sou · GWB319 · 2008-03-04 00:00:00 — En fullständig återhämtning av grundvattennivån förväntas inte eftersom en stor del av den be- rörda bergmassan även i fortsättningen kommer att vara kort- sluten och delvis dränerad av de tunnlar, observationsbrunnar och bergrum som genomkorsar området. Bergdeponin kan komma att bli försedd med en s.k. hydrauliskt avledning via ledningstunneln som pumpas. Därigenom kommer allt framtida lakvatten som bildas av grundvattnet som perkolerar genom den härdade askkroppen att samlas upp i ledningstunneln varifrån den pumpas ut så att vattnet måste passera sedimenten i Kanal innan de avrinner till . Man får då en god möjlighet att kontrollera detta vatten och man undviker att det lokala grundvattnet påverkas. I ett långt tidsperspektiv måste man utgå från att även lednings- tunneln från till kommer att tas ur drift och inte längre pumpas. Det kommer i så fall att innebära att grundvattennivån kring denna tunnel kommer att ligga obetydligt över havsnivån (2). Eftersom berggrunden omkring bergrumsanläggningen är tät bedöms detta inte att påverka den lokala grundvattennivån kring berganläggningen mer än marginellt. Den hydrauliska avledningen via tunneln måste då ske via en direktväg till Kanal (ingen pumpning). Även efter det att bergrummen är fyllda med aska och de lokala grundvattennivåerna kring bergdeponin har återhämtats, bedöms grundvattendelaren strax norr om deponin ligga kvar (2). Grund- vattnets strömningsriktning bedöms då och också fortsättningsvis vara riktad mot sydost och Kanal. I det fall att sötvatten- tunneln är trycksatt kommer dock sannolikt grund- vattenströmningen att bli mer sydlig med utströmning i Ström. Om sötvattentunneln dräneras finns en risk att Bilaga 4 SOU 2008:19 åtminstone en del av lakvattnet från bergdeponin dräneras via denna pumpning. Under alla förhållanden bedöms omsättningen av vatten genom de askfyllda bergrummen att bli liten. Det beräknas att något eller några 100-tals m3P P grundvatten kommer att strömma i genom den bergmassa som deponin upptar. Detta vattenflöde, som är påverkat av förorenande ämnen, är litet i förhållande till den allmänna omsättningen av vatten i recipienten. Det genomsnittliga årsflödet av vatten i Ström uppgår till cirka 3 miljarder m3P P (Ströms Vattenvårdsförbunds årsrapport , medelvärde för åren 1994 2003). Allt utströmmande grundvatten från berg- deponin bedöms passera sedimenten i Kanal, vilka utgör en naturlig geologisk barriär mot vidare spridning till (2 och 3). Utredning av möjligheter att slutförvara kvicksilveravfall i geologiskt djupförvar för djupförvar – översikt över möjligheterUT....... för utnyttjande av djupa gruvor som slutförvar av toxiska produkterUT............................ och funktion.......................................................UT och villkor för barriärernas – konventionell metodikUT ................. – alternativ metodikUT......................... EttTU praktiskt exempel på hur ett slutförvar för batterier eller solidifierat avfall kan fungeraUT................. 5TU .1UT ValTU av gruvaUT.................................................................... 5TU .2UT Strukturell,TU av toxisk referenskomponentUT ... i bufferten av referens- analys – stabilitet hos orter för exemplet Stripa gruva i kristallint bergUT................................................ Frågan om hur man kan lösa problemet med slutförvaring av toxiska ämnen är internationell och utredningsinsatser har gjorts av enskilda stater och i form av EU-projekt. Ett av EU-projekten har belyst möjligheterna till sådan förvaring och resulterat i konkreta förslag till hur kvicksilveravfall och pesticider kan isoleras i geologiska djupförvar, speciellt gruvor, på ett tillförlitligt sätt för måttlig kostnad. Detta projekt, Low Risk Deposition Tech- nology (LRDT), Contract No EVG1-CT-2000-00020, genom- fördes med som koordinator och part med särskilt ansvar för bergstabilitets- och geohydrologiska frågor och för ingenjörsbarriärer, speciellt ler- material. En liknande funktion finns också genom engagemang i SKBs arbete med utveckling av lerbarriärer (bentonit) för iso- lering av såväl lågaktivt som högaktivt radioaktivt avfall. Det har inneburit genomförande av laboratorie- och fält- försök med sådana barriärer som lett till design och byggande av förvaret i Forsmark för låg- och medelaktivt avfall och till dagens koncept KBS-3V för högaktivt avfall. Det har tillika inneburit ansvar för utformningen av det litauiska konceptet för slutför- av låg- och medelaktivt avfall där kravet på kostnadsminime- ring med bibehållande av säkerhetsmarginaler varit i fokus. I alla dessa projekt, som resulterat i ett flertal omfångsrika SKB- rapporter och internationellt lanserade böcker [1,2,3,4] och genomförande av ett antal internationella workshops, har svällande lermaterial undersökts och föreslagits för isolering av farligt avfall och värderats när det gäller funktion, beständighet, applicerbarhet och kostnad. Sådana material föreslås bli använda också i de sammanhang som denna utredning avser och de här föreslagna förfarandena kan, på basis av det samlade kunnandet också med avseende på samverkan med berg, sägas representera optimum från funktions- och kostnadssynpunkt. Dock är förenkling och för- billigande av de beskrivna metoderna väl tänkbara beroende på den geologiska miljön. 2 Trender och förväntningar EU har etablerat ett hierarktiskt koncept för avfallshantering som innebär att man i första hand eftersträvar minimering av produk- tion av farliga restprodukter och i andra hand har recycling som option. Det tar tid att driva utvecklingen dithän och stora mängder farligt avfall mellanlagras i hela västvärlden i avvaktan på en tillämplig teknisk lösning och dess finansiering. I många länder är problemet att solidifiering av flytande eller vätskehaltigt avfall bör eller måste ske för vilket fysikalisk/kemiska metoder kan nyttjas men de är dyrbara och omständliga och det gör att t.ex. pesticider tills vidare förvaras i stora lager med otillräckliga skyddsbarriärer t.ex. i . Samma sak gäller tungmetallrikt avfall till vilka restprodukter från elektriska och elektroniska utrustningar hör (EU:s kategori WEEE). Hit hör också kvicksilveravfall och just de två kategorierna batterier och pesticider valdes som refe- rensavfall i det nämnda , som planeras få en fortsättning i form av nytt ett 3-årigt EU-projekt med inriktning mot riskanalys (Development of an for the Identification of Potentially Conta- minated Sites, and Preparation of Risk Priority Lists to Remediation Strategies) med start . I föreliggande utredningsarbete tjänar de vunna erfarenheterna be- träffande slutförvaring av dessa restprodukter, särskilt batteriavfall, utmärkt väl. De beskrivna teknikerna kan utnyttjas direkt efter anpassning till svenska förhållanden. 3 Potential för djupförvar – översikt över möjligheter Djupt belägna rum har skapats för försvaret, främst Fortifikations- verket och Flygvapnet, och för lagring av olja i beredskapslager och de kan efter sanering tänkas bli använda för slutförvaring av kvick- silveravfall och pesticider. Ett antal sådana rum kan sannolikt bli tillgängliga och de erbjuder genom utförd bergtätning mot in- trängande grundvatten en förutsättning för långsam lösning och migrering av frigjorda tungmetalljoner som frigörs från avfallet. Om konvertering till slutförvar sker i direkt anslutning till avveck- lingen från nuvarande verksamhet råder också det gynnsamma för- hållandet att pumpar, elförsörjning och ventilation fungerar. En brist vid uttnyttjande av sådana rum är att de är belägna på relativt ringa djup under markytan och det innebär mindre god isolering av avfallet från biosfären än vid deponering på större djup. Den bristen kan delvis eller helt uppvägas av ökade dimensioner hos de ingenjörsbarriärer som under alla omständigheter krävs men kost- naderna blir då högre. En illustration till betydelsen av djupläget hos ett slutförvar ges av Figur 1 som visar exempel på uppmätt genomsläpplighet för vatten (hydraulisk konduktivitet) hos en bergmassa. De tre kurvorna i vänstra diagrammet visar beroendet av bergtyp. Det högra diagrammet visar konduktiviteten hos sprickzoner i området. Man finner bl.a. att berget i medeltal är 100 gånger mer genomsläppligt än . Figur 1 Exempel på utvärdering av hydrauliska konduktiviteten hos kristallint berg (SKB) [1] Incitamentet till [5] var att djupa gruvor är omgivna av tätare berg än ytligare förvar och att de borde lämpa sig bättre än mer ytligt belägna bergrum eftersom den viktigaste transporten av frigjorda oönskade element från deponerat avfall sker genom vattenströmning i bergmassan. Ett annat skäl för deponering i utbrutna gruvor är att kvarvarande berg är impregnerat med ämnen från malmkropparna och om dessa innehåller samma eller liknande element som finns i avfallet blir den drivande kraften för frigörelse och transport av dessa liten därför att koncentrationsgradienten (skillnaden i joninnehåll över ett givet avstånd) är låg. Intresset för att finna lämpliga gruvor för slutförvaring av farligt avfall bör därför bli inriktat mot djupa gruvor i berggrund med lämpliga geokemiska förhållanden. Det finns också andra villkor, t.ex. att kvarvarande malmkroppar inte kan få exploateras, att det kan finnas krav på omfattande stabi- liseringsåtgärder, samt att kostnaderna för länspumpning av orter och utbrutna rum inte får bli orimligt höga. 3.3Förutsättningar för utnyttjande av djupa gruvor som slutförvar av toxiska produkter Djupförvar erbjuder mycket goda möjligheter till effektiv isolering av toxiska restprodukter. Huvudargumentet är att transporten av farliga element som kan frigöras från avfallsmassan via strömmande grundvatten är mycket långsam. I länder där tillräckligt mäktiga saltlager eller saltdomer förekommer, som i och , anses goda förutsättningar råda för effektiv isolering av sådant avfall eftersom sådana bildningar i huvudsak inte innehåller fritt vatten. Goda förutsättningar bedöms också finnas i länder med mäktiga, homogena lager lersediment, t.ex. lersten (argillaceous rock). Det finns dock trots allt problem med slutförvaring i sådana geologiska bildningar, som att gas som kan bildas av avfallet i salt inte kan avgå utan bygger upp mycket höga tryck som kan spränga saltberget. När det gäller deponering i rum i lerigt berg innebär den avsevärda uppluckringen och höga genomsläppligheten av berget närmast rummen, som för övrigt inte är långtidsstabila om berget innehåller svällande lermineral, att isoleringen av avfall kan bli dålig. Den största nackdelen med förvar i gruvor i kristallint berg är att bergmassan i stort är mycket mer genomsläpplig än salt och lersediment men den kompenseras av att berget i princip har mycket god stabilitet. Användning av nedlagda gruvor i som slutförvar av toxiskt avfall är intressant från kostnadssyn- punkt, främst därför att utbrutna, stabila rum ju redan finns till- gängliga. En avgörande fråga rörande kostnader har med infra- strukturen att göra, dvs. om gruvan har fungerande system för länspumpning, elförsörjning, hisstransport, ventilation och tran- sport under jord. Sådana installationer finns i gruvor som är i drift men på väg att stängas medan gruvor som stängts och vattenfyllts kan kräva höga kostnader för iordningställande. De förstnämnda erbjuder slutförvarsfunktion till låg kostnad när det gäller tillgång till rum för inplacering av avfallet men den höga genomsläpplig- heten hos bergmassan gör att man måste använda ingenjörs- barriärer för isolering av avfallet. Behovet och kostnaderna härför är i fokus i detta dokument. Följande krav kan ställas på en till djupförvar av toxiskt avfall kon- verterad gruva: Toxiska element frigjorda från avfallsmassan får inte konta- minera omgivande berg så att halterna av elementen i grund- vattnet blir högre än som stipuleras av tillståndsgivande myndigheter. Transport av avfall till deponeringsrummen måste ske utan risk för kontaminering av förvarsområdet. Isolering av avfallet måste fungera under minst tiden fram till nästa glaciation, uppskattningsvis 10 . Följande förhållanden ger förutsättningar för kostnadseffektiv slutförvaring i en gruva: Gruvan bör vara så belägen att de regionala vattentryckför- hållandena ger låg grundvattenströmning genom berget. Bergmassan där gruvan är belägen bör inte genomskäras av stora sprickzoner med hög vattentransportkapacitet. Rum i gruvan som är avsedda för inplacering av avfall bör ha god mekanisk stabilitet och inte kräva omfattande stabiliserings- åtgärder. Det innebär att brytningsmetoden vid malmexploate- ringen spelar roll vid val av gruva och rum i gruvan. Gruvan bör helst ha endast schakt, dvs. ingen ramp, eftersom förslutningen då blir snabbare, lättare och mindre kostnads- krävande. Gruvan bör helst ha fungerande system för länspumpning, elför- sörjning, hisstransport, ventilation och körbara vägar eller spår för vagnar under jord De förstnämnda tre förutsättningarna är viktigast från funktions- synpunkt och behandlas mer ingående i detta dokument. Det sist- nämnda diskuteras inte vidare. Från utnyttjandesynpunkt är följande frågor särskilt viktiga: Storleken och stabiliteten hos orter och rum för härbärgering av avfallsmaterialet. Bergstruktur och geohydrologi. Behandling av avfall. I drogs slutsatsen att cirka 5 000 m3P P är en minsta volym av tillgängligt deoneringsutrymme i en gruva eller utnyttjningsbar gruva. Rum med 5 -och bredd en längd av mer än 100 m är fördelaktiga från nyttjandesynpunkt men kan innebära behov av omfattande stabilisering. Geometrin bör vara lämplig för inplacering och inbäddning av avfallskollin, dvs. utrym- mena för inplacering av avfallet bör inte vara för små eftersom det försvårar hanteringen och gör inbäddningen av avfallet dyr. Häst- skoform hos tvärsnittet av rummen är gynnsam från stabilitets- synpunkt. Framtida förbättrade brytnings- och utvinningsmetoder eller stigande världshandelspriser kan ändra detta och göra gruvan intressant igen för brytning. Man måste därför helt naturligt jämföra möjliga framtida intäkter från malmbrytning med den ersättning som disposition av gruvan för deponering av toxiskt avfall kan ge. Berggrundens strukturella uppbyggnad är avgörande för grund- vattenomsättningen och därmed för spridningen av toxiska element som kan frigöras från avfallet. Som ledning för att bedöma hur grundvattenströmning sker i en bergmassa där en gruva är belägen kan man använda kategoriseringsschemat i Tabell 1. Kategoriseringsschema för berg med diskontinuiteter [1,2] tet, mP /s Låg ordningsgrad (egenskaperna gäller resp. diskontinuitet, som utgör sprickzoner) Hög ordningsgrad (egenskaperna gäller berg utan diskontinuiteter av lägre ordning än den aktuella) Sprickzoner är orsakade av kritiskt höga spänningar i jordskorpan i olika skeden av jordens historia och de antas ha utvecklats succes- sivt i samband med ändringar i de storskaliga spänningsfälten. I är den vanligaste orienteringen hos 1:a och 2:a ord- ningarnas diskontinuiteter NV/SO, NO/SV samt mer eller mindre horisontell, men avvikelser finns som kan bero på att spännings- fälten vridits under de senaste årmiljarderna. Figur 2 visar ett typiskt mönster från norra (Forsmarkområdet). I Skandi- navien och andra områden där glaciation ägt rum kan man få en bra bild av förekomsten av sprickzoner i berget genom topografiska former hos berg och sediment. Sålunda rensade framryckande glaciärer ur de mekaniskt svaga sprickzonerna och skapade marke- rade dalgångar som i det aktuella området är indikationer på före- komst av sådana svagheter av 1:a, 2:a och 3:e ordningarna. Figur 2 Exempel på orienteringen hos i huvudsak brantstående dis- kontinuiteter i Forsmarkområdet, norra . Tre riktningar dominerar: NV/SO, NNV/SSO och NO/SV. Grova streckade linjer är regionala sprickzoner av huvudsakligen 1:a ordningen och hel- dragna grova linjer är tolkade svagheter av dessa slag. Finare linjer markerar diskontinuiteter av främst 2:a ordningen (SKB) [1]. Figur 2 är exempel på att stora zoner ofta bildar ett relativt regelbundet mönster men där svenska gruvor i urberget är belägna kan det finnas stora oregelbundenheter t ex där metallmalmer finns i dombildningar. Här kan större strukturer svänga och vindla men vanligtvis kan man ändå identifiera storstrukturella drag. De om- fattande prospekteringsborrningar och geofysiska mätningar som gjorts i samband med malmletning kan ge gott underlag för härledning av strukturmodeller som kan användas för beräkning av grundvattenflöden och därmed sprid- ningen av toxiska element som kan frigöras från slutförvar. En fråga av betydelse i sammanhanget är om omfattande lervittring ägt rum eftersom den innebär att täta zoner finns i berget och kan medverka till att minimera spridning av toxiska element. En strukturmodell som illustrerar hur den strukturella upp- bygganden hos granitisk berggrund kan se ut i tre dimensioner finns i Figur 3. Den visar hur förutsättningarna kan vara för att passa in ett förvar för högaktivt radioaktivt avfall i en komplex bergmassa; systemen av förvarstunnlar måste ligga mellan de med blått markerade stora sprickzonerna men kan få genomskäras av mindre sprickzoner markerade med rött. I en gruva råder motsva- rande förhållanden, här svarar de stora svagheterna mot utbrutna rum och naturliga sprickzoner. De rum som är belägna mellan sådana zoner och på stort avstånd från dem är naturligtvis lämp- ligast för avfallsdeponering. Figur 3 Förenklad och generaliserad modell av Laxemarberget. Volymen är 3 000x2 000x2 500 m3P .P Den gröna ytan representerar markytan och de blå skivorna svagheter bedömda som tillhörande 2:a ord- ningen med 100 m bredd. De röda svarar mot svagheter bedömda som tillhörande 2:a och 3:e ordningarna med 50 m bredd. Medan radioaktivt avfall måste inkapslas i täta behållare som inte får korrodera förrän efter mycket (>100 ) är det för toxiskt kemiskt avfall angeläget att från kostnadssynpunkt mini- mera eller slippa inneslutning i behållare men likväl åstadkomma effektiv isolering av avfallet från biosfären. Är det fråga om fast avfall, såsom kvicksilverbatterier, kan det ske genom inbäddning i lermaterial, som dels har mycket låg vattengenomsläpplighet och dels plastisk konsistens med självläkningsförmåga. För avfall i vätskeform måste solidifiering göras och det visar sig, när det gäller pesticider, vara möjligt genom blandning med lämpliga lermaterial. Det bör påpekas att användning av behållare av metall, såsom järn, i själva verket kan skapa betydande problem, t.ex. genom bildning av vätgas och knallgas, som under högt tryck skapar kanaler i ler- barriären på sin väg mot markytan. Vid slutförvaring av toxiskt avfall i berg erfordras, för minimering av utsläpp av toxiska element, att avfallet bäddas in i en barriär- substans med mycket låg genomsläpplighet och med förmåga att bibehålla sin volym så att den inbäddade avfallsmassan utvecklar och bibehåller tät kontakt med berget. Denna barriär kan betecknas som buffert därför att den dels fungerar som spärr för ut- transport av toxiska element och intransport av ämnen från grund- vattnet som kan påverka avfallet, dels har en mekanisk funktion som består i att hålla avfallet på plats. Förutom denna buffert fordras byggande av barriärer vid de öppningar mot markytan som finns vid påslagen, dvs. där orter och ramper når till denna nivå. En sådan barriär kan betecknas som förslutning. Dessutom kan det vara behov av lokala avstängningar av orter och rum som inte utnyttjas för avfallsdeponering men som kräver återfyllning för att hindra betydande ras eller kollaps som kan äventyra stabiliteten hos avfallsfyllda rum eller ändra grundvattenströmningen i hela berg- massan. Sådana utrymmen kan återfyllas med restmaterial från gruvdriften, t ex skrotsten eller finare material från anrikning som kan anbringas med rationella metoder såsom hydraulic-fill- teknik, men måste isoleras från de avfallsfyllda rummen på grund av återfyllningens höga genomsläpplighet. Liksom när det gäller radioaktivt avfall måste man avgöra om det finns skäl att möjliggöra återvinning (retrievability) om det skulle visa sig att det finns ett värde hos det deponerade avfallet eller om det skulle visa sig att isoleringen inte skulle vara tillfyllest, t.ex. därför att medicinska gränsvärden ändrats eller att mätvärden från eventuell instrumentering i gruvans omgivning visar högre värden än som predikterats. Risken för det sistnämnda kan bli praktiskt taget eliminerad genom lämplig design och utnytt- jande av kvalificerad byggteknik som har sitt ursprung i det inter- nationella arbetet med utveckling av metoder för isolering av hög- aktivt radioaktivt avfall. Man kan sammanfatta behovet av ingenjörsbarriärer på följande sätt: Inbäddning erfordras av fast eller solidifierat kvicksilveravfall i lermaterial med mycket låg genomsläpplighet och låg jon- transportkapacitet och med förmåga att expandera för att fylla ut deponeringsrummen och för att självläka vid eventuella förskjutningar i bergmassan. Materialet benämns buffert och har både fysikalisk/kemisk och mekanisk funktion. Återfyllning av andra utrymmen i gruvan med bergmaterial erfordras för att hindra kollaps och omfattande rörelser i gruv- förvaret. Med den terminologi som används i kärnkraftsamman- hang benämns materialet backfill. Byggande av täta och mekaniskt stabila pluggar måste göras för isolering av avfallsfyllda utrymmen från resten av gruvan. Återfyllning av schakt och ev. ramp måste göras med material som gör intrång i gruvan svår och som finns kvar i relativt opåverkat tillstånd efter en glaciationscykel under den nivå till vilken en glaciär kan erodera berget, dvs. cirka 50 m. 4.2Förutsättningar och villkor för barriärernas funktion När det gäller isolering av farligt avfall är den avgörande frågan vilken genomsläpplighet för strömmande grundvatten som inbädd- ningen, bufferten, får ha med följdfrågan hur länge detta villkor måste uppfyllas. Vad tiden beträffar är det rimligt att förutsätta att isoleringsfunktionen i huvudsak skall behållas till begynnelsen av nästa glaciation, som kan uppskattas till och som i detta dokument väljs till 10 . Beträffande genomsläppligheten hos bufferten föreslås samma villkor gälla som för motsvarande inbäddning av radioaktivt material, dvs. att den inte får överskrida medelvärdet hos omgivande bergmassa. Det innebär för ordinärt kristallint berg att värdet på buffertens hydrauliska konduktivitet K högst bör uppgå till E-10 m/s vid förvaring nivå (jfr Figur 1). På 400 och 300 m nivåer svarar det mot K=5E-10 m/s (5x10-P 10P m/s) respektive K=E-9 m/s (10-P 9P m/s). nivå är motsvarande värde cirka 5E-9 m/s (5x10-P 9P m/s). Dessa tal är medel- värden för det naturliga, ostörda berget medan berget närmast utsprängda orter och rum karakteriseras av 100 till 1 000 gånger högre värden som följd av sprängskador. Den sprängstörda zonen (excavation-disturbed zone, EDZ) som alltid utbildas vid tunnel- drift har varit föremål för omfattande svenska och internationella utredningar i samband med utvecklingen av teknik för isolering av högaktivt radioaktivt avfall [1,2,3]. Slutsatsen från sådana utred- ningar är att systemet av samverkande orter och rum omges av en sammanhängande zon med K högre eller lika med E-8 m/s (10-P 8P m/s). Denna hydrauliska konduktivitet svarar därför mot det högsta värde som bufferten bör ha. Störzonen EDZ når erfarenhetsmässigt ned till från ortgolvet medan den i väggar och tak når in cirka 0.5 1 m i berget. För att inte skapa kontinuerliga strömningsvägar genom den sammanhängande EDZ upp till biosfären kan man skära av den genom att bygga pluggar infällda i sidoberget i strategiska positioner, t ex där orterna skär brantstående, vattenförande diskontinuiteter av 2 och 3 ordningarna (Tabell 1, Figur 3).