.ex. cesium-137 ), andra lång (t.ex. plutonium-239 ca 24 ). Radioaktiviteten i bränsleavfallet avtar alltså efter hand. har den minskat till ca en tiondel. Efter ett tusental år har externstrålningen minskat till en nivå som ger relativt små risker för strålningsskador. finns det dock ämnen som är farliga vid intern bestrålning, dvs. om man får in dem i kroppen med luften, födan eller dricksvattnet. I ett långsiktigt perspektiv är det framför allt spridning av dessa ämnen med grundvattnet som måste begränsas. Det tar flera innan radio- aktiviteten i det använda bränslet har minskat ned till nivåer som förekommer naturligt. De radioaktiva ämnena avger olika slags joniserande strålning, med skilda egenskaper i fråga om räckvidd och biologisk effekt. Vissa av de radioaktiva ämnena i avfallet är dessutom starkt gif- tiga. Det är dock riskerna för strålningsskador som är avgörande för säkerhetsbedömningen. Aktiviteten från ett radioaktivt ämne mäts i bequerel (Bq). Risken från strålning på och i kroppen är relaterad till den effektiva stråldosen, som mäts i (Sv). Ett medelvärde för individdosen i från alla källor be- räknas vara i storleksordningen 4 mSv (tusendels ) . Härav kommer ca 1 mSv/år från naturliga källor (rymden, mar- ken, ämnen i den egna kroppen) och 2 à 3 mSv/år från bl.a. radon i inomhusluft, som i är den viktigaste strålnings- källan. Dessa värden kan variera mycket starkt beroende på bl.a. var man bor. Strålning från skilda slag av mänsklig verksamhet svarar för återstoden. (se avsnitt 7.2) har med stöd av internationella rekommendationer satt en gräns på 1 mSv/år som dos för individer ur allmänheten till följd av verksamhet med strålning. Inom denna dosgräns – som finns också i EG- rätten och därmed är bindande för – skall alltså rymmas bl.a. strålning vid kärnkraftens utnyttjande och all användning av strålning inom forskningen, industrin och sjukvården. Med hänsyn till att utsläpp från flera verksamheter kan drabba en och samma person kan särskilda dosrestriktioner bestämmas för enskilda verksamheter. Således får utsläpp från ett enstaka kärnkraftverk svara för högst en tiondel av dosgränsen 1 mSv/år, dvs. 0,1 mSv/år. Samma dosrestriktion gäller för hantering av använt kärnbränsle fram till förslutningen av ett slutförvar. Dessa dosrestriktioner avser doser till en s.k. kritisk grupp. Med kritisk grupp menas en relativt liten grupp av personer ur allmänheten vilkas bostadsorter och vanor är sådana att de får de högsta stråldoserna till följd av ett utsläpp. Exempel är de som bor i närheten av ett kärnkraftverk. Med dos till kritisk grupp avses dosen till genomsnittsindividen i gruppen. För personer som arbetar med strålning, t.ex. personal i kärnkraftverk, gäller särskilda dosgränser. har beslutat om föreskrifter om skydd av människors hälsa och miljön vid slutligt omhänder- tagande av använt kärnbränsle och kärnavfall (SSI FS 1998:1, se även 99:03 med bakgrund och kommentarer till föreskrifterna). Eftersom framtida utsläpp från ett förslutet slut- förvar och de skador som då kan uppkomma är hypotetiska har institutet inte ansett det meningsfullt att införa en dosgräns av samma slag som för pågående verksamheter. I stället föreskrivs att den årliga risken för skadeverkningar till följd av slutförvaret (dödlig och icke-dödlig cancer jämte ärftliga skador) för per- soner ur en utsatt grupp inte får överstiga en på miljonen. Denna risknivå är betydligt lägre än vad som godtas för på- gående kärnteknisk verksamhet. Skälet är det mycket långa tids- perspektivet, dvs. att skadeverkningar kan komma att uppstå framåt. Slutförvaringen av kärnavfall inkräktar därmed på utrymmet för accepterad skadlig påverkan genom strålning av framtida energiproduktion från andra källor, vilket motiverar att mycket stränga krav ställs. När frågan om tillstånd för ett slutförvar prövas kommer det alltså att ställas krav på att strålningen från avfallet ger effekter som ligger väl inom ramen för vad som accepteras i fråga om strålning från annan verksamhet. Detta gäller inte bara för tiden medan anläggningen är i drift utan även efter förslutningen och i princip . Ett slutförvar för högaktivt avfall måste utformas så att strål- ningen från avfallet isoleras effektivt från biosfären där den kan komma i kontakt med människor och djur. Det finns ingen metod som går att tillämpa generellt. De flesta länder som har studerat frågan har inriktat arbetet på förvaring i olika slags geo- logiska formationer. För del har djupförvaring i berg varit ett naturligt val med hänsyn till att berggrunden i större delen av landet utgörs av relativt stabilt urberg. I , där förutsättningarna är lik- artade, har arbetet haft samma inriktning. Den svenska kraftindustrin har genom SKB utvecklat en metod för djupförvaring i urberg, kallad KBS-3. Arbetet började , och metoden presenterades . Därefter har metoden i vissa avseenden utvecklats vidare. uttalade regeringen – i samband med att till- stånd att ladda de två sista kärnkraftsreaktorerna gavs – att KBS- 3 kunde godtas från säkerhets- och strålskyddssynpunkt som metod för slutförvaring. Även om regeringen senare har gjort uttalanden om att SKB inte bör binda sig för någon viss metod (se avsnitt 6) har forsknings- och utvecklingsarbetet om slut- förvaring i haft KBS-3-metoden eller någon vidareutveckling av den som huvudalternativ. Regeringen har också godtagit att metoden används som planeringsförutsättning för de platsundersökningar som skall inledas. Det kan därför vara lämpligt att här lämna en kort beskrivning av KBS-3- metoden (jfr figur 1). Källa: SKB. I sin nuvarande utformning innebär KBS-3-metoden att bränsle- elementen efter mellanlagringen i CLAB placeras i täta koppar- kapslar med insats av gjutjärn. Varje kapsel är och har en diameter på ca 1 m. Kapselns vikt med bränsle är ca . För förvaringen i berget byggs på ca 500 meters djup ett system av tunnlar med vertikala deponeringshål. Kapslarna placeras i hålen. Varje kapsel omges av bentonitlera. Fullt utbyggt beräk- nas förvaret innehålla ca 4 500 kapslar. KBS-3-metoden bygger på att direkt strålning och spridning av radioaktiva ämnen från kärnavfallet i slutförvaret skall hindras av flera barriärer. Dessa är, förutom själva det använda bränslet (uran i svårlöslig keramisk form), kapseln som isolerar bränslet från grundvattnet och bentonitleran som både ger ett mekaniskt skydd och bromsar vattenflödet kring kapseln. Det omgivande berget skyddar mot framtida naturlig eller mänsklig påverkan. Berget fördröjer också eventuella läckage av radioaktiva ämnen från förvaret. Så länge barriärerna är intakta väntas ett slutförvar enligt KBS- 3-metoden hindra varje utsläpp av radioaktivitet till biosfären. Självfallet måste man dock beakta alla de faktorer som i fram- tiden kan komma att påverka barriärerna, även i ett mycket långt tidsperspektiv. Det gäller här både inre faktorer, dvs. sådant som kan inträffa i själva förvaret till följd av t.ex. korrosion av material, och yttre faktorer som betingas av t.ex. klimatföränd- ringar eller mänskliga åtgärder. Grunden för en säkerhetsanalys av ett slutförvar är å ena sidan kunskapen om att avfallets inneboende farlighet avtar succes- sivt genom att radioaktiviteten klingar av, å andra sidan vissa antaganden om vad som kan komma att påverka barriärsystemet . Ovissheten om dessa antaganden ökar givetvis ju längre tidsperspektiv man arbetar med. Man har diskuterat bl.a. vad som kan inträffa som antas komma att drabba under de närmaste 100 000 åren. En istid kan påverka både berggrundens stabilitet och grundvattenförhållandena. Man måste räkna med möjlig- heten att det uppstår skador på kapslarna och att radioaktiva ämnen genom grundvattnet då kan komma ut till biosfären. Säkerhetsanalysen söker belysa dels hur sannolika ett antal framtida möjliga händelseförlopp (scenarier) är, dels vilka konse- kvenser sådana scenarier kan leda till. Det måste visas att risker- na vid scenarierna är godtagbara i förhållande till de krav på skydd för människors hälsa och miljön vid slutförvaring som har ställts av (se avsnitt 3). Som framgått innebär dessa krav en betydligt lägre risknivå än vad som godtas för pågående kärnteknisk verksamhet, t.ex. drift av kärnkraft- verk. Med utgångspunkt i krav har utfärdat föreskrifter om säkerhet vid slut- förvaring av kärnämne och kärnavfall (2002:1). Till föreskrifterna har fogats allmänna råd om tillämpningen av dem. I sammanhanget definieras säkerhet som förmågan hos ett slut- förvar att hindra spridning av radioaktiva ämnen. Enligt före- skrifterna skall säkerheten efter förslutning av slutförvaret upp-