SOU 1977:69
Energi, hälsa, miljö
» Underlagsrapport till ' energi— och miljökommittén utarbetad inom
statens strålskyddsinstitut
SEM-
Hälso— och milj Överkningar vid användning av kärnkraft
3 energi- och miljökommittén ? utarbetad inom
' statens strålskyddsinstitut
SIM]?
Hälso— och miljöverkningar vid användning av kärnkraft
| I ' '.|. " i. II.-." . '='.'..'l'|' flik." " . |. 'a'” . '.'”..|.' :.I . .. . . . - . l'l .u. ' .' ' * . - ' ' ” l -'.' " .. , - " ' . .. . .-.. ' ” | *. ' '|' '.. '. , _ _____ _ | ' _l [”i ) ..4! _ I ' i U"” ! i . . ' ' | . ..] " i 'I. #: i |. ; |”. . .; HI. . .. . .1 . j J'. . fl . 'fj1 FW.” . . . . . alla . 1 i * * ri,". ' .. , '. . M.. 1'.' . | fl * *
& Statens offentliga utredningar WW 1977:69 & Jordbruksdepartementet
Energi Miljsoa "
Bilaga 2 Hälso- och miljöverkningar vid användning av kärnkraft
Betänkande av energi- och miljökommittén
Omslag Håkan Lindström Jernström OlTsettryck AB
ISBN 91—38-03728-9 ISSN 0375-250X Gotab, Stockholm 1977
FW— "__. _
FÖRORD
Chefen för jordbruksdepartementet tillkallade den 5 februari 1976 sju sakkunniga för att utarbeta en översiktlig och lätt— tillgänglig redovisning av hälso— och miljöeffekterna vid an— vändning av olika energikällor. De sakkunniga antog namnet Energi— och miljökommittén.
Arbetet har slutförts i september 1977 och presenteras i be— tänkandet Energi, Hälsa, Miljö (SOU l977:67). Betänkandet be— skriver i översiktlig form inverkan på hälsa och miljö vid an— vändning av vattenkraft, fossila bränslen, kärnkraft och vissa ytterligare energislag. Som underlag för kommitténs sammanfat— tande redovisningar och bedömningar har på kommitténs uppdrag utarbetats ett antal underlagsrapporter som omfattar tekniska data och beräkningar samt ger sammanställningar av de medicins— ka och naturvetenskapliga resultat som kommittén har grundat sina bedömningar på. Tre av underlagsrapporterna redovisas i SOU—serien som bilagor till kommitténs betänkande. De är:
1. Hälso- och miljöverkningar vid användning av fossila bräns— len (SOU 1977z68). En expertgrupp inom naturvårdsverket har svarat för detta uppdrag. Uppdragsledare har varit chefen för verkets omgivningshygieniska avdelning, professor Lars Friberg, tillika expert i kommittén. Underlaget beträffan— de utsläpp av föroreningar och miljöpåverkan har utarbetats inom verkets tekniska avdelning under ledning av byråchef Lars Lindau.
2. Hälso— och miljöverkningar vid användning av kärnkraft (SOU l977:69). En expertgrupp inom strålskyddsinstitutet har svarat för detta uppdrag. Uppdragsledare har varit in— stitutets chef, professor Bo Lindell, tillika expert i kom— mittén.
3. Arbetsmiljö vid energiproduktion (SOU l977:70). För detta uppdrag har svarat dåvarande överingenjören vid arbetar— skyddsstyrelsen, Yngve Hagerman, tillika expert i kommittén.
På grund av den begränsade tid som kommittén haft till förfo— gande har arbetet med expertmaterialet fått genomföras under stark tidspress och med stora personliga uppoffringar. Jag vill å Energi— och miljökommitténs vägnar uttrycka vår upp— skattning av och tack för det arbete som utförts.
Sven Moberg ordf.
INNEHÅLL INTRODUKTION l KÄRNKRAFTENS PROCESSKEDJA
1.1 Brytningen av uran i urangruvor 1.2 Framställning av uran ur malmen 1.3 Anrikning av uranet
1.4 Bränsletillverkning
1.5 Reaktordriften
1.6 Hanteringen av utbränt bränsle
1.7 Upparbetning av använt kärnbränsle
1.8 Långtidslagring och dumpning av radioaktivt avfall
GRUNDERNA FÖR STRÅLRISKBEDÖMNING 2.1 Begrepp, storheter och enheter 2.2 Människans strålningsbakgrund 2.3 Biologiska strålverkningar
2.4 Metodik för riskbedömningar och bedömning av skyddsinsatser
DETRIMENTBERÄKNINGAR FÖR KÄRNKRAFTINDUSTRIN 3.1 Stråldoser och detriment bland personalen 3.2 Stråldoser och detriment bland allmänheten
3.3 Sammanfattning av dos— och detrimentuppskatt- ningar
SLUTDEPONERINGEN AV DET HÖGAKTIVA AVFALLET
CLYCKSRISKERNA
11 12 13 13 28 31 35
46 46 49 59
77
85
86 93
97
101
102
INTRODUKTION
Strålskyddsinstitutets bakgrundsmaterial till Energi— och Miljö— kommittén har dels bestått av denna rapport, dels av sju delrapporter vilka inte ingår som bilagor till kommitténs betänkande. Dessa senare rapporter var tillgängliga för massmedia i en preliminär version när Energi— och Miljökommittén presenterade sitt bakgrundsmaterial den
17 maj 1977. De kommer att i sin slutliga version publiceras av strål— skyddsinstitutet under 1978. Denna rapport är en sammanfattning av materialet i de mer detaljerade delrapporterna. Den är fullständig i fråga om presentationen av strål— ningens biologiska verkningar samt när det gäller beskrivningen av stråldoserna till allmänhet och personal till följd av den normala driften av de olika anläggningarna i kärnkraftens bränslekedja. Den är däremot ofullständig när det gäller framställningen av katastrof— riskerna och konsekvenserna av dumpning av det högaktiva avfallet i den svenska berggrunden. Orsaken till denna ofullständighet är att resultatet av ett antal utredningar som pågått genom statens kärnkraft— inspektions och kärnkraftindustrins försorg inte varit avslutade samt att Energikommissionens arbetsgrupp för behandling av säkerhets— och miljöfrågor enligt överenskommelse kommer att behandla dessa frågor särskilt ingående. Energi— och Miljökommittén har dock under hand fått ta del av det material som har varit tillgängligt och har därför i sin huvudrapport kunnat basera sitt ställningstagande på ett mer omfattande material än vad som här redovisas inom dessa områden. I den slutliga versionen av de mer detaljerade delrapporterna kommer strålskyddsinstitutet att kunna ta med ett mer fullständigt material änvad som nu har varit tillgängligt. Särskilt viktigt är detta beträf— fande konsekvenserna av mycket stora reaktorolyckor, vilket torde vara den mest betydelsefulla och samtidigt mest svårbedömbara faktorn i totalbedömningen av kärnkraftens hälso- och miljörisker. I framställningen av denna rapport har medverkat ett antal av strål- skyddsinstitutets tjänstemän vilka framför allt lagt ner stort arbete i sammanställningen av delrapporterna. I utarbetandet av de senare har institutet haft medverkan och råd av ett antal svenska och ut— ländska experter inom strålskydd, biologi, genetik, medicin, radiofysik, m fl angränsande vetenskaper. En närmare redogörelse för vilka som medverkat i de olika avsnitten kommer att lämnas när slutversionerna av dessa publiceras. Institutet står emellertid i särskild tacksamhets— skuld till medlemmarna av den referensgrupp av svenska forskare som omnämns i kommitténs huvudbetänkande. Huvudansvaret för denna sammanställning åvilar undertecknad och strål- skyddsinstitutet har som myndighet inget ansvar för rapportens inne— håll eftersom ett formellt ställningstagande till alla delar av inne— hållet skulle ha varit en alltför omständlig procedur.
Bo Lindell
Tjänstemän vid SSI som deltagit i sammanställningen av materialet och utformningen av delrapporterna:
Sammanställning av delrapporter och huvudrapport:
Ragnar Boge Kay Edvarson Lennart Holmberg
Bo Lindell John—Christer Lindhé Sven Löfveberg Lars Malmqvist Åke Persson Jan Olof Snihs Birgitta Svahn
Katalogisering av litteraturuppgifter: Leif Nyblom Redigering av huvudrapporten:
Monica Carlson
l KÄRNKRAFTENS PROCESSKEDJA
Vi skall redogöra för hälso— och miljöeffekterna i varje steg av kärnkraftens processkedja. Man talar ibland om kärnkraftens "bränslecykel". Det är då underförstått att delar av det använda kärnbränslet på nytt kan återföras i processkedjan. Framför allt gäller detta det plutonium som bildas vid användningen av kärn— bränslet i ett kärnkraftverk. Nyttjandet, "återcyklingen", av detta plutonium är emellertid förknippat med speciella säkerhets— problem. Man kan därför inte utgå från att en återcykling kommer att ske och vi har därför föredragit att tala om en processkedja snarare än om en bränslecykel.
De olika stegen i kärnkraftens processkedja framgår av figur 1. Vissa steg kan relativt sett innebära större arbetarskyddsproblem än andra; de har i figuren markerats med streckning. Några steg anses relativt sett ha större risker för olyckor; de har marke- rats med en tandad ram. Slutligen kan en del processteg medföra större utsläpp av radioaktiva ämnen i miljön än andra; de har markerats med "strålar" kring respektive ruta.
De processteg som har markerats med streckad ram representerar en eventuell plutoniumåtercykling.
1.1 BRYTNINGEN AV URAN I URANGRUVOR
Naturligt uran består av en blandning av två uranisotoper, uran—238 och uran-235, av vilka uran—235 endast utgör 0,72% av uranet. Det är emellertid uran—235 som är klyvbart och frigör kärnenergi i en reaktor.
Uran ingår i många mineral. I de uranmalmer som vanligen bryts är uranhalten 0,1—0,2%. I Sverige har malmer med sådana uranhal- ter påträffats i Lappland. I den största kända svenska uranfyn— digheten, i Billingen—Falbygden i Västergötland, är uranhalten dock bara o,o3%.
Vi skall i fortsättningen relatera våra uppskattningar till ett kärnkraftverk med en lättvattenreaktor på 1000 MW elektrisk ef— fekt. För att försörja ett sådant kraftverk krävs det ca 160 ton naturligt uran per år. Detta motsvarar en årlig brytning av ca 100 000 ton uranmalm med 0,2% uranhalt eller 700 000 ton malm med 0,03% uranhalt (dvs billingenmalm), om vi räknar med att ca 70% av uranet kan utvinnas.
1) l MW 1000 kw (jfr sid47)
Kärnkraftstation
X ÅAHAAA 4/4 A A//
V 4
Lokalt lager av använt bränsle
Lokalt lager av Iågaktivt och medelaktivt avfall
Bränsletill Centralt avfalls—
verkning
t &; 'AM»
Plutoniumlager
l _X7'Y/T/VåX 3/37»?! %/ Anriknings- — u/Upp'arbe/tnings-
anläggning
anläggning/
Lager av flytande högaktivt avfall
Utarmat uran '
r— ' _ __ __l Uranverk : Överföring i fast : | form I L — — _ _ _ _ _]
Lakrester Långtidslager av avfall
' Dumpning under ][ marken
Figur 1: Kärnkraftens processkedja
skuggad ruta anger större arbetarskyddsproblem Tandad ram anger potentiella risker för olyckor Strålar ut från ruta anger utsläpp av radioaktiva ämen
Anläggningarna ovanför den skärande linjen finns för närvarande i Sverige
Som jämförelse kan nämnas att ett koleldat kraftverk för samma elektriska effekt kräver drygt 2 miljoner ton kol per år. Motsva- rande oljeeldade kraftverk kräver ca 1,5 miljon ton råolja per år.
Den uppskattade mängden uran i Billigen, ca 300 000 ton, skulle räcka till för att försörja ett tiotal kärnkraftverk på 1000 MW i 100 år.
Gruvarbete är generellt en farlig sysselsättning. Risken för olycksfall varierar, beroende av bergets beskaffenhet och arbe— tarskyddsinsatserna. Vid en och samma årliga risk blir emeller— tid antalet olycksfall relaterat till en viss mängd producerad el—energi mindre i en urangruva än i en kolgruva, p g a den mind— re mängd material som behöver brytas.
En särskild riskfaktor i en urangruva är förekomsten av radon, en radioaktiv ädelgas som bildas vid sönderfallet av radium som alltid finns i uranmalm. En del av radonet kan diffundera ut i luften och sönderfaller där till radioaktiva dotterprodukter som ansamlas i lungorna efter inandning. Detta ger en ökad risk för lungcancer.
Då det gäller omgivningen är urangruvan som sådan mindre störan- de än det uranverk i vilket uranet utvinnes ur malmen. Utsläppen av radioaktiva ämnen är förhållandevis små och den mest påtagli— ga miljöpåverkan utgörs av störningar av grundvattenförhållandena
Om uranbrytningen sker i dagbrott påverkas landskapsbilden, men den störning detta medför är i hög grad beroende av det sätt på vilket lakresterna från uranverket omhändertas.
1-2 FRAMSTÄLLNING AV URAN UR MALMEN
Den brutna uranmalmen transporteras till ett uranverk för fram- ställning av uran. Eftersom det i detta skede av processen fort— farande rör sig om stora materialmängder vill man minska trans— portsträckorna och lägger därför i regel uranverket i direkt an— .slutning till gruvan.
För den uranframställning som projekterats för Ranstadverket vid Billingen har man avsett att transportera malmen — i detta fall uranhaltig skiffer — i truckar till en grovkrossanläggning. Ef— ter krossning, sovring och siktning skulle därefter skiffern övergjutas med utspädd svavelsyra för utlakning av uranet. Efter lakningen skulle den uranhaltiga lösningen pumpas till en vätske— extraktionsanläggning för slutlig utvinning av uranet.
Denna process ger upphov till två avfallsprodukter: dels lakres— terna som neutraliserats med tillsatt finmald kalksten, dels ett slam som uppstått vid neutralisering av den uranbefriade laklös— ningen med kalksten.
Om utvinningsgraden för uranet är 70—80% kommer 20-30% av uranet att finnas kvar i lakresterna tillsammans med allt det radium som fanns i skiffern. För att underhålla ett kärnkraftverk på. 1000 MW elektrisk effekt skulle man behöva laka ur 700 000 ton skiffer per är (knappt 2000 ton per dygn) och utvinna 160 ton uran per år.
Ranstadverket har projekterats för ca 1300 ton uran per år och skulle därmed kunna försörja en kärnkrafteffekt på ca 8500 MW. Verket skulle producera 14 000 ton lakrester och 3300 ton slam per dygn. SvaVeldioxidproduktionen beräknades bli 5 ton/dygn.
Uranverket erbjuder inga speciella arbetarskyddsproblem. Det hu— vudsakliga miljöproblemet ligger i omhändertagandet av lakres— terna.
Ur strålrisksynpunkt måste uppmärksamheten fästas på läckage av radium och radon från lakresterna. För att minska emanationen av radon täcks lakresthögarna med packad morän. Lakresthögarna, som för Ramstad beräknades täcka en yta av 5 km , ändrar givetvis landskapsbilden.
1.3 ANRIKNING AV URANET
Det naturliga uranet kan användas som kärnbränsle i reaktorer där moderatorn är tungt vatten, såsom var fallet med Ågestaver— ket och såsom planerades för kärnkraftverket i Marviken. I de lättvattenreaktorer som nu har byggts och projekterats i Sverige måste emellertid uranet innehålla en högre halt av uran—235. Där— för måste det naturliga uranet anrikas med avseende på uran—235 så att halten av denna isotop ökar från 0,72% till 3,2% i tryck— vattenreaktorer och 2,6% i kokarreaktorer.
För ett kärnkraftverk på 1000 MW elektrisk effekt måste därför årligen 158 ton naturligt uran användas som råmaterial för att framställa ca 30 ton anrikat uran. Som restprodukt erhålls ca 128 ton "utarmat" uran med en halt av ca 0,3% uran—235. Det lag— ras för eventuell användning i framtida bridreaktorer.
Anrikningen av uran—235 förutsätter isotopseparation av uran—235 från uran-238. Man måste utnyttja den obetydliga skillnaden i massa mellan de två isotoperna. Separeringen sker sedan uranet förångats, men eftersom kokpunkten för metalliskt uran är mycket hög, använder man sig av ett mer lättflyktigt salt, uranhexa— fluorid.
De vanligaste separationsmetoderna är gasdiffusion och ultracen— trifugering. Vid gasdiffusion får uranhexafluorid i ångform pas- sera ett poröst filter som lättare släpper igenom de lättare mo— lekylerna med uran—235 än de tyngre med uran—238. Denna metod har en stor energiförbrukning. Den används i USA som hittills dominerat anrikningsindustrin.
Vid ultracentrifugering leds uranhexafluorid i gasform in i en snabbt roterande cylinder. På grund av centrifugalkraften kommer de tyngre molekylerna att anrikas i pereferin under det att de lättare samlas närmare cylinderaxeln. Centrifugmetoden utvecklas i Västeuropa och USA.
Ytterligare ett antal metoder befinner sig på experimentstadiet. Längst har man kommit med utvecklingen av anrikning enligt dys— metoden och anrikning med hjälp av laser. Ingen av dessa metoder har dock ännu lämnat laboratoriestadiet.
Riskerna vid anrikningsarbetet är huvudsakligen av kemisk natur genom förekomsten av uran och fluor. Möjligheterna till läckage
av uranhexafluorid är små genom att processerna i huvudsak sker vid undertryck. Det ur arbetarskyddssynpunkt farligaste momentet är överföringen av uranhexafluorid mellan processdelen och för— varingsbehållare. Strålriskerna är obetydliga.
1.4 BEUÄNSIJTFILIÅHERKDJING
Från anrikningsanläggningen transporteras det anrikade uranet till bränslefabriken i form av uranhexafluorid. Kärnbränsle för lättvattenreaktorer tillverkas i Sverige av AB Asea—Atom i Väs— terås.
vid Asea—Atoms bränslefabrik finns sedan 1975 en anläggning för omvandling, "konvertering", av uranhexafluorid till urandioxid. Dit transporteras således uranhexafluorid från utländska anrik— ningsanläggningar. Transporterna innebär inga strålrisker, men uranhexafluoriden måste transporteras i helt slutna kärl efter— som den reagerar häftigt med vatten och t o m med fuktighet i luft.
Kapaciteten vid Asea—Atoms konverteringsanläggning är 400 ton urandioxid per år. För att försörja ett kärnkraftverk på 1000 MW elektrisk effekt erfordras årligen ca 30 ton anrikat uran. An— läggningen kan således betjäna 13 kärnkraftaggregat på 1000 MW. Den kan i framtiden öka kapaciteten till 600 ton per år.
Vid omvandlingen från uranhexafluorid till urandioxid uppstår av— fall i form av 400 ton kalciumfluorid, innehållande ca 4 kg uran, dvs 0,001% uran. Denna låga uranhalt innebär inga problem ur häl— so— och miljörisksynpunkt.
Även själva bränslefabriken kan behandla 400 ton uran per år. Urandioxiden pressas till små cylindriska "kutsar" som sintras vid hög temperatur. Kutsarna fylls i rör av en zirkoniumlegering, "zircaloy". De fyllda rören kallas bränslestavar och försluts genom svetsning. De sammanfogas i grupper om 64 stavar till bränslepatroner. En bränslepatron för en kokarreaktor innehåller ca 200 kg uran. En reaktor innehåller upp mot 700 bränslepatronen
Vid bränsletillverkningen arbetar man med stora mängder uranföre- ningar i pulverform. Arbetet medför därför risker för inandning av uran. Vid inandning av uranföreningar beror riskerna på om föreningen är löslig eller olöslig. Vid lösliga uranföreningar är den kemiska giftigheten ett större problem än strålrisken. Den största risken är då njurskador. De olösliga uranföreningar som stannar kvar i lungorna medför däremot strålrisker. De som arbe— tar med uran är föremål för extra hälsokontroller och arbetsplat- sen övervakas. De särskilda åtgärderna består i analyser av urin— prov, helkroppsmätning samt provtagning av luften i arbetslokalen och kontroll av arbetsytorna.
Om plutonium återcyklas skall reaktorbränslet tillverkas av en blandning av urandioxid och plutoniumdioxid ("Mixed Oxide Fuel"). Detta ställer större krav på skyddsåtgärderna.
1.5 REAKTORDRIFTEN
Transporten av bränslepatronerna från bränslefabriken till kärn— kraftverket medför knappast några hälso— eller miljörisker. Först
1 reaktorerna bildas de radioaktiva ämnen som kan ge upphov till strålskyddsproblem.
1.5. l Kärnklyvningen och reaktortyper
Atomernas kärnor kan anses vara uppbyggda av byggstenarna proto— ner och neutroner. Den enklaste atomkärnan, hos grundämnet väte, består av en enda proton. Neutronen har ungefär samma massa som protonen, men är elektriskt oladdad. Fria neutroner kan därför lätt tränga in i olika grundämnens atomkärnor. Dessa får då ett neutronöverskott, vilket leder till instabilitet och någon form av kärnomvandling. Vissa nuklider, såsom uran—235, genomgår en så häftig reaktion att deras atomkärna klyvs i två delar. Av ura— net uppstår då ämnen med ungefär hälften så tunga atomer, s k klyvningsprodukter eller fissionsprodukter (fission är det eng— elska namnet för klyvning). Samtidigt frigörs ett antal neutro— ner och en stor mängd energi.
De frigjorda neutronerna har så stor hastighet att de inte lätt fångas in av någon atomkärna och ger upphov till ytterligare kärnklyvningar. De bromsas upp genom "stötar" mot atomkärnor, men infångas av uran—238, som inte är lätt klyvbart. Vid närvaro av något ämne med lätta atomkärnor, som har förmågan att bromsa upp de snabba neutronerna utan att fånga in dem, minskas neutro— nernas hastighet så att de kan infångas av kärnorna av uran—235 och klyva dessa. Om de neutroner som då frigörs i sin tur kan bromsas upp och åstadkomma nya kärnklyvningar uppstår en kedje— reaktion. I en reaktor hålls denna kedjereaktion under kontroll så att kärnklyvningen sker i önskad omfattning. I en atombomb är halten av uran-235 så hög att kedjereaktionen leder till en la— vinartad ökning av antalet kärnklyvningar så att resultatet blir en explosion. Det låganrikade bränslet i en lättvattenreaktor kan aldrig ge upphov till en så våldsam kedjereaktion.
Vid varje kärnklyvning frigörs kärnenergi. Energibeloppen är så stora att man ur varje ton anrikat uran får ut lika mycket ener— gi som ur mer än 50 000 ton olja. Man måste visserligen bryta över 20 000 ton skiffer för att kunna framställa ett ton anrikat uran, men man behöver inte transportera dessa stora massor. Även bränslelagringen blir ett mindre problem.
Det är emellertid inte bara uran—235 som ger kärnenergi i en re— aktor. En del av de frigjorda neutronerna fångas in av den i mängd dominerande, men inte klyvbara, uranisotopen uran—238. Då sker en kärnreaktion så att uran—238 omvandlas till uran—239 som snabbt omvandlas till neptunium—239, som i sin tur sönderfaller till plutonium—239.
Plutonium—239 är i likhet med uran—235 klyvbart med långsamma neutroner. Det var plutonium—239 som användes i den atombomb som sprängdes över Nagasaki. Det plutonium—239 som bildas ur uran—238 i en reaktor kommer att ge upphov till kärnklyvningar och bidra till energiutvecklingen. I själva verket bidrar klyvningen av uran—235 bara till 55% av den frigjorda energin, under det att klyvning av plutonium—239 och andra plutoniumisotoper bidrar med 37%. Återstående 8% kommer från klyvning av uran—238 som visser— ligen inte är klyvbart med långsamma neutroner, men som kan kly— vas av snabba neutroner.
Det ämne som används för att bromsa upp de snabba neutronerna utan att infånga dem kallas för moderator. Tungt vatten (vatten där väteatomerna är deuterium, en väteisotop vars atomkärna be— står av en proton plus en neutron) och grafit är så rena modera— torer att man med dem kan använda naturligt, oanrikat uran i en reaktor. De vanligaste reaktortyperna i kärnkraftverk är emeller— tid lättvattenreaktorer, där moderatorn består av vanligt vatten. Då måste uranet vara lätt anrikat med avseende på uran—235.
Om man utelämnar moderatorn måste halten av uran—235 ökas för att kompensera förlusten av neutroner genom absorption i uran—238. En sådan reaktor arbetar med snabba neutroner och producerar plu- tonium i snabbare takt än uran—235 förbrukas. Samtidigt som den producerar klyvningsenergi kan den således "avla" (engelska "breed") plutonium. Den kallas därför bridreaktor. Genom den hög— re anrikningsgraden (15—20%) medför den risker för explosionsar— tade kedjereaktioner om exempelvis bränslehärden på grund av ute— bliven kylning skulle smälta ner.
I varje reaktor måste det finnas ett kylmedel som kan transpor— tera bort energi från reaktorhärden. Detta är naturligtvis nöd— vändigt om energin skall användas för att driva en turbin, men är också ett villkor för att reaktorhärden inte skall överhettas. I lättvattenreaktorer är vanligt vatten både moderator och kylmedel & tungvattenreaktorer är det tungt vatten som har båda funktio— nerna. Grafitmodererade reaktorer är gaskylda, med helium eller koldioxid som kylmedel. I bridreaktorer används flytande natrium som kylmedel.
Lättvattenreaktorer är av två typer. I tryckvattenreaktorer (pressurized water reactor, PWR) hålls trycket i reaktortanken och den primära kylkretsen vid ca 150 gånger atmosfärstrycket. Vattentemperaturen kan därmed uppgå till mer än 3000C utan att det primära kylvattnet kokar. Det heta vattnet leds genom en ång— generator i vilken värmeenergin överförs till en sekundär vatten— krets. Vattnet i denna bringas att koka och den bildade ångan upphettas till nära 3000C. Denna ånga används därefter till att driva en turbin som i sin tur överför rörelseenergi till genera— torer för elkraft. Principen framgår av figur 2.
I kokarreaktorer (boiling water reactor, BWR: se figur 3) är trycket i den primära kretsen lägre, ca 70 gånger atmosfärstryck— et. Reaktorn drivs vid en sådan effektutveckling att vattentempe— raturen överstiger kokpunkten vid detta tryck (ca 2850C). Till skillnad mot i tryckvattenreaktorn bildas således het vattenånga redan i primärkylkretsen. Denna ånga används för att driva turbi— nen. Den primära kylkretsen kommer alltid att innehålla en viss mängd radioaktiva ämnen. Dessa härrör från neutronbestrålning av vattnet och i vattnet lösta korrosionsprodukter som bestrålas när vattnet passerar reaktorhärden. Dessutom kan finnas klyvningspro— dukter, huvudsakligen bestående av lättflyktiga ämnen. Mängden beror av skador på bränslet. I kokarreaktorerna kommer därför i huvudsak flyktiga radioaktiva ämnen att passera genom turbinen.
Lättvattenreaktorer skiljer sig från de flesta andra reaktortyper genom det höga trycket i reaktortanken och den primära kylkretsen. Den värmeenergi som är bunden i det ca BOOOC heta vattnet är myck— et stor. Vattenmängden är av storleksordningen 300 ton och den däri bundna värmeenergin uppgår till nära 100 000 kWh. Närvaron
REAKTOR TURmN ELGENERATOR OCH KONDENSOR
Fig. 2 Principschema för tryckvattenreaktor
REAKTOR ÄNGGENERATOR TURmN ELGENERATOR OCH KONDENSOR
Fig. 3 Principschema för kokarreaktor
Figurerna från Åka—utredningen.
av så stora mängder överhettat vatten som kommer att stötkoka vid atmosfärstryck innebär en potentiell risk för mekaniska skador. Motsvarande problem föreligger vid kol— och oljeeldade kraftverk, men konsekvenserna av ett rör- eller kärlbrott är där mindre ef— tersom inga radioaktiva ämnen förekommer.
I bridreaktorer cirkulerar det flytande natriumet i primärkyl— kretsen under atmosfärstryck under det att turbinkretsens vatten— och ångdel står under högt tryck. Här är problemet vid rörbrott natriumets kemiska egenskaper som kan leda till våldsamma reak— tioner med vatten och ånga.
De olika reaktortyperna framgår av schemat på nästa sida, som ger en klassifikation med avseende på neutronhastigheter, moderator, kylmedel och bränsle. Schemat ger också en förklaring på de bok— stavskombinationer vilka, såsom PWR och BWR, används som benäm— ning på respektive reaktortyp.
1.5.2 Reaktorns huvudkomponenter
I de existerande och planerade svenska kärnkraftverken förekommer endast lättvattenreaktorer. Den vanligaste typen är den kokarre— aktor (BWR) som tillverkas av Asea—Atom. I Ringhals förekommer dessutom tryckvattenreaktorer (PWR) tillverkade av Westinghouse.
De viktigaste komponenterna i en reaktor är
Bränslet, dvs det klyvbara materialet i vilket en reglerad kedje- reaktion kan hållas igång.
Moderatorn, dvs det ämne som bromsar upp de vid kärnklyvningen frigjorda neutronerna, utan att absorbera dem, så att de lättare åstadkommer ytterligare kärnklyvningar i bränslet.
Styrdon, dvs regler— eller styranordningar, t ex stavar av mate— rial som absorberar neutroner och därför kan reglera antalet tillgängliga neutroner och därmed kedjereaktionens intensitet.
Kylmedlet, som i lättvattenreaktorer utgörs av vanligt vatten, "lättvatten", som cirkulerar mellan bränslehärden och värmeupp- tagande anordningar utanför reaktorn. I tryckvattenreaktorer ut— görs den värmeupptagande anordningen av den ånggenerator i vilken vattnet i den sekundära kretsen förångas och driver en turbin. I kokarreaktorer förångas vattnet redan i primärkretsen, i vilken turbinen ingår.
Reaktortanken, ett slutet tryckkärl av stål med uppgift att inne- sluta bränslehärden och moderator/kylvattnet.
Strålskärmar, dels på insidan av reaktortanken för att skydda denna mot materialskador, dels kring reaktortanken ("biologiska strålskärmar") som skydd mot genomträngande strålning från reak— torn.
Skalet eller inneslutningen som omger alla dessa komponenter och har i uppgift att hindra radioaktiva ämnen att tränga ut om något läckage skulle ske från reaktortanken eller den primära kylkret— sen. Inneslutningen består av ett stålskal inneslutet i betong.
Tabell 1: Klassifikation av reaktortyper
Huvudtyp: vattenkylda bridreaktor
Neutroner:
långsamma långsamma
Moderator: lättvatten tungt vatten
_
flytande natrium
Kylmedel:
koldioxid
Iättvatten tungt vatten
starkt anrikad uranoxid eller karbid
lätt anrikad uranoxid
än anrikad uranoxid
naturligt uran i metallisk form
lätt anrikad uranoxid
Bränsle:
__
naturligt uran i oxidform
blandning av oxider av uran och plutonium
Reaktortyp:
Magnox = Magnesium non oxidizing
AGR Advanced gas—cooled reactor SGHWR = Steam generating heavy water reactor HTGR High temperature gas—cooled reactor PHWR = Pressurized heavy water reactor
PWR = Pressurized water reactor CANDU Canadian deuterium uranium reactor BWR Boiling water reactor LMFBR Liquid metal fast breeder reactor
” H
Inneslutningen är dimensionerad för att kunna tåla det tryck som uppstår om stora mängder kylmedel plötsligt förångas. De kylvat— ten— eller ångledningar som passerar genom inneslutningen är för— sedda med s k skalventiler. Dessa stängs automatiskt om en olycka skulle inträffa.
En schematisk bild av reaktortanken och dess strålskärmar ges i figur 4 nedan.
' _ Styrdon
!" i;.
.33 _
» Vatten som moderator och kylmedel
_.— Kylmedel in
(Ur Lindell—Löfveberg:Kärnkraf— ten människan och säkerheten).
Figur 4: Reaktorns huvudkomponenter
Principschemat för en tryckvattenreaktor (PWR) har utvecklats något mer i detalj i figur 5 (nästa sida). Värmeväxlaren (ångge— neratorn) ligger innanför inneslutningen. Därmed är hela den pri- mära kretsen med dess innehåll av radioaktiva ämnen innesluten av skalet. I den sekundära vatten— och ångkrets som omfattar tur- binen finns normalt inga radioaktiva ämnen. Om man har läckage i ånggeneratorn kan radioaktiva ämnen förorena den sekundära kret— sen. Eventuella läckage av radioaktiva ämnen från primärsystemet sker således normalt innanför skalet. Personalen utsätts för stråldoser vid underhålls— och reparationsarbete, bränslebyte samt vid inspektion för att kontrollera säkerheten, dvs vid de tillfällen när man måste arbeta innanför inneslutningen. Hante— ringen av avfall medför även strålskyddsproblem för personalen.
Figur 6 (nästa sida) är mindre överskådlig, men ger en uppfatt— ning om dimensionerna. Reaktortanken syns i centrum längst ner, omgiven av den tjocka biologiska skyddsskärmen. över den, mitt i bilden, antyds ånggeneratorn. Det är inneslutningens konturer, påminnande om en gasklocka eller oljecistern, som karaktäriserar en tryckvattenreaktor sedd utifrån.
värmeväxlare
:r'j' (ärmare
Mo*crvo!ienpump
RECxisrlnneSwf-mng
Figur 5: Principschema för en tryckvattenreaktor (PWR) (Ur Åka—utredningen)
354 m
! lnneslutningsskal
Figur 6: Inneslutningen för en tryckvattenreaktor. (Ur Närförläggningsutredningen)
Figur 7 (nedan)visar en principskiss för en kokarreaktor (BWR). Här bildas således ångan redan i primärkretsen och leds till tur- binen som ligger utanför reaktorinneslutningen. Härigenom finns delar av den primära kretsen, innehållande radioaktiva ämnen, utanför det täta skalet och det finns därmed strålrisker även i turbinhallen.
Reaktor
Turbin-gefeic'r
lim.. '
zi|||||| l" /i
KCWÖP”SO'
Forvurmure Mo'orvc'wocvm;
(Ur AKA—utredningen)
Qeux'tr ”tresia'nng
Figur 7 Principschema för en kokarreaktor (BWR)
Vattenströmningen genom bränslehärden i reaktortanken påverkas på flera sätt utöver den rörelse som uppstår när vattnet upphet— tas och börjar koka. När vattnet kokar blandas ångan med vatten som avskiljs i en särskild ångavskiljare i reaktortankens övre del. Ångan lämnar därefter reaktortanken i ångledningen till turbinhallen. Sedan ångan passerat turbinen kondenseras den till vatten i en kondensor som kyls av den yttre kylvattenkretsen där vatten pumpas upp från havet. Det kondenserade vattnet pumpas därefter tillbaka till reaktortanken med hjälp av matarvatten— pumpar. Vattnet i reaktortanken sätts dessutom i rörelse med hjälp av särskilda cirkulationspumpar. I de äldre reaktorerna sitter dessa pumpar (såsom skissen i figur 7 visar) under reak— tortanken och är förbundna med denna genom grova rör. I senare reaktorer sitter pumparna inbyggda i reaktortankens botten.
Vattenomloppet i reaktortanken i en kokarreaktor åskådliggörs i figur 8 (nästa sida).
Matarvattnet fördelas jämnt runt reaktortanken genom att det tillförs via spridare. Sprickor i denna matarvattenring nödvän— diggjorde ett utbyte av ringen i en av reaktorerna vid Oskars— hamns kärnkraftverk. Detta medförde problem med svetsarbete inne i den radioaktiva reaktortanken (jfr sid 91 ).
Cirkulations- purnp
Figur 8: Vattenomloppet i en kokarreaktor (enligt Asea—Atom: Kärnkraftverk och säkerhet).
Den principiella utformningen av inneslutningen för en kokarreak— tor framgår av figur 9 (nästa sida). Till skillnad mot Westing— houses's tryckvattenreaktor har Asea-Atoms kokarreaktor inte inne— slutningen som yttre vägg mot omgivningen. Inneslutningen är i stället inbyggd i en hög reaktorbyggnad. Från den hall som finns i byggnadens övre del är reaktortankens inre åtkomligt sedan så— väl ett lock till inneslutningskärlet som reaktortankens lock av— lägsnats. Dessa lock finns i botten av en bassäng som under drift är fylld med vatten som strålskärm.
I kokarreaktorn är inneslutningskärlet mindre än i tryckvatten— reaktorn. Detta möjliggörs av ett kondensationssystem som är av— sett att kondensera den vattenånga.som skulle bildas vid ett plötsligt vattenläckage i primärsystemet inne i inneslutningskär— let. Kondensationssystemet består av en bassäng med 2000—2500 kubikmeter vatten. Om ånga plötsligt skulle strömma ut ur reak— tortanken leds den ner i bassängen och kondenseras till vatten.
1.5.3 Turbinanläggningen
Från reaktorn leds het ånga till turbinbyggnaden. I en tryckvat— tenreaktor bildas ångan i en ånggenerator innanför reaktorinne— slutningen, av vatten i en sekundär vattenkrets som normalt inte innehåller några radioaktiva ämnen. I en kokarreaktor bildas ång— an i själva reaktorns tryckkärl och det är därför primärvatten— kretsen som omfattar turbinen.
Vi skall se närmare på det senare fallet eftersom det leder till att radioaktiva ämnen kan uppträda i turbinkretsen. Under idea— liska förhållanden är bränslestavarna helt täta och inga radio— aktiva ämnen läcker ut från bränslet till det primära kylvattnet. I verkligheten kan ett visst läckage dock inte undvikas.
Kylvattnet innehåller dessutom radioaktiva aktiveringsprodukter, dvs radioaktiva ämnen som har uppstått genom neutronbestrålning av vattnet och däri lösta korrosionsprodukter när vattnet passe— rar reaktorhärden.
Den dominerande strålkällan i primärvattnet är emellertid kväve— isotopen kväve—16. Denna isotop har emellertid en mycket kort halveringstid (7,3 sekunder) och försvinner därför så gott som omedelbart när reaktorn stoppas. Turbinen blir därmed i det när— maste fri från strålning. I rörledningar och system som innehål- ler primärt reaktorvatten minskar radioaktiviteten snabbt med bortfallet av kväve—16 men en ganska hög aktivitet av andra akti— veringsprodukter och från bränslestavarna utläckta klyvningspro— dukter kan kvarstå länge.
Gammastrålningen från kväve—16 i turbinhallen vid kokarreaktorer kan ge påvisbara bidrag till den externa strålnivån intill bygg— naden, framför allt om skärmningen i taket är obetydlig så att strålning kan återspridas från atmosfären.
När ångan passerat genom turbinen kondenseras den till vatten i en kondensor som kyls av det yttre kylvattnet. Detta bildar inte en sluten krets utan utgörs av havsvatten som pumpas upp till kondensorn och därefter släpps ut i havet igen. Detta kylvatten kommer inte i kontakt med några radioaktiva komponenter och in— nehåller således inga andra radioaktiva ämnen än dem som man av— siktligt släpper ut tillsammans med kylvattnet.
Endast ca 1/3 av den i reaktorn frigjorda kärnenergin omvandlas i elektrisk energi i de generatorer som drivs av turbinerna. Det innebär att det krävs en termisk effekt på ca 3000 MW för att åstadkomma en elektrisk effekt på 1000 MW. En effekt på 2000 MW går således förlorad som onyttig värme som förs ut i havet med kylvattnet. Detta gäller emellertid inte endast kärnkraftverk utan även kol— och oljeeldade kraftverk, även om värmeförlusten blir något större i ett kärnkraftverk. Kylvattenflödet genom ett kärnkraftverk på 1000 MW elektrisk effekt är av storleksordning— en 50 m3/s. Som jämförelse kan nämnas att medelvattenmängden vid Dalälvens mynning är 360 m3/s.
De fyra svenska kärnkraftstationerna ligger samtliga vid kusten. Det har därför varit möjligt att tillgodose behovet av stora kyl— vattenmängder. Om kärnkraftverk placeras i inlandsområden måste
Figur 9: Reaktorbyggnad med inneslutningskärl för kokarreaktor. (Ur Asea—Atom: Kärnkraftverk och säkerhet).
a) Reaktorn e) Kombinerad strålskärm och b) Reaktorns styrdon bärande vägg
c) Kondensationsbassängen f) Kombinerad strålskärm och d) Strålskärmsbassäng inneslutningsvägq
g) Reaktorhallen
man i stället tillgripa kyltorn, såsom har skett i en del andra länder. Detta medför andra typer av problem såsom buller och saltnedfall (vid "våta" kyltorn).
1.5.4 Reningssystem och avfallshantering
Vi har redan nämnt att det primära kylvattnet kan innehålla ra— dioaktiva aktiveringsprodukter samt klyvningsprodukter som har läckt från bränslestavarna.
Ur reaktorfysikalisk synpunkt är det angeläget att hålla primär— vattnet fritt från föroreningar. Vattnet fungerar ju som modera— tor och varje förorening som är neutronabsorberande påverkar neutronflödet i reaktorn. Det finns därför olika typer av re— ningssystem, såsom filter med jonbytare, för att avlägsna föro— reningar ur primärvattnet.
Ett visst läckage av primärvatten kan i praktiken aldrig förhind— ras. Läckage av vatten och olja från turbiner och pumpar ger av— fall som måste omhändertas för särskild behandling. Vid regene— rering av jonbytare frigörs uppsamlade föroreningar och omhänder— tas som avfall. Vid byte av jonbytarmassor måste förbrukat mate— rial omhändertas. Allt vatten som lämnar de kontrollerade utrym- mena, utläckande primärvatten, spolvatten och rengöringsvätskor samlas för behandling i ett särskilt avloppssystem, där vattnet renas i filter, indunstare och flockningsanläggningar.
Det renade vattnet samlas i särskilda utsläppstankar. Innan det får släppas ut skall prover analyseras och aktiviteten får inte överstiga gränsvärden som specificerats av strålskyddsmyndighe- ten (statens strålskyddsinstitut). Utsläppen sker i kylvatten— kanalen. Resterande avfall (filter, jonbytarmassor, indunstnings- koncentrat) omhändertas som radioaktivt avfall.
Som radioaktivt avfall räknas även skräp såsom plast, trasor, skyddskläder m m. Om sådant avfall härrör från områden där det kan ha blivit radioaktivt förorenat måste det betraktas såsom radioaktivt tills man genom mätningar har kunnat visa att det är inaktivt. Eftersom vissa föroreningar, framför allt med alfa— strålande ämnen, är svåra att påvisa blir sådana mätningar svåra och dyrbara. Det är därför enklare och billigare att betrakta avfallet som radioaktivt. Härigenom uppstår dock stora mängder "radioaktivt" avfall om man inte tidigt kan klassificera delar av avfallet som inaktivt (t ex genom att inte i onödan föra in material som senare blir avfall i potentiellt radioaktiva områ— den). De förväntade mängderna radioaktivt avfall av detta slag framgår av tabell 2. Avfallet klassificeras såsom lågt— och me— delaktivt. Huvudparten av den totala volymen utgörs av lågaktivt skräp från potentiellt radioaktiva områden.
Lågaktivt fast avfall packas i plastsäckar eller plåttunnor. Det finns möjligheter till minskning av volymen genom pressning eller förbränning. En försöksverksamhet med en förbränningsugn pågår i Studsvik hos AB Atomenergi. Förbränning av avfall måste noga kon— trolleras så att inte avfallshanteringen oavsiktligt leder till en luftförorening.
Tabell 2: Årliga mängder låg— och medelaktivt avfall från en lättvattenreaktor med effekten 900 MW (elektrisk effekt). (Efter Aka—utredningen)
Typ av avfall Mängd obehandlat avfall per år 1113 ton Jonbytarmassor 20—35 20—35 Indunstarkoncentrat 15 15 Härdkomponenter 0,5—7 Oljeavfall 2 2
Avfall från reak— torns primärsystem 2-3 2—3
övrigt avfall från kontrollerade om— råden 400 40
Jonbytarmassor och indunstarkoncentrat räknas som medelaktivt av- fall och gjuts in i antingen betong eller asfalt. Detta har hit- tills skett med en metodik som ursprungligen var inriktad på dumpning av avfallsbehållarna i havet. Eftersom Sverige inte till— låter dumpning i havet måste behållarna lagras på land. Vi skall i ett senare avsnitt diskutera avfallshanteringen.
De radioaktiva ämnen som i första hand kan läcka ut ur bränsle— stavarna är gasformiga. De är isotoper av ädelgaserna xenon och krypton, isotoper av jod i ångform samt tritium (en radioaktiv väteisotop). Även i kylvattnet bildas radioaktiva gaser. Vi har redan nämnt den mycket kortlivade kväve—16. Genom neutronbestrål— ning av vattnets syre och av kväveföroreningar i kylvattnet bil— das också kol-14 som i kokarreaktorer huvudsakligen förekommer i form av koldioxid.
När vattnet passerar genom reaktorhärden sönderdelas en del av vattnet genom hydrolys i sina beståndsdelar väte och syre. Detta ökar mängden gaser i primärvattnet.
I tryckvattenreaktorer avleds gaserna i samband med reningen av primärvattnet och hålls i särskilda tankar 30—40 dygn. Under den— na tid har huvudparten av de radioaktiva gaserna hunnit sönder— falla.
I kokarreaktorer är kondensorn en källa till läckage av de gaser och ångor som inte liksom vattenångan kondenserar till vätska. Gaser och inläckande luft måste pumpas ut ur kondensorn, där un- dertryck råder. Gaserna från detta system leds till ett särskilt avgassystem. Avgassystemet innehåller en fördröjningstank med en volym av ett par hundra kubikmeter samt ett filter för avskilj— ning av icke—gasformiga föroreningar. Fördröjningstanken är en sandtank som det tar gaserna upp mot en timme att passera. Detta arrangemang är det enda som finns i de äldre kokarreaktorerna (Oskarshamnsverkets båda aggregat samt Ringhals 1). Det torde in—
te vara tillräckligt för att uppfylla de krav på utsläppsbegräns— ning som strålskyddsinstitutet har föreslagit att gälla efter några års övergångsperiod.
En väsentlig förbättring erhålls genom införandet av en rekombi— nator före sandtanken. Rekombinatorn återförenar den bildade vät— gasen och syrgasen till vatten. Härigenom minskar gasvolymen av— sevärt och uppehållstiden i sandtanken ökar till 20—30 timmar. Detta är av allt att döma tillräckligt för att de nya kraven skall uppfyllas. Rekombinatorsystemet har införts vid Barsebäck— verket.
För kärnkraftstationen i Forsmark planeras en avledning av gaser— na genom kolfilterkolonner, utöver rekombinator och sandtank. Detta fördröjer gasutsläppet ytterligare, men eftersom redan re— kombinator och sandtank eliminerar den mesta aktiviteten och kvarvarande gaser, t ex krypton—85 har mycket lång halveringstid, blir effekten från strålskyddssynpunkt liten.
1.5,5 Säkerhetssystem
De reaktorolyckor som kan tänkas leda till spridning av stora mängder radioaktiva ämnen i omgivningen kan grovt sett antas höra till tre kategorier.
Till den första kategorin hör yttre rörbrott i primärsystemet på en kokarreaktor. Det viktigaste säkerhetssystemet för att för— hindra en värre olycka utgörs av de skalventiler som vid tryck— fall automatiskt isolerar reaktorn. Samtidigt som ventilerna ut— löses snabbstoppas reaktorn. Det vatten som då befinner sig utan— för skalventilerna kommer vid tryckfallet att stötkoka och vat— tenånga kommer att blåsa genom verket. Byggnaderna är därför pla— nerade med särskilda avblåsningsvägar ut till omgivningen.
Till nästa kategori hör inre rörbrott, dvs rörbrott inom inne— slutningskärlet. Även i detta fall skall skalventilerna isolera inneslutningskärlet från omgivningen. I kokarreaktorerna blåser ångan ner i kondensationssystemet. I tryckvattenreaktorerna är inneslutningskärlet tillräckligt stort att utan denna hjälp ta upp tryckökningen.
Det vatten som går förlorat genom rörbrottet måste ersättas. Det— ta kan ske genom matarvattensystemet och med det särskilda härd— strilsystem som är avsett för nödkylning. Det senare kan dock inte pumpa in vatten så länge övertrycket i reaktortanken fort— farande är högt.
I de äldsta kokarreaktorerna sitter cirkulationspumparna anslutna med grova rörledningar till reaktortankens botten. Om ett sådant rör får ett brott töms reaktortanken mycket snabbt på allt vatten Bränslehärden måste då kylas med hjälp av härdstrilsystemet.
Den tredje kategorin av olycka innebär ett brott på reaktortanken eller (i tryckvattenreaktorer) ånggeneratorn. Vid ett stort tryck- kärlsbrott skulle troligen olycksförloppet bli så våldsamt att inneslutningskärlet skulle bli skadat. Det är också möjligt att nödkylningssystemet också skulle förstöras så att bränslehärden blev överhettad.
Vid alla dessa olyckor stoppas reaktorn ögonblickligen. Det sker således ingen fortsatt energiutveckling genom kärnklyvning. Här— dens innehåll av radioaktiva klyvningsprodukter är emellertid också en energikälla. Vid de radioaktiva sönderfallen frigörs energi. Detta ger en "resteffekt" i bränslehärden sedan kärnklyv— ningen upphört. Omedelbart efter avstängningen är resteffekten ca 6% av den fulla reaktoreffekten och efter en timme är den nere i ca 1%. För en reaktor på 1000 MW elektrisk effekt, dvs 3000 MW termisk effekt, är detta 30 MW fortfarande efter en timme. Detta är ca 200 kw per ton uran. Efter ett dygn är värmeutvecklingen fortfarande så hög som ca 60 kW per ton uran. Efter ett år är den ca 8 kw per ton, efter 10 är knappt 1 kW per ton och efter 100 år 0,1 kW per ton.
Resteffekten nödvändiggör kylning för att inte temperaturen skall stiga så att bränslestavarna smälter ner och den inneslutna akti— viteten frigöres. Om kylningen uteblir kan man därför vänta sig att åtminstone de lättflyktiga klyvningsprodukterna såsom ädelga— serna och jod frigörs. De barriärer som kan hindra dem från att komma ut ur reaktorbyggnaden är i första hand inneslutningen, där— efter byggnadens väggar och vad beträffar joden de filter som finns vid skorstenen i en kokarreaktor.
De viktigaste säkerhetsåtgärderna är emellertid kvalitetskraven på alla komponenter ("quality assurance"), dubblering av alla säkerhetssystem såsom ventiler och pumpar ("redundancy") samt nog— grann inspektion. Vi skall i ett senare avsnitt återkomma till de möjliga konsekvenserna av reaktorolyckor och till de bedömningar som gjorts av olyckornas sannolikhet.
1,6 HANTERINGEN AV UTBRÄNT BRÄNSLE
Vi har tidigare sagt att en reaktor på 1000 MW elektrisk effekt behöver försörjas med ca 30 ton anrikat bränsle per år. Detta är en ungefärlig genomsnittssiffra. Exaktare uppgifter kan erhållas ur följande jämförelsetabell för förhållandena i kärnkraftaggre- gat på 900 MW, den storlek som är aktuell för de nyaste svenska aggregaten (tabellen är hämtad ur Åka-utredningens faktamaterial):
Tabell 3: Data för kärnkraftaggregat på 900 MW elektrisk effekt (Ur Aka—utredningen).
___—___—
Data för Sort BWR PWR ____________._________._________________________________________________ Utbränning de per ton uran 28 500 33 000 Uranmängd ton urandioxid 140 80 Bränslebestrålningstid år 5 3 Halt uran—235 i färskt
bränsle % 2,6 3,2 Halt uran—235 i använt bränsle % 0,7 0,8 0,8 0,9 Total halt plutonium i använt bränsle % 0,8 0,9 Verkningsgrad % 33 33
___—___—
Bränslets utbränning anger den totala energimängd som bränslet utvecklat i reaktorn. Den tid som reaktorn varit i drift med bränslet är bränslets bestrålningstid.
Bränslebyte sker normalt varje år i samband med det årliga som— maruppehållet för översyn. Såsom framgår av tabell 3 är det frå— gan om att byta l/5 — l/3 av bränsleelementen. Det använda bräns— let har, såsom vi visat, en mycket hög värmeutveckling och är mycket radioaktivt. Det överförs därför omedelbart till en 11—14 m djup vattenbassäng intill reaktorn. Vattnet tjänar både som strålskydd och kylmedel. Figur 10 illustrerar hur bränsleby— tet går till i en kokarreaktor. Bilden bör jämföras med figur 9 som också visar reaktorbassängen ovanför reaktortanken. Bränsle— bytet påbörjas vanligen ca en vecka efter det att reaktorn stäng: av. Värmeutvecklingen är då ca 100 kW per ton uran.
E
&
1. Reaktorn 4. Urlyfta inre reaktordelar 2. Bränslebassängerna 5. Bränslebytesmaskin 3. Reaktorbassängen
Figur 10: Bränslebytet i en kokarreaktor (ur Asea—Atom: Kärnkraft— verk och säkerhet).
Såsom framgår av figuren lyfts bränslet aldrig upp ur det strål- skärmande och värmeupptagande vattnet under bränslebytet. Bräns— lebassängerna står i direkt kontakt med reaktorbassängen men kan avskärmas genom täta portar.
Enligt tidigare planer skulle bränslet förvaras vid reaktorn i minst tre månader och därefter transporteras till en upparbet— ningsanläggning. På grund av osäkerheten beträffande upparbet— ning förvaras nu det använda bränslet tills vidare i kärnkraft— verkens bränslebassänger i avvaktan på antingen transport till en upparbetsningsanläggning utomlands eller till en central för- varingsplats i Sverige.
Bränslebassängerna vid de svenska kärnkraftverken har en sådan storlek att de dels kan rymma hela reaktorhärden om denna skulle behöva tas ut ur reaktorn, dels därtill kan rymma mellan ett till tre års uttag av använt bränsle. Det finns dessutom vissa möjlig- heter att öka lagringskapaciteten.
Åka—utredningen har påpekat att den nuvarande svårigheten att få använt kärnbränsle upparbetat utomlands kan leda till att bas— sängutrymmena vid de svenska kraftverken kommer att vara fullbe— lagda i början av 1980—talet. Lagringsutrymmen är således otill— räckliga, särskilt som motsvarande lagringsutrymnen utomlands nästan är fyllda. Aka-utredningens slutsats är att det finns ett behov av en central anläggning för lagring av använt kärnbränsle i Sverige och att den bör kunna tas i bruk senast år 1982 och planeras så att den kan byggas ut i etapper.
När använt kärnbränsle skall transporteras sker detta i särskil— da transportbehållare. Utvecklingen sker mot allt tyngre trans— portbehållare som svårligen kan transporteras på landsväg. Trans— porter till sjöss blir därför den normala metoden. Figur 11 visar ett exempel på en transportbehållare. Den väger 63 ton och rym— mer bränsleelement innehållande 3,0—3,5 ton uran. Den stora tyng— den förorsakas bl a av strålskärmning med utarmat uran. Bilden visar genom ett snitt även bränsleelementen.
svmunuomot ""m"”
HANSAI SKÅL AV losvum svÅt
ViNYllle
VYYEINOUE AV xonuthAi losvnnv SVÅL
SKAIMNING AV uuluu UIAN Lösuoun muu-
unhuns ro: umsu NEUTIONSKARM
STÖYUPPVAGANOE ronswvmucsmcx Musu
Figur 11: Exempel på transportbehållare för använt reaktorbränsle (Ur Aka—utredningen).
1.7 UPPARBETNING AV ANVÄNT KÄRNBRÄNSLE
Det utbrända bränslet är inte nödvändigtvis att betrakta som av— fall. Det består till 95% av uran—238 och 0,8% uran—235, dvs det ingående uranet är fortfarande värdefullt råmaterial för förnyad anrikning och bränsleframställning. Det innehåller vidare 0,6% klyvbart plutonium som i princip kan återanvändas i kärnkraftverk Det egentliga avfallet är 2,9% högaktiva klyvningsprodukter samt ca 0,4% icke klyvbart plutonium samt andra tyngre grundämnen (s k transuraner).
Uranet och plutonium kan skiljas från klyvningsprodukterna i en 5 k upparbetningsanläggning. Tekniken för upparbetning omfattar kapning av bränsleelementen, lösning av bränslet i salpetersyra, separation av uran och plutonium från klyvningsprodukterna genom extraktion med ett organiskt lösningsmedel samt slutlig renfram— ställning av uran och plutonium skilda från varandra. Som avfall erhålls det genom aktivering högaktiva kapslingsmaterialet samt en blandning av högaktiva klyvningsprodukter och resterande transuraner i ett flytande surt lösningskoncentrat.
1.7.1 Missbruk av plutonium
Det plutonium som kan utvinnas genom upparbetningen utgör en blandning av flera nuklider. Halten av dessa i bränslet efter två års lagring framgår av tabell 4 nedan.
Nuklid Halveringstid (år) Viktsmängd (g/ton uran) plutonium—238 86 110 plutonium-239 24 000 4 750 plutonium—240 6 600 2 230 plutonium-241 13 910 plutonium—242 380 000 460
Av dessa nuklider är plutonium—239 och plutonium—241 klyvbara på samma sätt som uran—235.
De transuranelement som finns i det använda bränslet är framför allt neptunium, americium och curium. Ett par av dessa bildar plutonium när de sönderfaller.
Om plutonium separeras genom upparbetning av kärnbränslet er— hålls den nuklidblandning som framgår av tabell 4. Om denna plu— toniumblandning lagras kommer den mest kortlivade nukliden, plu— tonium—241, att i första hand sönderfalla. Dess dotterprodukt är americium—241 (460 års halveringstid). Denna nuklid utgör en icke önskad förorening av plutoniet, som minskar dess användbar— het som kärnbränsle. Om plutoniet inte kommer till snar använd— ning som kärnbränsle måste det därför på nytt upparbetas, för avlägsnande av americium.
Ett annat skäl att undvika långvarig lagring av plutonium är
risken för stöld och missbruk av plutoniet som sprängmedel i en kärnladdning.
Vanligt reaktorplutonium är emellertid inte väl ägnat för kärn— vapen i militärt syfte. Orsaken är förekomsten av stora mängder av plutonium—240. En del av denna nuklids atomkärnor undergår spontan klyvning och frigör då neutroner. Dessa neutroner skulle utgöra ett problem i en militär kärnladdning.
Principen för en atombomb är att klyvbart material (uran—235 el- ler plutonium—239) plötsligt sammanförs till en överkritisk mas— sa. Om mängden av materialet understiger den s k kritiska massan (ca 15 kg för plutonium—239 i form av en sfär) kommer så många neutroner att läcka ut ur materialet att någon kedjereaktion in— te uppstår efter en första kärnklyvning. Om mängden klyvbart ma— terial överstiger den kritiska massan kommer antalet neutroner inne i materialet, trots förlusten av utläckande neutroner, att vara tillräckligt för att underhålla en kedjereaktion.
Om det finns fria neutroner närvarande under sammanförandet av materialet till en kritisk massa, startar kedjereaktionen och explosionen så snart massan är kritisk. Detta leder till att större delen av materialet inte hinner klyvas och avge energi.
I en kärnladdning vill man inte att kedjereaktionen skall star— ta förrän det klyvbara materialet har sammanförts till en över- kritisk konfiguration som leder till maximalt utnyttjande av ma— terialet. Genom att det alltid finns en risk för uppkomsten av fria neutroner måste sammanföringen av materialet ske mycket has— tigt, med sammanföringshastigheter överstigande 1000 m/s.
Genom närvaron av plutonium—240 i reaktorplutonium och den där— med ökade risken för fria neutroner krävs en mycket hög samman— föringshastighet (mer än 2000 m/s) för att en kärnladdning ens med begränsad tillförlitlighet skall kunna ge en sprängstyrka på 10 kton. För att åstadkomma ett taktiskt kärnvapen med reaktor— plutonium krävs därför en mycket avancerad teknik för samman— sprängningen av det klyvbara materialet.
"Kanonmetoden" för sammanföringen innebär att det klyvbara mate— rialet är uppdelat i två kroppar som accelereras mot varandra i ett eldrör. Detta ger inte större sammanföringshastighet än 500—700 m/s. Med reaktorplutonium skulle man kunna åstadkomma en kärnexplosion som, inte helt tillförlitligt, skulle kunna ge en sprängstyrka på något kton.
"Implosionsmetoden" innebär att det klyvbara materialet arrange— ras i ett sfäriskt skal som omges av ett sprängämne avsett att trycka det samman till en överkritisk massa. Implosionsmetoden kan ge sammanföringshastigheter på upp mot 2000 m/s, men förut— sätter en mycket avancerad sprängteknik.
Med krav på god tillförlitlighet och sprängstyrkor överstigande några kton är reaktorplutonium inte användbart som sprängmedel.
Plutonium för vapenändamål är plutonium som huvudsakligen består av plutonium—239, med mycket liten inblandning av plutonium-240. Denna sammansättning har plutoniet så länge bränslet endast har
varit en kort tid i reaktorn (motsvarande en utbränning av ca 1000 MWdygn/ton i stället för kraftreaktorernas ca 30 000 MWdygn/ton). De relativa mängderna av plutonium—239 och pluto— nium—240 efter olika utbränning av bränslet framgår av figur 12.
11
% kq/ton uran 100 10 90 9 80 8 2 9 v- » & 70 7 ? r- »- 2 O 8 o- 2 E o 60 mp. . =.» * z * O 0 |- " 3 8 _l " 50 5 n. 40 4 30 3 20 2
10 I
0. _______-|llllllllllllllllllllllllll 0
0 10000 20000 30000
dt UTBRANNING MW (”"""n
Figur 12: De relativa mängderna av olika plutoniumisotoper i reaktorbränsle vid olika utbränning av bränslet i en lättvattenreaktor. (Ur Gyldén & Holm: Risker för kärn— laddningsframställning i det fördolda).
1,7,2 Återcykling av plutonium
En förutsättning för att upparbetning av det använda kärnbräns— let skall vara rimlig är att det separerade plutoniet kommer till användning. Om detta inte sker kommer det att utgöra ett onödigt riskmoment. Förutom risken för missbruk finns risken för sprid— ning av plutoniet genom exempelvis brand. Dessa risker minskar om plutoniet omedelbart efter upparbetningen överförs till nytt bränsle och återgår till reaktorerna. Detta förordades av Aka— utredningen. Med plutonium i bränsletillverkningen ökar dock kra— ven på skyddsåtgärder avsevärt för att inte arbetarskyddet skall bli ett problem.
U.S. Nuclear Regulatory Commission publicerade i augusti 1976 en rapport, "GESMO" (Final Generic Environmental Statement on the
Use of Recycle Plutonium in Mixed Oxide Fuel in Light Water Cooled Reactors). Man konstaterar att återcykling innebär ett bättre utnyttjande av tillgängliga uranresurser men kräver upp— arbetning och hantering av plutonium vid bränsletillverkningen. Man anser det sannolikt att det är ekonomiskt fördelaktigt att återcykla plutoniet, men säger också att uppskattningen är osä— ker. Man anser att skillnader i hälsoeffekter vid återcykling inte ger någon utslagsgivande grund för ett ställningstagande. Man konstaterar slutligen att man inte har kunnat identifiera några avfallshanteringssynpunkter som skulle utgöra ett hinder för återcykling av uran och plutonium.
Det slutliga beslutet om huruvida återcykling skall tillåtas i USA samt vilka regler som i så fall skall gälla, kommer att fat— tas efter "public hearings" mot bakgrunden av GESMO.
1_7_3 Tillgängligheten av upparbetninqstjänster i industriell skala
Upparbetning av reaktorbränsle har skett sedan 1940—talet. De tidiga anläggningarna var avsedda för upparbetning av bränsle från militära plutoniumproducerande reaktorer i syfte att erhål— la plutonium till kärnvapen. Under 1960—talet minskade det mili— tära behovet, vilket ledde till att såväl anriknings— som upp— arbetningstjänster erbjöds till låga priser. Det fanns därför inte tillräckligt ekonomiskt incitament för kraftbolagen att engagera sig i upparbetnings— och avfallsindustrin. Resultatet blev att ett fåtal stora anläggningar ännu i början av 1970—ta— let konkurrerade om kunder. Detta har i dagens läge lett till en bristsituation. För närvarande finns i Västeuropa endast anlägg— ningarna vid La Hague i Frankrike och Windscale i England att tillgå och båda är i behov av modernisering och utbyggnad.
De tekniska problemen är olika när det gäller upparbetning av det metalliska bränslet i exempelvis Magnox—reaktorer (jfr sid 18) och oxidbränsle från lättvattenreaktorer. Tekniken för upp— arbetning av metallbränsle är äldre och har länge tillämpats i USA, England och Frankrike. Tekniken för upparbetning av högut— bränt oxidbränsle är svårare. Det finns för närvarande ingen an— läggning som upparbetar oxidbränsle i industriell skala.
En väsentlig skillnad mellan zircaloykapslat oxidbränsle och exempelvis Magnox—bränsle bör påpekas. Magnox—bränslet måste upparbetas inom ett år eftersom kapslingen annars korroderar så att klyvningsprodukterna läcker ut. Oxidbränslets kapsling är däremot mycket motståndskraftigt mot korrosion och bränslet kan utan svårighet lagras många år under vatten.
För såväl La Hague som Windscale har utbyggnader för upparbetning av oxidbränsle projekterats. För Windscale har de lokala plane- ringsmyndigheterna godkänt British Nuclear Fuels begäran om till— stånd för utbyggnad, men miljövårdsgrupper har begärt ytterligare utredningar. Dessa grupper är negativa till en ny upparbetnings— anläggning för oxidbränsle, med motiveringen att det oupparbetade bränslet är säkrare att hantera och förvara än det plutonium som separeras vid upparbetningen. Man accepterar däremot upparbetning av Magnox—bränslet eftersom detta bränsle inte kan förvaras sä— kert under någon längre tid.
Även i La Hague har upparbetningen gällt metalliskt bränsle under det att en utbyggnad för upparbetning av oxidbränsle har projek— terats med planerad användning 1976. La Hague har emellertid un— der 1976 varit drabbat av en strejk av en grupp arbetare som oroat sig för att ändrade ledningsförhållanden på sikt skulle kunna leda till eftersatta strålskyddsinsatser.
Upparbetning av oxidbränsle har dock tidigare skett vid flera anläggningar. I USA upparbetade Nuclear Fuel Services 240 ton oxidbränsle under perioden 1966—1971, varefter driften avbröts. En ombyggnad till större kapacitet planeras.
Upparbetning av oxidbränsle påbörjades vid Windscale 1971 genom att den befintliga anläggningen kompletterades med ett särskilt förbehandlingssteg. Detta steg drabbades emellertid 1973 av ett missöde som omöjliggjorde fortsatt upparbetning av oxidbränsle.
Eurochemics anläggning i Mol i Belgien var i drift under perio— den 1966—1975 och upparbetade 200 ton oxidbränsle.
Ett misslyckande kan tillskrivas General Electrics planerade upp— arbetningsanläggning nära Chicago. Denna anläggning byggdes för en kapacitet av 300 ton per år och var färdig för provdrift 1971. Det visade sig emellertid att det inte utan ytterligare stora insatser var möjligt att i denna skala driva den nya teknik man hade valt.
Den stora upparbetningskapaciteten för oxidbränsle i USA kommer att i framtiden finnas vid Barnwell Nuclear Fuel Plant i South Carolina. Den beräknas tas i drift 1978 för 1500 ton per år.
I Västeuropa har det brittiska bolaget British Nuclear Fuel Ltd, det franska Commissariat ä l'Energie Atomique samt det tyska KEWA gemensamt bildat företaget United Reprocessors GmbH som er- bjuder kontrakt om upparbetning. Med de ursprungliga planerna skulle United Reprocessors på 1980—talet förfoga över en ny tysk anläggning för 1500 ton per år, utbyggnad av Windscale till 2000 ton per år samt en utbyggnad av La Hague till 1800 ton per år. Dessa planer ter sig emellertid för närvarande rätt osäkra.
Genom att ingen upparbetningsanläggning för oxidbränsle för när— varande är i drift härrör sig erfarenheten om arbetarskydd och miljöpåverkan från äldre anläggningar som projekteras vid en tid _då normer och skyddskrav var mindre stränga än i dag. Det finns likväl ett rätt stort erfarenhetsmaterial att tillgå.
1.8 LÅNGTIDSLAGRING OCH DUMPNING AV RADIOAKTIVT AVFALL
1.8.1 Låg— och medelaktivt avfall
Hanteringsproblemen med lågt— och medelaktivt avfall har ingående behandlats av Aka—utredningen. Denna avfallskategori omfattar inte endast avfall från kärnkraftverken utan också från sjukhus, forskningsinstitutioner och industri.
Volymerna av reaktoravfall framgick av tabell 2. De årliga akti— vitetsmängderna i jonbytarmassor och indunstarkoncentrat rör sig
om 1000-4000 curie av de långlivade ämnena kobolt—GO, stron— tium—90 och cesium—137, per reaktor. De totala volymerna av dessa avfallstyper är ca 50 m per år och reaktor. Detta kan kräva lagringstider på många hundra år innan avfallet formellt kan betraktas som inaktivt.
Enligt svensk lag är all dumpning av avfall i haven förbjuden. Internationellt medför den s k Londonkonventionen inskränkning— ar i länders rätt att dumpa radioaktivt material i haven. Det internationella atomenergiorganet, IAEA, skall enligt Londonkon— ventionen specificera vad det är för slags radioaktivt avfall som inte får dumpas. IAEA har gett specifikationer som innebär att dumpning av klyvningsprodukter och övrig aktivitet från upp— arbetning av reaktorbränsle är förbjuden enligt konventionen. Konventionen förbjuder emellertid inte dumpning av låg— och me— delaktivt avfall.
Sådant avfall har tidigare vid ett antal tillfällen dumpats i Atlanten i NEAzs regi (NEA är OECD:s atomenergiorgan). Sverige har varit positivt till NEA:s medverkan i sådan dumpning, med motiveringen att det är bättre att denna dumpning sker under överinsyn av ett internationellt organ än att varje land dumpar avfallet utan insyn, vilket formellt är tillåtet enligt London— konventionen. Det avfall som har dumpats i Atlanten har varit låg— och medelaktivt. Dumpningen har skett på stort djup utanför kontinentalsockeln och i enlighet med gällande internationella rekommendationer. Även om Sverige har varit intresserat av att kunna medverka i övervakningen av dessa dumpningar har man från svensk sida markerat att Sverige i princip är mot dumpning av avfall i haven.
När dumpning i haven är utesluten för svenskt vidkommande måste det låg— och medelaktiva avfallet förvaras på land. Såväl strål— skyddsinstitutet som Aka—utredningen har förordat att en central lagringsplats inrättas för detta avfall, med goda resurser för nödvändig hantering.
1.8.2 Högaktivt avfall
Det högaktiva avfallet är i första hand upparbetningsanallet, men till högaktivt avfall kan också räknas kasserade härdkompo— nenter som kan hålla hög neutroninducerad aktivitet. De vikti— gaste klyvningsprodukterna i det använda bränslet framgår av ta— bell 5 (nästa sida).
Tabell 5: Klyvningsprodukter i använt kärnbränsle (Ur Aka—utredningen).
Nuklid
Halveringstid
Curie per ton uran i bränslet efter 30 dygn 180 dygn 2 år
__________—_______——
Tritium Kol Krypton Strontium Yttrium Zirkonium Niob Teknetium Rutenium Rodium Tenn Antimon
Tellur
Jod
Xenon
Cesium
Barium
Lantan Cerium
Praseodyn
Neodym Prometiun Samarium Europium
3
14 85 89 90 90 91 93 95 93m 95 95m 99 103 106 103m 106 126 125 126 126m 125m 127 127m 129 129m 129 131 132 131m 133 134 135 137 137m 140 140 141 144 143 144 147 147 151 152 154 155 156
12,33 år 5 730 å 10,73 år 50,85 dygn 29 år 64,0 tim 58,6 dygn 950 000 år 65,5 dygn 12 år 35,1 dygn 1 3,61 dygn 213 000 år 39,6 dygn 1,01 år 56 min 29,9 sek 100 000 år 2,73 är 12,4 dygn 19,0 min 58 dygn 9,4 tim 109 dygn 70 min 33,4 dygn 15,9 miljoner år 8,041 dygn 2,285 tim 11,99 dygn 5,29 dygn 2,06 är 2,3 miljoner år 30,1 år 2,55 min 12,79 dygn 40,23 tim 32,53 dygn 284,4 dygn 13,58 dygn 17,28 min 10,99 dygn 2,62 är 93 år 13 år 16 år 4,8 år 15,2 dygn
700 0,4 8 800 470 000 66 000 66 000 630 000 1,6 840 000 0,1 100 000 17 000 12
570 000 390 000 560 000 390 000 0,48 7 100 69
0,48
1 500 7 100 6 900 111 000 17 000 0,025 50 000 1 700
1 500 32 000 120 000 0,38
94 000 88 000 240 000 280 000 600 000 830 000 260 000 830 000 68 000 120 000 440
12
4 800 2 100 33 000
690 0,4 8 600 64 000 66 000 66 000 110 000 1,6 170 000 0,2 330 000 3 600 12
41 000 300 000 40 000 300 000 0,48 6 500 0,09 0,48 1 500
2 600
2 600 510 800 0,025 0,012
0,031
110 000 0,38 93 000 87 000 71
82
26 000 570 000 120 570 000 5,9 110 000 440
11
4 700 2 000 32
640 0,4 7 800 41
63 000 63 000 160
1,6
480 0,3 1 000 10
12
2,7
105 000 2,6 105 000 0,48 4 400
0,48 1 000 80 80
0,025
64 000
0,38 90 000 84 000
150 000 150 000
71 000 430
10
4 400
1 600
”___—___—
Tabell 6: Kvarvarande långlivade klyvningsprodukter i använt reaktorbränsle (Ur Aka—utredningen).
Grundämne Totalmängd Aktiva isotoper Aktivitet i curie per ton uran efter aktiva och stabila 10 100 1 000 10 000 100 000 isotoper år år år år år gram _._._______._______________.________________________________________________________________________ Antimon 10 1253b,125mTe 690 Cerium 2100 144Ce,144pr 240 Cesium 2200 134Cs,135cS 137CS,137mBa 154 000 18 800 0,38 0,38 0,37 Europium 110 154Eu,1SSEu 3600 2 Palladium 1200 107pd 0,095 0,095 0,095 0,095 0,094 Prometium 10 14715m 8600 Rutenium 1900 106Ru,106Rh 840 Samarium 740 1515m 400 197 0,152 Selen 50 793e 0,32 0,32 0,31 0,28 0,109 Strontium 670 905r,90y 104 000 12 100 Teknetium 710 99Tc 12 12 12 11,7 Tenn 40 1265n,126msb,126sb 1,02 1,92 1,02 0,96 Zirkonium 3200 93Zr193mNb 3,3 3,1 3,1 3,1 Jod 190 129J 0,025 0,025 0,025 0,025 Kol 14C 0,40 0,40 0,35 0,12 Krypton 300 85Kr 4600 14,1 Tritium 3 400 2,5
H ___—___—
tivitet anges i tabell 6 Ett fåtal av klyvningsprodukterna är så långlivade att någon be— tydande aktivitet finns kvar efter 10 års lagringstid. Deras ak—
(porno
Merparten av klyvningsprodukterna är stabila, icke radioaktiva ixinoo ämnen eller omvandlas snart genom sönderfall till stabila ämnen.
Till en början domineras aktiviteten av strontium—9O och cesium—137 som båda har halveringstider på ca 30 år. Efter 500 år är emellertid dessa nuklider betydelselösa jämförda med exem- pelvis teknetium—99 och Zirkonium—93. Om klyvningsprodukterna inte har separerats från uranet är den specifika aktiviteten ef— ter 100 år 30 000 mikrocurie per gram och efter 1000 år 17 mikro— curie per gram. Naturligt uran har en aktivitet av ca 5 mikro— curie per gram, men av nuklider som biologiskt sett är betydligt farligare än teknetium-99 och Zirkonium—93. Man kan därför säga att klyvningsprodukterna i uranet saknar betydelse ur strålrisk— synpunkt sedan cesium—137 ooh strontium—9O har försvunnit, dvs efter 500 år.
På lång sikt är det i stället transuranerna, dvs de ämnen som i likhet med plutonium har tyngre atomer än uran, som är av bety— delse ur risksynpunkt. Tillsammans med uran kallas dessa ämnen aktinider och har besläktade kemiska egenskaper. Mängden trans— uraner i det använda bränslet efter 2 års lagring framgår av tabell 7:
Tabell 7: Mängden transuraner i använt reaktorbränsle efter 2 års lagring, räknat per ton uran.
___—___—__
Nuklid Halveringstid (år) gram curie ________________._______________________________________________________ Neptunium—237 2 100 000 290 0,21 Plutonium—238 86 110 1 900 239 24 000 4 750 300 240 6 600 2 230 510 241 13 910 105 000 242 380 000 460 1,8 Americium—241 460 145 470 242m 150 1,2 12 243 8 000 80 15 Curiun— 242 0,44 0,5 1 700 243 32 0,3 16 244 18 20 1 600
___—___—____-—-————_
Om bränslet upparbetas separeras huvudparten av plutoniet från de övriga transuranerna. Även uranet frånskiljs och det högaktiva avfallet kommer huvudsakligen att bestå av klyvningsprodukterna. En liten mängd uran och plutonium finns dock kvar, liksom de öv— riga transuranerna.
40 Kärnkraftens processkedja SOL11977£9 Om bränslet upparbetas efter två års lagring kommer avfallet att få följande sammansättning:
Tabell 8: Det högaktiva avfallets sammansättning efter upparbet— ning 2 år efter bränsleuttag.
Ämne viktprocent Klyvningsprodukter 94,3 Uran 3,2 Plutonium 0,2 Övriga aktinider 2,3
Detta förutsätter att det har varit möjligt att avskilja 99,5% av plutoniet och 99,9% av uranet. Med denna sammansättning kom— mer aktiviteten av aktiniderna i det högaktiva avfallet att avta med tiden så som framgår av tabell 9:
Tabell 9: Aktiviteten av aktinider i det högaktiva avfallet (Ur Aka—utredningen)
_________________________________________________________ Curie räknat per ton uran efter
10000 år
___—___—
246 245 244 243 242 243 242m 241 242 241 240 239 238 239 238 237 238 236 235 234 233
Curium
Americium
Plutonium
Neptunium
Uran
2 år 10 år 100 år 1000 år 0,061 0,061 0,060 0,053 0,34 0,34 0,34 0,32 1600 1200 34 16 13 1.4 1700 0,0069 15 15* 15 13 12 12 8,0 0,13 470 470 420 99 0,0092 0,0092 0,0092 0,0093 520 340 3,4 0,32 2,6 3,7 6,8 6,2 1,5 1,5 1,5 1,8 9,3 17 8,3 0,0058 15 15 15 14 12 12 8,0 0,13 0,21 0,21 0,23 0,29 0,0003 0,0003 0,0003 0,0003 0,0002 0,0002 0,0002 0,0004 0,00002 0,00002 0,00002 0,00002 0,001 0,001 0,007 0,015 0,001
0,0024
0,0001 0,0083 0,0001 0,00017 0,5
0,0024
0,30 0,0003 0,0021 0,00021 0,011 0,11
___—___—
Transuranernas sönderfall inleder sönderfallskedjor som slutar i de naturliga sönderfallskedjorna med olika uranisotoper och deras dotterprodukter. Så leder exempelvis sönderfallet av plutonium—238 till uran—234 som i sin tur sönderfaller till torium—230 och radium—226. På lång sikt är därför radium ett av de mest radio— toxiska ämnen som kommer att finnas i det högaktiva avfallet.
Genom att avfallet med klyvningsprodukternas sönderfall och akti— nidernas omvandlingar skiftar sammansättning ändras dess farlig— het som strålkälla på ett sätt som inte direkt svarar mot den minskade aktiviteten. Som ett farlighetstal kan man använda den vattenmängd som skulle erfordras för att en lösning av de radio- aktiva ämnena skulle få en koncentration understigande den av den internationella strålskyddskommissionen (ICRP) rekommenderade högsta tillåtliga koncentrationen (MPCW). Om ett sådant farlig— hetstal beräknas erhålls kurvor motsvarande dem som visas i fi- gur 13. Det visar sig att farlighetstalet minskar snabbt tills Strontium—90 efter ca 500 år har eliminerats. Farlighetstalet be— ror därefter av halten av aktinider och ökar något efter 100 000 år på grund av tillväxt av radium—226. Av de långlivade klyv— ningsprodukterna ger jod—129 det största bidraget till farlighets- talet.
Som jämförelse visas i figuren farlighetstalet för ett ton natur— ligt uran. Detta kan vara ett rimligt referensvärde eftersom far- lighetstalen för avfallet i figuren är relaterade till avfalls— mängden per ton uran. Egentligen skulle ett ännu högre referens— värde vara befogat, eftersom man för framställning av ett ton bränsleuran behöver bryta malm innehållande ca 7,5 ton uran (en brytning av 225 ton uran ger med 70% utbyte vid uranframställ— ningen c:a 160 ton renframställd uran vilket i sin tur ger ca 30 ton anrikat uran för bränslet). Om man kunde återföra avfallet till urangruvan och blanda det med den brutna uranmalmen skulle farlighetstalet för avfallet efter 1000 år vara mindre än farlig— hetstalet för radiumet i uranet.
Om det separerade plutoniet inte används utan lagras, kommer i det lagrade plutoniet till en början 47,5 gram americium—241 att bildas genom sönderfall av plutonium—241 i de ca 8,5 kg pluto— nium som erhålls vid upparbetningen för varje ton uran i det ur- sprungliga reaktorbränslet. Det vidare sönderfallet av detta americium framgår av tabell 10.
Om man föredrar att inte upparbeta bränslet kommer avfallet att innehålla 200 gånger så mycket plutonium. Fördelen med att inte upparbeta är att man slipper tre riskmoment: själva upparbet— ningsningsanläggningen, plutoniumlager samt tillverkning av plu— toniumhaltigt bränsle. Nackdelen är möjligen en sämre bränsle— ekonomi. Nackdelen av att ha större mängder plutonium i avfallet måste vägas mot fördelen av att slippa särskilda plutoniumlager.
Med större mängder plutonium i avfallet ökar risken för kritici— tetsolyckor, dvs spontan kärnklyvning ledande till kedjereaktio— ner. Om plutoniet separeras genom upparbetning kommer dock ändå sönderfall av americium—243 att nybilda plutonium—239 i avfallet och man bör under alla omständigheter beakta kriticitetsrisken vid planeringen av avfallslager.
fariighetstai m3 vatten per ton uran
högakthavfditotah (utom gasformiga nuklider)
1 ton naturligt uran (0,33 Ci "6 Ra)
Strontium-90 radium-226
_____—_—_.——r
1 10 102 103 104 105 105 107
tid efter bränsleuttag (år) Farlighetstal för det högaktiva avfallet vid olika tid— punkter efter bränslets uttag ur reaktorn. Förutsätt— ning att 99,5% av uran och plutonium avlägsnats vid upp— arbetning. Farlighetstalet anges här av den mängd vat— ten (i m3) som skulle krävas för att en lösning av akti— viteten skulle få en koncentration understigande den högsta tillåtliga koncentration (MPCw) som rekommende— ras av ICRP.
Tabell 10: Dotterprodukter efter sönderfallet av 47,5 g americium—241. (Ur Aka—utredningen).
____________________________________________._______________________._________________________________________
Nuklid Curie per 47,5 g 241Am efter
_________________________—-—————————
1 år 10 år 100 år 1 000 år 10 000 år 100 000 år 1 milj år 10 milj år
________________________________________.__________._____________________________________.______.______________
241 160 160 140 33 0,00002 Am
237Np 0,00005 0,0005 0,0049 0,026 0,033 0,032 0,025 0,0013 233Pa 0,00005 0,0005 0,0049 0,026 0,033 0,032 0,025 0,0013 233U 0,00008 0,0014 0,012 0,025 0,0013 229Th 0,0008 0,012 0,025 0,0013 Övriga i kedjan1 0,000003 0,0053 0,082 0,18 0,0090
_____________________________________________._________________________________________________.______________
Totalt 160 160 140 33 0,073 0,16 0,28 0,014
___________________________________________________________________________________________________________
1. Dessa är 225Ra, 225Ac, 221Fr, 217At, 21331, 213Po och 209Pb'
Genom långtidslagring av det använda bränslet utan upparbetning bevarar man en handlingsfrihet och kan antingen välja att senare upparbeta bränslet eller att definitivt betrakta det som avfall. Ju längre man dröjer med upparbetning, desto lättare blir avfal— let att hantera. Värmeutvecklingen till följd av klyvningsproduk— ternas och aktinidernas sönderfall är under de första åren mycket hög, vilket framgår av tabell 11:
Tabell 11: Värmeutvecklingen i använt bränsle och högaktivt avfall. (Ur Aka—utredningen).
___—___
Svalningstid Värmeutveckling, kw per ton uran Klyvningsprodukter Aktinider 1 dygn 56 3,8 90 dygn 20 1,2 180 dygn 13 0,87 1 år 7,3 0,50 5 år 1,3 0,07 10 år 0,80 0,06 50 år 0,28 0,03 100 år 0,08 0,02
___—___—
Vid tidig upparbetning gör den höga värmeutvecklingen det omöj— ligt att snabbt överföra det flytande högaktiva avfallet till fast form. Det måste därför förvaras intill upparbetningsanlägg— ningen i åtskilliga år. Eftersom värmeutvecklingen gör det själv— kokande måste det kylas. Figur 14 visar ett exempel på principen för en förvaringstank för flytande högaktivt avfall. I äldre tan— kar, bl a med avfall från militär plutoniumframställning, har
man haft läckage till marken. På grund av de mycket stora akti— viteterna av bl a cesium—137 och strontium—90 måste tankförfa— ringen av flytande avfall betraktas som potentiellt riskabel och man vill gärna söka överföra avfallet till fast form så snart som möjligt. Genom att fördröja upparbetningen ett tillräckligt antal år kan man eventuellt överföra avfallet till fast form omedelbart efter upparbetningen.
Genom att fördröja upparbetningen kan man också tänka sig att senare, när aktiviteten har avklingat så att avfallet blir lät— tare att hantera, separera olika komponenter för att underlätta långtidslagring och slutlig dumpning i marken.|
Av ekonomiska och praktiska skäl kan det anses vara otillfreds— ställande att förvara det högaktiva avfallet under uppsikt under långa tidsrymder, även om detta ur strålskyddssynpunkt kan anses vara tillfredsställande. Man undersöker därför möjligheterna för dumpning av avfallet i lämpliga geologiska formationer såsom i urberget eller i saltgruvor.
En sådan dumpning kräver mer kunskap om förutsättningarna. I en— lighet med Åka—utredningens förslag har forskning inom detta om—
Figur 14: Principskiss över förvaringstank för flytande hög— aktivt avfall, neutraliserat och självkokande (Nuclear Fuel Services, USA). (Ur Aka—utredningens
lägesrapport)
KONDENSOR
KONC.HÖGAKUV AVFALLSLÖSNING
i
XM) *
Mk ()
&
)x X få. 005, -' x &
m 1 m xxxx miåxx 0
XXX .o-o . '
ff,. o - Ö., 0 | ISTÅLBRICKA I I ' . . '. 4.2; _.0 O_ O .. ._- '_ L,. 00/0 13.-Ö O o'o:.'" l-l-"O 19.0 = 00:93. ' '.' .. 0 o & ;99 .Ö, ' ' 0... '.O .. . ' 00 0:00. ,'.-o.0'8 '. GRUSBADD
råde inletts. Åka—utredningen innehöll en omfattande diskussion om möjligheterna till dumpning av högaktivt avfall i det svenska urberget sedan avfallet först överförts i fast form. Denna fråga har väckt stort intresse bland remissinstanserna, men många kri— tiska synpunkter har kommit till uttryck.
Vid Förena Nationernas miljövårdskonferens i Stockholm 1972 fram- fördes från den svenska delegationen synpunkten att det vore olyckligt om varje land sökte suboptimera avfallsproblemen genom att uteslutande se till nationella lösningar. I stället borde man i internationellt samarbete söka finna en mer övergripande optimering av lokalisationen av upparbetningsanläggningar och avfallslagringsområden, inte minst med tanke på transportproble— men.
2. GRUNDERNA FÖR STRÅLRISKBEDÖMNING
I kärnkraftens olika processteg förekommer radioaktiva ämnen som kan förorsaka faktiska bestrålningar eller potentiella strålris— ker. Häri skiljer sig kärnkraften från andra kraftslag. Vi skall här redogöra för grunderna för strålriskbedömningen. Andra häl— 50— och miljörisker beskrivs mer summariskt eftersom de oftast är av samma art och grad som motsvarande risker vid användningen av andra energikällor. Av särskild betydelse är konventionella yrkesrisker samt miljöpåverkningar genom ingrepp i landskapsbil— den eller utsläpp av varmvatten. Dessa problem berörs i särskil— da rapporter från arbetarskyddsstyrelsens och naturvårdsverkets experter.
2_1 BEGREPP, STORHETER OCH ENHETER
Strålningen från radioaktiva ämnen har förmåga att jonisera ato— mer, dvs rycka loss elektroner från atomerna. Den kallas därför joniserande strålning. Av okunnighet används ibland benämningen "radioaktiv strålning". Det är en bildning av samma slag som "elektrisk montör". Det är inte strålningen som är radioaktiv, dvs strålande. Den kommer från radioaktiva ämnen.
Radioaktivitet är det fenomen som består i att atomkärnor omvand- las under utsändande av joniserande strålning. Detta begrepp bör skiljas från aktiviteten av ett radioaktivt ämne. Aktiviteten är antalet sönderfall per tidsenhet. Enheten för aktivitet är 1 becquerel (1 Bq) : ett sönderfall per sekund. Denna enhet är en ny enhet i det internationella enhetssystemet (SI) och har ännu inte hunnit införas överallt. Den gamla enheten var 1 curie ' 37 miljarder sönderfall per sekund. Det ojämna talet kommer sig av att 1 curie infördes såsom måttet på aktiviteten av 1 gram radium, vilket är just 37 miljarder sönderfall per se— kund. Enheten curie förkortas Ci.
Eftersom praktiskt taget all referenslitteratur använder den gamla aktivitetsenheten curie har vi funnit det lämpligt att fortfarande använda den i denna rapport.
En curie är således aktiviteten av ett gram radium. Vi kommer att få anledning att referera till både mycket större och mycket mindre aktiviteter. De kommer att anges i curie med något lämp— ligt mängdprefix. Betydelsen av dessa prefix är följande: 18 . . . . exa = 10 (E) miljard miljarder
peta = 1015 (P) miljon miljarder
1012 (T) miljon miljoner
tera
giga = 109 (G) miljard mega = 106 (M) miljon kilo = 103 (k) tusen milli = 10-3 (m) tusendel mikro = 10_6 (u) miljondel nano = 10_9 (n) miljarddel piko = 10_12 (p) miljondels miljondel femto = 10_15 (f) miljondels miljarddel atto = 10"18 (a) miljarddels miljarddel
Aktiviteten av ett radioaktivt ämne används också, något oegent— ligt, som ett slags mängdmått. Man talar t ex om att "den ut— släppta aktiviteten" var så och så många curie. I sådana samman— hang måste man vara uppmärksam. Om det gäller ett mycket kortli— vat ämne betyder inte ett utsläpp av 1 curie vid en viss tid— punkt och ytterligare 1 curie vid en senare tidpunkt att det har samlats 2 curie i omgivningen. Den först utsläppta mängden kan ha hunnit sönderfalla innan den andra släpptes ut.
Med halveringstid för ett radioaktivt ämne avses den tid det tar för mängden av ämnet att genom radioaktivt sönderfall omvandlas till ett annat ämne i sådan omfattning att bara hälften av det ursprungliga ämnet finns kvar. Efter två halveringstider finns bara 1/4 kvar, efter tre halveringstider 1/8, etc.
Joniserande strålning kan vara av flera olika slag. En typ av joniserande strålning är elektromagnetisk strålning av i princip samma slag som radiovågor, värmestrålning och synligt ljus, men med mycket kortare våglängd och närmast jämförbar med röntgen- strålning. Den kallas gammastrålning och kan liksom röntgenstrål- ningen genomtränga tjocka skikt av lättare ämnen men avskärmas rätt effektivt av några centimeter bly eller några decimeter be— tong.
Ofta förekommer tillsammans med gammastrålning, men från en del radioaktiva ämnen utan gammastrålning, en mindre genomträngande strålning kallad betastrålning. Betastrålningen består av elek- troner och har en begränsad räckvidd. Den avskärmas av tunna metallskikt och förmår inte tränga djupare än en centimeter i kroppsvävnader.
Ännu kortare räckvidd har alfastrålning. Det är en partikelstrål— ning vars partiklar utgörs av atomkärnor av helium. Den har inte längre räckvidd än någon tiondels millimeter i kroppsvävnader.
Neutronstrålning består av neutroner (se sid 14% Den har ofta stor räckvidd men absorberas mycket olika i olika material bero— ende av vilka ämnen som finns närvarande och av vilken ursprung— lig hastighet neutronerna har.
De naturligt förekommande radioaktiva ämnena i vår miljö utsän— der alfa—, beta— och gammastrålning men sällan neutroner. Gamma— strålningen tränger in i vår kropp och bestrålar alla vävnader. När strålkällan befinner sig utanför kroppen talar man om extern
bestrålning. På grund av sin korta räckvidd i kroppsvävnader ger alfa— och betastrålning sällan någon extern bestrålning av bety- delse.
Om radioaktiva ämnen kommer in i kroppen och förekommer i någon kroppsvävnad sägs denna utsättas för intern bestrålning. I detta fall är alfa- och betastrålning av större betydelse än gamma— strålningen, genom att de avger sin strålenergi koncentrerat i den vävnad där det radioaktiva ämnet befinner sig.
När strålningen absorberas i en vävnad överförs strålenergin till vävnaden och förorsakar jonisationer och andra omvandling— ar. Den per massenhet av den bestrålade vävnaden tillförda strål— energin kallas stråldos eller mer exakt absorberad dos. Enheten för stråldos är joule7kg. När det gäller joniserande strålning har denna enhet fått det speciella namnet 1 gray (1 Gy). Om en vävnad har fått en stråldos på 1 gray har den således mottagit en strålenergi av 1 joule/kg. Enheten gray är liksom becquerel en ny enhet som ännu inte har hunnit införas överallt. Den tidi— gare enheten för absorberad dos var 1 radl I denna rapport kom— mer vi att använda denna äldre enhet för att lättare kunna cite— ra referenslitteraturen. Sambandet mellan de båda enheterna är att 1 gray = 100 rad, dvs 1 rad = 0,01 joule/kg.
Röntgenstrålning och gammastrålning åstadkommer förhållandevis gles jonisation i bestrålade vävnader och energiavgivningen är ganska jämnt fördelad. Alfastrålning är däremot tätjoniserande och energiavgivningen är mycket ojämn och koncentrerad till om— råden längs alfapartiklarnas banor. Vid en och samma absorberade dos kan således en vävnad mikroskopiskt sett bli bestrålad på rätt olika sätt. Stråldoser kan därför ha olika verkan beroende av hur tätjoniserande bestrålningen har varit. Stråldoser som förorsakats av olika strålslag bör därför inte utan vidare adde— ras om man vill göra en riskuppskattning.
Man har därför infört viktningsfaktorer, s k RBE- faktorer (av relative biological effectiveness), för att kunna ta hänsyn till olikheter i olika strålslags biologiska verkan. För strålskydds— ändamål använder man avrundade värden på viktningsfaktorerna och kallar dem kvalitetsfaktorer. De brukar då betecknas med boksta— * ven Q (från Quality factor).
Det resultat som erhålls om varje dosbidrag har multiplicerats med kvalitetsfaktorn för ifrågavarande stråltyp brukar kallas dosekvivalent. Som enhet för dosekvivalent har man använt 1 rem (roentgen equivalent man). För alfastrålning har man använt kva— litetsfaktorn Q = 10. En absorberad dos av 1 rad från alfastrål— ning ger således en dosekvivalent av 10 rem. För röntgenstrål— ning, gammastrålning och betastrålning används Q = 1.
Eftersom Q = 1 för de vanligaste strålslagen spelar det ingen roll om man anger den absorberade dosen i rad eller dosekviva— lenten i rem, resultatet blir samma tal. Detta har gjort att man ofta, men formellt felaktigt, talar om "dos" utan att ange om man menar absorberad dos eller dosekvivalent. Detta får då i stället framgå av den enhet man väljer, rad eller rem.
Vi har i denna rapport inte lyckats vara helt konsekventa och talar ofta om "dos" med rad och rem som omväxlande enheter. Det—
ta beror i regel på att de källor vi refererar har haft olika praxis. Det spelar emellertid ingen roll så länge det är frågan om röntgenstrålning, gammastrålning och betastrålning. När det gäller alfastrålning är det emellertid viktigt att veta om man med "dos” avser dosekvivalent eller absorberad dos. Om enheten är rem avses dosekvivalent. Föreskrifter om dosgränser är i re- gel uttryckta i form av dosekvivalent eftersom gränserna skall vara tillämpbara på alla strålslag.
Viktningen av absorberade stråldoser med kvalitetsfaktorn Q är avsedd för strålskyddsändamål, när syftet är att jämföra det vikr tade värdet, dvs dosekvivalenten, med ett rekommenderat gräns— värde. Det är därför i princip fel att beräkna dosekvivalenter vid riskuppskattningar eller att vikta mycket höga stråldoser med kvalitetsfaktorerna. I princip borde man i dessa fall använ— da den biologiskt mest troliga RBE—faktorn som viktningsfaktor. Vi har ändå i en del sammanhang använt Q som viktningsfaktor och angett även mycket höga doser i rem. Detta är således en grov förenkling.
2.2. MÄNNISKANS STRÅLNINGSBAKGRUND
Allting omkring oss och även vår egen kropp innehåller naturligt radioaktiva ämnen som ständigt utsätter oss för bestrålning. Dessutom utsätts vi för joniserande "kosmisk" strålning från so— len och världsrymden. Dessa naturliga strålkällor ger oss en år- lig stråldos på ca 100 millirad (mrad).
Av dessa 100 mrad härrör normalt ca 20 mrad från intern bestrål- ning. Huvudparten av denna dos kommer från kalium—40, en natur— ligt förekommande radioäktiv isotop av kalium.
Återstående 80 mrad kommer från extern bestrålning. Härav kommer ca 30 mrad från kosmisk strålning och 50 mrad från gammastrålan— de radioaktiva ämnen i mark och byggnadsmaterial.
Samtliga dessa stråldoser gäller alla vävnader i kroppen, med rätt små avvikelser mellan olika vävnader. Mer intressant än den genomsnittliga dosnivån är emellertid de variationer som kan fö— rekomma mellan olika personer, beroende på uppehållsort, lev— nadsvanor och bostadstyp.
Stråldosen från kalium—40 varierar obetydligt. Stråldosen från den kosmiska strålningen ökar med höjden över havet och fördubb— las ungefär för var 1500:e meter över havsytan.
Strålningen i bostäder har studerats på många håll i världen se— dan början av 1950-talet. Figur 15 (nästa sida) visar resultat av ett par undersökningar som har gjorts i Sverige och Skottland.
Variationen av stråldoser mellan olika byggnader beror av halten av gammastrålande radioaktiva ämnen i byggnadsmaterialet. Alla byggnadsmaterial (med trä som ett praktiskt undantag) innehåller lätt påv;sbara mängder naturligt radioaktiva ämnen, framför allt torium—232, radium-226 och kalium—40. Halterna av dessa ämnen ut— tryckta ; "gammapikocurie" per gram, dvs aktiviteten av sönder— fall ledande till gammastrålning visas i tabell 12 (sid 51) för några vanliga byggnadsmaterial.
Å Antal lao-nhmer B Anu! hus 100 ' Tram; 20, Hu; uv undnun
80 .,5 frln kurbomidun 60 10 40
m 5"
o n .. =__., . .- . o —— —T—_——___,?—_..-
100 1 20 .
Tmlhus Hu: w röd undum
80 J * 15 Irln duomidm 60 10 * 40 5 20 0 b. ——ww—, o —r*——_—Fn—*—"—
100 -1 Hus av lättbetong 20 Hus " uni! 50 som innehåll.: 15 alunskiffer
&; :o- 1
m ! f 51
o t___ —— —-l---p o ————4» lq—r r. ., ”ä
0 100 200 mud/lr 0 100 200 mrId/lv
Figur 15: Figur 15 A visar stråldosen i könskörtlarna från gam- mastrålning i byggnader av olika material enligt en svensk under- sökning från 1956. Figur 15 B visar stråldoserna i bostadshus i Skottland. Samtliga värden förutsätter oavbruten vistelse inom— hus hela året. Den kosmiska strålningens dosbidrag på 30 mrad är inte medräknat.
De högsta aktivitetshalterna återfinns i lättbetong (gasbetong) tillverkad ur uranhaltig skiffer. Det var det mest aktiva mate- rialet av detta slag som förorsakade de stråldoser på 200 mrad per år som framgår av figur 15 A. Detta material tillverkas inte längre, men finns fortfarande i många bostäder. Det framgick dock av figuren att variationen kunde vara stor även i byggnader av mer normala material. Skillnaden mellan de lägsta doserna i trähus och högsta i tegelhus enligt figuren är ca 80 mrad per år.
Hur stora stråldoserna blir till följd av användningen av ett visst byggnadsmaterial beror av hur materialet används som bygg— element. Figur 16 (sid 52) visar stråldosen i mrad per år vid full vistelse i en lägenhet med väggar av olika material.
Det framgår av figur 16 att olikheterna i stråldos till och med inom samma lägenhet mycket väl kan uppgå till 60—70 mrad per år vid full uppehållstid på den ena eller den andra platsen i lä— genheten. Med olika sovplatser eller olika göromål är därför fak— tiska olikheter i stråldos på 10—20 mrad per år inte uteslutna. Figuren visar också att stråldosen ibland varierar starkt nära en vägg. Det betyder att en så banal omständighet som om en säng står parallellt med en vägg eller vinkelrätt ut från väggen kan betyda åtskilliga mrad per år i skillnad när det gäller kropps— medeldosen.
Tabell 12: Aktivitetshalter i byggnadsmaterial i svenska hus. (Ur strålskyddsinstitutet: Strålningen i våra bostäderk
pCi/q YPCi/g Byggnadsmaterial Torium—232 Radium—226 Kalium—40 Totalt Tegel*) lägst 2 1 15 11 medelvärde 3,4 2,6 25 19 högst 5 4 30 26 Betong*) lägst 2 0,9 2 9 medelvärde 2,3 1,3 19 12 högst 4 2 28 17 Betong— lägst 0,07 0,2 4 ' ballast medelvärde 1,9 1,3 22 11 högst 13 5 35 42 Cement lägst 0,9 0,6 0,6 3 medelvärde 1,3 1,5 6,3 8 högst 3 5 10 15 Gasbetong lägst 0,3 0,3 2 2 sandbaserad medelvärde 1,8 2,8 11 13 högst 5 9 15 24 Gasbetong lägst 2) 2 18 20 49 skiffer- medelvärde 2,0 40 23 98 baserad1) högst 3 62 25 144 Gipsplattor av naturgas från Sverige 40,04 0,09 0,6 40,4 från Polen 0,2 0,2 1,0 0,9 från Finland 0,3 0,3 1,9 1,7 av biprodukt- gips 1,8 0,7 1,0 7 Isolerings— material stenull 0,4 0,4 4,2 2,5 glasull 0,4 0,3 8,0 2,7 skumplast 41,6 40,8 3,0 (7 Lerklinker lägst 4 3 24 20 medelvärde 4,3 3,9 27 25 högst 5 5 30 30 Lerklinker— block 2,6 2,4 19 15
För material märkta med *) är medelvärdena inte representativa för Sverige p g a det fåtal platser som proverna tagits ifrån. Siffrorna anger snittvärden från varje fabrik eller grustag. Även för material från samma fabrik förekommer skiftande halter, dock oftast mindre än variationerna mellan fabrikerna. Trä och av trä tillverkade byggnadsmaterial är ej medtagna, då de endast innehåller obetydliga mängder radioaktiva ämnen.
1) produktionen nedlagd 2) viktat för produktionen t o m 1970 Tecknet4betyder mindre än
»:Jocoaoooox
* COJEODOOOOOOOGocvnncrouou
"EEE: betong
_”7' skifterbaserad gasbetong
. '.'-n-nm—uq-u—nwnuw * '
fw
duu-lsbu-n-w-nvan
Figur 16: Resultat av stråldosmätningar i en lägenhet i ett
flerfamiljshus byggt 1965. Värdena anger stråldosen i mrad/år till en person som vistats oavbrutet hela året på mätpunkten. (Ur strålskyddsinstitutet: Strålningen i våra bostäded
Strålningen från marken varierar från plats till plats beroende av berggrundens beskaffenhet. Över granit är stråldosen betyd— ligt högre än över kalksten. Årsmedeldoserna fritt i luft såsom de registreras vid strålskyddsinstitutets mätstationer för regi— strering av gammastrålnivån i olika delar av Sverige varierar från ca 35 mrad i Skåne till ca 80 mrad i Uppland och Norrbotten.
Extra höga stråldoser från intern bestrålning kan ibland före— komma av olika anledningar. Radioaktiva ämnen tillförs kroppen med vatten och livsmedel samt genom inandning. Halten av natur— ligt radioaktiva ämnen i livsmedel är förhållandevis låg, men undantag förekommer. Ett väl känt sådant utgörs av paranötter som kan innehålla ett tiotal pikocurie radium—226 per gram. Den vanliga radiumhalten i livsmedel är annars ca 1—2 pCi per gram kalcium. Vi tillför därför normalt ett par pikocurie radium per dygn. Endast en liten del av detta radium stannar i kroppen där
det främst fastnar i skelettet. Ett typiskt värde för radiumhal— ten i kroppen är 30 pCi. Radium är av intresse ur strålrisksyn— punkt eftersom det är ett alfastrålande ämne.
Dricksvatten innehåller ofta radon—222. Radon är en ädelgas som bildas vid sönderfallet av radium. En del av det radon som bil— das i marken löses i grundvattnet. I brunnar och kallkällor kan radonhalten vara av storleksordningen 1000 pCi/l. I djupborrade brunnar kan den uppgå till 10 OOO—tals pCi/l. Om man dricker radonhaltigt vatten får magsäcken den högsta stråldosen, ca 20 mrad (200 mrem) per mikrocurie radon—222. Om man dricker 1/2 li— ter radonhaltigt vatten med en radonhalt av 10 000 pCi/l varje dag, får magsäckens ytvävnader en stråldos på 365 mrem per år, utöver den normala dosen på 100 mrem som är i stort sett lika för alla vävnader.
Radon förekommer också i luften. Radonhalten utomhus är av stor— leksordningen 0,1 pCi per liter luft. Inomhus kan radonhalten bli avsevärt större. Hur stor den blir beror dels av mängden radium i byggnadsmaterialet, dels av luftomsättningen, dvs ven- tilationen. Ventilation bör inte förväxlas med vädring. Under vädring sker en snabb luftväxling som är helt tillfällig. Venti— lation innebär en fortlöpande luftomsättning genom ventiler, fläktar eller helt enkelt otäta fönster. Eftersom radonet har en halveringstid på 3,8 dygn skulle teoretiskt sett radonhalten fortsätta att stiga under många dygn i ett helt slutet rum, för att slutligen nå ett mättnadsvärde som blir beroende av den mängd radon som per tidsenhet diffunderar ut från byggnadsmate- rialet, Figur 17 illustrerar hur tillväxten av radon kan ske vid olika luftomsättningar.
0.08 quomsalimngar per !imme
rldon pCi/I _, 12 1 9 '1 6 0.5 omsanningar/timme 1.0 omsanmngar/limme 3 ..J ___—___—
0 6 12 iBIim
Figur 17: Radonhalten i ett rum påverkas mycket av luftomsätt— ningen. Vid hög luftomsättning nås jämvikten snabbare och radon— halten vid jämvikt blir lägre. Figuren visar hur radonhalten ökar vid två vanliga luftomsättningar, 0,5 och 1,0 omsättningar per timme. Den översta kurvan antyder hur radonhalten stiger i ett praktiskt taget oventilerat rum (0,08 omsättningar per tim— me). Halten av radon i pCi/l svarar mot vad man kan vänta i en lägenhet som visas i figur 16. (Ur strålskyddsinstitutet: Strålningen i våra bostäder).
En normal luftomsättning har i Sverige ansetts vara mellan 0,5 och 1,0 luftomsättningar per timme. 1 sydligare länder är luft— omsättningen avsevärt större. I nybyggda svenska bostäder ligger emellertid luftomsättningen ofta under 0,5 omsättningar per tim— me. Det är ett önskemål att minska intaget av kalluft för att spara energi. Nya metoder med återcirkulation av luft efter fil— trering och uppvärmning med hjälp av värmepumpar prövas. Det är i det sammanhanget viktigt att beakta radonproblemet. Uppmätta luftomsättningar och radonhalter i nybyggda svenska bostäder vi— sas i följande tabell.
Tabell 13: Radonhalter och luftomsättning i några moderna bostäder
___—___—
Hus— Hus— Byggnadsmaterial Ventila— Luft- Radon typ grupp i ytterväggar tions— ons./h pCi/l nr system1) ___________________________________________________________________ Fler— 1 betong F 0,3—0,6 lägst ' fam. medelvärde 3 hus högst 12 2 sandbaserad F 0,5—0,9 lägst ' basbetong medelvärde 2 högst 3 3 skifferbas F 0,4-0,8 lägst 2 gasbetong medelvärde 4 högst 10 En— 4 fasadtegel F 0,4—0,7 lägst 40,5 fam. träkonstrukt medelvärde 1 hus mineralull högst 3 5 trä och mineral— F 0,4—0,8 lägst (0,5 ull källaren av medelvärde 4 skifferbas högst 8 gasbetongz) 6 skifferbas S 0,2—0,5 lägst 3 gasbetong +spisfläkt medelvärde 6 högst 19 7 sandsten, S 0,1—0,4 lägst 5 träkonstr +spisfläkt medelvärde 9 mineralull högst 12 ._______________________________________________________________ Anm. Radonhalter och luftomsättning i 7 typer av bostäder byggda på 1970—talet. För varje grupp har mätningar gjorts i 9 lä— genheter. Fönstren har hållits stängda i minst 10 timmar fö— re mätningen.
1) F betecknar ventilationssystem med fläktar, som suger ut luften ur bostaden. S betecknar självdrag. Spisfläkten har under undersökningen varit frånslagen. 2) Uppmätta värden för källarna är ej medräknade.
(Ur strålskyddsinstitutet: Strålningen i våra bostäder).
Det framgår av tabell 13 att medelvärdet av radonhalten i den gjorda undersökningen i regel ligger över 2 pCi/l för varje hus— typ. Detta är inte tillfredsställande ur strålskyddssynpunkt. En radonkoncentration på 2 pCi/l kan uppskattas ge flera tusen mrem i bronkernas epitel (ytvävnader).
Radonhalten i luften inomhus påverkas kraftigt, men tillfälligt, av vädring. Detta illustreras av figur 18.
Källan till radon inomhus behöver inte alltid vara byggnadsmate— rialet. Även i ett trähus kan höga radonhalter förekomma om luftr omsättningen är låg. Radonet kan tränga upp från marken men kan också härröra från vattenledningsvattnet och frigöras vid bad, tvätt, etc. Där man har höga radonhalter i vattnet kan därför radonet i luften utgöra ett större problem än det radon som kan tillföras kroppen med dricksvatten.
radon pCi/ ! 4 den och lonster lonslrel ionsirel don den :langs oppnas stängs Illis ownns
dag 1 dag 2 dag 3 dag 4 dag 5 dag 6
Figur 18: Radonhaltens variation med vädring m m i en bostad.
Radonhalten i en lägenhet påverkas av ventilation och vädring. Här visas variationen av radonhalten under några dygn i ett rum. Huset är ett flerfamiljshus byggt av tegel och betong 1967. Ven— tilationen skedde med centrala fläktar som sög ut luft genom luftkanaler i kök och badrum. Man kan se hur radonhalten ökade när dörren och fönstret till rummet stängdes. När ett smalt vädringsfönster öppnades minskade radonhalten kraftigt. När vädringsfönstret stängdes och ventila— tionsspringan ovanför dörren tätades ökade radonhalten till den— na mätnings högsta värden 3 pCi/l. När dörren åter öppnades åter- gick radonhalten till det för rummet normala värdet ca 1 pCi/1. (Ur strålskyddsinstitutet: Strålningen i våra bostäder).
Utöver den naturliga strålningen förekommer strålning från olika artificiella strålkällor. De högsta stråldoserna såväl individu— ellet som per caput erhålls från den medicinska användningen av strålning.
Vid strålbehandling används extern röntgen-, gamma— eller elek— tronstrålning, eller intern bestrålning från radioaktiva ämnen för att döda cellerna i tumörvävnad. Stråldoserna är då tusen— tals rad i den vävnad som skall förstöras och i det närmaste li—
ka hög i intilliggande frisk vävnad. Denna har emellertid större återhämtningsförmåga och kan läkas. Även perifera delar av krop- pen kan få stråldoser på åtskilliga rad, vilket innebär risker som emellertid är små jämfört med risken av att underlåta en tu— mörbehandling eller utföra den med någon metod som inte erbjuder samma möjligheter att bota patienten.
För stråldiagnostik används röntgenstrålning och radioaktiva äm— nen. Röntgenundersökningar är ett viktigt hjälpmedel för diagnos— ticering av olika sjukdomar. Radioaktiva ämnen kan användas som ett komplement genom att gammastrålningen kan ge en bild av de organ eller vävnader i vilka olika radioaktivt märkta substanser tas upp. Radioaktiva ämnen kan också användas som spårämnen när man vill studera ämnesomsättning och organfunktioner. Diagnostik med radioaktiva ämnen kallas något oegentligt "isotopdiagnostik" eller "nuklearmedicin".
Framför allt röntgenundersökningar bidrar till att höja befolk— ningens genomsnittliga stråldos. Antalet röntgenundersökningar (utom tandröntgen) i Sverige var 1955 och 1974 respektive 430 och 650 per tusen invånare. Antalet tandröntgenexponeringar har ökat från 300 år 1955 och 570 år 1969 till 1500 år 1974, allt räknat per 1000 invånare. Det företas sålunda numera i genomsnitt 1,5 tandröntgenexponeringar per person och år.
Röntgenundersökningar medför endast bestrålning av en begränsad del av kroppen. Kroppsdelar som inte träffas av det primära strålknippet får mycket låga stråldoser av spridd strålning. Där strålknippet träffar kroppen får huden i regel stråldoser mellan 0,1 och 10 rad. De organ och vävnader som inte träffas av strål— knippet under undersökningen får oftast stråldoser på mindre än 10 mrad per undersökning. De organ som träffas av strålknippet får ofta stråldoser mellan 100 och 1000 mrad per undersökning.
Stråldosen till könskörtlarna beräknades i mitten av 1950—talet ha ett medelvärde av knappt 40 mrad efter viktning med hänsyn till förväntat antal barn (dvs utan att räkna dosbidragen till äldre personer) och har att döma av pågående undersökningar ökat något, dock inte i proportion till det ökade antalet undersök— ningar. Tandröntgen ger mycket låga stråldoser, ca 3 mrem till sköldkörteln och 0,01 mrem till könskörtlarna, per exponering.
"Radiologiskt arbete" är numera inte alltid lätt att definiera, men ca 20 000 personer kan kanske sägas vara sysselsatta i strål- ningsarbete i egentlig mening, inom sjukvård, forskning och in— dustri.
I Sverige tillämpas liksom i de flesta andra länder den inter— nationella strålskyddskommissionens (ICRP) rekommendationer om bl a högsta tillåtliga stråldoser. Dosgränsen vid helkroppsbe— strålning är f n 5 rem per år. Större stråldoser är också i verk— ligheten sällsynta.
FN:s vetenskapliga strålningskommitté har analyserat mätresultat av stråldoser till personer i strålningsarbete i olika länder och funnit att ett typiskt strålningsarbete är ett arbete där den genomsnittliga helkroppsdosen ligger vid 0,5 rem per år och där dosfördelningen är asymetrisk med en förskjutning mot låga
stråldoser och en frekvens av 0,1 % överskridande den årliga dosgränsen på 5 rem. I Sverige har de genomsnittliga stråldoser— na i radiologiskt arbete legat väl under 0,5 rem per år.
Övriga tillskott till befolkningens allmänna dosbelastning kom— mer från miljöföroreningar till följd av kärnvapenprov och från ett fåtal radioaktiva eller röntgenstrålande konsumentartiklar.
Kärnvapenproven är av särskilt intresse eftersom de gav upphov till en global miljöförorening med samma radioaktiva ämnen som kan komma att spridas från kärnkraftindustrin. Merparten av den- na miljöförorening förorsakades av de stora atmosfäriska kärn- vapenproven åren 1961—1962. Efter proven spreds radioaktiva äm— nen med de förhärskande vindarna öster ut, vilket betydde att den aktivitet som nådde Sverige kom över Atlanten oavsett om kärnvapenproven skett i Stilla Havet eller vid Novaja Zemlja.
En del av aktiviteten från de största explosionerna fördes upp i stratosfären, dvs på mer än 10 kms höjd, och hölls där svä— vande i många år. När den slutligen nådde marken var aktiviteten jämnt fördelad runt hela jorden inom det latitudband där explo— sionen ägt rum.
Kortlivade ämnen kunde påvisas i markluften och i livsmedel så— som mjölk de närmaste månaderna efter explosionerna. Dit hörde bl a jod—131 som i svensk mjölk från enstaka gårdar nådde en koncentration av 2000 pCi/l.
Nedfallet från stratosfären varade i flera år och bestod av mer långlivade ämnen, framför allt Strontium—90 och cesium—137 som vardera har ca 30 års halveringstid. Figur 19 (nästa'sida) visar den genomsnittliga halten av cesium—137 i svensk mejerimjölk_till följd av kärnvapenproven.
De radioaktiva ämnen som spriddes till följd av kärnvapenproven följdes i olika näringskedjor över hela jorden i mycket omfat— tande undersökningar i ett stort antal forskningslaboratorier. Härigenom har de radioekologiska transportmekanismerna klarlagts. och de kritiska spridningsvägarna identifierats.
De data som har framkommit har samlats och bearbetats av FNs ve- tenskapliga strålningskommitté, UNSCEAR, som har publicerat ana— lyser av resultaten i detaljerade rapporter till FNs generalför- samling 1958, 1962, 1964, 1966, 1969, 1972 och (under utarbetan- de) 1977.
Av särskilt intresse är att även rätt stora mängder plutonium spriddes i atmosfären vid kärnvapenproven. Den totalt spridda plutoniumaktiviteten är 320 kCi, vilket skulle motsvara 5 ton om all aktiviteten var plutonium-239. Detta var dock inte fallet utan 190 kCi var plutonium—239 och 120 kCi plutonium—240, vilket svarar mot en total Viktsmängd av 3,6 ton plutonium. Därtill spridde kärnvapenproven 9000 kCi plutonium-241 som efter sönder— fall kommer att bilda ungefär 200 kCi americium—241 som ur strål— risksynpunkt är lika betydelsefullt som plutonium.
Av det spridda plutoniet har enligt uppskattningar för New York ca 40 pCi, dvs 6-10—10 g, inandats per person, varav ca 2 pCi har stannat långvarigt i kroppen. Det betyder att sammanlagt ca
Caäunr137 pikocurie/liter mjölk
400 3 .. , =: 5: & 3 % å &; s 300 E== = äg ? & 2 %& > " i? E 5 ...g ; Es ;, .:. nås. . 52 g = .3 =.: :a .. a/ _: . _;_ - &: o/ ,, a_n. 8. . _ / , .— . 0 . O .- ::..: .: :: :: .. zoo % & M M
XXX
&& %
Wxxxx. .
100
//
Figur 19: Cesium—137 i svensk mejerimjölk till följd av kärn— vapenproven.
(Ur Lindell—Löfveberg: Kärnkraften, människan och säkerheten).
2 g av det utspridda plutoniet har nått fram till människor för inandning och att ca 100 milligram stannat i människokroppar.
För svenskt vidkommande har man kunnat konstatera att spridnings— kedjan via renlav och renkött till människor har varit den mest effektiva transportkedjan för cesium-137 till människor och har lett till mikrocuriehalter av cesium—137 i kroppen på storkonsu— menter av renkött, såsom renskötande samer.
För personer med genomsnittliga kostvanor var halten av cesium—137 i kroppen ca 30 nanocurie när den var som högst 1963— 1964. En sådan cesiumhalt ger en årlig stråldos på några mrad. Det radioaktiva nedfallet på marken kunde åren 1962—1963 ge en oskyddad person ett dostillskott på ett par mikrorad per timme. Totalt har de atmosfäriska kärnvapenproven beräknats ge jordens befolkning en ackumulerad stråldos av ca 150 mrad per caput.
Radioaktiva eller röntgenstrålande konsumentartiklar ger i Sverige inga nämnvärda bidrag till befolkningens bestrålning ef— tersom strålskyddsinstitutet har varit mycket restriktivt med tillstånd för sådana artiklar. Bortsett från radioaktiv lysfärg
i klockor förekommer radioaktiva ämnen bara i sådana konsument— artiklar som anses ha livräddande funktioner, såsom marinkompas— ser, exitskyltar i flygplan samt rökdetektorer.
I armbandsur användes förr radiumhaltig lysfärg på visare och ur- tavla. Den genomsnittliga stråldosen i könsorganen från denna strålkälla beräknades i början av 1960—talet vara mellan 1 och 3 mrad per år i Sverige och individuella bärare av armbandsur med sådan lysfärg kunde få stråldoser på något tiotal mrad per år. Radium har numera ersatts med tritium i lysfärgen och eftersom tritium endast ger en mjuk betastrålning förorsakar den ingen extern bestrålning. Radioaktiva identitetskort och körkort bör— jade tillverkas på rekommendation av bl a rikspolisstyrelsen. Dessa kort var märkta med ca 1 mikrocurie av ett betastrålande ämne, vars betastrålning endast kunde tränga in någon tiondels mm i fritt exponerad hud. De bedömdes inte medföra några strål— risker men allmänheten blev oroad och tillverkningen upphörde.
2_3 BIOLOGISKA STRÅLVERKNINGAR
Med en mycket förenklad beskrivning kan man säga att joniserande strålning kan döda celler och att antalet dödade celler vid höga stråldoser blir så stort att den vävnad i vilken de ingår inte längre kan fungera normalt. Då uppstår en akut strålskada. Om stråldosen inte är tillräckligt hög kommer vävnaden att kunna fungera trots att ett antal celler förstörs. Det finns emeller— tid en liten risk för att en cell i stället för att förstöras skadas så att den vid celldelning ger upphov till nya celler som inte längre kan fylla sin normala funktion utan beter sig "aso— cialt". Vid fortsatt ohämmad celldelning förökar sig dessa cel— ler till en tumör. Om skadan innebär en förändring, mutation, i arvsanlagen i könsceller uppstår en ärftlig, genetisk skada.
Cancer och genetiska förändringar brukar kallas sena strålverk— ningar eftersom skadorna inte manifesteras förrän efter en lång tid efter bestrålningen. De kallas också ibland för stokastiska (slumpmässiga) skador eftersom det är risken för skada snarare än typen eller allvarlighetsgraden av skada som ökar med ökad stråldos. Det vi inledningsvis kallade akut strålskada brukar följaktligen också kallas icke-stokastisk skada. Den är inte slumpmässig i sitt uppträdande eftersom den drabbar alla indivi— der som har fått en tillräckligt hög stråldos, överstigande trös— kelvärdet för skada. Om tröskelvärdet har överskridits är det således inte längre frågan om en risk utan om visshet om skada. Däremot ökar skadans allvarlighetsgrad med stråldosen.
2.3,1 Akut strålsjuka
Om hela kroppen utsätts för en hög stråldos inom en kort tidrymd kommer verkningarna att återspegla skador på tre organsystem: det centrala nervsystemet, mag-tarmkanalen och benmärgen.
Illamående och kräkningar uppträder redan efter någon eller någ— ra timmar om stråldosen överstiger ett par hundra rad. Dessa första symtom sätter in tidigare ju högre stråldosen är men för— svinner efter två—tre dygn om det endast är de blodbildande or— ganen och inte också matsmältningsorganen som skadats. I detta fall är därför den skadade närmast symtomfri efter de första da—
garnas illamående tills symtomen på benmärgsskador gör sig gäl- lande.
Om stråldosen överstiger 200 rad finns det risk att den bestrå— lade kommer att dö av bestrålningen. Prognosen blir beroende av hur allvarligt de blodbildande organen har skadats. Symtomen märks först efter 2—3 veckor, när en nedgång i antalet blodkrop— par av olika slag leder till illamående, matthet och i vissa fall blödningar. Vid stråldoser på ca 200 rad når antalet livsviktiga blodkroppar ett minimum efter 30 dygn. Vid lägre stråldoser är skadorna på de blodbildande organen inte livshotande. Man kan därför säga att den som överlever sex veckor efter en hög hel— kroppsdos har goda utsikter att klara sig helt.
Vid stråldoser på ca 300 rad är möjligheterna att överleva ca 50 procent. En förutsättning för att man skall återhämta sig från den påfrestande period — omkring tre veckor efter bestrål— ningen — då antalet blodkroppar är lägst, är att man kan få to— tal vila från påfrestningar och skydd mot infektioner. Antibio— tika bör sättas in vid tecken på infektion.
Stråldoser överstigande 500 rad ger inte stora möjligheter att överleva. Vid doser mellan 500 och 2000 rad domineras sjukdoms— bilden av skador på matsmältningsorganen, vilket kraftigt nedsätr ter den skadades allmäntillstånd. Symtomen omfattar fortsatt il— lamående, feber, aptitlöshet, kräkningar och så småningom sym— tom på uttorkning och förlust av viktiga ämnen i kroppsvätskorna genom att tarmepitelet förstörts och kroppen inte kan ta upp vätska och näring. Om stråldosen är större än 1000 rad är dessa skador dödande inom 3—14 dygn.
Om stråldosen är mycket hög — större än 2000 rad — inträder inom kort tid kramper, svårigheter att koordinera rörelser och så småningom medvetslöshet, allt symtom som beror på skador på det centrala nervsystemet. Stråldoser överstigande 5000 rad leder med visshet till dessa skador. Döden inträffar inom ett par dygn
Vid strålsjuka efter helkroppsbestrålning finns således knappast någon möjlighet till behandling. Den bestrålade har bara möjlig— het att överleva om stråldosen är så låg att skadorna är begrän— sade till de blodbildande organen. I så fall är tillståndet inte kritiskt förrän efter några veckor. Några omedelbara medicinska insatser krävs därför inte annat än blodprovstagning och skydd mot infektioner. Patienten hinner transporteras till någon kli— nik med goda resurser att sköta patienten när tillståndet senare kan väntas bli kritiskt. Någon lokal medicinsk katastrofbered— skap är emellertid inte nödvändig. Det är i stället viktigt att personer som inte bara drabbats av höga stråldoser utan som ock— så utsatts för brännskador eller mekaniska skador snabbt behand— las för dessa skador.
Vid lokal bestrålning av huden med höga stråldoser kan håravfall förorsakas av stråldoser överstigande 300 rad. Vid 400—800 rad, beroende av strålningens genomträngningsförmåga, uppträder hud— skador av allt större svårighetsgrad ju högre stråldosen är. Den lindrigaste skadan är en långsamt inträffande hudrodnad, märkbar ca fyra veckor efter bestrålningen. Om stråldosen överstiger 1000 rad finns risk för blåsbildning, vätskeavsöndring och svår—
läkta sår. Vid 2000 rad finns det ca 50% sannolikhet för att dessa skador skall läkas inom ett par månader.
Om de stråldoser som med visshet förorsakar en förstöring av hu— den, hudnekros (dödkött) är begränsade till någon annan vävnad blir denna likaledes dödad. Radioaktiv jod, som kroppen i förs— ta hand placerar i sköldkörteln, slår således ut sköldkörteln om stråldosen uppgår till 5000—10000 rad. Strålning från radioakti— va ämnen är i regel utdragen i tiden. Den kliniska erfarenheten av bestrålning av huden säger oss att en bestrålning som är ut— dragen i tiden över tio dygn kräver ca dubbelt så hög stråldos för samma skada som en korttidsbestrålning och om bestrålnings— tiden är ett par månader krävs ca tre gånger så hög stråldos. Orsaken till detta är att kroppen hinner nybilda friska celler och delvis reparera den cellförlust som uppstår genom bestrål— ningen.
Även om kroppen har förmåga att reparera cellulära skador innan någon skadeverkan blir kliniskt iakttagbar, kommer en viss la— tent skadeverkan att kvarstå. Det betyder att ett antal större stråldoser som var för sig är otillräckliga för att åstadkomma en synlig skada, tillsammans kan ge upphov till en sådan skada även om de är spridda över en lång tidrymd. På motsvarande sätt kan en kronisk bestrålning så småningom leda till en ackumulerad stråldos som är tillräcklig för att utlösa en skada. Dessa ska— dor är fortfarande av akut typ även om bestrålningen har varit långvarig, dvs det krävs att ett tillräckligt stort antal celler förstörs.
2.3.2. Fosterskador
Fosterskador (även kallade teratogena verkningar) omfattar 1 vi— daste bemärkelse alla utvecklingsrubbningar. En del av dessa kan bero på ärftliga anlag som härrör från ändringar, mutationer, i arvsanlag hos föräldrarna. Dessa skador kallar vi här ärftliga skador även om de manifesteras redan på fosterstadiet. Vi skall därför i detta avsnitt diskutera fosterskador i en mera snäv be— märkelse, dvs endast de skador som uppstår vid bestrålning av embryo eller foster efter befruktningen.
Bestrålning av ett foster leder till olika verkningar beroende av under vilket stadium av havandeskapet bestrålningen sker. En skada som förorsakas i det embryonala stadiet har sannolikt död— lig inverkan och verkar således abortiv. Om skadan inträffar un— der organogenesen (den period under vilken kroppens olika organ anläggs) kan den medföra missbildningar. Risken för detta är störst under de första sex veckorna av havandeskapet. Skador un- der senare stadier är mindre allvarliga men mycket tyder på att risken för cancer under barnaåren ökar till följd av bestrålning under fosterstadiet.
Genom att olika organ bildas vid olika tidpunkter kommer en kort— varig strålexponering att medföra risk för olika verkningar be— roende av tidpunkten för bestrålningen. Det är därför svårt att göra kvantitativa riskbedömningar. Allmänt kan sägas att den in— dividuella risken för fosterskador anses vara mycket liten vid stråldoser understigande 1 rad men börjar bli av betydelse vid stråldoser överstigande 10 rad. Tidpunkten för bestrålningen är emellertid av avgörande betydelse.
Undersökningar av dem som bestrålades under fosterstadiet vid atombombningarna av Hiroshima och Nagasaki tyder på en förhål— landevis stor risk för mental efterblivenhet efter bestrålning i fosterstadiet. Det är också möjligt, men inte klarlagt, att cancerrisken kan vara extra hög under den första tredjedelen av havandeskapet. Med de mest pessimistiska tolkningarna skulle även stråldoser i området 1—10 rad kunna innebära en påtaglig risk under havandeskapets första månader.
Riskerna för akuta strålskador, inklusive fosterskador, illustre— ras i figur 20.
Rkkförskadaeuordöd
% Fostor- Banmärqs— Skada på skada skada mag—tarm kanalen 100 _ i 50 ', 0 Överlevnadstid 500 1 000 1 500 rad även i l 5 Sanna-' Sannohk : SannoNk 0 lik övev- död till 1 tidig död levnad föud av ' (Hlföud beundras : avskeda skada : på man- 1 . tarmkana- : : hn : l l 0 | |— 1' _r' 0 500 1 000 1 500 rad
Figur 20: Illustration av risken för skada och död efter akut helkroppsbestrålning. Det undre diagrammet visar den troliga överlevnadstiden.
(Ur Lindell—Löfveberg: Kärnkraften, människan och säkerheten)
2.3.3. Cancerrisken
Med "cancer" avser vi här alla sjukdomar som har sin grund i ohämmad celltillväxt, dvs carcinom, sarkom, leukemi, myelom och maligna lymfom. De cancerformer som kan framkallas av strålning är framför allt leukemi, sköldkörtelcancer, lungcancer, skelett— cancer (bensarkom) och bröstcancer. Mekanismen för uppkomsten av cancer är inte känd och kan mycket väl omfatta många helt olika processer vid olika tillfällen och vid olika typer av can— cer.
"Cancer" är således ett sammanfattande namn på en grupp av sjuk— domar som dock har det gemensamt att vävnadsceller upphör att följa den normala tillväxtregleringen och ofta samtidigt inte
uppfyller sina normala funktioner i den vävnad i vilka de ingår.
Det agens som i likhet med strålning, vissa kemiska ämnen och troligen också virus kan förorsaka den cellförändring som skulle kunna leda till cancer kallas initiator. Verkan av initiatorn är ofta irreversibel. Initiatorn behöver dock inte nödvändgitvis le— da till uppkomsten av cancer. Normalt hindrar kroppen cancer att uppstå även om de primära förutsättningarna föreligger. Ett annat agens, kallat promotor, kan emellertid förändra betingelserna så att tillväxten av cancerceller gynnas.
Latenstiden mellan exposition för det agens som är cancerfram— kallande och manifestationen av en cancersjukdom är hos människan många år till flera decennier. Orsaken till den långa latenstiden är inte känd, men enbart tillväxttiden för en tumör, innan den blir märkbar, kan vara lång.
Genom omfattande djurförsök har man lyckats belysa många av de grundläggande mekanismerna för uppkomsten av cancer till följd av joniserande strålning. Som exempel på slutsatser som kan dras från erfarenheterna av djurexperiment kan nämnas:
(a) Tätjoniserande strålning ger högre tumörrisk per enhet av stråldos än glesjoniserande strålning;
(b) Glesjoniserande strålning ger vid en och samma stråldos mind— re tumörrisk om dosraten (= stråldosen per tidsenhet) är mycket låg;
(c) Risken för tumörinduktion per enhet av stråldos minskar när stråldosen blir mycket hög (celler som skulle ha kunnat leda till en tumör dödas);
(d) Risken för bensarkom till följd av upplagring av radium eller plutonium i skelettet följer ett mönster som kan förklaras av den mikroskopiska fördelningen av avgiven strålenergi.
Man kan emellertid inte utan vidare överföra erfarenheterna från djurexperiment till att gälla människan. Försöksdjur har ofta en större benägenhet att få tumörer efter bestrålning och olika ty— per av försöksdjur visar mycket olika egenskaper i fråga om vilka tumörformer som vanligast förekommer. En del typer av försöksdjur visar en mycket hög spontan tumörfrekvens och strålning tidigare— lägger snarare än höjer denna tumörfrekvens.
Vid höga stråldoser kan man för försöksdjur få en mängd helt oli- ka dos—responssamband, beroende av typen av försöksdjur. Ofta krävs en viss tröskeldos för att någon respons skall kunna iakt— tas, varefter responsen (= antalet cancerfall) kan öka för att slutligen minska med ökad stråldos. Den kraftiga ökningen av res— ponsen över en viss, rätt hög, stråldos kan emellertid bero på att strålningen, som vid låga stråldoser verkar som en initiator, vid höga stråldoser också börjar verka som en promotor genom att bryta ner kroppens motståndskraft. Responsen vid mycket höga stråldoser är emellertid inte av primärt intresse när det gäller riskuppskattningar för människan. Vid mycket höga stråldoser överväger risken från akuta strålskador.
Den uteblivna responsen vid låga stråldoser på försöksdjur kan i
många fall vara skenbar, genom att antalet djur inte medger ob— servationer av så små risker som vi ur strålskyddssynpunkt är intresserade av. Även i de fall där man på stora antal försöks— djur har kunnat göra iakttagelser vid stråldoser understigande 100 rad måste man vara försiktig med tolkningen av resultaten. Försöken görs i regel på genetiskt mycket homogena djurstammar under det att en mänsklig befolkning är synnerligen inhomogen. När man i ett djurförsök finner en mycket liten respons vid låga stråldoser kan man i en mänsklig befolkning finna en högre res— pons till följd av existensen av särskilt känsliga individer.
Litteraturen över djurförsök med joniserande strålning i syfte
att studera cancerinduktionen är mycket omfattande. Litteratur— referenser finns sammanställda i bl a 1972 och 1977 års rappor— ter av FNs vetenskapliga strålningskommitté (UNSCEAR).
Vi skall längre fram visa att den totala risken att dö av strål— ningsinducerad cancer, mortalitetsrisken, är ca 2:10 000 per rem vid akut bestrålning med höga stråldoser. Sjukdomsrisken, morbi— ditetsrisken, är kanske mer än dubbelt så stor. Vid kronisk be— strålning med låga dosrater är sannolikt riskerna mindre, kanske hälften så stora. En dödsrisk av 2:10 000 per rem är vid höga stråldoser en liten risk jämfört med risken att dö av akut strål— sjuka. Detta belyses av figur 21.
50 % Risk för skada eller död
Total risk att dö av akuta eller sena skador
Dosintervall där Dosintarvall där risken för cancer är cancerrisken ej är känd genom direkta iakttagelser på kind uten upp- människa efter akut bestrålning skattas genom extrapolation från höga doser
Figur 21: Risken för skada eller död vid höga stråldoser. Kurvorna är avsedda att illustrera de allmänna sam— banden snarare än att ge en uppfattning om strål— riskens storlek.
(Ur Lindell—Löfveberg: Kärnkraften, människan och säkerheten.) Det framgår av figuren att den som överlevt den till 50% dödande
helkroppsdosen 300 rad endast löper en risk på ca 6% att dö av cancer från bestrålningen. Den normala risken att någon gång in—
sjukna i cancer är ca 25% (i Sverige insjuknar årligen ca 30 000 personer i cancer). Ca 2/3 av de cancerdrabbade dör av sjukdomen
De risksiffror det är frågan om gör att antalet fall av strål— ningsinducerad cancer blir ganska litet i de mänskliga befolk— ningar som kan studeras. Produkten av antalet människor i en be— strålad befolkning och deras genomsnittliga stråldos brukar kal— las kollektivdgg. Om man kan anta att det råder en proportiona— litet mellan cancerrisk och stråldos (jfr sid 67), skulle varje strålningsinducerat cancerfall svara mot en kollektivdos av 5000 manrem vid kronisk bestrålning. En sådan kollektivdos er- hålls exempelvis om 5000 personer får i genomsnitt 1 rem eller om 5 miljoner personer får i genomsnitt 1 mrem. I båda fallen är kollektivdosen 5000 manrem och man skulle statistiskt sett vänta sig ett extra cancerfall till följd av stråldosen om morbiditets- risken (sjukdomsrisken) är 2:10 000, eller med ett annat skriv— sätt 2-10_4, per person och rem.
De typer av cancer som förorsakas av strålning skiljer sig inte från dem som förekommer "normalt". Även om cancerrisken skulle vara konstant från år till år skulle det faktiska antalet perso— ner som varje år drabbades av cancer vara föremål för rent slunmr mässiga variationer. Som ett mått på variationens storlek används den s k standardavvikelsen som kan beräknas som kvadratroten ur det förväntade antalet fall.
Den normala cancerrisken år 3500-10_6 per år (dvs 28 000 cancer- fall bland 8 miljoner personer). I en befolkning på 5000 perso- ner kan man alltså förvänta sig 5000-3500-10'6 = 17 cancerfall per år. Standardavvikelsen blir Vq7cs4 cancerfall per år. Det blir således inte möjligt att under ett år upptäcka en reell ök— ning av cancerrisken med exempelvis ett extra fall.
I en befolkning på 5 miljoner personer kan man vänta sig 17500 cancerfall per år. En kollektivdos på 5000 manrem varje år i en sådan befolkning skulle med antagandet om proportionalitet mel— lan risk och dos efter en tid ha ökat cancerrisken med ett fall per år. Denna ökning blir inte möjlig att iaktta mot bakgrunden av en slumpmässig variation som är V77500, dvs ca 130 cancerfall per år. För att verkligen kunna påvisa en ökad cancerfrekvens från stråldoser understigande 1 rem per år måste man studera be— strålade befolkningar med många miljoner bestrålade individer eftersom den "normala" cancerfrekvensen utöver de slumpmässiga variationerna också, av okänd orsak, ändrar sig systematiskt från år till år.
Dessa svårigheter har lett till att cancerrisken för människor med få undantag bara har kunnat bestämmas vid höga stråldoser. De befolkningsgrupper som har kunnat studeras är de överlevande från atombombningarna av Hiroshima och Nagasaki, patienter som utsatts för relativt höga stråldoser vid medicinsk undersökning och behandling samt några yrkesgrupper där strålnivåerna har va— rit höga (lysfärgsarbetare och gruvarbetare).
Den cancertyp som först kunde iakttas uppträda med förhöjd fre— kvens bland dem som överlevt atombomberna var leukemi. En analys av mortaliteten (för leukemi är skillnaden mellan mortalitet och morbiditet obetydlig) visar att det förekommit 84 cancerfall i en grupp på 20 000 personer som beräknats ha fått en stråldos
överstigande 10 rem från atombomberna. Det förväntade antalet "normala" fall var 14. Tabell 14 visar hur leukemifallen var för— delade i tiden (bombningen skedde 1945).
Tabell 14: Förekomsten av leukemi bland 20 000 överlevande från de atombombade japanska städerna.
___—___—
tidsperiod förväntat antal verkligt antal "normala" fall fall ______________________________________________. 1950—1954 1,7 24 1955—1959 2,7 27 1960—1964 3,4 16 1965—1969 3,7 14 1970—1975 3,5 5 1950—1972 14 84
(antalet fall för 1970—1975 har extrapolerats från iakttagelser åren 1970—1972)
Allt tyder på att leukemirisken var högst 1955, dvs tio år efter bestrålningen och att risken därefter successivt har avtagit.
Uppskattningen av leukemirisken stämmer överens med iakttagelser av vad som hänt andra bestrålade persongrupper. Framför allt har man studerat en engelsk grupp patienter som röntgenbestrålats mot ledsmärtor och ryggåkommor.
En allmän iakttagelse när det gäller strålningsinducerad cancer är att förhöjningen av cancerfrekvensen uppträder först efter en latenstid som för leukemi visat sig vara ett par-tre år men som för andra cancerformer kan vara tiotals år. Därefter kvar- står en förhöjd årlig cancerrisk ett antal år. Erfarenheterna beträffande leukemi säger att risken avtar och återgår till unge— fär den normala efter 20—25 år. För cancerformer med lång latens— tid har man ännu inte tillräckligt långa observationstider för att kunna avgöra om risken minskar med tiden. Efter bestrålning i fosterstadiet är latenstiden kort men risken verkar vara be— gränsad till cancerformer som uppträder under barnaåren.
Figur 22 (nästa sida) illustrerar förhållandena när det gäller leukemi.
För leukemi har den årliga risken (h i figuren) visat sig vara ca 1,2-10_6 dödsfall per rem och år. Den totala dödsrisken efter bestrålningen motsvaras av ytan under kurvan i figur 22 och är h-T om T är längden av riskplatån. Med T 2520 år kan den totala leukemirisken uppskattas till 25-10_6 per rem, dvs man kan för— vänta sig 25 dödsfall i leukemi per miljon manrem.
Andra cancerformer än leukemi har längre latenstider. Det totala antalet dödsfall i alla andra former av cancer än leukemi bland de uppföljda 20 000 japaner som fått mer än 10 rem från atombom— berna var under perioden 1950—1972 i verkligheten 1075 jämfört
århgleukenursk
|. _ | |
' ' tid
|————T———>|
Figur 22: Leukemiriskens variation med tiden efter bestrålning.
med förväntade 918. Mellanskillnaden, dvs 157 cancerfall skulle ha kunnat förorsakats av strålningen. Det förväntade antalet cancerfall per år över 23—årsperioden var 1075/23 = 40 i genom— snitt och 45 under 1960—talet. Överskottet under 1960—talet var ca 11 cancerfall per år. Detta är nätt och jämnt detekterbart per år mot bakgrunden av de slumpmässiga variationerna i den "normala" cancerfrekvensen, men är utslaget över hela perioden ett tydligt överskott.
Det finns således en möjlighet att uppskatta hur många extra cancerfall som har uppträtt i en viss befolkning efter bestrål— ning med höga stråldoser. Därifrån är steget långt till att upp— skatta hur många cancerfall man kan vänta sig efter ett litet tillskott av stråldos utöver den bakgrundsdos som vi normalt ut— sätts för. Problemet belyses av figur 23:
total
cancer H* vanoner
/ vid höga stråldoser stråldos Figur 23
Det risktillskott som svarar mot ett visst dostillskott vid lå— ga stråldoser kan beräknas om man vet risktillskottet per rem. Detta är lika med den observerade risken per rem vid höga strål— doser bara om sambandet mellan cancerrisk och stråldos är en rät linje genom nollpunkten. Om sambandet i stället exempelvis har den streckade kurvformen blir risktillskottet per rem vid låga stråldoser lägre än vid höga.
Det finns både teoretiska modeller och experimentella indicier på att dos—responssambandets förlopp vid låga stråldoser är rät— linjigt men att den räta linjen inte nödvändigtvis kan dras ända
från observationspunkterna vid höga stråldoser. Det fel man be— går om man ändå antar att risken per rem vid låga stråldoser är densamma som om man drog en rät linje från observationspunkterna till nollpunkten kan innebära en överskattning av risken med en faktor mellan 2 och 10.
Det finns emellertid också indicier på att en rät linje över he— la dosområdet kan representera dos—responssambandet. Bl a har man funnit ungefär samma risk per rem för uppkomsten av sköld— körtelcancer hos barn efter stråldoser på 6,5 rem vid en under— sökning i Israel som efter 100—400 rem i en amerikansk undersök— ning. Den israeliska undersökningen är den undersökning vid vil— ken man funnit en cancerförhöjning vid lägre stråldos än i något annat fall med undantag av fosterbestrålning. Det som har möjlig— gjort observationer vid en så låg stråldos som 6,5 rem är att barn har en högre strålkänslighet än vuxna.
Vi har visat att antalet extra cancerfall i undersökta befolk— ningar är förhållandevis litet. Om man skall kunna studera dos— responssambandets form måste man dela upp den studerade befolk— ningen i flera grupper med olika stråldos. Antalet cancerfall inom varje sådan grupp blir då mycket litet, vilket försvårar möjligheten till säkra observationer.
Med tanke på dessa osäkerheter och på grund av att det finns en del indicier på direkt proportionalitet mellan stråldos och risk över ett stort dosområde brukar man i strålskyddssammanhang anta att dos—responssambandet är linjärt och att man som ett mått på riskkoefficienten (risktillskottet per rem) kan använda uppskatt— ningar grundade på observationerna vid höga stråldoser. Detta kan innebära en överskattning, särskilt vid långvarig bestrålning med låga stråldoser.
Den totala cancerrisken kan uppskattas antingen genom summering av riskuppskattningar för olika cancertyper eller genom direkta observationer av ökningen av den totala cancerfrekvensen efter bestrålning av en större befolkningsgrupp. Den senare uppskatt— ningen är mest entydig eftersom risken för varje typ av cancer är svåruppskattad och bara kan bestämmas med stor osäkerhet.
Den totala cancerförekomsten (leukemi undantagen) i den japanska grupp på 20 000 personer som erhållit mer än 10 rem från atom— bomberna fördelade sig i tiden enligt tabell 15.
Det finns således inget tecken på att den årliga cancerrisken ännu skulle ha börjat avta. Detta innebär en osäkerhet i upp— skattningen av vad det totala antalet cancerfall (h-T enligt sid 66 ) kan komma att bli. Medelåldern i befolkningen börjar emeller— tid bli hög. De som var 30 år vid bombningen är nu i 60—årsål— dern. Värdena i tabell 15 tyder på att platån (jfr sid 66) har uppnåtts. Överskottet av cancerfall var 1972 157 cancerfall. Det verkar osannolikt att det totala överskottet kan komma att uppgå till mer än 250 cancerfall även om en nergång i den årliga risken aldrig inträder.
Detta medger en grov uppskattning av den totala cancerrisken per rem vid akut bestrålning. 250 cancerfall bland 20 000 personer efter en medeldos på 85 rem motsvarar en risk av ca 150-10'6 per rem. De cancerfall som anges i tabell 15 är dödsfall i cancer.
Tabell 15: Förekomsten av samtliga cancertyper utom leukemi bland 20 000 överlevande från de atombombade japanska städerna. Talen anger antal dödsfall
tidsperiod förväntat antal verkligt antal "normala" fall fall 1950—1954 128 146 1955—1959 184 193 1960—1964 215 258 1965—1969 238 301 1970—1975 255 295 1950—1972 918 1 075
___—___———————_————_—___
(antalet fall för 1970—1975 har extrapolerats från iakttagelser åren 1970—1972)
Risken är alltså en mortalitetsrisk vilket betyder att morbidiv tetsrisken är högre.
Den amerikanska vetenskapsakademins "BEIR"—kommitté (Advisory Committee on the Biological Effects of Ionizing Radiations) an— ger i sin rapport 1972 att leukemirisken kan uppskattas till h = 1—2 leukemifall per miljon per år och rem. Om platålängden antas vara 20 år motsvarar detta en total leukemirisk av mellan 20 och 40 fall per miljonen per rem. BEIR—kommittén säger också (sid 160 i rapporten) att det slutliga totalantalet cancerfall av andra typer än leukemi mycket väl kan komma att överstiga an— talet leukemifall med en faktor 5 eller mer. Detta skulle inne— bära en totalrisk av 120—240 cancerfall per miljonen per rem. Även denna uppskattning gällde antalet dödsfall i cancer.
Såväl den uppskattning vi här har gjort på grundval av uppgif— terna från Japan som den uppskattning som gjorts av BEIR-kommit— ten på grundval av även ytterligare data tyder på en total can— cerrisk på drygt 10_4 per rem vad gäller mortaliteten.
Dessa uppskattningar gäller risken per rem vid höga stråldoser. Den internationella strålskyddskommissionen (ICRP) har tidigare publicerat riskuppskattningar med värdet 140—170 dödsfall per miljonen per rem. ICRst nuvarande, ännu ej publicerade riskupp- skattningar ligger något lägre när det gäller långvarig bestrål- ning med låg dosrat. I Lindell—Löfvebergs bok "Kärnkraften, män— niskan och säkerheten" (1972) summerades riskuppskattningarna till en total cancerrisk mellan 100 och 200 fall per miljonen och rem. För grova riskuppskattningar brukar man ange att can— cerrisken (mortalitetsrisken) är "av storleksordningen 1:10 000 per rem" vid kronisk bestrålning med låg dosrat.
Vi skall slutligen säga något om risken för speciella typer av cancer. Som vi redan nämnt är här osäkerheten ofta större än när det gäller den totala cancerrisken. Vi kommer att behandla dessa risker mer i detalj i bilagorna.
Vi har redan berört leukemirisken. De olika riskuppskattningarna är rätt likartade, vilket framgår av följande tabell:
Tabell 16: Mortalitetsrisken för leukemi, medelvärde för alla åldrar
k ttat ä d Källa till uppskattningen Upps a V r e
(fall per 106 och rem)
ICRP 1966 20 ICRP 1969 20 Gofman och Tamplin 1971 20—100 BEIR 1972 25—45 UNSCEAR 1972 15—50 ( Ur Japanmaterialet 1976 40
Troligt värde vid kronisk bestrålning och låg dosrat 25
Vad som inte framgår av denna sammanställning är att risken san- nolikt varierar med åldern. I ett avseende är detta uppenbart: den som är så gammal att den förväntade återstående livslängden är mindre än 20 år bör löpa en mindre risk att dö av leukemi än en yngre person. Även risken per år under platåperioden är emel— lertid högre för barn ehuru de kvantitativa uppskattningarna är osäkra. Enligt BEIR—kommittén skulle risken för barn under 10 år kunna vara dubbelt så stor som det värde vi ovan angett som tro— ligt för vuxna. Vid bestrålning i fosterstadiet skulle risken kunna vara 10 gånger så stor enligt BEIR och kanske 5 gånger så stor enligt ICRP. Gofman och Tamplin anger ännu högre värden. Rimliga antaganden med hänsyn till de olika uppskattningar som har gjorts ser ut att vara en risk av 20'10_6 per rem för vuxna, 50-10'6 för barn och 250-10"6 för bestrålning i fosterstadiet. Det är dessa risktal som leder till den genomsnittsrisk på 25-10'6 per rem som vi har angett i tabell 16.
När det gäller risken för sköldkörtelcancer kompliceras förhål- landena av den normalt höga frekvensen av godartade tumörer (no— dulära körtlar). Vid 30 års ålder skulle enligt en undersökning förekomsten av med fingrarna kännbara sådana tumörer vara 3% och vid 80 års ålder 77. Därutöver finns det hos friska personer en rätt stor förekomst av sköldkörtelcancer i latent form, med tu— mörer som är så små att de kan upptäckas först vid obduktion och ofta först sedan sköldkörteln snittats i tunna skivor och under— sökts mikroskopiskt. Dessa små tumörer kallas ibland kliniskt "ockult" cancer. Förekomsten kan enligt flera forskare vara så hög som 10-30% bland till synes helt friska personer. Vid obduk— tion av 3000 personer som utsatts för atombomberna i Japan fann man 536 fall av sköldkörtelcancer, men av dessa var 97% ockulta och bara 5 av patienterna hade dött av sin cancer.
Dessa förhållanden gör att man inte alltid finner enhetliga upp- fattningar om vad som verkligen är ett fall av sköldkörtelcancer.
Mortaliteten i sköldkörtelcancer är låg, ca 3—5% av antalet fall av kliniskt påvisbar sköldkörtelcancer. Latenstiden efter be— strålning varierar mellan 3 och 30 år och den högsta årliga ris— ken uppnås efter 30 år. Riskens varaktighet är ännu inte känd.
Den naturliga förekomsten av sköldkörtelcancer är olika för män och kvinnor, ca 160-10_6 per år för kvinnor och 80'10_6 per år för män. Den genomsnittliga risken, såsom medelvärde för alla åldrar, är ca 50-10_6 per rem, men med avsevärd skillnad mellan män och kvinnor: den är troligen 75-10_6 per rem för kvinnor och 25.10—6 för män.
Vi har redan nämnt den högre risken för barn, ca 200-10_6 för flickor och 40-10_6 för pojkar. Risken vid fosterbestrålning är möjligen dubbelt så hög, men ingen förhöjd risk har påvisats hos barn som bestrålats vid röntgenundersökningar av modern under havandeskapet, trots att sådan bestrålning gett en påvisbar ök— ning av leukemirisken.
Risken för bröstcancer har belagts genom studier av flera olika grupper av kvinnor: de som utsatts för atombomberna i Japan, kvinnor som skärmbildsundersökts för tuberkulos med ovanligt hö— ga stråldoser i Nova Scotia, samt kvinnor som röntgenbehandlats mot inflammation i bröstkörteln efter barnafödande. Samtliga un— dersökningar kan tolkas att stöda antagandet att risken för bröstcancer i åldersgruppen 10—35 år är ca 100'10_6 per rem (mortalitetsrisken). En nyligen avslutad undersökning kommer att publiceras från radiumhemmet i Stockholm. Den redovisar en stu— die av 1037 kvinnor som under åren 1927—1957 röntgenbehandlats för olika godartade bröstkörtelåkommor. Bland dessa kvinnor upp— trädde 135 fall av bröstcancer mot det förväntade antalet 49. Stråldoserna varierade från några få rad upp mot 4000 rad (över en lång tidsperiod). En analys av resultatet visar en morbidi— tetsrisk av 100-10”6 per rem. Eftersom botbarheten för bröstcan— cer är god om cancern behandlas på ett tidigt stadium är denna risk lägre än tidigare uppskattade, å andra sidan har man inte uppskattat antalet cancerfall som fortfarande kan uppträda inom gruppen.
Om man skall använda en riskkoefficient för hela befolkningen måste man räkna med en lägre medelrisk, dels på grund av att män inte löper risk för bröstcancer, dels för att risken är lägre i andra åldersgrupper. För sådana riskuppskattningar bör man räk— na med faktorn 25'10_6 per rem.
Risken för lungcancer är bäst belagd efter intern bestrålning från dotterprodukter av radon—222 bland gruvarbetare. Risken per rem blir beroende av om man anger stråldosen i hela lungan eller i det mest bestrålade bronkepitelet. På grund av svårigheten att redovisa en väl definierad dos i de fall där, såsom vid be— strålningen från radondöttrar, strålningen är alfastrålning med kort räckvidd, brukar man ofta relatera risken till radondotter— expositionen som kan sägas vara produkten av genomsnittlig radon- dotterkoncentration i luften och exponeringstiden. Radondotter— expositionen anges ofta i en särskild enhet, WLM (Working Level Month). Om man gör en omräkning till stråldos och utgår från ob— servationen att lungcancerrisken (mortalitets— och morbiditets— risk ungefär lika) är ca 200-10'6 per WLM samt att 1 WLM ger ca
1 rad i bronkepitelet och 0,2—0,5 rad i hela lungvävnaden blir riskkoefficienten med Q=10 för alfastrålningen 20-1F6 per rem i bronkepitelet och 40—100-1O_6 per rem i hela lunguL
För bentumörer är den kritiska vävnaden cellerna på bemytorna dår celldelning försiggår. Riskuppskattningarna kan göras på grundval av iakttagelser av bensarkom bland lysfärgsarbeterskor som genom att slicka på penseln fått i sig radium—2i6 från radi— umhaltig lysfärg. Radium—226 fördelar sig i hela beivävnaden och man kan godtyckligt relatera risken till medeldosen i ben— vävnaden, vilket förr var vanligast, eller till de kritiska yt— cellerna; riskkoefficienterna blir olika i de båda fallen.
Radium—224 har injicerats i patienter i terapeutiskt syfte. Ge— nom att det är mycket kortlivat (halveringstid 3,6 dygn) hinner det inte tränga in på djupet i benet utan sönderfaller i ytskik— tet. Det betyder att radium—224 ger en mycket högre dos i ytcel— lerna än radium—226, räknat per samma medeldos i hela benvävna— den. Riskkoefficienten för radium—224 och radium—226 blir därför densamma om den relateras till dosen i ytcellerna men olika om den relateras till medeldosen i benet. Denna kunskap är viktig för riskuppskattningar för plutonium som oavsett halveringstid stannar i benets ytskikt. Erfarenheterna av cancerförekomsten efter injektion av radium—224 kan därför användas vid riskupp— skattningen för plutonium, särskilt som omfattande experiment med såväl plutonium som radium—224 och radium—226 på hundar har kompletterat bilden. '
För radium—224 är stråldosen i benets ytskikt 9 gånger så stor som medeldosen i hela benvävnaden. För radium—226 är den bara ca 2/3 av medeldosen i benet. En analys av de undersökningar som gjorts tyder på att risken för bencancer är ca 2—5'10'6 per rem i benets ytceller.
I samband med riskuppskattningar för plutonium har man frågat sig om inte den mycket höga stråldosen nära en plutoniumpartikel i exempelvis lungorna skulle kunna medföra en mycket högre can— cerrisk än om plutoniet vore jämnt fördelat i lungorna och inte i partikelform. En mängd utredningar har företagits i denna frå— ga. Den brittiska Royal Commission on Environmental Pollution som under 1976 publicerade en rapport om Nuclear Power and the Environment lade särskild vikt vid denna fråga och lät utreda den genom ett antal olika experter. Deras slutsats som överens— stämmer med de slutsatser som har publicerats av amerikanska ex— pertgrupper är att man inte felbedömer risken från plutonium om man beräknar den som om plutoniet vore jämnt fördelat i lungorna.
I detta sammanhang bör nämnas att den dominerande cancerrisken från plutonium följer inandning av plutonium. Om det är i löslig form transporteras det från lungorna till benvävnaden. Är det i olöslig form stannar det i lungorna och medför en risk för lung— cancer. Plutonium är dock inte, såsom ibland sägs, det giftigaste ämne man känner till. "Giftighet" måste relateras till något mängdmått, t ex vikten. Per viktsenhet ger plutonium—239 och de andra plutoniumisotoperna lägre stråldoser än många andra ämnen av betydelse i strålskyddssammanhang, om plutoniet tillförs krop— pen via svalget. Jod-131 ger exempelvis nära 5 miljoner gånger så hög stråldos per viktsenhet och även andra nuklider, såsom
Strontium—90, cesium—137, radium—226 och radon—222 ger högre stråldoser än plutonium—239.
vid inandning blir plutonium 5000—10000 gånger så farligt per viktsenhet som vid intag via svalget. Stråldosen från pluto— nium—239 blir ungefär densamma som från radium—226. Fortfarande ger dock jod—131 en mycket högre stråldos per viktsenhet, ca 400 gånger så hög, ehuru i sköldkörteln som är ett mindre livsviktigt organ än lungor och benvävnad. Radon—222 ger dock, via sina dot— terprodukter, ca 70 gånger så stor stråldos i lungorna. Det är inte en exceptionellt hög radiotoxicitet som gör plutonium far— ligt utan snarare de stora mängder i vilka plutoniet till skill— nad mot de andra ämnena kan förekomma.
2.3.4. Genetiska strålverkningar
Det är sedan Hermann Mullers experiment med bananflugor på 1920— talet känt att strålning kan förändra arvsanlagen genom mutatio— ner, En mutation innebär en förändring i de anlagsbärande delar— na, generna, i könscellernas kromosomer. Kromosomerna är de stör— re kroppar, innehållande DNA—molekyler, som bär på vår arvsmassa. Strålning kan också förorsaka grova strukturella skador på kro—
mosomerna, s k kromosomaberrationer.
Mutationer och strukturella kromosomskador förekommer "spontant". Orsaken kan vara påverkan av naturlig strålning, kemikalier, värme eller virus. Om inte detta skedde skulle skadliga arvsan— lag så småningom elimineras genom naturlig selektion. Med muta— tioner upprätthålls i den mänskliga arvsmassan en jämvikt mellan mutation och selektion, vilket leder till ett konstant underhål— let antal muterade och oftast skadliga gener.
Om mutationsfrekvensen ändras så att antalet mutationer per gene— ration blir större kommer antalet skadliga anlag i arvsmassan att öka tills en ny jämvikt uppnås.
De skadliga anlagen leder till förekomsten av individer med ärft— liga sjukdomar eller handikapp. Om mutationsfrekvensen ökar med en viss bråkdel och vidmakthålls på den högre nivån under många generationer kommer antalet personer med genetiskt betingade sjukdomar eller handikapp per generation också att öka med samma bråkdel.
En del anlag är dominanta, andra recessiva. Om en person ärver ett dominant anlag från den ena föräldern och ett recessivt an— lag från den andra kommer han att få den egenskap som bestäms av det dominanta anlaget. Ett rent recessivt anlag kommer inte till uttryck förrän en person ärver samma anlag från båda föräldrarna.
En mutation som skapar ett skadligt dominant anlag leder till att en skada manifesteras redan i den första barngenerationen som ärver detta anlag. Om skadan är av stor svårighetsgrad uppnår de skadade individerna aldrig vuxen ålder och får inga barn. Ett så— dant dominant anlag elimineras således snabbt ur befolkningen.
Om anlaget är dominant men mindre skadligt kommer anlagsbärarna att uppvisa något handikapp men kan sätta barn till världen. Ska— dan förs då vidare från generation till generation. Om inte sam— ma typ av anlag underhålls genom fortsatta mutationer kommer
emellertid den naturliga selektionen att verka mot anlagsbärarna och på lång sikt försvinner anlaget ur befolkningen.
Om anlaget är recessivt kommer det att dröja mycket länge innan det försvinner. Om det är ett enstaka anlag kommer slunoen att avgöra om det förs vidare till varje ny generation. Varje föräld— rapar får i genomsnitt två barn om vi föreställer oss en befolk— ning där alla är barnalstrande och antalet personer är constant. Den förälder som bär på ett skadligt recessivt anlag kan ge an— tingen det anlaget eller det normala dominanta anlag son han ockå så här på till varje barn. Varje barn har således en sannolikhet av 1:2 att slippa det skadliga anlaget. De två barnen har därför tillsammans sannolikheten 1:4 att gemensamt slippa anlaget. I så fall går det förlorat genom slumpens — inte selektionens — inver— kan. Det finns emellertid en sannolikhet på 2:4 att ett av barnen skall få det skadliga anlaget och 1:4 att båda barnen skall få det. I genomsnitt kommer därför 1/4x0 + 2/4x1 + 1/4x2 = 1 barn i varje generation att föra anlaget vidare. Om en viss mängd re— cessiva anlag har tillförts en generation kommer därför i genom- snitt samma antal anlag att föras vidare till nästa generation. Om anlagsbärarna är få och befolkningen är stor kommer sannolik— heten att det skadliga anlaget skall elimineras genom att en per— son får samma anlag från båda föräldrarna att vara mycket liten.
Genom experiment på möss och bananflugor har man kunnat studera dos—responssamband efter bestrålning med joniserande strålning. Det har däremot inte varit möjligt att klart belägga förekomsten av genetiska strålverkningar på människan. Det finns dock ingen orsak att tro att människan skulle avvika från de verkningsmeka— nismer som har konstaterats för djur. Orsaken till att man inte har några observationer när det gäller människan är helt enkelt att risken är så liten.
I avsaknad av direkta iakttagelser på människor är vi hänvisade till djurexperiment. Från musexperiment har man kunnat uppskatta mutationsfrekvensen per rem för enstaka anlag (loci). Om det vo— re möjligt att uppskatta det totala antalet loci hos människan skulle den totala mutationsfrekvensen per rem kunna uppskattas. UNSCEAR har under årens lopp gjort olika gissningar på antalet loci men underlaget är mycket svagt.
En framkomligare väg har varit att försöka uppskatta dubblings— dosen för mutationer. Dubblingsdosen är den stråldos som tillför en generation lika många nya muterade anlag som den normalt skul- le ha tillförts genom spontana mutationer. Dubblingsdosen för ett antal studerade anlag hos möss visar sig ligga mellan 16 och 51 rem vid akut bestrålning. Amerikanska försök på möss har visat att kronisk bestrålning med låg dosrat bara är 1/3 så verknings— full. Om dubblingsdosen för samtliga anlag antas vara 30 rem vid akut bestrålning är 100 rem ett rimligt antagande för kronisk bestrålning.
Om dubblingsdosen är 100 rem kommer mutationsfrekvensen (antalet muterade anlag per generation) att öka med 1% om varje generation får en tillskottsdos på 1 rem. En vidmakthållen stråldos av 1 rem per generation kan därför väntas öka frekvensen genetiskt beting— ade skador med 17. När den nya jämvikten mellan selektion och mu— tation har uppnåtts kommer det ökade antalet skador per genera—
tion att vara lika med det totala antal skador, över alla kom— mande generationer, som följer efter det att endast en genera— tion har bestrålats med 1 rem. Detta illustreras med de streck— ade ytorna i figur 24.
skadehekvens iprocentav det naturhgt förekonunande antdetskador
101%
nytt jämviktsvärde
100%
ursprunglig jämvikt
samma antal skador
* antalgeneradoner
Figur 24: Illustration av ändringen i antalet skador per genera— tion efter det att stråldosen ökat med 1 rem per gene- ration (A) eller med 1 rem under en generation (B)
Den naturliga förekomsten av ärftligt betingade skador har pub— licerats av engelska och kanadensiska forskare. Det antal man numera räknar med är (i procent av antalet födda barn):
1% skador till följd av dominanta och könskromosom— bundna anlag
0,1” skador till följd av recessiva anlag 0,4% skador till följd av strukturella kromosomskador
9% medfödda miSsbildningar och sjukdomar med en viss genetisk komponent
Totalt skulle alltså över 10% av alla nyfödda barn förr eller senare drabbas av någon sjukdom eller skada av genetiskt ur— sprung.
Av dessa skador utgör emellertid de sista 9 procenten skador som endast delvis har genetiskt ursprung. UNSCEAR räknar med att "mutationskomponenten" för dessa skador är 5% vilket reducerar siffran 9 till 0,45.
Mot denna bakgrund kan vi räkna ut det totala antalet genetiska
skador över alla kommande generationer sedan en befolkning har fått en genetiskt relevant kollektivdos av 1 miljon manrem. Det— ta kan innebära 1 rem till vardera av 1 miljon personer med ge- nomsnittlig förväntan på barn, eller 2 rem till var och en i en befolkning av 1 miljon personer där bara hälften har genomsnitt— lig förväntan på barn, etc.
Tabell 17: Antal genetiskt betingade skador per miljon manrem till den reproduktiva delen av befolkningen.
M_—
Typ av skada Spontan före— Antal ärftliga skador komst per
_ l . - miljon födda over al l forsta
framtid generationen
___—___—
Dominanta och köns— kromosombundna 10 000 100 20 Recessiva 1 000 10 1 Kromosom—
aberrationer 4 000 40 40
Missbildningar och sjukdomar med ärft— lig komponent 90 000
Totalt antal skador: 105 000 195 66 Varav dock endast ca 4500 av genetiskt ursprung
Av de 195 skador som inträffar per miljon manrem till den repro— duktiva delen av befolkningen inträffar således 66 redan i den första generationen och huvudparten inom de närmaste generatio— nerna. De dolda recessiva anlagen kommer att ge ett totalt antal skador som endast är S% av totalantalet skador. Dessa skador kom- mer att vara fördelade över ett stort antal år.
Om strålnivån höjs med 1 rem per generation för all framtid kom— mer skadefrekvensen att öka till ett nytt jämviktsvärde där an— talet skador till följd av recessiva anlag utgör S% av det tota— la antalet genetiska skador.
Vi kan med ett exempel belysa tabellens innebörd. Antag att den naturliga strålnivån höjs med 10 mrem per år under 30 år, dvs en generation. Stråldosen till denna generation blir då 300 mrem. Den genetiskt reproduktiva delen av befolkningen är 30/10 av to— talantalet personer (30 år är generationsperioden och 70 år är medellivslängden). I en befolkning på 10 miljoner individer kom— mer den genetiskt si nifikanta kollektivdosen därför att vara 3/7x0,3x107 = 1,3-10 manrem. Detta innebär ett totalantal av 1,3x195e5250 fall av genetiska skador varav ca 85 inträffar i den första generationen med i genomsnitt 3 skador per år. Övriga ska— dor fördelas på kommande generationer varav 13 fall av skador till följd av recessiva anlag fördelas över ett mycket stort an— tal generationer.
Om strålnivån även i fortsättningen är förhöjd med 10 mrem per år, dvs 300 mrem per generation, kommer när jämvikt uppnåtts an—
talet skador per generation att vara 250, dvs ca 8 skador per år.
2,4 METODIK FÖR RISKBEDÖMNINGAR OCH BEDÖMNING AV SKYDDSINSATSER
En ständig källa till missförstånd är att ordet "risk" i vanligt språkbruk har två olika, men lika vanliga, betydelser. I frågan ”Vad löper jag för risk om jag korsar gatan mot rött ljus" bety— der "risk" den typ av obehag som kan drabba mig och svaret blir: "Du kan få böta och Du kan i värsta fall bli överkörd". I frå— gan: "Vad är risken för att jag skall bli överkörd" betyder ris— ken sannolikheten för att den preciserade formen av obehag skall drabba mig. Det är den senare betydelsen av risk vi använder i denna rapport: risk betecknar sannolikheten för en olycka, skada eller sjukdom.
Om ett stort antal personer, N, utsätts för en genomsnittlig individuell risk ; (streck över en symbol brukar beteckna att man avser ett genomsnittsvärde) för att drabbas av en viss typ av skada, kallar man produkten r-N för väntevärdet på antalet skadade personer.
Om det gäller flera olika typer av skada kan man räkna ut vänte— värdet på antalet skador av varje typ, men det är inte alltid rättvisande att summera dessa väntevärden. Antag att man för en grupp personer funnit att antalet olycksfall med dödlig utgång har väntevärdet 10 för en given tidsperiod under det att vänte— värdet på antalet skadade personer under samma tidsperiod är 200. Hur skall man med ett enda tal kunna ange den totala bördan av det som väntas inträffa? Inom försäkringsväsendet talar man om skador av olika invaliditetsgrad. Om det vore möjligt att sä— ga att, åtminstone som en riktlinje för samhällets planering, 100 olyckor i det givna exemplet är en börda som motsvarar ett dödsfall, skulle den totala bördan bli 10 dödsfall och 2 "döds— fallsekvivalenter" av olyckor, dvs det totala väntevärdet skulle bli 12 "dödsfallsekvivalenta" olyckor. En sådan viktning av oli— ka typer av skador med hänsyn till den börda de kan anses inne- bära är naturligtvis mycket svår och det råder säkert delade me— ningar om hur den skall utföras. För samhällets planering måste emellertid någon slags viktning utföras. Även om man fattar be— slut utan att analysera konsekvenserna kommer beslutet att med— föra ett omedvetet ställningstagande.
Det väntevärde som kan beräknas sedan antalet skador av olika slag viktats med hänsyn till skadans svårighetsgrad har av den internationella strålskyddskommissionen (ICRP) getts namnet detriment (= skada, förfång, men). Eftersom man här har gett ett existerande engelskt ord en speciell betydelse som inte täcks av något existerande svenskt ord, har vi valt att direkt över— föra ordet "detriment" till den svenska texten.
Vi rekommenderar en enhetlig terminologi vid riskbedömningar. Ett exempel på hur missförstånd kan uppstå är den svenska närför läggningsutredningens ordval. I utredningens betänkande sägs (sid 10): "Begreppet risk används i utredningen genomgående i betydelsen sannolikhet gånger konsekvens, vilket i andra samman— hang också kallas "väntevärde". Om exempelvis sannolikheten för en viss olycka är ett per 10 000 år och olyckans konsekvens 100
fall av en viss sjukdom, är således risken eller väntevärdet 0,01 sjukdomsfall per år, eller 1 fall per 100 år". På sidorna 159—160 av utredningens betänkande sägs inom tio rader (vår kur— sivering): "Risken att dö varierar med individens ålder... ... I tabellen har endast sådana risker tagits med som den enskilde individen inte själv kan påverka.... Skall risker från olyckor med olika antal offer redo— visas på sådant sätt att riskens beroende av olycks— storleken framgår...."
I detta stycke används "risk" i de två ursprungliga betydelserna under det att "olycksstorlek" uppenbarligen inte relateras till "risk" i den betydelse utredningen inledningsvis definierade. Om man vill använda ett ord att beteckna det faktiska antal ska— dor som i en given situation inträffade, till skillnad mot det statistiskt förväntade, kan man tala om utfall till skillnad mot väntevärde.
2.4.1. Samband mellan detriment och stråldos ___—__
Vi har tidigare visat att det finns skäl att basera riskbedöm— ningarna på antagandet om direkt proportionalitet mellan strål— dos och individuell risk för cancer. Man kan således skriva r = k-D, där r är den totala risken för cancer och k är den riskkoefficient som anger cancerrisken per enhet av stråldos (dosekvivalent), dvs per rem.
I många fall gäller sambandet den totala cancerrisken vid hel— kroppsbestrålning. Om bara något enstaka organ bestrålas gäller en särskild riskkoefficient för de former av cancer som i så fall kan uppstå.
Eftersom väntevärdet på antalet cancerfall i en befolkning på N personer som erhållit en genomsnittlig stråldos D vilket leder till en genomsnittlig extra cancerrisk r blir
E-N = k-D-N
kan man också_säga att väntevärdet på antalet cancerfall blir k-S, där S = D-N är den kollektiva stråldosen till de N perso— nerna.
Väntevärdet på antalet cancerfall är alltså proportionellt mot den kollektiva stråldosen. Detta förutsätter att riskkoefficien— ten k ger morbiditetsrisken.
För att erhålla detrimentet, dvs det väntevärde där varje cancer— forms skaderisk har viktats med avseende på skadans allvarlig— hetsgrad, måste vi finna någon lämplig viktningsfaktor. Sköldkör— telcancer är exempelvis en mycket mindre allvarlig skada än leu— kemi eller lungcancer eftersom botningsprocenten är hög. En möj— lig viktningsfaktor är dödlighetsprocenten i respektive cancer- sjukdom. Den viktningen är redan gjord om vi använder riskkoef— ficienter som anger mortalitetsrisken istället för morbiditets- risken. Vi underskattar då detrimentet något eftersom vi inte räknar med det lidande som även en botad cancersjukdom innebär. Å andra sidan är vid helkroppsbestrålning skillnaden mellan den totala mortalitets— och morbiditetsrisken inte högre än en faktor 2—3 varför felet i detrimentuppskattningen inte blir stort.
Risken för genetiska skador bör viktas på motsvarande sätt. Det innebär att de skadeantal vi tidigare har gett överskattar mor— talitetsrisken och egentligen borde reduceras vid detrimentbe— räkningar. Så brukar dock inte ske, vilket man bör vara medveten om.
Ett detriment kan i princip räknas ut för hur liten grupp perso— ner som helst och i extremfallet för en enstaka individ. Detri— mentet för en individ blir med de förutsättningar vi här har gett detsamma som hans risk att dö av cancer. Ibland brukar man lägga till risken för att hans egna barn skall få några svåra ärftliga skador till följd av bestrålningen av honom själv.
2.4.2. Detrimentjämförelser
Ett detriment kan relateras antingen till en individ eller till en verksamhet. De jämförelser som kan göras i dessa båda fall sammanblandas ofta, vilket leder till missförstånd.
2.4.2.l .Detrimentet för en individ
Det individuella detrimentet, dvs den risk som en individ löper att dö av cancer eller att få barn med allvarliga ärftliga ska— dor, är av omedelbart intresse för honom själv. Jämförelser med andra risker som drabbar individen är relevanta eftersom det är summan av alla risker som avgör om individens situation är accep— tabel eller inte, ur hans egen synvinkel.
Eftersom strålrisken för en individ är direkt proportionell mot stråldosen är det också rimligt för individen att bedöma extra dostillskott mot bakgrunden av vilka övriga stråldoser han ut— sätts för och, framför allt, hur dessa varierar.
Bortsett från medicinsk strålbehandling samt olyckssituationer kan ingen individ från de strålkällor som finns i samhället få stråldoser som kan leda till skador av akut natur. De enda stråk risker man behöver räkna med är alltså risker av stokastisk na— tur, dvs riskerna för cancer och genetiska skador.
Utöver jämförelser med andra stråldoser kan jämförelser med and- ra risker vara av intresse för individen. Vid sådana riskbedöm— ningar spelar det en stor roll om det gäller frivilliga eller påtvingade risker. Många risker som är till synes frivilliga är dock ofrånkomliga i det moderna samhället. Det spelar också en stor roll om man kan vara säker på att ett risktillskott är unikt eller om det är bara ett av många och därför ett tecken på en utveckling som man tidigt vill reagera mot med tanke på framtida konsekvenser.
Många av de stråldoser som individer kan utsättas för när det gäller radioaktiva miljöföroreningar kan inte ses isolerade från vad som kan komma att ske under kommande år. Många radioaktiva ämnen är långlivade och kommer efter ett utsläpp att finnas kvar i atmosfären eller i marken. Det faktum att man erhåller en viss stråldos under innevarande år kan betyda att det är oundvikligt att man från samma källa kommer att erhålla stråldoser också un— der kommande år.
Om en individ skall ta ställning till om en verksamhet eller ett
utsläpp av radioaktiva ämnen kan accepteras med tanke på de ris— ker han själv utsätts för måste han därför räkna med att det som sker inte bara ger honom en omedelbar stråldos samma år utan ock— så innebär en inteckning i hans dosbelastning under kommande år. För denna typ av bedömning har begreppet dosinteckning införts.
Årsdos Hogsxa uHåten årsdos
IIIHIäIIII
luiiilällll
%
Wanna-elll- 44%
3 4
%, /
1 2
mum-m----
5 6 7 B 9 10 11 1Zår
Figur 25: Illustration av begreppet dosinteckning.
(Ur Lindell—Löfveberg: Kärnkraften, människan och säkerheten)
I figur 25 illustreras bidragen till årlig stråldos från en verksamhet som varje år släpper ut samma mängd av radioaktiva ämnen i miljön. Varje årsutsläpp kommer att ge stråldoser under de fyra följande åren: dosen A det första året, B det andra, etc Årsdoserna från olika års utsläpp adderas till varandra och ef— ter en tid nås ett jämviktsvärde där årsdosen blir A + B + C + D. Detta är emellertid lika stort som summan av årsdoserna från ett års utsläpp, dvs dosinteckningen från ett års utsläpp.
Den allmänna regeln vid konstanta årsutsläpp är alltså att den årliga stråldosen i ett framtida jämviktsläge är lika med dos— inteckningen från ett års utsläpp.
Om man vill förvissa sig om att den framtida stråldosen aldrig skall överstiga ett överenskommet gränsvärde per år, måste man därför se till att varje årsutsläpp av radioaktiva ämnen begrän— sas så att dosinteckningen snarare än den tillfälliga årsdosen understiger gränsvärdet.
Om det är fråga om mycket långlivade ämnen som försvinner mycket långsamt ur miljön kommer det teoretiskt sett att dröja årtusen— den innan en jämvikt uppnåtts (jämvikten innebär att det har ackumulerats så mycket av det radioaktiva ämnet i miljön att det råder en balans mellan de mängder som tillkommer genom fortsatta utsläpp och de mängder som försvinner genom radioaktivt sönder— fall eller annan förlust av ämnet, t ex genom sedimentering till havsbottnarna_
I realiteten kommer emellertid i så fall den högsta mängden av ämnet i framtiden, och därmed den högsta årliga stråldosen, att bestämmas av den verksamhetsperiod under vilken utsläpp av äm— net pågår. Om i det exempel som illustreras i figur 25 verksam; heten bara pågår två år, kommer den maximala årsdosen bara att bli A + B. Om den fortsätter tre år blir den maximala årsdosen
A + B + C. Den maximala framtida årsdosen blir således lika med den "stympade" eller "ofullständiga" dosinteckningen från ett års utsläpp, där man i stället för att summera alla framtida årsdoser från detta utsläpp bara har fortsatt summeringen under en tidsperiod som är lika lång som verksamheten med utsläppen väntas pågå. När det gäller kärnkraftindustrin har exempelvis UNSCEAR för denna typ av beräkning antagit en verksamhetsperiod av 500 år och avser med en "incomplete dose commitment" en sum— mering av årsdoserna för ett års verksamhet över en period av 500 år. Samma summeringsperiod har rekommenderats i en gemensam publikation från de nordiska ländernas strålskyddsmyndigheter.
I stället för att hänföra dosinteckningen till ett år av verk— samheten kan man när det gäller kärnkraftindustrin hänföra den till någon enhet för producerad energi, t ex uttrycka den per terawattimme (TWh). Vanligare är att uttrycka den per MWår elek— trisk energi. 1 MWår är då en energienhet lika väl som 1 TWh och omräkningsfaktorn innehåller antal timmar per år.
När det gäller stråldoser till personalen är det inte särskilt rättvisande att räkna dem per MWår producerad elektrisk energi. De största dosbidragen erhålls under underhålls— och repara— tionsarbete, vid bränslebyten, etc. när reaktorn inte är i drift och därför inte producerar några MWår. Ett år med mycket repa- rationsarbete och få MWår kan ha gett höga stråldoser. Räknade per MWår blir värdena ännu högre. Detta är rättvisande så till— vida att det visar att dosbelastningen per producerad MWår var hög, vilket är otillfredsställande. Det är å andra sidan miss- visande genom att det inte medger prognoser.
En annan möjlighet är att uttrycka stråldoserna och dosinteck— ningarna per installerad MW elektrisk effekt och år. Detta blir dimensionsmässigt också MWår, men oberoende av hur mycket elek- trisk energi som faktiskt har producerats. Detta sätt att ut— trycka doser och dosinteckningar är nödvändigt för prognosända— mål och när man vill sätta dosgränser. En gräns för dosinteck— ningen bör hänföras till ett års verksamhet och relateras till anläggningens storlek, dvs uttryckas per installerad MW och år. Om gränsvärdet uttrycktes per producerad MWår skulle gränsen sänkas de år anläggningen hade driftssvårigheter och därmed större svårighet att begränsa stråldosen. Ihållande driftssvå— righeter bör möjligen föranleda ekonomiska sanktioner, vilket också blir en automatisk följd om anläggningen inte kan levere— ra ström. De bör inte därutöver bestraffas med ökade strål—
skyddskrav.
2.4.2.2 Detrimentet för en verksamhet
Om det kollektiva detrimentet inte relateras till någon begrän— sad grupp — såsom invånarna i ett visst samhälle eller befolk— ningen inom det egna landet — utan beräknas för hela jordens befolkning, kan det beräknas som k-S. Detta är produkten av riskkoefficienten för cancermortalitet plus allvarliga ärftliga skador och den globala kollektivdosen. Den senare är i sin tur lika med produkten av antalet människor på jorden och deras ge— nomsnittliga stråldos, eller, vilket är samma sak, summan av stråldoserna till alla människor på hela jorden.
Om man vill ha det totala detrimentet per enhet av verksamheten,
t ex per ett års drift eller per producerat MWår, bör man summe— ra individernas dosinteckningar snarare än deras årliga doser. I praktiken summerar man de totalt förväntade stråldoserna till alla individer, nu levande och ännu ej födda. Denna summa blir den globala dosinteckningen och kan alltså relateras till exem— pelvis ett producerat MWår elektrisk energi eller per MWår med innebörden per MW installerad elektrisk effekt och år.
Det så beräknade globala detrimentet över all framtid kan använ— das i flera syften:
(a) För bedömning av önskvärdheten av verksamheten;
(b) För val mellan alternativa verksamheter för samma ändamål;
(c) För optimering av skyddsinsatser:
I praktiken är dessa bedömningar så sammanvävda att det är svårt att helt särskilja dem. Varje verksamhet bör givetvis vara opti- merad med hänsyn till skyddsinsatserna. Om man beräknar detri— mentet vid olika ambitionsnivåer på skyddsinsatserna kan man uppskatta hur långt det är rimligt att driva skyddet med hänsyn till den förväntade ytterligare minskningen av detriment.
Man kan därefter jämföra olika verksamheter som alternativt kan användas för att nå samma ändamål. För elkraftproduktionen inne— bär detta en jämförelse mellan olika alternativa kraftkällor för en och samma produktion av elektrisk energi. I denna jämförelse är hälsodetrimentet en av flera relevanta faktorer.
Om man har lyckats välja bland de tillgängliga alternativen åter— står samhällets bedömning av önskvärdheten, bl a med tanke på hälsodetrimentet, att bedriva verksamheten ifråga (t ex en ökad elenergiproduktion).
För samtliga dessa tre typer av bedömningar behövs en bedömning av hälsodetrimentet. När det gäller de skador som kan uppkomma till följd av strålning är det globala detrimentet proportio— nellt mot den globala dosinteckningen.
En målsättning för detrimentbedömningen av kärnkraften är därför en beräkning av den globala dosinteckningen per MWår (i någon av de betydelser vi nämnt).
Beräkningen av den globala dosinteckningen innebär en summering av individuella stråldoser utan någon begränsning i tid och rum. Det innebär i sin tur en addering av stråldoser som ofta utgör ytterligt små tillskott till de stråldoser individen får från annat håll. Många har ifrågasatt meningsfylldheten i att summera stråldoser som är helt försumbara jämfört med variationerna i den naturliga strålningen. Man resonerar som så att en verksam— het som ger stråldoser som är så små att de är försumbara för varje individ måste vara acceptabel även med tanke på sina tota— la skadeverkningar.
Detta är dock ett logiskt felslut. Orsaken till att en låg strål— dos är försumbar för en individ, jämfört med andra stråldoser och risker han utsätts för, är inte att individen gör någon risk—nytta bedömning av den verksamhet som ger stråldosen. En risk som ingen bekymrar sig över som individ kan om den delas av
alla individer i en stor befolkning ge ett väntevärde på skada som inte står i proportion till den nytta samhället har av den riskskapande verksamheten.
Detrimentet av en given verksamhet måste jämföras med nyttan av samma verksamhet eller med detrimentet av alternativa verksam— heter i samma syfte (t ex produktion av en viss mängd elektrisk energi). Till skillnad mot individens bedömning av sin egen risk är det därför inte relevant att visa att andra verksamheter, i helt andra syften, ger större detriment. Det är inte heller re— levant att visa att den globala årliga kollektivdosen från na— turlig strålning är mycket större än den globala kollektivdosen från kärnkraft. En sådan jämförelse är bara en upprepning av den jämförelse individen gör av sin risk, uppskalad till att gälla hela jordens befolkning.
Detrimentet och den globala kollektivdosinteckningen av en verk— samhet måste relateras till verksamheten i fråga och inte till någonting annat.
Ett undantag gäller bedömningen av den optimala skyddsinsatsen. I detta fall kan det vara önskvärt att relatera minskningen i kollektivdosinteckningen till kostnaden av skyddsåtgärderna för att kunna bedöma om man för samma medelinsats kan få en större detrimentminskning inom något helt annat område. För att kunna optimera skyddsinsatserna har man när det gäller strålskyddsåt— gärder ansett det vara rimligt att eliminera stråldoser om man har kunnat åstadkomma en kollektivdosminskning till en kostnad av mellan 1000 kr och 5000 kr (1000 $) per manrem. Om summan av det somatiska och genetiska detrimentet kan antas vara 2'10" dödsfallsekvivalenta skador per manrem, innebär detta en under— förstådd villighet att betala mellan 5 miljoner och 25 miljoner kronor för att rädda ett slumpartat riskerat människoliv. Detta sätt att räkna kräver ett extra randvillkor: nämligen att det finns särskilda dosgränser som garanterar att ingen individ ut— sätts för en påtagligt hög risk.
De dosgränser som rekommenderas av ICRP och tillämpas i de fles— ta länder är vid helkroppsbestrålning 5 rem per år för personer i strålningsarbete och 0,5 rem per år för övriga individer.
De individer som under en lång följd av är (motsvarande latens— tiderna för cancer) utsätts för bestrålning vid dosgränsen lö— per - om vi antar att det finns en mot stråldosen proportionell cancerrisk även vid låga stråldoser och att riskkoefficienten är 2-10'4 per rem — en årlig extra dödsrisk, inkluderande risken för allvarliga ärftliga skador på hans barn, på 1000-10”6 per år som strålningsarbetare och 100-10"6 per år som individ i samhäl— let. Som jämförelse kan nämnas att dödsrisken i industrier som brukar betraktas som "säkra" ligger under 100-10_6 per år. Risk— siffrorna för industrier gäller emellertid industrin som helhet. Som vi tidigare nämnt ligger medeldoserna i strålningsarbete under 0,5 rem per år och det är sällsynt att någon överskrider dosgränsen något år. För allmänheten är det endast medicinsk be— strålning och naturliga strålkällor — som båda är undantagna från ICRPs dosbegränsning — som i realiteten leder till högre årsdoser än 0,05 rem (50 mrem).
Dosgränserna är övre tak för att garantera att ingen individ ut—
sätts för påtagliga risker. Den grundläggande strålskyddsrekom- mendationen är att alla stråldoser skall hållas så låga som det är rimligt möjligt. Det är vid denna bedömning som en referens till mellan 1000 och 5000 kr per manrem är till hjälp. En situa— tion där medeldosen i strålningsarbete ligger högre än 1/10 av dosgränsen börjar avvika från vad som är önskvärt och om medel— dosen närmar sig dosgränsen är situationen otillfredsställande, bl a på grund av risken att få stråldoser nära dosgränsen under en lång följd av år.
Dosgränsen för andra än de som arbetar med strålning är, som vi nämnt, avsevärt högre än de stråldoser som verkligen förekommer. Det är möjligt att detta kommer att leda till en sänkning av dosgränsen i framtiden.
En yrkeskategori har, utan att ha betraktats som strålningsarbe— tare, tills början av 1970—talet utsatts för stråldoser utöver FZRPs rekommenderade dosgränser. Det är gruvarbetarna som be— fanns arbeta i en oväntat hög radonkoncentration i luften. Om— fattande åtgärder för att förbättra ventilationen har nu radi— kalt förbättrat situationen.
2 . 4 . 2 . 3 Åskådliggörande av strålriskerna
Det är svårt och ovant för många att få någon känsla för inne— börden av låga risktal. Det är lättare att förstå innebörden av ett detriment av några cancerfall per år bland befolkningen, men det är svårt att få en känsla för individuella risker. Den rent subjektiva uppfattningen av en risk är av stor betydelse för be— slutsfattandet. Förhållandena har i Sverige studerats vid bl a psykologiska institutionen vid Göteborgs universitet och av ingenjörsvetenskapsakademin.
När det gäller individuella strålrisker är det kanske enklast att göra jämförelser mellan dostillskotten och variationerna i den naturliga stråldosen, men man får inte utgå från antagandet att den naturliga strålningen är ofarlig.
Ett annat sätt att åskådliggöra strålrisker är att bygga vidare på rekommendationen att det kan vara befogat att satsa 1000 kr per manrem för att eliminera stråldoser. Varje extra stråldos på 1 millirem kan då sägas spoliera strålskyddsinsatser till ett värde av en krona. Den naturliga strålningen ger oss stråldoser som det skulle vara värt 100 kr om året att bli av med. En tand— röntgenexponering motsvarar en "kostnad" av en krona, en skärm— bildsundersökning däremot ca 100 kr. En årlig stråldos vid dos- gränsen för strålningsarbete motsvarar en belastning av 5000 kr.
Ytterligare ett annat sätt att belysa strålriskerna är att göra en jämförelse med någon annan typ av risk som är kvantitativt studerad. cigarrettrökning ger konkreta jämförelsemöjligheter. En sådan jämförelse får inte tas som ett försvar för strålris— kerna; såsom vi redan har påpekat kan risken av en viss verksam— het endast jämföras med fördelarna av samma verksamhet. En jäm— förelse med cigarrettrökning hjälper dock till att konkretisera strålriskerna. En jämförelse mellan totalriskerna av strålning och cigarrettrökning tyder på att 1 cigarrett i fråga om totalt detriment motsvarar 5 mrem. Dosgränsen för personer i strålnings- arbete motsvarar i så fall 1000 cigarretter om året, dvs 3 ci— garretter om dagen.
3. DETRIMENTBERÄKNINGAR FÖR KÄRNKRAFTINDUSTRIN
Utsläpp av radioaktiva ämnen i miljön och bestrålning av den per— sonal som arbetar inom kärnkraftindustrins olika processteg reg— leras av föreskrifter och gränsvärden.
så länge det går att göra det trovärdigt att dessa föreskrifter och gränsvärden kommer att kunna respekteras och inte kommer att mildras, kan en övre gräns för detrimentuppskattningen göras di- rekt ur de föreskrivna gränsvärdena. Dessa är:
För individer bland personalen
ICRP:s dosgränser, bl a 5 rem per år vid helkroppsbe— strålning.
För individer bland allmänheten
Som absolut övre gräns ICRst dosgränser, bl a 0,5 rem per år vid helkroppsbestrålning. I ett nytt normförslag från strålskyddsinstitutet i realiteten högst 50 mrem per år.
För kollektivdosinteckningen från verksamheten
En global kollektivdosinteckning av 1 manrem per in— stallerad MW elektrisk effekt och år för kärnkraftens totala processkedja.
En målsättning att hålla kollektivdosen bland persona— len inom kärnkraftstationerna under 0,2 manrem per in— stallerad MW elektrisk effekt och år.
De svenska normerna täcker inte den verksamhet som inte bedrivs inom Sverige. De stråldoser som kan tillkomma är globala kollek— tivdoser från processteg utanför Sverige samt kollektivdoser till arbetare inom gruvor, anrikningsindustri, upparbetningsindustri och avfallshantering. I den mån dessa steg tas upp i Sverige räk— nas de globala kollektivdoserna vara täckta av gränsen 1 manrem per MW och år. Kollektivdosen till arbetare inom upparbetnings— industrin tillkommer dock.
Ytterligare förutsättningar, vilkas giltighet vi strax skall granska, är att väntevärdet på skada från olyckor inte väsentligt ökar väntevärdet på skada från den normala driften, samt att av— fall som slutligt dumpas i marken inte kommer att kunna leda till någon betydande bestrålning av människor.
Med dessa förutsättningar kommer personalen att vara föremål för samma dosbegränsning som annan personal i radiologiskt arbete. Individer i närheten av kärnkraftverken kommer att få stråldoser
. . —5 understigande 50 mrem per ar, motsvarande ett detriment av 10
per år (den normala cancerrisken är ca 200 gånger så stor).
Den globala kollektivdosinteckningen på grund av utsläpp av ra— dioaktiva ämnen i miljön blir 1 manrem per MW installerad elek— trisk effekt och år. Vid en utbyggnad av kärnkraften till 63 TWh år 1985, motsvarande ca 10 000 MW kommer kollektivdosinteckning— en således att bli 10 000 manrem per år, från hela processkedjan och räknat globalt. Med en riskkoefficient på 10'4 per manrem för dödsfall i cancer kommer detta — förutsatt att vi kan anta att risken är proportionell mot stråldosen även vid mycket låga stråk doser — att efter något decenniums drift förorsaka i genomsnitt ett cancerfall per år, inom eller utom Sverige. Om den kollektiva stråldosen är jämnt fördelad mellan personer i olika åldrar kom— mer ca 3/7 att erhållas av personer i reproduktiv ålder. Antalet genetiskt signifikanta manrem blir därför, såsom dosinteckning, ca 4300 per år. Med en total risk för 195 fall av svårare ärftli- ga skador per miljon genetiskt signifikanta manrem kommer varje års drift att ge en inteckning av 0,8 fall av genetiska skador, varav 1/3 i nästkommande generation och 2/3 i senare generationen
Bland personalen kommer ytterligare 0,2 manrem per MW och år, dvs 2000 manrem per år,vilket medför ett detriment av 0,2 cancerfall per år och ett proportionsvis motsvarande tillskott till det ge— netiska detrimentet.
Vi skall härefter se hur den förväntade situationen stämmer med erfarenheten.
3.1 STRÅLDOSER OCH DETRIMENT BLAND PERSONALEN
3.1.1 Individuella stråldoser utomlands
Följande uppskattningar baserar sig på material insamlat av UNSCEAR. Man har allmänt funnit att den av ICRP rekommenderade dosgränsen på 5 rem per år i praktiken i de flesta typer av strålningsarbete (t.ex. radiologiskt arbete inom sjukvården, tek— niskt röntgenarbete, etc.) leder till stråldoser som ligger långt under dosgränsen. UNSCEAR anger som jämförelse en typisk situa— tion där medeldosen bland de strålningsarbetande är 1/10 av ICRP:s dosgräns, dvs är 0,5 rem per år och där mycket få indivi— der (färre än 1/1000) ett givet år får doser som uppnår eller överstiger dosgränsen. ICRP har funnit att den genomsnittliga risken för dem som arbetar i ett strålningsarbete där dosfördel— ningen innebär medeldoser på mindre än 0,5 rem per år är av sam— ma storleksordning som i yrken som vanligtvis brukar betraktas såsom "säkra” ur risksynpunkt. De arbetare som inte bara slump— mässigt något enstaka år utan regelmässigt, år efter år, får stråldoser som närmar sig dosgränsen kan jämföras med arbetare som i någon annan "säker" industri har påvisats syssla med upp— gifter som innebär högre risker än vanligt. Man kan därför inte klassificera ett strålningsarbete som "säkert" i vanlig betydel— se om alltför många av personalen under en följd av år får strål— doser nära dosgränsen. Förhållandena anses däremot, i relation till andra yrkesrisker, tillfredsställande om den genomsnittliga stråldosen ligger under 0,5 rem per år (helkroppsdos) och de högsta stråldoserna är slumpmässigt förekommande så att inga in— divider riskerar att få stråldoser nära dosgränsen under en lång följd av år. Det är mot denna bakgrund vi här summerar de ut—
ländska erfarenheterna, för att i nästa avsnitt visa den svenska situationen.
Gruvarbetet
Utomlands varierar de genomsnittliga årliga stråldoserna enligt tillgängliga rapporter mellan 0,2 och 1,6 rem från extern be— strålning. Intern bestrålning från radon—222 och dess dotterpro— dukter har gett höga stråldoser. Sedan förhållandena förbättrats uppskattas radondotterexpositionen i amerikanska urangruvor vara i genomsnitt ca 2 WLM per år (jfr sid 65), vilket motsvarar en stråldos på ca 20 rem per år i bronkerna. Risken för lungcancer skulle därför i genomsnitt vara 400 1076 för varje års arbete.
Anrikning och bränslefabrikation
Rapporterade medeldoser ligger i regel under 0,5 rem per år i brittiska rapporter och vid 0,5—0,6 rem per år i amerikanska rapporter.
Kärnkraftstationerna
De genomsnittliga helkroppsdoserna1) vid de amerikanska kärn— kraftverken under åren 1969—1974 låg mellan 0,74 och 1,20 rad per år. Trenden är att medelvärdet minskar, men antalet personer vid kraftstationerna tenderar att öka.
Vid brittiska kärnkraftstationer har årsmedelvärdena för hel— kroppsdosen under åren 1972—1974 varierat mellan 0,1 och 1,1 rem, men har för sju av nio kärnkraftstationer legat under 0, 5 rem.
Data från Frankrike och Västtyskland är svårare att analysera, eftersom det totala antalet arbetare inte klart har framgått av de rapporter vi har haft tillgängliga.
Upparbetning av använt kärnbränsle
Årsmedelvärdena för helkroppsdosen till personalen vid Windscale har under perioden 1971—1975 varit nära nog konstanta och har bara varierat mellan 1,19 och 1,27 rem.
Stråldoserna till personalen vid de franska anläggningarna (Marcoule och La Hague) betraktas som personlig medicinsk infor— mation och publiceras därför inte direkt av myndigheterna. Däre— mot presenteras mätresultaten vid sammankomster mellan strål— skyddsmyndigheterna och representanter för de fackliga organisa— tionerna. De senare har i olika sammanhang publicerat dosuppgif— ter. Vi refererar här några av dessa uppgifter, vilkas riktighet vi även fått bekräftad av experter från de ansvariga myndighe— terna.
Av drygt 700 anställda vid det franska atomenergikommissariatet för arbete vid La Hague har dosfördelningen under åren 1973 och 1974 varit följande:
1 ) Med "helkroppsdos" avses här i praktiken det dosvärde som re—
gistrerats med hjälp av personalens dosimetrar. Den verkliga genomsnittliga helkroppsdosen torde vara lägre eftersom dosi— metern i regel bärs så att den överskattar kroppsmedeldosen.
Tabell 18: Dosfördelning bland personalen vid La Hague
___—__ Dos i millirem Antal anställda 1973 1974 .________________________________________ 0 239 286 1 — 500 307 225 501 — 1000 80 120 1001 — 1500 54 50 1501 — 2000 34 24 2001 — 2500 B 14 2501 — 3000 5 10 3001 — 4000 6 2 ____________________________________________ Typ av dos stråldos, millirem ____._____________________________________._ Medeldos för året 410 410 Maximal indiv. årsdos 4200 3900
___—___
Av tabellen framgår att under 1973 ca 75% av de anställda hade en årsdos som understeg 0,5 rem. Motsvarande procenttal för 1974 var 70%. Det ur strålrisksynpunkt svåraste arbetet har varit plu— toniumåtervinningen och det mest dosbelastande har varit öppnan— det av bränslestavarna. För dessa arbetsmoment anges medeldoser på 0,65 resp. drygt 3 rem per år för 1974. Det är emellertid oron för framtiden snarare än hittills konstaterade stråldoser som har varit det huvudsakliga argumentet bakom den kritik som framförts av personalen i samband med den partiella strejk som rådde 1976. All hittillsvarande erfarenhet vid La Hague gäller upparbetning av metalliskt bränsle.
En svårighet vid tolkningen av de franska erfarenheterna ligger i att den dosstatistik som vi återgett i tabell 18 endast gäller den av atomenergikommissariatet direkt anställda personalen och inte den personal som tagits in utifrån. Detta kan förklara den diskrepans som ligger i att samma källa anger en medeldos på ca 3 rem under 1974 för ett 50—tal anställda för arbetet med öpp— nandet av bränslestavarna.
3.1.2 Individuella stråldoser i Sverige
Tabell 19 (nästa sida) summerar erfarenheterna från de svenska kärnkraftstationerna.
Antalet personer i tabellen anger antalet personer med registrere bar dos. Medeldosen över det totala antalet personer är lägre. Den hittillsvarande erfarenheten från de svenska kärnkraftverken är god, men som väntat har en ökning av medeldosen erhållits.
Vad beträffar en eventuell uranbrytning i Sverige bör anmärkas att såväl externstrålnivåer som radonförekomst i undersökta berg— rum i Billingen har visat sig vara låga, varför expositionen av
Tabell 19: Årsmedeldoser till personalen vid svenska kärnkraft—
________——————-————
___—_______————_———-——
stationer Anläggning/år Egen personal Entreprenörer antal medeldos antal medeldos
rem rem
Oskarshman
1974 91 0,21 578 0,20 1975 81 0,22 448 0,15 1976 153 0,33 958 0,28
Ringhals
1975 277 0,17 723 0,17 1976 208 0,30 537 0,26
Barsebäck
1975 40 0,13 52 0,09 1976 125 0,15 464 0,14
___—______—_————-—
gruvarbetare där kan väntas ligga betydligt under de värden som rapporteras från andra länder.
3 _1,3 Kollektiva stråldoser utomlands
Gruvarbetet
Kollektivdosen uppskattas till 0,1 manrem per MWår producerad elektrisk energi. I lungornas bronkepitel tillkommer en kollek— tivdos på ca 1,1 manrem per MWår från radonets dotterprodukter.
Anrikning och bränslefabrikation
Kollektivdosen uppskattas till 0,2 manrem per MWår.
Kärnkraftstationerna
Tabell 20 (nästa sida) visar den genomsnittliga kollektivdosen till personalen, per MWår producerad elektrisk energi, för de amerikanska kärnkraftverken.
Om man i stället räknar per installerad MW elektrisk effekt och år blir värdena mindre och totalgenomsnittet blir mindre än 1 manrem per MW och år.
En orsak till att kollektivdoserna är förhållandevis höga är att gällande föreskrifter tidigare inte har medfört någon begräns— ning av antalet entreprenöranställda eller tillfälligt inkallade arbetare. Även om de individuella stråldoserna har kunnat hållas under gällande dosgränser har det stora antalet personer medfört stora kollektivdoser.
En besvärande trend är att kravet på utökad inspektion för att öka säkerheten mot olyckor medför att ett ökat antal personer blir bestrålade.
Tabell 20: Kollektivdoser till personalen i amerikanska kärn—
kraftstationer År Kollektivdos (manrem/MWår) BWR PWR Samtliga 1969 1,75 0,66 0,94 1970 0,63 2,39 1,59 1971 1,36 1,12 1,22 1972 0,81 1,44 1,07 1973 1,00 2,13 1,55 1974 1,75 0,99 1,28 medelv 1,22 1,45 1,28
Om man följer förhållandena vid individuellla kärnkraftstationer visar det sig att kollektivdosen bland personalen vid tryckvat— tenreaktorer är rätt oberoende av anläggningens ålder, under det att kollektivdosen för personalen vid kokarreaktorer de första åren är låg men successivt ökande, på ett sätt som skulle kunna motsvara tillväxten av kobolt-60 i stålet.
Upparbetning av använt kärnbränsle
Enligt uppgift skulle kollektivdosen till personalen vid uppar— betningsanläggningen vid Windscale ha varit 1,25 manrem per MWår producerad elektrisk energi. Uppskattningen gäller extern be— strålning och bidraget därutöver från tritium är troligen inte helt försumbart.
Uppgifterna från La Hague leder inte till ett lika högt värde. Den dosfördelning som återges i tabell 18 innebär en kollektiv— dos på ca 320 manrem för såväl 1973 som 1974. Under dessa år upparbetades enligt samma källa 210 resp. 635 ton uran som ut— bränts ca 6000 MWdygn per ton, motsvarande 5,5 MWår producerad elektrisk energi per ton uran. Under de två åren upparbetades således bränsle motsvarande 1150 resp. 3500 MWår. Kollektivdosen var således ca 0,28 resp. 0,09 manrem per MWår. Enligt den frans— ka fackföreningensrapport från vilken uppgifterna är hämtade till— kom emellertid under 1974 ett antal anställda från utomstående företag. Antalet uppges ha varit 154. Även om dessa samtliga skulle ha fått stråldoser vid dosgränsen 5 rem, skulle kollektiv- dosen totalt inte ha varit högre än 320 + 770 = 1090 manrem och kollektivdosen per enhet producerad elektrisk energi ca 0,3 man— rem per MWår.
Den svenska Aka—utredningen diskuterade en upparbetningsanlägg— ning för 800 ton uran per år. En sådan anläggning skulle kunna upparbeta oxidbränsle motsvarande 20 000 MWår producerad elek— trisk energi per år. Personalen beräknades uppgå till 800 perso— ner. Om den genomsnittliga stråldosen hölls vid 0,5 rem per år, vilket är önskvärt, skulle den kollektiva stråldosen bli 400 manrem per år, dvs 0,02 manrem per MWår. Det torde därför bli den individuella stråldosen snarare än kollektivdosen som blir
gränssättande för en upparbetsningsanläggning. Om kollektivdosen överstiger 0,1 manrem per MWår i en stor upparbetningsanlägg— ning, börjar man att stöta på omedelbara arbetarskyddsproblem. Det höga värdet (1,25 manrem per MWår) från Windscale förklaras av en kombination av faktorer såsom stor personalstyrka och låg utbränningsgrad för det Magnox—bränsle som upparbetats. Dessa förhållanden råder inte vid den typ av anläggning som Åka—utred— ningen förutsatte.
3.l.4 Kollektiva stråldoser i Sverige
Den svenska erfarenheten summeras i tabell 21, som visar perso— nalens kollektivdos uttryckt i manrem per MWår producerad elek— trisk energi. För jämförelse med strålskyddsinstitutets rekom— mendationer visas även i den sista kolumnen antalet manrem per MW installerad elektrisk effekt och år.
Tabell 21: Kollektivdoser till personalen vid svenska kärnkraft—
stationer ____________________________._________.__.____.____________ Station/år Kollektivdos, manrem manrem manrem per MWår per MW
egen pers. entrepr. totalt totalt och år _______________________________._______________________________ Oskarshamn 1971 0,1 2,5 2,6 0,38 0,01 1972 1,7 7,8 9,5 0,06 0,02 1973 4,7 16,6 21,3 0,09 0,05 1974 19 118 137 0,71 0,13 1975 17 67 84 0,13 0,08 1976 51 272 323 0,51 0,32 Ringhals 1974 1 1 2 0,06 0,00 1975 47 119 166 0,32 0,11 1976 62 140 202 0,26 0,13 Barsebäck 1975 5 5 10 0,05 0,02 1976 19 67 86 0,20 0,15
Det höga värdet för Oskarshamn 1974 förorsakades av ett svårt reparationsarbete när man måste ersätta en skadad matarvatten— ring och tvingades arbeta med svetsarbete inne i den aktiva reakr tortanken. Kollektivdosen begränsades genom särskilda föreskrif— ter från strålskyddsinstitutet, vilket nödvändiggjorde omfattan— de skyddsåtgärder.
Det högsta årliga antalet manrem per MW installerad elektrisk ef- fekt och år har varit 0,32 för Oskarshamn 1976. Detta värde skall jämföras med strålskyddsinstitutets uttalande att kollektivdosen till personalen vid en kärnkraftstation bör i medeltal understi— ga 0,2 manrem per MW installerad elektrisk effekt och år. Det höga värdet för Oskarshamn för 1976 förorsakades av omfattande service— och reparationsarbeten på framför allt aggregat 1.
I stråldoserna till personalen vid kärnkraftstationerna är hit— tills även stråldoserna från avfallshanteringen inräknade, efter— som denna huvudsakligen varit begränsad till kärnkraftstationerna
3.1.5 Summering av svenska och internationella erfa—
renheter
De internationella erfarenheterna visar att det endast har varit i urangruvorna som man har haft svårigheter att hålla stråldoser— na (i detta fall från inhalerade radondöttrar) under de av ICRP rekommenderade dosgränserna samt att det borde vara möjligt att hålla samma dosfördelning som i andra typer av strålningsarbete, dvs med en medeldos understigande 0,5 rem per år i var och en av de olika processkedjorna, även om detta inte alltid har varit fallet utomlands.
När det gäller personalens kollektivdos tyder den internationella erfarenheten på ett bidrag om högst 0,3 manrem per MWår produce— rad elektrisk energi från gruvarbete, uranframställning och bräns— letillverkning. Bidraget från själva kärnkraftstationerna har i Sverige för 1976 nått 0,32 manrem per installerad MW och år i Oskarshamn. Strålskyddsinstitutets målsättning är dock att be— gränsa kollektivdosen till högst 0,2 manrem per MW och år. Den ut- ländska erfarenheten visar på värden omkring 1 manrem per MW och år och konflikten med önskemålet om ökad säkerhetsgranskning gör det osäkert om det blir möjligt att i längden uppfylla det svens— ka kravet. Vi har därför för konsekvensuppskattningen räknat med ett mer pessimistiskt värde, 0,5 manrem per MW och år. Den ut— ländska erfarenheten från upparbetningsanläggningar tyder på bi— drag mellan 0,3 och 1,25 manrem per MWår producerad elektrisk energi. Vårt tidigare räkneexempel visar emellertid att det med krav på ett gott arbetarskydd inte blir möjligt att upparbeta allt bränsle vid mer än 0,1 manrem per MWår. Vid upparbetning av mindre kvantiteter kan visserligen kollektivdoser på 1 manrem per MWår tänkas förekomma, men utslaget över allt förbrukat bränsle kan upparbetningen med tanke på de individuella stråldo— serna inte ge ett så högt bidrag. Vi har för upparbetningen och den avfallshantering som följer därav räknat med högst 0,2 man— rem per MWår. Eftersom 1 manrem per Mwår producerad elektrisk energi innebär mindre än 1 manrem per installerad MW och år, blir summan av alla bidragen mindre än 1 manrem per MW och år. Gängse internationella uppskattningar ligger vid ca 3 manrem per MWår till följd av ett antaget större bidrag från kärnkraftstationer— na och ett bidrag på över 1 manrem per MWår från upparbetning, vilket vi således anser vara orealistiskt.
Om vi räknar med 1 manrem per installerad MW och år kommer en ut— byggnad till 10 000 MW (63 TWh) år 1985 att efter något decennium leda till ett cancerfall per år bland personalen vid någon av an— läggningarna i processkedjan, under förutsättning att vårt anta— gande om proportionalitet mellan cancerrisk och stråldos vid låga stråldoser verkligen gäller. Uppskattningen är troligen en över— skattning genom att cancerrisken för vuxna män är mindre än vad som anges av de genomsnittliga riskfaktorer för hela befolkningen som vi tidigare har angett. Uppskattningen gäller mortalitetsris— ken.
3.2 STRÅLDOSER OCH DETRIMENT BLAND ALLMÄNHETEN
De enda aktivitetsutsläppen av betydelse under normala förhållan- den kommer från kärnkraftstationerna och upparbetningsanläggning— arna. Radon från lakresterna efter uranframställningen kan dock under vissa omständigheter utgöra en miljöförorening och kräver därför en kommentar.
I lakresterna ligger större delen av det radium som fanns i uran- malmen. Då det sönderfaller bildas radon, som kan diffundera ut i luften. Radonets halveringstid (3,8 dygn) är tillräckligt lång för att radonet skall kunna utgöra en strålkälla på stora av- stånd. Risken från radon är, såsom vi tidigare nämnt, förknippad med inandning av dess radioaktiva dotterprodukter.
Enligt den utländska erfarenheten är radonavgivningen från lak— resthögar ca 500 pCi/m2 per sekund. Denna radonavgivning fortsät- ter så länge det i lakresterna finns radium som kan producera radon. Mängden radium bestäms av mängden torium—230. Denna nuk— lid har en halveringstid på 80 000 år, men kommer i sin tur att nybildas av det uran—238 som finns kvar i lakresterna. Detta in— nebär att lakresterna (liksom de flesta jordarter) kommer att av— ge radon under miljarder år. Vad som är av intresse är om radon— avgivningen blir större än om uranet hade förblivit obrutet.
Radonavgivningen från kulturmark och åkerjord kring Billingen har befunnits vara av storleksordningen 0,1—0,3 pCi/mzs. Lakres— terna från uranutvinningen ur billingeskiffern har befunnits ha lägre radonavgivning än vad som har angetts för utländska lak— restupplag och utförda undersökningar pekar på en radonavgivning på ca 10 pCi/m2s från lakrester som inte täckts med något skyd— dande moränlager. Täckta lakrestupplag har en radonavgivning som är mindre än 0,1 pCi/m 5. Så länge lakresterna är täckta är situationen således ur strålskyddssynpunkt bättre än normalt.
En beräkning av konsekvenserna av ett avlägsnande av det täckan— de moränskiktet, t ex genom inlandsiserosion, blir mycket hypote- tiska. Den kollektiva stråldosen till bronkepitelet under en 500—årsperiod efter det att lakresterna frilagts kan beräknas bli ca 1 manrem per MWår, över en period på 10 000 år mellan 100 och 200 manrem och över 100 000 år mellan 1000 och 2000 manrem per MWår. Detta innebär i detriment att en eventuell framtida friläggning av lakresterna, för varje 10 000-årsperiod av fri— lagda lakrester, skulle kunna förorsaka 3 fall av lungcancer för varje år vi nu driver en reaktor på 1000 MW elektrisk effekt. Av samma skäl som kan leda till lakresternas friläggning kan emel— lertid frilagda lakrester på nytt komma att täckas av andra jord— lager och vi har heller ingen möjlighet att förutsäga vad som under mycket långa tidrymder kan ske med den skiffer som ligger orörd i marken.
Den externa dosraten ovanför frilagda lakrester är ca 200 mikro— rem per timme, dvs mellan 1 och 2 rem per år. Täckningen av lak- resterna reducerar dosraten till normala värden. Om lakresterna skulle friläggas kommer emellertid externdosnivån över lakrest— området att medföra strålrisker. Den kollektiva stråldosen blir beroende av antagandet om antalet personer inom området. Om vind— erosion skulle sprida lakresterna över ett större område ökar den potentiella kollektivdosen. Kollektivdosinteckningen blir
beroende av antaganden om hur länge lakresterna förblir liggande i markens ytskikt.
3 . 2 _ 1 Internationella erfarenheter
Genom olika tekniska åtgärder såsom höga skorstenar och fördröj— ningsanordningar för innehållande av de mest kortlivade radio— aktiva ämnena har man lyckats hålla stråldoserna i kärnkraftsta— tionernas närhet mycket låga. Samtidigt har kollektivdosen till följd av en global spridning av långlivade radioaktiva ämnen blivit alltmer betydelsefull jämfört med de lokala dosbidragen. Detta problem har tidigt uppmärksammats eftersom man inte vill låta sig förledas att tro att låga stråldoser i närheten av kärnkraftstationerna är en garanti för att man också skall ha en globalt accepterbar situation på sikt.
Uppmärksamheten har därför riktats mot de långlivade flyktiga nukliderna, framför allt tritium, kol—14, krypton—85 och jod—129 Den huvudsakliga källan till förorening med dessa nuklider är de bränsleelement som öppnats för upparbetning. Hittills har alla gasformiga radioaktiva ämnen helt släppts fria i atmosfären när bränslestavarna har kapats för upparbetning. De globala kollek— tivdosinteckningarna per enhet producerad elektrisk energi kan beräknas vara:
tritium 0,8 manrem/MWår kol—14 10
krypton—85 0,15
jod—129 2100
Tritium och krypton—85 ger tillsammans en kollektivdosinteckning på 0,23 manrem per MWår producerad elektrisk energi, genom stråldoser som kommer att avges under de närmaste tiotalen år. Kol—14 och jod—129 ger mycket större dosinteckningar. De årliga stråldoserna är däremot små och orsaken till att dosinteckning- arna är stora är att bestrålningen kommer att vara under mycket långa tidsperioder. Detta kräver en mer ingående diskussion.
Kol—14 har en halveringstid på 5700 år. Den kollektivdos på 10 manrem per MWår som denna nuklid kan väntas förorsaka är därför utspridd över tiotusentals år i framtiden. Kol—14 hinner därför inte ackumuleras till mättnadsvärden i miljön. Först om reaktor— drift och upparbetning fortsatte i tiotusentals år skulle så småningom ett jämviktsvärde uppnås, där kol—14 skulle förorsaka en årlig kollektivdos på 10 manrem per MWår.
Om utsläppen av kol—14 kan beräknas fortsätta över de närmaste 500 åren, är det belysande att beräkna den ofullständiga dosin— teckningen (se sid 81). Den blir, vilket kanske är överraskande, så stor som 1/4 av den totala dosinteckningen. Det beror på att nybildat kol—14 efter en tid löses i världshaven och blir mindre tillgängligt för människor. Om utsläppen av kol—14 fortsätter under 500 år kommer den årliga kollektivdosen från kol—14 efter 500 år att uppgå till 2,5 manrem per MWår.
Detta innebär att utsläppen av kol—14 vid nuvarande teknik är högre än vad som är lämpligt. Upparbetningsanläggningar bör där—
för förses med anordningar för att innehålla kol—14. Detta gäl— ler även kärnkraftverken. I lättvattenreaktorer bildas en mindre mängd kol—14 i det primära kylvattnet genom neutronbestrålning av syre—17. Även kväveföroreningar i bränsle eller kylvatten ger upphov till kol—14. Andra reaktortyper, framför allt grafitmode— rerade reaktorer, ger upphov till mer kol—14 än lättvattenreak— terar.
Att dosinteckningen från jod—129 är så hög beror på dess mycket långa halveringstid, 16 miljoner år. Den ofullständiga dosinteckr ningen över 500 år blir endast 0,050 manrem per MWår. Jod-129 kan därför aldrig åstadkomma några betydelsefulla årliga strål— doser.
Mycket långlivade nuklider såsom kol-14 och jod—129 — liksom de långlivade moderprodukterna till radium och radon — reser prin— cipiella frågor om vilken vikt man skall lägga vid stråldoser som ligger många tusen år fram i tiden.
De nuklider vi hittills har talat om har sin huvudsakliga källa i upparbetningsanläggningarna. Utsläppen från kärnkraftstatio— nerna är starkt beroende av reaktortyp och avgasbehandlingssys- tem. Här finns direkta svenska erfarenheter som är av större värde för oss.
3 ._2 . 2 Svenska erfarenheter
Kollektivdoserna från kärnkraftstationerna begränsas av strål— skyddsinstitutets villkor att den skall understiga 0,5 manrem per MW installerad elektrisk effekt och år. Ambitionsnivån för begränsningen av de högsta individuella stråldoserna i kraftsta— tionernas närhet är att årsdosen skall understiga 10 mrem.
Hittillsvarande erfarenheter talar för att dessa villkor går att uppfylla. Med de äldre föreskrifter som ännu tillämpas i avvak— tan på regeringens godkännande av strålskyddsinstitutets nya förslag, är aktivitetsutsläppen från kärnkraftstationerna be— gränsade på grundval av förhållandevis höga individuella dos— gränser för personer i närheten av stationerna: 250 mrem/år vid Oskarshamn och Ringhals och 100 mrem/år vid Barsebäck. Aktivi— tetsutsläpp som understiger 1% av vad som svarar mot gränsvärde— na har hittills i allmänhet fått redovisas som "0". Med strål— skyddsinstitutets nya föreskrifter kommer även ännu lägre ut— släpp att redovisas kvantitativt. Inga utsläpp överstigande 1% av det utsläpp som högsta tillåtliga utsläppstakt skulle ge över i ett år har förekommit vid någon av de svenska kärnkraftstatio— nerna. Det innebär att årsdoserna hittills kan ha varit högst någon mrem till de mest utsatta personerna i stationernas närhet.
AB Atomenergi har nyligen avslutat dosberäkningar för strål— skyddsinstitutets räkning, på grundval av antaganden om ett visst läckage från bränslestavarna. Dessa skall i princip vara helt täta, men erfarenheten visar att det kan uppstå nålsticksfina hål ("pin holes") genom vilka lättflyktiga fissionsprodukter kan läcka ut i primärkylkretsen. Man brukar definiera ett "standard pinhole" såsom ett hål ur vilket 1% av det i bränslestaven bil— dade xenon—133 kan läcka ut. Med "1% bränsleläckage" menar man däremot att 1% av bränslestavarna har ett sådant läckage. Det innebär att 1% av 1% , dvs 10_4 av det bildade xenon—133 i re-
aktorn läcker ut i primärkylkretsen, tillsammans med varierande mängder av andra lättflyktiga ämnen. Ett bränsleläckage på 1% är ett ur driftsynpunkt allvarligt läckage som medför strålskydds— problem inne i reaktorbyggnaden vid en kokarreaktor. Det är där— för osannolikt att någon reaktor kommer att drivas med ett så— dant läckage.
Beräkningarna har utförts för de förekommande typerna av avgas— reningssystem. Dosinteckningen per driftsår för personer som uppehåller sig på 1 km avstånd från kärnkraftaggregatet har vid 1% bränsleskada beräknats vara:
A. BWR, endast sandfilter: 155 mrem B. BWR, sandfilter + rekombinator: 2 mrem C. BWR, dito + kolkolonner: 1 mrem D. PWR 0,3 mrem
Avgasreningssystemen beskrevs på sid 26—27.
För några av dessa kombinationer har man också beräknat kollek- tivdosinteckningen per installerad MW elektrisk effekt och år.
Tabell 22 och figur 26 kräver en kommentar. Den äldsta kärnkraft— stationen, Oskarshamn, har ännu endast det enklaste avgasrenings— systemet (A). Skillnaden mellan detta och det system (B) med re— kombinator som används i Barsebäck har mycket liten betydelse när det gäller den globala kollektivdosen, men har stor betydel— se för den lokala och regionala kollektivdosen. Genom Oskars— hamnsstationens isolerade läge blir emellertid den lokala kollek- tivdosen inte mycket större än vad den är vid Barsebäcksstatio— nen trots den senares bättre reningssystem.
Steget från system A till system B är nödvändigt (och redan in— fört) för en kärnkraftstation med Barsebäcks läge. Vinsten i form av kollektivdosminskning genom övergång från system B till system C (planerat för Forsmark) är mindre och uppgår inte ens vid Barsebäcks läge till mer än 0,07 manrem per MWår. Det bör påpekas att kollektivdoserna är beräknade för en mycket osanno— lik driftsituation med 1% bränsleskada. I verkligheten kan där— för vinsten beräknas vara avsevärt mindre.
Dosberäkningarna illustrerar hur det vid en kärnkraftstation med ett isolerat läge som i fallet Oskarshamnsverket kan vara de högsta individuella stråldoserna i närområdet som ställer krav på ett förbättrat avgasreningssystem, under det att det för ett kraftverk nära tätbebyggelse blir vinsten i form av kollektiv— dosminskning som motiverar valet av ett gott reningssystem.
Även i de sämsta av de illustrerade fallen, motsvarande dagens läge, är kollektivdosinteckningen vid 1% bränsleskada högst ca 0,2 manrem per Mw och år, vartill dock kommer ca 1,6 manrem per MW och år från kol—14, eller, räknat över 500 år, 0,4 manrem per MWår. Om Oskarshamnsverket övergår till system B, vilket bör bli ett krav med tanke på de individuella stråldoserna, kommer kol— lektivdosinteckningen för samtliga stationer att ligga vid högst 0,1 manrem per MW och år, utöver bidraget från kol—14. Så länge
Tabell 22: Kollektivdosinteckningen från svenska kärnkraftsta— tioner vid 1% bränsleskada; manrem per MW installerad elektrisk effekt och år
Avgassystem:
Station/region A B C D Oskarshamn
Lokalt 0,060 0,002 0,0002 — Regionalt 0,110 0,014 0,0021 - Globalt 0,045 0,042 0,028 -
Totalt 0,215 0,058 0,030 " Barsebäck
Lokalt — 0,059 0,012 — Regionalt — 0,013 0,003 ' Globalt — 0,042 0,028 _
Totalt — 0,114 0,043 — Ringhals
Lokalt 0,816 0,018 0,003 0,002 Regionalt 0,356 0,021 0,003 0,005 Globalt 0,045 0,042 0,028 0,034
Totalt 1,217 0,081 0,034 0,041 Forsmark
Lokalt — — 0,0002 —
Regionalt — — 0,0011 —
Globalt — — 0,029 —
Totalt — — 0,030 —
Anm: Avgassystemen A—D är beskrivna på föregående sida. "Lokalt" avser 0—50 km, "Regionalt" 50—2000 km. Utöver värdena i tabellen tillkommer en global dos— inteckning på 1,6 manrem per MW och år från kol—14, varav 0,4 manrem per MW och är över de första 500 aren.
bränsleskadorna ligger långt under 1% uppfylls strålskyddsinsti— tutets krav om högst 0,5 manrem per MW och år även med tanke på kol—14. Utsläppen av kol—14 kan emellertid på sikt komma att an— ses olämpliga.
3.3 SAMMANFATTNING AV DOS— OCH DETRIMENTUPPSKATT— NINGAR
Vi har på sid 92 visat att kollektivdosen till personalen kan uppskattas bli totalt 1 manrem per MW installerad elektrisk ef— fekt och är, totalt från samtliga processteg.
Kollektivdosen till allmänheten, uttryckt som en kollektivdosin—
manrem/MWår
= 0,05 % :
___— = =
= .
=.
_:
=—__
__
__
_'_
___—
___— = = = =
__ = =
_— 0'00 . . . . .
B C Oskarshamn Barsebäck Ringhals Forsmark manrem/MWår GLOBALT
0,05 0,00
Oskarshamn Barsebäck Ringhals Forsmark
Figur 26: Kollektivdos i omgivningen vid olika avgassystem
Avgassystemen A—D beskrivs på sid 96.
teckning för de närmaste 500 åren kan med vissa reservationer väntas ligga under det värde på 1 manrem per MW och år som strålskyddsinstitutet har använt som referensvärde.
Följande reservationer måste göras. En förutsättning är att uti släppen av kol—14 och jod-129 från upparbetningsanläggningarna kan nedskäras kraftigt. Enbart kol—14 kommer annars att ge en dosinteckning för 500 år på ca 2,5 manrem per MW och år från upparbetningen och 0,4 manrem per MW och år från reaktordriften. Utsläpp i vatten måste begränsas enligt de normer som strål— skyddsinstitutet föreslår. Lakresterna från uranframställningen måste täckas med jordlager enligt de förslag som har gällt för Ranstadsverket.
Om dessa förutsättningar kan antas gälla kommer inte heller den totala dosinteckningen att överstiga 1 manrem per MW och år. Om däremot allt kol—14 liksom för närvarande släpps fritt kommer den totala dosinteckningen från kolet att bli 10 manrem per MW och år från upparbetningen och 1,6 manrem per MW och år från reaktordriften. Problemet med jod—129, vars dosbidrag gäller en period av tiotals miljoner år, har diskuterats på sid 95.
Varken dosinteckningen från jod—129 eller den potentiella dosin— teckningen från radium och radon om lakresterna friläggs genom framtida erosion kan diskuteras kvantitativt på ett tillfreds— ställande sätt, men i båda fallen gäller det att höga dosinteck— ningar kan skapas genom de långa tidsperspektiven, samtidigt som de årliga framtida stråldoserna blir mycket låga.
Det troliga detrimentet från 1 manrem per MW och år har summe— rats på sid 86. vid 1 manrem per MW och år till såväl persona— len vid processanläggningarna som allmänheten kommer en utbygg— nad av den svenska kärnkraftindustrin till 63 TWh år 1985, mot— svarande ca 10 000 MW,att ge en kollektivdosinteckning av 10 000 manrem per år till personalen i hela processkedjan samt 10 000 manrem till allmänheten. Den detrimentuppskattning vi kan göra på grundval härav är helt beroende av giltigheten i antagandet om att risken är proportionell mot stråldosen ända ner till mycket låga stråldoser. Såsom vi tidigare har framhållit är det— ta ett antagande som i praktiken inte kan verifieras men som anses skäligt ur strålskyddssynpunkt.
Stråldoserna till personalen skulle med detta antagande efter något decenniums drift kunna förorsaka ett dödsfall i cancer varje år. En årlig kollektivdos på 10 000 manrem bland persona— len innebär sannolikt en genetiskt signifikant kollektivdos på ca 2500 manrem per år, vilket i nästkommande generation innebär i genomsnitt ett fall av allvarlig genetisk skada vart sjätte år och ytterligare dubbelt så många skadefall i senare genera— tioner.
Stråldoserna till allmänheten skulle för varje driftsår innebära en inteckning av ytterligare ett framtida dödsfall i cancer in— om eller utom Sverige. Om huvudparten av stråldoserna förorsakas av relativt kortlivade ämnen kommer detta efter några decenniers drift att innebära ett dösfall i cancer per år, men om huvudpar— ten förorsakas av mycket långlivade ämnen kommer cancerfallen att inträffa utspridda över en lång tidsperiod. Såsom visades på sid 86 kommer varje driftsår dessutom att ge en inteckning av
0,8 fall av genetiska skador, varav 1/3 i generationen efter den bestrålade generationen och 2/3 i senare generationer.
Om kärnkraftaggregaten drivs genomsnittligt 25 år kommer den to— tala skadan att bli 50 cancerfall, varav 25 bland personalen och 25 bland allmänheten, samt 30 fall av genetiska skador över all framtid. Konsekvensuppskattningen är givetvis inte så säker som siffrorna antyder men blir en direkt följd av de antaganden om riskkoefficienter och kollektivdosinteckningar som vi har redo— visat.
4 SLUTDEPONERINGEN AV DET HÖGAKTIVA AVFALLET
I vår detrimentuppskattning har vi inte räknat med något detriment från slutdeponeringen av det högaktiva avfallet eftersom detri— mentuppskattningen blir helt beroende av de ännu ej redovisade tekniska förutsättningarna. Vi vill komplettera rapporten med kon- sekvensberäkningar för några antagna händelser (jordskalv, isti— der m m) men vill avvakta sammanställningen av remissvaren på Aka—utredningen.
Eftersom de metoder för slutdeponering av det högaktiva avfallet som har diskuterats — t ex dumpning i saltgruvor eller i urber— get - är avsedda att skilja avfallet från levande varelser för all framtid är "normaldriftens" kollektivdosinteckning från av— fallsdumpningen noll. Problemet blir i stället att söka bedöma genom vilka händelseförlopp de radioaktiva ämnena mot alla beräk— ningar kan komma fria. En sådan bedömning har likheter med säker— hetsbedömningen av kärnkraftverk såtillvida att den måste grunda sig på redovisade tekniska förutsättningar. Det är dessa som ännu inte är tillräckligt redovisade.
Vi har i avsnittet 1.8.2 (sid 36 ) diskuterat en del av de kända tekniska förutsättningarna. Vi gjorde där observationen att av— fallets potentiella farlighet som strålkälla efter 1000 år inte är större än farligheten av det brutna uranet eller lakresterna, under förutsättning att plutoniet till största delen avskiljts vid upparbetning av bränslet. Ur strålskyddssynpunkt är det de första hundra åren som gör det högaktiva avfallet till ett pro— blem. Därtill kommer problemet med hanteringen av plutoniet. Även detta är mer ett säkerhetsproblem än ett strålskyddsproblem.
5 OLYCKSRISKERNA
Det bakgrundsmaterial strålskyddsinstitutet behöver för bedöm— ningen av olycksriskerna och —konsekvenserna är ännu inte till— gängligt. Inom försvarets forskningsanstalt pågår framtagning av fakta till civilförsvarsstyrelsens studie "Radioaktiva och kemis— ka risker i beredskap och krig", också kallad TOX—studien. FOA:s beräkningsmaterial är ännu inte tillgängligt. Statens kärnkraft— inspektion har också påbörjat en studie av tillämpbarheten av den amerikanska Rasmussenrapportens slutsatser under svenska förhål— landen. De pågående undersökningarna bör kunna utnyttjas för Energi- och Miljökommittén även om materialet ännu inte är till— gängligt.
AB Atomenergi har nyligen avslutat beräkningar av stråldoser ef— ter ett reaktorhaveri, efter uppdrag av strålskyddsinstitutet på förslag av dess forskningsnämnd. Detta material kommer att ingå i bilagorna till denna rapport.
Detrimentet till följd av reaktorolyckor kan beräknas som summan av produkterna av sannolikheten för varje tänkbar olycka och kön— sekvensen i form av skada om olyckan inträffar. Konsekvensberäk— ningen för en given typ av olycka är något besvärligare än kon- sekvensberäkningen för aktivitetsutsläpp under normala förhållan— den, eftersom stråldoserna kan bli så höga att akuta strålskador kan uppstå och detrimentet därför inte längre är proportionellt mot kollektivdosen. Å andra sidan är sambandet mellan skada och dos vid höga stråldoser mindre hypotetiskt än vid låga doser.
Om vi liksom tidigare söker ange detrimentet såsom väntevärdet på antalet dödliga skador blir det = S-N, där.S är sannolikheten för den typ av olycka vi är intresserade av och N är väntevärdet på antalet dödsfall_gm olyckan inträffar. Vi ser att flera helt olika olyckor kan ha samma detriment. Vi kan exempelvis tänka oss en olycka som varje år inträffar med visshet (S=1) men där ett människoliv krävs bara en gång på miljonen (N = 10'6). Då blir detrimentet 1'10_6 per år.
Vi kan också tänka oss en olycka som är så osannolik att den bara har sannolikheten 1 på 100 miljoner (10'8) att inträffa under ett givet år, men som sannolikt kräver 100 människoliv när den inträf— far. Den ger också ett detriment på 10—6 per år (10_8'100).
Den första typen av olycka har vi inga svårigheter med att hante- ra begreppsmässigt och efter ett antal driftsår ger den oss ett erfarenhetsmaterial som kan bekräfta eller motsäga våra första antaganden. Den andra typen av olycka är svårare att ta med i be- dömningen. Detrimentet, dvs det årliga väntevärdet på antal döds— fall är 1076, men utfallet kan bara vara 0 eller ca 100. Antalet
driftsår kommer aldrig att bli tillräckligt för att ge annat än totalt 0 eller ca 100 dödsoffer. gm olyckan inträffar är det svårt att hävda att det verkligen var ett slumpmässigt utfall av en mycket låg sannolikhet: varje olycka är när den en gång har inträffat ett faktum.
Vi har sett att normaldriften av ett kärnkraftverk kan kräva ca 0,5 dödsfall per år till följd av någon av verksamheterna i pro— cesskedjan. Det skulle bli nödvändigt att revidera den totala de— trimentuppskattningen om olyckorna gav ett detriment av samma storleksordning, men man har ofta uppskattat detrimentet från olyckor till en storleksordning under detrimentet från normaldrif— ten. Detta skulle innebära ett detriment på 0,05 dödsfall per år. Om det endast funnes en typ av reaktorolycka och den vore en ka- tastrof som väntas kräva 100 människoliv skulle därför sannolik— heten för denna olycka behöva vara mindre än 5-10'"4 per år. Den totala sannolikheten för alla olyckor som kan väntas kräva mer än 500 människoliv måste vara mindre än 10'4 per år, etc.
De riskuppskattningar som har publicerats under de senaste åren, inkluderande den svenska närförläggningsutredningen och den ame- rikanska Rasmussen—studien, har tytt på att detta villkor skulle vara uppfyllt. Det har ändå kvarstått problem på grund av möjlig— heten av en mycket stor katastrof med en mycket liten sannolikhet att rymmas under samma villkor. En fråga som många har ställt sig är med vilken säkerhet man kan fastställa att en sannolikhet för en stor katastrof verkligen är mycket låg. En annan fråga som har rests i diskussionen är om det överhuvudtaget är möjligt att pre— cisera sannolikheter för olyckor i anläggningar som har olika konstruktion, tillverkare, entreprenörer, etc. Orsaken till en olycka är ofta ett mänskligt förbiseende, är det verkligen möj— ligt att i sådana sammanhang precisera en viss låg sannolikhet? I de fall man har hunnit få en så omfattande erfarenhet av en viss komponent eller produkt att man har material för sannolik— hetsuppskattningar är det heller inte sagt att materialet är re— levant för den helt nya produkt det gäller att bedöma.
För att möta dessa svårigheter kräver reaktorsäkerhetsmyndigheter— na — i Sverige statens kärnkraftinspektion — olika former av över— säkerhet. Detta gäller (jfr sid 28) höga kvalitetskrav på alla komponenter ("quality assurance"), dubblering av säkerhetssystem ("redundancy"), eliminering av felkällor som kan påverka dubble— rade system i deras helhet (s k "common mode failures") och en noggrann inspektion.
För varje verklig olycka finns det en mängd incidenter som aldrig leder till någon olycka eftersom säkerhetssystemen fungerar. En inträngande incidentanalys är en av de effektivaste metoderna att i tid uppspåra och eliminera orsaker till olyckor.
Det förhållandet att vi är tveksamma om möjligheten att menings— , fullt precisera siffervärden för mycket låga olyckssannolikheter | innebär inte att vi tvivlar på att sannolikheterna är låga.
[ Även om det skulle vara möjligt att precisera värden för sanno- ' likheten för större reaktorolyckor kvarstår problemet om hur sam- hället reagerar för möjligheten av en mycket stor katastrof även om sannolikheten är mycket liten. Här finns orsak att utreda hur man reagerar inför andra potentiella katastrofer.
När det gäller konsekvensuppskattningarna för en given typ av olycka befinner man sig på säkrare mark. Mängden av radioaktiva ämnen i en reaktor under drift är känd. Den största tänkbara katastrofen vore om alla dessa ämnen spriddes över tättbefolkade områden. Ämnena är emellertid olika lättspridda beroende av sina fysikaliska och kemiska egenskaper. I Rasmussen—studien har man beräknat konsekvenserna av ett antal olika olyckor. Den undersök- ning som AB Atomenergi utfört för strålskyddsinstitutet har gällt en av dessa olyckor, men inte den värsta. Förutsättningarna har varit att 100% av alla radioaktiva ädelgaser, 10% av jod samt cesium—rubidium, 30% tellur—antimon, 2% rutenium, rodium, kobolt, molybden och teknetium, 1% barium—Strontium samt 0,4% av ett an— tal övriga ämnen, inklusive plutonium och andra aktinider, har släppts ut genom skorstenen på 25 meters höjd.
Detta är en mycket stor katastrof som innebär en härdnedsmält— ning. Även vid en sådan katastrof är det dock troligt att de mindre flyktiga ämnena kommer att innehållas i reaktorbyggnaden. Ett antagande av avgörande betydelse är om de radioaktiva gaser— na kommer att driva iväg på utsläppshöjden eller om de på grund av värmeutvecklingen kommer att stiga till högre höjder. Vid dos— beräkningen har det senare antagits.
Även om den primära olyckan kan preciseras med de antaganden vi här har gjort, kommer konsekvenserna i omgivningen att vara be— roende av väderleksförhållandena (vindriktning, vindstyrka, tem- peraturgradient). För beräkningen har ett omfattande statistiskt erfarenhetsmaterial av olika väderförhållanden använts.
Figur 27 visar en del av beräkningsresultaten. Den översta kur— van utgör gränsen för den helkroppsdos som endast kommer att över— skridas under 5% av alla väderlekssituationer. Den understa kur— van visar den stråldos som kommer att överskridas i 95% av alla väderlekssituationer. Den mittersta kurvan visar 50%—fallet. I 95% av alla väderlekssituationer kommer helkroppsdosen på 20 kms avstånd att understiga 6 rem som genomsnitt över alla riktningen Motsvarande värden för lungdosen och sköldkörteldosen är 100 rem resp 430 rem.
I 95% av alla väderlekssituationer kommer sköldkörteldosen att överstiga ca 35 rem på 20 kms avstånd och i 50% av alla väder- lekssituationer ca 30 rem på 50 kms avstånd. Inga av dessa strål— doser är livshotande. Stråldoser på över 10 rem till ett foster kan i ca S% av väderlekssituationerna förekomma på upp till 10 kms avstånd men i 50% av fallen inte utanför 1 kms avstånd. Mot— åtgärder (uppehållande inomhus, ev. utdelning av jodtabletter, ev. evakuering) är huvudsakligen motiverade med tanke på strål— dosen i sköldkörteln.
Livshotande stråldoser i lungorna skulle förekomma om större mängder rutenium och cerium än de antagna skulle komma ut eller om de radioaktiva ämnena inte lyftes till högre höjder till följd av värmeutvecklingen. Katastrofens omfattning blir då starkt be— roende av förutsättningarna och någon meningsfull beräkning är svår att utföra. En katastrof av här antaget slag kommer sanno— likt att vara utsträckt i tiden och medge skyddsåtgärder, fram— för allt skydd inomhus, som kraftigt minskar stråldosen.
20
10
5 % ligger lägre
Helkroppsdosen efter olycka (Barsebäck)
5 % ligger högre
10 20 30
40 km
En motsvarande beräkning av den totala kollektivdosen för den antagna olyckan har inte genomförts. En approximativ uppskatt— ning ger värden av storleksordningen 106 — 10 manrem, beroende på vindriktning och väderleksförhållanden, beräknat som hel- kroppsdos. Kollektivdoserna till sköldkörtel och övriga organ av speciellt intresse i sammanhanget är av samma storleksordning.
Beläggning med radioaktiv jod över mycket stora områden i vind— riktningen kommer att kräva restriktioner beträffande mjölkan- vändningen om olyckan sker under betessäsongen. Beläggning med långlivat cesium—137 kan leda till restriktioner beträffande markanvändning och kräva saneringsåtgärder.
Statens offentliga utredningar 1977
Kronologisk förteckning
40. 41. 42 43. 44. 45. 46. 47. 48. 49. 50. 51. 52. 53. 54. 55. 58. 57.
58.
59.
60.
wwsowewpe
Totalförsvaret 1977—82. FÖ. Bilarbetstid. K. Utbyggd regional näringspolitik. A. Sjukvårdsavfall. Jo. Kvinnlig tronföljd. Ju. Översyn av det skatteadministrativa sanktionssystemet 1. B. Rätten till vapenfri tiänst. Fö. Folkhögskolan 2. U. Betygen i skolan. U. Utnkeshandelsstatistiken. E. . Forskning om massmedier. U.
Kommunal och enskild väghållning. K. . Sveriges samarbete med u-Iänderna. Ud. . Sveriges samarbete med u—länderna. Bilagor. Ud.
Handelsstalsindustrin inför 1980-talet. I. . Handelsstålsindustrin inför 1980—talet. Bilagor. I. . Översyn av jordbrukspolitiken. Jo.
Inflationsskyddad skatteskala. B.
. Radio och tv 1978—1985. U. Kommunernas ekonomi 1975—1985. 8. . Svensk undervisning i utlandet. U. . Arbete med näringshjälp. A. . Psykiskt störda lagöverträdare. Ju. Näringsidkares avbetalningsköp m. rn. Ju. . Båtliv 2. Registerfragan. Jo. . Kvinnan och försvarets yrken. Fö. . Revision av vattenlagen. Del 4. Förslag till ny vattenlag. Ju. Kortare väntetider i utlänningsärenden. A. . Konkurs—förvaltning. Ju. Elektronmusik i Sverige. U. . Studiestöd. U. . Konsumentskydd vid köp av begagnad personbil. Ju. . Allmänflygplats—Stockholm. K. . Inrikesflygplats—Stockholm. K. . lnrikesflygplats—Stockholm. Bilagor. K. . Ersättning för brottsskador. Ju. . Underhåll till barn och frånskilda. Ju.
. Folkbildningen I framtiden. U. Företagsdemokrati i kommuner och Iandstingskommuner. Kn.
Socialtiänst och sociaIförsäkringstillägg. S. Socialuänst och sociaIförsäkringstillägg. Sammanfattning. 5. Kronofogdemyndigheterna. Kn. Koncentrationstendenser inom byggnadsmaterialindustrin. I. Skyddad verkstad—halvskyddad verksamhet. A. Information vid kriser. H. Pensionsfrågor rn. m. S. Billingen. I. Översyn av de speciella statsbidragen till kommunerna. B. Översyn av rättshjälpssvstemet. Ju. Häktning och anhållande. Ju. Fusioner och förvärv | svenskt näringsliv 1969—73. H. Forskningspolitik. U. Sektorsanknuten forskning och utveckling. Expertbilaga 1. U. lnformation om pågående forskning. Expertbilaga 2. U. Forskning i kontakt med samhället. Expertbilaga 3. U. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. I. Energi — program för forskning, utveckling. demonstration. Bilaga A. 1. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga B. i. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga C. l. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga D. I.
61.
62.
63. 64. 65. 66. 67. 68.
69.
Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga E. I. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga F. I. Fortsatt högskoleutbildning. U. STUs stöd till teknisk forskning och innovation. I. Kommunernas gatuhållning. Bo. Patienten i sjukvården — kontakt och information. 5. Energi, hälsa, miljö. Jo. Energi, hälsa, miljö: Hälso— och miljöverkningar vid användning av fossila bränslen. Jo Energi, hälsa, miljö: Hälso» och miliöverkningar vid användning av kärnkraft. Jo.
Statens offentliga utredningar 1977
Systematisk förteckning
Justitiedepartementet
Kvmnlig tronföljd. [5] Psykiskt störda lagöverträdare. [23] Näringsidkares avbetalningsköp m.m. [24]
Revision av vattenlagen. Del 4. Förslag till ny vatienlag. [27] Konkursförvaltning. [29] Konsumentskydd Vid köp av begagnad personbil. [32] Ersättning för brottsskador. [36] Underhåll till barn och frånskilda. [37] Översyn av rättshjälpssystemet. [49] Häktning och anhällande. [50]
Utrikesdepartementet
Biståndspolitiska utredningen. 1. Sveriges samarbete med u- länderna. [13] 2. Sveriges samarbete med u—Ianderna. Bilagor. [14]
Försvarsdepartementet
Totalförsvaret 1977—8211] Rätten till vapenfn tJa'nst. [7] Kvmnan och försvarets yrken. [26]
Socialdepartementet
Socialutredningen. [. Somaltiänst och somaIförsa'kringstillagg. [40] 2. Socialtjänst och socialförsäkringstillagg. Sammanfattning. [41] Pensionsfrågor m. rn. [46] Patienten | Sjukvården — kontakt och information. [66]
Kommunikationsdepartementet
Bilarbetstid. [2] Kommunal och enskild väghållning. [ 12] Allmanflygplats—Stockholm. [33] Brommautredningen. 1. inrikesflygplats—Stockholm. [34] 2. inrikes- flygplats—Stockholm. Bilagor. [35]
E konomidepa rtementet Utrikeshandelsstatistiken. [10]
Budgetdepartementet
Översyn av det skatteadministrativa sanktionssystemet 1. [6] lnflationsskyddad skatteskala. [ 18] Kommunernas ekonomi 1975—1985. [20] Översyn av de speciella statsbidragen till kommunerna. [48]
Utbildningsdepartementet
Folkhögskolan 2. [8] Betygen i skolan. [9] Forskning om massmedier. [[ 1] Radio och tv 1978—1985. [19] Svensk undervisning | utlandet. [21] Elektronmusik i Sverige. [30] Studiestöd. [31] Folkbildningen i framtiden. [38] Forskningsrädsutredningen. 1. Forskningspolitik. [52] 2. Sektorsan- knuten forskning och utveckling. Expertbilaga 1.[53[ 3. Information om pågående forskning. Expertbilaga 2. [54] 4. Forskning i kontakt med samhället. Expertbilaga 3. [55[ Fortsatt högskoleutbildning. [63]
Jordbruksdepartementet
Sjukvårdsavfall. [4] Översyn av jordbrukspolitiken. [ 17]
Båtliv 2. Registerfrågan. [25] Energis och miljökommitten. 1. Energi, hälsa, miljö. [67] 2. Energi, hälsa, miljö: Hälso- och miljöverkningar Vid användning av fossila bränslen. [68] 3. Energi, hälsa, miljö: Halso- och miliöverkningar vid användning av kärnkraft. [69]
Handelsdepartementet
information vid kriser. [45] Fusioner och förvärv i svenskt näringsliv 196943. [51]
Arbetsmarknadsdepartementet Utbyggd regional näringspolitik. [3]
Arbete med näringshiälp. [22] Kortare väntetider i utlänningsärenden. [28] Skyddad verkstad—halvskyddad verksamhet. [44]
Bostadsdepartementet Kommunernas gatuhällning. [65]
lndustridepartementet
Handelsstälsutredningen. [. Handelsstålsindustrin inför 1980—talet. [15] 2. Handelsstälsindustrin inför 1980-talet. Bilagor. [16] Koncentrationstendenser inom byggnadsmaterialindusttin. [43] Billingen. [47] Delegationen för energiforskning. 1. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. [56] 2. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga A. [57] 3. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga B. [58] 4. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga C. [59] 5. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga D. [60] 6. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga E. [61] 7. Energi — program för forskning, utveckling, demonstration. Bilaga F. [62] S*TUs stöd till teknisk forskning och innovation. [64]
Kommundepartementet
Fötetagsdemokrati i kommuner och landstingskommuner. [39] Kronofogdemyndigheterna. [42]
