sou · GWB319 · 2008-03-04 00:00:00 — Erforderlig total längd på förvarsorterna för basfallet med staplingsvolym för avfallet blir då cirka 43 61 m. Total utsprängd volym är 2 600 . Tabell 6.1 redovisar motsvarande värden om det istället antas att 10 000 respektive avfall ska djupdeponeras. Tabell 6.1 Sammanställning av beräknad erforderlig längd på förvarsorterna och total utsprängd bergvolym för olika avfallsmängder förvarsorterna (m) är (m3) (staplingsvolym) (m3) 2 600 3 700 12 900 18 600 2 200 3 100 129 000 186 000 Ett utsprängt bergrum skiljer sig från en förvarsort genom att bergrummets höjd och bredd är större. Olika geometrisk utform- ning kan väljas med hänsyn till bland annat bergmekaniska fak- torer. Om bergspänningarna är allt för stora kan det finnas problem att ha alltför stora öppna bergrum. I denna konceptstudie har antagits att ett bergrum med höjden 10 m och bredden 20 m sprängs ut. Detta medför ett utsprängt tvärsnitt och ett effektivt förvarstvärsnitt då hänsyn tas till återfyll- ning med buffertmaterial på minst 0,5 m och ett eventuellt dräne- rande skikt på 0,5 m. Erforderlig längd på bergrummet blir då i basfallet endast 12 14 m. Total utsprängd volym är 2 800 . Det är knappast rimligt att anlägga ett bergrum med så små liten längd, se istället alternativet bergsilo. Tabell 6.2 redovisar motsvarande värden om det istället antas att 10 000 respektive avfall ska djupdeponeras. Tabell 6.2 Sammanställning av beräknad erforderlig längd på bergrum och total utsprängd bergvolym för olika avfallsmängder Erforderlig längd på bergrum är (m3) (staplingsvolym) (m3) 12 200 14 400 117 400 139 200 En utsprängd silo i berget kan utföras som cylindriskt (stående) eller nära sfärisk hålighet i berget vilket medför ett mycket kom- pakt slutförvar. I denna konceptstudie antas en stående cylindrisk form med en diameter . Detta medför ett utsprängt tvär- snitt och ett effektivt försvarstvärsnitt då hänsyn tas till återfyllning med buffertmaterial på minst 0,5 m och ett eventuellt dränerande skikt på 0,5 m. Erforderlig höjd på berg- silon blir då cirka 9 m för basfallet. Total utsprängd volym är 2 870 . Detta fall skulle i praktiskt utförande motsvara en mindre kupolformad eller sfärisk hålighet som sprängs ut i berget. Tabell 6.3 redovisar motsvarande värden om det istället antas att 10 000 respektive avfall ska djupdeponeras i bergsilo. För fallet antas att avfallet fördelas i fyra större silos vardera med en diameter (utsprängt tvärsnitt , effektivt tvärsnitt för vardera silon). Bilaga 4 SOU 2008:19 Sammanställning av beräknad erforderlig höjd på bergrumssilo och total utsprängd bergvolym för olika avfallsmängder Erforderlig höjd på bergsilo är (m3) (staplingsvolym) (m3) 2 900 3 100 11 800 13 000 113 000 122 000 (fyra silos, diameter 30 m) 6.6Kostnadsjämförelse – anläggningsarbete i berg Nedfartsramp uppskattas bli cirka 1 . Kostnaden för att driva en nedfartramp anges till cirka 45 /m (personlig kommunikation , ). Total kostnad för nedfartsramp blir då . Kostnaden för att driva en horisontell förvarsort har antagits vara densamma som för nedfartsrampen, cirka 45 /m. Kostnaden för alternativet med utsprängd förvarsort, längd 43 61 m, uppskattas till för basfallet med avfall. Kostnaden för ett utsprängt bergrum anges till /m3 utsprängd volym (personlig kommunikation , ). Total kostnad för 2 800 utsprängt bergrum blir då 1,4 . Kostnaden för utsprängning av bergsilos har antagits vara den- samma som för bergrum, /m3 utsprängd volym. Total kostnad för 2 900 utsprängd bergsilo blir då 1,5 . I tabell 6.4 har kostnadsberäkningar för de olika scenarierna för olika avfallsmängder sammanställts. Till dessa kostnader ska läggas inredningar i bergrum och ner- fartsramp såsom pumpar, ledningar, ventilation, belysning m.m. Kostnader för dessa investeringar har grovt uppskattats till cirka 20 av anläggningskostnaderna för bergarbeten. För drift av djupförvarsanläggningen till kommer rörliga kostnader för exempelvis länspumpning och ventilation (/år), personalkostnader (/år), lastning, lossning och tran- sport av avfallet (totalt /år). Total driftkostnad kan därmed uppgå till cirka 2,5 5 Mkr/år. Det kan noteras att den totala avfallsmängden i de tre alternativen är tämligen begränsad varför drifttiden inte behöver vara särskilt lång. Det kan dock finnas en önskan att hålla en nationell djupdeponi tillgänglig för att möjliggöra omhändertagande av fallande avfallsmängder. Inlastning kan då lämpligen ske i kortare kampanjer utan behov av ständig bemanning av anläggningen, dock måste troligen länshåll- ning och ventilation hållas igång . Tabell 6.4 Sammanställning av kostnader för anläggningsarbeten i berg för olika alternativ Omhändertagen avfallsmängd (staplingsvolym) (m3) Förvar i horisontell ort (fyra silos, diameter 30 m) 6.7Andra aspekter av betydelse för en fungerande djupdeponi Samordning med E.on:s verksamhet över och under jord Antas att transport till anläggningen sker på landsväg Kan mottagning ske under jord? Är befintlig ramp körbar med lastbil? Är ventilation OK? System för mottagningskontroll, överensstämmelseprovning av avfallsmaterial m.m. Eventuell emballering av avfallet Märkning + databasregistrering för kolliplacering Eventuellt mellanlager för märkta och emballerade Lastkaj + vändplan för lastbil Finns låst grind som förhindrar inpassage? Personalutrymmen (samordna med E.on?) Eventuell reningsanläggning för spillvatten från fordonstvätt och dränagevatten från djupdeponin etc. Anläggs från befintlig bergrumsanläggning Lutning väljs med hänsyn till lastbilspassage, behov av plats för el, ventilation, eventuellt vatten m.m. Eventuella mötesplatser där två fordon kan passera varandra Förvarsutrymmen, exempelvis bergrum Eventuellt flera separata bergrum för olika avfallstyper Eventuellt dräneringsskikt, exempelvis makadam, längs gräns- ytan mellan berg och buffert/avfall, golv och väggar Körbart bärskikt som avjämning av golv, eventuellt även fungerande som tätskikt/barriär, här antas att bioaska med god härdningsförmåga, eventuellt med inblandning av kan utnyttjas för detta ändamål Buffert mellan avfall och bergväggar, eventuellt även funge- rande som tätskikt/barriär, antas att bioaska med god härd- ningsförmåga, eventuellt med inblandning av stenmjöl ut- nyttjas för detta ändamål Eventuell cellindelning med stödväggar/betongfack i berg- rummen Uppsamlingssystem för dränagevatten och eventuell rening Gasmätare och varningssystem (vätgas, svavelväte, metan, låg syrehalt, kvicksilver etc.) Nederbördsvatten (meteoriskt vatten) är nästan rent vatten med lösta gaser från atmosfären, i första hand syre och koldioxid. Meteoriskt vatten är ursprunget för grundvatten på land, dock kan på vissa platser inslag av havsvatten förekomma, främst i kust- trakter. Grundvattnets sammansättning påverkas även av kontakt med olika i jord och berg, samt olika biologiska processer. Grundvattnet har även en väsentligt högre halt organiskt material En illustration till olika processer ges i figur 7.1. Figur 7.1 Illustration av interaktioner mellan atmosfär, grundvatten och olika i berggrunden som påverkar grundvattensamman- sättningen, modifierat efter Beall och (1977) En kraftigt förenklad modell för grundvattnets sammansättning kan ges av: Nederbördsvatten + Luft + Organiska ämnen + Jord- och berg- + Mikrober + Havsvatten + Djupa saltvatten => Grund- vatten 7.2Geokemiska förhållanden i svensk kristallin berggrund Generellt är djupa berggrundvatten i syrefria, vätekarbonat- eller natriumkloriddominerade. Sulfatrika vatten kan förekomma, främst kustnära, och även inslag av sulfidhaltigt grundvatten På större djup förekommer även mycket salta grund- vatten (brines). Dessa är vanligen mycket gamla och stabila till följd av den höga densiteten hos brine som motverkar ombland- ning. Berggrunden utgör en effektiv barriär mot inträngande syre från atmosfären. Syret finns löst i det vatten som infiltrerar från mark- ytan och förs vidare i sprickor i berget. Längs strömnings-vägarna förbrukas syret genom olika kemiska och biologiska processer. Viktiga syreförbrukande processer inkluderar oxidation av tvåvärt järn och mangan löst i grundvattnet, oxidation av sprickfyllnads- såsom klorit, i bergmatrisen såsom biotit och pyrit samt organiskt material. i bergmatrisen är tillgängligt från vattenförande sprickor genom diffusion i porer i bergmassan (så kallad matrisdiffusion). Flera av dessa syrekonsumerande reak- tioner kan dessutom ske medierade av mikrober vilka kan växa till på sprickytorna. Mikrobiellt medierade reaktioner sker vanligen med avsevärt högre hastighet än abiotiska reaktioner. Uppskatt- ningar baserade på stökiometriska förhållanden visar att nedbryt- ning av /l organiskt material i grundvattnet är tillräck- ligt för att förbruka allt syre (högst /l) som kan vara löst i vattnet (m.fl., 1997c). En sådan nedbrytning kan förväntas ske med hjälp av mikroorganismer i berggrunden. En framlagd doktorsavhandling har demonstrerat bergets effektivitet att förbruka allt inträngande syre i de översta cirka 100 m från markytan även i frånvaro av organiskt material (Sidborn, 2007). SKB:s undersökningar redovisar de huvudsakliga processer som påverkar grundvattnets sammansättning i svensk berggrund (SKB R-06-70): Flöde av grundvatten och omblandning Reaktioner med bergmaterialet och mikrobiella processer i grundvattnet: Tillförsel av koldioxid i den omättade zonen Upplösning/utfällning av kalcit Inkongruent upplösning (vittring) av primära silikater under bildning av leror som vittringsprodukter Syreförbrukning: nedbrytning av organiskt material, oxida- tion av järnmineral såsom sulfider och biotit. Reduktion av nitrat, oxiderat järn och mangan samt sulfat genom anaerob oxidation av organiska ämnen (löst organiskt material och metan), härvid bildas kvävgas, tvåvärt järn och mangan samt sulfid. Oxidation av vätgas under bildning av acetat och metan: organisk fermentation eller reduktion av karbonat. 7.3Relevanta geokemiska parametrar för kvicksilver Under syrefria förhållanden kommer kvicksilver som deponeras i sulfidstabiliserad form att förbli stabilt . Under driftskedet finns en viss risk för oxidation av kvicksilver- sulfiden. Vid oxidation bildas kvicksilversulfat (HgSO4) vilken har en högre löslighet. efter djupdeponins tillslutning kan därför frigörelse av en begränsad mängd kvicksilver i tvåvärd form till berggrunden inte helt uteslutas. Det finns emellertid även en risk för ökad löslighet vid högt pH i kombination med förhöjda halter av fri sulfid. I järnrika vatten kommer utfällning av svårlöslig järnsulfid att bidra till att reglera halten fria sulfider i grundvattnet. Klorid har en viss förmåga att bilda lösliga komplex med kvicksilver, dock svagare än sulfid och hydroxid (vid högt pH). Enkla beräkningar av stabiliteten hos olika kemiska former av kvicksilver vid olika pH och redoxförhållanden har genomfört med beräkningsmodellen Medusa (Puigdomènech, 2002). Resultaten av några variationsberäkningar, där olika haltförhållanden för kvick- silver, sulfid och järn undersökts, redovisas i figur 7.2 7.4. Resul- taten indikerar att såväl stora överskott av sulfid som stora över- skott av järn kan vara ogynnsamt för stabiliteten av kvicksilver- sulfid. Pourbaix-diagram för systemet kvicksilver-svavel-järn. överskott av S jämfört med halten av Hg, 10 gånger överskott av järn jämfört med halten av S [HS ]TOT= [Hg2+]TOT= [Fe2+]TOT= Hg(OH) Hg(l) HgS(c) Hg(l) Figur 7.3 Pourbaix-diagram för systemet kvicksilver-svavel-järn. Stökio- metriska mängder Hg och S, järnhalten 1/10 av halten Hg och S [HS ]TOT= HgS(c) FeS2(c) FeS(c) metriska mängder Hg och S, 10 gånger överskott av järn [HS ]TOT= HgS(c) FeS2(c) FeS(c) I sulfatrika vatten kan även oxidation av organiskt material ske med hjälp av sulfatreducerande mikroorganismer (SRB). I samband med sulfatreduktion har visats av SRB ger upphov till metylkvicksilver. I sura miljöer sker främst bildning av monometylkvicksilver, medan bildning av dimetylkvicksilver gynnas i alkalisk miljö. Figur 7.5 ger en illustration till termodynamiska stabilitetsområden för olika former av monometylkvicksilver som utgör den giftigaste formen av kvicksilver. SOU 2008:19 Bilaga 4 Figur 7.5 Pourbaix-diagram för systemet monometylkvicksilver svavel, modifierat från Wollast m.fl. (1975) 7.4Platsspecifika geokemiska förhållanden på Händelö De geokemiska förhållandena på platsen är endast kända på relativt grunda nivåer i berget. Geokemiska analyser av grundvattenprover från större djup saknas. En sammanställning har gjorts av geo- kemiska data från inläckande vatten i befintliga tunnlar på mellan 30 och . Tolkningen försvåras av att de aktuella vattnen påverkats av såväl inläckande vatten från ström/ kanal, deponerad aska och tidigare oljelagring. I första hand har data för dessa jämförelser valts från perioden före deponering av aska skett i respektive bergrum. Data för de relativt ytliga grund- vattenprov som analyserats kan i väsentlig grad förväntas avvika från representativa data för grundvattnet på större djup i berg- grunden. Utredningarna kommer därför att baseras på såväl sam- manställda data för ytligt bergrundvatten från området och till- gängliga data från djupare berggrundvatten från andra platser i , främst baserat på SKB:s platsundersökningsdata. Som framgår av sammanställningen tabell 7.1 är direkta jäm- förelser mellan grundvatten på Händelö och övriga platser svår eftersom endast ett fåtal parametrar är gemensamma. Det kustnära läget och de relativt höga klorid- och sulfathalterna kan möjligen medge en gissning att de geokemiska förhållandena i djupare grundvatten kan vara jämförbara med Laxemar. Den relativt höga sulfathalten medför att en viss sulfidhalt i grundvattnet på djupare nivåer kan vara rimlig att förvänta. Sammanställning av geokemiska data för grundvattenprov från ytnära bergrum på Händelö, från djupa borrhål i SKBs undersökningar på olika platser, samt från forskning i Stripa Östersjövatten har infogats som jämförelse. O2 (bar) << 10–20 << 10–20 << 10–20 << 10–20 << 10–20 -370 -270 10–0,7 7.5Kemiska egenskaper hos aska I den befintliga bergrumsanläggningen deponeras aska av olika kvalitet, dels bioaska, dels aska från förbränning av hushållssopor. Den senare typen av aska innehåller bland annat högre halter av klorid. I tabell 7.2 visas en sammanställning av askans kemiska sam- mansättning. I kontakt med vatten härdar askan genom hydratisering. Askan bildar därigenom en solid monolit. Askan ger en alkalisk miljö med pH på mellan 8 och 12,6 enligt laktester utförda av Eon (2006). Askan har en relativt låg hydraulisk konduktivitet i härdad form. Mätningar utförda av Eon visar K-värden av samma storleksord- ning som berget. Det kan vara möjligt att uppnå lägre K-värden genom exempelvis kompaktering i samband med utläggning i depo- nin. Askans hydrauliska egenskaper bestäms av flera samverkande faktorer såsom porositet, kornstorlek och den interna porstruktur som skapas av hydratiseringsreaktionerna under härdningen. På lång sikt finns risk att den interna porstrukturen och porositeten kan komma att påverkas av utlakning av bindande komponenter genom inverkan av grundvattnet. Förloppen är mycket komplexa och kan inte i detalj kvantifieras med dagens kunskaper. Förenkla- de bedömningar och modellberäkningar som tar hänsyn till utlak- ningen av några huvudkomponenter i askan kan dock ge viktig information om de ungefärliga tidsförloppen. Beräkningar har genomförts där reaktiv transport simulera med en enkel mass- balansmodell för askans alkaliska komponenter, vilka utgör bind- ningsmedel i askan. Resultaten som redovisas i figur 7.6, indikerar att utlakningen av alkaliska komponenter i askan förmodligen kräver långt mer än 10 för innan någon väsentlig förändring av askans buffertegenskaper inträffar. Figur 7.6 Beräkningar av urlakningsförlopp för kalcium i aska om utnyttjas som buffertmaterial runt staplat kvicksilveravfall. En förenklad shrinking-core modell har använts. Tid för att nå ett visst Undersökningar genomförda av Eon visar att askan kan innehålla viss mängd metalliskt aluminium. I den alkaliska miljö som skapas då askan hydratiserar ger upphov till vätgasbildning, något som inte är önskvärt i en djupdeponi. Eon har dock i sina undersökningar funnit metoder att hantera detta och vätgasbildningen uppges ske under en mycket . Vätgasbildning under slutförvars- skedet bör dock beaktas i en scenarioanalys. 8 Källterm för spridning Närzon Detta kapitel bygger vidare på olika scenarier för lösligheter beräknade i föregående kapitel. Lösligheten för kvicksilver i djup- deponin kan för det fall att aska utnyttjas som buffertmaterial komma att påverkas av askans egenskaper. 8.1Några scenarier för vattenflöden i närzonen Vattengenomströmning i närzonen Inverkan av utsprängda tunnlar volymer Då tunnlar, bergrum, nerfartsramper mm sprängs ut i berget kommer detta att påverka de geohydrologiska förhållandena runt de skapade håligheterna. Hålrummen har en mycket hög genom- släpplighet för grundvattnet som därmed kommer att öka grund- vattenflödet jämfört med den situation som råder i det ostörda berget. Förhållandet mellan flödet i djupdeponin jämfört med flödet i ostört berg benämns flödeskonvergensfaktor, f. Möjlig- heter finns även att fylla de ursprängda volymerna med buffert- material med tillräckligt låg hydraulisk konduktivitet för att där- med minska flödesökningarna. Enkla modellberäkningar har genom- förts där ökningen av grundvattenflödet genom djupdeponi jämfört med motsvarande flöde i det ostörda berget uppskattats. Modellen baseras på en förenklad representation av djupdeponin represente- rad av en cigarrformad anomali i en homogen bergmassa, se illustration i figur 8.1. Modellen är en analytisk lösning presenterad av Carlaw och (1959). Figur 8.1 Illustration till förenklad modell för uppskattning av flödes- konvergens i djupdeponi Resultaten från beräkningarna sammanfattas i figur 8.2 8.4. Beräk- ningarna i figur 8.2 och 8.3 redovisas för flera olika fall, dels två grundläggande scenarier där olika konduktivitetskvoter mellan buffertmaterial i de ursprängda volymerna och bergmaterialet stu- derats, dels två scenarier för djupdeponering i horisontell tunnel respektive bergrum. I figur 8.4 redovisas uppskattningar av den flödesökning som kan erhållas till följd av anläggning av nerfarts- rampen, vilken kan utgöra en hydraulisk kortslutning till reci- pienterna. Flödeskonvergensfaktor för olika längder på djupdeponin Djupförvar i tunnel, diameter 7,75 m K'/K=100 000 K'/K=10 Längd på djupdeponin (m) Flödeskonvergensfaktor för olika längder på bergrummet Djupförvar i bergrum 20x10 m K'/K=100 000 K'/K=10 Längd på djupdeponin (m) Figur 8.4 Flödeskonvergensfaktor som en funktion av konduktivitets- förhållande mellan nerfartsramp till djupdeponi (K) och ostört berg (K) K'/K-förhållande (tunnel/berg) Flödeskonvergensfaktorer har beräknats för de olika typerna av deponiutformning som diskuteras i avsnitt 6.3 6.5. Resultaten redovisas i tabell 8.1. En rimlig slutsats från dessa enkla beräk- ningar är att ett djupförvar bör återfyllas med ett rimligt tätt material för att minska grundvattengenomströmningen. Tabell 8.1 Sammanställning av flödeskonvergensfaktorer för olika utform- ningar av djupförvaret, flöden genom djupdeponin och uppskattat utsläpp av kvicksilver med genomströmmande vatten K/K (-) faktor (-) (m3/år) (mg/år) * Flödeskonvergensfaktorn bedöms ej vara realistisk, influensradien överstiger förvarsdjupet. Beräkningarna har visat att vattenflödet genom djupförvaret ökar ju högre kontrasten i konduktivitet mellan förvar och kringliggande berg är. För att uppnå detta måste vattnet samlas upp från ett allt större område uppströms förvaret. Detta större område, influens- område, utgörs både av ett ökande avstånd från förvaret men också av att ytan över vilket vatten tas ifrån ökar. Ytan kan skattas som: Ainf luens = A f (ekv 8.1) där A är djupförvarets tvärsnittsyta vinkelrätt mot vattenflödet i berget (m2). Under antagandet att influensytan har ett cirkulärt tvärsnitt kan dess radie beräknas. För en tunnel med diamtern 7,75 m och en konduktivitetskontrast på 105 erhålls en influens- radie på nästan 500 m. Detta överskrider det djup som föreliggande utredning antar att djupförvaret är förlagt på, och antas inte vara realistiskt. Inverkan av barriärer och dräneringsskikt i djupdeponin Enkla modellberäkningar har genomförts för att uppskatta betydel- sen av djupdeponins utformning med avseende på de hydrauliska egenskaperna hos buffert och barriärsystem. Modellen beräknar fluxet i radiell symmetri för material med olika genomsläpplighet (k-värden) (Itasca, 1984). Resultaten från beräkningar för sex olika scenarier redovisas i tabell 8.2. Resultaten visar att det har relativt liten inverka på vattengenomströmningen i djupförvarets närzon om en buffert med en hydraulisk konduktivitet som är 1/10 av bergets hydrauliska konduktivitet placeras mellan bergvägg och avfallsmaterial, vattengenomströmningen minskar med . Om både ett dräneringsskikt och ett tätare material kombineras nås en minskning av genomströmningen med . Resul- taten visar även att flödet genom djupdeponin kan öka om det buffertmaterial som omger avfallet har en väsentligt högre hyd- raulisk konduktivitet än omgivande bergmaterial, i detta fall ger ett dränerande skikt tillsammans med en tätare barriär en ökad säker- het mot flödesökningar genom avfallsmaterialet. Tabell 8.2 Sammanställning av beräknade vattenflöden genom närzonen för några scenarier där olika alternativa utformningar av närzons- barriärer studerats (q_förvar/q_berg) 0,5 m tätare barriär (0,1*k_berg) mellan avfall och bergvägg, avfall och buffertmaterialet har samma permeabilitet som 0,5 m dränerande skikt (10*k_berg) mellan tätare barriär och bergvägg, innanför detta en 0,5 m tätare barriär (0,1*k_berg), avfall och buffertmaterialet har samma 0,5 m dränerande skikt (10*k_berg) mellan avfall och berg- vägg, avfall och buffertmaterialet har samma permeabilitet 0,5 m dränerande skikt (100*k_berg) mellan avfall och berg- vägg, avfall och buffertmaterialet har samma permeabilitet 0,5 m dränerande skikt (100*k_berg) mellan avfall och berg- vägg, avfall och buffertmaterialet är mer permeabelt än bergmaterialet (6,7*k_berg) 0,5 m dränerande skikt (100*k_berg) mellan tätare barriär och bergvägg, innanför detta en 0,5 m tätare barriär, avfall och buffertmaterialet är mer permeabelt än bergmaterialet (6,7*k_berg) Kvicksilver transporteras ut från djupdeponin genom två olika processer; advektion (vattenströmning) och diffusion (molekylär transport). Båda sker parallellt men deras inbördes betydelse kan varierar från fall till fall. Konceptuell modell av frigörelse av kvicksilver Figur 8.5 visar en konceptuell bild över hur förvaret med avfalls- behållarna staplade inuti förvaret. Kring kollina finns ett återfyll- nadsmaterial. Dess funktion är mekanisk (stötta kollina) men kan även fungera som en barriär för uttransporten av kvicksilver. Mellan de staplade behållarna och omgivande berg ligger ett lager med buffertmaterial. Tjockleken på detta lager antas vara minst 0,5 m. Efter förslutning av förvaret kommer grundvatten att strömma in i förvaret och är förvaret vattenfyllt. kommer behållarnas mekaniska funktion att försämras vilket medför att avfallet kommer i kontakt med vatten varvid kvicksilver går i lösning. Föroreningen transporteras på grund av diffusion och med genomströmmande grundvatten ut från djupdeponin till kringliggande berg. Figur 8.5 Schematiskt tvärsnitt genom ett djupförvar med staplade avfalls- i form av liggande plåtfat. Bilden illustrerar förorenings- spridning med diffusionsprocesser genom buffertmaterial och omgivande närzonsberg. Föroreningen transporteras med grundvatten ut i berget. Berget är relativt tätt i anslutning till djupdeponin. Grundvattnet strömmar i mindre sprickor och kvicksilver kan fastläggas (sorbera) i berg- Transporten av kvicksilver går därför relativt långsamt.